本文關(guān)鍵詞：伊樂藻-固定化脫氮微生物聯(lián)用技術(shù)對河道沉積物脫氮效果及機理研究

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【摘要】：氮素營養(yǎng)鹽的過量輸入是造成河道藻類大量生長,河道水體富營養(yǎng)化的主要影響因子。針對河道水體富營養(yǎng)化趨勢明顯,水質(zhì)惡化,水生生態(tài)系統(tǒng)遭受破壞等問題,本論文以入貢湖親水河為研究對象,研究了伊樂藻與固定化脫氮微生物聯(lián)用技術(shù)的生態(tài)修復(fù)效果,分析了各生態(tài)修復(fù)柱中沉積物氧氣侵蝕深度、DO濃度、pH變化、脫氮微生物活動水平及脫氮微生物的生物多樣性,探討了河道表層底泥反硝化過程、厭氧氨氧化過程、氮素循環(huán)等脫氮機理,并應(yīng)用水生植物-微生物-生物繩集成技術(shù)進行了原位河道的示范工程,取得了良好的凈化效果。通過研究,得到以下主要的結(jié)論：(1)沉水植物伊樂藻增加了模擬試驗柱底泥的溶解氧侵蝕深度,約為16 mm。同時改變了底泥pH微環(huán)境,為氮循環(huán)過程(反硝化過程與厭氧氨氧化過程的協(xié)同關(guān)系)提供了適宜的環(huán)境。(2)模擬試驗柱中的表層底泥進行15N標(biāo)記的IPT試驗結(jié)果表明,添加了伊樂藻與固定化脫氮微生物(E-INCB)后,表層沉積物反硝化氮氣產(chǎn)生速率最高達656.2μmol·N2m2·h-1,厭氧氨氧化氮氣產(chǎn)生速率最高達353.1μ·m-2·h-1。1。同時,N20的排放通量也高達476.8 μg·m-2·h-1。伊樂藻與固定化脫氮微生物聯(lián)用技術(shù)顯著促進模擬試驗柱中反硝化和厭氧氨氧化細菌的協(xié)同作用。(3) Q-PCR分析結(jié)果顯示,伊樂藻與固定化脫氮微生物聯(lián)用增加了試驗柱體中的脫氮微生物特定功能基因豐度。通過比對nirK, nirS, nosZ, Ca. Scalindua 16S rRNA和hzo,指示厭氧氨氧化細菌的特定功能基因豐度約為1.8×107 copies·g-1；指示反硝化細菌的特定功能基因豐度約為1.28×1010 copies·g-1。(4)對試驗柱體中的脫氮微生物群落結(jié)構(gòu)進行分析發(fā)現(xiàn),試驗柱體中厭氧氨氧化細菌對應(yīng)的種屬為“浮霉?fàn)罹鷮?Planctomyces)", "(Candidatus Brocadia)屬”和“(Candidatus Scalindua)屬”；反硝化細菌對應(yīng)的主要種屬為(Achromobactersp.)和陶厄氏菌屬(Thauera.)。試驗柱體的脫氮微生物多樣性增加,彌補了原位河道底泥中脫氮微生物多樣性水平低、活動水平弱的劣勢。(5)對比四個不同生態(tài)修復(fù)處理組的表層5 cm的底泥孔隙水氮素濃度的垂直分布表明,伊樂藻與固定化脫氮微生物共同作用改變了試驗柱體沉積物TN、NH4+-N、NO3--N、NO2--N的濃度的垂直分布。表層0-2 cm深度的底泥,NH4+-N、NO3- -N濃度降低,N02--N濃度升高,平衡了不同氮素濃度的垂直分布,為反硝化過程和厭氧氨氧化過程提供反應(yīng)底物。同時,TN含量明顯下降,水質(zhì)得到改善。(6)采用水生植物-微生物-生物繩集成技術(shù)進行親水河水生態(tài)修復(fù),充分利用水生植物與固定化脫氮微生物的協(xié)同作用關(guān)系,強化了河道的脫氮能力。TN的去除率為56%；NH4+-N的去除率為59.67%；N03--N的去除率為58.61%；TP的去除率為61.87%；COD的去除率為66.42%。原位示范工程試驗結(jié)果表明水生植物與脫氮微生物聯(lián)用能夠有效改善河道水質(zhì)狀況。
【關(guān)鍵詞】：入湖河道 伊樂藻-脫氮微生物聯(lián)用技術(shù) 反硝化 厭氧氨氧化 氮循環(huán)
【學(xué)位授予單位】：南京大學(xué)
【學(xué)位級別】：碩士
【學(xué)位授予年份】：2016
【分類號】：X522;X172
【目錄】：

