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厌氧氨氧化(Anammox)为在缺氧条件下，厌氧氨氧化菌利用
NO−2 -N(电子受体)将NH+4 -N(电子供体)氧化为N2，同时利用CO2进行细胞合成的过程[1-3]。相较于传统硝化-反硝化脱氮工艺，Anammox工艺具有曝气量少、不消耗有机物及污泥产率低等特点[4-5]，并且已成功应用于城市污水处理厂的污泥水及与此类似的含有高浓度氨氮的工业废水[6-9]。然而厌氧氨氧化菌生长缓慢(μmax=0.065 d−1)，世代周期长(11 d)[10-12]，这已成为制约Anammox工艺广泛应用的主要因素，因此，如何快速启动Anammox成为突破其应用的一种有效手段。与污泥水和其他高浓度氨氮废水相比，城市污水温度低，且氨氮浓度也低，这是Anammox工艺应用于城市污水处理厂主流工艺的瓶颈。LOTTI等[13]研究发现，温度越低，Anammox菌活性越小(15 ℃下Anammox活性仅为30 ℃下的15%~42%)，因此，在低温条件下，对Anammox菌进行培养时，增殖相同数量的Anammox菌则需要更长的时间。Anammox菌在常温下生长缓慢，但SCAGLIONE等[14]研究表明，Anammox菌衰减系数为0.004 8 d−1，这表明Anammox菌一旦增殖到一定数量，将长期存在并发挥作用。因此，如何在常温低基质浓度下快速富集Anammox菌是Anammox工艺处理低浓度氨氮废水的关键。
本研究采用某城市污水处理厂A2/O系统中缺氧池填料作为MBBR的载体，在常温(13~37 ℃)和低浓度含氮废水条件下，直接进行启动，对Anammox菌进行富集培养，探讨启动策略及Anammox菌的富集情况，为MBBR在常温下处理低浓度含氮废水提供了参考。
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MBBR有效容积为5 L，水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)为6~24 h，温度为13~37 ℃。反应器以序批式模式运行，进出水及搅拌均由PLC系统控制，周期为3~8 h，进出水时间均为10 min。反应器运行期间，采用人工配水，其成分为
NH+4 -N 0.050~0.26 g·L−1，NO−2 -N 0.066~0.264 g·L−1，KHCO3 0.5 g·L−1，KH2PO4 0.5 g·L−1，CaCl2·2H2O 0.18 g·L−1，MgSO4·7H2O 0.10 g·L−1，微量元素[15]为1 mL·L−1。接种填料取自某城市污水处理厂A2/O系统中缺氧池填料，填料型号为K3(500 m2·m−3)，填充率为29%。 -
NH+4 -N、NO−2 -N和NO−3 -N的测定参照文献推荐的标准分析方法[16]。NH+4 -N的测定采用纳氏试剂分光光度法，NO−2 -N的测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法，NO−3 -N的测定采用紫外分光光度法。pH由在线式pH计(Inpro 4010，梅特勒)测定。溶解氧(DO)由在线式溶氧仪(Inpro 6050，梅特勒)测定。 -
Anammox菌活性测定方法如下：从反应器中取出若干填料，用无氧水淘洗2~3次后，置于600 mL的反应瓶中，同时加入30 mg·L−1
NH+4 -N、40 mg·L−1NO−2 -N及微量元素，然后通入氮气5 min，使DO降低至0.05 mg·L−1以下，最后加入KHCO3(0.5 g·L−1)。在测定过程中，反应瓶置于恒温摇床上以保证基质混合均匀，温度设定为35 ℃，定期从反应瓶中取出水样，通过分析水样中的NH+4 -N和NO−2 -N浓度变化，计算Anammox菌活性。 -
厌氧氨氧化菌的荧光原位杂交参照AMANN等[17]描述的标准方法进行。杂交后的污泥样品通过激光共聚焦显微镜(TSC SP8，莱卡)进行观察，并在100倍物镜下采集图像。实验所用探针如表1所示。
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增殖系数a为在基质充足且生长环境理想的条件下，单位质量的微生物在单位时间内增加的细胞量，计算方法见式(1)。对式(1)进行积分得到式(2)，对式(2)进行变形，得到式(3)。
式中：a为增殖系数，d−1；X为Anammox菌污泥浓度，g·m−2；i为富集培养时间，d；Xi为富集培养i天污泥浓度，g·m−2；X0为起始污泥浓度，g·m−2。
由于本实验中MBBR为混合体系，在对Anammox菌的富集培养过程中，硝化菌等微生物也可能存在于填料上，这使得采用污泥浓度确定增殖系数时存在较大误差。为准确表征Anammox菌的污泥浓度，可根据活性估算Anammox污泥浓度(式(4))，最终通过污泥浓度变化确定Anammox菌的增殖系数。
式中：LSAA为Anammox活性，mg·(m2·d)−1；qmax为Anammox最大活性，取值667 mg·(g·d)−1。
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MBBR启动后，通过逐步缩短HRT和提高进水基质浓度的方法提升反应器负荷。图1反映了启动阶段至稳定运行阶段的运行效果。根据反应器进水
NO−2 -N与NH+4 -N比值关系，可将整个过程分为3个阶段，分别为NO−2 -N/NH+4 -N=1.32(0~200 d)、NO−2 -N/NH+4 -N=1~1.32(200~248 d)和NO−2 -N/NH+4 -N=0.74(248~280 d)。在阶段Ⅰ中(0~200 d)，MBBR温度为13~28 ℃。为保证启动阶段Anammox菌以最大速率增殖，出水
NH+4 -N与NO−2 -N浓度控制在10 mg·L−1以上，避免因基质不足而出现Anammox菌生长受限。此阶段中，反应器最大处理负荷达到4 590.75 mg·(m2·d)−1，ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N为1.20，ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N为0.43。在阶段Ⅱ中(200~248 d)，MBBR温度为28~37 ℃。由于出水
NO−2 -N浓度持续升高，进水NO−2 -N与NH+4 -N比值从1.32逐步降低至1，反应器处理负荷维持在4 748.29~6 206.85 mg·(m2·d)−1，ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N为1.11，ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N为0.26。在阶段Ⅲ中(248~280 d)，MBBR温度为31~35 ℃。HRT设定为18 h，进水
NO−2 -N与NH+4 -N比值为0.74，通过反应器内AOB氧化NH+4 -N为Anammox菌来提供NO−2 -N。在此阶段中，反应器处理负荷稳定在4 351.05 ~6 923.87 mg·(m2·d)−1，出水NH+4 -N和NO−2 -N分别维持在25 mg·L−1和1 mg·L−1以下，TN去除率为84.93%，ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N为0.81，ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N为0.18。 -
