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温度对厌氧氨氧化工艺的短期影响和长期影响 摘要：为了在最佳条件下操作，厌氧氨氧化工艺的应用通常集中在30左右下废水的处理。在这项工作中，可测试厌氧氨氧化工艺在较低温度下应用的可行性。首先，采用批量试验研究温度对厌氧氨氧化生物量的短期影响。计算其活化能为63kJ mol1，并在3540下有最大活性。由于生物质裂解，45下已完成的测试表明了活性的不可逆损失。SBR在不同的温度（从15到30）下操作是为了确定长期影响。在18时该系统成功运行在但当温度降低到15，亚硝酸盐开始积累，系统失去稳定性。在第一批测试期间获得的比活性与在SBR操作过程中获得的比活性进行比较可观察到生物对低温的适应性。 关键词：厌氧氨氮化；序批式反应器(SBR)；特定的厌氧氨氧化活性（SAA）；温度 Short- and long-term effects of temperature on the Anammox process Abstract：The application of the Anammox process has been usually focused on the treatment of wastewater with temperatures around 30 C in order to operate under optimum conditions. In this work, the feasibility of the application of the Anammox process at lower temperatures has been tested.First, the short-term effects of temperature on the Anammox biomass were studied using batch tests. An activation energy of 63 kJ mol1 was calculated and the maximum activity was found at 3540 C. Activity tests done at 45 C showed an irreversible loss of the activity due to the biomass lysis. A SBR was operated at different temperatures (from 30 to 15 C) to determine the long-term effects. The system was successfully operated at 18 C but when temperature was decreased to 15 C, nitrite started to accumulate and the system lost its stability. Adaptation of biomass to low temperatures was observed when the specific activities obtained during first batch tests are compared to those obtained during the operation of the SBR. Keywords: Anammox; Sequencing batch reactor (SBR); Specific Anammox activity (SAA); Temperature 前言 目前，我国城市污水处理厂进水水质有机物普遍偏低，碳源不足，脱氮效率难以保证1。针对这一情况，人们开发了许多新型、高效的脱氮工艺，例如，同步硝化反硝化、短程硝化反硝化、厌氧氨氧化和CANON工艺等2-5。厌氧氨氧化是目前为止最有效、最经济的一种脱氮途径，与传统的脱氮工艺相比，它具有运行费用低、无需外加碳源、耗氧量少等优点6。厌氧氨氧化(Anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX)工艺由荷兰Delft技术大学开发。1995年，荷兰Delft技术大学的Mulder等人在处理工业废水的中试反硝化流化床中观察到了氨氮和亚硝酸盐氮成比例去除、并伴随着N2生成的现象，将其命名为厌氧氨氧化7。Van de Graaf等提出在厌氧氨氧化过程中NO2-是关键的电子受体8。厌氧氨氧化的基本原理是在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以NH4+ -N为电子供体， 以NO2-N为电子受体，将NH4+-N、NO2-N转变成N2的生物氧化过程9 肥料工业，炸药行业和一些制药过程产生的废水1，其特点是低碳氨比和高氨浓度。对于这类废水，一个可行性的处理方法是局部亚硝化的结合，其中50氨在好氧反应器和随后的厌氧氨氮化过程中被氧化成亚硝酸盐，在第二个储槽内氨氧化成亚硝酸盐25。部分亚硝化-厌氧氨氧化系统与传统的硝化/反硝化过程相比避免了有机碳源反硝化的要求，可以节省超过65的氧气供应，并产生一个较低的污泥量6。 新型的脱氮工艺( SHARON工艺)被成功地用来完成来自厌氧污泥沼气池废水的部分亚硝化7,8。然而，对于温度高于30的废水，这个过程的应用是有限的。为了在较低温度下实现短程硝化，各种各样的方法被应用：通过游离氨抑制亚硝酸氧化剂9或在低溶解氧(DO)浓度下操作1012。最近，Vazquez-Padn et al.13也证明了在硝化颗粒污泥系统中可完成一个稳定的短程硝化。 一些作者1417发现厌氧氨氧化工艺的最适温度大约为3040。也许由于这个原因，大部分同类实验都在温度高于30时进行1821。