2020, Vol. 41
2. 苏州科技大学环境生物技术研究所, 苏州 215009
2. Institute of Environmental Biotechnology, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
垃圾渗滤液是城市生活垃圾填埋过程中产生的一种复杂的、含有高浓度有机物和NH4+-N的废水[1].随着填埋时间的推移, 垃圾渗滤液中可生物降解有机物在厌氧填埋环境中逐渐被降解, 并将其中的有机氮以NH4+-N的形式释放出来, 造成了中晚期垃圾渗滤液的高NH4+-N、低C/N的特点[2].因此传统的硝化反硝化生物脱氮工艺在处理中晚期垃圾渗滤液时面临碳源不足、总氮去除率(total nitrogen removal efficiency, TNRE)低、水力停留时间长等问题[3].近年来, 部分亚硝化-厌氧氨氧化(partial nitrification and ANAMMOX, PN-ANAMMOX)作为一种节约碳源、耗能低、脱氮效率高的新型自养生物脱氮技术, 已越来越多地应用于中晚期垃圾渗滤液的脱氮处理[4].
在PN-ANAMMOX工艺中, 主要存在两种功能微生物, 一种是将NH4+-N转化为NO2--N的氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB), 另一种是将NH4+-N和NO2--N按1:1.32消耗的ANAMMOX菌, 这两种功能菌的富集对反应器的脱氮效率的提高至关重要.另外, ANAMMOX在理论上也会生成相当于进水NH4+-N浓度11%的NO3--N[5], 采用PN-ANAMMOX工艺处理含有高浓度NH4+-N的中晚期垃圾渗滤液时会产生高浓度NO3--N, 导致出水总氮达不到排放要求.因此研究者采用不同形式的DN与PN-ANAMMOX耦合形式实现废水中硝酸盐的处理, 李芸等[6]在处理晚期垃圾渗滤液时发现, 进水中低浓度的COD会激活异养反硝化细菌将ANAMMOX产生的NO3--N去除, 即在ANAMMOX反应器中实现了ANAMMOX与反硝化的耦合(simultaneous ANAMMOX and denitrification, SAD), 提高了ANAMMOX工艺中TN的去除率.Wang等[7]在同一反应器内实现了同步亚硝化-厌氧氨氧化-反硝化(simultaneous partial nitrification ANAMMOX and denitrification, SNAD), 并应用于BOD/COD小于0.05的晚期垃圾渗滤液.但SAD和SNAD这样一步式的工艺将多种脱氮功能微生物如AOB、ANAMMOX菌及异养反硝化菌(heterogeneous denitrifying bacteria, HDB)放在一个反应器环境中, 这样不利于各功能菌脱氮能力的全部发挥.不同微生物适宜不同的生长环境, 比如AOB是好氧菌, 而ANAMMOX菌和HDB属于厌氧菌; 而不同功能菌对相同的基质也存在竞争, 有机物会导致其他异养好氧菌与AOB竞争基质溶解氧(dissolved oxygen, DO); Pijuan等[8]也发现高浓度有机物可以促进异养反硝化菌的生长, 形成反硝化菌与ANAMMOX菌对基质NO2--N的竞争, 从而影响反应器总氮去除速率(total nitrogen removal rate, TNRR), 尤其在处理有机物浓度较高的中晚期垃圾渗滤液时脱氮效率不高[9, 10].
为了保证基于PN-ANAMMOX工艺处理垃圾渗滤液时各功能菌在适宜的环境中生长, 发挥出更高的脱氮能力, 依据AOB和ANAMMOX微生物的特性差异, 本课题组设计了一种一体化PN-ANAMMOX反应器, 可实现不同习性功能微生物分区培养, 同时利用PN区的尾气实现无需额外动力消耗地将出水回流至前端, 实现高氨废水高效自养脱氮[11].为了将其能够应用于含有机物的中晚龄垃圾渗滤液脱氮处理, 进一步探讨DN与PN-ANAMMOX的不同耦合工艺脱氮效能的影响.在苏州某城市生活垃圾填埋场先后研究了中试规模的DN+(PN-ANAMMOX)工艺和DN-(PN-ANAMMOX)工艺.所谓DN+(PN-ANAMMOX)工艺采用一体化的PN-ANAMMOX装置直接处理垃圾渗滤液, 因为进水渗滤液中有机物的存在, DN耦合在PN-ANAMMOX反应器中, 在ANAMMOX区进行着同步厌氧氨氧化和反硝化; 而DN-(PN-ANAMMOX)工艺通过另设UASB与PN-ANAMMOX串联, 实现各功能菌在各功能区富集, 结果表明两种工艺处理中晚期垃圾渗滤液时的脱氮能力存在较大差异[12].为了进一步分析垃圾渗滤液中有机物对DN与PN-ANAMMOX耦合的影响, 本文主要通过从微观角度进一步阐释DN与PN-ANAMMOX的最佳耦合模式, 以期为工程应用的参数优化提供参考.
