木片土壤渗滤系统对养猪废水处理效能及功能菌群的分析 68页

硕士学位论文木片土壤渗滤系统对养猪废水处理效能及功能菌群的分析PERFORMANCEOFWOODSOILINFILTRATIONTREATMENTONPIGGERYWASTEWATERANDANALYSISOFFUNCTIONALBACTERIA邓凯文哈尔滨工业大学2015年6月n国内图书分类号：X703.1学校代码：102113国际图书分类号：628.2密级：公开工学硕士学位论文木片土壤渗滤系统对养猪废水处理效能及功能菌群的分析硕士研究生：邓凯文导师：李建政教授申请学位：工学硕士学科：环境科学与工程所在单位：市政环境工程学院答辩日期：2015年6月授予学位单位：哈尔滨工业大学nClassifiedIndex:X703.1U.D.C:628.2DissertationfortheMaster’sDegreeinEngineeringPERFORMANCEOFWOODSOILINFILTRATIONTREATMENTONPIGGERYWASTEWATERANDANALYSISOFFUNCTIONALBACTERIACandidate：DengKaiwenSupervisor：Prof.LiJianzhengAcademicDegreeAppliedfor：MasterofEngineeringSpecialty：EnvironmentalSci.andEng.Affiliation：SchoolofMuni.&Env.EngDateofDefence：June,2015Degree-Conferring-Institution：HarbinInstituteofTechnologyn哈尔滨工业大学工学硕士学位论文摘要采用干清粪方式收集的养猪废水中仍然含有大量的有机物、氨氮、总磷、病虫卵等有害物质，若不经处理直接排放，不仅会造成环境污染还会危及人类健康。本研究对现有的土壤渗滤系统（SIT）进行工艺改进研究，通过向土壤填料中掺杂木片的方式构建了木片土壤渗滤系统（WSIT），并对该系统的启动方式和运行条件进行对比优化，同时采用荧光定量PCR技术对WSIT系统中的氮元素转化去除的微生物学原理进行分析。在WSIT的结构优化实验中，选取3个相同体积的反应器。1号反应器自下而上每间隔20cm设置一组隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶3；2号反应器渗滤柱中未设置隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶3；3号反应器未设置隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶4。研究表明，在表面水力负荷为0.2m3/m2∙d，温度控制为25℃的条件下，3个WSIT均能在40天左右启动成功并稳定运行，然而其对废水中污染物的去除效果有所差异。1号WSIT对废水中COD、NH+4-N和TN的去除率分别为67.3%、87.7%和24.7%，2号WSIT对COD、NH+4-N和TN的去除率分别为61.0%、84.9%和35.2%，而3号WSIT对COD、NH+4-N和TN的去除率分别为68.5%、94.5%和45.0%。隔板的消除削弱了WSIT与外界交换氧气的能力，使其内部的氧浓度更低，产生更多的厌氧或缺氧区域，然而，这并没有降低WSIT对COD和NH+4-N的去除能力，反而强化了其对TN的去除作用。填料中土壤比例的增加，使得WSIT内部微生物量随之增加，进而使WSIT对NH+4-N和TN的去除能力有所增强。表面水力负荷对WSIT对COD的去除能力影响不大，但是，其对NH+4-N和TN的去除有显著影响。当水力负荷提升至0.3m3/m2∙d后，WSIT对NH+4-N和TN的去除能力明显下降，去除率为80.8%和37.9%左右。WSIT填料中的木片，不仅能够提高填料床的机械强度，使之能够承受较高的表面水力负荷，还可作为缓释碳源，为系统中的反硝化脱氮作用提供一定量的碳源。由于干清粪养猪废水中碳源严重不足，WSIT对TN的去除主要是通过+-短程硝化反硝化途径实现的，进水中的NH4-N被氧化成NO2-N后，一部分被-还原成气态氮排出系统，另一部分进一步被氧化成NO3-N并随出水流出系统。通过荧光定量PCR对系统中与氮代谢有关的微生物数量的分析表明，在WSIT中，表层的微生物含量较低，这可能是由营养物质分布不均匀和高浓度的氨氮抑制所导致的，在滤床纵深0.2m处，细菌的拷贝数仅有3.55×107copies/μL。微生物主要聚集在滤床高度为0.4-1.0m的区域内，而这段区域也是废水中污染-I-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文物降解的主要区域。亚硝酸盐还原菌和氨氧化细菌（AOB）变化规律一致，说明WSIT对氮元素的去除主要依靠短程反硝化过程，其最大拷贝数分别为2.67×107和4.70×107copies/μL。在滤床纵深1.0-1.2m的区域内，营养物质的匮乏成为微生物生长的限制因素，导致其含量迅速降低，系统内细菌的总拷贝数为1.03×108copies/μL。关键词：养猪废水；土壤渗滤；混合填料；氨氮氧化；脱氮；微生物群落-II-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文AbstractPiggerywastewatercontainslotsofCOD,NH+4-NandTP.Ifitisdischargedwithoutanytreatment,itwillcauseenvironmentalpollution.Thisresearchcarriedoutastudyofimprovingprocessbasedonsoilinfiltrationtreatment(SIT),constructingawoodsoilinfiltrationtreatment(WSIT)bydopingwood-chipsintothesoilinfiltrationtreatment.Atthemeanwhile,thisresearchoptimizedthestartingmethodandoperatingconditionofthereactor,anddiscussedthemicrobiologicalmechanismofnitrogenremoval.TherewerethreeWSITswiththesamevolumeinthestudy.Therewere5clapboardsevenlyinfrombottomtotopNo.1WSITwiththewoodandsoilratio1:3.No.2WSITwasnotsetclapboardandfilledbywoodandsoilfor1:3.No.3WSITwasnotsetclapboardbutfilledbythewoodandsoilseparatorfor1:4.Underthesurfacehydraulicloadingof0.2m3/m2∙dand25℃condition,threeWSITcouldsuccessfullystartinabout40daysandstabilized,howevertheirremovalofeachcontaminantweredifferent.No.1WSIT’sremovalratioofCOD,NH+4-NandTNwasabout67.3%,87.7%and24.7%,respectively.AndNo.2WSITwasabout61.0%,84.9%and35.2%,No.3WSITwasabout68.5%,94.5%and45.0%.Theremoveofclapboardsweakenedtheoxygenexchangewiththeoutside.Howeveritdidn’treducetheremovalcapacityofCODandNH+4-N.Insteaditstrengthenedthedenitrification.Atthemeanwhile,thesoilratioincreased,theinternalbiomassincreased,therebytheremovalcapacityofNH+4-NandTNwasenhanced.ThechangeofsurfacehydraulicloadinghadlittleeffectsonCODremovalefficiency.ButitmadetheNH+4-NandTNremovalcapacityreducedremarkablelywhenthesurfacehydraulicloadingwas0.3m3/m2∙d.TheremovalratioofNH+4-NandTNdroppedto80.8%and37.9%respectively.ThewoodintheWSIT,notonlyimprovedthemechanicalstrengthofthepackedbed,sothatitcouldwithstandhighsurfacehydraulicload,butalsoplayedacertainroleinsustainedreleasecarbon.Duetoaseriousshortageofcarboninthepiggerywastewater,theremovalofTNwasmoreashort-denitrificationprocess.AfterinfluentNH+-4-NwasoxidizedintoNO2-N,onepartwasreducedtogaseousnitrogen,theotherpartwasfurtheroxidizedtoNO-3-Nflowingoutofthesystem.InWSIT,themicrobialpopulationinthesurfacewaslow,whichmightbecausedbyeithertheunevendistributionofnutrientsorammoniaconcentrationinhibition.At0.2mthecopynumberofbacteriawasonly3.55×107copies/μL.Andmicrobesmainlygatheredintheregion0.4-1.0m,whichwasthemainareaofwasterwatercontaminantsremoval.ThepopulationofdenitrificationbacteriaandAOBchangedsimilarly.ItshowedthattheremovalofnitrogeninWSITreliedmainlyonshort-denitrificationprocess.Andthemaximumcopynumberofdenitrification-III-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文bacteriaandAOBwereabout2.67×107and4.70×107copies/μL,respectivley.Intheregionof1.0-1.2m,thelackofnutrientswasthelimitingfactorformicrobialgrowth.Itcausedthemicrobialpopulationreduced.Thecopynumberofthetotalmicrobialwasabout1.03×108copies/μL.Keywords：piggerywastewater;soilinfiltrationtreatment;mixedfiller;ammoniumoxidation;dinitrafication;microbialcommunit-IV-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文目录摘要........................................................................................................................IABSTRACT.............................................................................................................III第1章绪论.........................................................................................................11.1课题背景及研究的目的和意义.................................................................11.2养猪废水处理技术发展与研究现状..........................................................21.2.1养猪废水的水质特征与处理难点............................................................21.2.2还田处理方法............................................................................................31.2.3自然处理方法............................................................................................31.2.4工程式处理方法........................................................................................41.2.5养猪废水处理存在的问题分析................................................................51.3生物脱氮技术研究现状............................................................................51.3.1传统生物脱氮技术....................................................................................61.3.2短程硝化-反硝化技术..............................................................................61.3.3同步硝化-反硝化技术..............................................................................71.3.4厌氧氨氧化技术........................................................................................81.4废水处理土壤渗滤系统............................................................................81.4.1SIT污水净化原理......................................................................................91.4.2SIT研究现状............................................................................................101.4.3SIT主要存在的问题................................................................................111.5课题的研究内容及技术路线...................................................................12第2章材料与方法...............................................................................