然而，最近Cema et al.22证明了旋转生物接触器（RBC）建立的厌氧氨氧化过程可以在温度大约为20下成功运行。Isaka et al.23，经营的厌氧生物过滤反应器处理8.1gN(Ld)1也报道过类似的结果。而且，用海洋厌氧氨氧化样品完成的几个实验在低温下记录了重要的活性。Rysgaard et al. 24，在东格陵兰岛西海岸研究沉积物，观察到厌氧氨氧化菌在2到30下活动的最佳温度为12。Dalsgaard 和Thamdrup25在斯卡格拉克海峡(波罗的海北海)研究海洋沉积物发现了类似的结果。这些结果表明，厌氧氨氧化的应用可以不限于污水温度在30左右。因此，这次实验的目的是评价适当的低温对这个过程稳定性的影响。 一材料和方法 (一)实验装置在实验室规模为1升的序批式反应器（SBR）中开展温度对厌氧氨氧化工艺长期影响的研究。借助于温度控制器（恒温水浴锅，美国）维持工作温度。pH不受控制并且介于7和8之间。根据不同时期的运行周期，用PLC系统(CPU224,变频器)演示该泵和搅拌器控制方式。据Dapena-Moraet al. 26所说，该反应器在6小时的周期内工作，周期可分为四个时期：混合填充(300 min)，混合(30 min)，沉淀(15 min)和draw (15 min)。交易量是固定在25，给1天的水力停留时间（HRT）。 (二)输送媒介和经营策略SBR是Dapena-Mora et al. 26改编的一个合成自养培养基。铵亚硝酸盐在馈电介质的摩尔比固定在1（每个150 mgNL1）并在过量的氨内操作（表格1）。氮负荷率（NLR）的应用维持在0.3gN(Ld)1不变，并且在操作时反应器温度从30降低到15（表格2）。然而，当反应器不稳定时(期间VI)，为了恢复工作效率，NLR下降到0.05gN(Ld)1。 (三)特定的厌氧氨氧化活性（SAA）测试为了确定温度对厌氧氨氧化生物量的短期影响和对SBR操作的监控，根据Dapena-Mora et al.27的研究方法，间歇式活性测试在10和45之间进行。这些测试包括在封闭瓶由生成的氮气产生的超压的测量。首先，该污泥样品用磷酸盐缓冲液洗涤，以便提供一个最佳的pH值（7.8）。然后，24mL的混合液装在38mL的瓶子内。顶部空间和液相均用氩气冲洗以去除氧。恒温震荡培养箱具有150rpm的搅拌转速，并在测试期间控制温度（New Brunswick科学）。在振动器上经过 表格1 进料和微量溶液结构 进料成分 微量溶液结构 化合物 浓度(mg L1) 化合物 浓度(mg L1) NH4+-N 150 EDTA 15 NO2-N 150 ZnSO47H2O 0.43 KHCO3 1.25 CoCl26H2O 0.24 CaCl2 1.41a MnCl24H2O 0.99 KH2PO4 50 CuSO45H2O 0.25 MgSO4 58.6(NH4)6Mo7O244H2O 0.22 FeSO47H2O 9.08 NiCl26H2O 0.20 EDTA 6.25 NaSeO410H2O 0.20 微量溶液 1.25mLL1 H3BO3 0.014 NaWO42H2O 0.05 a从期，减少到0.07。 表格2 厌氧氨氧化SBR得运行阶段 周期 温度() 持续时间(d) I 30 1-15 II 26 15-29 III 23 29-49 IV 20 49-63 V 18 63-103 VI 15 103-15030min的驯化后，基底分别注入小瓶，达到70mgNH4+-NL-1和70mgNO 2-NL-1的初始浓度。据Eq.(1)所说，可测量压力的变化并且这种变化与氮的产生有关。这个方程中的n表示每单位时间产生的氮的摩尔数(mol N day1)，VG表示气体的体积(L)，R表示理想气体常数(atm L (mol K)1)，T表示温度(K)，表示瓶内随时间压力增大的斜率(atm day1)。 (1) 此外，最大SAA用g N(g VSS day)1的表示是根据Eq.(2)进行评估的，在这个公式上， MN2表示N2的分子量(g N mol1)，X表示瓶子里的生物量浓度(g VSS L1)，VL表示液相的体积(L)。 (2) (四)生物量采用生物膜的生物量研究温度的短期影响28，温度大约在30时，颗粒状生物量29在生物反应器运行时降低(不适应的生物量)。所有使用的生物质被一种属于Kuenenia stuttgartiensis类细菌富集。长期效应的测试是在SBR反应器中接种7.6 g VSS L1的生物膜生物量。 (五)分析方法铵采用苯酚-次氯酸盐法分析30。亚硝酸盐和硝酸盐采用分光光度法和毛细管电泳法分析31。固体浓度确定了悬浮固体总量(TSS)，相对应的部分生物量可作为挥发性悬浮固体(VSS)，根据标准化方法31可确定污泥的污泥容积指数(SVI)。用选择性电极Ingold模型U-455与一个pH/mV测量员Crison 506相连接测量pH。采用图像分析法研究粒度分布规律32,33。用数码相机(Coolsnap, Roper科学的光度测定)结合立体显微镜(Stemi 2000-C (Zeiss)拍摄颗粒的图像。为了数字图像的分析，采用图像proplus计划。荧光原位杂交(FISH)技术被应用在反应器内特定生物体的选择性检测34,35。使用的寡核苷酸探针是PLA46，具体为浮霉菌36，AMX820为厌氧氨氮化菌37，BAN162为Brocadia anammoxidans37，KST1275为K. stuttgartiensis 38。 二结果和讨论 (一)温度对特定的厌氧氨氧化活动的短期影响 当温度在10-45之间时，颗粒的最大SAA和厌氧氨氧化生物膜生物量通过一式三份的批量试验进行测试。两种生物质获得的温度依赖性曲线(图1)非常相似，并且与其他作者获得的结果一致15,39。温度高达40时观察到SAA的指数增加，同时在45开展的实验显示了温度对活性的负面影响。