主流厌氧氨氧化是指以厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)在污水厂主流而非侧流阶段, 应用ANAMMOX工艺.若广泛应用于处理城市污水, 并和资源回收技术结合, 可以实现有机碳源和氮素同步去除, 并最大限度地回收有机碳源, 通过厌氧消化产甲烷为污水厂提供能源, 与传统工艺相比, 可节省能源20 W·h·(人·d)^-1[1], 因此, 主流厌氧氨氧化的应用不仅可以彻底解决污水处理时碳源不足的难题, 还可以大幅度降低污水厂的能源需求, 甚至实现污水处理厂的能源自给, 主流厌氧氨氧化的实现将会带来市政污水处理的革命性变革^[2].

目前以ANAMMOX技术为核心的新型脱氮工艺, 如全程自养脱氮(completely autotrophic ammonium removal over nitrite, CANON)工艺、部分亚硝酸化-厌氧氨氧化(partial nitritation/anammox, PN/A)工艺等, 在处理高氨氮废水的工程应用已有200多个^{[3, 4]}, 但主流厌氧氨氧化的实际工程应用仅有新加坡樟宜再生水厂^{[5, 6]}一例, 该水厂因地处热带, 污水温度在(30±2)℃, 适合ANAMMOX菌的增殖且利于实现短程硝化, 其氮素去除率为64.6%, 其中37.5%由厌氧氨氧化实现, 27.1%由传统硝化反硝化完成, 目前, 该水厂仍然在运行调试中, 并未完全实现主流厌氧氨氧化, 因此关于主流厌氧氨氧化的研究, 现在仍然处在研究阶段^[7].

城市污水中的有机碳源会导致异养菌的大量增殖, 对ANAMMOX菌和氨氧化菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)产生严重抑制^{[8, 9]}; 同时, 低氨氮浓度也让游离氨(free ammonia, FA)对亚硝酸盐氧化菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)的抑制效果几乎丧失^[10], 而低氨氮条件下NOB比AOB的比生长速率高^[11], 导致短程硝化在低氨氮浓度下很难稳定实现.因此, 有机碳源对ANAMMOX菌影响和低氨氮条件下实现稳定的短程硝化, 成为实现主流厌氧氨氧化的主要难点.

本研究通过高氨氮培养成熟的CANON生物膜反应器, 控制温度在(28±2)℃, 调整进水基质分别为低氨氮无机配水和经过预处理的生活污水, 调整运行工况, 同时以高通量测序技术对不同阶段的微生物群落进行检测, 分析其群落变化规律以及有机碳源对微生物群落的影响, 以期为实现主流厌氧氨氧化提供理论支持.

本试验装置如图 1所示, 整个反应器分为A和B两段, 其中主要包括A段的预处理单元和B段的CANON生物膜反应器. A段由圆柱状有机玻璃反应器构成, 其内径为16 cm, 高为25 cm, 有效体积为5 L, 换水比为50%; B段内径为7 cm, 高150 cm, 总容积为3.5 L, 有效容积为2.5 L, 反应器上部有滤网, 防止填料流失; 曝气头为圆盘状气泡石, 曝气量通过转子流量计控制.

图 1

Fig. 1

1.生活污水; 2.蠕动泵; 3.SBR反应器; 4.搅拌器; 5.出水控制阀; 6.沉淀池; 7.加热棒; 8.CANON反应器; 9.空气泵 图 1 试验装置及工艺流程示意 Fig. 1 Experimental apparatus and process scheme chart

在不同时期采用不同进水水质, 无机配水时, 进水为自来水中添加NaHCO₃、NH₄Cl、KH₂PO₄, 微量元素浓缩液Ⅰ为1 mL·L^-1、微量元素浓缩液Ⅱ为1 mL·L^-1[12], 具体进水水质见表 1.无机配水阶段直接由B段CANON生物膜反应器处理.

