1 引言(Introduction)

随着“水十条”的发布, 全国各地污水排放标准尤其是出水总氮排放标准日趋严格(石效卷等, 2015).传统的脱氮途径是先将NH₄⁺-N通过硝化作用转化为NO₃^--N, 再通过反硝化作用将NO₃^--N转化为N₂, 这种传统的脱氮方式需消耗大量的溶解氧和碳源(Van Rijn et al., 2006; Daims et al., 2015).此外, 我国城市生活污水普遍存在碳源不足的问题, 污水处理厂需投加大量外部碳源以保证脱氮效果, 从而增加了运行成本.厌氧氨氧化作为一种新型脱氮工艺, 可简化生物脱氮流程, 且脱氮过程基本不需要有机碳源和溶解氧, 即可将NH₄⁺-N和NO₂^--N转化为氮气和少量的NO₃^--N(Kartal et al, 2010), 这将大大减少水污染处理过程中的药耗及曝气产生的电耗.

但由于ANAMMOX菌生长缓慢, 世代周期长(约为11 d), 且体积小, 易流失, 成为反应器启动及大规模应用的障碍(Wen et al., 2011).通过向反应器内投加填料, 使ANAMMOX菌附着在填料上生长以减少其流失成为快速启动ANAMMOX反应器的关键.刘杰等(2010)的研究表明, 投加特制改性聚乙烯填料的反应器经过83 d的运行, NH₄⁺-N及NO₂^--N去除率分别高达83.6%和89.4%, 去除负荷达0.22 kg·m^-3·d^-1, 实现了厌氧氨氧化反应器的较快速度完成, 而不投加填料的对照组需167 d才可取得较高的去除率. Zheng等(2016)在两个中试规模的IFAS反应器中成功实现了单级部分硝化和厌氧氨氧化, 生物膜中ANAMMOX菌的丰度分别达到总菌量的87.8%和73.3%, 均高于悬浮污泥中ANAMMOX菌的丰度.Markus等(2016)通过定量qPCR(Quantitative Real Time Polymerase Chain Reaction)技术测定了SBR、MBBR、UASB3种反应器中ANAMMOX菌的含量, 发现MBBR系统中ANAMMOX菌数量最多, 为1.04×10⁹ copies·g^-1.可见, 填料的投加有助于反应器脱氮率的提高及ANAMMOX菌的持留.但由于填料种类较多, 不同填料对ANAMMOX的启动及稳定有不同的效果, 因此, 选择更适宜ANAMMOX菌生长的填料对ANAMMOX技术应用有重要意义.

研究表明, 聚氨酯(Miao et al., 2016)、聚乙烯(张志强等, 2018)两种性质的填料都可以富集ANAMMOX菌, 但两种填料内部结构不同, 聚氨酯海绵填料内部多孔, 孔隙率在70%左右, 聚乙烯填料呈环状结构, 孔隙率在90%左右.目前对两种填料富集效果比较的研究较少.因此, 本研究将聚氨酯和聚乙烯两种悬浮填料应用于两个相同规模的ASBBR(Anaerobic Sequencing Batch Biofilm Reactor)反应器, 通过逐步提高基质浓度的方式进行厌氧氨氧化的启动及挂膜, 并通过不同阶段填料挂膜情况、反应器脱氮效果、ANAMMOX活性强弱及微生物菌群结构特征的对比分析, 以期选出更适宜ANAMMOX菌生长富集的悬浮填料, 为ANAMMOX技术的应用提供支持和理论基础.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验装置及运行策略

实验用的ASBBR反应器由圆柱形有机玻璃制成(图 1), 直径16 cm, 高70 cm, 总容积14 L, 有效容积11 L.反应器内置搅拌器, 在其侧壁垂直方向设置进、出水口及取样口.反应器外侧用黑色保温棉覆盖, 并采用伴热线进行温度控制, 采用小米网关及小米开关控制反应器的自动运行, 实验工序包括进水(15 min)、反应(23 h)、沉淀(30 min)、排水(5 min)、静置(10 min).ASBBR反应器HRT为24 h, 排水比为64%, 温度控制在(35±1) ℃, pH控制在7.8~8.0.两反应器填料投加比均为10%.

