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在我國21世紀初，城市生活垃圾普遍采用填埋的方式進行處置，據(jù)2021年中華人民共和國統(tǒng)計局報告顯示，截至2020年，我國衛(wèi)生填埋場共644座。填埋場中的生活垃圾隨著時間的推移，趨于穩(wěn)定并產(chǎn)生大量的老齡垃圾滲濾液。與新鮮垃圾滲濾液相比，老齡垃圾滲濾液具有高氨氮、低C/N、可生化性差和污染物成分更加復雜且毒性強等特點。

傳統(tǒng)脫氮工藝由于存在能耗和運行成本高的缺點。因此，對于低C/N比和高氨氮的老齡垃圾滲濾液而言，目前亟需探究一種經(jīng)濟且高效的脫氮方法。厭氧氨氧化(anaerobicammoniumoxidation,Anammox)是一種新型高效的生物脫氮技術，與傳統(tǒng)脫氮技術相比，該技術具備無需曝氣、無需外加碳源、污泥產(chǎn)量少、溫室氣體排放少和運行成本低等優(yōu)點。該技術是利用厭氧氨氧化菌(anaerobicammoniumoxidationbacteria,AnAOB)在缺氧或者厭氧環(huán)境條件下，利用NO2?-N為電子受體，以NH4+-N為電子供體，最后將兩者轉(zhuǎn)化成N2的過程。目前由于AnAOB生長速度緩慢，且倍增周期較長，導致Anammox工藝在工程運用中存在啟動時間長，AnAOB富集豐度低等難題。目前報道文獻中，王朝朝等利用Anammox絮狀污泥和厭氧顆粒污泥在UASB反應器中經(jīng)過140d成功培養(yǎng)出Anammox顆粒污泥，TN去除負荷為0.26kg·(m3·d)?1；季軍遠等以絮狀厭氧消化污泥為接種污泥，經(jīng)過250d成功啟動有效體積為1.4L的Anammox-UASBA反應器；Wang等將Anammox顆粒污泥接種于UASB反應器，經(jīng)過178d啟動及穩(wěn)定運行，NLR高達8.25kg·(m3·d)?1；李亦舒等探究低DO條件下對Anammox工藝脫氮影響，富集的AnAOB豐度僅為14.3%。

基于此，本研究針對短程硝化處理后的老齡垃圾滲濾液，采用UASB反應器快速啟動Anammox用于進一步深度脫氮，分析啟動過程中接種污泥形貌變化、微生物群落結(jié)構(gòu)變化和脫氮性能。為此，探究Anammox最佳啟動條件，并采用厭氧硝化污泥為接種污泥，在30L的UASB反應器中，僅用60d成功啟動Anammox。啟動成功后以短程硝化處理后的老齡垃圾滲濾液為進水，探究該系統(tǒng)脫氮性能。實現(xiàn)Anammox反應器穩(wěn)定運行和較強的脫氮性能，為其在老齡垃圾滲濾液工程運用中提供科學的技術參考。

1、材料與方法

1.1  實驗裝置

本研究單因素批量實驗采用4至6個用錫箔紙包裹的250mL的具塞錐形瓶，Anammox啟動和實際廢水脫氮實驗在UASB反應器中進行，實驗裝置如圖1所示。該反應器內(nèi)徑為20cm，高100cm，有效體積為30L，反應器內(nèi)投加Φ=55mm的聚氨酯生物填料球，投加量為30%。運行工況：利用溫控系統(tǒng)將反應器內(nèi)溫度控制在(30±1)℃，DO為0.3mg·L?1，初始pH為7.5，MLSS為4200~4500mg·L?1；模擬廢水啟動階段Ⅰ，采用人工配水，設置進水蠕動泵流量為10L·d?1，利用進水蠕動泵將模擬廢水從反應器底部輸入，內(nèi)循環(huán)蠕動泵轉(zhuǎn)速設置為2r·min?1，處理后的水從頂部出水口排入出水箱中；實際廢水運行階段Ⅱ，啟動成功后，通過逐漸提高老齡垃圾滲濾液的濃度，運行工況與啟動階段一致。