图2反映了典型周期内DO、pH和氮组分变化情况(阶段Ⅰ和阶段Ⅲ)。MBBR采用一次性进水，进水以自来水配置且反应器不做密封处理，在进水结束后，DO浓度会达到2 mg·L−1左右，随着反应的进行，DO在1 h后降至0.1 mg·L−1以下并维持不变。周期内基质浓度线性关系良好，Anammox活性并未因DO的存在而受到影响，这主要是由于填料上形成了好氧菌在外，Anammox菌在内的空间结构。
在阶段Ⅰ中，为避免Anammox菌受基质限制，出水
NH+4 -N与NO−2 -N浓度控制在10 mg·L−1以上，保证Anammox菌以最大速率进行增殖。图2(a)为DO及pH的变化情况，由于厌氧氨氧化反应产生的N2释出会带走溶液中的CO2，这使得HCO−3 加速反应生成CO2，pH不断上升。图2(b)为氮组分的变化情况。可以看出：当基质浓度为10 mg·L−1以上时，单位时间内基质浓度变化量较大；当基质浓度低于10 mg·L−1时，单位时间内基质浓度变化量较小。这说明Anammox菌的基质利用速率降低，造成这一现象的主要原因是基质浓度降低而使得扩散速率减小。在阶段Ⅲ中，进水
NO−2 -N和NH+4 -N比值为0.74，以期通过系统内AOB氧化NH+4 -N来为厌氧氨氧化过程提供NO−2 -N，从而在低浓度NO−2 -N进水条件下实现稳定脱氮。由图2(d)可以看出，在180 min后，NO−2 -N浓度已降至5 mg·L−1以下，此时Anammox菌基质利用速率减小，硝化过程开始占据主导，NH+4 -N浓度持续降低。虽然NH+4 -N浓度持续降低，但NO−3 -N增加量小于NH+4 -N减少量，这是因为发生了同步亚硝化厌氧氨氧化过程。NH+4 -N被AOB氧化为NO−2 -N后，Anammox菌很快利用其进行厌氧氨氧化反应，由于Anammox活性远大于NOB，NOB不具备竞争优势，NO−2 -N也就未被进一步氧化。由图2(c)中可以看出：阶段Ⅲ中的DO和pH变化和阶段Ⅰ存在差异，这是由于进水NH+4 -N和NO−2 -N比值不同引起的；阶段Ⅰ中，厌氧氨氧化反应始终进行且占据主导，反应过程中始终产生N2，表面复氧速率较低，DO浓度可维持在较低状态，pH也因CO2的持续释出而不断升高；阶段Ⅲ中，当NO−2 -N浓度较低时，硝化反应开始占据主导，尤其是NH+4 -N氧化为NO−2 -N这一过程。厌氧氨氧化反应的减弱使得表面复氧速率增大，且表面复氧速率大于硝化菌耗氧速率，因而DO浓度上升，pH也因为CO2释出量的减少和硝化反应的进行逐渐降低。 -
通过测定基质利用速率可得到Anammox菌活性，根据活性数据可计算得出Anammox污泥浓度，利用污泥浓度变化可确定培养过程中Anammox菌的增殖系数。从活性及污泥浓度结果(图3)可知，培养进行21 d时，Anammox活性为95.31 mg·(m2·d)−1(Anammox污泥浓度为16.69 mg·m−2)，随着富集的进行，Anammox活性逐渐升高，在培养进行248 d时，Anammox活性达到4 627.25 mg·(m2·d)−1，Anammox污泥浓度为809.60 mg·m−2。
为确定培养过程Anammox菌的增殖系数，须保证实验过程中Anammox菌以最大速率进行增殖，而随着培养过程中生物膜厚度的不断增加，部分Anammox菌由于基质扩散受限,难以最大速率进行增殖，这使得培养后期Anammox菌的增殖速率减小。因此，为确保所得Anammox菌增殖系数准确，仅采用21~99 d培养阶段的污泥浓度进行计算，结果见图4。本实验中Anammox菌增殖系数为0.026 1 d−1，此数值小于理论值0.065 d−1(35 ℃条件下)，这表明Anammox菌实际增长速率小于理论值。LOTTI等[13]研究显示，15 ℃下Anammox活性仅为30 ℃下的15%~42%，由于本实验在常温下进行，Anammox活性较小，这是造成本实验所得Anammox菌增殖系数小于理论值的主要原因。除温度影响[21-22]外，DO的存在也会对Anammox菌的增殖产生影响[23-24]。
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除Anammox活性增加外，填料上生物膜在启动前后也发生明显变化，结果见图5。反应器启动初期，生物膜呈现黑灰色，这是因为Anammox菌数量较少而其他微生物及杂质较多；当反应器启动248 d时，随着Anammox菌数量的增加，生物膜表现出明显的红棕色，这表明Anammox菌成功富集。
MBBR启动成功后，填料上的微生物通过荧光原位杂交技术进行测定。由杂交结果(图5)可知，经过248 d启动，生物膜上的微生物以Anammox菌为主，其大部分以聚集体的形式存在，Anammox菌表现出较强的荧光信号，这表明Anammox菌状态良好。利用Image-pro plus软件对Anammox菌占比进行计算，结果显示，Anammox菌所占份额较大，为总微生物量的78.34%，Anammox菌此时已成为优势菌种。
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目前，研究者普遍接受的Anammox反应化学计量关系[25]如式(5)所示，
ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N为1.32，ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N为0.26。当系统中存在除Anammox菌之外的微生物时，由于其他微生物代谢的进行，基质消耗与生成比值关系会发生变化，这是部分研究结果和理论值存在偏差的主要原因。本研究中温度与基质消耗和生成比值变化如图6所示，0~80 d时，NH+4 -N与NO−2 -N的消耗量比值小于1而NO−3 -N的生成量与NH+4 -N消耗量比值大于0.5，这是因为此阶段中Anammox活性较小，大部分NH+4 -N和NO−2 -N被硝化菌氧化。启动80~220 d时，NH+4 -N与NO−2 -N的消耗量和NO−3 -N的生成量的比值趋于稳定，此时Anammox菌在系统内占据主导，NH+4 -N和NO−2 -N主要被Anammox菌消耗。启动220~248 d时，NH+4 -N与NO−2 -N的消耗量和NO−3 -N的生成量的比值均不同程度降低，这是由于温度升高所致。温度升高使得硝化菌活性增大(尤其是AOB菌)，NH+4 -N氧化为NO−2 -N的速率加快，这使得NO−2 -N在系统中积累。FNA浓度由于NO−2 -N浓度的升高而增加，Anammox活性因此降低，这使得基质消耗和生成量的比值关系发生变化。综上，NH+4 -N与NO−2 -N的消耗量和NO−3 -N的生成量的比值关系和反应器内各微生物活性及反应器运行条件及方式有关。 -
1)经过248 d的富集培养，MBBR处理负荷达到5 046.57 mg·(m2·d)−1，Anammox活性达到4 627.25 mg·(m2·d)−1。
2)当进水
NO−2 -N与NH+4 -N比值分别为1.32、1~1.32和0.74时，NH+4 -N与NO−2 -N的消耗量和NO−3 -N的生成量之间的比值关系依次为1∶1.20∶0.43、1∶1.11∶0.26和1∶0.81∶0.18，反应器基质消耗与生成的比值关系和系统内各微生物活性及反应器运行条件及方式有关。3)常温下对Anammox菌进行富集培养时，Anammox菌增殖系数为0.026 1 d−1。
