1、畜禽粪便消化液的部分短程硝化和厌氧氨氧化及其微生物群的分析摘要：运用混凝剂处理的部分短程硝化摇床和厌氧氨氧化 UASB 反应器来处理畜禽粪便消化液。部分短程硝化在 1.6kgN/m3/d 的氮负荷（NLR） ，平均转化效率是 51%的条件下保持了 32 天，在 2.58N/m3/d 的 NLR 下得到了 1.65N/m3/d 的最大亚硝酸盐生成率。尽管部分短程硝化反应器的出水中仍有 200mg/L 的 TOC，厌氧氨氧化脱氮率没有明显减小，并且在2.2N/m3/dNLR 下得到了一个相对较高的 2.0N/m3/d 的 NLR。16S rRNA 基因分析显示，亚硝化单胞菌和 KSU-1 在部分短
2、程硝化和厌氧氨氧化反应器里分别占大多数。实验结果证明了部分短程硝化-厌氧氨氧化工艺可能应用于畜禽粪便消化液的脱氮。关键字：部分短程硝化、厌氧氨氧化、畜禽粪便、消化液、微生物群落1 引言从能量回收的观点看，畜禽粪便的厌氧甲烷发酵近期已经引起了人们的注意。但是甲烷厌氧发酵不能有效去除氮和磷，因此消化液既可以作为液体废料回收也可以进一步做深度处理。厌氧消化液深度处理的利用，需要投资和高昂的操作费用，这就决定了在日本，消化液会被主要用做肥料。然而，由于消化液中尚存高浓度的氮，其过度用作肥料会导致地下水污染。因此，找到一种可供选择的方式来有效处理消化液，从而用一种对环境安全的方式利用畜禽粪便甲烷发酵是极
3、为重要的。硝化-反硝化是通常用于消化液脱氮的方式。当应用这个工艺时，需要大量的氧气、适合硝化的碱度和外加碳源，比如反硝化需要的甲醇。通过比较得出，自 2002 年发展起来的部分短程硝化- 厌氧氨氧化工艺是一种有成本效益的工艺。厌氧氨氧化反应由以下过程组成：在厌氧环境下，以亚硝酸盐作为电子受体，氨气被氧化为氮气的过程。这个自养过程产生极少的污泥，也不需要补充碳源。因为预处理只需要氨转化为氮的转化率在 60%左右的部分短程硝化（PN ） ，而不需要完全硝化，所以硝化所需的氧和碱度都可以减少。部分短程硝化-厌氧氨氧化工艺最适合用于治理含高浓度铵盐的废水，还可以用于治理污水污泥消化液，畜禽废水、垃圾渗
4、滤液体和电厂废水。近来，逐步有这种技术被应用到畜禽废水的报道。实验采用摇床反应器进行 PN，使用过滤系统做前处理，用固定床反应器进行厌氧氨氧化反应，以此来处理养猪废水消化液。我们的报告指出，PN 在长时间内保持稳定，但用有机混凝剂处理 PN 出水时，厌氧氨氧化脱氮效率却显著降低。Furukawa et al. (2009)证明利用被截留在聚乙二醇（PEG）凝胶载体上的硝化活性污泥的 PN 反应器和利用被截留在 PEG 凝胶载体上的厌氧氨氧化污泥的厌氧氨氧化反应器可以被用来处理畜禽粪便消化液。Qiao et al. (2010a)也证明了利用被截留在 PEG 凝胶载体上的硝化活性污泥的 PN 反
5、应器和持续搅拌细粒度的厌氧氨氧化反应器可以被用来处理畜禽粪便消化液。但是，Furukawa et al. (2009)和 Qiao et al. (2010a)都没有在 PN 之前去除悬浮固体。他们的报告指出，流入的悬浮固体经常引起空气扩散器的堵塞，导致 PN 处理效率的退化。在以前的研究中，已经对PN 和厌氧氨氧化过程中微生物群进行了分析。许多研究者称，在短程硝化反应器中检测到了属于亚硝化单胞菌属的细菌。Qiao et al.(2010b)和 Ganigue et al. (2009)也发文说在治理NH4N浓度分别为500mg/L和2700mg/L的污水的PN反应器中，亚硝化单胞菌占大多数。
6、此外，对治理合成无机废水的厌氧氨氧化反应器中的微生物群的分析表明，绿弯菌门细菌和厌氧氨氧化细菌是共生的。然而，直到现在，还没有对PN和厌氧氨氧化反应器治理畜禽废水的微生物群分析，哪种微生物占主导地位也还不清楚。本研究的目的在于将摇床反应器应用到用有机混凝剂处理的PN中，将UASB反应器应用到厌氧氨氧化反应中，以此来治理畜禽粪便消化液，并通过16rRNA基因分析来检测PN和厌氧氨氧化中的细菌群落。2.实验方法2.1畜禽粪便消化液废水取自日本熊本山鹿市的一个沼气厂的消化液储罐。在这个沼气厂里，包括畜禽粪便（62.8t/d ） 、生垃圾（3t/d）和活性污泥（2t/d）的混合垃圾被分成固体和液体两部