1.2 實驗用水

本研究啟動階段采用模擬的垃圾滲濾液為進水，啟動成功后以短程硝化處理后的老齡垃圾滲濾液為進水。模擬廢水中NH4+-N和NO2?-N由(NH4)2SO4和NaNO2按需添加，其質(zhì)量濃度分別為50~200mg·L?1和60~260mg·L?1。其他主要成分：MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4、微量元素Ⅰ(1mg·L?1)和微量元素Ⅱ(1mg·L?1)。

1.3 實驗接種污泥

本研究接種污泥為廣東省云浮市某養(yǎng)鴨廢水處理站兩級A/O工藝中厭氧硝化污泥，顏色呈棕紅色，MLSS為5000~6000mg·L?1。利用緩沖溶液將厭氧接種污泥清洗3遍，隨后采用100目篩網(wǎng)進行篩分，去除雜物，并收集篩網(wǎng)上的顆粒污泥；將顆粒污泥置于裝有NH4+和NO2?質(zhì)量濃度分別為30mg·L?1和40mg·L?1的密閉容器中，并添加適量的MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4營養(yǎng)物質(zhì)、微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ進行純化培養(yǎng)。純化培養(yǎng)后的接種污泥中微生物數(shù)量為3×108個·mL?1，主要微生物群落包括Proteobacteria、Chloroflexi和Planctomycetes。將純化后的接種污泥避光儲存于實驗室4℃冰箱中。

1.4 分析項目與方法

水質(zhì)根據(jù)《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第四版)中的方法測定。其中NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測定、NO2?-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定、NO3?-N采用紫外分光光度法、MLSS采用重量法測定、pH和DO采用便攜式水質(zhì)多參數(shù)測定儀(上海SANXIN-SX825)測定。

污泥外貌形態(tài)，將樣品置于10mL離心管內(nèi)，加入2.5%戊二醛固定液進行固定，冷凍干燥好后，將樣品鍍膜后在掃描電子顯微鏡(SEM，ZeissGemini300，上?？柌趟?進行觀察并拍攝。污泥中EPS特征，采用一種改良的熱提法提取污泥的3層EPS，并用三維激發(fā)發(fā)射矩陣(3DEEM)熒光光譜法測定EPS中有機物變化。采用考馬斯亮藍法和蒽酮—硫酸法分別測定EPS中的多糖和蛋白質(zhì)。

微生物群落多樣性，利用Qubit3.0DNA檢測試劑盒對基因組DNA進行定量。對細菌的16SrRNA的V3~V4區(qū)，用通用引物341F(CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTACHVGGGTATCTAATCC)進行PCR擴增，最后采用IlluminaMiSeq測序平臺完成測序。

2、結(jié)果與討論

2.1 厭氧氨氧化污泥最佳脫氮條件確定

1)溫度對厭氧氨氧化污泥脫氮的影響。

有研究表明，AnAOB最適的生長溫度在15~40℃?；诖?，探究溫度(15、20、25、30、35、40和50℃)對Anammox污泥脫氮性能的影響，結(jié)果如圖2(a)所示。當反應溫度為15℃和50℃時，NH4+-N和NO2?-N的平均去除率分別為56.3%、64.3%和30.8%、67.8%。這是由于低溫條件下導致比氨活性(SAA)降低，高溫條件下由于細菌細胞裂解，SAA受到抑制，導致脫氮效率下降，在20、25、30、35和40℃下，NH4+-N和NO2?-N的平均去除率分別超過90%和76%。其中30℃下的NH4+-N和NO2?-N去除效果最佳，其平均去除率分別超過98%和85%。當反應溫度為30℃和40℃時，TN的去除率最高，平均值分別為91.7%和91.9%。為節(jié)省能耗，將最佳反應溫度設為(30±1)℃。