4)常温下MBBR反应器中成功启动厌氧氨氧化，对Anammox工艺处理低浓度含氮废水提供了参考。
常温MBBR处理低浓度含氮废水的快速启动及运行状况
Rapid start-up and running of MBBR treating low nitrogen concentration wastewater at room temperature
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摘要: 为探讨厌氧氨氧化MBBR的快速启动及处理低浓度含氮废水特性，采用某城市污水处理厂A2/O系统中缺氧池填料作为MBBR的载体直接启动并运行。结果表明，经过248 d启动，MBBR处理负荷(以N计)达到5 046.57 mg·(m2·d)−1，Anammox活性(以NH
+4 -N计)达到4 627.25 mg·(m2·d)−1；NH+4 -N与NO−2 -N的消耗量和NO−3 -N的生成量之间的比值关系和反应器内各微生物活性及反应器运行条件及方式有关。采用基质利用速率测定方法对Anammox活性进行测定，探讨Anammox菌在常温条件下的增殖情况，确定Anammox菌增殖系数为0.026 1 d−1。Anammox菌MBBR的成功启动为Anammox技术处理低浓度含氮废水提供了参考。Abstract: In order to investigate the rapid start-up of anammox process in MBBR and the treatment of low nitrogen concentration wastewater, the fillers from an anoxic tank of A2/O system in a municipal wastewater treatment plant was taken as MBBR carrier for direct start-up and running. The result showed that after 248 days start-up, the treating loading of MBBR as nitrogen could reach 5 046.57 mg·(m2·d)−1, and anammox activity asNH+4 -N could reach 4 627.25 mg·(m2·d)−1. The ratios ofNH+4 -N andNO−2 -N consumption toNO−3 -N production were related to the activity of microorganisms in MBBR and its running conditions and modes. A test for the substrate utilization rate was used to determine the anammox activity and study the proliferation of at room temperature. The corresponding proliferation coefficient of anammox bacteria was 0.026 1 d−1. The successful start-up of the anammox MBBR provides a reference for low nitrogen concentration wastewater treatment by anammox tecnology. -
在我国21世纪初，城市生活垃圾普遍采用填埋的方式进行处置[1]，据2021年中华人民共和国统计局报告显示，截至2020年，我国卫生填埋场共644座。填埋场中的生活垃圾随着时间的推移，趋于稳定并产生大量的老龄垃圾渗滤液。与新鲜垃圾渗滤液相比，老龄垃圾渗滤液具有高氨氮、低C/N、可生化性差和污染物成分更加复杂且毒性强等特点[2-3]。
传统脱氮工艺由于存在能耗和运行成本高的缺点。因此，对于低C/N比和高氨氮的老龄垃圾渗滤液而言，目前亟需探究一种经济且高效的脱氮方法。厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)是一种新型高效的生物脱氮技术，与传统脱氮技术相比，该技术具备无需曝气、无需外加碳源、污泥产量少、温室气体排放少和运行成本低等优点。该技术是利用厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation bacteria, AnAOB)在缺氧或者厌氧环境条件下，利用NO2−-N为电子受体，以NH4+-N为电子供体，最后将两者转化成N2的过程[4-5]。目前由于AnAOB生长速度缓慢，且倍增周期较长，导致Anammox工艺在工程运用中存在启动时间长，AnAOB富集丰度低等难题。目前报道文献中，王朝朝等[6]利用Anammox絮状污泥和厌氧颗粒污泥在UASB反应器中经过140 d成功培养出Anammox颗粒污泥，TN去除负荷为0.26 kg·(m3·d)−1；季军远等[7]以絮状厌氧消化污泥为接种污泥，经过250 d成功启动有效体积为1.4 L的Anammox-UASBA反应器；Wang等[8]将Anammox颗粒污泥接种于UASB反应器，经过178 d启动及稳定运行，NLR高达8.25 kg·(m3·d)−1；李亦舒等[9]探究低DO条件下对Anammox工艺脱氮影响，富集的AnAOB丰度仅为14.3%。
基于此，本研究针对短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液，采用UASB反应器快速启动Anammox用于进一步深度脱氮，分析启动过程中接种污泥形貌变化、微生物群落结构变化和脱氮性能。为此，探究Anammox最佳启动条件，并采用厌氧硝化污泥为接种污泥，在30 L的UASB反应器中，仅用60 d成功启动Anammox。启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水，探究该系统脱氮性能。实现Anammox反应器稳定运行和较强的脱氮性能，为其在老龄垃圾渗滤液工程运用中提供科学的技术参考。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
本研究单因素批量实验采用4至6个用锡箔纸包裹的250 mL的具塞锥形瓶，Anammox启动和实际废水脱氮实验在UASB反应器中进行，实验装置如图1所示。该反应器内径为20 cm，高100 cm，有效体积为30 L，反应器内投加Φ=55 mm的聚氨酯生物填料球，投加量为30%。运行工况：利用温控系统将反应器内温度控制在(30±1) ℃，DO为0.3 mg·L−1，初始pH为7.5，MLSS为4 200~4 500 mg·L−1；模拟废水启动阶段Ⅰ，采用人工配水，设置进水蠕动泵流量为10 L·d−1，利用进水蠕动泵将模拟废水从反应器底部输入，内循环蠕动泵转速设置为2 r·min−1，处理后的水从顶部出水口排入出水箱中；实际废水运行阶段Ⅱ，启动成功后，通过逐渐提高老龄垃圾渗滤液的浓度，运行工况与启动阶段一致。
1.2 实验用水
本研究启动阶段采用模拟的垃圾渗滤液为进水，启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水。模拟废水中NH4+-N和NO2−-N由(NH4)2SO4和NaNO2按需添加，其质量浓度分别为50~200 mg·L−1和60~260 mg·L−1。其他主要成分：MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4、微量元素Ⅰ(1 mg·L−1)和微量元素Ⅱ(1 mg·L−1) [10]。
