陳重軍，朱為靜，黃孝肖，吳偉祥

1 浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院, 浙江 杭州 310058

2 蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009

研究報(bào)告

有機(jī)碳源下廢水厭氧氨氧化同步脫氮除碳

陳重軍1,2，朱為靜1，黃孝肖1，吳偉祥1

1 浙江大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院, 浙江 杭州 310058

2 蘇州科技學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 蘇州 215009

陳重軍, 朱為靜, 黃孝肖, 等. 有機(jī)碳源下廢水厭氧氨氧化同步脫氮除碳. 生物工程學(xué)報(bào), 2014, 30(12):1835?1844.

Chen CJ, Zhu WJ, Huang XX, et al. Simultaneous removal of carbon and nitrogen from organic-rich wastewater with anammox. Chin J Biotech, 2014, 30(12): 1835?1844.

為明確有機(jī)碳源脅迫下，厭氧氨氧化反應(yīng)器的同步脫氮除碳規(guī)律及功能微生物群落結(jié)構(gòu)的動(dòng)態(tài)變化，采用成功啟動(dòng)的厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器，通過逐步提升進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷，探究有機(jī)碳源下廢水厭氧氨氧化同步脫氮除碳。研究表明，當(dāng)進(jìn)水化學(xué)需氧量 (Chemical oxygen demand, COD) 濃度從172 mg/L升至620 mg/L，反應(yīng)器維持較高的脫氮效率，氨氮和總氮去除率均在85%以上，并對COD具有平均56.6%的去除率，高濃度COD未對Anammox菌活性構(gòu)成顯著抑制作用。聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)和變性梯度凝膠電泳(PCR-DGGE) 圖譜和割膠測序結(jié)果表明，變形菌門Proteobacteria、浮霉菌門Planctomycetes、綠曲撓菌門Chloroflexi以及綠菌門Chlorobi等微生物共存于同一反應(yīng)體系中，推測反應(yīng)器內(nèi)存在復(fù)雜的脫氮除碳途徑。而且，代表厭氧氨氧化的部分浮霉菌門微生物能耐受高濃度有機(jī)碳源，在高有機(jī)負(fù)荷下依舊發(fā)揮著高效的脫氮作用，為反應(yīng)器高效脫氮提供了保障。

厭氧氨氧化，有機(jī)碳源，脫氮除碳，聚合酶鏈?zhǔn)椒磻?yīng)和變性梯度凝膠電泳

厭氧氨氧化 (Anaerobic Ammonium Oxidation，Anammox) 反應(yīng)是指在厭氧或缺氧條件下，Anammox菌以NO2--N 為電子受體，氧化NH4+-N 為N2的生物過程，該過程不需有機(jī)碳源，可實(shí)現(xiàn)全程自養(yǎng)脫氮，已成為廢水脫氮領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)[1-2]。然而，自養(yǎng)型Anammox菌生長速率低，倍增時(shí)間長，且實(shí)際廢水中存在的有機(jī)物對Anammox菌有顯著抑制作用[3-4]。近來研究發(fā)現(xiàn)，Anammox菌與反硝化菌能共存于同一反應(yīng)體系中，有機(jī)物含量相對較低 (一般COD濃度低于100 mg/L) 時(shí)能夠有效避免反硝化菌的大量繁殖[5]，且兩者形成一定的協(xié)同作用[6]。但在實(shí)際廢水中，COD濃度大多數(shù)超過100 mg/L。存在高濃度有機(jī)物時(shí)，厭氧氨氧化反應(yīng)器能否繼續(xù)發(fā)揮脫氮作用？Anammox菌是否會(huì)受到抑制？上述問題均有待研究。

本文擬在高有機(jī)物濃度下，明確厭氧氨氧化反應(yīng)器脫氮除碳性能及污染物去除規(guī)律，并初步探索反應(yīng)器運(yùn)行過程中功能性微生物群落結(jié)構(gòu)的變化情況，以期為厭氧氨氧化反應(yīng)的工程化應(yīng)用提供理論基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 反應(yīng)裝置