................142.1实验装置和主要仪器..............................................................................142.1.1实验装置..................................................................................................142.1.2试验主要仪器设备..................................................................................142.1.3试验所用试剂..........................................................................................152.2试验废水来源与水质分析.......................................................................162.3WSIT的启动与调控运行........................................................................162.4水质指标检测方法..................................................................................162.5WSIT中功能菌群的分析........................................................................16-V-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文第3章WSIT的结构优化.....................................................................................203.1引言........................................................................................................203.2反应器1的启动运行效果分析...............................................................203.2.1对COD的去除效果分析.......................................................................203.2.2NH+4-N的转化与去除.............................................................................213.2.3对TN的去除效果分析..........................................................................223.3反应器2的启动运行效果分析...............................................................233.3.1对COD的去除效果分析.......................................................................243.3.2NH+4-N的转化与去除.............................................................................243.3.3对TN的去除效果分析..........................................................................273.4反应器3的启动运行效果分析...............................................................283.4.1对COD的去除效果分析.......................................................................283.4.2NH+4-N的转化与去除.............................................................................283.4.3对TN的去除效果分析..........................................................................313.5处理效能对比分析..................................................................................313.6本章小结.................................................................................................33第4章表面水力负荷对WSIT处理效能的影响及脱氮功能菌的分析............354.1引言........................................................................................................354.2表面水力负荷对WSIT的影响................................................................364.2.1对COD去除的影响...............................................................................364.2.2对NH+4-N去除的影响...........................................................................374.2.3对TN去除的影响..................................................................................394.2.4WSIT氨氮转化与脱氮效能分析............................................................404.3实时荧光定量PCR的标准曲线..............................................................414.4主要污染物及微生物数量在WSIT中纵向变化情况...............................434.4.1主要污染物在WSIT中纵向的变化情况..............................................434.4.2微生物量在WSIT中纵向的变化情况..................................................454.5本章小结.................................................................................................46结论.....................................................................................................................48参考文献：.............................................................................................................49攻读硕士学位期间发表的论文及其它成果.........................................................56-VI-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文哈尔滨工业大学学位论文原创性声明和使用权限.............................................57致谢.....................................................................................................................58-VII-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文第1章绪论1.1课题背景及研究的目的和意义我国作为养猪大国，生猪是肉类食品的主要来源，生猪养殖在农业中占主要地位。目前，我国养猪业正由传统养猪业向现代养猪业转变，包括养殖模式由散养向规模化养殖转移、区域布局由分散向重点区域转移、生产方式由数量型向质量型转移、生产能力由专业户向大集团转移[1]。生猪养殖业集约化发展的同时，其对环境的影响也日益突出。为方便交通运输和市场供应，大多数规模化养猪场位于城市近郊，未经处理的养猪废水的大量排放直接威胁城市生态环境。养猪场废水主要来源于猪粪、猪尿和场地冲洗水，污水产生量和水质特征与清粪工艺密切相关。规模化养殖场的清粪工艺主要有以下三种：（1）水冲粪：每天用水冲洗圈舍，混有粪尿的废水经干沟进入贮粪池内贮存；（2）水泡粪：在水冲粪工艺的基础上，混有粪尿的废水在粪沟内浸泡稀释成粪液，储存一定时间后再经干沟进入贮粪池内贮存；（3）干清粪：干粪由机械或人工清扫和收集，尿液及冲洗水经下水道流出，分别进行处理。采用干清粪方式收集的固态粪便具有如下特点：（1）粪便具有较低的含水率；（2）猪粪中COD、含氮化合物等营养成分高，具有较高的肥料价值，也便于采用发酵技术回收CH4等能源物质。干清粪方式用水量少，废水水量亦少，废水中的污染物含量相对较低，易于净化处理[2]。因此规模越大的养猪场采用干清粪的比例越高。但是，采用干清粪方式的养猪废水中仍然含有大量有机污染物、氨氮、总磷、病虫卵等有害物质，若不经处理直接排放进入自然水体后，水体的化学需氧量（COD）、生化需氧量（BOD）升高，水生生物大量增殖，消耗水中的溶解氧（DO），DO被耗尽后，水生生物大量死亡，水中有机物被厌氧微生物降解，水质恶化发臭[3]。而且，未经消化处理的猪尿液中的有机物在厌氧条件下分解产生恶臭气体，这些恶臭气体不仅造成温室效应，而且危害动植物与人体健康，对大气环境造成危害[4]。此外，干清粪养猪废水具有氨氮浓度高且有机物含量相对较低等特点，高浓度的自由氨对微生物有抑制作用，甚至使微生物失去活性，不利于对其进行生化处理。同时，针对干清粪养猪废水，如果不进行脱氮处理，氨氮的氧化将会导致受纳水体pH降低，造成水体酸化并产生恶臭气体，同时对人体健康造成极大危害。针对采用干清粪方式养猪场排放的养猪废水，目前的处理工艺主要有厌氧-1-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文-好氧法、序批式活性污泥法和曝气生物滤池法等，其脱氮原理主要是微生物的自养硝化和异养反硝化作用。这些处理工艺通常利用曝气方式进行充氧，利用微生物氧化废水中的有机物和氨氮。由于干清粪养猪废水含有较高浓度的氨氮，为氧化这些氨氮完成硝化作用，上述工艺所需的曝气量大大增加，这就导致了废水处理成本大大增加。异养反硝化作用需要碳源作为电子供体，加之微生物增殖对碳源的需求，通常要求废水中的碳（以COD计）氮（以总氮TN计）比为4以上才能获得较好的脱氮效果[5]。然而，干清粪养猪废水的碳氮比通常较低，无法满足异养反硝化的对碳源的需求。新兴的一些脱氮工艺，如CANON和Sharon-ANAMMOX等是根据自养反硝化原理研发成功的。这些工艺不仅脱氮效率高，而且几乎不需要碳源，尤其适合处理低碳氮比的有机废水，但是这些工艺运行条件苛刻且管理复杂，制约了其推广应用。综上所述，研发既经济高效又运行管理方便的处理技术，成为保证养猪行业的健康发展与环境可持续发展的重要需求。1.2养猪废水处理技术发展与研究现状1.2.1养猪废水的水质特征与处理难点养猪废水主要由以下几部分组成：猪尿、未清理干净的粪便残渣、饲料残渣和猪舍冲洗水等，其中，猪舍冲洗水是是养猪废水的主要成分，此外，有的养猪场的废水还包括生活污水[6]。养猪废水具有以下特点：（1）冲击负荷大：养猪废水主要是猪舍冲洗水，而大多数养猪场一般比较集中在一天中的某一时间段冲洗猪舍，在这一时间段内，废水集中排放量大，而在其他时间段废水量很小，废水的集中排放会对废水处理设施造成较大冲击[7]。（2）有机物及氨氮浓度高：根据养猪场清粪方式的不同，养猪废水的水质也有不同，采用水冲粪和干清粪方式的养猪废水中，平均COD分别达到12000和1250mg/L，平均氨氮（NH+[8]4-N）浓度分别为500和100mg/L。（3）治理难度大：在一天中，养猪废水定时排放，在一年中，养猪废水水量受季节影响波动大，同时，还含有高浓度的COD、NH+4-N等污染物，这给处理设施造成的极大的困难，目前，我国现有的处理工艺无法有效处理养猪废水，出水水质不稳定[9]。（4）可资源化利用：养猪废水中含有较高浓度的有机物，可利用沼气发酵技术回收能源，同时，处理后的养猪废水仍然含有氮磷等营养元素，可以用作肥料灌溉农田[10,11]。-2-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文目前，国内外养猪废水处理模式可归纳为三种：还田模式、自然处理模式和工程式处理模式[12]。1.2.2还田处理方法养猪废水作为肥料还田是一种传统的处理方法，适合于位于土地广阔、规模较小的养殖场和分散的农户养殖。该模式能够使养分循环利用，以实现污染物零排放。美国大部分养猪场仍然采用还田模式处理粪便废水，日本从20世纪70年代开始推广粪污还田利用的处理模式[13]。但是还田处理模式仍存在畜禽粪便传播疾病、烧苗、污染地下水等缺点[14]。国内大部分地区一般采用厌氧消化技术对养猪废水进行预处理，在降低其COD浓度的同时，回收沼气等清洁能源，而后再还田利用。这种组合式的处理方法，既可以有效避免过高的COD浓度引起农作物烂根的现象，同时还能减少温室气体的排放。1.2.3自然处理方法自然处理模式主要包括稳定塘和人工湿地等处理系统。其中，稳定塘工艺是利用人工修筑或天然的池塘作为水处理的构筑物，利用藻类、植物、微生物形成的一个藻菌互生体系完成废水净化过程，可以分为好氧塘、兼氧塘、厌氧塘、曝气塘和水生植物塘等。以兼氧塘为例，进入好氧塘的有机污染物，在好氧微生物代谢作用下，生成二氧化碳等分解产物，同时藻类微生物以这些分解产物作为营养物质，通过光合作用释放氧气，释放的氧气反过来又被好氧微生物利用。废水中的固体物质与生物尸体沉淀于塘底变成污泥，在厌氧发酵菌的作用下分解产生有机酸、醇等。这种模式在上个世纪于美国、澳大利亚以及东南亚等一些国家的养猪废水处理中应用较多。但是，自然处理方法存在诸多问题，例如产生温室气体和有害气体等，这些气体直接排放进入大气，从而带来二次污染的问题，因此，美国等一些国家近年来已不再采用自然处理方法，而是采用其他更环保高效的处理技术[15,16]。国内的南方地区仍然大多采用这种模式，常用于厌氧处理的后处理。如废水量为500m3/d的某规模化养猪场，该养猪场采用新型的组合工艺，即先经过厌氧发酵再进入兼氧塘，出水COD浓度稳定在3000mg/L，后续采用活性污泥法，出水水质达到GB18596-2001排放标准要求[17]。人工湿地是由人工建造和控制运行的与沼泽地类似的地面，将污水、污泥有控制的投配到经人工建造的湿地上，污水与污泥在沿一定方向流动。人工湿地具有较浅的水深、较高的初级生产率和较低的水流流速，同时在人工湿地中能够实现好氧和厌氧环境共存。人工湿地是利用土壤、人工介质、植物、微生-3-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文物的物理、化学、生物三重协同作用，通过吸附、滞留、过滤、氧化还原、沉淀、微生物分解、转化、植物遮蔽、残留物积累、蒸腾水分和养分吸收及各类动物的作用对污水、污泥进行处理的一种技术[18]。