根据修正后的Arrhenius模型，计算了两个厌氧氨氧化种群63 kJ mol1的活化能40。厌氧氨氧化生物种植在30，Strouset al. 14获得了一个类似的值(70 kJ mol1)，同时Dalsgaard，Thamdrup 25and 和Rysgaard et al. 24分别报道了海洋沉积物中的厌氧氨氧化生物量51和61 kJ mol1的值。 在45试验完成时，液相获得了橙色着色，这表明生物质裂解。为了证实这一事实，当第一个进料基底消耗完后，在小瓶里增加第二个进料，能够观察到几乎可以忽略不计的活性(图1)。在35,40和45，可分析在已经完成的SAA批量测试中液相的紫外-可见吸收光谱(图2)。在45测试完成时，可观察到在400和410 nm之间的最大峰值和在515和550 nm之间的最小峰值。Cirpus et al. 41分析了在K. Stuttgartiensis培养的细胞提取物中存在的10 kDa细胞色素C的紫外可见光谱。他们观察到在410nm处的最大吸收为氧化形式蛋白质。Huston et al.42还观察到在410nm周围的最大峰值和在520和550nm处两个较小的峰值。因此，图1.颗粒的温度依赖关系曲线(a)和生物膜(b)厌氧氨氧化生物量(试验SAA()；具有第二个注射基底的试验SAA()；修正的阿伦尼乌斯模型(一) 图2.在35,40和45时，SAA测试的上清液吸光度曲线在测试结束时液相中的橙色可能归因于细胞色素C的偏析，这将导致活性的不可逆的损失。Toh et al. 17还发现了高温的负面影响，并且试图选择和丰富城市污水处理厂在37和55时污泥的厌氧氨氧化聚生体。这些作者获得的厌氧氨氧化活性在中温范围内，但在55。他们无法选择嗜热厌氧氨氧化微生物。 (二)温度对厌氧氨氧化活动的长期影响由于运行条件的急剧变化可能导致生物系统的不稳定，所以生物逐步适应较低的操作温度43。图3a显示了NH4+-N和NO2-N在废水中的浓度。直到操作温度从18降低到15，亚硝酸盐(限制基底)才完全耗尽。在15系统无法移除所有的亚硝酸盐应用，因此，该化合物在反应器内积累。由于亚硝酸盐抑制厌氧氨氧化过程，即使在温和的浓度也如此44,45，这种积累造成系统功能降低，这将导致亚硝酸盐较高的积累，并且激起了滚雪球效应，系统完全失去其效率。当NLR 减少到0.05gN(Ld)1，完整的系统效率才恢复。可是经过1个月的操作，在这样低的NLR(数据未列出)下SAA没有恢复。然后，操作温度升高到30是为了恢复系统的能力。经过两个半月的附加操作，这个策略不能改善所提到的能力。在实验结束时，SAA仍低于0.02gN(gVSSd)1。这个事实将表明活性的不可逆损失，是由低温混合效应和亚硝酸盐的存在引起的4,14。 尽管出现了不稳定的时期，系统仍保持其良好的生物截留能力。固体停留时间在整个实验中维持在150天左右，并且计算了反应器内总生物量之间的比率(g VSS)和生物质在废水中的洗出率(g VSS d1)。图3(a) NH4+-N()和NO2-N()在废水中的浓度和(b)氮负荷率(一)和最大的氮去除能力()。 每个运行期间系统的最大生产能力可计算为系统内生物量浓度的产物，并且在操作温度下进行已完成的批量试验中最大SAA的测试。在图3b中可以看到，该反应器的最大生产能力沿着运行期间减少，然而这种变化在20到18时变得温和。考虑到生物量浓度几乎不变，能力的丧失就与SAA的降低直接相关。在20的处理中，氮的去除率远远低于Isaka et al. 23所报道的，这或许可以通过他们系统的高生物量浓度进行解释(20gSSL1)。Cema et al. 22在17下操作一个RBC反应器，得到的平均无机氮去除率为0.5gN(Ld)1。图4显示了SAA在不同温度下非适应的生物膜生物量(章节3.1)和在反应器的操作过程中确定的一些值。可适应生物量SAA的值较高，而且其递减趋势比在非适应生物质的情况下更柔和。因此，为了在低温下操作的厌氧氨氧化反应器，厌氧氨氧化污泥的缓慢适应是一个关键因素。考虑到厌氧氨氧生物量非常慢的增长率14，在低温操作系统下，一个明智的启动策略有两个步骤。第一步是在图4.SAA的非适应()和适应()的厌氧氨氧生物膜生物量温度接近最佳时，工作在一个单独的反应器内生产所需的生物量的数量。然后，第二步是在同一反应器中生物质对低温的缓慢适应，最后，可以进行低温反应器的接种。在I周期，NO2-N对NH4+-N的消耗比率是1.380.10，这与在文学中普遍认为的1.32的值一致14,46。然而，废水中的铵浓度沿反应器的操作下降(图3a)，因此，当反应器在18操作时，引用率降低至1.050.01(在V周期)。Dalsgaard和Thamdrup 25还观察到比率为1的厌氧氨氧化生物量，其来自于15时缺氧孵育的海洋沉积物。所观察到的化学计量的这种变化可能与厌氧氨氧化菌对环境压力的新陈代谢的变化有关4749。荧光原位杂交（FISH）分析法表明在整个实验过程中存在于污泥内的细菌种群的不定性变化，并且厌氧氨氧化生物质的物理特性几乎保持恒定（58mLgVSS-1的SVI和1.35 mm的平均直径）。 三结论观察到非适应厌氧氨氧化生物质的最大活性在35与40之间，然而由于生物质裂解，45的温度引起厌氧氨氧化活性的不可逆下降。随着温度的逐渐降低，厌氧氨氧化SBR在18下操作成功。当温度减少到15时，由于亚硝酸盐的积累，该反应器的最大反应能力也降低，并且系统也变得不稳定。观察到生物质在低温下的适应性。然而，在反应器的操作过程中，污泥物理性质的转变和细菌种群的质变都没有被发现。 