2)初始pH對厭氧氨氧化污泥脫氮的影響。

AnAOB的生理pH為6.7~8.3。不同初始pH(5.0、6.0、7.0、8.0和9.0)對Anammox污泥脫氮性能的影響如圖2(b)所示。初始pH的升高，有利于去除NH4+-N、NO2?-N和TN，當初始pH為7.09.0時，NH4+-N、NO2?-N和TN的去除效果最佳，其平均去除率均超過99%。pH決定了游離氨(freeAmmonia,FA)和游離亞硝氨(freenitrogenousammonia,FNA)的濃度，F(xiàn)A已被證明是Anammox系統(tǒng)中的一種重要抑制劑，低pH會導致FA濃度下降，這有利于AnAOB的活動。然而，有研究表明，Anammox主要受pH影響，而非FA的抑制。極端pH可能會影響質(zhì)子轉(zhuǎn)移和其他代謝過程。AnAOB菌在酸性條件下受到抑制，從而降低其脫氮性能。結(jié)果表明，進水初始pH為7.0~8.0脫氮效果最佳，故本研究將最佳初始pH設為7.5。

3)碳源投加量對厭氧氨氧化污泥脫氮影響。

有機物被認為是影響Anammox脫氮性能的一個重要因素。不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80mg·L?1)對Anammox脫氮性能的影響結(jié)果如圖2(c)所示。NH4+-N的去除效果與C6H12O6投加量呈負相關，當C6H12O6投加量為0mg·L?1和20mg·L?1時，NH4+-N去除效果最佳，其平均去除率分別為99.5%和96.7%；當C6H12O6投加量為80mg·L?1時，NH4+-N平均去除率僅為86.4%。其主要原因可能是存在有機碳，異養(yǎng)菌會大量生長繁殖，如反硝化菌，導致AnAOB菌的生長受到抑制，NH4+-N的去除性能下降。相反，NO2?-N去除率與碳源投加量呈正相關，在C6H12O6低投加量(0mg·L?1和20mg·L?1)時，其平均去除率僅為54.3%和65.5%。這主要是因為部分NO2?-N在反硝化菌的作用下轉(zhuǎn)化為N2。有研究表明，在COD為100mg·L?1時，NH4+-N和TN的去除效率均超過90%相比之下，當COD達到約300mg·L?1時，Anammox僅占TN去除率的69%。在不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80mg·L?1)下，TN平均去除率分別為74.0%、80.6%、76.6%、70.3%和81.8%。盡管有機物可能會對Anammox產(chǎn)生不利影響，但較低的有機物濃度或合適COD/N可能會支持Anammox和反硝化的共存。從NH4+-N、TN的去除效果以及經(jīng)濟考慮，本研究將不外加碳源。

4)NO2?/NH4+對厭氧氨氧化污泥脫氮影響。

研究表明AnAOB對銨和亞硝酸鹽的親和常數(shù)均小于或等于0.1mgN·L?1。探究不同NO2?/NH4+(0.75、1.00、1.25、1.50和1.75)對Anammox污泥脫氮性能影響結(jié)果如圖2(d)所示。NO2?/NH4+比為0.75、1.00、1.25、1.50和1.75對NH4+-N的平均去除率分別為99.4%、99.1%、99.3%、99.5%和98.9%，對NO2?-N的平均去除率分別為100%、100%、98%、87%和88%，對TN的平均去除率分別為99.6%、99.5%、99.7%、93.0%和91.0%。高底物濃度可抑制Anammox活性，尤其是在高NO2?-N濃度。Anammox反應過程如化學式(1)所示。理論上每消耗1molNH4+，需要1.32molNO2?，若NO2?/NH4+高于1.32理論值，則出現(xiàn)NO2?無法完全反應，導致出水存有剩余的NO2?。若NO2?/NH4+低于1.32，反而會出現(xiàn)NH4+過剩，導致出水TN去除率下降。結(jié)果表明，NO2?/NH4+太高或太低都會影響其脫氮性能，故本實驗將NO2?/NH4+設為1.25~1.50較為合適。