反應(yīng)裝置采用上流式厭氧污泥床反應(yīng)器(Up-flow anaerobic sludge bed/blanket，UASB)，由PVC材料制作而成，上部直徑20 cm，下部直徑10 cm，高度100 cm，高徑比10∶1，有效容積10.8 L，上部設(shè)三相分離器用于氣液固分離，氣孔用水封以保證反應(yīng)器內(nèi)部厭氧，進(jìn)水采用蠕動(dòng)泵控制 (圖1)。反應(yīng)器外部設(shè)置厚度為1 cm的加熱保溫層，維持反應(yīng)器溫度(30±1)℃，為Anammox菌提供合適的生長環(huán)境[7]。反應(yīng)器內(nèi)添加低溫制成的竹炭 (Bamboo charcoal) 為填料，竹炭具有巨大的比表面積(2.5×108m2/m3) 和大量的微孔結(jié)構(gòu) (直徑介于0.001–1 000 μm)，可以為Anammox菌的生長提供適宜場所，接種厭氧污泥后，經(jīng)過65 d成功啟動(dòng)厭氧氨氧化，反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行后Anammox菌占總細(xì)菌比例為43.7%[8]。

1.2 廢水來源與進(jìn)水濃度

廢水取自浙江省杭州市某溫室甲魚養(yǎng)殖公司，養(yǎng)殖廢水水質(zhì)：pH 值7.5?8.1, SS 800?1 000 mg/L，COD 529?624 mg/L，NH4+-N 132?140 mg/L，TN 138?145 mg/L, 其中NO3--N和NO2--N＜2 mg/L，NH4+-N是TN的主要賦存形式。根據(jù)厭氧氨氧化反應(yīng)式，實(shí)際廢水經(jīng)稀釋后添加NaNO2，使進(jìn)水NO2--N/NH4+-N在0.98?1.10之間，并添加微量元素Ⅰ和Ⅱ，進(jìn)水C/N比為1.76?2.09。隨著試驗(yàn)推進(jìn)，稀釋比逐漸降低，有機(jī)負(fù)荷依次升高，最終進(jìn)水未經(jīng)稀釋，根據(jù)進(jìn)水水質(zhì)差異，將反應(yīng)過程分為5個(gè)階段，各階段進(jìn)水水質(zhì)見表1。反應(yīng)器運(yùn)行時(shí)間共計(jì)77 d，水力停留時(shí)間 (HRT) 控制為12 h。

1.3 分析方法

1.3.1 水質(zhì)分析

每天采取反應(yīng)器進(jìn)出水，分別測定COD (重鉻酸鉀法)、NH4+-N (納氏比色法)、NO3--N (紫外分光光度法)、NO2--N (N-(1-萘基)-乙二胺光度法)、TN (堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法)等指標(biāo)，每個(gè)指標(biāo)測定設(shè)2個(gè)重復(fù)，取平均值[9]。

1.3.2 PCR擴(kuò)增

圖1 厭氧氨氧化試驗(yàn)裝置Fig. 1 Experimental Set-up for Anammox.

表1 各階段反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)特征Table 1 Characteristics of influent wastewater in different phase

在試驗(yàn)過程中，采取反應(yīng)器第0天、第45天和第77天的生物膜樣品，提取DNA，進(jìn)行PCR-DGGE分析。PCR采用細(xì)菌F357GC (5'-CGC CCG CCG CGC CCC GCG CCC GGC CCG CCG CCC CCG CCC C CC TAC GGG AGG CAG CAG -3') 和R518 (5'- ATT ACC GCG GCT GCT GG -3') 引物對[10]。引物一端加上GC夾，保證DGGE試驗(yàn)的穩(wěn)定和片段的分離。

PCR采用50 μL反應(yīng)體系：10×反應(yīng)緩沖液體 (0.1 mol/L Tris-HCl (pH 8.3)，0.5 mol/L KCl) 5 μL；MgCl2(25 mmol/L) 6 μL；F357GC (25 pmol/μL) 和R518 (25 pmol/μL) 各1 μL；dNTPs (各2.5 mmol/L) 4 μL；Taq酶 (5 U/μL，TaKaRa) 0.3 μL；模板DNA 2 μL；ddWater 30.7 μL。PCR反應(yīng)分6個(gè)步驟：①預(yù)變性94 ℃4 min；②變性94 ℃ 30 s；③退火56 ℃ 40 s；④延伸72 ℃ 1 min ；循環(huán)第②–④步驟35次；⑤延伸72 ℃ 10 min ；⑥保持4 ℃。

1.3.3 變性梯度凝膠電泳 (DGGE)