1.3 实验接种污泥
本研究接种污泥为广东省云浮市某养鸭废水处理站两级A/O工艺中厌氧硝化污泥，颜色呈棕红色，MLSS为5 000~6 000 mg·L−1。利用缓冲溶液将厌氧接种污泥清洗3遍，随后采用100目筛网进行筛分，去除杂物，并收集筛网上的颗粒污泥；将颗粒污泥置于装有NH4+和NO2−质量浓度分别为30 mg·L−1和40 mg·L−1的密闭容器中，并添加适量的MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4营养物质、微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ进行纯化培养。纯化培养后的接种污泥中微生物数量为3×108个·mL−1，主要微生物群落包括Proteobacteria、Chloroflexi和Planctomycetes。将纯化后的接种污泥避光储存于实验室4 ℃冰箱中。
1.4 分析项目与方法
水质根据《水和废水监测分析方法》(第四版)[11]中的方法测定。其中NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定、NO2−-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定、NO3−-N采用紫外分光光度法、MLSS采用重量法测定、pH和DO采用便携式水质多参数测定仪(上海SANXIN-SX825)测定。
污泥外貌形态，将样品置于10 mL离心管内，加入2.5%戊二醛固定液进行固定，冷冻干燥好后，将样品镀膜后在扫描电子显微镜(SEM，Zeiss Gemini 300，上海卡尔蔡司)进行观察并拍摄。污泥中EPS特征，采用一种改良的热提法提取污泥的3层EPS[12-13]，并用三维激发发射矩阵(3D-EEM)荧光光谱法测定EPS中有机物变化。采用考马斯亮蓝法和蒽酮—硫酸法分别测定EPS中的多糖和蛋白质[14-15]。
微生物群落多样性，利用Qubit3.0 DNA检测试剂盒对基因组DNA进行定量。对细菌的16S rRNA的V3~V4区，用通用引物341F(CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTACHVGGGTATCTAATCC)进行PCR扩增，最后采用Illumina MiSeq测序平台完成测序。
2. 结果与讨论
2.1 厌氧氨氧化污泥最佳脱氮条件确定
1)温度对厌氧氨氧化污泥脱氮的影响。有研究[16-17]表明，AnAOB最适的生长温度在15~40 ℃。基于此，探究温度(15、20、25、30、35、40和50 ℃)对Anammox污泥脱氮性能的影响，结果如图2(a)所示。当反应温度为15 ℃和50 ℃时，NH4+-N和NO2−-N的平均去除率分别为56.3%、64.3%和30.8%、67.8%。这是由于低温条件下导致比氨活性(SAA)降低，高温条件下由于细菌细胞裂解，SAA受到抑制[18-20]，导致脱氮效率下降[21-22]，在20、25、30、35和40 ℃下，NH4+-N和NO2−-N的平均去除率分别超过90%和76%。其中30 ℃下的NH4+-N和NO2−-N去除效果最佳，其平均去除率分别超过98%和85%。当反应温度为30 ℃和40 ℃时，TN的去除率最高，平均值分别为91.7%和91.9%。为节省能耗，将最佳反应温度设为(30±1) ℃。
图 2 影响Anammox污泥脱氮性能的主要因素优化Figure 2. Optimization of the main factors affecting the denitrification performance of anaerobic ammonia oxidation sludge2)初始pH对厌氧氨氧化污泥脱氮的影响。AnAOB的生理pH为6.7~8.3[23]。不同初始pH(5.0、6.0、7.0、8.0和9.0)对Anammox污泥脱氮性能的影响如图2(b)所示。初始pH的升高，有利于去除NH4+-N、NO2−-N和TN，当初始pH为7.09.0时，NH4+-N、NO2−-N和TN的去除效果最佳，其平均去除率均超过99%。pH决定了游离氨(free Ammonia, FA)和游离亚硝氨(free nitrogenous ammonia, FNA)的浓度，FA已被证明是Anammox系统中的一种重要抑制剂，低pH会导致FA浓度下降，这有利于AnAOB的活动[24]。然而，有研究表明，Anammox主要受pH影响，而非FA的抑制[25]。极端pH可能会影响质子转移和其他代谢过程 [26]。AnAOB菌在酸性条件下受到抑制，从而降低其脱氮性能。结果表明，进水初始pH为7.0~8.0脱氮效果最佳，故本研究将最佳初始pH设为7.5。
3)碳源投加量对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。有机物被认为是影响Anammox脱氮性能的一个重要因素[27]。不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80 mg·L−1)对Anammox脱氮性能的影响结果如图2(c)所示。NH4+-N的去除效果与C6H12O6投加量呈负相关，当C6H12O6投加量为0 mg·L−1和20 mg·L−1时，NH4+-N去除效果最佳，其平均去除率分别为99.5%和96.7%；当C6H12O6投加量为80 mg·L−1时，NH4+-N平均去除率仅为86.4%。其主要原因可能是存在有机碳，异养菌会大量生长繁殖[28]，如反硝化菌，导致AnAOB菌的生长受到抑制，NH4+-N的去除性能下降。相反，NO2−-N去除率与碳源投加量呈正相关，在C6H12O6低投加量(0 mg·L−1和20 mg·L−1)时，其平均去除率仅为54.3%和65.5%。这主要是因为部分NO2−-N在反硝化菌的作用下转化为N2。有研究表明，在COD为100 mg·L−1时，NH4+-N和TN的去除效率均超过90%相比之下，当COD达到约300 mg·L−1时，Anammox仅占TN去除率的69%[29]。在不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80 mg·L−1)下，TN平均去除率分别为74.0%、80.6%、76.6%、70.3%和81.8%。尽管有机物可能会对Anammox产生不利影响，但较低的有机物浓度或合适COD/N可能会支持Anammox和反硝化的共存[30-32]。从NH4+-N、TN的去除效果以及经济考虑，本研究将不外加碳源。