5)接種污泥濃度對厭氧氨氧化污泥脫氮影響。

Anammox脫氮性能與接種污泥濃度相關聯(lián)?；诖耍骄坎煌臃N污泥濃度(1800、2600、3400和4200mg·L?1)對Anammox污泥脫氮性能影響，結(jié)果如圖2(e)所示。污泥質(zhì)量濃度為1800、2600、3400和4200mg·L?1，進水NH4+-N質(zhì)量濃度控制為153.8mg·L?1，出水質(zhì)量濃度分別為70.5、44.6、15.8和0mg·L?1，其平均去除率分別為54.2%、71.0%、89.7%和100%；NO2?-N進水質(zhì)量濃度為192.3mg·L?1，出水質(zhì)量濃度分別為176.2、144.3、69.3和4.6mg·L?1，平均去除率分別為8.4%、25%、64%和97.6%；TN的去除率分別為32.5%、46.5%、77.5%和98.2%。結(jié)果表明，當接種污泥濃度較低時，系統(tǒng)中的微生物含量也隨之減小，導致其脫氮效果不佳，而將污泥濃度提高至一定程度，微生物的數(shù)量極為豐富，其脫氮性能最佳。結(jié)果表明，接種污泥質(zhì)量濃度為4200mg·L?1時，其脫氮效果最佳。

2.2 厭氧氨氧化快速啟動及脫氮性能

單因素批量實驗結(jié)果表明，Anammox最適的運行條件溫度為(30±1)℃、初始pH為7.5、無外加有機碳源、NO2?/NH4+=1.25~1.50和接種MLSS為4200mg·L?1?；诖耍M行Anammox啟動和脫氮性能研究，其中啟動階段Ⅰ指以模擬廢水為進水，用于Anammox的快速啟動；實際廢水運行階段Ⅱ是指在啟動成功后，以短程硝化處理后的老齡垃圾滲濾液為進水，探究UASB反應器脫氮性能的研究。由圖3(a)可見，模擬廢水啟動階段Ⅰ中當NH4+-N質(zhì)量濃度由48.5mg·L?1逐漸提升至211.3mg·L?1時，平均去除率為99.2%。此外，當提高氮負荷比時，其NH4+-N去除效率輕微下降，隨后回升到較高的水平。這表明反應器中的微生物具備較強的抗沖擊負荷能力，啟動過程中NH4+-N的出水質(zhì)量濃度均低于6mg·L?1。從圖3(b)可知，當NO2?-N從初始質(zhì)量濃度由64.7mg·L?1逐漸提升至247.1mg·L?1，反應器對NO2?-N同樣保持較高的去除效果，NO2?-N出水質(zhì)量濃度低于10mg·L?1，平均去除率為97.2%。由圖3(c)可見，NO3?-N的積累量隨著NH4+-N和NO2?-N濃度的增加而增加，但始終低于0.26，?NO2?-N/?NH4+-N平均值為1.26，略低于理論值1.32。這可能是由于反應器中除了AnAOB外，還存在反硝化菌，使得Anammox過程中產(chǎn)生的NO3?-N在反硝化菌的部分反硝化作用下轉(zhuǎn)為NO2?-N，導致?NO2?-N和?NO3?-N偏低，從而導致結(jié)果比理論值低。由圖3(d)可見，當TN的質(zhì)量濃度由113.1mg·L?1逐漸升至458.4mg·L?1時，平均去除率為90%，出水質(zhì)量濃度低于25mg·L?1，表明第60天時Anammox成功啟動。

實際廢水運行階段Ⅱ：啟動成功后以短程硝化處理后的老齡垃圾滲濾液為原水，進水NH4+-N、NO2?-N、NO3?-N和TN的質(zhì)量濃度分別為150~190、200~250、5~15和375~465mg·L?1。由于水質(zhì)與啟動期的模擬廢水存在差異，微生物受到抑制，導致啟動初期的脫氮性能不穩(wěn)定，運行至第125天時，NH4+-N、NO2?-N和TN的平均去除率分別為81.7%、81.9%和76.2%，平均出水質(zhì)量濃度分別為31、42.5和99.8mg·L?1，NO3?-N的平均出水質(zhì)量濃度為25.7mg·L?1。結(jié)果表明，隨著運行時間推移脫氮性能趨向穩(wěn)定，系統(tǒng)運行至126~150d時NH4+-N、NO2?-N和TN出水較為穩(wěn)定且保持較高的脫氮效果，其平均去除率分別為86.9%、85.7%和80.2%，表明該系統(tǒng)運行趨向于穩(wěn)定。

