精品免费视频,精品国产亚洲一区二区三区,久久毛片亚洲,青青国产精品

20世紀90年代，厭氧氨氧化（Anammox）技術被開發出來，它能夠在嚴格厭氧環境下，將NH4+-N和NO2--N轉化為氮氣和NO3--N，與其他生物脫氮技術一起構成了全球氮循環的關鍵環節。相較于傳統的硝化-反硝化過程，厭氧氨氧化以其突出的經濟效益和環境效益，被視為最具成本效益的脫氮解決方案。

盡管厭氧氨氧化工藝已在城市污水處理廠的側流處理中得到有效驗證，但科研人員仍在積極探索其在低濃度主流污水處理中的應用潛力。然而，主流厭氧氨氧化工藝在實際操作中遭遇的挑戰比側流更為嚴峻，其首要問題在于城市污水中的氨氮濃度普遍偏低，通常在20~60mg/L之間。底物的不足會抑制氨氧化菌（AOB）和厭氧氨氧化菌（AnAOB）的活性，同時，游離氨（FA）和游離亞硝酸（FNA）濃度的降低使得亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的活性更難以被抑制，進而導致出水中的硝態氮濃度超標。科研人員正致力于突破這些限制，以提升厭氧氨氧化工藝在主流污水處理中的適應能力。近期的多項研究揭示，采用多種生物量保留策略（如顆?；?、載體生物膜、凝膠包埋和膜技術）可以顯著提高厭氧氨氧化菌對主流環境的適應能力。此外，具有高比厭氧氨氧化活性（SAA）的AnAOB展現出對多種極端環境條件（如低NH4+-N濃度、溫度波動、C/N變化）的卓越適應力，因而通過生物保留策略保留高SAA的AnAOB是實現主流厭氧氨氧化工藝應用的關鍵。

為了利用生物膜保留策略來提升主流厭氧氨氧化活性，分別采用聚氨酯和生物炭作為載體進行對比試驗。其中，聚氨酯由于其價廉及容易掛膜的特點被廣泛應用；生物炭則作為一種富碳生物材料，因其原料來源廣泛、可以再生且成本低廉而受到學術界和工程領域的廣泛關注。分別構建了以聚氨酯和生物炭為載體的兩個厭氧氨氧化固定膜活性污泥反應器（IFAS），通過測定微生物活性，并結合高通量測序和同位素示蹤法等手段，對活性污泥和生物膜上的功能微生物進行了分析，以期為投加有機物條件下主流厭氧氨氧化工藝的有效強化提供參考。

1、材料與方法

1.1 試驗裝置及流程

試驗裝置如圖1所示，采用集成固定膜活性污泥-上流式厭氧污泥床反應器（IFAS-UASB），其有效容積為3.1L。進水桶中的模擬污水通過氮氣瓶曝氣至厭氧狀態（DO<0.1mg/L）后密封，隨后通過蠕動泵實現連續進水，同時循環泵以1500%流量比循環反應器內部水流，為反應器提供混合動力。反應器外層包裹黑色塑料膜以實現避光，同時其結構包含1cm厚的水浴夾層。夾層內的熱水通過潛水泵從底部進水口泵入，隨后從上端出水口溢流至熱水桶中循環加熱。熱水桶通過電熱棒維持水溫在35℃，確保反應器內水溫穩定在（33±1）℃。試驗設置了兩組平行反應器，分別填充聚氨酯海綿（R1反應器）和核桃殼生物炭（R2反應器），填料以懸掛方式固定于反應器內，填充體積占比為20%。

1.2 接種污泥及試驗配水

接種污泥來源于武漢市某污水處理廠的二沉池污泥（MLSS為3500mg/L）以及某環保公司提供的成熟厭氧氨氧化菌（呈紅色，顆?；己茫瑑烧甙?0∶1的體積比混合后用于系統啟動。