研究表明[19,20]，水蓼、大马蓼和风车草可以在COD和NH+4-N分别为2800mg/L和390mg/L以下的养猪废水中生长，香根草、海芋、高秆莎草、塘边藕、水莎草、象草和水芋等可以在COD和NH+4-N分别为1300mg/L和200mg/L以下的养猪废水中生长，水毛花可以在COD和NH+4-N浓度分别为1040mg/L和150mg/L以下的养猪废水中生长。1.2.4工程式处理方法工程式处理模式适用于规模较大、地处大城市近郊、经济发达、土地紧张和没有足够农田消纳粪污或进行自然处理的养猪场。随着城市化发展的加速，土地越来越紧张，世界许多国家均采用工程式处理方法处理养猪废水[12]。该模式主要包括物理-化学法和生化处理法等。1.2.4.1物理-化学处理技术物理方法一般是污水生化处理的预处理环节，通过格栅和固液分离机将猪粪中固态粪渣分离出来，以利于后续处理。化学方法是采用混凝、气浮法去除细小的悬浮物而达到固液分离净化污水，但该方法运行费用较高，严重限制了其应用。1.2.4.2生化处理技术生化处理技术主要包括厌氧处理、好氧处理以及二者相结合的综合处理方法。其中，厌氧生物处理法利用各种厌氧微生物在厌氧条件下对废水进行发酵处理废水的处理技术[21]。厌氧处理工艺有地埋式沼气池、折流式厌氧反应器（ABR）、升流式厌氧固体反应器（USR）、升流式厌氧污泥反应器（UASB）、内循环厌氧反应器（IC）等[22]。养猪废水含有高浓度的NH+4-N，在高pH条件下基本没有去除，同时，高浓度的NH+4-N在高pH的条件下以自由氨的形式存在，而自由氨对微生物的具有较强的毒性和抑制作用，因此，只使用厌氧方法无法实现对养猪废水的有效处理。为了使水质达到国家排放标准，通常采用厌氧与其他处理技术联合的方法。好氧工艺是通过曝气等手段提高废水中溶解氧（DO）的含量，同时利用处理构筑物中各种好氧微生物的代谢作用对污染物进行去除，使其稳定化、无害化的处理方法。微生物利用水中存在的有机污染物为底物进行好氧代谢，经过一系列的生化反应，逐级释放能量，最终以低能位的无机物稳定下来，达到无害化的要求。目前，针对厌氧处理后的养猪废水，多采用接触氧化法和活性污泥法等处-4-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文理工艺对其进行后续处理以满足排放标准。国内外对养猪废水的处理通常采用厌氧-好氧相结合的方法，在厌氧阶段的后续处理大多采用序批式活性污泥（SBR）工艺。赵君楠等[23]利用SBR处理高浓度养猪废水，COD、磷和凯氏氮（TKN）去除率最高分别可达96.37%、94.14%和99.38%。杨虹等[24]通过采用ABR反应器与好氧-缺氧ICEAS反应器串联工艺吹养猪场冲栏废水的实验研究中发现，在不外加碱度的条件下，NH+4-N的去除率小于60%，在外加（CaCO3）的条件下，NH+4-N的去除率达到了97%左右，COD去除率达到了95.5%左右。杨朝阵等[25]在固液分离-UASB-SBR工艺实验表明，COD和NH+4-N去除率分别在85%-95%之间和95%-98%之间，均可达标排放标准。TilcheA等[26]在利用SBR处理养猪废水的实验研究中发现，以原水启动运行SBR反应器，在超过1年的运行时间后，反应器能够稳定去除废水中的氮、磷和有机物，去除率均超过了98%。何连生等[27]在针对集约化养猪场厌氧消化液的实验研究中发现，通过调整SBR的周期、温度、水力停留时间等因素，可以实现对NH+4-N和TP的高效去除，去除率分别达到了94.3%和96.5%。1.2.5养猪废水处理存在的问题分析上述3种养猪废水处理方法均存在各自的缺点与不足。由于还田处理方法需要广阔的农田消纳废水，因此只适用于散户养殖或小型养猪场，而且猪粪容易导致疾病的传播，高浓度有机物和氨氮容易引起作物烂根和烧苗，同时污染地下水。自然处理方法占地面积大，适用于土地广阔且有自然坑洼的地带，而且会导致温室气体和有害气体释放进入大气，带来更严重的环境问题。工程式处理方法普遍需要专业的技术人员调控运行，且鼓风曝气带来较高的运行成本，对于采用水冲粪和水泡粪工艺的高浓度养猪废水，工程式处理方法能表现出较高的处理效能。然而，对于养猪废水厌氧消化液和采用干清粪方式的养猪废水，其有机物浓度较低但氨氮浓度较高，COD/TN较低，不利于传统的硝化反硝化脱氮过程，而且高浓度氨氮抑制微生物的活性，影响生化处理单元的处理效能，这类养猪废水的处理难点在于氨氮和总氮的去除，同时这也是本文研究的重点。1.3生物脱氮技术研究现状传统生物处理法的基本原理是微生物对氮元素的硝化和反硝化作用，目前比较成熟的工艺有A/O和A/A/O等。但该方法不能高效稳定地处理含有高浓度NH++4-N废水，主要原因有如下几点：（1）在较高pH的条件下，NH4-N主要以自由氨的形式存在，自由氨对微生物产生毒性和抑制作用，为了消除这一不利影响，必须通过回流的方式稀释原水；（2）硝化过程以氧作为电子受体，而-5-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文反硝化过程以有机物作为电子供体，这样对于高NH+4-N低COD的废水，不仅需要大量氧气，还必须投加大量碳源，以实现污染物的去除。近年来，许多学者对生物脱氮的新工艺原理进行了大量的研究和探讨，并取得了显著成果，发展出了许多新型的生物脱氮技术，主要包括：短程硝化-反硝化、厌氧氨氧化、同步硝化-反硝化（SND）等。同时，一些生态处理方法也被用于高浓度氨氮废水的处理。Mart1nez等[28]在利用土壤处理工艺处理养猪废水悬浊液的实验研究中发现，该工艺对COD、-TN和TP的去除率均能达到90%以上，出水中含有较低的有机物，但是NO3-N的浓度相对较高，主要是由土壤中对NH+4-N的氧化导致的。土壤处理工艺在去除废水中的有机物的同时，还具有较强的NH+4-N的氨氮去除能力，可以承受较高的NH+4-N负荷，此外，该工艺还具备一定的脱氮处理能力。1.3.1传统生物脱氮技术传统脱氮技术是利用微生物代谢去除氮元素的过程，主要包括氨化过程、硝化过程和反硝化过程，其代谢途径如图1-1所示[29]。其中，氨化过程是在氨化细菌的作用下，将有机氮分解转化为铵态氮。硝化过程主要由好氧自养型微生物参与完成。在有氧条件下，好氧自养型微生物利用无机碳源将铵态氮氧化成亚硝酸盐，然后进一步氧化成硝酸盐。反硝化过程是指在厌氧条件下，异养型反硝化细菌利用有机碳源将亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮的过程[30]。氨化过程硝化过程+-NO-有机氮NH4-NNO2-N3-N反硝化N2O过程N2图1-1生物脱氮过程示意图1.3.2短程硝化-反硝化技术短程硝化-反硝化过程是将硝化过程控制在亚硝酸盐阶段，不进行亚硝酸盐-6-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文--至硝酸盐的转化，从而实现NO2-N的积累，在以NO2-N作为电子受体直接进行反硝化反应[31,32]，其反应方程式可用式1-1和1-2表示。与传统的硝化反硝化技术相比，短程硝化反硝化具有如下优点[31]：好氧阶段节省25%的氧消耗量；缺氧阶段节省40%的碳源消耗量；反应速率快，以亚硝酸盐作为底物的反硝化反应速率是以硝酸盐作为底物的反硝化反应速率的1.5-2倍；剩余污泥产量低。影响亚硝酸盐积累的因素主要有温度、pH、游离氨（FA）浓度、污泥龄（SRT）和有机物浓度等[32]，这些参数的综合调控是实现短程硝化-反硝化的必要手段，如何在常温和连续流的条件下实现短程硝化-反硝化仍然是该脱氮技术的难点。3氨氧化细菌NH++O→NO−+HO+2H+（1-1）42222−1反硝化细菌111−NO2+CH3OH→N2+CO2+H2O+OH（1-2）2222尚会来等[33]以SBR处理生活污水时发现，在较高温度下（28±1℃），通过控制污泥龄在10天左右，可以成功实现短程硝化反硝化。在此基础上对完全亚硝酸型硝化的污泥（NO-2-N/NOx-N≈1）进行降温实验，每降低1℃运行一个多月，半年后不刻意控制温度，在经历了冬季10℃的低温后，常温和低温短程硝化反硝化均能稳定运行，亚硝化率始终维持在78.8%以上。实验发现温度的降低对于氨氧化细菌和亚硝酸盐氧化菌的活性都有很大的影响，但对于前者的影响要大于后者，26℃条件下的比氨氧化速率和比反硝化速率分别是10℃条件下的4.49和2.91倍。王欢等[34]利用序批示膜反应器（SBBR）处理养猪废水时发现，采用短程硝化反硝化预处理低碳氮比的养猪废水，可以实现COD和TN的部分去除，并控制出水氨氮和亚硝态氮浓度之比在约为1∶1，出水pH也维持在7.5～8.0左右，这有利于后续厌氧氨氧化过程的进行，全程COD和总氮平均去除率分别达到64.3%和49.1%。1.3.3同步硝化-反硝化技术根据传统的生物脱氮理论，硝化反应以氧作为电子受体，在有氧条件下进行，而参与反硝化过程的细菌是一类厌氧微生物，因此这二者的矛盾使得硝化和反硝化过程不能同步进行。然而，近年来大量实验研究表明硝化过程和反硝化过程可在同一反应池内进行，证明存在同步硝化反硝化现象[35]。对于这种现象，可以从物理学和微生物学两个方面解释。从物理学的角度看，在充氧过程中，氧的扩散使溶解氧在微生物絮体或生物膜表面产生浓度梯度，外层溶解氧浓度较高而内层浓度较低，这种微环境有利于好氧的硝化细菌和厌氧的反硝化细菌在生物絮体或生物膜内共同存在，从而发生同步硝化反硝化现象[36]。然而，生物学的解释从功能菌群的角度出发，目前已报导发现了好氧反硝化细菌和异-7-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文养硝化菌，它们可以在有氧条件下发生反硝化作用，能够直接把氨转化成气态氮。同步硝化-反硝化工艺与传统的脱氮工艺相比具有明显优势，如：缩短脱氮历程；节省碳源；降低动力消耗；降低处理成本等[37,38]。影响同步硝化反硝化工艺的主要因素有：溶解氧浓度、微生物絮体结构、氧化还原电位、有机碳源、水力停留时间、污泥龄等[38]。目前，对同步硝化反硝化工艺研究主要集中在氧化沟、生物转盘、生物流化床、SBR等反应器系统。1.3.4厌氧氨氧化技术厌氧氨氧化（ANAMMOX）工艺是由荷兰Delft大学在20世纪90年代提出的一种新型生物脱氮技术[39]。厌氧氨氧化的原理是在厌氧条件下，厌氧氨氧+-化菌以NH4-N和NO2-N作为底物，将其同时转化为氮气的氧化还原反应，其+-[40]中NH4-N是电子供体，NO2-N是电子受体，其反应方程式如式1-3所示。与传统的生物脱氮技术相比，厌氧氨氧化技术具有诸多优点。厌氧氨氧化菌是一种化能自养型微生物，以二氧化碳作为唯一碳源，因此不需外加有机物作为反硝化的碳源；厌氧氨氧化菌生长速度缓慢，世代时间长，约为11天[41]，因此该工艺的产泥量低；厌氧氨氧化菌对氧非常敏感，因此无需设置曝气工序，从而降低了工艺的能耗，同时节省了运行费用[42,43]。厌氧氨氧化的工艺原理决定了该技术是目前最为简单有效的脱氮工艺，特别是在低碳氮比废水的处理工程中尤为有效[44,45]。厌氧氨氧化工艺具有很好的发展前景，也有较高的市场应用价值，但是，由于厌氧氨氧化菌世代时间长且对环境要求苛刻，限制其工程应用。+--+NH4+1.32NO2+0.066HCO3+0.13H-→1.02N2+0.26NO3+0.066CH2O0.5N0.15+2.03H2O（1-3）1.4废水处理土壤渗滤系统土壤渗滤法（SIT，SoilInfiltrationTreatment）起源于传统的污水灌溉技术，是一种人工强化的污水生态处理技术。该技术要求将废水投配到填料床中，在废水向下流动的同时向周围渗透和扩散，并充分利用在地表下面的土壤中栖息的土壤动物、土壤微生物、植物根系以及土壤所具有的物理、化学特性将污水净化[46,47]。土壤渗滤法对COD、BOD、悬浮固体（SS）、NH3-N、TP、金属离子以及病原体都具有较好的净化效果。该技术具有诸多优点：（1）无需曝气和回流等工序，因此运行费用低；（2）构筑物结构简单，基建投资低；（3）对COD和NH+4-N等污染物的去除效能较高；（4）控制参数少，控制管理方便；（5）废水中的氮磷可以作为肥料灌溉农田，实现废水的无害化和资源化[48]。-8-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文1.4.1SIT污水净化原理在土壤渗滤系统中，污染物的净化机制可分为生物机制和非生物机制两种。通常情况下，在系统的启动初期，其内部的微生物尚未富集或表现出活性，因此，污染物的去除主要通过以物理化学为主导的非生物机制，包括过滤、截留、吸附、化学沉淀等过程。随着运行时间的推移，其内部的生态系统逐渐成熟稳定，土壤滤层中分布着大量的微生物。此时，污染物的去除是在生物机制和非生物机制共同作用下完成的。首先，污染物被土壤颗粒吸附或截留，然后，一部分污染物在微生物代谢作用下分解或转化，而另一部分通过化学反应生成沉淀物质，留在土壤滤层中。此外，土壤渗滤系统中还可种植植物，这些植物可以吸收废水中的氮和磷等元素作为营养物质，供其自身的生长，同时，植物根系能够向土壤中释放多种分泌物，这些分泌物有利于废水中污染物的去除[49]。值得一提的是，植物通过光合作用产生的氧气，可以通过其根系传递到土壤滤层中，这为好氧微生物提供了有利的生长环境。因此，土壤渗滤系统实质上是一个土壤—微生物—植物生态系统，污染物就是在该生态系统复杂而又相互关联的作用下被去除的。1.4.1.1SIT对有机物的去除在土壤渗滤系统中，废水中的有机污染物许多过程共同作用而被去除的，包括土壤滤层的过滤吸附作用、微生物的分解代谢作用和植物的吸收作用。在废水投配到土壤滤层的过程中补充了大量氧气，同时，表层的土壤滤层具有良好的通气性能，因此，大部分的COD是在表层被去除的[50]。滤层中的土壤颗粒为微生物的附着提供了良好的介质，因此，微生物在土壤颗粒表面形成了一层致密的生物膜，同时，在土壤颗粒之间还存在许多游离的微生物，这就导致了在这一区域的土壤滤层中微生物的种类和数量较多，COD能够快速地被微生物分解代谢而去除。在处理效果良好且运行稳定的土壤渗滤系统中，易被生物降解的COD在表层土壤滤层中被迅速去除，而在表层以下的土壤滤层中，可能存在厌氧区域，一些难降解的COD可能在这些区域被转化成易降解COD，从而进一步被去除。1.4.1.2SIT对氮元素的去除氮素循环是自然界中重要的生物化学过程，而土壤中的氮素转化又是一个非常复杂的过程，涉及-3到+5价之间的7个价态转化。其中，由土壤中微生物+-和植物消耗或生成的无机氮形态包括氨氮（NH4-N）、亚硝态氮（NO2-N）和-硝态氮（NO3-N），气态的氮元素则可能以氮气（N2）、一氧化二氮（N2O）、二氧化氮（N02/N2O4）及氨气（NH3）等形式存在。其中多数的氮元素只完成了+-从NH4-N至NO3-N间形态的转化，而氮元素的脱除主要通过反硝化细菌的作-9-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文用产生N+[51]2O和N2并进入大气的过程，而NH4-N挥发的过程非常微弱。因此，SIT对氮元素的转化与去除主要通过氨化、硝化和反硝化三个生物化学过程[52]。氨化过程是指废水中的有机氮在厌氧或好氧的条件下，通过氨化细菌的代谢作用转化成NH++4-N的过程，而NH4-N极易被土壤颗粒吸附。其次，在亚---硝化细菌和硝化细菌的作用下，NH3N被氧化成NO2-N和NO3-N，此时，随着土壤中NH--3-N浓度的降低，土壤颗粒恢复了对NH3N的吸附能力。最后，--由于土壤颗粒带负电荷，NO2-N和NO3-N很难被吸附而随水流下移，在SIT-下层的厌氧区域，反硝化细菌以有机物为电子受体进行反硝化作用，将NO2-N-和NO3-N还原成气态氮逸出SIT进入大气。表1-1总结了SIT中氮元素可能的转化和去除途径[53]。表1-1SIT中氮元素的转化与去除氮去除过程氮元素的转化与去除挥发NH3（aq）→NH3（g）氨化有机氮→NH4+-N+--硝化NH4-N→NO2-N→NO3-N-+硝酸盐氨化NO3-N→NH4-N--+反硝化NO3-N→NO2-N→NH4-NN2的固定N2→NH4+-N→有机氮+--同化NH4-N，NO2-N，NO3-N→有机氮吸附无形态上的转化+-NH4-N→NO2-NANAMMOX+-NH4-N+NO2-N→N21.4.1.3SIT对磷的去除在SIT中，磷元素的去除途径主要有土壤颗粒吸附、化学沉淀和生物吸收等，其中，化学沉淀是磷元素的主要去除途径[53]。由于SIT中存在大量的钙、铝和铁离子等，废水中的磷酸根离子与之发生化学反应并生成难溶性的磷酸盐，这部分磷酸盐被土壤填料吸附截留在SIT内，从而达到去除磷元素的效果[48]。国内外学者研究表明，废水中99%的磷元素都可以被SIT去除，并且在常年运行的SIT中未发现磷的吸附饱和现象[54,55]。通常情况下，矿物质含量较高且pH较高的土壤能更加有效的去除磷元素。