2.2 实验所用填料

本实验选用聚乙烯(T1)悬浮填料和聚氨酯(T2)悬浮填料, 投加T1填料的反应器记为R1, 投加T2填料的反应器记为R2.其中, T2填料内含大量活性炭, 比表面积大.填料形状如图 2所示, 聚乙烯填料宽2.5 cm, 高0.5 cm, 聚氨酯填料宽2 cm, 高0.7 cm.两种填料的性质如表 1所示.

2.3 实验接种污泥及进水水质

接种污泥取自稳定运行的反硝化除磷中试设备的二沉池, 接种后R1、R2两反应器内污泥浓度分别为3263、3080 mg·L^-1, 污泥沉降比(SV)分别为30.40%、30.20%, 污泥沉降性能良好.

实验所用污水取自市政管网中的城市生活污水, 经沉淀1 h后取上清液, 用氯化铵及亚硝酸钠调整污水中NH₄⁺-N及NO₂^--N浓度.因生活污水中含化学需氧量(COD), 为防止反硝化作用过强而导致ANAMMOX无NO₂^--N可用, 使调整后污水中NO₂^--N浓度略高, NO₂^--N:NH₄⁺-N >1.32:1.采用KHCO₃为厌氧氨氧化菌提供无机碳源, 进水碳酸氢盐浓度为500 mg·L^-1；通过1 mol·L^-1的HCl调节进水pH, 两反应器进水水质如表 2所示.

2.4 典型周期内测定指标

为进一步探究系统的脱氮机制, 在两个反应器运行的第150个周期内, 每1 h取样测定NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N浓度, 并记录pH、温度的变化, 每3 h取样测定COD.

2.5 单个填料ANAMMOX活性速率测定方法

在挂膜150 d后, 两种填料各取20个用清水慢慢冲洗3遍后, 分别装入1 L锥形瓶中, 瓶中装入1 L稳定运行时期两反应器的出水, 加入氯化铵和亚硝酸钠使锥形瓶中NH₄⁺-N、NO₂^--N浓度分别为50、66 mg·L^-1.通过曝氮气使锥形瓶中保持厌氧状态, 同时进行搅拌.取样间隔为1 h, 共取10 h, 根据水样的NH₄⁺-N和NO₂^--N浓度值分别拟合浓度-时间曲线, 斜率为氮平均去除速率, 再分别除以填料个数, 得出不同类型单个填料的NH₄⁺-N及NO₂^--N平均去除速率.

2.6 厌氧氨氧化贡献计算

在本实验中, 稳定运行阶段NH₄⁺-N和部分NO₂^--N参与厌氧氨氧化反应, 由于进水含有COD, 剩余的部分NO₂^--N及厌氧氨氧化反应产生的NO₃^--N则参与反硝化反应.因此, 将进水中NO₂^--N和NO₃^--N的浓度之和看作一个整体, 可由厌氧氨氧化反应去除的NO₂^--N占耦合反应中NO₂^--N和NO₃^--N去除总量的比值计算得到厌氧氨氧化反应在耦合反应中的贡献率.厌氧氨氧化反应贡献率A (魏思佳等, 2016)和反硝化反应贡献率D,计算公式如式(1)、(2)所示.

(1)

(2)

式中, A为厌氧氨氧化反应贡献率, D为反硝化反应贡献率, ΔNH₄⁺、ΔNO₂^-分别为NH₄⁺-N、NO₂^--N去除量, 下标inf和eff分别代表进水和出水.

2.7 检测方法

水样经0.45 μm微孔滤膜过滤后, 采用国标法(国家环境保护总局, 2002)测定NH₄⁺-N、NO₂^--N、NO₃^--N、COD等指标；MLSS采用重量法测定；MLVSS采用马弗炉燃烧减重法测定；pH和温度(T)采用HACH HQ40d便携式测定仪测定；采用16S rRNA高通量测序技术对微生物菌群结构进行分析；采用JSM-7800f日本电子热场发射扫描电子显微镜(SEM)对填料挂膜情况进行检测.

3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 两个反应器的启动及稳定运行

根据进水基质及运行稳定程度, 将运行分为3个阶段(图 3)：低基质浓度启动阶段1、高基质浓度启动阶段2、高基质浓度稳定运行阶段3.