1 材料与方法 1.1 实验装置在中试研究中, 先后采用两种DN与PN-ANAMMOX耦合工艺(图 1)进行垃圾渗滤液脱氮处理：首先将DN耦合入气升一体化PN-ANAMMOX装置[DN+(PN-ANAMMOX)].气升一体化自回流装置由外径1.85 m的圆柱体组成, 高3.00 m, 总有效容积6.30 m3, 其外围为PN区, 有效容积为4.25 m3; 中间圆柱为ANAMMOX区, 内径0.60 m, 高1.35 m, 有效容积0.80 m3; 顶部斗状为沉淀区, 上下直径分别为0.60 m和1.85 m, 高0.70 m, 有效容积1.25 m3.后期在气升一体化PN-ANAMMOX装置前放置一个直径1.00 m, 高4.50 m的UASB作为DN区, 有效体积为4.25 m3.进水流量采用蠕动泵控制, 在PN-ANAMMOX装置中, 从沉降区回流到PN区的回流量由气升装置控制.DO控制在0.10~0.30 mg ·L-1.
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图 1 中试ANAMMOX工艺装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the pilot ANAMMOX reactor |
PN区采用生物悬浮填料, 填充量为2 m3; ANAMMOX区接种具有ANAMMOX活性的絮状污泥, 接种时MLSS浓度为5 000 mg ·L-1. UASB接种污泥为城市污水厂剩余污泥, 接种时MLSS为8 000 mg ·L-1.
中试反应器的进水是来自苏州某已运作了20余年的垃圾填埋场的中晚期垃圾渗滤液.所使用的渗滤液的水质随当地季节、降雨等情况发生变化, 其中的有机氮浓度为(150±50)mg ·L-1, 主要的氮素形式NH4+-N的浓度为(2 050±200)mg ·L-1, COD浓度为(2 500±250)mg ·L-1, 主要由不可生物降解的有机物组成, 其中可生物降解有机物(biochemical oxygen demand, BOD)的浓度为(1 100±150)mg ·L-1, BOD/COD比值为0.43~0.50, 碱度在8 000 mg ·L-1左右, 是典型的中晚期垃圾渗滤液水质.
1.3 实验方法本研究主要分为6个阶段(表 1), 在第Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ和Ⅳ阶段, 采用填埋场的中水在配水桶中对进入反应器的垃圾渗滤液原水进行稀释, 用稀释的渗滤液启动自回流一体化PN-ANAMMOX反应器(图 1), 实现DN+(PN-ANAMMOX)脱氮工艺.在第Ⅴ和Ⅵ阶段, 联合前置UASB反应器改造为DN-(PN-ANAMMOX)脱氮工艺.在本实验中, 为了微生物的生长富集, 温度稳定地控制在32~35℃, pH稳定控制在7.5~8.0, 回流比随进水NH4+-N浓度而调控, 避免微生物被高浓度基质所抑制.
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表 1 实验流程 Table 1 Experimental procedure |
1.4 分析项目与测定方法
根据废水水质检测方法[13]对反应器的进出水进行分析, 其中NH4+-N、NO2--N和NO3--N采用分光光度法测定; pH值采用pHS-3TC pH计测定; DO和温度使用在线监测(WTW Company, Germany).
在启动和运行反应器过程中, 用TNRR和TNRE评价了该工艺的脱氮性能[14].由于垃圾渗滤液中可生物降解有机物和不可降解有机物组分差异较大, 因此以进水和出水COD浓度的差值作为可生物降解有机物的浓度.