4) NO2−/NH4+对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。研究[23]表明AnAOB对铵和亚硝酸盐的亲和常数均小于或等于0.1 mg N·L−1。探究不同NO2−/NH4+(0.75、1.00、1.25、1.50和1.75)对Anammox污泥脱氮性能影响结果如图2(d)所示。NO2−/NH4+比为0.75、1.00、1.25、1.50和1.75对NH4+-N的平均去除率分别为99.4%、99.1%、99.3%、99.5%和98.9%，对NO2−-N的平均去除率分别为100%、100%、98%、87%和88%，对TN的平均去除率分别为99.6%、99.5%、99.7%、93.0%和91.0%。高底物浓度可抑制Anammox活性，尤其是在高NO2−-N浓度[33]。Anammox反应过程如化学式 (1) 所示[34]。理论上每消耗1 mol NH4+，需要1.32 mol NO2−，若NO2−/NH4+高于1.32理论值，则出现NO2−无法完全反应，导致出水存有剩余的NO2−。若NO2−/NH4+低于1.32，反而会出现NH4+过剩，导致出水TN去除率下降。结果表明，NO2−/NH4+太高或太低都会影响其脱氮性能，故本实验将NO2−/NH4+设为1.25~1.50较为合适。
NH+4+1.32NO−2+0.132HCO−3+0.512H+1.02N2+0.26NO−3+CH2O0.5N0.15+2.19H2O (1) 5)接种污泥浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。Anammox脱氮性能与接种污泥浓度相关联[35]。基于此，探究不同接种污泥浓度(1 800、2 600、3 400和4 200 mg·L−1)对Anammox污泥脱氮性能影响，结果如图2(e)所示。污泥质量浓度为1 800、2 600、3 400和4 200 mg·L−1，进水NH4+-N质量浓度控制为153.8 mg·L−1，出水质量浓度分别为70.5、44.6、15.8和0 mg·L−1，其平均去除率分别为54.2%、71.0%、89.7%和100%；NO2−-N进水质量浓度为192.3 mg·L−1，出水质量浓度分别为176.2、144.3、69.3和4.6 mg·L−1，平均去除率分别为8.4%、25%、64%和97.6%；TN的去除率分别为32.5%、46.5%、77.5%和98.2%。结果表明，当接种污泥浓度较低时，系统中的微生物含量也随之减小，导致其脱氮效果不佳，而将污泥浓度提高至一定程度，微生物的数量极为丰富，其脱氮性能最佳。结果表明，接种污泥质量浓度为4 200 mg·L−1时，其脱氮效果最佳。
2.2 厌氧氨氧化快速启动及脱氮性能
单因素批量实验结果表明，Anammox最适的运行条件温度为(30±1) ℃、初始pH为7.5、无外加有机碳源、NO2−/NH4+=1.25~1.50和接种MLSS为4 200 mg·L−1。基于此，进行Anammox启动和脱氮性能研究，其中启动阶段Ⅰ指以模拟废水为进水，用于Anammox的快速启动；实际废水运行阶段Ⅱ是指在启动成功后，以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水，探究UASB反应器脱氮性能的研究。由图3(a)可见，模拟废水启动阶段Ⅰ中当NH4+-N质量浓度由48.5 mg·L−1逐渐提升至211.3 mg·L−1时，平均去除率为99.2%。此外，当提高氮负荷比时，其NH4+-N去除效率轻微下降，随后回升到较高的水平。这表明反应器中的微生物具备较强的抗冲击负荷能力，启动过程中NH4+-N的出水质量浓度均低于6 mg·L−1。从图3(b)可知，当NO2−-N从初始质量浓度由64.7 mg·L−1逐渐提升至247.1 mg·L−1，反应器对NO2−-N同样保持较高的去除效果，NO2−-N出水质量浓度低于10 mg·L−1，平均去除率为97.2%。由图3(c)可见，NO3−-N的积累量随着NH4+-N和NO2−-N浓度的增加而增加，但始终低于0.26，∆NO2−-N/∆NH4+-N平均值为1.26，略低于理论值1.32。这可能是由于反应器中除了AnAOB外，还存在反硝化菌，使得Anammox过程中产生的NO3−-N在反硝化菌的部分反硝化作用下转为NO2−-N，导致∆NO2−-N和∆NO3−-N偏低，从而导致结果比理论值低[34]。由图3(d)可见，当TN的质量浓度由113.1 mg·L−1逐渐升至458.4 mg·L−1时，平均去除率为90%，出水质量浓度低于25 mg·L−1，表明第60天时Anammox成功启动。
图 3 Anammox快速启动及其脱氮性能Figure 3. Fast start-up and of Anammox and its denitrification performance实际废水运行阶段Ⅱ：启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为原水，进水NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N和TN的质量浓度分别为150~190、200~250、5~15和375~465 mg·L−1。由于水质与启动期的模拟废水存在差异，微生物受到抑制，导致启动初期的脱氮性能不稳定，运行至第125天时，NH4+-N、NO2−-N和TN的平均去除率分别为81.7%、81.9%和76.2%，平均出水质量浓度分别为31、42.5和99.8 mg·L−1，NO3−-N的平均出水质量浓度为25.7 mg·L−1。结果表明，随着运行时间推移脱氮性能趋向稳定，系统运行至126~150 d时NH4+-N、NO2−-N和TN出水较为稳定且保持较高的脱氮效果，其平均去除率分别为86.9%、85.7%和80.2%，表明该系统运行趋向于稳定。
2.3 接种污泥形貌特征分析
1)生物填料以及接种污泥变化。在图4(a)~(c)中观察到聚氨酯生物填料上的孔隙中附着很多由微生物聚集而成生物膜。这说明聚氨酯生物填料可为AnAOB提供附着场所，可以有效解决运行过程中种泥流失的难题。在图4(d)~(f)中观察到絮状污泥逐渐减少，颗粒污泥逐渐增多。为了更清楚地观察污泥形态，利用显微镜进行观察，在图4(g)~(i)中观察到原始接种污泥中絮状污泥居多，只有少数的颗粒污泥，且颗粒污泥粒径较小，第60 天时，可以明显的观察到颗粒污泥占主导地位，同时污泥颗粒化程度高且形态完整。
图 4 不同时期接种污泥宏观特征Figure 4. Macroscopic characteristics of the inoculation sludge during different periods2)接种污泥表观形貌。为更好地揭示接种污泥颗粒化过程，从UASB反应器中取第0、20、40和60天的污泥样品，观察污泥从开始接种至接种至60 d过程中微生物聚集的情况。由图5(a)可见，原始接种污泥呈现出网状结构，主要是由变形菌门和绿弯菌门形成[36]，这为后期AnAOB的富集提供附着位点。由图5(b)可见，第20天的接种污泥在原本树状结构上聚集了球状颗粒。如图5(c)所示，在第40天的接种污泥表面观察到不规则的花椰菜外观。由图5(d)可见，接种60 d后污泥呈现的花椰菜外观更加明显，花椰菜外观是AnAOB成功富集的特征[37]。这表明反应器在40~60 d内AnAOB成功富集。此外，可观察到细菌被某种分泌物紧密连接，这有利于AnAOB抗冲击负荷和具有较好的沉降性能，可有效地减少接种污泥的流失。