启动初期, NH₄⁺-N去除率低, 过高浓度的NH₄⁺-N将造成水中游离氨浓度过高, 抑制厌氧氨氧化反应, 进而影响菌种活性(Aktan et al., 2012).因此, 采用低基质浓度启动.由图 3可知, 此阶段R1、R2反应器脱氮效果均不理想, NH₄⁺-N、NO₂^--N、TIN去除率较低, R1反应器NH₄⁺-N去除率普遍维持在20%以下, TIN去除率多在20%~40%之间变化, R2反应器NH₄⁺-N去除率普遍维持在30%以下, TIN去除率多在25%~50%之间.由于刚接种污泥时的反硝化作用强烈, 两反应器NO₂^--N去除率均呈先降低后升高的趋势.朱泽沅等(2016)发现, 随着C/N从0.33升高到1.33, 脱氮主导反应由厌氧氨氧化转变为反硝化. R1、R2反应器的脱氮效果不太理想, 可能是本阶段C/N太高所致.相较于R1反应器在本阶段几乎没有NO₃^--N生成, R2反应器第18~24 d的NO₃^--N生成量均在1 mg·L^-1以上, ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N平均值为2.37, 小于本阶段平均值3.38, ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N平均值为0.21, 接近0.26, 说明此阶段厌氧氨氧化反应逐渐强烈.这表明在低基质浓度条件下, 虽然脱氮效果不太理想, 但T2填料可以使ASBBR反应器中产生较明显的厌氧氨氧化反应.

第2阶段提高进水NH₄⁺-N及NO₂^--N浓度, 以降低C/N, 进行ANAMMOX的启动.由图 3可知, 在该阶段两反应器出水NH₄⁺-N、NO₂^--N浓度在逐渐下降, 呈同步去除趋势, 且出水NO₃^--N逐渐积累.R1反应器运行至第74 d时, R1反应器的NH₄⁺-N、NO₂^--N、TIN去除率分别为73.67%、86.59%、79.52%, 此时ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N为1.32, ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N为0.19, 与厌氧氨氧化反应的化学计量比基本吻合, 表明反应器中厌氧氨氧化反应已成为主导反应.R1反应器运行第89~93 d时, 出水NH₄⁺-N及NO₂^--N平均去除率分别为92.42%、92.20%, ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N、ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N的值与厌氧氨氧化反应的化学计量比较接近, 平均值分别为1.33、0.21, 表明ANAMMOX启动成功(谭锡诚等, 2017). R2反应器运行至第51 d时, ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N为1.49, ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N为0.37, 推测此时厌氧氨氧化反应已成为主导反应.R2反应器运行至第69~73 d时, 出水NH₄⁺-N、NO₂^--N去除率平均值分别为94.65%、97.35%, ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N、ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N的平均值分别为1.37、0.16, 表明反应器启动成功.总体来看, R2反应器NH₄⁺-N、NO₂^--N的降解幅度明显高于R1反应器, R2反应器较R1反应器启动时间更短, NH₄⁺-N、NO₂^--N去除效果更好.

图 3中阶段3表明, 在平均进水NH₄⁺-N、NO₂^--N分别为50、70 mg·L^-1, 平均C/N比为0.7的条件下, R1和R2均可实现稳定运行.NH₄⁺-N、NO₂^--N、TIN去除率较上一阶段均显著升高, 脱氮效果稳定.R1反应器的NH₄⁺-N、NO₂^--N、TIN平均去除率及ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N、ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N平均值分别为98.99%、97.55%、88.34%、1.42、0.23. R2反应器的NH₄⁺-N、NO₂^--N、TIN平均去除率及ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N、ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N平均值分别为99.71%、98.45%、87.97%、1.44、0.25.两反应器ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N平均值均大于1.32, ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N平均值均小于0.26, 表明系统中仍存在少量反硝化反应, 由于COD的存在, 反硝化反应在系统中并未完全淘汰, 以厌氧氨氧化反应为主导反应, 两者协同进行.相较于R1反应器, R2反应器对NH₄⁺-N、NO₂^--N的去除更为彻底.可以得出结论：在本实验条件下, 投加T2填料较投加T1填料可以更快速地启动ANAMMOX, 且可以使系统达到更好的脱氮效果.究其原因, 发现T2填料上有更多的生物膜量, T1、T2单个填料所挂污泥量分别为6.31 mg和31.96 mg, T2单个填料的污泥量为T1单个填料污泥量的近5倍.使得在相同投加比的反应器中, 投加T2填料的反应器具有较大的生物优势, 从而缩短了反应器启动时间.