1.5 微生物多样性和定量PCR在实验过程中分别采集的污泥样送至上海美吉生物医药科技有限公司(www.majorbio.com), 对全菌进行微生物多样性分析并对ANAMMOX菌进行定量PCR测定, 其引物、基因序列和片段长度见表 2.
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表 2 相关引物信息 Table 2 Information on primers |
2 结果与讨论 2.1 反应器在各阶段的脱氮除碳性能
在第Ⅰ阶段, 通过稀释将进水NH4+-N浓度控制在300~400 mg ·L-1, 控制HRT为1.18 d[图 2(a)], PN区的曝气需求量也稳定在16 m3 ·h-1(图 3).稳定后的DN+(PN-ANAMMOX)工艺表现出较好的脱氮能力, TNLR和TNRR分别稳定在0.35 kg ·(m3 ·d)-1和0.27 kg ·(m3 ·d)-1, 出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别稳定在55.95、20.40和12.86 mg ·L-1[图 2(b)], 其中出水NO3--N浓度明显低于ANAMMOX理论的产生量44 mg ·L-1(根据消耗的NH4+-N和氮转化比例可得).
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图 2 运行期间进水氮素浓度、HRT、出水氮素浓度及总氮去除率的变化 Fig. 2 Changes in influent nitrogen concentration, effluent nitrogen concentration, and TNRE |
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图 3 运行各阶段总氮负荷、总氮去除速率及曝气量的变化 Fig. 3 Changes in TNLR, TNRR, and aeration during the operation |
在第Ⅱ阶段, 通过降低进水渗滤液的稀释比例来提高进水NH4+-N浓度至608 mg ·L-1, HRT稳定在1.26 d, TNRR只升高了51.92%至0.41 kg ·(m3 ·d)-1, 在溶解氧不变的情况下进气量却增加了1倍至32m3 ·h-1.因为中晚期垃圾渗滤液BOD/COD在0.45左右[17], 反应器对有机物的去除率稳定在46%左右, 其中高达40%有机物在PN区被降解去除[图 4(b)], 这大概是提升进水浓度后曝气需求量大幅升高的原因.在第Ⅲ阶段, 随着进水NH4+-N浓度升高至710 mg ·L-1, 而有机物进一步增加到867 mg ·L-1[图 4(a)].气量大幅增加至46m3 ·h-1, 但相比于第Ⅱ阶段TNRR只提高了0.03 kg ·(m3 ·d)-1(图 3), 推测随着进水渗滤液浓度的增加而增加的有机物在PN区去除, 增加了PN区气量的需求量和反应器运行的能耗, 大量溶解氧被好氧异养菌利用, 使PN区亚硝酸盐转化能力下降[18].同时增加的有机物在ANAMMOX区也会影响ANAMMOX菌的生长从而影响反应器的脱氮效率[19].为了避免由此造成DN+(PN-ANAMMOX)工艺的反应器内高NH4+-N的持续积累和高浓度的游离氨(free ammonia, FA)抑制ANAMMOX菌活性的情况[20], 在第Ⅳ阶段将进水NH4+-N降低并维持在600 mg ·L-1左右, 并将HRT稳定在1.25 d, 气量需求也随之降低至37m3 ·h-1.