2.3 接種污泥形貌特征分析

1)生物填料以及接種污泥變化。

在圖4(a)~(c)中觀察到聚氨酯生物填料上的孔隙中附著很多由微生物聚集而成生物膜。這說明聚氨酯生物填料可為AnAOB提供附著場所，可以有效解決運行過程中種泥流失的難題。在圖4(d)~(f)中觀察到絮狀污泥逐漸減少，顆粒污泥逐漸增多。為了更清楚地觀察污泥形態(tài)，利用顯微鏡進行觀察，在圖4(g)~(i)中觀察到原始接種污泥中絮狀污泥居多，只有少數(shù)的顆粒污泥，且顆粒污泥粒徑較小，第60天時，可以明顯的觀察到顆粒污泥占主導地位，同時污泥顆?；潭雀咔倚螒B(tài)完整。

2)接種污泥表觀形貌。

為更好地揭示接種污泥顆?；^程，從UASB反應器中取第0、20、40和60天的污泥樣品，觀察污泥從開始接種至接種至60d過程中微生物聚集的情況。由圖5(a)可見，原始接種污泥呈現(xiàn)出網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，主要是由變形菌門和綠彎菌門形成，這為后期AnAOB的富集提供附著位點。由圖5(b)可見，第20天的接種污泥在原本樹狀結(jié)構(gòu)上聚集了球狀顆粒。如圖5(c)所示，在第40天的接種污泥表面觀察到不規(guī)則的花椰菜外觀。由圖5(d)可見，接種60d后污泥呈現(xiàn)的花椰菜外觀更加明顯，花椰菜外觀是AnAOB成功富集的特征。這表明反應器在40~60d內(nèi)AnAOB成功富集。此外，可觀察到細菌被某種分泌物緊密連接，這有利于AnAOB抗沖擊負荷和具有較好的沉降性能，可有效地減少接種污泥的流失。

3)接種污泥EPS中蛋白質(zhì)(PN)和多糖(PS)的變化。

EPS是污泥顆?；闹匾镔|(zhì)?；诖?，本文探究EPS中PN和PS對Anammox顆粒化的影響。由圖6(a)可見，原始接種污泥中PN的含量為0.39mg·g?1(以每克MLVSS計)，接種至第30天時，提高至4.92mg·g?1，接種至第60天時，提高至9.42mg·g?1。而PN含氨基，并帶正電荷，導致污泥表面負電荷減少，微生物間的靜電斥力降低，細胞表面的疏水性增強，從而使細胞更易于從水相中脫離出來并互相聚集。因此，PN含量的增加可促進污泥顆?；砻魑⑸镫S著時間推移不斷富集，這與SEM的結(jié)果一致。接種60d后，原始接種污泥EPS中PS也由1.10mg·g?1增加至5.05mg·g?1，與PN呈現(xiàn)出相同的變化趨勢(圖6(b))。并且在氮負荷增加的過程中不斷分泌更多的EPS，PS通過形成聚合物來促進微生物間的黏附以增強顆粒污泥的穩(wěn)定性。同時，PS交聯(lián)形成的水凝膠是維持顆粒污泥穩(wěn)定的重要因素。PS長主鏈之間的纏結(jié)以及豐富的結(jié)合位點橋接形成骨架，增強了微生物之間的黏附，有利于維持顆粒污泥的穩(wěn)定狀態(tài)。PN/PS通?？梢宰鳛榻臃N污泥穩(wěn)定性和沉降性能的表征，由圖6(d)可知，原始接種污泥PN/PS為0.356，第30天時其值為3.51，第60天時其值為1.87。有研究表明，PN/PS為0.5~5內(nèi)時，顆粒污泥的穩(wěn)定性和沉降性隨該比值增大而增強。由圖6(c)和圖6(d)可知，總EPS的分泌量的增加表明AnAOB得以富集。

