实验系统设置于浙江省嵊州市某生猪养殖场(规模为2 000头)露天场地内，主要包括混凝沉淀桶和V-TFCW实验柱(图1)。该猪场建有容积为750 m³的沼气池，其水力停留时间约20 d。用潜污泵定期将沼气池出水泵入混凝沉淀桶(聚乙烯材质，容积为600 L，垂直高度为96 cm)，按照1 L污水投加50 mL的比例投加质量分数10%的聚合氯化铝溶液，然后进行搅拌和反应，以去除悬浮固体、总磷和部分有机物；混凝后的清液作为V-TFCW的进水。

V-TFCW实验柱由直径为16 cm、高为170 cm的PVC管制成，从上到下分为布水层、沸石层和排水层(图1)。其中，布水层安装有喷淋装置，可将污水均匀喷洒于填料表面；沸石层填充了150 cm天然沸石(粒径2~4 mm)；排水层高度5 cm，填充了粒径15~20 mm的砾石。排水层还设置有开孔排水管和曝气管，排水管上安装有电磁阀控制系统排水，曝气管与高压风机连接，并装有球阀和泄压阀调节曝气量。计量泵、高压风机和电磁阀的开启与关闭均由时间控制器控制。

V-TFCW采用间歇性模式运行，每3 h为1个运行周期。每周期第0~10 min进水，每间隔40 min后曝气20 min，每周期共曝气2次，每周期结束前30 min电磁阀开启，系统排水，排水完毕后电磁阀关闭。实验运行时间从2018年7月至2019年3月，共分为3个阶段：第1阶段为挂膜期(1~23 d)，实验柱未接种污泥，而是利用污水中的微生物自然挂膜；第2阶段为稳定运行期(24~144 d)，这2个阶段的水力负荷均为66 cm·d⁻¹(每周期进水1.5 L)；第3阶段为低温运行阶段(145~247 d)，水力负荷为33 cm·d⁻¹(每周期进水0.75 L)。由于3个阶段淹水时间保持不变，因此，系统的水力停留时间一直是2.5 h。

${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、COD和TP分别采用纳氏试剂分光光度法(HJ/T 535-2009)、紫外分光光度法(HJ/T 346-2007)、N-(1-萘基)乙二胺分光光度法(GB 7493-1987)、快速消解分光光度法(HJ/T 399-2007)和钼酸铵分光光度法(GB 11893-1989)测定；pH采用Sartorius PB-10 pH计测定。游离氨(FA)^[28]、游离亚硝酸(free nitrite acid，FNA)^[28]、亚硝态氮累积率(nitrite accumulation rate，NAR)、氨氮去除负荷(ammonia removal rate，ARR)和亚硝态氮产率(nitrite production rate，NPR)等参数分别按照式(1)~式(5)进行计算。

式中：$\rho ({\rm{FA}})$、$ \rho \left( {{\rm{FNA}}} \right)$分别为游离氨、游离亚硝酸的浓度，mg·L⁻¹；$ {R_{{\rm{NO}}_2^ - }} $为亚硝态氮累积率；R₁、R₂分别为氨氮去除负荷和亚硝态氮产率，g·(m²·d)⁻¹；$\rho ({\rm{NH}}_4^ + $-N)、$\rho ({\rm{NO}}_3^ - $-N)、$ \rho ({\rm{NO}}_2^ - $-N)分别为${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N的浓度，mg·L⁻¹；$\rho {({\rm{NH}}_4^ + {\text{-}} {\rm{N}})_\Delta }$为${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除浓度，mg·L⁻¹；T为温度，℃；Q为人工湿地水力负荷，m·d⁻¹。

根据V-TFCW进水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度和预期的出水${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度，用NaNO₂基准级试剂配制0~1 000 mg·L⁻¹ ${\rm{NO}}_2^ - $-N梯度溶液，采用快速消解分光光度法测定其COD；以${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度和测得的COD值分别为横、纵坐标作图，得出拟合方程(R²=0.998 2)，方程如式(6)所示。

由拟合方程的斜率可知，每增加1 mg ${\rm{NO}}_2^ - $-N会引起COD值1.122 mg的变化。基于上述结果，本文采用式(7)对测得的COD值进行了校正。