1.4.2SIT研究现状目前，国内外学者对SIT的研究主要集中于以下几个方面：填料种类、填-10-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文料层高度、污染物去除与净化机理、表面水力负荷对污染去除效果的影响以及胞外聚合物（EPS）的含量变化等，并已取得了显著效果，如表1-2所示。表1-2土壤渗滤系统的研究成果研究内容主要研究成果文献生物陶粒：不易堵塞、生物量大、污染物去除效率高；[56]煤渣：可承受的表面水力负荷高，出水水质稳定；[57]填料种类粉煤灰、木炭、稻壳等：对磷和氨氮的吸附能力强、硝化过程完[58]全；[59]草炭土：氨氮和总氮的去除效率较高；土壤渗滤系统的有效高度通常为0.6-1.2m，填料层厚度越厚，污填料层高度[60,61]染物去除率越高有机物：填料吸附作用，异养菌分解代谢作用；[62]污染物净化氮元素：填料吸附作用，微生物氨化作用→硝化作用→反硝化作[63]与去除机理用；[64]磷元素：填料吸附作用，化学沉淀，生物同化作用；水力负荷土壤渗滤系统通常选用的表面水力负荷为0.01-0.05m3/m2∙d[60]胞外聚合物吸附污染物，一方面进行生物降解，另一方面增强迁移能力[65]1.4.3SIT主要存在的问题土壤渗滤系统是一种基于生态学原理的废水处理技术，具有出水水质稳定、受季节影响小和运行费用低等诸多优点[66]。但是，SIT仍然有一些问题有待解决，如处理效率低、系统容易堵塞、脱氮效果差和磷穿透问题等。（1）处理效率低前文已述，SIT主要通过滤床截留吸附、化学沉淀和微生物代谢等过程去除废水中的污染物，由于系统内有效填料体积和生物量有限，这大大影响了SIT对污染物的去除效果。针对这一问题，研究人员提出了以下几种解决对策：①改良填料。通过对SIT填料的改良，能够有效提高渗透速率，从而提高水力负荷[67]。②系统改进。在SIT内部自上而下分别设置布水层、通风层、填料层和承托层等，这一改进不仅大大增加了填料与污染物的接触面积，而且使SIT内部有更好的通风条件，同时也提高了系统的表面水力负荷，从而解决了系统处理效率低的问题[68]。（2）系统堵塞SIT在长期运行中易发生堵塞，缩短系统的使用寿命。造成系统堵塞的因素主要有以下几个方面：①废水中的悬浮物引起堵塞[69,70]；②微生物及其胞外聚合物的积累造成堵塞[69]；③污染物分解产生的气体（CO2、N2、CH4等）不能及-11-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文时排除系统，也易引起系统堵塞[71]。许多学者针对不同的原因提出了不同的解决方法：①通过格栅和厌氧等预处理手段，降低进水悬浮物含量，可以有效避免由悬浮物造成的系统堵塞问题；②减少进水的有机负荷，降低微生物的增殖速度，保证填料的孔隙率和含水率[72]；③选择孔隙率和渗透速率较高的填料，保证系统的水力负荷，防止发生系统堵塞[67]。（3）脱氮效果差在1.4.2.2中已经叙述，SIT对氮元素的去除主要通过微生物的氨化、硝化和反硝化作用等，最终将氮元素转化成气态氮的形式排出系统。然而，SIT的氧化还原电位不容易控制，氨化、硝化和反硝化细菌的最适生长环境不能得到很好保证，因此，SIT中不易发生氮元素的去除过程[73]。但是，采取一系列的强化措施，可以弥补SIT对氮元素去除效果差这一缺点，主要措施包括：①通过设置通风管或选择孔隙率较大的填料，增加系统内部的氧浓度，从而增加NH-3N的氧化率[59]；②在SIT系统底部设置一定高度的淹没水位，形成厌氧环境，从而保持溶解氧在0.15mg/L以下，确保反硝化过程的顺利进行[74]；③为反硝化细菌提供电子受体——碳源，保证五日生化需氧量（BOD5）/TN>3-5，使反硝化细菌具有良好的活性，保证反硝化过程的顺利进行。（4）磷穿透问题在1.4.2.3中已经叙述，SIT主要通过化学沉淀的方式去除废水中的磷元素，然而，长期运行的SIT会出现填料的吸附饱和现象。如果向填料中添加含有较多钙、镁和铝等阳离子的物质，可以有效提高SIT对磷元素的去除效果[75]。1.5课题的研究内容及技术路线对于存栏量1000头以下且采用干清粪方式猪场，其废水水质有如下特点：NH+4-N含量较高、COD/TN较低且pH略大于7，这种废水不能直接向环境中排放，需要做进一步有效处理。虽然A/O和SBR等处理方式具有占地面积小且处理效率高等优点，但是这些处理方式均需要专业人员运行管理，且运行成本高，不适用于农村中小规模养猪场的废水处理。鉴于此，本研究致力于改进一种低成本且运行管理方便的土壤渗滤系统，使其在经济性和可操作性上有所提高，更易于被养猪农户接受。本研究在现有的SIT基础上开展工艺改进研究，通过向土壤填料中掺杂木片构建了木片土壤渗滤系统（WoodSoilInfiltrationTreatment，WSIT），并对该系统的启动方式和运行条件进行对比优化，同时探讨其对氮元素转化去除的微生物学原理。为实现这一研究目标，制定了如图1-2所示的技术路线，主要研究内容如下：（1）前期背景资料搜集。对哈尔滨郊外某养猪场的废水水质进行监测和分-12-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文析，了解试验用养猪废水的水质特征。（2）实验装置构建。查阅相关文献资料确定试验用WSIT模型的尺寸、填料高度和表面水力负荷等设计参数，搭建反应器模型。（3）反应器启动及调控运行。考察不同条件下的WSIT的启动情况，包括不同木片与土壤的比例和不同通气条件对WSIT启动效果的影响，考察COD、+--NH4-N、NO2-N和NO3-N等主要污染物的去除与转化情况。在WSIT启动成功后，考察不同表面水力负荷对污染物去除的影响。（4）在WSIT最佳运行工况下，利用实时荧光定量PCR技术，对WSIT纵向具有脱氮基因的微生物进行检测，讨论其与氮元素去除的相关性。养猪产业发展状养猪废水水质调养猪废水处理技况调研查与分析术调研现有养猪废水处理技术存在的问题及解决对策木片土壤渗滤处理技术的确定木片土壤渗滤处理装置的设计与制作设置隔板未设置隔板未设置隔板（木片：土壤为1∶3）（木片：土壤为1∶（木片：土壤为1∶3）4）滤床构造形式的确定（木片：土壤为1∶4）表面水力负荷对系统污染物沿深度微生物群落沿滤床深处理效能的影响的去除规律度的更迭规律养猪废水木片土壤渗滤处理技术图1-2研究的技术路线图-13-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文第2章材料与方法2.1实验装置和主要仪器2.1.1实验装置实验所用的WSIT反应器为有机玻璃圆柱制成，如图2-1所示。1号和2号反应器尺寸相同，直径为15cm，有效高度1.2m，总高1.5m，有效体积为21.2L，底部设有一容积约为0.6L的圆锥体，用于废水的收集和排放。两个WSIT反应器自下而上依次填有5cm厚的承托层、110cm高的木片-土壤层和5cm厚的布水层。其中，承托层由直径为5mm左右的砾石铺设而成，布水层由尺寸为1.5-2.5×1-1.5×0.2-0.4cm的碎木铺成。渗滤层由用水浸透的松木片与土壤混匀填装而成，其中，木条尺寸为3-5×2-3×0.2-0.4cm，土壤为经研磨后用200目试验筛筛分后的苗圃内腐殖土。不同的是，1#WSIT侧面共设置6个采样口，用于填料的采集，而2#WSIT侧面共设置5个采样口，每个采样口的位置对应设置一组间隔为5cm的隔板，强化WSIT的通气条件。a）布水头b）布水头布水层布水层取样口取样口隔板隔木片-土木片板-土壤层壤层蠕动泵蠕动泵渗渗滤滤水水柱柱箱承托层箱承托层出水口出水口图2-1试验装置示意图2.1.2试验主要仪器设备试验所用主要仪器如表2-1所示。-14-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文表2-1主要仪器设备设备名称型号制造厂商离心机5148德国EppendorfPCR扩增仪PE9700BiometraTgradient电泳仪PAC10Bio-Rad超纯水系统MF1-A10Milipore恒温培养箱SPX-150B天津市泰斯特仪器有限公司恒温震荡培养箱HZQ-C哈尔滨东联电子技术开发有限公司恒温水浴锅HH-5金坛市亿通电子有限公司COD消解仪CR3200WTWpH计DELTA320MettlerToledo高压灭菌锅YXQ-LS-30S上海博迅实业有限公司医疗设备厂超净工作台DL-CJ-ZND北京东联哈尔仪器制造有限公司分光光度计UV-2100日本岛津TN测定仪multiN/C-2100s德国Analytikjena蠕动泵YZ515X保定兰格恒流泵有限公司2.1.3试验所用试剂本试验所用试剂如表2-2所示。表2-2主要试验试剂试剂名称生产厂商DNA提取试剂盒MOBioLaboratoriesExTaq酶大连TaKaPaIPTGSigmaX-galSigma琼脂糖Bioweat氨卞青霉素Sigma胰蛋白胨Oxoid酵母提取物Oxoid琼脂OxoidDNA分子量标准DL2000大连TaKaPaρMD18-T载体大连TaKaPa大肠杆菌感受态细胞DH5α大连TaKaPa胶回收试剂盒大连TaKaPa其它化学试剂国产分析纯级试剂-15-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文2.2试验废水来源与水质分析试验废水取自哈尔滨市郊某养猪场。该养猪场采用干清粪的清粪方式，产生的废水主要由猪尿和猪舍冲洗水组成，其水质如表2-1所示。该废水的COD和NH+4-N平均浓度分别为210.0和268.5mg/L，其COD/TN的平均值只有0.64，是一种典型的高氨氮、低C/N比废水。表2-3试验废水水质NH4+-NNO2--NNO3--NCODpHCOD/TN(mg/L)(mg/L)(mg/L)(mg/L)平均值8.4274.800.250.29222.090.64最大值8.9334.220.801.22359.151.61最小值7.9222.280.040.0114.120.332.3WSIT的启动与调控运行如图2-1所示，废水由蠕动泵按设定流速提升到WSIT顶部，滴落至布水层，而后经过滤床过滤后由底部的椎体收集并排出。试验共涉及3个WSIT反应器。1号反应器如图2-1b）所示，自下而上每间隔20cm设置一组隔板，共5组，每组隔板间隙为3cm，填料中木片与土壤的比例为1∶3。2号反应器如图2-1a）所示，渗滤柱中未设置隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶3。3号反应器与2号反应器结构一致，不同的是，填料中木片与土壤的比例为1∶4。在表面水力负荷为0.2m3/m2·d，温度控制为25℃的条件下，以原水为基质，分别启动1、2和3号反应器，并监测COD、NH+--4-N、NO2-N、NO3-N和pH的变化情况。依次改变3号反应器的表面水力负荷至0.1和0.3m3/m2·d，同时监测COD、NH+--4-N、NO2-N、NO3-N和pH的变化情况。2.4水质指标检测方法COD、NH+--4-N、NO2-N和NO3-N等常规水质指标均采用国家标准方法检测（表2-4）[76]。其中，pH采用pH计测定，TN采用德国Analytikjena公司生产的multiN/C-2100s仪器测定。2.5WSIT中功能菌群的分析（1）样品的采集在3号反应器以0.2m3/m2·d的表面水力负荷稳定运行阶段，分别从6个采样口中取出土壤填料，编号为0、1、2、3、4和5，放置于5mL离心管中，于-16-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文-20℃保存备用。表2-4常规分析项目及测定分析项目分析方法参考文献COD重铬酸钾法[76]NH4+-N纳氏试剂光度法[76]NO2--NN-(1-萘)-乙二胺光度法[76]NO3--N麝香草酚法[76]（2）土壤样品DNA的提取本试验中DNA的提取采用PowersoilDNA提取试剂盒，按厂家说明说做如下操作：用PBS磷酸缓冲液清洗样品，以除去表面吸附的杂质，称取0.25g样品于PowerBeadTubes中，加入60μL溶液C1于漩涡振荡器振荡15min，然后用高速离心机于11000转/min离心30S，上清转移至干净的离心管中，加入250μL溶液C2，振荡5S，置于4℃环境5min，再次高速离心1min，舍弃底部残渣后，移至另一个干净的2mL离心管中，加入200μL溶液C3，振荡5s，再次于4℃静置5min，然后于11000转/min离心1min。取650-700μL上清转移至干净的2mL离心管中，加入1200μL溶液C4，振荡5S。将600μL上述混合液转移至带有滤膜的离心管中，然后于离心1min，弃掉接液管中的液体（共2次）。向滤膜的离心管中加入500μL溶液C5进行清洗，然后高速离心30s，弃掉接液管中的液体，然后离心甩干。将滤膜置于一个干净的离心管中，向滤膜的中央加入50-100μL溶液C6清洗DNA。提出的样品总DNA，取2μL用1%（M/V）的琼脂糖凝胶电泳检测，剩余部分存于-20℃冰箱里备用。（3）标准物制备PCR反应采用16sf和16sr、amoA，基因对的引物序列如表2-5所示。表2-5试验用基因对的引物序列引物名称引物序列文献16s1055FATGGCTGTCGTCAGCT16s[77]16s1406RACGGGCGGTGTGTACamoA1FGGGGTTTCTACTGGTGGTamoA[78]amoA2RCCCCTCKGSAAAGCCTTCTTCnirS2FTACCACCCSGARCCGCGCGTnirS[79]nirS3RGCCGCCGTCRTGVAGGAAPCR反应条件：10×PCRbuffer3μL-17-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文Extaq0.5μLDNTP2.4μL引物各0.6μL模板0.8μL超纯水22.1μL共计30μLPCR具体控制过程：195℃10min295℃1min316s53℃、amoA60℃、nirS℃45s472℃1min循环2-4步骤35次572℃10min64℃保存（4）DNA纯化本试验中DNA的纯化采用AXYGEN纯化试剂盒，按照说明书进行如下操作：在紫外灯下切下含有目的DNA的琼脂糖凝胶，并计算凝胶体积（100mg=100μL）。加入3个凝胶体积的BufferDE-A，混合均匀后于75℃加热，间断混合直至凝胶完全熔化。加入0.5个BufferDE-A体积的BufferDE-B，混合均匀，并加入1个凝胶体积的异丙醇。将混合液转移到DNA制备管中，12000×g离心1min，弃滤液。加入500μL的BufferW1，12000×g离心30s，弃滤液。加入700μL的BufferW2，12000×g离心30s，重复2次，然后离心甩干。将制备管置于干净的1.5mL离心管中，加入25μL的Eluent，室温静置1min，12000×g离心1min洗脱DNA。（5）连接PCR产物和质粒用10μL的反应体系进行连接反应，具体组成如下：10倍ligasebuffer5μLpMD18-T载体1μLPCR扩增产物3μL超纯水1μL16℃反应1小时。（6）转化与克隆鉴定在50μL的感受态细胞中加入5μL连接液，混合均匀后冰浴30min。然后42℃热激90s再迅速转移至冰浴中，使细胞冷却90s。向各个离心管中加入800μL的LB培养基，于37℃摇床内培养1小时，使细胞复苏。在超净工-18-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文作台中，转移细胞悬浊液50μL于含有Amp的LB平板上，同时加入40μLX-gal和7μLIPTG，均匀涂板。将平板倒置于37℃培养箱中，恒温培养12小时。挑选白色阳性克隆子，进行穿刺培养，然后交上海生物工程技术服务有限公司进行测序。（6）细胞的富培将测序结果与GenBank的Blast比对，比对结果与已知的基因同源性达90%以上，表明重组质粒可以作为RT-PCR分析的标准DNA。挑取对应的菌落于1mL含有Amp的LB培养基中，37℃恒温摇床培养1小时，再将培养后的细菌悬浊液全部转移到10mL含有Amp的LB培养基中，37℃恒温摇床培养12小时。（7）质粒的提取富集培养后的细菌悬浊液用上海华舜生物技术有限公司的质粒提取试剂盒提取质粒DNA，测定其浓度并计算拷贝数。（8）标准曲线的绘制将提取的质粒DNA以十倍梯度进行稀释，每个梯度设置3个重复，以不同浓度标准品作为模板进行RT-PCR反应，并绘制标准曲线，RT-PCR反应在ABI7500荧光定量PCR仪上进行。RT-PCR反应体系组成如表2-6所示。表2-6RT-PCR反应体系组成组成成分SupperDNA模板前引物后引物超纯水共计mix用量10μL0.8μL0.5μL0.5μL8.2μL20μL本研究中荧光定量PCR反应程序均采用以下条件：95℃→95℃→53℃，40个循环。