参考文献1 Wiesmann, Biological nitrogen removal from wastewater, in: A. Fletcher (Ed.), Advances in Biochemical Engineering Biotechnology, 51, Springer-Verlag, Berlin, 1994, pp. 113154.2 STOWA, One reactor system for ammonia removal via nitrite, Report no.96-01, STOWA, Utrecht, The Netherlands, 1996, ISBN 90 74476 392.3 M.S.M. Jetten, S.J. Horn, M.C.M. van Loosdrecht, Towards a more sustainable wastewater treatment system, Water Sci. Technol. 35 (9) (1997)171179.4 A. Dapena-Mora, J.L. Campos, A. Mosquera-Corral, M.S.M. Jetten, R.Mendez, Stability of the ANAMMOX process in a gas-lift reactor and a SBR, J. Biotechnol. 110 (2004) 159170.5 M.C.M. Van Loosdrecht, S. Salem, Biological treatment of sludge digester liquids, Water Sci. Technol. 53 (12) (2006) 1120.6 C. Fux, M. Boehler, P. Huber, I. Brunner,H. Siegrist, Biological treatment ofammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant, J. Biotechnol. 99 (2002)295306.7 C. Hellinga, M.C.M. Van Loosdrecht, J.J. Heijnen, Model based design of a novel process for nitrogen removal from concentrated flows, Math.Comput. Model. Dyn. Syst. 5 (4) (1999) 351371.8 A. Mosquera-Corral, F. Gonzalez, J.L. Campos, R. Mendez, Partial nitrificationin a SHARON reactor in the presence of salts and organic carbon compounds, Process Biochem. 40 (9) (2005) 31093118.9 A.C. Anthonisen, R.C. Loehr, T.B.S. Prakasam, E.G. Srinath, Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid, J. WPCF 48 (5) (1976) 835852.10 J.M. Garrido, W.A.J. van Benthum, M.C.M. van Loosdrecht, J.J. Heijnen, Influence of dissolved oxygen concentration on nitrite accumulation in a biofilm airlift suspension reactor, Biotechnol. Bioeng. 53 (1997) 168178.11 N. Bernet, P. Dangcong, P. Delgenes, R. Moletta, Nitrification at lowoxygenconcentration in biofilm reactor, J. Environ. Eng. 127 (3) (2001) 266271.12 A. Pollice,V. Tandoi, C. Lestingi, Influence of aeration and sludge retentiontime on ammonium oxidation to nitrite and nitrate, Water Res. 36 (10)(2002) 25412546.13 J.R. Vazquez-Padn, M. Figueroa, B. Arrojo, A. Mosquera-Corral, J.L.Campos, R. Mendez, Why do nitrifying granules accumulate nitrite? in:Proceedings of the Second Aerobic Granular SludgeWorkshop, Delft, The Netherlands, 2006.14 M. Strous, J.G. Kuenen, M.S.M. Jetten, Key physiology of anaerobic ammonium oxidation Appl. Environ. Microbiol. 65 (7) (1999) 32483250.15 K. Egli, U. Fanger, P.J.J. Alvarez, Enrichment and characterization of an anammox bacterium from a rotating biological contactor treating ammonium-rich leachate, Arch. Microbiol. 