式中：$ {\rho _{{\rm{COD}},{\text{校正}}}} $为校正后的COD值，mg·L⁻¹；${\rho _{{\rm{COD}},{\text{实测}}}} $、$\rho ({\rm{NO}}_2^ - {\text{-}} {\rm{N}})$分别为测定的COD值和${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度，mg·L⁻¹。

采用土壤基因组DNA提取试剂盒(MPBiomedicals，美国)提取填料表面生物膜样品的DNA。采用ABI7500型荧光定量PCR仪(LifeTechnologies，美国)对提取的DNA进行定量聚合酶链反应(quantitative polymerase chain reaction，qPCR)，分别测定细菌、AOB、NOB和厌氧氨氧化菌的功能基因丰度值，计算单位干重填料上附着的生物膜中功能基因的拷贝数，各目标基因的引物序列如表1所示。

养猪沼液中污染物浓度波动较大，${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度和COD值分别为552~1 312 mg·L⁻¹和443~1 229 mg·L⁻¹。该猪场采用的是干清粪工艺，与水泡粪工艺相比，具有污水量少、污染物浓度较低等特点^[33]。清粪频次和程度、沼气池有效池容以及温度变化均会导致沼液中污染物浓度的波动。由表2可知，在不考虑有机氮的情况下，本研究沼液COD/TIN平均值仅为0.90±0.20，与部分文献中报道的数值^[7]相近。沼液经混凝预处理后，COD平均值从747 mg·L⁻¹降至465 mg·L⁻¹，${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N平均浓度从846 mg·L⁻¹降至734 mg·L⁻¹。由于混凝预处理对COD的去除率高于对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的去除率，导致混凝出水中COD/TIN进一步降低至0.63±0.14。混凝预处理对TP的去除效果最明显，其平均浓度由53.5 mg·L⁻¹降至14.9 mg·L⁻¹，平均去除率为72.1%。

V-TFCW对混凝预处理后的养猪沼液处理效果如图2所示。在第1阶段挂膜期(1~23 d)第10天时，${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度由进水的678 mg·L⁻¹降至10.4 mg·L⁻¹，但是出水中几乎不含${\rm{NO}}_3^ - $-N和${\rm{NO}}_2^ - $-N，这说明系统仍未挂膜成功，其对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的去除仍以沸石吸附为主^[34]；此时，COD值从进水的538 mg·L⁻¹降至236 mg·L⁻¹，去除率达到56.1%，显示出异养菌繁殖速率快于自养硝化菌。在第23天时，出水中${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N仍维持在低浓度，而${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度达375 mg·L⁻¹；此时NAR为99.7%，NPR为247.8 g·(m²·d)⁻¹(图3)，这说明系统在间歇性曝气供氧条件下，AOB增殖速度较快，而NOB由于被抑制未能培养起来，V-TFCW短程硝化成功启动。与此同时，系统对COD的去除率进一步提升至70.1%。目前，在污水处理相关的研究中，接种污泥和自然挂膜2种系统启动方式均有应用，前者更为普遍。YANG等^[26]利用以沸石为基质的曝气生物滤池处理高氨氮废水时，以接种污泥的方式用时约30 d完成硝化菌挂膜；XUE等^[35]在膜生物反应器中也用时约30 d将${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度逐渐升高到目标浓度，完成短程硝化挂膜。而在处理真实污水的基于生物膜法的研究中，采用自然挂膜的方式启动系统也较常见。例如，在地下渗滤系统中异养菌和硝化菌的挂膜时间分别为7 d和15 d^[19]时；在处理黑水的悬浮填料生物反应器中，则需要43 d完成硝化菌挂膜^[36]。在本研究中，采用自然挂膜的方式启动短程硝化的时间约为20 d，略长于地下渗滤系统，但是略短于生物膜反应器和传统活性污泥系统。