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图 4 运行各阶段进出水COD浓度、去除率、各功能区去除COD占比的变化 Fig. 4 Changes in COD concentration, removal efficiency, and COD removal ratio of functional zones |
在第Ⅴ阶段, 在PN-ANAMMOX的前端放置了一个厌氧UASB将工艺改造为DN-(PN-ANAMMOX)工艺, 工艺的总体积也增加了35.24%.通过进一步降低进水渗滤液的稀释比例将进水NH4+-N浓度提升至1 206 mg ·L-1, 延长HRT并稳定在1.93 d(图 2), TNLR和TNRR分别升高至0.63 kg ·(m3 ·d)-1和0.54 kg ·(m3 ·d)-1.相比于第Ⅳ阶段, 在溶解氧不变的情况下气量没有上升, 反而稍有降低并稳定在36 m3 ·h-1(图 3).COD的去除率稳定在46%, 其中PN区降解的有机物占比下降到23.97%, ANAMMOX区降解的有机物占比下降到5.62%, 而DN区降解的有机物占比达到了21.41%.于是在第Ⅵ阶段迅速将进水替代为100%的中晚期渗滤液原水, 同时延长HRT来控制TNLR在0.6 kg ·(m3 ·d)-1左右.最终实现对100%高浓度垃圾渗滤液的直接处理, 进水NH4+-N和COD的浓度分别提升至2 233 mg ·L-1和2 712 mg ·L-1, HRT稳定在3.86 d, 气量上升到42 m3 ·h-1, TNRR也稳定在0.55 kg ·(m3 ·d)-1, TNRE达到94.65%. Miao等[21]也将厌氧工艺作为PN-ANAMMOX的前处理, 成功消除有机物的影响来保证反应器的脱氮效率.而在本实验中, 前置的DN区降解有机物占比在第Ⅵ阶段继续上升到28.65%, PN区降解的有机物占比下降到13.62%, ANAMMOX区降解的有机物占比稳定在5.31%.这说明先将ANAMMOX区的出水回流至DN区利用渗滤液原水中的COD进行反硝化去除NO3--N, 可以为后续的PN-ANAMMOX工艺提供良好的低碳水质, 这保证基于PN-ANAMMOX自养脱氮工艺处理垃圾渗滤液时各主要功能菌在适宜的环境中生长, 发挥出更高的脱氮能力.
2.2 中试反应器运行期间微生物群落的变化污水的生物脱氮除碳处理得益于各功能微生物在反应器中的富集, 现在越来越多的研究采用微生物分析手段来进一步探究和证实现象的本质.为了进一步研究中试脱氮工艺DN+(PN-ANAMMOX)与DN-(PN-ANAMMOX)处理中晚期垃圾渗滤液时对微生物群落分布变化及主要功能微生物的影响.分别对ANAMMOX区接种污泥(AMX_0)进行取样; 在DN+(PN-ANAMMOX)运行稳定后的第Ⅲ阶段对PN区污泥(PN_1)和ANAMMOX区污泥(AMX_1)进行取样; 在第Ⅴ阶段联合前置UASB后, 对独立出来的DN区的接种污泥(DN_0)进行取样; 在DN-(PN-ANAMMOX)的运行稳定的第Ⅵ阶段分别对DN区污泥(DN_1)、PN区污泥(PN_2)和ANAMMOX区污泥(AMX_2)进行取样.
2.2.1 微生物的多样性与丰富度本实验微生物测序样本覆盖率均大于0.99(表 3).其中DN区和PN区的污泥在经过中晚期垃圾渗滤液的培养后, 其多样性指数均有升高, 而丰富度指数也均有升高, 表明渗滤液的培养增加了DN区和PN区物种的多样性和丰富度[22].而ANAMMOX区的接种污泥在渗滤液水质下培养后多样性指数和丰富度指数均出现了先大幅降低后有些微升高的现象, 这表明渗滤液水质对接种如反应器ANAMMOX区的微生物具有一定的毒性作用, 在适应渗滤液水质后, 且进水完全是渗滤液原水之后, 渗滤液中夹带着异养菌也稍稍增加了ANAMMOX区的菌种的多样性和丰富度.
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表 3 微生物多样性指数和丰富度指数 Table 3 Microbial diversity index and abundance index |
2.2.2 微生物群落在门水平上分布特点
在本实验中, DN区接种的污泥在经过渗滤液的培养之后, Deinococcus-Thermus门的相对丰度从50.83%下降至18.44%; Proteobacteria门常存在于生物反应器、厌氧消化池或泥土中, 其相对丰度从14.15%上升至36.99%;而Bacteroidetes门相对丰度从4.30%上升至20.96% [图 5 (a)].在PN区采集的污泥样品中, Proteobacteria门和Bacteroidetes门的相对丰度分别为52.05%和22.52%, 在联合前置反硝化之后Proteobacteria门和Bacteroidetes门仍然是PN区最主要的微生物门类.在ANAMMOX区接种污泥中, Proteobacteria门相对丰度为26.92%;接下来是相对丰度为24.70%的Acidobacteria门和相对丰度为15.17%的Chloroflexi门[图 5 (a)].Chloroflexi门通常与ANAMMOX菌在生物反应器中共存[23], 其相对丰度一直保持在13%左右.Planctomycetes门包含着所有已知ANAMMOX菌属[24], 其相对丰度由1.83%快速上升至10.02%, 并在联合前置DN后上升至21.41%, 为ANAMMOX菌的生长提供了基础.结合DN区和PN区微生物在门水平的分布情况可以看出, Proteobacteria门和Bacteroidetes门的微生物更易适应渗滤液的水质.另外ANAMMOX区污泥中明显多了几个原本没有的微生物门类, 如Deinococcus-Thermus门、Spirochaetes门和Verrucomicrobia门, 这可能是垃圾渗滤液中本就存在的异养菌生长所致.