30s5s40s（9）DNA样品的检测以提取的土壤DNA为模板，进行实时荧光定量PCR检测，每个样品重复3次，依据荧光定量PCR标准曲线，计算WSIT中功能菌的拷贝数。-19-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文第3章WSIT的结构优化3.1引言通常条件下，影响WSIT中污染物去除效率的主要因素包括通风条件和填料组成及配比等。通风条件直接影响渗滤柱内的氧浓度，进一步影响微生物对COD的降解效率和硝化进程，同时也对反硝化作用有明显影响。而填料配比决定了WSIT内的生物量，这直接影响了WSIT对废水中污染物去除与转化的效率。本章内容共涉及3个WSIT反应器，1号反应器如图2-1b）所示，自下而上每间隔20cm设置一组隔板，共5组，每组隔板间隙为3cm，填料中木片与土壤的比例为1∶3。2号反应器如图2-1a）所示，渗滤柱中未设置隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶3。3号反应器与2号反应器结构一致，不同的是，填料中木片与土壤的比例为1∶4。这3个反应器具有不同的通风条件和填料配比，分别考察其对废水中污染物的去除能力，优化WSIT的结构模型。3.2反应器1的启动运行效果分析3.2.1对COD的去除效果分析WSIT对COD的去除基质主要包括过滤、吸附和微生物的降解作用，其中微生物降解是最为主要的去除途径[80]。如图3-1所示，在为期50天的启动与运行过程中，平均进水COD浓度为241.94mg/L，出水COD逐渐降低并趋于稳定，在稳定时期（40-50天），出水COD为78.38mg/L左右，平均去除率为67.3%。在反应器启动初期，WSIT系统对COD的去除效率显著提高，使进水和出水COD浓度表现出了很大差异，然而启动初期生物量较低，COD的去除主要是通过木片和土壤的吸附作用实现的[81]。土壤中存在大量可以降解COD的异养微生物，随着反应器运行时间的延长，这些异养微生物开始萌发和富集生长，在木片和土壤颗粒表面形成生物膜，是系统内生物量显著提高。在废水流经填料的过程中，COD被生物膜吸附，同时，被生物膜中的异养微生物分解代谢，这正是反应器表现出出水COD浓度逐渐降低，系统COD去除效率逐渐升高的原因。然而，在反应器运行的稳定时期，出水中仍然有80mg/L左右的COD无法去除，其主要原因可能有以下两点：（1）由于表面水力负荷过大，滤床中的过水流速过大，这部分COD来不及被生物膜吸附去除；（2）WSFI滤料中的木片溶出的木质素和养猪废水原水中本身存在的无法被微生物利用的难降解有机物，均不易被系统内微生物降解，并随出水流出WSIT。-20-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文300100902508070200）60%1505040COD(mg/L)100去除率（302050100005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-11号WSIT的进出水COD浓度及去除率+3.2.2NH4-N的转化与去除1号WSIT进出水NH+4-N变化情况如图3-2所示，在50天的运行期间内，进水NH+4-N浓度为267.09mg/L。伴随COD去除率在第40天后达到相对稳定（图3-1），1号WSIT对NH+4-N的去除也同步趋于稳定。在稳定区间（40-50天）内，1号WSIT平均出水NH+4-N浓度为32.10mg/L，平均去除率为87.7%。NH+4-N在土壤渗滤系统中的迁移转化是一个复杂过程，包括了挥发和吸附等物理作用和硝化、反硝化、厌氧氨氧化等生物作用，而微生物的硝化与反硝化作用被认为是氮素去除的主要途径[82]。1号WSIT出水NH+4-N变化趋势与出水COD相同，缓慢下降并趋于稳定。在反应器启动运行的前10天，1号WSIT的进出水NH+-4-N浓度表现出显著差异，然而，出水中未检测出NO2-N（图3-3），这可能是由木片与土壤的吸附作用导致的。土壤颗粒带有负电荷，而NH+4-N带有正电荷，所以当废水流经滤床时，NH+4-N容易被土壤颗粒吸附。从运行的第10天开始，系统出现NO-2-N的积累，但在第16天达到最大值31.72mg/L后迅速下降，说明在WSIT中AOB已经富集并发挥作用。此时，1号WSIT出水的NH++4-N浓度逐渐降低，这一降低正是由AOB将NH4-N氧化造成的。由于在NH++4-N被AOB氧化的过程中会生成H，出水的pH值的同步降低，也能说明1号WSIT出水NH++4-N浓度的下降是由AOB氧化NH4-N造成的。WSIT出现NO--3-N积累度的时间要滞后出现NO2-N积累度4天左右（图3-3），自第14天开始迅速攀升，在第40天后趋于稳定，平均浓度为217.47mg/L。-21-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文3501009030080）25070）mg/L60%20050浓度（15040-N+去除率（410030NH2050100005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-21号WSIT的进出水NH4+-N及去除率1号WSIT在第10-24天期间内出现了明显的NO--2-N积累现象，而NO2-N的积累为NOB的富集和活性提高奠定了物质基础，NOB活性的迅速上升，使出水NO--3-N浓度迅速攀升，而NO2-N积累现象随之消失，说明1号WSIT的NH+4-N转化从短程硝化演变到了全程硝化，可见1号WSIT内部隔板的设置提高了氧气在系统中的传质和利用效率。在第24天后的运行中，1号WSIT再未出现NO--2-N的积累现象，而NO3-N浓度则一直保持在较高的水平。然而，在运行的第36天，1号WSIT的出水NO-3-N浓度明显降低，这一降低并不是微生物的反硝化作用贡献的。从pH的变化趋势可以看出，在运行的第36天，pH没有明显的上升，而微生物的反硝化作用消耗H+则会引起pH的上升。对比1号WSIT进出水NH+4-N的变化情况（图3-2），在运行的第36天，进水的NH+4-N浓度出现波动，下降了约50mg/L，虽然这一波动没有对1号WSIT出水NH+-4-N浓度造成显著影响，但是引起了出水NO3-N浓度的骤降。3.2.3对TN的去除效果分析如图3-4所示，在50天的运行期间内，1号WSIT的进水TN平均浓度为337.43mg/L。由于原水中的氮元素主要以NH+4-N的形式存在（表2-3），并且在启动初期1号WSIT内的生物量较低，微生物活性较差，因此，在启动运行的前10天，出水TN浓度与出水NH+4-N浓度基本一致，TN的去除同样依靠木片土壤填料的吸附作用完成。从第10天开始，1号WSIT的硝化功能得到显著强化（图3-3），出水中的NO-3-N浓度逐渐升高，出水TN浓度也随之升高。在1号WSIT运行40天后，出水中的TN浓度趋于稳定，此时，系统的硝化和-22-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文反硝化作用达到平衡，出水TN的平均浓度为249.70mg/L，TN去除率为24.7%左右。3001092508）7200mg/L61505pH浓度（4-N100X3NO25010005101520253035404550时间（天）出水NO₂‾-N出水NO₃‾-N进水pH出水pH图3-31号WSIT在运行期间NOX-N和pH的变化情况。土壤渗滤系统氮的去除主要通过以下四种途径完成，即氨氮挥发、土壤吸附、同步硝化反硝化和厌氧氨氧化[83-85]。在为期50天的启动运行过程中，1号WSIT的进水pH始终处于7.0-8.5的范围（图3-3），废水中的氨氮几乎都以NH+4-N的形式存在，而且系统内温度控制为25℃左右，不易发生氨氮的挥发作用，以此途径除氮效果不显著的[86]。对于1号WSIT，木片和土壤的吸附作用在启动初期的NH+4-N和TN去除中发挥了重要作用（图3-2和图3-4）。但随着运行时间的延续，木片和土壤的吸附作用逐渐达到饱和，而1号WSIT系统内的各类功能菌群得以富集增长，NH+4-N和TN的去除机制由物理吸附转变为生物转化[86]。3.3反应器2的启动运行效果分析上文的研究结果表明，带有隔板的1号WSIT对COD和NH+4-N均有较高的处理能力，去除率分别达到了67.3%和87.7%左右。然而，带有隔板的WSIT对TN的去除能力不足，平均去除率只有24.7%左右，出水中仍然残留约249.7mg/L的TN。这可能是由于隔板的存在强化了WSIT内的通风条件，使其内部的溶解氧浓度较高，而反硝化过程需要缺氧或厌氧环境，较高的溶解氧浓度并不利于反硝化的进行。因此，在本节的研究中，以不带隔板的2号反应器为基础，以原水为基质，在表面水力负荷为0.2m3/m2·d的条件下，考察其对废水中各污染物的去除效果。-23-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文4001009035080300）70250）60%mg/L2005040浓度（15030去除率（TN1002050100005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-41号WSIT进出水TN及去除率3.3.1对COD的去除效果分析如图3-5所示，在为期50天的启动运行阶段内，进水受原水水质影响波动较大，COD浓度在160.00-359.15mg/L范围内频繁波动，平均进水COD浓度为217.20mg/L。在2号WSIT启动初期，出水COD随进水COD出现相应的波动，直至40天后，虽然进水COD的波动较大，但出水COD仍然能够保持相对稳定的状态，说明系统达到了稳定时期（40-50天），平均出水COD浓度为75.33mg/L，平均去除率达到58.2%左右，说明WSIT具有一定的抗COD负荷冲击能力。与1号反应器相比，2号反应器未设置隔板，这改变了WSIT内的通风条件，影响了WSIT内部的溶解氧浓度。然而，在COD去除能力方面，2号反应器与1号反应器基本一致，隔板的去除没有影响WSIT对COD的去除效果，两个反应器在稳定阶段的出水COD浓度基本相同。+3.3.2NH4-N的转化与去除图3-6所示为2号WSIT进出水NH+4-N浓度及去除率的变化情况。在为期50天的运行期间内，2号WSIT的平均进水NH+4-N浓度为275.40mg/L。在运行的前10天，2号WSIT的出水NH+4-N浓度均处于较低水平，平均为48.23mg/L。然而，自第10天开始，2号WSIT的出水NH+4-N浓度有小幅升高，但在随后30天的运行期间里，总体呈逐渐降低趋势，至第40天趋于相对稳定。在稳定阶段内（40-50天），2号WSIT的出水NH+4-N浓度为40.60mg/L左右，-24-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文平均去除率达到85.0%。400100903508030070））25060%mg/L20050（40150COD30去除率（1002050100005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-52号WSIT进出水COD及去除率对比1号WSIT在稳定期间对NH+4-N的去除情况（图3-2）发现，1号和2号WSIT的进水NH++4-N浓度基本相同，并且经过系统处理后，出水NH4-N浓度也基本相同。这说明隔板的设置对WSIT去除NH+4-N的能力几乎没有影响。虽然2号WSIT没有设置隔板强化通风条件，但其内部的氧仍能满足NH+4-N的氧化，并保持相对较高的NH+4-N去除效果。3501009030080）25070）mg/L60%20050浓度（15040-N+去除率（410030NH2050100005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-62号WSIT进出水NH4+-N及去除率图3-7所示为2号WSIT运行期间内进出水中的NOx-N和pH的变化情况。-25-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文如图所示，其变化趋势与1号WSIT大致相同，在运行的前12天，2号WSIT出水中基本检测不到NO--2-N和NO3-N的存在，说明系统内的硝化细菌尚未得到足量的富集，亦或是未能表现出较高的活性。从第12天开始，系统内逐渐出现NO--2-N积累现象，但在第20天出水NO2-N浓度达到最大值62.71mg/L后迅速下降，并在第26-50天稳定维持在14.10mg/L左右。2号WSIT出现NO-3-N积累现象的时间要滞后于NO-2-N4天左右，第16天开始迅速升高，并在第26天后趋于稳定，在第40-50天的稳定运行期间内，出水中NO-3-N平均浓度为148.84mg/L。伴随着NH+-4-N的氧化和NOx-N的大量生成，在第8-20天，2号WSIT系统出水pH值呈现下降趋势，最低时仅为5.54。随着2号WSIT的继续运行，出水pH逐渐上升，虽然出水中NO-+3-N浓度基本不变，但是出水NH4-N浓度有所下降，这表明系统具有一定的短程反硝化或者厌氧氨氧化脱氮作用。当2号WSIT的硝化和反硝化作用达到动态平衡时，其出水的pH也逐渐趋于稳定，平均值为6.46左右。对比1号和2号WSIT，二者的平均出水NO-3-N浓度分别为215.79mg/L和148.84mg/L，平均出水pH分别为5.42和6.46。2号WSIT出水pH显著高于1号，而2号WSIT的出水NO--3-N浓度明显低于1号，因此出水NO3-N积累率得到显著降低，这说明不加隔板的2号反应器内部可以形成更多的缺氧或厌氧区域，更利于反硝化脱氮过程的进行。1801016098140）71206mg/L100（5pH80-N4X60NO34022010005101520253035404550时间（天）出水NO₂‾-N出水NO₃‾-N进水pH出水pH图3-72号WSIT运行期间NOX-N和pH的变化情况-26-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文3.3.3对TN的去除效果分析如图3-8所示，2号WSIT的进水TN平均浓度为330.58mg/L，出水TN的变化规律与1号WSIT相似。在运行的前10天，2号WSIT的出水TN表现出与NH++4-N变化一致的规律，这是由于进水TN以NH4-N为主，且在启动初期系统内生物量较低，微生物代谢活性尚未得到加强。自第10天开始，出水TN浓度迅速上升，这说明系统内木片与土壤填料对废水中TN的吸附能力已基本饱和。与此同时，系统内的微生物代谢作用开始显现并在氮元素的转化过程中发挥主导作用，出水中的NO-x-N浓度迅速上升（图3-7），这也导致出水中TN浓度迅速升高。在第25-50天的运行中，2号WSIT对TN的去除能力趋于稳定，在第40-50天的稳定运行期间，平均出水TN浓度为213.08mg/L，去除率达到了33.02%左右。对比1号和2号WSIT在TN去除方面效能分析，二者平均进水TN浓度分别为337.43mg/L和330.58mg/L，在各自的稳定阶段，平均出水TN浓度分别为249.70mg/L和213.08mg/L，系统对TN的去除率分别维持在24.7%和33.02%左右。由此可见，2号WSIT内部的厌氧环境得到显著加强，在保持高效去除NH+-4-N的同时，强化了系统反硝化脱氮的能力，这也与3.3.2中关于出水NOx-N浓度的分析相符。这说明，取消WSIT内部的隔板确实能够加强系统内的厌氧或缺氧环境，更利于系统的脱氮除碳过程，对WSIT系统的结构优化取得了阶段性的成功。4001009035080300）70250）60%mg/L2005040浓度（150去除率（30TN1002050100005101520253035404550时间（天）进水TN出水TN去除率图3-82号WSIT进出水TN及去除率-27-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文3.4反应器3的启动运行效果分析根据上文的研究中，不带隔板的2号WSIT不仅保持了对NH+4-N的高效去除，而且反硝化脱氮的能力显著提高。为进一步提高WSIT去除NH+4-N和TN的能力，从改烧填料配比的角度，继续对WSIT进行优化。在本节的研究中，试验采用填料中木片和土壤的比例为1∶4的3号WSIT系统，填料中土壤颗粒含量的增加，为生物膜附着提供更多的介质，使系统内部的微生物含量显著增加。本节试验仍以原水为基质，在表面水力负荷为0.2m3/m2·d的条件下，考察其对废水中污染物的净化效果。3.4.1对COD的去除效果分析3号WSIT平均进水COD浓度为201.12mg/L，如图3-9所示。