表 1 (Table 1)

表 1 CANON反应器的无机配水阶段进水水质 Table 1 Water quality of the influent for the CANON reactor during the inorganic water stage 项目 NH4+-N/mg·L-1 NO2--N/mg·L-1 NO3--N/mg·L-1 TP/mg·L-1 DO/mg·L-1 pH 连续曝气无机配水(0~59 d) 80(450) 0~10 0~10 10 0~3.2 7.8~8.12

表 1 CANON反应器的无机配水阶段进水水质 Table 1 Water quality of the influent for the CANON reactor during the inorganic water stage

生活污水阶段进水采用某大学小区化粪池内生活污水, 首先经过A段SBR反应器处理后, 进入B段CANON生物膜反应器. SBR反应器内温度随室温变化, 其运行方式为：进水5 min, 运行30 min, 沉淀20 min, 排水5 min; 经过SBR反应器处理, 生活污水中COD去除约40%~60%, NH₄⁺-N去除约10%, 具体水质见表 2. CANON生物膜反应器由恒温加热棒控制反应器内温度为(28±2)℃, 采用连续进水方式, HRT为6 h; 运行方式均由定时控制器进行控制.

表 2 (Table 2)

表 2 SBR反应器处理生活污水的水质/mg·L-1 Table 2 Water quality of domestic wastewater based on the SBR/mg·L-1 项目 NH4+-N NO2--N NO3--N COD BOD5 DO 原水 100~130 0~1 0~1 200~400 100~120 — 连续曝气生活污水(60~109 d) 90~120 0~1 0~1 90~130 15~25 0.2~1.0 间歇曝气生活污水(110~160 d) 90~120 0~1 0~1 100~140 15~25 0.2~1.0

表 2 SBR反应器处理生活污水的水质/mg·L-1 Table 2 Water quality of domestic wastewater based on the SBR/mg·L-1

NH₄⁺-N:纳氏试剂比色法^[13]; NO₂^--N：N-(1-萘基)-乙二胺光度法^[13]; NO₃^--N:紫外分光光度法^[13]; pH值:实验室pH计FE20(梅特勒-托利多, 瑞士); 溶解氧:Multi3620溶解氧仪(WTW, 德国); TN在无机配水阶段按下式计算:

生活污水阶段的TN：紫外分光光度法^[13].

微生物群落分析：按照97%的相似度计算多样性指数, 采用Illumina MiSeq测序平台对样品中的微生物进行测序分析, 包括DNA提取、PCR扩增、MiSeq文库构建和MiSeq测序.通过单样品的α多样性分析和多种统计学分析指数, 可以反映微生物群落的相对丰度和物种多样性.

无机配水阶段(0~59 d)：降低进水NH₄⁺-N浓度为80mg·L^-1, 同时控制曝气量为30 mL·min^-1, DO维持在1.0~2.0 mg·L^-1.由图 2可知, 0~26 d, NH₄⁺-N去除率在80%左右, 出水NO₃^--N浓度由7.53mg·L^-1逐渐升高, 第24 d时, 达到39.42mg·L^-1, TN去除率由79.57%降低为28.70%, ΔNO₃^--N/ΔTN值达到最高为1.244, 严重偏离了其理论值0.127^[14]; 此时, 出水FA浓度为0.1~1.0mg·L^-1, 为了抑制NOB, 26 d时, 将NH₄⁺-N浓度重新调整至约450mg·L^-1, 此后, 反应器中FA浓度在12~30mg·L^-1之间, NO₃^--N浓度开始逐渐降低, 至46 d时, 由最高39.42mg·L^-1降低至20.44mg·L^-1, ΔNO₃^--N/ΔTN值降至0.10.在47~60 d, 恢复进水NH₄⁺-N浓度为80mg·L^-1, 出水FA浓度降低至1.0mg·L^-1以下, 60 d时NO₃^--N出水为34.37mg·L^-1, ΔNO₃^--N/ΔTN值为0.588.

图 2

Fig. 2

图 2 CANON反应器中各氮素浓度的变化 Fig. 2 Variations of the nitrogen species concentration in the CANON reactor

生活污水连续曝气阶段(60~110 d)：进水改为A段SBR反应器预处理后生活污水.从图 2可知, 61~96 d, 曝气量维持30mL·min^-1, DO约为1.2mg·L^-1; 其中NO₃^--N浓度呈现下降趋势, 由40.21mg·L^-1降低为10.33mg·L^-1, ΔNO₃^--N/ΔTN值维持在理论值0.127^[14]附近, NH₄⁺-N去除率约75.00%, TN去除率由45.05%提升至65.47%, TN去除负荷由0.13kg·(m³·d)^-1提升至0.22kg·(m³·d)^-1.曝气量为30mL·min^-1时, 仍有25%的NH₄⁺-N未去除, 因此, 为提高NH₄⁺-N去除率, 在103~110 d, 将曝气量提升至100mL·min^-1时, DO为3.2mg·L^-1左右, NH₄⁺-N去除率达到了100%, 而到110 d时, 出水NO₃^--N高达66.04mg·L^-1, ΔNO₃^--N/ΔTN值为1.22, TN去除率和TN去除负荷分别降为42.36%和0.14kg·(m³·d)^-1.