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(a)门水平; (b)科水平 图 5 微生物的群落在门和科水平上分布的变化 Fig. 5 Changes in microbial community distribution in phylum and family |
在DN区接种的污泥中, Trueperaceae科的相对丰度从73.57%下降到了24.32%[图 5(b)]; Burkholderiaceae科相对丰度从6.51%上升至13.44%.其中Burkholderiaceae科含有的Hydrogenophaga菌、Trueperaceae科含有的Truepera菌具有反硝化功能[25, 26]. Saprospiraceae科是常存在于厌氧反应器中以NO2--N为电子受体的反硝化系统中的优势菌种[22], 其相对丰度由接种时的0.50%上升到10.49%.在DN区中未检测到产甲烷菌的相关菌科, 这表明可生物降解有机物在DN区中主要是以反硝化的方式去除的.宋壮壮等[27]的研究发现SAD反应器中也主要存在反硝化菌的生长, 甚至会抑制ANAMMOX菌的富集.而在本实验中, 随着反硝化功能菌在前置DN区的富集, 进水中越来越多的可降解有机物集中在DN区中被降解, 为后续的PN-ANAMMOX自养脱氮工艺提供低碳水质.另外DN区未检测到ANAMMOX菌所属的Brocadiaceae科[28], 虽然一部分NO2--N和NO3--N随出水将回流至DN区, 但本实验中DN区高浓度有机物确实抑制了ANAMMOX菌的生长[8].
在DN+(PN-ANAMMOX)运行期间, PN区具有亚硝化能力的Nitrosomonadaceae科[29]的相对丰度仅为12.79%, 而具有反硝化能力的Burkholderiaceae科的相对丰度为25.67%.在联合前置DN之后, Nitrosomonadaceae科的相对丰度上升至34.91%, Burkholderiaceae科的相对丰度降到3.34%, 而其他的菌科的相对丰度普遍低于2%.由此分析, 在未前置DN时, 中晚期垃圾渗滤液中的可生物降解有机物使得好氧异养细菌与AOB竞争溶解氧, 导致了PN区亚硝化能力的降低, 而具有反硝化能力的Burkholderiaceae科在PN区富集, 这也就是SNAD虽然工艺简单, 但反应器中很容易发生的功能菌相互竞争基质而导致反应器脱氮速率得不到提高的原因[9].而可以看到在前置DN后大幅减少了PN区去除有机物的负担和曝气能耗, 同时使得Nitrosomonadaceae科在PN区得到富集, 增强亚硝化的能力.另外在PN区没有检测到NOB相关的Nitrospira科, 推测是由于NOB的竞争氧气的能力弱于AOB[30]或其他好氧菌, 这样的低氧环境倒也在一定程度上抑制了NOB的生长.
在ANAMMOX区的接种污泥中, Brocadiaceae科的相对丰度仅为2.40%, 而具有反硝化能力的Saprospiraceae科相对丰度为1.05%, 在DN+(PN-ANAMMOX)反应器中培养一点时间后Brocadiaceae科的相对丰度上升至12.55%, 而Saprospiraceae科的相对丰度更加快速地上升至22.63%.而在联合前置DN后的DN-(PN-ANAMMOX)反应器中, Saprospiraceae科的相对丰度下降到7%左右, 而Brocadiaceae科相对丰度上升至20.71%.Saprospiraceae科的相对丰度的下降和Brocadiaceae科的相对丰度的上升与反应器脱氮能力的上升相吻合.结合DN区和PN区的微生物分析, 这表明DN+(PN-ANAMMOX)工艺易受到有机物的影响, 不利于TNRR的进一步提升.而前置DN可对PN-ANAMMOX过程中产生的NO3--N进行有效地处理, 同时避免了渗滤液中有机物对PN-ANAMMOX自养脱氮工艺的影响, 有利于相关功能微生物在PN区及ANAMMOX区富集, 提高反应器的脱氮能力.