試驗采用人工配制的模擬污水，其NH4+-N為50mg/L，NO2--N為60mg/L，KH2PO4為30mg/L，CaCl2·2H2O為150mg/L，MgSO4·7H2O為300mg/L，KHCO3為1250mg/L，CH3COONa為25.65mg/L（COD=20mg/L），FeSO4為6.25mg/L，EDTA為6.25mg/L。每升配水中添加1mL微量元素溶液，其組成如下：H3BO4為14mg/L，NiCl2·6H2O為190mg/L，MnCl2·4H2O為990mg/L，Na2SeO4·10H2O為210mg/L，CuSO4·5H2O為250mg/L，Na2MoO4·2H2O為220mg/L，ZnSO4·7H2O為430mg/L，Na2WO4·2H2O為50mg/L。所有試驗組的微量元素種類和濃度均保持一致。為啟動厭氧氨氧化反應器，試驗開始前在不投加CH3COONa的情況下進行了兩個月的厭氧污泥馴化。馴化成功后，在配水中添加CH3COONa以研究有機物濃度對反應器脫氮性能的影響。

1.3 常規指標分析方法

NH4+-N：納氏試劑分光光度法，NO3--N：紫外分光光度法，NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法，COD：重鉻酸鉀回流滴定法，MLSS：重量法，MLVSS：高溫灼燒法。

1.4 胞外聚合物的提取與測定

通過熱提取技術對污泥中的胞外聚合物（EPS）進行分級提取，分別測定溶解性EPS（S-EPS）、松散結合型EPS（LB-EPS）以及緊密結合型EPS（TBEPS）含量。針對提取的各EPS組分，采用Folin-酚試劑法測定蛋白質（PN）含量，采用蒽酮-硫酸比色法測定多糖（PS）含量，并將兩者之和作為EPS總量。通過與MLVSS濃度進行對比，可計算出厭氧氨氧化污泥中EPS的單位質量濃度。

采用三維熒光光譜技術（3D-EEM）對EPS組分進行表征。使用英國愛丁堡公司生產的FS5型熒光分光光度計對EPS提取物進行檢測，其中激發與發射波長間隔均為5nm，掃描速度為12000nm/min，激發和發射狹縫寬度均為5nm。通過Origin2018軟件對采集的原始數據進行處理，繪制等高線圖以呈現EEM光譜特征。

1.5 污泥的掃描電鏡圖像采集

在試驗最終階段，從反應器采集活性污泥及生物膜樣品，經戊二醛固定液固定及乙醇逐級脫水后置于通風櫥中自然風干，以備后續分析。完成上述預處理步驟后，利用掃描電子顯微鏡（SEM）對污泥的微觀形貌進行觀察。

1.6 微生物高通量測序

采用高通量測序技術對污泥及生物膜樣品中的細菌群落結構進行深入分析。試驗前期和末期采集的樣本均委托上海美吉生物醫藥科技有限公司基于IlluminaMiSeq平臺進行測序，選擇通用PCR引物338F和806R對V3-V4區域進行擴增。所有測序數據的采集與后續分析均嚴格遵循標準流程，并在美吉云平臺上完成。

1.7 微生物酶活分析

為了研究投加有機物對IFAS中微生物活性的影響，在反應器運行的不同階段對微生物酶活性及電子傳遞系數進行了監測，取樣時間點與EPS取樣保持一致。

采用商品化酶活性檢測試劑盒（氨單加氧酶AMO、一氧化氮合酶NOS、聯氨氧化酶HZO）測定樣本酶活：取10μL樣品與40μL稀釋液加入酶標板，37℃孵育60min后洗滌；依次加入底物H2O2/四甲基聯苯胺（TMB）避光顯色15min，終止反應后于450nm下測定吸光度值（OD）。

電子傳遞系統（ETS）活性通過碘硝基四唑氯化物（INT）活性測試法進行分光光度測定，而脫氫酶（DHA）活性則采用2，3，5-氯化三苯基四氮唑（TTC）脫氫酶活性測試法進行測定。

1.8 15N穩定同位素示蹤

采用15N同位素示蹤技術探究厭氧氨氧化系統脫氮途徑。取反應器混合液，接種污泥并預培養24h（35℃，200r/min）以去除殘留氧及NOx-。設置兩組試驗：①添加15NH4+監測NOx-消耗；②添加14NH4+和15NO2-區分反硝化與厭氧氨氧化貢獻。反應8h后以ZnCl2終止反應，利用同位素質譜儀測定29N2和30N2生成量，每組設三個平行。