175 (2001) 198207.16杨洋，左剑恶，沈平，顾夏声，温度、pH值和有机物对厌氧氨氧化污泥活性的影响，环境科学27 (4) (2006) 69169517 S.K. Toh, R.I. Webb, N.J. Ashbolt, Enrichment of autotrophic anaerobicammonium-oxidizing consortia from various wastewaters, Microb. Ecol.43 (2002) 154167.18 U. Van Dongen, M.S.M. Jetten, M.C.M. Van Loosdrecht, The SHARONANAMMOX process for treatment of ammonium rich wastewater, Water Sci. Technol. 44 (1) (2001) 153160.19 M. Strous, E. Van Gerven, P. Zheng, J. Gijs Kuenen, M.S.M. Jetten,Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation (Anammox) process in different reactor configurations,Water Res. 31 (8) (1997) 19551962.20 M. Strous, J.J. Heijnen, J.G. Kuenen, M. Jetten, The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms, Appl. Microbiol. Biotechnol. 50(1998) 589596.21 U. Imajo, T. Tokutomi, K. Furukawa, Granulation of Anammox microorganisms in up-flow reactors, Water Sci. Technol. 49 (2004) 155163.22 G. Cema, J. Wiszniowski, S. Zabczynski, E. Zabcka-Godlewska, A.Raszka, J. Surmacz-Gorska, Biological nitrogen removal from landfill leachate by deammonification assisted by heterotrophic denitrification in a rotating biological contactor (RBC),Water Sci. Technol. 55 (8/9) (2007)352.23 K. Isaka, T. Sumino, S. Tsuneda, High nitrogen removal performance at moderately low temperature utilizing anaerobic ammonium oxidation reactions, J. Biosci. Bioeng. 103 (5) (2007) 486490.24 S. Rysgaard, R.N. Glud, N. Risgaard-Petersen, T. Dalsgaard, Denitrification and Anammox activity in Arctic marine sediments, Limnol. Oceanogr.49 (5) (2004) 14931502.25 T. Dalsgaard, B. Thamdrup, Factors controlling anaerobic ammonium oxidation with nitrite in marine sediments, Appl. Environ. Microbiol. 68 (8)(2002) 38023808.26 A. Dapena-Mora, B. Arrojo, J.L. Campos, A. Mosquera-Corral, R.Mendez,Improvement of the settling properties of Anammox sludge in an SBR, J.Chem. Technol. Biotechnol. 79 (12) (2004) 14121420.27 A. Dapena-Mora, I. Fernandez, J.L. Campos, A. Mosquera-Corral, R.Mendez, M.S.M. Jetten, Evaluation of activity and inhibition effects on Anammox process by batch tests based on the nitrogen gas production,Enzyme Microb. Technol. 40 (4) (2007) 859865.28 I. Fernandez, J.R. Vazquez-Padn, A. Mosquera-Corral, J.L. Campos, R.Mendez, Biofilm and granular systems to improve Anammox biomass retention, in: Proceedings of the Seventh IWA Specialised Conference on Small Water and Wastewater Systems, Proceedings CD, Oral presentation Nr. 148, Mexico City, Mexico, 2006.29 A. Dapena-Mora, S.W.H. Van Hulle, J.L. Campos, R. Mendez, P.A. Vanrolleghem,M. Jetten, Enrichment of Anammox biomass from municipal activated sludge: experimental and modelling results, J. Chem. Technol.Biotechnol. 