7、分，然后液体垃圾用甲烷发酵（发酵温度为37）处理。废水的各项参数如下： pH为8.5，SS为2000-3000mg/L，COD为8000-10,000mg/L，BOD 5为1000-1500mg/L，氨氮为1400-1600mg/L ，总氮为1600-2000 mg/L，NO 2N和NO 3N忽略不计。该畜禽粪便消化液的总氮浓度很高，其中73-88%都是氨氮。因此，在消化液排入天然水体之前，需要对其进行脱氮处理。并且，因为高浓度的氨氮会通过氨的气提造成大气污染，通过渗透也会污染地下水，所以在将消化液用作液体肥料之前，应降低其氨氮浓度。2.2 部分短程硝化的实验装置和操作条件用有机混凝剂（聚丙烯
8、酰胺，美国SNF公司）去除消化液中高浓度的SS。混凝剂的浓度、搅拌速度、搅拌时间和间隔时间分别是：500mg/L、300rpm 、5min和10min。废水经混凝处理后平均特性为：pH为8.6，SS为950 mg/L，总COD 为6400 mg/L，总氮为1600 mg/L。SS的去除率大约为65%。用于PN处理的摇床反应器在平行的直立装置中有上流部分和下流部分。反应器上流部分和下流部分的横断面积分别是115115mm和115 35mm，废水出口的高度为630mm（有效容积10.8L ） 。泳动床生物填料（丙烯纤维生物载体，日本NET公司）被用作生物载体，其长度取600mm。沉降槽容积为2.5
9、L，水表面积为0.017m 2。沉降的污泥被一根链条轻轻地搅拌，100%地回流到摇床反应器中。将 22g在完全氧化条件下，用综合污水（主要由蛋白胨和肉膏构成）充-放式培养了很长一段时间的活性污泥接种到反应器中。接种后，给PN反应器投加大约 300天的实验污水来驯化污泥。然后就开始连续流动试处理。进水用自来水稀释两倍以调节氮负荷（NLR）直到第12天，之后不再稀释。反应器温度和水力停留时间分别保持在30-32和24-15h。空气流速调节到5L/min直到第76天，之后调节到7L/min。用1mol/L 的NaHCO 3 和2mol/L的HCl，将反应器的 pH值控制在7.6-7.8。2.3厌氧氨
10、氧化的实验装置和操作条件选用内径为100mm，高度为380mm（有效容积3L ）的上流式玻璃柱反应器进行厌氧氨氧化反应（图.1b） 。反应器内充满综合无机废水（(NH 4)2SO4 5075 mg N/L, NaNO2 5075 mgN/L, KHCO3 250 mg/L, KH2PO4 108 mg/L, T. element 0.5 ml/L(EDTA2Na 10 g/L, FeSO47H2O 18 g/L)）直到脱氮速率（ NRR）达到0.5 kg N/m3/d。用综合无机废水驯化厌氧氨氧化污泥之后，进水就变为PN的出水（从第60天开始，直到实验结束，一共69 天） 。因为PN出水中还含
11、有大约 480mg/L的SS，所以大多数SS都通过沉淀和过滤去除了。过滤采用日本Vilene产的无纺布聚酯纤维纸。为防止PN出水中浓度为700-800mg/L的NO 2N抑制厌氧氨氧化反应活性，进水要用自来水稀释10-7倍。进水与综合无机废水，达到期望的混合率（PN出水在进水中的比率）直到第73天。另外，往进水中充氮气来保证溶解氧在1.0 mg/L以下。将在另一个处理综合无机废水的厌氧氨氧化反应器中的颗粒状污泥接种6g（干重）到本反应器中。在整个操作过程中，反应器温度保持在30。是否通过减少稀释倍数和水力停留时间改变氮负荷，取决于脱氮速率。2.4 分析方法用过硫酸钾法测总氮，用分光光度法测NO