在第2阶段稳定运行期(24~144 d)，水力负荷与挂膜期相同，为66 cm·d⁻¹。由图2可知，进水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度在此阶段呈现前期低、后期高的特征，平均浓度为760 mg·L⁻¹ (表2)。出水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度从前期的约15 mg·L⁻¹逐渐升高到第113天的456 mg·L⁻¹，之后保持在380 mg·L⁻¹左右，平均浓度为241 mg·L⁻¹。与进出水浓度波动幅度较大不同，${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除量变化则相对较小(平均值为520 mg·L⁻¹)。出水${\rm{NO}}_2^ - $-N与进水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N变化趋势相一致，随进水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度的增(减)而增(减)，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N平均浓度为446 mg·L⁻¹，而出水${\rm{NO}}_3^ - $-N平均浓度仅为16.0 mg·L⁻¹(表2)。由图3可知，V-TFCW在此阶段的NAR为90.6%~99.9%，这说明NOB已被彻底抑制，短程硝化非常稳定。此外，ARR和NPR平均值分别为343 g·(m²·d)⁻¹和294 g·(m²·d)⁻¹，且NPR/ARR值不断增加，这表明微生物对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除的贡献越来越大，随着吸附逐渐达到平衡，沸石吸附发挥的作用越来越小。在此阶段后期，NPR一度高于ARR，推测其原因是，前期累积在沸石表面的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N被AOB转化，而随污水新进入系统的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N未能填补这些空位(或在曝气阶段被洗脱了下来)，导致生成的${\rm{NO}}_2^ - $-N高于去除的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N。

由图4可知，进水温度在第2阶段不断降低，同时V-TFCW对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的去除负荷ARR也不断减少(图3)，在第144天时(温度约为6 ℃)降至此阶段的最小值(215 g·(m²·d)⁻¹)，而出水${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度也仅为228 mg·L⁻¹，远低于该阶段平均值(446 mg·L⁻¹)。这表明冬季低温气候已经对V-TFCW的短程硝化产生了较明显的抑制作用。DELATOLLA等^[37]对曝气生物滤池的研究表明，当温度由20 ℃降低至4 ℃时，${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的去除率下降了56%。王思萌等^[38]在对SBR进行梯度降温研究时也发现，当水温由30 ℃降至15 ℃时，${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除率由85.6%降至35.2%，TN去除率由76.4%降至30.7%。为了减弱低温对V-TFCW短程硝化的影响，本研究第3阶段系统水力负荷设置为33 cm·d⁻¹。

在第3阶段(145~247 d)，温度在第170天左右时降到了实验过程中的最低值(约2 ℃)，此时，系统出水中${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_3^ - $-N浓度仅为40.0 mg·L⁻¹和11.3 mg·L⁻¹(图2)，表明AOB活性已经受到低温严重抑制。此后，随着温度逐渐回升，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度不断升高；当温度升高至16 ℃时，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度达到167 mg·L⁻¹，但是仍低于第2阶段相近温度时的数值。此外，需要指出的是，此阶段${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除量的下降滞后于生成的${\rm{NO}}_2^ - $-N，且ARR通常明显高于NPR(图3)，这表明沸石在冬季低温条件下发挥了更重要的去除${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的作用；但是这种吸附作用维持的时间有限，第239天和第247天的ARR仅略高于或低于NPR(图4)，表明吸附作用再次由于达到相对平衡而难以发挥直接去除${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的功能。由图3可知，NAR在第3阶段经历了先降低后升高的过程，且后期基本与第2阶段数值相近。

综上所述，低于10 ℃的低温对V-TFCW的短程硝化作用产生了显著抑制(P<0.01)，而低于5 ℃的低温则可使该系统基本失去短程硝化功能，并且低温对短程硝化的抑制具有可逆性；随着温度的回升，系统短程硝化功能逐渐增强，然而短期的温度回升并不能使系统恢复到最佳运行状态。此外，降低水力负荷在抵消低温对V-TFCW内硝化菌的抑制方面作用不大，这与饱和淹水的移动床生物膜反应器具有明显差异^[39]；从水力停留时间角度分析，降低V-TFCW的水力负荷并没有延长水力停留时间，而饱和淹水系统的水力负荷与水力停留时间呈反比，降低水力负荷可以增加微生物与污染物的接触时间，从而提升处理效果。因此，对于不饱和的人工湿地，难以调节水力停留时间，今后应开展通过增温、保温的方式应对低温气候的研究，如可以通入热风增温，改为地埋式保温等。

为了评估V-TFCW出水中氮素比值是否满足厌氧氨氧化的化学计量关系^[40](式(8))，对3个阶段出水中${\rm{NO}}_2^ - $-N/${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N比值进行了分析(图5)。