图 5 原始接种污泥与不同接种时期污泥结构扫描电镜图Figure 5. Scanning electron microscopy images of the structure of raw sludge and the inoculated sludge at different operating periods3)接种污泥EPS中蛋白质(PN)和多糖(PS)的变化。EPS是污泥颗粒化的重要物质[38]。基于此，本文探究EPS中PN和PS对Anammox颗粒化的影响。由图6(a)可见，原始接种污泥中PN的含量为0.39 mg·g−1(以每克MLVSS计)，接种至第30天时，提高至4.92 mg·g−1，接种至第60天时，提高至9.42 mg·g−1。而PN含氨基，并带正电荷，导致污泥表面负电荷减少，微生物间的静电斥力降低，细胞表面的疏水性增强，从而使细胞更易于从水相中脱离出来并互相聚集。因此，PN含量的增加可促进污泥颗粒化[39]，表明微生物随着时间推移不断富集，这与SEM的结果一致。接种60 d后，原始接种污泥EPS中PS也由1.10 mg·g−1增加至5.05 mg·g−1，与PN呈现出相同的变化趋势(图6(b))。并且在氮负荷增加的过程中不断分泌更多的EPS，PS通过形成聚合物来促进微生物间的黏附以增强颗粒污泥的稳定性。同时，PS交联形成的水凝胶是维持颗粒污泥稳定的重要因素[40]。PS长主链之间的缠结以及丰富的结合位点桥接形成骨架，增强了微生物之间的黏附，有利于维持颗粒污泥的稳定状态[41]。PN/PS通常可以作为接种污泥稳定性和沉降性能的表征，由图6(d)可知，原始接种污泥PN/PS为0.356，第30天时其值为3.51，第60天时其值为1.87。有研究[42]表明，PN/PS为0.5~5内时，颗粒污泥的稳定性和沉降性随该比值增大而增强。由图6(c)和图6(d)可知，总EPS的分泌量的增加表明AnAOB得以富集。
图 6 不同启动时期接种污泥3层EPS的变化Figure 6. Changes of three-layer EPS in the inoculation sludge at different start-up periods4)污泥EPS的3D-EEM结果。AnAOB分泌特定的EPS，可间接表征AnAOB的生长富集状况[43]。基于此，本文研究不同运行时期接种污泥各层EPS荧光光谱的变化，结果如图7所示。EPS的荧光谱图中主要包含4个特征峰：A峰激发波长/发射波长(Ex/Em)位于230~260 nm/300~330 nm，为酪氨酸蛋白；B峰Ex/Em位于337~400 nm/425~462 nm，为腐殖酸；C峰Ex/Em位于260~280 nm/370~425 nm，为富里酸和D峰Ex/Em位于230~262 nm/335~370 nm，为色氨酸蛋白质[44]。与图7(a)和图7(b)的接种污泥相比较，第30天(图7(e)~(f))和第60天(图7(h)~(i))在LB-EPS和TB-EPS层出现了腐殖酸类有机物 (B峰) ，该有机物是AnAOB中的Candidatus Brocadia分泌的特定物质[45]，表明第30天和60天之后AnAOB得到富集，且第60天时富集程度比第30天时要高。接种第60天的酪氨酸蛋白质(峰A)和色氨酸蛋白质(峰D)荧光强度比接种污泥高，且这2种物质在Anammox污泥的聚集中起重要作用[44]。表明随着污泥接种时间的推移，微生物不断的分泌出更多的胞外聚合物，同时也说明微生物不断的进行生长繁殖，与上节的扫描电镜的结果相一致。
图 7 不同时期接种污泥3层三维荧光变化Figure 7. Three-dimensional fluorescence change of three-layer EPS in the inoculation sludge at different start-up periods2.4 不同时期微生物群落结构变化
1)微生物多样性分析。采用16S rRNA高通量测序技术分析接种污泥在UASB反应器运行过程中微生物群落结构变化情况。由表1可知，覆盖率(coverage)均大于99%。0~30 d反应器中氮负荷由0.075 kg·(m3·d)−1提升至0.153 kg·(m3·d)−1，OTUs数由370降至322，微生物多样性和丰度均呈现较明显的下降趋势，说明大部分不适应环境的微生物被淘汰。30~60 d反应器中氮负荷增加至0.306 kg·(m3·d)−1，OTUs数由322降至312，微生物多样性和丰度呈现出略微下降趋势，表明微生物逐渐适应环境。此外，Simpson指数增大，Shannon指数、Ace指数和Chao1指数有所降低。以上结果表明，随着氮负荷的增加，微生物群落多样性和丰度与原始接种污泥相比有所下降，表明在运行过程中系统不断将不适应环境的微生物进行淘汰，从而使得主要的功能菌逐渐占据主导地位，从而提高系统的脱氮性能。
表 1 Anammox接种污泥Alpha多样性指数Table 1. Alpha diversity index of anaerobic ammonia oxidation inoculation sludge污泥样品 OTUs Shannon Simpson Ace Chao 1 Shannoneven 覆盖率/% 第0天 370 4.401 0.030 370.00 370.00 0.744 100 第30天 322 3.954 0.045 325.88 324.44 0.685 99.9 第60天 312 3.302 0.093 320.63 324.16 0.575 99.9 | Show Table
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2)门水平物种丰度分析。图8(a)反映了UASB反应器接种第0、30和60天时在门水平上微生物群落结构。结果表明：第0天时，反应器内门水平的微生物主要包括变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、浮霉菌门(Planctomycetes)、拟杆菌门(Bacteroidota)、厚壁菌门(Firmicutes)、疣微菌门(Verrucomicrobia)和酸杆菌门(Acidobacteria)，其相对丰度分别为29.9%、15.2%、6.40%、6.22%、3.76%、1.77%和1.15%；第30天时，反应器中浮霉菌门、拟杆菌门、厚壁菌门和酸杆菌门的相对丰度分别提高至12.9%、8.72%、12.7%和1.32%，变形菌门和绿弯菌门分别下降至27.5%和3.05%，在第30天时没有检测到疣微菌门，却检测到Ignavibacteriae，其相对丰度为0.81%；第60天时，浮霉菌门、拟杆菌门和Ignavibacteriae相对丰度分别提高至44.4%、9.95%和1.34%，变形菌门、厚壁菌门、绿弯菌门和拟杆菌门相对丰度分别降至21.4%、0.36%、2.32%和0.54%。有研究表明，Anammox体系中AnAOB可与上述微生物存在共存现象[46-47]。
反应器运行至第60天时，浮霉菌门成为第一优势菌门，这主要是启动时逐渐提升氮负荷，且无外加有机碳源，使得接种污泥中的变形菌逐渐地失去第一优势菌的地位。而AnAOB为化能自养型细菌，在无有机碳源的环境中更有利其生长繁殖，从而使其在系统中更加具有竞争力。虽然变形菌门失去了第一优势菌门的地位，但其依旧保持较高的丰度，该菌门中含硝化、反硝化细菌，提升反应体系中的脱氮效率。值得注意的是，Ignavibacteriae从未检出到第60天时升至1.34%，该菌属于异养兼性厌氧菌，能将NO3−-N还原为NO2−-N[46]，有利提高系统的脱氮性能，同时可解释Anammox的系统中∆NO2−/∆NH4+和∆NO3−/∆NH4+低于理论值的原因。大部分的丝状菌为绿弯菌门，由于接种污泥中绿弯菌门为第二优势菌门，为后期AnAOB的富集提供附着位点，此外该菌门还参与凋亡细胞的分解和胞外物质的合成[36]。Anammox反应器是一个多种微生物共存的系统，形菌门、厚壁门、绿弯菌门和拟杆菌门等微生物参与脱氮，有利于反应器脱氮和稳定运行。