• 摘要6-8
• Abstract8-14
• 第一章 緒論14-28
• 1.1 河道污染現(xiàn)狀14-15
• 1.2 河道氮循環(huán)與表層沉積物反硝化和厭氧氨氧化研究現(xiàn)狀15-19
• 1.3 河道水體脫氮治理研究現(xiàn)狀19-23
• 1.3.1 污染河道的水體修復(fù)方法19-20
• 1.3.2 脫氮微生物脫氮機理及修復(fù)技術(shù)研究現(xiàn)狀20-21
• 1.3.3 沉水植物修復(fù)技術(shù)及研究現(xiàn)狀21-22
• 1.3.4 微生物-植物強化修復(fù)技術(shù)在污染河道水體中的應(yīng)用及發(fā)展前景22-23
• 1.4 研究背景、目的及意義23-25
• 1.4.1 研究背景23-24
• 1.4.2 研究目的及意義24-25
• 1.5 技術(shù)路線25-26
• 1.6 研究內(nèi)容26-27
• 1.6.1 室內(nèi)模擬實驗研究26
• 1.6.2 原位工程試驗研究26-27
• 1.7 研究創(chuàng)新點27-28
• 第二章 實驗材料與研究方法28-37
• 2.1 原位河道樣品采集28-29
• 2.2 沉水植物伊樂藻的實驗室培養(yǎng)29
• 2.3 固定化脫氮微生物菌制備29-30
• 2.4 實驗室測試指標(biāo)及方法30-37
• 2.4.1 主要實驗儀器30-31
• 2.4.2 主要試劑31
• 2.4.3 水質(zhì)指標(biāo)檢測方法31
• 2.4.4 泥水界面反硝化速率和厭氧氨氧化速率的測定31-33
• 2.4.4.1 反硝化速率和厭氧氨氧化速率測定方法31-32
• 2.4.4.2 反硝化速率和厭氧氨氧化速率測定原理及計算方法32-33
• 2.4.5 N_2O釋放通量測定33
• 2.4.6 沉積物溶解氧侵蝕深度33-34
• 2.4.7 泥水界面沉積物中反硝化菌群與厭氧氨氧化菌群的功能基因豐度的測定34-35
• 2.4.8 泥水界面沉積物中微生物群落結(jié)構(gòu)的分析35-37
• 第三章 室內(nèi)模擬實驗37-60
• 3.1 室內(nèi)生態(tài)模擬實驗的設(shè)計及裝置構(gòu)造37-38
• 3.2 室內(nèi)生態(tài)模擬實驗結(jié)果38-52
• 3.2.1 泥水界面沉積物溶解氧侵蝕深度變化38-39
• 3.2.2 水體DO、pH變化39-41
• 3.2.3 泥水界面沉積物厭氧氨氧化速率和反硝化速率41-43
• 3.2.4 實驗底泥柱N_2O通量變化43-44
• 3.2.5 泥水界面沉積物反硝化菌群與厭氧氨氧化菌群功能基因豐度變化44-48
• 3.2.6 泥水界面沉積物微生物群落結(jié)構(gòu)變化48-51
• 3.2.7 泥水界面沉積物中孔隙水氮素濃度變化51-52
• 3.3 結(jié)果分析與討論52-58
• 3.3.1 結(jié)果分析52-56
• 3.3.2 沉水植物-脫氮微生物協(xié)同作用對于河道水體氮素脫除的機理研究56-58
• 3.4 本章小結(jié)58-60
• 第四章 原位河道水生態(tài)修復(fù)實驗60-78
• 4.1 原位生態(tài)修復(fù)區(qū)概況60-61
• 4.2 原位生態(tài)修復(fù)工程設(shè)計61-65
• 4.3 原位示范工程效果65-76
• 4.3.1 水生植物與脫氮微生物聯(lián)用對氮素的去除效果65-71
• 4.3.2 水生植物與脫氮微生物聯(lián)用對磷的去除效果71-73
• 4.3.3 水生植物與脫氮微生物聯(lián)用對COD的去除效果73-74
• 4.3.4 示范區(qū)內(nèi)外DO、pH的變化74-76
• 4.4 本章小結(jié)76-78
• 第五章 結(jié)論與建議78-82
• 5.1 結(jié)論78-80
• 5.1.1 室內(nèi)模擬試驗78-79
• 5.1.2 原位河道水生態(tài)修復(fù)工程79-80
• 5.2 建議80-82
• 參考文獻82-93
• 附錄93-94
• 致謝94-96

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