2、結果與討論

2.1 有機物對脫氮性能的影響

在進水NH4+-N和NO2--N濃度分別為50mg/L和60mg/L的條件下，反應器脫氮性能隨時間的變化見圖2。試驗持續了63d，其中R1反應器表現出穩定的運行狀態，而R2反應器的TN去除率在第38天出現了顯著降低，這可能與微生物群落結構的動態變化有關。為提高R2反應器的污染物去除效率，采取了兩種策略：首先，在第38~43天停止向R2反應器中投加有機物，但脫氮效率并未立即回升，這與先前研究中關于在厭氧氨氧化系統中有機物抑制可逆的結論不符。隨后，在第44~51天將進水氮濃度提高了一倍，同時提高水力停留時間（HRT）以保證氮負荷基本不變，在TN去除率恢復至試驗前期約80%后，降低進水氮濃度至初始值。

在試驗過程中，R1反應器表現出優異的脫氮性能，NH4+-N和NO2--N平均去除率分別為90.70%和91.07%，TN去除率提升至69.88%。這表明，投加20mg/L的有機物顯著增強了R1反應器的脫氮效能。R1反應器在整個有機物投加階段均未出現去除率下降的現象，這可能得益于其聚氨酯填料表面形成的致密生物膜為功能微生物提供了生存空間。

在R2反應器受損前（第1~34天）其脫氮性能良好，NH4+-N和NO2--N的平均去除率分別達到82.94%和87.03%，TN去除率提升至67.61%。然而，在受損期間（第35~37天），R2反應器的脫氮性能明顯下降，TN去除率降至55.16%。在停止投加有機物階段，R2反應器的脫氮性能并未恢復，損傷呈現不可逆性，同時反應器內的微生物群落結構傾向不穩定。但是在將R2反應器的進水氮濃度提高了1倍后，TN去除率提高至64.09%，經過短暫恢復后最終穩定在61.80%。

在整個試驗過程中，R2反應器表現出明顯的厭氧氨氧化被有機物抑制的現象，其抑制閾值顯著低于文獻報道的水平。前期研究表明，生物炭投量大于10g/L時對厭氧氨氧化以及反硝化都有明顯的促進作用。R2反應器的生物炭填料投加量達到了22.5g/L，這可能導致反硝化菌的持續增殖，使其競爭優勢超過厭氧氨氧化菌，進而成為R2反應器性能下降的重要原因之一。

在第63天，通過對兩個反應器內活性污泥進行15N同位素分析，評估了厭氧氨氧化活性及其對脫氮的貢獻率。29N2為厭氧氨氧化途徑生成，30N2為反硝化途徑生成。R1反應器污泥樣品的29N2和30N2峰面積濃度分別為0.2732和0.0141mAU/min，R2反應器中污泥樣品分別為0.1597和0.0055mAU/min。由于此時R1反應器仍投加有機物供反硝化菌作為電子供體，其反硝化活性也明顯高于R2反應器。具體而言，R1反應器中厭氧氨氧化對脫氮的貢獻率為95.1%，而反硝化僅占4.9%。相比之下，R2反應器中厭氧氨氧化的貢獻率為96.7%，反硝化的貢獻率為3.3%。盡管R2反應器中厭氧氨氧化占優勢，但整體來看其脫氮性能仍不如R1。值得注意的是，即使在未投加有機物的情況下，反硝化反應仍占據了一定比例，這表明在自養反應器中存在利用死亡細菌的異養反硝化過程。