3)属水平菌群结构分析。在UASB反应器接种第0、30和60天时，属水平上的微生物群落结构变化如图8(b)所示。接种污泥主要以Thauera、Thermomonas、Nitrosomonas、Ohtaekwangia为优势菌。运行60 d后，浮霉菌门中的Candidatus Brocadia成为优势菌，其丰度从反应器启动前未检出提高至42.4%。通常，随着低氮负荷向高氮负荷的提升过程中Candidatus Brocadia可能受高浓度NO2−-N的抑制[48]。但本研究中Candidatus Brocadia可以免受抑制且成为优势菌，表明Anammox启动成功。
同时反应器存在Thauera、Thermomonas、Nitrosomonas、Ohtaekwangia和Ignavibacterium等硝化反硝化菌，Thauera的存在有利于COD和TN的去除[47]，Thermomonas属于热单胞菌，可以有效去除NO3−-N[49]；Nitrosomonas属于AOB菌，该菌利用一部分NH4+-N转化成NO2−-N为AnAOB提供基质；Ohtaekwangia属于硝化细菌门，其丰度由初始2.60%增加至3.32%，该菌丰度增加有利于系统的脱氮[50]，Ignavibacterium属于亚硝化盐还原菌，该菌丰度增加至1.34%，在Anammox系统中经常与AnAOB发挥作用。虽然前3者的丰度有所下降，后两者的丰度上升，但其对该反应器高效脱氮有重要贡献
3. 结论
1)在UASB反应器中成功快速启动Anammox，其最佳运行条件为(30±1) ℃、初始pH为7.5、无需外加碳源、NO2−-N/NH4+-N为1.25~1.50和MLSS为4 200 mg·L−1，历经60 d快速启动成功厌氧氨氧化。
2) UASB反应器启动60 d后，污泥中EPS中PN由0.39 mg·g−1增至9.42 mg·g−1，PS从1.1 mg·g−1增加至5.05 mg·g−1，总EPS由接种前的1.49 mg·g−1增至14.5 mg·g−1，说明氮负荷增加时有利于微生物分泌出更多的胞外聚合物，有利于Anammox颗粒的形成，增强其抗负荷能力，且能减少种泥流失。
3)启动成功的UASB反应器处理老龄垃圾渗滤液，系统运行至126~150 d时NH4+-N、NO2−-N和TN平均去除率均在80%以上，TN去除负荷最高为0.36 kg·(m3·d)−1，可为工程规模的Anammox快速启动用于老龄垃圾渗滤液脱氮提供参考。
4) UASB反应器启动成功后，微生物多样性减少，AnAOB所在的浮霉菌门(Planctomycetes)成为优势菌门，其相对丰度为44.4%，Candidatus Brocadia成为优势菌属，相对丰度提高至42.4%，说明AnAOB成功富集，AnAOB利用NO2−-N为电子受体，以NH4+-N为电子供体实现深度脱氮。同时UASB反应器是一个以硝化反硝化菌为辅，以AnAOB为主的共生系统。
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图 2 典型周期内氮组分及pH的变化情况
Figure 2. Variations of nitrogen components, DO and pH in typical cycles
图 6 温度与基质消耗和生成比值的变化
Figure 6. Variations of temperature and ratios of substrate consumption and production
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[1] BAGCHI S, BISWAS R, NANDY T. Autotrophic ammonia removal processes: Ecology to technology[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2012, 42(13): 1353-1418. doi: 10.1080/10643389.2011.556885 [2] KUENEN J G. Anammox bacteria: From discovery to application[J]. Nature Reviews Microbiology, 2008, 6(4): 320-326. doi: 10.1038/nrmicro1857 [3] SCHMIDT I, SLIEKERS O, SCHMID M, et al. New concepts of microbial treatment processes for the nitrogen removal in wastewater[J]. FEMS Microbiology Reviews, 2003, 27(4): 481-492. doi: 10.1016/S0168-6445(03)00039-1 [4] TERADA A, ZHOU S, HOSOMI M. Presence and detection of anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) bacteria and appraisal of anammox process for high-strength nitrogenous wastewater treatment: A review[J]. Clean Technologies & Environmental Policy, 2011, 13(6): 759-781. [5] KARTAL B, KUENEN J G, VAN LOOSDRECHT M C M. Sewage treatment with anammox[J]. Science, 2010, 328(5979): 702-703. doi: 10.1126/science.1185941 [6] 盖书慧, 张雁秋, 杨燕舞. 新型脱氮工艺-厌氧氨氧化(ANAMMOX)[J]. 环境科学与管理, 2008, 34(4): 98-101. doi: 10.3969/j.issn.1673-1212.2008.04.026 [7] 张少辉. 厌氧氨氧化工艺研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2004. [8] AZARI M, WALTER U, REKERS V, et al. More than a decade of experience of landfill leachate treatment with a full-scale anammox plant combining activated sludge and activated carbon biofilm[J]. Chemosphere, 2017, 174: 117-126. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.01.123 [9] WANG G, XU X, ZHOU L, et al. A pilot-scale study on the start-up of partial nitrification-anammox process for anaerobic sludge digester liquor treatment[J]. Bioresource Technology, 2017, 241: 181-189. doi: 10.1016/j.biortech.2017.02.125 [10] ZHANG L, NARITA Y, GAO L, et al. Maximum specific growth rate of anammox bacteria revisited[J]. Water Research, 2017, 116: 296-303. doi: 10.1016/j.watres.2017.03.027 [11] LÓPEZ H, PUIG S, GANIGUÉ R, et al. Start-up and enrichment of a granular anammox SBR to treat high nitrogen load wastewaters[J]. Chemical Technology and Biotechnology, 2008, 83(3): 233-241. doi: 10.1002/jctb.1796 [12] JETTEN M, STROUS M, VAN DE PAS-SCHOONEN K T, et al. The anaerobic oxidation of ammonium[J]. FEMS Microbiology, 1999, 22(5): 421-437. [13] LOTTI T, KLEEREBEZEM R, VAN LOOSDRECHT M C M. Effect of temperature change on anammox activity[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2015, 112(1): 98-103. doi: 10.1002/bit.25333 [14] SCAGLIONE D, CAFFAZ S, BETTAZZI E, et al. Experimental determination of Anammox decay coefficient[J]. Journal of Chemical Technology & Biotechnology, 2009, 84(8): 1250-1254. [15] VAN D G A A, DE BRUIJN P, ROBERTSON L A, et al. Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor[J]. Microbiology, 1996, 142(8): 2187-2196. doi: 10.1099/13500872-142-8-2187 [16] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [17] AMANN R I, KRUMHOLZ L, STAHL D A. Fluorescent- oligonucleotide probing of whole cells for determinative, phylogenetic, and environmental studies in microbiology[J]. Journal of Bacteriology, 1990, 172(2): 762-770. doi: 10.1128/JB.172.2.762-770.1990 [18] AMANN R I, BINDER B J, OLSON R J, et al. Combination of 16S rRNA-targeted oligonucleotide probes with flow cytometry for analyzing mixed microbial populations[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1990, 56(6): 1919-1925. doi: 10.1128/AEM.56.6.1919-1925.1990 [19] DAIMS H, BRÜHL A, AMANN R, et al. The domain-specific probe EUB338 is insufficient for the detection of all bacteria: Development and evaluation of a more comprehensive probe set[J]. Systematic and Applied Microbiology, 1999, 22(3): 434-444. doi: 10.1016/S0723-2020(99)80053-8 [20] KARTAL B, RATTRAY J, NIFTRIK L A V, et al. Candidatus “Anammoxoglobus propionicus” a new propionate oxidizing species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria[J]. Systematic & Applied Microbiology, 2007, 30(1): 39-49. [21] STROUS M, KUENEN J G, JETTEN M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1999, 65(7): 3248-3250. doi: 10.1128/AEM.65.7.3248-3250.1999 [22] LOTTI T, KLEEREBEZEM R, KIP C V E T, et al. Anammox growth on pretreated municipal wastewater[J]. Environmental Science and Technology, 2014, 48(14): 7874-7880. doi: 10.1021/es500632k [23] YUYA K, KAZUICHI I, FUTABA K, et al. Tolerance level of dissolved oxygen to feed into anaerobic ammonium oxidation (Anammox) reactor[J]. Journal of Water and Environment Technology, 2011, 9(2): 169-178. doi: 10.2965/jwet.2011.169 [24] CARVAJAL-ARROYO J M, SUN W J, SIERRA-ALVAREZ R, et al. Inhibition of anaerobic ammonium oxidizing (anammox) enrichment cultures by substrates, metabolites and common wastewater constituents[J]. Chemosphere, 2013, 91(1): 22-27. doi: 10.1016/j.chemosphere.2012.11.025 [25] STROUS M, HEIJNEN J J, KUENEN J G, et al. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 1998, 50(5): 589-596. doi: 10.1007/s002530051340 -
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