在运行阶段的前6天，系统的出水COD浓度与进水COD浓度较为接近，说明系统内能够降解COD的异养微生物活性较弱。随着运行时间的持续，系统进出水COD的差异逐渐增大，且出水COD浓度波动较大。至第36天开始，系统出水COD逐渐趋于稳定，在第40-50天的稳定运行期内，出水COD的平均浓度为72.25mg/L，去除率达到了68.4%左右。从3个反应器对COD的去除情况来看，在各自的稳定阶段，出水中均有70mg/L左右的COD无法被去除。这是由于填料中掺杂了木片，真菌对其木片的水解释放了大量的木质素，而木质素是带有苯环的芳香族化合物，这类化合物不易被微生物所降解。同时，木片在废水中的长期浸泡溶出了大量松油，而松油是萜烯类化合物，同样也不易被微生物利用。除此之外，养猪废水原水中可能还有不易被微生物利用的难降解物质，这三者均可能是系统出水中COD的来源。+3.4.2NH4-N的转化与去除在试验阶段，3号WSIT平均进水NH+4-N浓度为279.61mg/L，进出水NH++4-N浓度以及系统对NH4-N的去除率沿时间变化如图3-10所示。在为期50天的运行过程中，3号WSIT对NH+4-N的去除表现出明显的阶段性。在运行的前10天，系统的出水NH+4-N浓度表现出先降低后升高的趋势，在第10-30天的运行期间，出水NH+4-N浓度逐渐降低，并在第35天后逐渐趋于稳定。在第40-50天的稳定期内，3号WSIT对NH+4-N的平均去除率达到了94.4%左右，平均出水NH+4-N浓度仅为为15.53mg/L。-28-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文400100903508030070））25060%mg/L20050（40150COD30去除率（1002050100005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-93号WSIT进出水COD及去除率对比1号和2号的WSIT对NH+4-N的去除效果发现，随着填料中土壤颗粒含量的增加，WSIT对NH+4-N的去除效能明显增强。分析认为，土壤中带有大量的微生物，填料中土壤含量越多，WSIT填料床中的微生物数量也越多，同时，提高填料中土壤颗粒的含量，相当于提高了填料的比表面积，使得微生物有更多的空间附着。试验所用的WSIT虽然未设置隔板，其自然通风仍可满足降解COD和氧化NH+4-N所需要的氧。400120350100）30080）mg/L250%20060浓度（-N150+40去除率（4100NH20500005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-103号WSIT进出水NH4+-N及去除率-29-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文图3-11所示为3号WSIT运行期间NOx-N及pH的变化情况。在运行的前15天，系统出水中基本检测不到NO--2-N和NO3-N的存在，说明系统内的硝化细菌尚未得到足量富集，亦或是未能表现出较高的活性。自第16天开始，系统开始出现NO--2-N的积累，在第20天出水中NO2-N含量达到最大值为64.95mg/L后迅速下降，并在26-50天的运行中稳定维持在1.24mg/L左右。该SWFI系统在第18天后开始出现NO--3-N的积累，其发生时间要滞后于出现NO2-N积累度2天左右，并在第25天后趋于稳定。NO-2-N积累的出现，表明3号WSIT开始表现出硝化功能，由于硝化过程产生H+，因此，系统的出水pH随之迅速下降，并在第29天左右到达了最低值6.42。在随后的运行期间内，系统的出水pH逐渐上升，这可能是由系统的反硝化细菌的作用逐渐显现导致的。反硝化过程消耗H+，这正是pH上升的原因。自第40天后，系统的出水pH趋于稳定，平均为7.49。与1号和2号WSIT相比，3号WSIT在NH+4-N去除方面有明显优势，去除率达到90%以上，平均出水NH+4-N浓度仅为15.53mg/L。在稳定阶段内，3个反应器均未出现NO--2-N积累现象，但是，均出现了NO3-N的积累现象，出水中NO-3-N的平均浓度分别为217.47mg/L、148.84mg/L和174.17mg/L。由此可见，隔板的设置增加了系统内部的氧浓度，1号WSIT的硝化过程最为完全；填料床中微生物量与土壤含量成正比，3号WSIT内部的微生物含量较多，因此，其硝化过程要比2号更显著。2001018091608）1407mg/L12061005pH浓度（804-N603NOX4022010005101520253035404550时间（天）出水NO₂‾-N出水NO₃‾-N进水pH出水pH图3-113号WSIT运行期间NOX-N和pH的变化情况-30-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文3.4.3对TN的去除效果分析3号WSIT对TN的去除效果如图3-12所示，3号WSIT的进水TN平均浓度为349.05mg/L，且出水变化趋势与1号和2号WSIT的变化趋势基本一致。在启动初期，由于3号WSIT尚未表现出硝化作用，其出水的TN基本上以NH+4-N的形式存在，因此，表现出与NH+4-N变化一致的规律（图3-10）。自第16天开始，系统的硝化功能开始逐渐增强（图3-11），出水中NOx-N浓度逐渐升高，导致出水TN浓度随之升高。自第40天后，系统对TN的去除保持了相对稳定，平均去除率为45.0%，平均出水浓度为194.39mg/L。从TN去除率方面看，3号WSIT对TN的去除率高于1号和2号，这说明3号WSIT有着更强的反硝化脱氮能力。分析原因，WSIT有效高度一致的前提下，3号WSIT中填入了更多的土壤，这导致了其具有更低的空隙率，低空隙率使氧的传质变得困难，因此，在填料床内部形成了更多的厌氧或缺氧区域。然而，从出水TN浓度角度看，3号WSIT的出水TN浓度并不是最低，这是由于该系统对NH++-4-N的氧化程度更高，有更多的NH4-N转化成了NO3-N。4501004009035080）70300）60%mg/L2505020040浓度（150去除率（30TN1002050100005101520253035404550时间（天）进水出水去除率图3-123号WSIT的进出水TN及去除率3.5处理效能对比分析取3个WSIT稳定期间（第40-50天）的数据进行对比，其对污染的去除效果如表3-1所示。在表面水力负荷为0.2m3/m2∙d的条件下，3个WSIT对COD的处理效能基本一致，其平均出水COD浓度均在75mg/L左右，COD的去除负荷随着进水负荷变动，说明WSIT系统在COD去除方面具有一定的抗冲击能-31-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文力。在NH++4-N去除方面，3个WSIT的进水NH4-N负荷差别不大，而1号和2号WSIT均能达到80%以上的去除率，3号WSIT的平均NH+4-N去除率达到了94.5%左右。显然，增加填料中土壤颗粒含量，可以提高WSIT内的微生物量，进而使其硝化过程更加充分。在TN去除方面，3个WSIT的进水TN负荷差别不大，分别为54.73、53.24和58.35g/m3∙d，而平均去除率分别为24.7%、35.2%和45.0%。同时，1号WSIT的出水pH最低，而3号WSIT的出水pH最高，这也反映了3号WSIT的反硝化能力最强。表3-13个反应器对污染物的处理效能比较1号反应器2号反应器3号反应器表面水力负荷（m3/m2∙d）0.20.20.2平均进水COD（mg/L）239.97192.99229.34平均出水COD（mg/L）78.3875.3372.25平均COD去除率（%）67.361.068.5进水COD负荷（g/m3∙d）39.6231.8637.86COD去除负荷（g/m3∙d）26.5119.4325.93平均进水NH4+-N（mg/L）261.88268.18275.56平均出水NH4+-N（mg/L）32.1040.6015.28平均NH4+-N去除率（%）87.784.994.5进水NH4+-N负荷（g/m3∙d）43.2344.2845.49NH4+-N去除负荷（g/m3∙d）37.9437.5742.97平均进水TN（mg/L）331.48322.49353.44平均出水TN（mg/L）249.70208.91194.39TN去除率（%）24.735.245.0进水TN负荷（g/m3∙d）54.7353.2458.35TN去除负荷（g/m3∙d）13.5018.7526.26出水NO2--N（mg/L）0.1415.111.41出水NO3--N（mg/L）217.47153.2177.70进水pH8.668.398.24出水pH5.406.507.49COD进水/TN进水0.720.600.65COD去除/TN去除1.981.040.99COD去除/TN去除可以用来衡量碳源和脱氮之间的电子需求关系，根据氧化还原电子平衡计算，从1号WSIT的COD去除/TN去除为1.98，亚硝态氮和从硝态氮完全还原为N2所需要的碳源折合成COD比例为COD/TN（mg/mg）1.71和2.86，这一比例可以表征某一系统内发生的脱氮路径和碳源电子供体情况，如果该系-32-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文的COD去除/TN去除小于1.71，则说明，即使全部去除的COD用于亚硝态氮的还原也不能满足系统表现出来的对脱氮电子供体量的需要，也就是说系统中存在异养反硝化之外的脱氮路径，或是系统内部存在着其他的碳源供体。一般来说，COD去除量/TN去除量越低则说明系统内异养反硝化之外的脱氮路径越占主导地位，或者系统内其他碳源的提供量越高。从本章的试验结果来看，3个WSIT的COD去除/TN去除分别为1.98、1.04和0.99。这说明1号WSIT中存在更多的异养反硝化途径，结合其TN去除率推测，填料中的木片所起到的缓释碳源作用非常微弱，WSIT内部的隔板形成的微环境，不利于其反硝化过程的进行和木片碳源的释放。2号和3号WSIT的COD去除/TN去除基本一致，说明二者的反硝化途径相似。同时，2号和3号WSIT的COD去除/TN去除均在1左右，远远小于异养反硝化过程的最低理论值1.71，这说明其脱氮过程中存在异养反硝化之外的脱氮途径，如厌氧氨氧化脱氮途径不需要利用碳源，或者由于木片释放了较多的缓释碳源为反硝化过程提供了更适宜的环境。对比二者的总氮去除率发现，填料中土壤颗粒含量的增加，强化了上述2个过程，3号WSIT具有更强的脱氮性能。3.6本章小结在表面水力负荷为0.2m3/m2∙d，温度控制为25℃的条件下，选取3个相同体积的反应器对WSIT的结构进行优化研究。1号反应器自下而上每间隔20cm设置一组隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶3；2号反应器渗滤柱中未设置隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶3；3号反应器未设置隔板，填料中木片与土壤的比例为1∶4。研究结果表明：（1）3个WSIT均能在40天左右启动成功并稳定运行，然而其对废水中污染物的去除效果有所差异。1号WSIT对废水中COD、NH+4-N和TN的去除率分别为67.3%、87.7%和24.7%。2号WSIT对COD、NH+4-N和TN的去除率分别为61.0%、84.9%和35.2%。这说明隔板的消除削弱了WSIT与外界交换氧气的能力，使其内部的氧浓度更低，有更多的厌氧或缺氧区域，然而，这并没有减弱WSIT对COD和NH+4-N的去除能力，不加隔板的WSIT系统的自然通风足以满足其对COD的降解和对NH+4-N的氧化，隔板的消除反而强化了其对TN的去除作用。（2）3号WSIT对COD、NH+4-N和TN的去除率分别为68.5%、94.5%和45.0%。与2号WSIT污染物去除效率相比，填料中土壤比例的增加，使得WSIT内部微生物量随之增加，进而使WSIT对NH+4-N和TN的去除能力有所增强。（3）填料掺杂的木片，不仅提高了填料床的机械强度，使之能够承受较高-33-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文的表面水力负荷，还起到了一定的缓释碳源作用。由于养猪废水碳源严重不足，废水水中碳氮比较低，WSIT对TN的去除途径主要以短程反硝化过程为主，进水中的NH+-4-N被氧化成NO2-N后，一部分被还原成气态氮排出系统，另一部分进一步被氧化成NO-3-N并随出水流出系统。-34-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文第4章表面水力负荷对WSIT处理效能的影响及脱氮功能菌的分析4.1引言在北方地区，由于四季温度差异较大，养猪场在不同季节冲洗猪舍的频率也不同，在夏季频率较高而冬季频率较低，这造成了养猪废水排放量的不稳定性，这种不稳定性将会对废水处理设施造成水力负荷的冲击，因此在本章的研究中，将从水力负荷出发，探讨其对WSIT在去除污染物效能方面的影响具体运行条件如表4-1所示。本章研究选用3号SWIT，在温度为25℃的条件下，研究表面水力负荷为0.1m3/m2∙d和0.3m3/m2∙d的条件下，系统对各污染物的去除效果。表4-1WSIT的运行条件阶段1阶段2运行时间第1-40天第41-80天表面水力负荷（m3/m2∙d）0.10.3进水量（L/d）1.85.4平均进水COD（mg/L）280.00285.68mg/L平均进水NH4+-N（mg/L）278.78275.27平均进水NO2--N（mg/L）0.440.39平均进水NO3--N（mg/L）0.490.54平均进水TN（mg/L）349.65346.76在WSIT中，微生物的硝化和反硝化作用是氮元素转化与去除的重要机制。其中，16SrRNA是原核微生物的核糖体RNA，是分子生物学领域中最常用的标记物[87]。AOB在硝化过程中起到重要的作用，NH+4-N的氧化是硝化过程的起始步骤，也是限速步骤[88]。AOB可以通过氨单加氧酶（AMO）的催化作用将NH+4-N氧化成羟胺，其中含有α亚基（amoA）的基因是良好的分子标记物，被广泛应用于环境中AOB含量的研究[89]。在反硝化过程中，硝酸盐还原酶（NAG）和亚硝酸盐还原酶（NIR）均是反硝化过程中的关键酶，分别具有还原硝酸盐和将亚硝酸盐还原成气态氮的功能，都是研究反硝化菌群的主要分子标记物[90]。但是本研究所用的三个WSIT系统所处理的养猪废水均属于低C/N比废水，系统中的主要脱氮途径为短程硝化反硝化，因此考虑系统内的亚硝酸盐环境菌数量具有重要的指导意义。而NIR存在两种不同的形态结构，nirS和nirK，其中，-35-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文nirK在亲缘关系较远的细菌中存在，且分子量差异较大，nirS分子量相对稳定，形态结构相对保守，更易被当做标记物所使用[91]。由于WSIT表现出来非常高的NH++4-N去除能力，为了探究WSIT去除NH4-N的功能区域，选择amoA基因表征具有去除NH+4-N能力的功能微生物，考察其在WSIT纵向的分布情况。在WSIT高效去除NH+4-N的同时，还具有一定的TN去除能力，选用nirS基因表征具有反硝化能力的功能菌群，考察其在WSIT纵向的分布情况，探讨WSIT的反硝化区域。本章研究所选用的土壤样品取自3号WSIT在表面水力负荷0.2m3/m2∙d的稳定运行末期的不同滤床深度。4.2表面水力负荷对WSIT的影响4.2.1对COD去除的影响在为期80天的运行期间内，WSIT的进水表面水力负荷分别为0.1m3/m2∙d（1-40天）和0.3m3/m2∙d（41-80天），平均进水COD浓度分别为280.00和285.68mg/L，进出水COD浓度变化及去除率情况如图4-1所示。在每次改变表面水力负荷条件后，WSIT的出水COD均未出现较大波动，并能一直保持稳定状态，这说明WSIT在去除COD方面有将强的抗水力冲击负荷能力。在阶段1和2内，WSIT的平均出水COD浓度分别为72.80mg/L和75.77mg/L，平均去除率分别达到了73.13%和73.28%左右，与前文研究所述在表面水力负荷0.2m3/m2∙d条件下运行的COD去除率大致相当。阶段1阶段24001009035080）30070250）mg/L60%20050浓度（1504030去除率（COD1002050100001020304050607080时间（天）进水出水去除率图4-1WSIT进出水COD及去除率-36-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文+4.2.2对NH4-N去除的影响在阶段1和2内，WSIT平均进水NH+4-N浓度分别为278.78mg/L和275.27mg/L，进水NH+34-N负荷分别为23.67和72.77g/m∙d，两个阶段系统对氨氮的去除效果如图4-1所示。