12、 2N和NO 3N，用封闭回流分光光度法测COD，用红外燃烧法测TOC，在 1m的玻璃纤维过滤器上，105下烘干的方法测SS，用标准方法测BOD。用改进的苯酚法（邻苯基苯酚法）测定氨氮。用分光计（日本日立公司，U-2010）测定吸光度。用pH计（日本掘场，B=211）测pH值。用DO仪（掘场，OM-51）测DO。游离氨和游离硝酸浓度可通过以下式子估计：NH3（mg/L）=17/14总氨氮（mg/L）10 pH/exp(6344/（273 + T)）+10 pHHNO2(mg/L)=47/14NO2-N(mg/L)/exp(-2300/(273+T)10pH2.5 DNA提取和PCR扩增用ISO
13、IL电磁流量计（日本Nippon 基因）按照生产商制定的标准提取。用Phusion高保真DNA聚合酶（Finnzaymes, 芬兰）和6F(正向引物：5-GGAGAGTTAGATCTTGGCTCAG-3)真细菌引物及1492R(反向引物：5-GGTTACCTTGTTACGACT-3)真细菌引物的PCR扩充DNA中的16S rRNA基因。PCR在以下冷热循环参数下进行：最初的30s在98，后面的25个循环是：98下10s，51下20s，72下32s，最后5min在72。将扩充产物在1%的琼脂糖胶上进行电泳。切下琼脂糖胶上的一个条带（1.5kb） ，用Wizard 离空凝胶和PCR纯化系统（Pro
14、mega,美国）提取和纯化上面的DNA。2.6 16S rDNA的克隆和测序将纯化的DNA片段连接到质粒pBluescript II KS+（Stratagene，美国）的EcoRV位点。使用组合成的质粒转化大肠杆菌DH5a。将质粒从用碱法携带它们的克隆物中提取出来。使用3130xl基因分析遗传分析仪和BigDye Terminator v3.1循环测序试剂盒（Applied Biosystems公司，美国）对DNA片段进行测序。用在NCBI网站上可得到的基本局部对比搜索工具（BLAST）程序，将本次研究测定的序列同nr数据库中的序列进行比较。本次研究测定的部分16S rRNA基因序列在DDB
15、J数据库里可查到。即：编号AB594203 到 AB594207（厌氧氨氧化反应器的分类操作单元2、3、4、5、6）和AB594208 到 AB594212（PN反应器分类操作单元1、2、3、4、5） 。3.结果和讨论3.1 部分短程硝化的性能图.2a显示了NH 4N, NO2N, NO3N,随时间的变化。图.2b显示了氮负荷和亚硝酸盐的产生速度（NPR）随时间的变化。当反应器中开始通入含800-1100mg/L NH4N(稀释了两倍)的进水时，迅速生成亚硝酸盐，因为反应器中的污泥已经用试验废水驯化了300天。稀释两倍的条件下（第5-12天） ，出水NO 2-N浓度在760-800mg/L，氨
16、转化为亚硝酸盐的平均转化效率大约为75%。停止稀释进水。尽管进水NH 4N浓度增加到了1550 mg/L，出水NO 2-N浓度却几乎保持不变，PN平均转化效率达到了51%。另外，PN继续保持NLR在1.6kgN/m 3/d32天(第26天到第62天)。然而，在第64天的时候，加热器和空气扩散器堵塞造成的机械故障引起NPR的降低。此外，在第67天到第82天之间，pH控制计发生故障。反应器修复以后，将曝气速度从5.0mL/min增加到7.0mL/min，随着水力停留时间的减少，氮负荷也逐步增加。最后，在氮负荷为2.58kgN/m 3/d时，得到最大亚硝酸盐产生速度1.65kgN/m 3/d。除了最
17、初起动阶段，整个操作过程的出水NO 3N浓度都在30mg/L以下（氨转化为硝酸盐的转化效率大约为2%） ，这说明成功地阻止了亚硝酸盐向硝酸盐的转化。Furukawa et al. (2009)和Qiao et al. (2010a)使用硝化凝胶载体将PN系统用于处理畜禽粪便消化液，得到的结论：由于空气扩散器堵塞，不稀释进水PN是不稳定的。相反，我们用摇床反应器的PN 系统，在SS 被有机混凝剂除去时，不稀释进水，也能在32 天内保持相对稳定。然而，在这个研究中，不可能完全阻止空气扩散器的堵塞。因此，对于高SS浓度和高粘度的污水进水，比如畜禽粪便消化液来说，是需要稀释进水或者改进空气扩散器的。图