2.2.4 ANAMMOX菌在属水平上的分布特点ANAMMOX是整个工艺脱氮的核心, 其功能微生物的富集是决定整个工艺脱氮效能高低的关键因素.对ANAMMOX区的污泥进行定量PCR的结果如图 6(b)所示, ANAMMOX菌的基因拷贝数(以VSS计, 下同)由接种时的7.68×104 copies ·g-1上升至DN+(PN-ANAMMOX)运行期间的3.04×106 copies ·g-1, 又在联合前置DN的DN-(PN-ANAMMOX)反应器中运行后上升至2.07×107copies ·g-1.其中Candidatus_Brocadia、Candidatus_Jettenia和Candidatus_Kuenenia作为ANAMMOX菌已发现的3个属[28]在ANAMMOX区的3个污泥样品中均被检出[图 6(a)].ANAMMOX区接种污泥中Candidatus_Brocadia、Candidatus_Jettenia和Candidatus_Kuenenia的相对丰度分别为5.22%、0.41%和2.61%, 在DN+(PN-ANAMMOX)反应器运行一段时间后, Candidatus_Brocadia、Candidatus_Jettenia和Candidatus_Kuenenia的相对丰度分别变为0.97%、0.34%和13.43%, 在联合前置DN后的DN-(PN-ANAMMOX)反应器运行一段时间后, Candidatus_Brocadia、Candidatus_Jettenia和Candidatus_Kuenenia的相对丰度分别变为0.92%、0.35%和21.86%.可以看出, 在DN+(PN-ANAMMOX)中, ANAMMOX菌得到了富集, 但在前置DN后的DN-(PN-ANAMMOX)中得到更进一步地富集, 进一步说明前置DN可以为后续的自养ANAMMOX提供更好的功能微生物生长环境.Cao等[25]的研究还发现Candidatus_Kuenenia生长速率相对较低, 但底物亲和力较高, 而Candidatus_Brocadia属生长速率相对较高, 但底物亲和力较低.而在本研究中进水NH4+-N浓度高达2 000 mg ·L-1, ANAMMOX功能微生物在反应器中直接暴露的NH4+-N浓度也长期高于150 mg ·L-1, 这使得Candidatus_Kuenenia的生长受益, 成为反应器中最优势的ANAMMOX菌.
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图 6 ANAMMOX功能菌在属水平上的分布和基因拷贝数的变化 Fig. 6 Changes in ANAMMOX bacterial distribution and gene copy number in genus |
(1) DN+(PN-ANAMMOX)工艺易受到进水中有机物的影响, 当进水有机物高于867 mg ·L-1时, 其TNRR受到抑制并停留在0.44 kg ·(m3 ·d)-1.
(2) 在DN-(PN-ANAMMOX)工艺中, COD在DN区被降解去除, 为后续PN-ANAMMOX提供了良好的低碳环境, TNRR和TNRE分别达到0.55 kg ·(m3 ·d)-1和94.65%, 实现了对NH4+-N和COD浓度分别为2 233 mg ·L-1和2 712 mg ·L-1渗滤液的直接处理.
(3) 相比于DN+(PN-ANAMMOX), DN-(PN-ANAMMOX)工艺更有助于具有反硝化能力的Saprospiraceae科菌在DN区富集、Nitrosomonadaceae科菌在PN区富集以及Brocadiaceae科菌在ANAMMOX区的富集.
(4) 作为ANAMMOX功能菌的Candidatus_Kuenenia菌比Candidatus_Brocadia菌和Candidatus_Jettenia菌更能适应渗滤液及高浓度基质的环境, 且在DN-(PN-ANAMMOX)中Candidatus_Kuenenia菌得到更好的富集.
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