当表面水力负荷调节至0.1m3/m2∙d后，WSIT出水NH+4-N浓度进一步降低，并很快达到稳定状态，出水平均浓度为6.12mg/L，平均去除率为97.8%。WSIT能够快速进入稳定阶段并保持较高NH+4-N去除率的一个重要原因是，该时期的表面水力负荷低于前一个阶段，使得进水NH+4-N降低，NH+4-N等污染物与渗滤床中填料的接触时间增加，WSIT表现出更完全的硝化过程。进入阶段2后，WSIT的表面水力负荷提高至0.3m3/m2∙d，此时进水NH+4-N负荷随之大幅提高，出水NH+4-N浓度升高至80mg/L左右。在随后15天的运行时期里，WSIT的出水NH+4-N浓度缓慢下降，并在第56-80天内保持相对稳定的，平均出水中NH+4-N浓度为51.99mg/L，平均去除率下降至80.8%。NH+4-N去除率随着表面水力负荷的提高明显下降，这是由于表面水力负荷的提高导致了NH+4-N负荷的提高，进而增加了自由氨浓度，使其对微生物的抑制作用得以加强。同时，表面水力负荷的大幅提高将显著提高滤床的过水流速，系统内出现更多的短流现象，导致污染物与滤床内填料表明的微生物接触几率下降，进而从总体上降低了SWBF的氨氮氧化能力。阶段1阶段23501009030080）25070mg/L）60%20050浓度（150N40+-去除率（410030NH2050100001020304050607080时间（天）进水出水去除率图4-2WSIT进出水NH4+-N及去除率综上所述，表面水力负荷不仅可以改变WSIT系统的进水负荷，而且能够-37-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文改变系统内部的水流状态。在具有土壤层的填料中，由于土壤层的加入可以提高系统内部的含水量。WSIT中的NH+4-N是通过在过水通路和吸附水层之间的浓度梯度推动扩散的，表面水力负荷可以通过改变过水通路与吸附水层间的流体状态，从而影响了NH+4-N的扩散和去除效率。图4-3所示为WSIT运行期间的NOx-N和pH的变化情况，阶段一和阶段二的平均进水pH分别为8.25和8.27。当表面水力负荷调节至0.1m3/m2∙d后，WSIT出水中NO--2-N浓度和NO3-N浓度未出现较大波动，平均浓度分别为1.41mg/L和191.16mg/L。然而，WSIT的出水pH略有下降，在经历15天的运行时间后基本保持稳定，平均为6.52，与表面水力负荷为0.2m3/m2∙d相比下降了1左右（如3.4.2节所述），这可能是由WSIT的硝化过程更加完全导致的。当表面水力负荷调节至0.3m3/m2∙d后，WSIT出现了NO-2-N积累的现象，在第50天达到最大值55.83mg/L。随着NO--2-N出现积累，WSIT的出水NO3-N浓度迅速降低，同步于NO-2-N的变化，在第50天出现最小值129.97mg/L。然而，在随后15天的运行期间内，WSIT的NO-2-N积累现象逐渐消失，出水NO--2-N浓度缓慢下降，同时，出水NO3-N浓度缓慢升高，在第65-80天的运行期间内，WSIT的出水NO--2-N和NO3-N浓度基本稳定，浓度分别为10.45mg/L和150.33mg/L。阶段1阶段22501092008）7mg/L15065pH浓度（1004-Nx3NO50210001020304050607080时间（天）出水NO₂‾-N出水NO₃‾-N进水pH出水pH图4-3WSIT运行期间NOx-N和pH的变化情况通过以上分析可知，表面水力负荷的降低，对WSIT出水中NO-2-N浓度和NO-3-N浓度并没有显著影响，而提高表面水力负荷，相当于提高WSIT的进水负荷，使得系统内没有足够的氧气用于氧化NH+4-N，进而造成WSIT的硝化过-38-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文程不够充分，出水NO--2-N浓度随之明显升高，而出水NO3-N浓度显著降低。同时，表面水力负荷的提高，使得WSIT内部废水的流速加快，缩短了污染物与微生物接触的时间，使得一部分污染物直接流出系统，导致出水中污染物含量的上升。4.2.3对TN去除的影响如图4-4所示为两个阶段WSIT系统对TN的去除效果随运行时间的变化规律。由图可知，阶段1中，当表面水力负荷降低至0.1m3/m2∙d时，WSIT的进水平均TN浓度为349.65mg/L。降低表面水力负荷后，WSIT能够很快达到稳定状态，TN去除率略有下降，在第31-40天的稳定运行期内，TN的平均去除率约为41.6%，而平均出水NO-3-N浓度为193.08mg/L左右。阶段2中，当WSIT的表面水力负荷提高至0.3m3/m2∙d后，其TN去除能力出现明显的下降趋势，在阶段二的运行初期（41-50天），TN的去除率下降至30%左右。在随后的运行过程中，WSIT对TN的去除能力有所升高，在第71-80天的稳定运行期内，TN去除效率能够达到37.9%左右，但也无法恢复至表面水力负荷为0.1和0.2m3/m2∙d时，WSIT对TN的去除效果。当WSIT达到稳定状态时，出水中TN的平均浓度为215.86mg/L。分析认为，在WSIT内部分布有多条过水通路，废水在流经过水通路的同时向四周扩散。表面水力负荷的降低，使得废水在渗滤床中的停留时间变长，有更多的机会与滤床内土壤颗粒表面的微生物接触，使硝化细菌能够更加充分的利用废水中的NH++4-N，因此，WSIT表现出更高的NH4-N去除效率。而WSIT对TN的去除率没有因表面水力负荷的降低而升高，说明传质过程并不是反硝化的限制因素，而是碳源（COD）等其他因素制约了反硝化脱氮过程的进行。提高表面水力负荷导致了废水更加快速的流过渗滤床，减少了废水与滤床内土壤颗粒表面微生物的接触时间，这使得一部分污染物尚未与微生物接触便流出了WSIT系统，致使系统内的NH+4-N不能得到充分氧化，WSIT不能充分完成硝化过程，出水NH+-4-N浓度较高而NO3-N浓度较低。在碳源（COD）成为反硝化过程限制因素的同时，较快的过水速度使得填料床内的传质过程不充分，污染物与微生物的接触机会的降低同样限制了WSIT对TN的去除。由以上分析可知，表面水力负荷对WSIT脱氮效果的影响比其对COD去除效果的影响更为显著。脱氮过程中参与反应的底物种类较多，如氨氧化过程中所需的NH+--4-N，异养反硝化所需的碳源、NO3-N和NO2-N等，表面水力负荷的改变，影响了过水通路和周围吸附水层中流体的流动状态，进而影响了各含氮化合物在过水通路和周围吸附水层之间的扩散行为，使得其浓度梯度发生了-39-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文显著改变，从而影响了脱氮过程的发生。阶段1阶段24001009035080300）70250）60%mg/L2005040浓度（150去除率（30TN1002050100001020304050607080时间（天）进水TN出水TN去除率图4-4WSIT进出水TN及去除率4.2.4WSIT氨氮转化与脱氮效能分析WSIT在阶段1和阶段2稳定期（第30-40天和第70-80天）的进水条件及各水质指标如表4-2所示。结果表明，在表面水力负荷分别为0.1和0.3m3/m2·d时，WSIT对NH+4-N的去除率分别高达91.8%和80.6%，对TN的去除负荷也分别达到了12.11和33.56g/m3·d，显著高于已报到的现有处理养猪废水的SIT[92]。同时，当自由氨浓度大于20mg/L是就会对AOB产生显著的抑制作用，对NOB[93]的抑制作用更强。在两个阶段内，WSIT中自由氨的浓度远远高于AOB的耐受限度，但其仍表现出较高的NH+4-N去除率。分析认为，在WSIT内部，由于木片的不规则堆积形成了无数条过水通路，NH+4-N随废水流动的扩散行为使得形成了浓度梯度，在很大程度上使得AOB和NOB免受自由氨毒性的影响，而NH++4-N的氧化去除促进了其扩散过程，这也是WSIT在高NH4-N负荷下具有较高去除能力的原因。目前，所报道的SIT最高的表面水力负荷为0.05g/m3·d[92]，本研究采用的WSIT，在表面水力负荷0.3g/m3·d的条件下，仍能保持80.6%的NH+4-N去除率和37.9%的TN去除率。而传统的SIT在较高的表面水力负荷的条件下易发生土壤层坍塌，造成空隙率减小，舍得通气和透水条件下降。而在WSIT中木片的堆积，使得填料床具有一定的机械强度，即使在较高的表面水力负荷的条件下运行，也不会出现填料床塌陷的问题。-40-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文表4-2WSIT的进水条件及水质指标阶段1阶段2表面水力负荷（m3/m2·d）0.10.3COD进水/TN进水0.760.80进水NH4+-N（mg/L）273.31277.34NH4+-N去除率（%）91.880.6进水NH4+-N负荷23.2170.64（g/m3·d）NH4+-N去除负荷21.3056.94（g/m3·d）进水TN（mg/L）342.83347.66TN去除率（%）41.637.9进水TN负荷（g/m3·d）29.1188.55TN去除负荷（g/m3·d）12.1133.56出水NO2--N（mg/L）1.5010.47出水NO3--N（mg/L）192.66151.61COD去除/TN去除1.311.554.3实时荧光定量PCR的标准曲线实时荧光定量PCR的标准品采用经克隆的且携带目的基因的重组质粒。对重组质粒进行序列检测，并将其结果与Blast进行比对，以保证实验的准确性，16SrRNA、amoA和nirS基因与Blast的比对结果如表4-3所示。根据式4-1，利用重组质粒所含碱基数计算得重组质粒单位体积拷贝数，再以10倍浓度梯度稀释后制作标准曲线，每个标准曲线至少选取7个点，与16SrRNA、amoA和nirS对应的质粒的标准曲线如图4-5所示，与其对应的R2分别为0.9973、0.9992和0.998，斜率分别为-0.3216、-0.3305和-0.3322。根据式4-2分别计算其对应的扩增效率（E），均为1.1左右，在合理范围0.8-1.2之内，说明标准曲线较为理想。236.02×10×???浓度拷贝数?(????????)=（4-1）09质粒长度（??）×660×10-41-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文−?扩增效率E=10−1（4-2）其中，a为标准曲线的斜率。1210806LogC42y=-0.3216x+12.758R²=0.997300102030Ct值a）16SrRNA的标准曲线1210806LogC42y=-0.3305x+12.677R²=0.999200102030Ct值b）amoA的标准曲线1210806LogC42y=-0.3322x+12.821R²=0.99800102030Ct值c）nirS的标准曲线图4-5实时荧光定量PCR中标准曲线-42-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文表4-3各基因序列的Blast比对结果与相似性相似度基因最相近的基因序列（%）NitrosomonaseuropaeapartialamoAgeneforammoniaamoA100monooxygenasesubunitA,strainNm50nirSAlicycliphilussp.R-24611nirSgenefornitritereductase904.4主要污染物及微生物数量在WSIT中纵向变化情况在表面水力负荷为0.2m3/m2·d，温度控制为25℃的条件下，在3号WSIT稳定运行的时期内，分别于0.2、0.4、0.6、0.8、1.0和1.2m滤床深度处多次取样，监测WSIT不同深度层中的COD浓度、NH+4-N浓度、TN浓度和含水率等水质指标的变化情况，并对监测结果取平均值，以分析各污染物沿滤床深度的变化规律。4.4.1主要污染物在WSIT中纵向的变化情况WSIT中主要水质指标沿深度的变化情况如图4-6所示。当进水水量为3.6L/d时，在0.2、0.4、0.6、0.8、1.0和1.2m深度出含水率分别为212.14、305.94、361.73、381.95、401.83和436.90%。这一结果表明，沿深度方向含水率成逐渐增大的趋势，这可能是土壤颗粒间的毛细作用和水自身重力共同作用的结果。当废水进入WSIT后，一方面由重力导致污水的向下流动，另一方面由表面张力产生了流动阻力，所以在上层区域内的含水率较低，而下次区域内的含水率较高。图4-6所示为不同深度层中主要水质指标的变化情况，从中可以看出，在0-0.6m深度处的COD浓度下降较快，而0.6-1.2m深度内的COD浓度变化不大。分析认为，上层填料中的含水率较低（图4-6），土壤颗粒之间的空隙更多的被空气占据，因此，填料层中的氧含量较高，好氧异养微生物在该区域的活性显著加强，当废水从上部进入WSIT后，其中易于生物降解的有机物能够迅速被生物分解，表现出较高的COD去除速率。而在滤床的下层，滤料的含水率较高，空气流通不畅，使得好氧异养微生物的生长繁殖受到抑制，而且含水率的升高使木片加快溶出木质素和萜烯类化合物等难生物降解有机物，这均使得WSIT滤床下层的COD去除效果不佳。从NH++4-N的角度分析，WSIT对NH4-N去除主要集中在0.2-1.0m的区域内（图4-6），虽然滤床表层0-0.2m深度处的氧浓度更高，有利于NH+4-N的氧化，但是，较高的NH+4-N浓度可能抑制了AOB的活性。而且，COD在表层的大量去除说明该层区域内分布大量的异养微生物是COD去除的主要功能区，-43-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文然而AOB是一类自养微生物，其与异养微生物竞争氧的能力较弱，因此WSIT的滤床表层表现出较差的NH++4-N去除能力。在WSIT内部，NH4-N的去除是通过吸附和催化氧化作用同步进行的，废水在沿过水通路向下流动的同时与周围的吸附水层进行着NH+4-N扩散作用，从而形成了浓度梯度，在吸附水层中NH++4-N通过AOB的催化氧化作用得以去除。在底层1.0-1.2m处的NH4-N去除量相对较少，在此区域内，WSIT的含水率较高，填料间的空隙被水填满，而且，间隙水中的氧基本被生物氧化过程消耗殆尽，AOB没有足够的电子受体氧化NH++4-N，因此，WSIT在此区域表现出较低的NH4-N氧化速率。WSIT各深度对TN的去除规律与对NH+4-N的去除规律相似，在滤床中间层0.2-1.0m深度处有较高的TN去除效率，而在表层0-0.2m和底层1.0-1.2m的TN去除效率较低。生物脱氮作用主要包括以NO-3-N为电子受体的全程反硝化过程和以NO-2-N为电子受体的短程反硝化过程，而近些年来更多的研究表明，亚硝酸盐也可以作为氨氧化过程中的电子受体，还原成气态氮从而达到脱氮的目的，如厌氧氨氧化过程。从前文的实验结果来看，WSIT的出水中有较高的NO--3-N积累率，这说明以NO3-N为电子受体的全程反硝化过程并不是WSIT的主要脱氮过程。而TN的主要去除区域与NH+4-N一致，这说明WSIT极有可能利用硝化过程的产物进行反硝化过程，即利用AOB氧化NH+-4-N生成的NO2-N进行短程反硝化脱氮过程，而养猪废水的低C/N比特性使短程硝化反硝化过程没有足够的碳源，因此在滤床下层1.0-1.2m的滤床深度处TN的去除效果较低。400500450350400）300350mg/L250）300%200250浓度（200150含水率（150100污染物1005050000.00.20.40.60.81.01.2深度（m）氨氮总氮COD含水率图4-6不同深度层中主要水质指标的变化情况-44-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文4.4.2微生物量在WSIT中纵向的变化情况图4-7所示为WSIT中沿滤床深度，滤料表面微生物的分布及数量情况。从图4-7中可以看出，在WSIT的表层（0-0.2m）滤床深度处，微生物含量较低，总细菌的拷贝数只有3.55×107copies/μL，这可能是由于进水中的高NH+4-N浓度抑制了微生物的生长所致[94]，也可能是废水扩散的不均匀，导致很多区域没有足够的营养物质供微生物生长繁殖。随着废水的继续向下流动，填料床中的微生物量得到明显提升，其拷贝数比表层增加了1个数量级。