79 (2004) 14211428.30 M.W. Wheatherburn, Phenol-hypochlorite reaction for determination of ammonia, Anal. Chem. 39 (8) (1967) 971974.31 APHA, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater,20th ed., APHA, Washington, DC, 1998.32 D. Jeison, R. Chamy, Novel technique for measuring the size distribution of granules from anaerobic reactors for wastewater treatment, Biotechnol.Tech. 12 (9) (1998) 659662.33 L. Tijhuis, W.A.J. van Benthum, M.C.M. van Loosdrecht, J.J. Heijnen,Solids retention time in spherical biofilms in a biofilm airlift suspension reactor, Biotechnol. Bioeng. 44 (1994) 867879.34 M. Figueroa, J.R. Vazquez-Padn, J.L. Campos, R.Mendez, A. Mosquera-Corral, Fluorescent in situ hybridization technique applied to the identification of bacteria from activated sludge samples, Luminescence 21(2006) 383385.35 R.I. Amann, In situ identification of micro-organisms by whole cell hybridization with rRNA targeted nucleic acid probes, in:A.D.C. Akkeman, J.D. van Elsas, F.J. de Bruigin (Eds.), Molecular Microbial Ecology Manual, Kluwer Academic, Dordrecht, 1995,pp. 115.36 A. Neef, R. Amann, H. Schlesner, K.H. Schleifer,Monitoring a widespread bacterial group: in situ detection of planctomycetes with 16S rRNAtargeted probes, Microbiology 144 (1998) 32573266.37 M. Schmid, S. Schmitz-Esser, M. Jetten, M. Wagner, 6S-23S rDNA intergenic spacer and 23S rDNA of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria:implications for phylogeny and in situ detection, Environ. Microbiol. 3(2001) 450459.38 M. Schmid, U. Twachtmann, M. Klein, M. Strous, S. Juretschko, M. Jetten,J.W. Metzger, K.H. Schleifer, M. Wagner, Molecular evidence for genus level diversity of bacteria capable of catalyzing anaerobic ammonium oxidation, Syst. Appl. Microbiol. 23 (2000) 93106.39 M. Strous, Microbiology of anaerobic ammonium oxidation, PhD thesis,TU Delft, The Netherlands, 2000.40 X. Hao, J.J. Heijnen, M.C.M. van Loosdrecht, Model-based evaluation of temperature and inflow variations on a partial nitrification-ANAMMOX biofilm process, Water Res. 36 (2002) 48394849.41 I.E.Y. Cirpus, M. de Been, H.J.M. Op den Camp, M. Strous, D. Le Paslier,G.J.Kuenen, M.S.M. Jetten,Anewsoluble 10 kDa monoheme cytochrome c-552 from the anammox bacterium Candidatus “kuenenia stuttgartiensis”,FEMS Microbiol. Lett. 252 (2005) 273278.42 W.M. Huston, H.R. Harhangi, A.P. Leech, C.S. Butler, M.S.M. Jetten,H.J.M. Op