18、.2C显示了实验期间游离氨和游离硝酸随时间的变化。由于 pH被控制在7.8，游离硝酸的浓度处在一个较低的水平，除了pH控制器坏了的那段时间。因此，我们主要讨论游离氨的抑制。Anthonisen et al. (1976)称，氨氧化细菌（AOB）和亚硝酸盐氧化细菌（NOB）分别给出了在游离氨浓度在10mg/L 以上和在0.1mg/L 以上的抑制证据。此外，Vadivelu et al. (2007)总结了游离氨对AOB和NOB 的抑制程度称，在游离氨浓度达到 16mg/L以上时，AOB 的合成代谢未受抑制，然而游离氨浓度在6mg/L以上时，NOB的合成代谢完全被抑制。在本次研究中，除了开始起动阶
19、段和pH 控制器出现问题的阶段，游离氨浓度都大约在 10-60mg/L（最大是110mg/L） 。因此，我们推测， NOB被抑制了，就可能阻止了亚硝酸盐向硝酸盐的转化。在先前的研究中，NOB表现出适应游离氨的抑制。并且， Wong Chong 和Loehr (1978)指出，适应游离氨的亚硝酸盐氧化细菌可以承受游离氨的浓度为40mg/L 。在这个研究中，尽管反应器运行了很长时间（150天） ，NOB 还是没有适应游离氨，亚硝酸盐向硝酸盐的转化几乎完全被阻止了。因为游离氨浓度相对较高（10-60mg/L，最大110mg/L ）,这个现象可能是合理的。另一方面，由于AOB在极端高浓度游离氨下也被抑
20、制，得到高PN效率的最适浓度仍需继续探究。3.2 部分短程硝化反应器中的微生物群落表1 显示了主要的PN反应器中的16S rRNA基因序列的同源搜索结果（第136天） 。其中，5个克隆样和2 个克隆样分别与亚硝化单胞细菌克隆74和亚硝化单胞细菌IWT514有98% 序列相同。因此，微生物群中有15%（7/46）都属于亚硝化单胞细菌属，它们在 PN反应器中占大多数。在先前的研究中，许多研究者发现，在短程硝化反应器中检测到属于亚硝化单胞菌的细菌。Qiao et al. (2010a)指出，在处理高铵的来自磷酸铵镁工艺治理甲烷发酵消化液（NH 4N: 500 mg/L）的废液亚硝化单胞菌克隆74在P
21、N反应器中占大多数。此外，Ganigue et al. (2009)将PN 用于处理垃圾渗滤液（NH 4N: 2700 mg/L）并指出亚硝化单胞菌IWT514占大多数。尽管本研究是讲PN 用于处理畜禽粪便消化液（NH 4N: 1500 mg/L） ，但PN反应器中的微生物群似乎和上述发现一致，因为属于亚硝化单胞菌的主导细菌在应变水平也许和上述报道一样。其它克隆样似乎属于-变形菌门（5个克隆样） ，- 变形菌门（2个克隆样），拟杆菌门（2个克隆样） 。由于这些克隆与 BLAST数据库中的序列一致性相对较低，很难鉴定其基因。推测鉴定难度可能是由这项研究的特殊条件（畜禽粪便消化液的PN）引起的。3
22、.3 厌氧氨氧化的性能在用综合无机废水处理的第60天，脱氮速率达到0.5kgN/m 3/d以后，开始将PN出水供给给厌氧氨氧化反应器。图.3显示了在第60-129天厌氧氨氧化反应器的氮负荷和脱氮速率随时间的变化。厌氧氨氧化反应器最开始时HTR为3h，混合比率为30%，然后在恒定的HRT 下，将混合比率从30%增加到60%，100% 。尽管混合比达到了 100%，但NRR 没有降低，仍保持在0.7 kg N/m3/d。然后将稀释率逐渐从10倍降低到7倍。在NLR为2.2kgN/m 3/d时，当稀释倍数为7 倍时，NRR最终达到2.0kgN/m 3/d。先前，将PN和厌氧氨氧化反应应用到养猪废水消