由式(8)可知，厌氧氨氧化反应底物${\rm{NO}}_2^ - $-N/${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的理论比值为1.32。如图5所示，在系统运行前期(23~78 d)，沸石对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的过量吸附导致${\rm{NO}}_2^ - $-N/${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N比值远高于厌氧氨氧化方程理论比值。在第82~135天，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N平均浓度分别为(504±79.2) mg·L⁻¹和(369 ±62.8) mg·L⁻¹，两者比值为1.40±0.32，接近1.32；之后随着温度降低，系统短程硝化作用减弱，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N/${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N比值远低于1.32。因此，在排除低温影响的前提下，V-TFCW稳定运行以后，其出水能够满足厌氧氨氧化反应对底物氮素比的要求，基于该系统运行模式及${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除原理可以推测，调整系统水力负荷能够进一步调节系统出水${\rm{NO}}_2^ - $-N/${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N比值。然而，大量研究表明，过高的${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度(> 40~280 mg·L⁻¹)对厌氧氨氧化具有强烈的抑制作用^[41]；通过对前人工作的对比分析，JIN等^[41]将进水和出水${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度分别控制在280 mg·L⁻¹和100 mg·L⁻¹作为厌氧氨氧化受到抑制的警戒值。本研究V-TFCW出水中${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度远高于280 mg·L⁻¹，如此高的${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度是否会对基于人工湿地的厌氧氨氧化形成抑制仍需进一步研究。

短程硝化的主要影响因素包括FA^[42]、FNA^[42]、DO^[43]和温度^[44]。SEUNTJENS等^[44]发现AOB在高温(30~40 ℃)下的生长速度要优于NOB；XUE等^[35]的研究也表明，在15~25 ℃下为全程硝化，而将温度调控到(35±1) ℃后形成短程硝化。本研究结果则表明，不管温度多低，系统均以短程硝化为主，可见温度并非导致本实验NOB被抑制的因素。此外，V-TFCW上部为不饱和的垂直流区、下部为潮汐流区(图1)，这种结构导致上部难以调节DO，而且并未调控下部淹水曝气时的DO，因此，可排除低DO(0.5~1.0 mg·L⁻¹)实现短程硝化的可能性。

ANTHONISEN等^[28]在1976年首次报道了FA浓度分别在10~150 mg·L⁻¹和0.1~1.0 mg·L⁻¹内对AOB和NOB活性产生抑制作用。VADIVELU等^[42]在SBR中发现FA浓度达到7.5 mg·L⁻¹时可以完全抑制NOB的活性。CHUNG等^[45]在连续流反应器中的研究表明，进水FA为20~25 mg·L⁻¹时，NAR能达到(90±5)%。可见在不同的系统中，抑制NOB的FA浓度范围有所差别。本实验3个阶段进水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N平均浓度分别为643、760和704 mg·L⁻¹(表2)，均导致了较高的FA浓度(图4)。在系统启动阶段，进水FA平均浓度为32.9 mg·L⁻¹，高于文献中报道的NOB抑制浓度，因此，V-TFCW在很短的时间内就形成了短程硝化。在第2阶段稳定运行期，进水FA波动幅度较大，平均浓度为41.9 mg·L⁻¹，大部分数值均高于20 mg·L⁻¹，系统继续呈现良好的短程硝化效果。此阶段出水FNA平均值为0.54 mg·L⁻¹，而FNA对NOB的起始抑制浓度为0.22~2.8 mg·L^{−1 [28]}，故FNA对NOB的抑制作用较微弱。

由硝化方程^[46]可知，将1 mol ${\rm{NH}}_4^ + $氧化到${\rm{NO}}_2^ - $会产生2 mol H⁺，如果不能中和新生成的H⁺，系统pH将会大幅降低。例如在处理生活污水的地下渗滤系统中，通过硝化反应去除约40 mg·L⁻¹的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N就能使出水pH降至3.5左右^[19]。SUN等^[47]在处理养猪废水时，部分下行流芦苇床单元出水也发生了明显的酸化，pH由进水的7.28降到了5.71，并且该低pH严重影响了后续单元污染物去除效能。类似的，VÁZQUEZ等^[13]采用垂直流人工湿地处理养猪废水时(水力负荷为3.9 cm·d⁻¹)，当${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N由进水的232 mg·L⁻¹降至出水的6.7 mg·L⁻¹时，即使系统发生了良好的反硝化脱氮，pH仍从7.95降到了4.86。因此，在不饱和的生物膜系统中，良好的硝化作用易导致系统pH降低。污水中FA浓度与pH成正比，过低的pH不利于系统维持高FA。本实验在第2阶段产生约450 mg·L⁻¹ ${\rm{NO}}_2^ - $-N，而pH仅由进水的8.10小幅降至出水的7.03，这与养猪沼液具有较强的酸碱缓冲能力有关。此外，pH是影响硝化菌生长繁殖的关键参数之一，当其低于6.0和高于9.0均会抑制AOB的生长^[48]。本研究中V-TFCW进出水pH均在6.5~8.9，可推断基质表面生物膜pH不会抑制AOB生长繁殖。因此，养猪沼液良好的酸碱缓冲能力对在系统内维持较高的FA和适宜的pH均至关重要。