图 3为试验进水改为生活污水后, CANON反应器中对COD去除的变化规律, 沉淀池中COD浓度在90~130mg·L^-1之间, CANON反应器的出水COD浓度在40~80mg·L^-1之间, COD去除率为40%~60%, 平均去除浓度为50mg·L^-1, 有机去除负荷为0.15kg·(m³·d)^-1.

图 3

Fig. 3

图 3 CANON反应器中COD浓度和去除率的变化 Fig. 3 Variations of the COD concentration and removal efficiency in the CANON reactor

生活污水间歇曝气阶段(111~160 d)：为了同时保证高效亚硝酸化和NOB的抑制效果, 采取间歇曝气方式：曝气30 min, 停曝30 min. 111~140 d调整曝气量为50mL·min^-1, 曝气时DO为1.2mg·L^-1, 停曝时DO为0mg·L^-1; 141~160 d时, 将曝气量提高为100mL·min^-1, 间歇时间不变, 曝气时DO约为3.2mg·L^-1, 停曝时DO约为0.5mg·L^-1.

从图 2可知, 调整曝气策略后, 初期NH₄⁺-N去除率达89.26%, 113~140 d平均NH₄⁺-N去除率在85%以上, ΔNO₃^--N/ΔTN值最低为0, 低于理论值0.127, TN去除率最高达85.87%, TN去除负荷达0.30kg·(m³·d)^-1, 整体脱氮性能有较大提升.为继续提高NH₄⁺-N去除率, 141 d时, 调整曝气量为100mL·min^-1, DO为3.52mg·L^-1, NH₄⁺-N去除率达100%, 到160 d时, 出水NO₃^--N浓度为42.21mg·L^-1, ΔNO₃^--N/ΔTN为0.504, TN去除负荷和去除率分别为0.22kg·(m³·d)^-1和64.28%.

由图 3可知, 间歇曝气阶段COD浓度在100~140mg·L^-1之间, 出水COD浓度在50~90mg·L^-1之间, 但COD去除率仍为40%~60%, 平均去除浓度为50mg·L^-1; 在调整曝气量为100mL·min^-1之后, COD平均去除率增加10%左右.

1~26 d时, 出水FA浓度为0.1~1mg·L^-1, ΔNO₃^--N/ΔTN值为0.3~0.5, 高于自养脱氮的理论值0.127^[14], 说明FA浓度低于1mg·L^-1时, NO₃^--N浓度增加, FA未起到抑制NOB的作用.而有研究表明FA对NOB抑制范围为0.1~1.0mg·L^-1, 对AOB抑制范围为10~150 mg·L^-1[15], 也有研究表明当FA为6mg·L^-1可抑制NOB^[16], 说明FA对NOB抑制作用需要较高浓度.本试验在26~46 d时, FA浓度在12mg·L^-1时, ΔNO₃^--N/ΔTN为0.162, 而FA为28mg·L^-1时, ΔNO₃^--N/ΔTN降至0.097, 说明FA在12~30mg·L^-1可以实现对NOB的抑制, 其中FA为28mg·L^-1可以完全抑制NOB.韩晓宇等^[17]也发现在控制FA为33mg·L^-1时, 稳定实现短程硝化, FA为16mg·L^-1时, NOB活性开始恢复, FA为7.0mg·L^-1时完全恢复; 而季民等^[18]则认为FA对NOB的临界抑制浓度为6.6mg·L^-1; 不同学者的研究结果不相同, 可能是在不同的驯化条件下, NOB对FA产生了适应性, 导致了FA对NOB的抑制浓度的差异性. 47~60 d时重新降低NH₄⁺-N浓度为80mg·L^-1时, 出水FA浓度重新降低至1.0mg·L^-1以下, ΔNO₃^--N/ΔTN又升至0.588.综上所述, 保持曝气量恒定, HRT为6 h时, FA浓度大于12mg·L^-1时, 可以抑制NOB, 但FA值低于1.0mg·L^-1时, NOB活性会快速恢复, 也说明FA抑制NOB作用具有可逆性^[19].在实现短程硝化策略中, FA和DO的联合抑制效果最佳, 当NH₄⁺-N浓度低于100mg·L^-1后, 若保持和高氨氮时相同DO浓度, 则会导致较低FA, 从而失去FA对NOB的抑制作用; 若降低DO则会降低AOB的活性, 最终FA和DO的联合抑制作用将失效, 因此, 需要采取其他策略协助实现稳定的短程硝化.