4)污泥EPS的3D-EEM結(jié)果。

AnAOB分泌特定的EPS，可間接表征AnAOB的生長富集狀況?；诖?，本文研究不同運行時期接種污泥各層EPS熒光光譜的變化，結(jié)果如圖7所示。EPS的熒光譜圖中主要包含4個特征峰：A峰激發(fā)波長/發(fā)射波長(Ex/Em)位于230~260nm/300~330nm，為酪氨酸蛋白；B峰Ex/Em位于337~400nm/425~462nm，為腐殖酸；C峰Ex/Em位于260~280nm/370~425nm，為富里酸和D峰Ex/Em位于230~262nm/335~370nm，為色氨酸蛋白質(zhì)。與圖7(a)和圖7(b)的接種污泥相比較，第30天(圖7(e)~(f))和第60天(圖7(h)~(i))在LB-EPS和TB-EPS層出現(xiàn)了腐殖酸類有機物(B峰)，該有機物是AnAOB中的CandidatusBrocadia分泌的特定物質(zhì)，表明第30天和60天之后AnAOB得到富集，且第60天時富集程度比第30天時要高。接種第60天的酪氨酸蛋白質(zhì)(峰A)和色氨酸蛋白質(zhì)(峰D)熒光強度比接種污泥高，且這2種物質(zhì)在Anammox污泥的聚集中起重要作用。表明隨著污泥接種時間的推移，微生物不斷的分泌出更多的胞外聚合物，同時也說明微生物不斷的進行生長繁殖，與上節(jié)的掃描電鏡的結(jié)果相一致。

2.4 不同時期微生物群落結(jié)構(gòu)變化

1)微生物多樣性分析。

采用16SrRNA高通量測序技術分析接種污泥在UASB反應器運行過程中微生物群落結(jié)構(gòu)變化情況。由表1可知，覆蓋率(coverage)均大于99%。0~30d反應器中氮負荷由0.075kg·(m3·d)?1提升至0.153kg·(m3·d)?1，OTUs數(shù)由370降至322，微生物多樣性和豐度均呈現(xiàn)較明顯的下降趨勢，說明大部分不適應環(huán)境的微生物被淘汰。30~60d反應器中氮負荷增加至0.306kg·(m3·d)?1，OTUs數(shù)由322降至312，微生物多樣性和豐度呈現(xiàn)出略微下降趨勢，表明微生物逐漸適應環(huán)境。此外，Simpson指數(shù)增大，Shannon指數(shù)、Ace指數(shù)和Chao1指數(shù)有所降低。以上結(jié)果表明，隨著氮負荷的增加，微生物群落多樣性和豐度與原始接種污泥相比有所下降，表明在運行過程中系統(tǒng)不斷將不適應環(huán)境的微生物進行淘汰，從而使得主要的功能菌逐漸占據(jù)主導地位，從而提高系統(tǒng)的脫氮性能。

2)門水平物種豐度分析。

圖8(a)反映了UASB反應器接種第0、30和60天時在門水平上微生物群落結(jié)構(gòu)。結(jié)果表明：第0天時，反應器內(nèi)門水平的微生物主要包括變形菌門(Proteobacteria)、綠彎菌門(Chloroflexi)、浮霉菌門(Planctomycetes)、擬桿菌門(Bacteroidota)、厚壁菌門(Firmicutes)、疣微菌門(Verrucomicrobia)和酸桿菌門(Acidobacteria)，其相對豐度分別為29.9%、15.2%、6.40%、6.22%、3.76%、1.77%和1.15%；第30天時，反應器中浮霉菌門、擬桿菌門、厚壁菌門和酸桿菌門的相對豐度分別提高至12.9%、8.72%、12.7%和1.32%，變形菌門和綠彎菌門分別下降至27.5%和3.05%，在第30天時沒有檢測到疣微菌門，卻檢測到Ignavibacteriae，其相對豐度為0.81%；第60天時，浮霉菌門、擬桿菌門和Ignavibacteriae相對豐度分別提高至44.4%、9.95%和1.34%，變形菌門、厚壁菌門、綠彎菌門和擬桿菌門相對豐度分別降至21.4%、0.36%、2.32%和0.54%。有研表明，Anammox體系中AnAOB可與上述微生物存在共存現(xiàn)象。