2.2 污泥與生物膜形貌

試驗結束時活性污泥與生物膜的掃描電鏡結果如圖3所示。R1反應器的活性污泥主要由桿菌、球狀菌和黏性物質構成?；钚晕勰嘀性械膮捬醢毖趸蚓奂w表面附著了一定數量的不規則球菌和桿菌，在有機物存在的條件下，異養菌群發生了增殖，并且更傾向于在污泥外層靠近有機物的生態位中生長。R2反應器活性污泥主要由球狀菌和黏性物質組成?；钚晕勰嘀性械那蚓奂w表面附著了大量不規則球菌，其數量明顯多于R1反應器。掃描電鏡觀察顯示，不規則的小聚集體菌群幾乎完全覆蓋了原有的球菌聚集體表面，異養微生物占據了更多的生態位，這一現象與R2反應器的脫氮效率下降相一致。同時，通過高倍數掃描電鏡圖像發現，R1反應器生物膜上的污泥絮體比其他樣本更大，形成了更大的集合體，這使得R1反應器在污泥結構方面更加穩定。

2.3 胞外聚合物

為了解投加有機物后反應器內污泥的變化趨勢，按照試驗前期（階段1）、中期（階段2）和后期（階段3）三個時間點進行取樣，即取樣時間分別為試驗第1天、第28天以及第60天（R2反應器脫氮效率恢復至試驗前期約80%的時間點），對活性污泥的EPS含量進行了測定，結果如圖4所示。

在試驗前期，R1反應器的活性污泥和生物膜EPS含量分別為672.73和276.08mg/g，R2反應器為123.74和241.47mg/g。R1反應器中活性污泥EPS含量較高，可能緣于接種生物膜脫落而導致的有機物釋放。R2反應器中多糖組分含量較少，這可能是因為其生物膜和活性污泥絮體處于初期形成階段，微生物間尚未通過EPS建立穩定的聯系。此外，生物炭提供的微量元素和無機碳減輕了R2反應器微生物系統的壓力，導致EPS含量較低。在IFAS中，PN/PS值可用于評估厭氧氨氧化污泥的穩定性和強度。R1反應器中活性污泥和生物膜的PN/PS值分別為0.62和1.57，而R2反應器對應值為2.53和1.96，生物膜和R2反應器活性污泥的PN/PS較高，表明這些生態位的結構較為穩定。

在試驗中期，R1反應器中活性污泥和生物膜的EPS含量分別為363.82和556.15mg/g，R2反應器的為233.16和631.97mg/g。R1反應器中活性污泥EPS含量減少的原因可能是異養微生物利用EPS作為碳源。R2反應器中活性污泥EPS含量大幅增加，主要緣于多糖含量的顯著增長，這與投加有機物引起的菌群結構變化有關。在厭氧氨氧化體系中，往往存在較高的TB-EPS含量和PN/PS值，即較高的TB-PN值，而該值又可作為厭氧氨氧化菌群變化的一個重要指標。該階段R2反應器的TB-PN含量與試驗前期不相上下，表明原有厭氧氨氧化菌群仍占一定比例。R1反應器中活性污泥和生物膜的PN/PS分別為2.09、1.45，R2反應器的為0.60和0.70。R1反應器的PN/PS較高，表明在投加有機物后結構穩定，活性污泥PN/PS顯著增加可能與異養反硝化菌的黏附性有關。而R2反應器中活性污泥和生物膜的PN/PS顯著下降，這是因為生物炭增強了反硝化菌活性，異養反硝化菌開始搶占厭氧氨氧化菌的生態位，導致原有結構被破壞。

在試驗后期，R1反應器中活性污泥和生物膜的EPS含量分別為270.82和648.94mg/g，R2反應器的對應值為271.94和398.75mg/g。R1反應器中生物膜EPS含量持續上升，而活性污泥EPS含量持續下降，表明活性污泥中微生物數量因投加有機物而增加，生物膜中TB-PN占比下降則代表原有厭氧氨氧化菌群比例減少。R2反應器中多糖含量顯著減少，表明在恢復自養環境后，異養反硝化菌數量減少，而后單一厭氧氨氧化反應器中多糖含量通常較低。R1反應器中活性污泥和生物膜的PN/PS分別為1.58、0.81，R2反應器為1.24、0.81。R1反應器中活性污泥和生物膜的PN/PS下降，異養微生物的加入減弱了單一厭氧氨氧化菌群的結構穩定性。R2反應器的PN/PS在停止投加有機物后有所上升，但未達到試驗前期的水平，這表明厭氧氨氧化群落結構具備一定的恢復能力。