ANAMMOX为自养菌, 只利用HCO₃^-、CO₃^-、CO₂等无机碳源进行代谢(王晓霞等, 2012), 有机碳源的存在会对其生长代谢造成抑制.由于进水未进行脱氧处理, 携带了一部分溶解氧, 起始污泥中硝化作用功能菌占比达到6.53%(表 4), 此时系统内有一部分NH₄⁺-N是由硝化作用去除的, 但计算时无法将这部分NH₄⁺-N筛除, 由式(1)可知, ΔNH₄⁺-N偏高导致厌氧氨氧化脱氮贡献率计算值偏高.图 4表明, 在阶段1, R1和R2反应器中的COD平均去除率均较高, 分别为36.51%、32.28%, 反硝化菌的脱氮贡献率分别为67.14%、58.36%, 此时系统脱氮由反硝化反应主导.在阶段3, 随着ANAMMOX菌的不断富集, 自养脱氮逐渐增强, R1和R2系统的平均脱氮贡献率分别由低浓度启动阶段的32.86%、41.64%增长至90.30%、90.16%, 此时系统脱氮是由厌氧氨氧化反应主导.赖杨岚等(2010)与贾方旭等(2014)探究了厌氧氨氧化菌与反硝化细菌之间的协同竞争关系, 并建立了厌氧氨氧化与反硝化的协同作用, 证明了厌氧氨氧化菌可与反硝化菌共存.此外, 在阶段3中, 两反应器的COD去除率分别由阶段2的23.45%、27.39%升至30.77%、29.49%.究其原因, 可能是系统中富集了可利用有机碳源的ANAMMOX菌, 这与微生物菌群结构解析中Candidatus anammoxoglobus占比较高(表 4)相一致.

3.2 稳定运行时两反应器的典型周期对比

由图 5可知, R1和R2反应器在前3 h内各污染物的变化趋势较为类似.由于进水未经加热处理, 反应开始0~2 h, 温度在30 ℃以下, 此时NH₄⁺-N、NO₂^--N去除量较少, 曲线较为平稳.从第4 h开始, 温度上升至30 ℃以上, NH₄⁺-N、NO₂^--N浓度变化曲线斜率增大, 二者成一定比例同步去除, 脱氮性能明显上升.

通过对R1和R2系统典型周期的分析可知, 由于厌氧氨氧化是耗酸反应(Guo et al., 2019), 在反应过程中pH持续上升, 且温度对厌氧氨氧化反应有较大影响, 这与张杰等(2009)的研究结论相一致.随着温度的不断升高, 两个反应器内NH₄⁺-N、NO₂^--N皆呈一定比例同步去除, 厌氧氨氧化反应十分明显.此外, 当两反应器达到相同处理效果时, 投加T2填料的R2反应器所需时间更短, 仅为13 h, 而投加T1填料的R1反应器则需要22 h, 这与测定单个填料上氮去除速率所得的数据结果相一致.

3.3 稳定运行时两种填料的单个填料氮去除速率及活性比较

图 6表明, 单个T1填料的NH₄⁺-N和NO₂^--N平均去除速率分别为0.036和0.047 mg·L^-1·h^-1, ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N值为1.306, 与理论值1.32较为接近, 有明显的ANAMMOX活性, 但反应速率较小.而单个T2填料的NH₄⁺-N和NO₂^--N平均去除速率较大, 分别为0.12和0.17 mg·L^-1·h^-1, ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N值为1.42, 接近理论值1.32.高梦佳等(2016)测定得出挂膜150 d的单个聚氨酯海绵填料的NH₄⁺-N及NO₂^--N去除速率分别为0.123、0.160 mg·L^-1·h^-1, 与本实验所得结果较为接近, 证明T2填料上厌氧氨氧化活性较好.此时T1、T2的单个填料所挂污泥量分别为6.31 mg和31.96 mg, 单个T2填料的污泥量接近T1填料污泥量的5倍.主要原因是T2填料上含有大量的活性炭, 比表面积增大, 能够吸附更多污泥并附着更多微生物, 从而使得单个T2填料上的ANAMMOX活性较T1填料更高.以填料上单位VSS污泥的NH₄⁺-N去除速率表示厌氧氨氧化活性, T1、T2的厌氧氨氧化活性分别为5.70和3.70 mg·g^-1·h^-1.