反應器運行至第60天時，浮霉菌門成為第一優(yōu)勢菌門，這主要是啟動時逐漸提升氮負荷，且無外加有機碳源，使得接種污泥中的變形菌逐漸地失去第一優(yōu)勢菌的地位。而AnAOB為化能自養(yǎng)型細菌，在無有機碳源的環(huán)境中更有利其生長繁殖，從而使其在系統(tǒng)中更加具有競爭力。雖然變形菌門失去了第一優(yōu)勢菌門的地位，但其依舊保持較高的豐度，該菌門中含硝化、反硝化細菌，提升反應體系中的脫氮效率。值得注意的是，Ignavibacteriae從未檢出到第60天時升至1.34%，該菌屬于異養(yǎng)兼性厭氧菌，能將NO3?-N還原為NO2?-N，有利提高系統(tǒng)的脫氮性能，同時可解釋Anammox的系統(tǒng)中?NO2?/?NH4+和?NO3?/?NH4+低于理論值的原因。大部分的絲狀菌為綠彎菌門，由于接種污泥中綠彎菌門為第二優(yōu)勢菌門，為后期AnAOB的富集提供附著位點，此外該菌門還參與凋亡細胞的分解和胞外物質(zhì)的合成。Anammox反應器是一個多種微生物共存的系統(tǒng)，形菌門、厚壁門、綠彎菌門和擬桿菌門等微生物參與脫氮，有利于反應器脫氮和穩(wěn)定運行。

3)屬水平菌群結(jié)構(gòu)分析。

在UASB反應器接種第0、30和60天時，屬水平上的微生物群落結(jié)構(gòu)變化如圖8(b)所示。接種污泥主要以Thauera、Thermomonas、Nitrosomonas、Ohtaekwangia為優(yōu)勢菌。運行60d后，浮霉菌門中的CandidatusBrocadia成為優(yōu)勢菌，其豐度從反應器啟動前未檢出提高至42.4%。通常，隨著低氮負荷向高氮負荷的提升過程中CandidatusBrocadia可能受高濃度NO2?-N的抑制。但本研究中CandidatusBrocadia可以免受抑制且成為優(yōu)勢菌，表明Anammox啟動成功。

同時反應器存在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，Thermomonas屬于熱單胞菌，可以有效去除NO3?-N；Nitrosomonas屬于AOB菌，該菌利用一部分NH4+-N轉(zhuǎn)化成NO2?-N為AnAOB提供基質(zhì)；Ohtaekwangia屬于硝化細菌門，其豐度由初始2.60%增加至3.32%，該菌豐度增加有利于系統(tǒng)的脫氮，Ignavibacterium屬于亞硝化鹽還原菌，該菌豐度增加至1.34%，在Anammox系統(tǒng)中經(jīng)常與AnAOB發(fā)揮作用。雖然前3者的豐度有所下降，后兩者的豐度上升，但其對該反應器高效脫氮有重要貢獻。

3、結(jié)論

1)在UASB反應器中成功快速啟動Anammox，其最佳運行條件為(30±1)℃、初始pH為7.5、無需外加碳源、NO2?-N/NH4+-N為1.25~1.50和MLSS為4200mg·L?1，歷經(jīng)60d快速啟動成功厭氧氨氧化。

2)UASB反應器啟動60d后，污泥中EPS中PN由0.39mg·g?1增至9.42mg·g?1，PS從1.1mg·g?1增加至5.05mg·g?1，總EPS由接種前的1.49mg·g?1增至14.5mg·g?1，說明氮負荷增加時有利于微生物分泌出更多的胞外聚合物，有利于Anammox顆粒的形成，增強其抗負荷能力，且能減少種泥流失。

3)啟動成功的UASB反應器處理老齡垃圾滲濾液，系統(tǒng)運行至126~150d時NH4+-N、NO2?-N和TN平均去除率均在80%以上，TN去除負荷最高為0.36kg·(m3·d)?1，可為工程規(guī)模的Anammox快速啟動用于老齡垃圾滲濾液脫氮提供參考。

4)UASB反應器啟動成功后，微生物多樣性減少，AnAOB所在的浮霉菌門(Planctomycetes)成為優(yōu)勢菌門，其相對豐度為44.4%，CandidatusBrocadia成為優(yōu)勢菌屬，相對豐度提高至42.4%，說明AnAOB成功富集，AnAOB利用NO2?-N為電子受體，以NH4+-N為電子供體實現(xiàn)深度脫氮。同時UASB反應器是一個以硝化反硝化菌為輔，以AnAOB為主的共生系統(tǒng)。