2.4 胞外聚合物組分的熒光特性

在第60天，對R1、R2反應器活性污泥和生物膜樣品（依次記作S1、S2、S3、S4）進行熒光光譜分析。熒光強度與EPS的結構密切相關，能夠間接反映EPS中活性官能團及其組分的特性。結果顯示，EPS中共檢測到4種熒光組分，即：溶解性的類酪氨酸物質C1（λEm/λEx=310/275nm）、難分解的類酪氨酸蛋白類物質C2（λEm/λEx=310/225nm）、溶解性的類色氨酸物質C3（λEm/λEx=340/275nm）、難分解的類色氨酸蛋白類物質C4（λEm/λEx=340/225nm）。

色氨酸和酪氨酸是EPS中的重要氨基酸組分。色氨酸的疏水性使得其在細胞黏附過程中起著關鍵作用，色氨酸蛋白對污泥顆?；蜕锬そY構的穩定性具有重要貢獻。色氨酸主要存在于TB-EPS中，這與厭氧氨氧化系統中TB-EPS占比較高的特性相符。S1~S4的MLSS濃度分別為791.4、240、1048.5和482.8mg/L，4個樣品的色氨酸熒光強度與污泥濃度呈正相關。酪氨酸在細胞肉芽的形成中發揮重要作用，并且已被證實可作為電子介質促進厭氧氨氧化系統的內源反硝化過程。酪氨酸能夠加速酶中的電子轉移，主要依靠其高度參與微生物的電子傳遞過程，并可作為硝酸鹽還原過程中的電子供體被系統利用。兩組系統活性污泥中酪氨酸的熒光強度均大于生物膜，或許表明內源反硝化主要發生在活性污泥中。

2.5 有機物對微生物酶活的影響

微生物酶活及相關指標變化如圖5所示。在試驗前期，R2反應器的生物膜樣品表現出最高的INT-ETS活性，其次是R1反應器的活性污泥。INTETS活性反映了微生物呼吸鏈上的電子傳遞效率，其本質是通過測定微生物的呼吸活性來間接評估活性污泥的生物活性。在試驗中期，由于有機物的投加以及異養微生物呼吸活性顯著高于自養微生物，兩組反應器的泥膜樣品INT-ETS活性均有所上升。在試驗后期，R1反應器由于持續投加有機物，異養反硝化菌與厭氧氨氧化菌的協同作用進一步加深，兩者共同增殖并占據適宜的生態位，從而更有效地利用基質。相比之下，R2反應器在停止投加有機物后，INT-ETS活性未呈現增長趨勢。

DHA酶活在厭氧氨氧化污泥樣品中代表了微生物的代謝活性和生物降解能力。由圖5（b）可知，在試驗前期，污泥樣品的DHA酶活普遍較低。這主要是由于自養型環境中有機物來源有限，主要依賴于EPS和死亡細胞。在試驗中期，隨著有機物的投加，兩組樣品的DHA酶活均有所增長。這表明在有機物存在的條件下，污泥的有機物降解活性顯著提升。在試驗后期，R2反應器在停止投加有機物后，DHA酶活性變化不大。

由圖5（c）可知，在試驗中期，兩組反應器泥膜樣品的AMO酶活均有所增長，即提高C/N能夠提升厭氧氨氧化反應器的AMO酶活。在試驗后期，當R2反應器停止投加有機物后，AMO酶活性變化不大。試驗中期和后期的硝化活性較試驗前期均提升較多，這是因為添加少量有機物可以改善微生物生存環境，提高自養硝化菌的活性，即使去除外源有機物，硝化菌群已通過協同作用形成穩定的功能結構，維持較高的硝化活性。

由圖5（d）可知，在試驗前期，R1和R2反應器的NOS酶活均較低。在試驗中期，R1和R2反應器的NOS酶活均顯著增長，其中R2反應器生物膜的NOS酶活最高，這與生物炭增強反硝化活性的研究結果一致。在試驗后期，R1反應器的NOS酶活有所下降，但仍顯著高于試驗前期的水平，經過更長時間的適應，厭氧氨氧化菌的競爭力逐漸恢復，導致NOS酶活未能維持在高水平。而R2反應器的NOS酶活下降更為明顯，甚至低于試驗前期的水平。說明停止投加有機物后，反硝化菌活性明顯減弱。