生活污水进水前期NO₃^--N浓度变化不大, 出水NO₃^--N浓度稳定, 说明初期异养反硝化菌不多, 经过一段时间驯化, 随着有机碳源长期驯化以及部分异养微生物的流入, CANON反应器内生物膜为反硝化菌的附着提供条件, 使得反硝化菌利用有机碳源进行反硝化脱氮.

理论上, 反硝化脱氮所需的COD/NO₃^--N为2.86, 由2.2节可知, COD去除的浓度平均为50mg·L^-1, 假设去除的有机碳源仅用于反硝化脱氮, 则CANON反应器中通过反硝化去除NO₃^--N浓度应为17.48mg·L^-1, 对比60d和96d时的脱氮效果, 60d时进水由无机配水改为生活污水, 96d时CANON反应器的出水NO₃^--N浓度减少29.88mg·L^-1, 在有机碳源不足的情况下, NO₃^--N多去除12.40mg·L^-1, 可能是有机碳源对DO的竞争, 抑制了NOB活性, 同时增强了ANAMMOX的脱氮能力. Zheng等^[20]直接以SNAD生物膜反应器处理生活污水, 得到有机碳源去除负荷为0.67kg·(m³·d)^-1, TN去除负荷为0.22kg·(m³·d)^-1, 而本试验中CANON生物膜反应器处理SBR预处理后的污水, 有机碳源的去除负荷仅0.15 kg·(m³·d)^-1, TN去除负荷也达到0.22kg·(m³·d)^-1, 相比而言, 直接处理生活污水的有机负荷为本试验的4倍, 最终TN去除负荷相同, 说明CANON生物膜反应器中存在较低的有机碳源浓度即可弥补厌氧氨氧化的短板.

ANAMMOX菌、反硝化菌和NOB对NO₂^--N的半饱和常数分别为0.2~5、4~25和12~955 μmol·L^-1[21], 因此在低NO₂^--N浓度时, ANAMMOX菌会优先于反硝化菌和NOB利用NO₂^--N.曝气量为30mL·min^-1时, 氨氮去除率仅为75%左右, 为提高AOB的活性, 调整曝气量为100mL·min^-1时, DO浓度增加, AOB和NOB活性均提高, 氨氮去除率达100%, 但导致出水NO₃^--N浓度较曝气量为30mL·min^-1时更高, TN去除率由65.47%降为42.36%, 说明此时NOB竞争NO₂^--N的能力强于ANAMMOX菌.较高的DO浓度可以提高NOB活性, 同时也导致部分生物膜内层的ANAMMOX菌受到抑制, 因此连续曝气不利于低氨氮浓度下抑制NOB, 提高CANON反应器的脱氮性能.

根据DO对NOB种群影响, 在低DO和低NO₂^--N浓度时, 研究者发现NOB种群主要为Nitrospira^{[22, 23]}; Kornaros等^[24]的研究表明, 从缺氧到好氧, NOB活性恢复的时间比AOB恢复时间长; 包鹏等^[25]通过试验发现, 低溶解氧运行时Nitrospira含量远高于Nitrobacter; 而在高溶解氧运行时, Nitrobacter逐渐取代Nitrospira成为NOB优势菌种, Nitrospira逐渐消失.因此, 采取间歇曝气不断改变DO浓度可以实现对NOB的淘洗和抑制, 从而实现短程硝化.