在0.4m处，微生物含量达到了最大值，其拷贝数为2.06×108copies/μL，这说明废水在流经此处时，已经扩散完全，自过水通路向四周形成了NH+4-N的浓度梯度，使其周围区域内的微生物生长不再受高浓度氨的抑制，同时废水带来了大量的有机物，使微生物处于富养状态，大量增殖，而此处也保持了较高的COD降解速率（图4-6）。在此处，AOB和反硝化功能细菌的数量也出现增多的趋势，其拷贝数分别为1.84×107和5.89×106copies/μL，AOB的富集则更能说明该区域的氨浓度不足以抑制微生物的代谢活性，而亚硝酸盐还原菌的富集，同样反映出WSIT是通过短程反硝化过程完成氮元素的去除，这一结果与NH+4-N和TN沿程变化规律一致（如4.4.1所述）。在滤床0.6-0.8m深度区域内，WSIT内部的细菌总数基本保持不变，拷贝数约为1.7×108copies/μL，AOB和反硝化功能菌的数量在逐渐上升，均在0.8m滤床深度处达到了最大值，其拷贝数分别为4.70×107和2.67×107copies/μL。在0.8-1.2m的区域内，微生物量随深度的增加逐渐降低，这可能是由于废水中剩余的污染物减少，残余的COD无法被微生物利用且大部分NH++4-N基本被氧化，低浓度的COD和NH4-N成为微生物生长-的限制性因素。虽然此时废水中含有大量的NO3-N，但是由于废水中的COD在滤床上层基本被降解完全，系统内剩余的COD不易被生物利用，微生物仍无法生存，对应的系统内此深度处的脱氮效率较差（如4.4.1所述）。在滤床深度1.2m处，虽然能够检测出少量的AOB和亚硝酸盐还原菌，但其活性较差，不一定能发挥相应的功能，此处检测到的AOB和亚硝酸盐还原菌，更可能是从上层滤料中随水流流到此处，并被承托层截留所致。值得一提的是，氨氧化细菌和反硝化细菌呈现出同步增长的趋势，而根据传统脱氮理论，氨氧化过程以氧作为电子受体，因此需要好氧环境，而反硝化过程需要在厌氧或缺氧的环境下进行，二者不能在同一反应器内同步进行。分析认为，在WSIT填料床内部，氧由过水通路向四周扩散的过程中形成了浓度梯度，这就使得厌氧或缺氧区域和好氧区域同时存在。在氧浓度高的区域进行--硝化过程，硝化过程的产物（NO2-N、NO3-N）进一步向缺氧区域扩散，从而完成反硝化反应。-45-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文2.50E+082.00E+08）Lμ1.50E+08copies/1.00E+08拷贝数（5.00E+070.00E+000.20.40.60.81.01.2深度（m）16SrRNAamoAnirS图4-7WSIT中沿水流方向微生物数量变化情况4.5本章小结本章研究选用3号SWIT，在温度为25℃的条件下，研究表面水力负荷为0.1m3/m2∙d和0.3m3/m2∙d的条件下，系统对各污染物的去除效果。同时对各污染物沿滤床深度的变化情况进行分析，并采用荧光定量PCR技术对WSIT系统中的氮元素转化去除的微生物学原理进行分析，并得到了如下结论：（1）表面水力负荷的改变对COD的影响较小，但对NH+4-N和TN的去除影响较为显著，说明WSIT在去除COD方面有将强的抗冲击负荷能力。表面水力负荷的降低并没有给WSIT系统造成显著影响，只是TN去除率略有下降。提高表面水力负荷后，WSIT能快速达到稳定状态，然而，其NH+4-N和TN去除率均有不同程度的下降，分别为80.76%和37.9%。（2）从主要污染物在WSIT沿程变化规律的角度看，0-0.6m滤床深度处为COD的主要降解区域，而滤床0.2-1.0m深度处是去除NH+4-N和TN的主-要功能区域。同时，以NO2-N为电子受体的短程反硝化过程是系统的主要脱氮途径。（3）在WSIT中，表层的微生物含量较低，这可能由是营养物质分布不均匀和氨浓度抑制导致的，在0.2m处，细菌的拷贝数仅有3.55×107copies/μL。微生物主要聚集在0.4-1.0m的区域内，而这段区域也是废水中污染物降解的主要区域。反硝化功能菌和AOB变化规律一致，说明WSIT对氮元素的去除主要依靠短程反硝化过程，其最大拷贝数分别为2.67×107和4.70×107copies/μL。在1.0-1.2m的区域内，营养物质的匮乏称为微生物生长的限制因素，导致其含量-46-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文迅速降低，其拷贝数为1.03×108copies/μL。-47-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文结论本研究在现有的土壤渗滤系统（SIT）的基础上对其开展工艺改进研究，通过向土壤填料中掺杂木片的方式构建了3个木片土壤渗滤系统（WSIT）。在表面水力负荷为0.2m3/m2∙d，温度为25℃的条件下，通对比试验对该系统的启动方式和运行条件进行对比优化研究，同时考察表面水力负荷对3号WSIT处理效能的影响，采用荧光定量PCR技术对3号WSIT系统中的氮元素转化去除的微生物学原理进行分析，并得到了如下结论：（1）从对比试验结果来看，3个WSIT对COD和NH+4-N均有较高的去除效能，去除率分别达到了60%和90%左右。然而，从TN去除方面来看，3号WSIT（45.0%）高于2号（33.02%）和1号WSIT（24.7%）。WSIT自身的充氧能力可以满足对COD和NH+4-N去除的需求，而填料床中土壤颗粒含量的增加可以大大提高其对TN的去除能力。（2）表面水力负荷对WSIT处理效能的影响研究表明，其对WSIT去除COD的能力基本没有影响，当改变表面水力负荷后，WSIT出水COD没有明显波动。然而，表面水力负荷对WSIT去除NH+4-N和TN的能力影响显著，随着表面水力负荷提高至0.3m3/m2∙d，WSIT对NH+4-N和TN的去除率明显下降，分别为80.8%和37.9%。（3）从3号WSIT在表面水力负荷0.2m3/m2∙d条件下污染物沿深度变化趋势来看，大部分的COD在WSIT0-0.6m区域被去除，而在0.6-1.2m的区域内，COD浓度基本不变。WSIT对NH+4-N和TN有相同的去除区域，为0.2-1.0m，而在表层0-0.2m和底层1.0-1.2m的区域内，NH+4-N和TN浓度变化不大。（4）WSIT在0.4m处达到了细菌总量的最大值，其拷贝数为2.06×108copies/μL，在0.8m处，AOB和亚硝酸盐还原菌数量达到最大值，其拷贝数分别为4.70×107和2.67×107copies/μL。而AOB和亚硝酸盐还原菌数量的变化趋势相同，且在同一区域共同存在，说明，在WSIT内部同时存在好氧和厌氧区域。-48-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文参考文献：[1]黄微,徐顺来.中国养猪业现状与发展方向[J].畜禽业,2011,09):4-8.[2]张庆东,耿如林,戴晔.规模化猪场清粪工艺比选分析[J].中国畜牧兽医,2013,02):232-5.[3]梁鹏,谢英,邱俊.养猪废水处理工艺应用研究[J].江西畜牧兽医杂志,2012,06):24-6.[4]黄海波.高浓度养猪废水处理工艺研究[D];西北农林科技大学,2013.[5]崔树军,谷立坤,张建云,等.高氨氮废水的处理技术及研究应用现状[J].中国给水排水,2010,14):26-9.[6]李淑兰,吴晓芙,刘英,等.猪场废水处理技术[J].中南林学院学报,2005,05):135-41.[7]王磊.SBR处理养猪场废水研究[D];西南交通大学,2005.[8]刘永丰,许振成,吴根义,等.清粪方式对养猪废水中污染物迁移转化的影响[J].江苏农业科学,2012,06):318-20.[9]叶晓东.猪场废水处理工艺研究与运用[D];南昌大学,2010.[10]XINGY,LIZ,FANY,etal.Biohydrogenproductionfromdairymanureswithacidificationpretreatmentbyanaerobicfermentation[J].EnvironmentalScienceandPollutionResearch,2010,17(2):392-9.[11]童凯,李俊斌.养猪废水处理工程实例介绍[J].北方环境,2011,07):179.[12]段妮娜,董滨,何群彪,等.规模化养猪废水处理模式现状和发展趋势[J].净水技术,2008,04):9-15+39.[13]潘学峰,傅泽田,C.H.BURTON.发达国家畜禽废物处理技术与立法[J].农业工程学报,1995,03):108-13.[14]江立方,顾剑新.上海市畜禽粪便综合治理的实践与启示[J].家畜生态,2002,01):1-4.[15]VANOTTIM,SZOGIA,VIVESC.Greenhousegasemissionreductionandenvironmentalqualityimprovementfromimplementationofaerobicwastetreatmentsystemsinswinefarms[J].WasteManagement,2008,28(4):759-66.[16]VANOTTIMB,SZOGIAA,HUNTPG,etal.DevelopmentofenvironmentallysuperiortreatmentsystemtoreplaceanaerobicswinelagoonsintheUSA[J].Bioresourcetechnology,2007,98(17):3184-94.[17]叶美锋,林代炎,林琰.规模化养猪场污水综合治理工艺模式分析[J].能-49-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文源与环境,2006,05):60-2.[18]BENHAMB,MOTEC.Investigatingdairylagooneffluenttreatabilityinalaboratory-scaleconstructedwetlandssystem[J].TransactionsoftheASAE,1999,42(2):495-502.[19]廖新俤,骆世明,吴银宝,等.人工湿地植物筛选的研究[J].草业学报,2004,05):39-45.[20]李科德，胡正嘉.芦苇床系统净化污水的机理[J].中国环境科学,1995,02):140-4.[21]刘杰.源分离—多段厌氧—生态沟渠处理南方丘陵农村分散养猪废水集成工艺研究[D];湖南农业大学,2012.[22]蔡明凯,张智,焦世珺.AF—人工湿地—生态塘工艺处理养殖废水[J].给水排水,2010,02):66-70.[23]赵君楠,孟昭福,孟祥至,等.SBR处理高浓度养猪废水工艺条件[J].环境工程学报,2013,12):4854-60.[24]杨虹,李道棠,朱章玉,等.集约化养猪场冲栏水的达标处理[J].上海交通大学学报,2000,04):558-60.[25]杨朝晖,曾光明,高锋,等.固液分离-UASB-SBR工艺处理养猪场废水的试验研究[J].湖南大学学报(自然科学版),2002,06):95-9.[26]TILCHEA,BORTONEG,MALASPINAF,etal.Biologicalnutrientremovalinafull-scaleSBRtreatingpiggerywastewater:resultsandmodelling[J].WaterScience&Technology,2001,43(3):363-71.[27]何连生,朱迎波,席北斗,等.集约化猪场废水SBR法脱氮除磷的研究[J].中国环境科学,2004,02):97-101.[28]MARTINEZJ.Solepur:asoiltreatmentprocessforpigslurrywithsubsequentdenitrificationofdrainagewater[J].JournalofAgriculturalEngineeringResearch,1997,66(1):51-62.[29]吴昌永.SBR法短程硝化反硝化实时控制的基础研究[D];哈尔滨工业大学,2006.[30]徐小惠,苗宇.浅谈生物脱氮常见工艺[J].河南科技,2013,21):15.[31]祝贵兵,彭永臻,郭建华.短程硝化反硝化生物脱氮技术[J].哈尔滨工业大学学报,2008,10):1552-7.[32]李泽兵,李军,李妍,等.短程硝化反硝化技术研究进展[J].给水排水,2011,09):163-8.-50-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文[33]尚会来,彭永臻,张静蓉,等.温度对短程硝化反硝化的影响[J].环境科学学报,2009,03):516-20.[34]王欢,李旭东,曾抗美.猪场废水厌氧氨氧化脱氮的短程硝化反硝化预处理研究[J].环境科学,2009,01):114-9.[35]吕其军,施永生.同步硝化反硝化脱氮技术[J].昆明理工大学学报(理工版),2003,06):91-5.[36]吕锡武,李丛娜,稻森悠平.溶解氧及活性污泥浓度对同步硝化反硝化的影响[J].城市环境与城市生态,2001,01):33-5.[37]马凯,彭继峰.同步硝化反硝化技术的提出及其影响因素分析[J].安徽建筑工业学院学报(自然科学版),2010,04):67-71.[38]郭冬艳,李多松,孙开蓓,等.同步硝化反硝化生物脱氮技术[J].安全与环境工程,2009,03):41-4+61.[39]吴立波,宫玥,龙斌,等.厌氧氨氧化工艺在厌氧复合床反应器中的启动运行[J].天津大学学报,2008,11):1367-71.[40]王全,张克峰,王洪波,等.厌氧氨氧化技术研究进展[J].山东建筑大学学报,2011,01):80-3+91.[41]JETTENMS,STROUSM,VANDEPAS-SCHOONENKT,etal.Theanaerobicoxidationofammonium[J].FEMSMicrobiologyreviews,1998,22(5):421-37.[42]张树德,曹国凭.厌氧氨氧化脱氮新技术及特点[J].河北理工学院学报,2006,04):130-4.[43]VANDONGENU,JETTENM,VANLOOSDRECHTM.TheSHARON-Anammoxprocessfortreatmentofammoniumrichwastewater[J].WaterScience&Technology,2001,44):153-60.[44]翁皓琳,张玉荣,李强,等.厌氧氨氧化脱氮技术的研究进展[J].净水技术,2012,03):5-9.[45]STROUSM,HEIJNENJ,KUENENJ,etal.Thesequencingbatchreactorasapowerfultoolforthestudyofslowlygrowinganaerobicammonium-oxidizingmicroorganisms[J].Appliedmicrobiologyandbiotechnology,1998,50(5):589-96.[46]孔刚,许昭怡,李华伟,等.地下土壤渗滤法净化生活污水研究进展[J].土壤,2005,03):251-7.[47]王海丽,孔海南,吴德意,等.生态土壤深度处理系统启动周期的研究[J].-51-n哈尔滨工业大学工学硕士学位论文环境科学研究,2004,05):60-3.[48]田宁宁,杨丽萍,彭应登.土壤毛细管渗滤处理生活污水[J].中国给水排水,2000,05):12-5.[49]宋春霞,项学敏,李彦生.植物在污水土地处理中的作用研究[J].化工装备技术,2004,02):56-8.[50]QUANRUDDM,ARNOLDRG,WILSONL,etal.Fateoforganicsduringcolumnstudiesofsoilaquifertreatment[J].JournalofEnvironmentalEngineering,1996,122(4):314-21.[51]吴婷,雷中方,王悦超,等.两级土壤渗滤系统对高含氮有机废水的处理效果研究[J].复旦学报(自然科学版),2011,05):569-75+82.[52]吴婷.土壤渗滤法处理高浓度氨氮废水的可行性及工艺优化研究[D];复旦大学,2011.[53]VYMAZALJ.Removalofnutrientsinvarioustypesofconstructedwetlands[J].Scienceofthetotalenvironment,2007,380(1):48-65.[54]LIANGH,LIUJ,WEIY,etal.EvaluationofphosphorusremovalfromwastewaterbysoilsinruralareasinChina[J].JournalofEnvironm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