由圖5（e）可知，在試驗前期，R2反應器生物膜和R1反應器活性污泥的HZO酶活最高。在試驗中期投加有機物后，HZO酶活變化不大。在試驗后期，R1反應器經過一段時間的適應后，HZO酶活較高，厭氧氨氧化菌群競爭力加強；R2反應器的酶活則保持相對穩定。

由圖5（f）可知，兩組反應器泥膜樣品的血紅素濃度與HZO酶活趨勢基本一致。血紅素是一個非常重要的輔助因子，參與厭氧氨氧化菌的主要代謝反應，具有催化和電子轉移電位的能力，可以作為評價厭氧氨氧化性能的指標，通過血紅素指標可以同時確定，在低有機物投加量下厭氧氨氧化的活性仍可以保持。

2.6 微生物群落結構的變化

在試驗前期（R1活性污泥D1、R1生物膜D2、R2活性污泥D3、R2生物膜D4）和結束階段（R1活性污泥E1、R1生物膜E2、R2活性污泥E3、R2生物膜E4）分析了污泥和生物膜樣品中微生物群落的Alpha多樣性指數，8個樣品的覆蓋度均大于0.99，表明檢測結果具有絕對的可靠性。其中，Chao指數和ACE指數值越大說明物種數越多；Shannon指數表示生物群落的復雜程度，其值越大說明群落復雜程度越高。在試驗前期（D組），D1樣品的Shannon多樣性（5.00）最低，D4多樣性（5.48）最豐富，這可能與生物炭豐富的微環境有關。在加入有機物兩個月后的樣品（E組）中，E1、E2和E3的Chao指數和ACE指數都增加，E1、E2和E3的ACE指數分別由D1、D2和D3的1396、1281和1363上升為1501、1358和1475，Chao指數由1396、1256和1329上升為1485、1358和1462，表明種群數量都增加，同時代表多樣性的Shannon指數也在同步增加，由5.003、5.290和5.134上升為5.749、5.412和5.544。這表明在投加有機物后，異養微生物增殖的同時原有的自養微生物也完好留存；而僅E4樣本的三種指數變化相反，ACE、Chao和Shannon指數分別由1471、1423和5.481下降為1304、1249和4.823，加入有機物后R2反應器生物膜由于生物炭對反硝化菌的強化作用，反硝化菌獲得了較多的生長空間，使得菌群物種數量下降。

兩階段門水平的微生物群落組成如圖6所示。在試驗前期，活性污泥和生物膜中的優勢菌門為Proteobacteria（變形菌門）、Chloroflexi（綠彎菌門）、Patescibacteria（髕骨菌門）、Bacteroidota（擬桿菌門）和Firmicutes（厚壁菌門）；在試驗結束階段，活性污泥和生物膜中的優勢菌門為Proteobacteria、Chloroflexi、Bacteroidota、Patescibacteria、Planctomycetota（浮霉菌門）。兩個階段的優勢菌門類似，厭氧氨氧化菌作為Planctomycetota中的一類厭氧革蘭氏陰性細菌，在R1反應器活性污泥和生物膜中的豐度較低。Proteobacteria和Bacteroidota在污水生物脫氮中起著關鍵作用，Proteobacteria大多數為兼性厭氧菌，它們可以在低溶解氧條件下進行代謝和生長，有利于營造厭氧環境；Bacteroidota可以降解大分子碳水化合物，多為專性厭氧菌群，有助于降低系統中有機物的量。Chloroflexi多為絲狀菌，具有極其多樣的營養方式，易與其他微生物形成聚合體，并且廣泛存在于Anammox系統中，可以為Anammox顆粒的形成提供骨架支持。Patescibacteria相關菌屬可以利用Candidatus_Brocadia產生的聚乙酰氨基葡萄糖中的一部分作為能量來源維持自身代謝。而D組中的Firmicutes數量大幅減少，該菌在反硝化菌群中發揮重要作用，投加有機物后失去了競爭力。