综上可知, 单个T2填料的厌氧氨氧化反应速率比T1填料更高, 这种差异可能是由于两种填料理化性质不同进而导致生物膜量不同所产生的.但从单位污泥厌氧氨氧化活性来看, T1填料上ANAMMOX的活性要高于T2填料.

3.4 两种填料上生物膜的SEM表征

为观察填料上微生物生长状况, 分别在反应器运行第78、150 d时取填料进行SEM表征, 放大倍数为5000.图 7a、7c 表明, 在R1反应器中刚出现厌氧氨氧化效果、R2反应器刚启动成功时, 两种填料上均未观察到大量球菌, 且其他杂菌数量较多.这是因为ANAMMOX此时还未开始在生物膜上大量生长, 且由于进水水质复杂, 造成填料上杂菌较多.图 7b、7d表明, 两种填料上均有一定量的球状菌, 与ANAMMOX菌形状相似(王亚宜等, 2014).另外, 在视野中发现T1填料上的球状菌比同倍数下T2填料上的球状菌数量多, 且杂菌较少.可能是由于T2内含有活性炭且填料本身孔隙较多, 增加了细菌与载体间的有效接触面积, 使得大部分微生物可在短时间内富集在填料表面, 并形成生物膜, 导致微生物多样性高；相比于T2填料, T1填料较难挂膜, 需1个月(金冬霞等, 2002), 且多为世代周期较长的微生物(褚海云等, 2016).这与高通量检测结果中T2中微生物多样性高于T1的结果相一致(表 3).

3.5 不同时期填料上所挂污泥菌群特性研究

取启动成功后(T1：94 d；T2：74 d)及稳定运行150 d后的两种填料, 进行16S rRNA高通量测序.图 8表明, T1、T2填料上ANAMMOX菌所属的Planctomycetes (浮霉菌门)的丰度较原始污泥都呈逐渐增多的趋势, 由接种污泥中的7.06%分别增至启动成功后的15.50%、10.14%, 之后分别增至稳定运行阶段的76.92%、40.83%. T1填料上浮霉菌门的丰度在启动成功后及稳定运行时期皆比T2填料高, 在稳定运行后相差高达36.09%.大量反硝化菌所属的Proteobacteria(变形菌门)随着运行周期的增加逐渐降低, 由接种污泥中的43.70%分别降至启动成功后的33.41%、36.52%, 之后降至稳定运行阶段的6.94%、14.72%.

表 3中, Sample ID代表样本名称, Seq数代表样本的优质reads数目, OTU数为样本聚类得到的OTU数目, Shannon指数用来估算样品中微生物多样性, Shannon指数值越大, 说明群落多样性越高, Coverage指数表示测序深度.本次研究中Coverage指数均大于0.95, 可确保本次测序结果能够代表样本中微生物群落组成.两种填料上的Shannon指数值都是逐渐减小的, 分别由初始的5.81降至启动成功后的3.62、4.77, 再降至稳定运行阶段的2.41、3.80, 这说明随着反应器的运行, 优势菌群在填料上得到富集, 种群多样性下降, 微生物群落结构发生明显演替.同时, 可以看出不同阶段T2填料上的Shannon指数都比T1填料高, 表明T2填料的菌群种类更加丰富, 种群多样性更高.