在曝气量为50mL·min^-1时, DO在0~1.2mg·L^-1之间, 出水NO₃^--N浓度降低, 平均NH₄⁺-N去除率在85%以上, TN去除率在80%以上, TN去除负荷最高为0.30kg·(m³·d)^-1; 张倩等^[26]采用间歇低溶解氧(0~1.2mg·L^-1)曝气的运行方式下, 实现对NOB的抑制淘洗, TN和NH₄⁺-N去除率为77.80%和86.70%, TN去除负荷仅0.16kg·(m³·d)^-1, 本试验在相同间歇DO的情况下, TN去除负荷接近其2倍, 说明采用培养成熟的CANON反应器可以维持其高效的脱氮性能; 而当曝气量为100mL·min^-1时, DO在0.5~3.2mg·L^-1之间, NH₄⁺-N去除率达100%, 出水NO₃^--N增加, TN去除负荷和去除率分别为0.22 kg·(m³·d)和64.28%;表明NOB活性在提高曝气量之后恢复, 低DO间歇曝气并没有将NOB完全淘洗掉; Bournazou等^[27]的研究表明, NOB从缺氧阶段进入好氧阶段时, NOB的活性降低, 而且缺氧时间长度和NOB的活性降低程度成正相关关系.而当曝气量为100mL·min^-1时, 停止曝气时, DO降低为缺氧的过程较长, 导致曝气量为100mL·min^-1时, 反应器内DO浓度均处于NOB的饱和区内, 因此, 此时的间歇曝气未起到抑制NOB作用.郑照明等^[28]采取间歇曝气时发现, 曝气时长小于60 min, DO在4mg·L^-1时, 可以实现对NOB的抑制效果, 且对ANAMMOX影响较小; 付昆明等^[29]则发现控制DO在0.5mg·L^-1以内, 采取间歇曝气可以实现短程硝化.间歇曝气的成功关键在于实现DO浓度差异化来实现抑制NOB, 不同反应器其耗氧速率不同, 其直接影响DO浓度的是曝气量与间歇时间, 曝气量大则可以维持AOB的高效性, 而控制间歇曝气时间实现DO的差异化则是成功抑制NOB的关键.

图 4分别为不同时期改性聚乙烯填料挂膜的情况, 图 4(a)为未挂膜时的改性聚乙烯填料; 图 4(b)为试验开始前, 由高氨氮无机配水驯化至成熟期的情况, 其填料附着较为饱满、牢固, 填料内层充满污泥, 颜色鲜红, ANAMMOX菌丰度较高; 图 4(c)为试验开始152 d时的状态, 此时已经处理生活污水92 d, 其表面被灰色污泥附着侵入, 填料表层黏度增加, 表明异养菌可能对生物膜已产生侵入破坏, 但填料表观上仍被红色菌种填充, 说明成熟期生物膜污泥具有一定稳定性; 从图 4(c)中未被填充的新填料可知, 直接以生活污水启动的新填料, 成长为图 4(b)成熟期填料的形态难度较大, ANAMMOX菌难以同异养菌竞争, 因此, 建议实际工程中, 先由无机高氨氮快速培养成熟, 再投入工程应用.

图 4

Fig. 4

(a)未挂膜; (b)驯化成熟期(0 d); (c)间隙曝气生活污水(152 d) 图 4 生物膜各阶段表观特征 Fig. 4 Appearance of various stages of biofilm

表 3为以不同多样性指数来评估3个阶段取样的多样性特征, 分别为0 d时为高氨氮驯化阶段, 其OTU为989; 56 d时为低氨氮无机配水阶段, 其OTU为972; 152 d时处理生活污水阶段, OTU最高, 达7185, 是低氨氮无机配水时的7.39倍; 王杉允^[30]采用短程硝化历时两年时间处理实际污水时检测到OTU仅为364;这说明在无机配水阶段, 生物群落逐渐趋于稳定, 不适应的微生物已被逐渐淘汰, 而处理生活污水时, 进水水质变化, OTU骤然增加, 其中一方面可能是有机物导致的异养菌增殖, 另一方面由于生活污水携带微生物进入导致.