試驗前期（D組）和試驗結束（E組）屬水平微生物群落組成如圖7所示。兩個反應器活性污泥和生物膜中的厭氧氨氧化菌以Candidatus_Brocadia和Candidatus_Jettenia為主，由于Candidatus_Brocadia比Candidatus_Jettenia更適應低濃度環境，故在試驗低濃度的環境下豐度更高；Candidatus_Jettenia則常常在市政污水處理廠中出現，該菌的增殖可能與接種市政污水廠的二沉池污泥相關。在試驗前期Candidatus_Jettenia與Candidatus_Brocadia的相對豐度差別不大，在試驗中期投加有機物后，R1和R2反應器活性污泥和生物膜4個樣品中Candidatus_Brocadia的相對豐度分別為4.00%、1.01%、1.26%和16.43%，Candidatus_Jettenia的相對豐度分別為0.98%、1.43%、1.34%、6.76%，Candidatus_Brocadia的相對豐度在兩個反應器中都大幅上升。在投加有機物后，厭氧氨氧化菌總體相對豐度的增長也證實了低濃度有機物對厭氧氨氧化菌的增殖有一定的促進作用。

在其他菌屬方面，Denitratisoma作為一種可以利用死亡細菌的異養反硝化菌，在R2反應器中的相對豐度增加更明顯。在試驗結束時，另一種典型異養反硝化菌Thauera獲得了較高的豐度，該菌被發現常常出現在異養微生物反應器中并發揮短程反硝化作用，4個樣品中的相對豐度分別為1.08%、1.80%、0.86%和3.11%。更高的反硝化菌豐度反映了R2反應器中脫氮效果變差與反硝化菌增殖使得厭氧氨氧化菌失去競爭力相關。Exiguobacterium屬于兼性厭氧菌，具有一定分解有機物和好氧硝化的能力，可以在一些極端環境中生存，在投加有機物后失去了競爭力。OLB17是一種電化學活性微生物，同時具有反硝化的能力，在反應器投加有機物前后其豐度變化不大，在反應器中利用AnAOB產生的NO3--N進行反硝化反應。norank_f__norank_o__SBR1031豐度增加較多，它的主要作用是清理細胞分泌或裂解產生的有機物，是一種特殊的保護菌群。在投加有機物后，一些試驗前期豐度較低的微生物開始繁殖，norank_f__norank_o__SJA-15作為一種典型的絲狀菌，在E組的相對豐度較高，其作為異養細菌可以降解有機物。norank_f__SC-I-84屬于β-變形菌群，在豐度增加時，其貢獻出較高的氨同化效率?？傊?，在R2反應器中尤其是生物膜上孕育了反硝化菌的生長繁殖，又結合15N同位素分析發現的反硝化脫氮貢獻率僅為3.3%，可以證明R2反應器僅為反硝化菌提供了生長環境，卻并未發揮明顯的脫氮作用。

3、結論

①兩個反應器在投加有機物的過程中出現了不同響應：R1反應器的總氮去除率穩定在69.88%，R2反應器的總氮去除率在第1~34天為67.61%，而第35~37天下降為55.16%，并且在不投加有機物后不可恢復。15N同位素測試結果表明R1反應器的厭氧氨氧化活性遠高于R2反應器。在試驗前期，R1和R2反應器活性污泥中的反硝化菌以不規則球菌黏附在厭氧氨氧化菌表面，且R2中反硝化菌的過度增殖顯著取代了原有菌群，使得脫氮效率下降。

②投加有機物后，2個反應器內的EPS含量整體增加，活性污泥和生物膜中EPS組分相同，主要為酪氨酸和色氨酸。色氨酸的疏水性對細胞的黏附至關重要，酪氨酸則在細胞肉芽的形成中起重要作用。

③低濃度有機物的投加導致反應器中微生物群落發生顯著的演替和分化，Candidatus_Brocadia和Candidatus_Jettenia是反應器中主要的厭氧氨氧化菌屬。投加有機物后，R2反應器中經典反硝化菌如Denitratisoma和Thauera相對豐度更高，與生物炭的刺激相關。