由表 4可知, 起始污泥中ANAMMOX菌属：Candidatus anammoxoglobus、Candidatus Hydrogenedens、Candidatus Kuenenia的总量为0.11%, 启动阶段两种填料上ANAMMOX菌属丰度基本不变, 总量分别为0.15%和0.13%；但从水质数据来看, R1、R2反应器均存在ANAMMOX反应, 说明此时ANAMMOX菌并未在生物膜上进行富集. 赖玮毅等(2013)、刘金苓等(2010)研究得出, 向反应器中加入适当活性炭载体可实现厌氧氨氧化反应器的快速启动, 而R2反应器较R1反应器更快启动, 可能是由于T2填料上附着的活性炭颗粒脱落到反应器内所导致.此外, 在第2阶段, R1、R2系统中反硝化菌的丰度较接种时虽有所下降, 但仍有较高的丰度, 是系统脱氮的主要功能菌.在第3阶段, Candidatus anammoxoglobus成为R1和R2系统中的主要脱氮功能菌, 其相对丰度分别为75.29%和38.23%.王利君等(2017)、于英翠等(2012)也在各自的研究中发现了较高的Candidatus anammoxoglobus丰度, 分别为43.92%和40.11%.在运行稳定后T1填料上ANAMMOX菌丰度远高于T2填料, 说明T1填料更适宜ANAMMOX菌的富集.值得注意的是, ANAMMOX菌属中最为常见的两种菌属Candidatus Brocadia 和Candidatus Kuenenia(Van der Star et al., 2007)在本研究中并未大量富集.可能原因是以城市生活污水为配水基质, 而Candidatus anammoxoglobus菌属在含有少量有机物的生活废水中, 相比其他ANAMMOX菌和异养反硝化菌的生长占有优势(闾刚, 2017; 陈方敏, 2019), 推测进水中携带了适宜Candidatus anammoxoglobus菌属生长的物质, 如丙酸(Kartal et al., 2007)、硫酸根(Cai et al., 2010)等, 且此菌属常在生物膜中被发现(Zheng et al., 2019).另外, 在两种填料启动阶段, Armatimonadetes_gp5菌属的丰度由起始污泥中的0.92%分别上升至28.33%和7.99%, T1填料上此类菌属的丰度高于T2填料.Mi等(2017)在研究中提出推测：Armatimonadetes_gp5可能是一种新型的厌氧氨氧化菌, 并且能提高厌氧氨氧化工艺对低氨废水的处理效率.而在第3阶段, Armatimonadetes_gp5的丰度又恢复0.70%以下, 原因是Candidatus anammoxoglobus更适宜在本试验条件下长期生长, 成为优势菌, Armatimonadetes_gp5难以得到可利用的物质而逐渐被淘汰.

4 结论(Conclusions)

1) 采用城市生活污水上清液为配水基质, 投加T1、T2两种填料的2个厌氧氨氧化ASBBR反应器R1和R2分别在93 d和73d启动成功, 经过150 d的长期运行, 反应器的脱氮效果良好且稳定, 稳定运行阶段TIN平均去除率分别可达到88.34%、87.97%.稳定运行阶段两反应器平均ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N、ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N皆接近理论值1.32、0.26, 系统ANAMMOX活性良好.

2) T1和T2单个填料上所生长的生物量不同, 分别为6.31 mg和31.96 mg, 单个T2填料的NH₄⁺-N和NO₂^--N平均去除速率远高于T1填料, NH₄⁺-N去除速率分别为0.036和0.120 mg·L^-1·h^-1, NO₂^--N去除速率分别为0.047和0.170 mg·L^-1·h^-1.T1填料上单位VSS的ANAMMOX活性(5.70 mg·g^-1·h^-1)高于T2填料上单位VSS的ANAMMOX活性(3.70 mg·g^-1·h^-1).

3) SEM表征结果表明, 稳定运行阶段T1填料上的球状菌比同倍数下T2填料上的数量多, 且杂菌较少, 此时T1、T2填料上微生物α多样性指数中的Shannon指数分别为4.77、3.80, T2填料上微生物种群的多样性更高, T1填料的种群多样性虽少, 但ANAMMOX菌属所在的Planctomycetes门丰度较高.在相同基质负荷条件下, T1、T2填料上ANAMMOX菌所属的 Planctomycetes门的丰度由接种污泥中的7.06%分别增至启动成功后的15.50%、10.14%, 之后增至稳定运行阶段的76.92%、40.83%.

4) 稳定运行阶段, R1、R2中厌氧氨氧化菌为主要的脱氮功能菌, 平均ANAMMOX脱氮率分别为90.30%、90.16%, 此外, Candidatus anammoxoglobus为R1、R2系统中的主要优势菌, 该菌属于厌氧氨氧化菌, 为系统自养脱氮发挥了至关重要的作用.T1、T2填料上Candidatus anammoxoglobus的相对丰度分别为75.29%和38.23%.

5) 综上所述, 相较于T2填料, T1填料在以城市生活污水为配水基质的反应器中可获得更高的ANAMMOX丰度及更好的ANAMMOX活性.