表 3 (Table 3)

表 3 CANON生物膜污泥的多样性指数 Table 3 The α diversity of biofilm CANON sludge 项目 OTU数目 Shannon指数 ACE指数 Chao1指数 盖度 Simpson指数 高氨氮无机配水(0 d) 989 3.52 1 207.5 1 160.39 1.00 0.10 低氨氮无机配水(56 d) 972 4.19 1 201.63 1 150.24 0.99 0.05 间歇曝气生活污水(152 d) 7 185 6.36 113 068.35 50 747.84 0.85 0.02

表 3 CANON生物膜污泥的多样性指数 Table 3 The α diversity of biofilm CANON sludge

由Shannon和Simpson指数可知, 高氨氮驯化阶段的群落多样性最低, 而处理生活污水时, 微生物群落的多样性最高; 由ACE和Chao1指数可知, 无机低氨氮试运行阶段的物种总数最低, 处理生活污水阶段的物种总数为最高; 而盖度代表各样品文库的覆盖率, 其数值越高, 则样本中序列没有被测出的概率越低, 在处理生活污水阶段盖度为0.85, 表明样品中序列没有被测出的概率较高, 这也说明生活污水阶段仍有微生物种群未被测出, 也反映了这个阶段微生物群落的复杂性和多样性; 相比人工配水而言, 生活污水中微生物的复杂性和多样性会成为CANON工艺实现主流的挑战之一.

高氨氮无机配水阶段(0 d)、低氨氮无机配水阶段(56 d)、间歇曝气生活污水阶段(152 d)的脱氮功能菌属水平的相对丰度如表 4所示.

表 4 (Table 4)

表 4 属水平脱氮功能菌的相对丰度 Table 4 Relative abundance of bacteria of the nitrogen removal functional at the genus level 功能菌 属 相对丰度/% 高氨氮无机配水(0 d) 低氨氮无机配水(56 d) 间歇曝气生活污水(152 d) Candidatus Kuenenia 38.25 24.48 13.17 AnAOB Candidatus Brocadia 0.39 1.03 0.94 Candidatus Anammoxoglobus 0 0 0.01 AOB 亚硝化单胞菌(Nitrosomonas) 4.62 3.51 2.02 亚硝酸化螺菌(Nitrosospira) 0.01 0 0 NOB 硝化螺旋菌属(Nitrospira) 0.06 0.84 0.97 硝化杆菌属(Nitrobacter) 0 0.01 0.01 假单胞菌属(Pseudomonas) 0.04 0.16 0.33 副球菌属(Paracoccus) 0.03 0.10 0.03 动性杆菌属(Planctomicrobium) 0.01 0.01 0.04 DNB 芽孢杆菌属(Bacillus) 0 0.01 0.03 克雷伯菌属(Klebsiella) 0 0 0.02 微杆菌属(Microbacterium) 0 0 0.01 根瘤菌属(Rhizobium) 0 0.03 0.16

表 4 属水平脱氮功能菌的相对丰度 Table 4 Relative abundance of bacteria of the nitrogen removal functional at the genus level

ANAMMOX菌：3个阶段Candidatus Kuenenia相对丰度分别为38.25%、24.48%和13.17%; Candidatus Brocadia的相对丰度为0.39%、1.03%和0.94%;仅在间歇曝气生活污水阶段检测出0.01%的Candidatus Anammoxoglobus.本试验的Candidatus Kuenenia相对丰度降低, 但仍为优势菌种, 而MI等^[31]的研究发现有机低氨氮废水使Candidatus Kuenenia失去优势菌地位; 低氨氮无机配水阶段Candidatus Brocadia菌种的丰度相对增加, 间歇曝气生活污水阶段Candidatus Brocadia变化很小, 这也表明Candidatus Brocadia更适应低氨氮基质以及生活污水; 王衫允^[30]采用低氨氮配水, NH₄⁺-N和NO₂^--N浓度分别为(26.9±2.2)mg·L^-1和(31.2±2.0)mg·L^-1培养ANAMMOX颗粒污泥时, 通过基因检测到ANAMMOX菌属Candidatus Brocadia、Candidatus Kuenenia和Candidatus Jettenia分别占比81.7%、10.5%和7.8%;马斌^[32]在降温试验中发现Candidatus Kuenenia相对减少, 而Candidatus Brocadia相对增加, 同时在其处理高氨氮废水的ANAMMOX反应器中发现以Candidatus Kuenenia为主; 高景峰等^[33]在原水TN和TP浓度分别为500~600mg·L^-1和14. 6mg·L^-1时, 检测到Candidatus Brocadia cluster和Candidatus Kuenenia cluster两种菌种, 并且以Candidatus Kuenenia cluster为主; Van等^[34]在工程应用处理污水为高氨氮污泥消化液时以Candidatus Brocadia为主, 鹿特丹污水厂B阶段时Candidatus Kuenenia丰度较高, 但最终被Candidatus Brocadia取代, 同时发现在接种反应器中以Candidatus Kuenenia为主.本试验在处理生活污水中Candidatus Brocadia丰度变化幅度小, 而Candidatus Kuenenia下降幅度近50%, 且本试验运行周期较短, 可见Candidatus Kuenenia并不适应主流污水处理, 而Candidatus Brocadia则更适应主流污水处理.