以上分析了外在因素对V-TFCW实现短程硝化的影响。下面分析其结构本身和运行模式的作用。污水经由喷淋装置进入上部垂直流区，在向下渗流穿过该层时，污水中的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N被沸石大量吸附，由于水力负荷高，使得进入下部潮汐流区的污水中仍含有较高浓度${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N，从而有利于在V-TFCW中形成FA抑制；在淹水曝气期间，垂直流区填料孔隙充满了新鲜空气，而潮汐流区填料中的污水也达到了饱和DO，在好氧条件下，亚硝化反应在沸石表面生物膜上高效进行；下一周期所进污水将之前生成的${\rm{NO}}_2^ - $淋洗下来，使沸石恢复了对${\rm{NH}}_4^ + $的吸附能力。因此，沸石在V-TFCW中具有离子吸附和生物膜载体双重作用，并且实现了原位再生，这对于实现高效短程硝化非常重要。前人采用沸石曝气生物滤池处理${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度为250~550 mg·L⁻¹的污水时也实现了高效短程硝化，NPR甚至高达760 g·(m²·d)^{−1 [26]}。沸石对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的吸附作用有利于维持合适的FA浓度，从而在好氧条件下选择性抑制 NOB 的活性^[26,49]。

此外，间接淹水曝气和落干通风换气2种供氧方式在生物膜法系统中均有应用^[18-19]；在20 ℃时1 L空气中氧气约为280 mg，而1 L水中饱和溶解氧仅约9 mg，因此，落干通风换气供氧方式更高效、节能。但前提是，必须选择对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N吸附能力强的填料，否则${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N将随污水排出系统，导致落干时由于缺乏${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N而难以发生硝化作用。由图1可知，在V-TFCW下部是间歇性淹水曝气供氧，由于其氧气利用率很低，曝气排出的空气则给上部垂直流区供氧；而且，垂直流区沸石高度远高于潮汐流区，导致该区能够吸附更多的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N，加之落干换气供氧更高效，因此，垂直流区在V-TFCW短程硝化中发挥了更重要的作用。

不同人工湿地在处理养猪废水时对${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除负荷以及短程硝化效率等参数见表3。饱和淹水的人工湿地由于供氧不足，水力负荷一般较低，并且难以实现短程硝化^[8,50]。DU等^[51]采用以沸石为基质的复合垂直流人工湿地处理养猪废水时，在水力负荷和水力停留时间分别为4 cm·d⁻¹和7 d的条件下，取得了高于95%的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N和TN去除率，而沸石吸附在脱氮中始终发挥了重要的作用。胡沅胜等^[52]采用间歇曝气方式有效改善了潮汐-垂直潜流人工湿地的供氧，实现了较高的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N去除率(97%)和ARR(37.3 g·(m²·d)⁻¹)，而且缺氧-好氧交替环境有利于实现短程硝化-反硝化，从而取得了90%的TN去除率。在较高水力负荷下运行的潮汐-垂直潜流人工湿地取得了更高的ARR(56.0 g·(m²·d)⁻¹)，并且发生了轻微的${\rm{NO}}_2^ - $-N累积^[16]。