23、化液，当PN出水用有机混凝剂处理后，得到固定床厌氧氨氧化反应器的NRR是0.22kgN/m3/d。假设，水相中仍有的有机混凝剂吸附在厌氧氨氧化生物膜上。这引起了厌氧氨氧化活性并导致了低的NRR 。相反，在这个研究中，当PN出水经沉淀和过滤处理后，能得到相对较高的2.0 kgN/m3/d的NRR。此外，虽然在PN进水中加入了有机混凝剂，但是在70天之间都没有观察到累积的残留有机混凝剂。因此，去除 SS的混凝剂的添加应该在PN处理之前，而且物理去除SS可能适合于PN出水。Furukawa et al. (2009)指出，持续搅动的有 PEG凝胶载体的厌氧氨氧化反应器实现了高于4.0 kg N/m3
24、/d的NRR。另外， Qiao et al. (2010a)指出，持续搅动的粒状厌氧氨氧化反应器得到了3.1kg N/m3/d的NRR。虽然他们的反应器和我们的结果比达到了更高的NRR，但可能还存在一些问题。配备PEG凝胶载体的持续搅动的厌氧氨氧化反应器，在准备PEG 凝胶载体时要花费高昂的初始成本。因为颗粒通常是在UASB 或者SBR 反应器中形成的，如果没有接种大量的厌氧氨氧化颗粒，持续搅动粒状厌氧氨氧化反应器似乎很难启动。因此，实验结果表明了一个有价值的信息：实际的厌氧氨氧化反应器（UASB）可以用来处理畜禽粪便消化液，还可达到2.0 kgN/m3/d之高的NRR。表2 显示了在7 倍稀
25、释率下的处理性能（第117-129天） 。进水和出水的TOC浓度几乎在同一水平，TOC的去除率可忽略不计。因为试验废水经过了厌氧甲烷发酵，接着进行好样PN处理，然后才是厌氧氨氧化处理，所以废水可能包含不可生物降解的或者生物降解缓慢的物质，而不是可生物降解的物质。因此，似乎很难在厌氧氨氧化反应器中去除TOC。尽管有机物质一般被认为是厌氧氨氧化反应的抑制因素，但脱氮速率并没有显著降低，在200mg/L的TOC存在时，还能得到2.0 kgN/m3/d这样另人满意的 NRR。这种现象可能是由进水中主要含有不可生物降解的有机碳引起的。因为厌氧氨氧化细菌的生长率极低（11天增长一倍） ，所以在厌氧氨氧化反
26、应器中维持生物量显然是很重要的。在本次研究中，出水SS浓度在10mg/L，相对较低，这表明即使是在HRT为3h 的条件下，厌氧氨氧化反应器中的生物量都得到了充足的保证。然而，进水的SS却在反应器中部分累积，因此，应该进一步研究进水SS对厌氧氨氧化处理系统的长期稳定性的影响。3.4 厌氧氨氧化反应器中的微生物群落进水由综合废水转变为PN 出水后， （第90天） ，当厌氧氨氧化反应器在1.5kgN/m 3/dNLR下运行30天后取样。表3 显示了16S rRNA基因的同源搜索的主要结果。24 个克隆样与和6 个克隆样分别和KSU-1有100%和92-99%的相似度。因此，厌氧氨氧化反应器中的 30
27、个克隆样（51 个克隆样的59%）被鉴定为属于KSU-1。KSU-1 被发现于一个处理综合无机废水的厌氧氨氧化反应器中，并且被视为厌氧氨氧化细菌。而且，在我们实验室，各种各样的接种了厌氧氨氧化污泥的厌氧氨氧化反应器中也发现了KSU-1。此外，在我们实验室，从一个SNAP(运用厌氧氨氧化和部分短程硝化的单级脱氮)反应器和一个含盐度为3%的厌氧氨氧化反应器中，都观察到了KSU-1 。从这下观察结果不难推测，在处理畜禽粪便消化液的厌氧氨氧化反应器可以发现KSU-1；然而，有趣的是在这个研究中，甚至在包含了相对较高浓度的TOC的进水中，KSU-1仍是主要物种。这个现象或许也可以表明进水中主要含有不可生
28、物降解的有机碳。三个克隆样与Candidatus Brocadia属细菌有94%的同源性。因为Candidatus Brocadia属细菌也被认为是厌氧氨氧化细菌，所以总克隆样的65%都被认为是厌氧氨氧化细菌。两个克隆样与绿弯菌门细菌有97%的同源性。Qiao et al. (2008)指出，在处理综合无机废水的固定床厌氧氨氧化反应器中，绿弯菌门细菌和KSU-1是共生的。此外， Cho et al.(2010)研究治理综合无机废水的一个上流式厌氧颗粒床厌氧氨氧化反应器中的微生物群落发现，绿弯菌门属细菌出现在厌氧氨氧化颗粒的表面。尽管这里是讲厌氧氨氧化反应器运用于畜禽粪便消化液的治理，本研究和上