AOB和NOB：3个阶段Nitrosomonas相对丰度比例分别为4.62%、3.51%和2.02%; Nitrospira丰度分别为0.06%、0.84%和0.97%;低氨氮无机配水阶段, AOB相对丰度降低, NOB相对丰度进入菌种丰度前10; Nitrospira和Nitrobacter相对丰度分别为0.84%和0.01%, 说明CANON反应器处理低溶解氧低NH₄⁺-N废水中Nitrospira为NOB优势菌种, 这也与传统污水处理硝化菌种一致^[23].综合分析可知, 低DO浓度和低氨氮浓度限制了AOB的生长速率和亚硝酸化速率, 导致AOB相对丰度降低^[35], 产生连锁效应, 形成低NO₂^--N浓度, NOB竞争NO₂^--N的能力增强, NOB丰度增加; 间歇曝气生活污水阶段, Nitrosomonas的相对丰度降低1.49%, Nitrospira的相对丰度上升0.13%, 说明生活污水对AOB的影响要强于NOB, 间歇曝气可以抑制NOB的作用, 但不能完全淘汰NOB.

反硝化菌：自然界中反硝化菌属约有50多个属, 主要为芽孢菌属(Bacillus)和假单胞菌属(Pseudomonas), 同时反硝化菌属中包括多种好氧反硝化菌属^[36~38], 在好氧环境中起到脱氮的作用.通过高通量测序, 检测到了假单胞菌属(Pseudomonas)、副球菌属(Paracoccus)、动性杆菌属(Planctomicrobium)、芽孢杆菌属(Bacillus)、克雷伯菌属(Klebsiella)、微杆菌属(Microbacterium)、根瘤菌属(Rhizobium)这7种反硝化菌属, 其中假单胞菌属(Pseudomonas)、副球菌属(Paracoccus)在3个阶段均存在.在高氨氮无机配水阶段时反硝化菌属丰度最低, 间歇曝气生活污水阶段中7种菌种均存在, 且丰度增加, 其中好氧反硝化菌假单胞菌属(Pseudomonas)、副球菌属(Paracoccus)的适应性较强, 是CANON生物膜反应器中的优势反硝化菌.

(1) CANON反应器从连续曝气无机配水阶段到连续曝气生活污水阶段, TN去除负荷由0.13kg·(m³·d)^-1提升至0.22kg·(m³·d)^-1; 间歇曝气生活污水阶段时, 间歇曝气时间为30min, 曝气量为50mL·min^-1时, TN去除率达85.87%, TN去除负荷最高达0.30 kg·(m³·d)^-1.

(2) 采用SBR预处理+CANON生物膜反应器直接处理生活污水实现了相对稳定的主流ANAMMOX, 但SBR絮凝效果较差, 导致生活污水中异养微生物进入CANON生物膜反应器, 微生物多样性增加, 加速破坏其稳定性.

(3) Candidatus Kuenenia在低氨氮无机配水和生活污水阶段中其相对丰度均有10%以上的降幅, Candidatus Brocadia则变化不大; Nitrosomonas和Nitrospira分别为AOB和NOB的优势菌种, 生活污水阶段对Nitrosomonas影响较大, 对Nitrospira影响较小; 适应性较强的反硝化菌为假单胞菌属(Pseudomonas)、副球菌属(Paracoccus), 但相对丰度均不超过0.5%.