由表3可知，人工湿地较高的进水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度以及由此产生的高FA并不一定能使系统实现短程硝化。其主要原因为，人工湿地为推流模式，在低水力负荷下，污水在湿地内部流动时${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度不断降低，很难在整个剖面上实现高FA。与之相比，本研究设计的以沸石为基质的间歇曝气V-TFCW在高水力负荷(66 cm·d⁻¹)下实现了高ARR (343 g·(m²·d)⁻¹)；同时，第2阶段出水中${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度均值高达446 mg·L⁻¹，实现了高效的短程硝化。因此，在人工湿地等生物膜法系统中，实现短程硝化的关键是高效供氧以及在整个系统内维持较高的FA浓度，这意味着出水${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度可能较高。

为进一步揭示V-TFCW装置沿程${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N的转化途径，本研究在第2阶段结束时采集了V-TFCW沸石层上层(140 cm)、中层(75 cm)和下层(10 cm)的填料，对其表面生物膜中amoA基因、nxrA基因、anammox 16S rRNA基因及bacteria 16S rRNA基因进行了qPCR定量分析，结果如图6所示。氨单加氧酶编码基因amoA和亚硝酸盐氧化酶编码基因nxrA分别是${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N好氧氧化到${\rm{NO}}_2^ - $-N和${\rm{NO}}_2^ - $-N氧化到${\rm{NO}}_3^ - $-N的功能标记^[58]；而anammox 16S rRNA基因则是在缺氧条件下将${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N和${\rm{NO}}_2^ - $-N转化为N₂的功能标记^[32]。

由图6可知，细菌绝对丰度从上层的8.2×10⁸拷贝数·g⁻¹逐渐减少至下层的1.5×10⁸拷贝数·g⁻¹，呈现出沿水流方向降低的趋势。amoA也表现出相似的趋势，其绝对丰度从上层的4.2×10⁸拷贝数·g⁻¹降至下层的2.7×10⁷拷贝数·g⁻¹。DU等^[51]在种植物的复合垂直流人工湿地也有类似的发现，amoA丰度从进水侧的6.85×10⁴拷贝数·g⁻¹降至出水侧的1.92×10⁴拷贝数·g⁻¹。然而，nxrA在垂向分布上则表现不同，其绝对丰度在下层最高(3.7×10⁶拷贝数·g⁻¹)，在上层和中层较低(1.8×10⁵拷贝数·g⁻¹和1.6×10⁵拷贝数·g⁻¹)。总体来看，在V-TFCW中AOB丰度均远高于NOB，且越靠近进水端两者的差值越大，表明NOB在上层被抑制程度最高，这与不同层位的${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度差异有关。养猪沼液在从表层进入V-TFCW向下渗滤的过程中，${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N由于被沸石吸附浓度不断降低，导致上层${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度最高，下层${\rm{NH}}_4^{\rm{ + }} $-N浓度最低，FA的变化趋势也一致。有研究^[59]表明，AOB真正的底物是FA而不是${\rm{NH}}_4^ + $。V-TFCW上层更高的FA浓度为AOB提供了丰富的底物，促进了其新陈代谢，同时也抑制了NOB的活性；而下层较低的FA浓度则减轻了对NOB的抑制，这决定了AOB和NOB功能基因丰度在垂向上的分布。厌氧氨氧化菌为专性厌氧菌，在超过2 μmol·L⁻¹氧时其新陈代谢就会被可逆的抑制^[60]。V-TFCW系统以好氧为主，在局部会形成短时缺氧环境，显然，这种好氧为主的环境并不适合厌氧氨氧化菌繁殖，导致其基因的平均丰度仅为1.6×10⁴拷贝数·g⁻¹(图6)。

1)采用V-TFCW以自然挂膜的方式处理养猪沼液，约20 d左右成功启动短程硝化；稳定运行期间系统具有良好的短程硝化性能，出水氮素比可满足厌氧氨氧化对底物的要求。

2)低于10 ℃的低温对V-TFCW的短程硝化作用产生了显著抑制(P<0.01)，而低于5 ℃的低温则可使该系统基本失去短程硝化功能，但低温对短程硝化的抑制具有可逆性。

3)较高的进水FA(32.9 mg·L⁻¹和41.9 mg·L⁻¹)是V-TFCW在启动和稳定运行阶段实现短程硝化的主要原因，养猪沼液良好的酸碱缓冲能力对于维持系统内适宜的pH和FA至关重要。

4)V-TFCW中AOB丰度自上而下逐渐降低，但均远高于NOB丰度，两者在垂向上的分布与不同层位FA的浓度有关。