29、述研究的微生物群落在厌氧氨氧化细菌与绿弯菌门属细菌共生方面似乎具有相似性。其它克隆样属于Bradyrhizobium, Rhizobiales。尽管厌氧氨氧化反应器是在避光条件下运行，并且进水主要由氨和亚硝酸盐组成，可能并没有可生物降解的有机碳，但在厌氧氨氧化反应器中还是观察到了各种各样的细菌。因此，我们应该研究一下氨氧化反应器中的绿弯菌门属细菌和其他细菌。4.结论在1.6 kgN/m3/d的NLR，其平均转化效率为51%的条件下，PN保持稳定32天。在NLR为2.58 kgN/m3/d时，最大NPR为1.65 kgN/m3/d。在TOC为200mg/L ，NLR为2.2 kgN/m3/d的条
30、件下，可得到一个满意的厌氧氨氧化的NRR，即2.0 kgN/m3/d。16S rRNA基因分析显示，亚硝化单胞菌类和KSU-1分别在PN和厌氧氨氧化反应器中占大多数。本研究结果表明，部分短程硝化-厌氧氨氧化工艺可能运用于畜禽粪便消化液脱氮。在以后的研究中，应该研究此工艺在按比例扩大的反应器（中试规模反应器）中的适用性。我的心得这篇文章的实验目的在于将摇床反应器应用到用有机混凝剂处理的PN中，将UASB反应器应用到厌氧氨氧化反应中，以此来处理畜禽粪便消化液，并通过16rRNA基因分析来检测PN和厌氧氨氧化中的细菌群落。运用混凝剂处理的部分短程硝化摇床反应器和厌氧氨氧化UASB反应器来处理畜禽粪便
31、消化液。得到是实验结果是：部分短程硝化在1.6kgN/m 3/d的氮负荷，平均转化效率是51%的条件下保持了32 天，在2.58N/m 3/d的NLR下得到了1.65N/m 3/d的最大亚硝酸盐生成率。尽管部分短程硝化反应器的出水中仍有200mg/L的TOC，厌氧氨氧化脱氮率没有明显减小，并且在2.2N/m 3/dNLR下得到了一个相对较高的2.0N/m 3/d的NLR。16S rRNA 基因分析显示，亚硝化单胞菌和KSU-1在部分短程硝化和厌氧氨氧化反应器里分别占大多数。实验结果证明了部分短程硝化- 厌氧氨氧化工艺可能应用于畜禽粪便消化液的脱氮。在我看来，这篇文章有以下几个可圈可点之处：1、
32、因为实验耗时比较长（总共有150天） ，所以难免因各方面原因出现问题，该实验中就在出现了两次问题：在第64天的时候，加热器和空气扩散器堵塞造成的机械故障引起NPR的降低；此外，在第67天到第82天之间，pH控制计发生故障。作者在文章中很真实地反映了实验遇到的问题。这种严谨的态度和值得我们学习。我们应该避免为了美化实验数据和实验过程，而忽略错误，甚至编造数据等行为，做到科学严谨。2、在行文过程中，作者多次使用“也许” 、 “可能” 、 “大概 ”等词，而不是武断地下定论。这也是科学严谨的表现。3、作者在行文过程中，将可能引发实验现象的原因做了推测和分析。比如：尽管有机物质一般被认为是厌氧氨氧化反
33、应的抑制因素，但脱氮速率并没有显著降低，在200mg/L的TOC存在时，还能得到2.0 kgN/m3/d这样另人满意的NRR。这种现象可能是由进水中主要含有不可生物降解的有机碳引起的。3、作者将实验过程中，提出了几个值得深入探究的问题，也为其它学者指明了研究方向。（1 ）部分短程硝化中，由于AOB在极端高浓度游离氨下也被抑制，得到高PN效率的最适浓度仍需继续探究。（2 ）厌氧氨氧化中，进水的SS 在反应器中部分累积，因此，应该进一步研究进水SS对厌氧氨氧化处理系统的长期稳定性的影响。（3 ）尽管厌氧氨氧化反应器是在避光条件下运行，并且进水主要由氨和亚硝酸盐组成，可能并没有可生物降解的有机碳，但在厌氧氨氧化反应器中还是观察到了各种各样的细菌。因此，我们应该研究一下氨氧化反应器中的绿弯菌门属细菌和其他细菌。 此外，我认为本文尚有不够完美之处。因为反应耗时长，总共150天。过程中操作天数显示复杂，不便理解，如果能再有一个时间流程图，就更加直观了。