DGGE分析采用8%聚丙烯酰胺凝膠，變性劑濃度為30%?60%。待變性膠完全凝固后，將膠版放入裝有電泳緩沖液 (1×TAE) 的裝置中，每個(gè)加樣孔加入含有15 μL 6×溴酚藍(lán)二甲苯氰溶液的PCR樣品40?50 μL。電泳采用Dcode DGGE系統(tǒng) (BIO-RAD Laboratories，Hercules，CA，USA)，在60 ℃，85 V電壓下，電泳16 h。電泳后，膠采用生物色素 (SYBR) 染色 (SYBR 3 μL：1×TAE 15 mL) 30 min，采用凝膠成像系統(tǒng) (Gel DocTMEQ，Biorad) 成像[11]。對DGGE膠上的條帶進(jìn)行割膠回收，割得的膠條，經(jīng)克隆、連接和轉(zhuǎn)化后，將陽性克隆的菌液送往華大基因 (杭州) 測序。

1.3.4 Shannon指數(shù)計(jì)算

利用Quantity One 4.4 (BIO-RAD Laboratories, Hercules, CA, USA) 軟件將DGGE圖譜轉(zhuǎn)化為相應(yīng)的數(shù)字信號(hào)，對試驗(yàn)各階段的微生物群落多樣性指數(shù)Sharon指數(shù)H'進(jìn)行了分析，公式為[12]：

其中：ni為峰高，N為所有峰的總峰高。

2 結(jié)果與討論

2.1 水質(zhì)動(dòng)態(tài)變化分析

在不同有機(jī)負(fù)荷下，研究了厭氧氨氧化反應(yīng)器的脫氮性能，結(jié)果表明，不同濃度COD脅迫下反應(yīng)器的脫氮效率穩(wěn)定保持在較高水平(圖2和圖3)。根據(jù)進(jìn)水濃度及C/N比不同，整個(gè)試驗(yàn)過程分為5個(gè)階段。在整個(gè)過程中，反應(yīng)器出水NO2--N濃度穩(wěn)定保持在1 mg/L以下。出水氨氮濃度有一定的波動(dòng)。在第1和第2階段，出水NH4+-N濃度較低，分別為 (3.1 ± 1.3) mg/L和 (3.4 ± 2.9) mg/L。至第3階段，出水NH4+-N有所升高，最高達(dá)到31.8 mg/L，主要原因?yàn)檫M(jìn)水底物NO2--N/NH4+-N較低 (0.87?0.88)，不足以滿足Anammox反應(yīng)對底物化學(xué)計(jì)量比的需求 (理論值NO2--N/NH4+-N約1.3)，NH4+-N過量，導(dǎo)致反應(yīng)器NH4+-N去除率驟降[7]。從第29天開始，當(dāng)調(diào)整進(jìn)水NO2--N與NH4+-N化學(xué)計(jì)量比為1.06–1.15，出水NH4+-N濃度逐漸降低至 (4.8±1.6) mg/L。第4和第5階段，當(dāng)進(jìn)水NH4+-N濃度提升至108.4?139.8 mg/L，出水NH4+-N濃度驟升至20.0 mg/L，經(jīng)過一段時(shí)間馴化，后逐步穩(wěn)定至 (13.4 ± 1.1) mg/L。由結(jié)果可知，進(jìn)水底物濃度和反應(yīng)化學(xué)計(jì)量比是影響厭氧氨氧化脫氮效率的重要因素。厭氧氨氧化反應(yīng)會(huì)生成約10%的NO3--N，然而運(yùn)行過程中，僅前8 d在出水中檢測到NO3--N，推測在反應(yīng)器中存在反硝化作用，即在厭氧條件下，反硝化菌以NO2--N和NO3--N為電子受體，有機(jī)物為電子供體，生成N2[13]。反硝化作用的存在為反應(yīng)器深度脫氮和除碳作用提供了良好的基礎(chǔ)。

反應(yīng)器對NO2--N和NH4+-N的穩(wěn)定高效去除，使得TN去除率穩(wěn)定保持在85%以上 (圖2和圖3)。在第1和2階段，TN去除率從79.2%快速升高至98.8%，之后保持穩(wěn)定且較高的去除率；在第3階段初期，受出水NH4+-N濃度影響，TN去除率急劇降低至82.2%，后緩慢恢復(fù)至98.1%。進(jìn)入第4和5階段，TN去除率緩慢降低，到試驗(yàn)?zāi)┢谌コ式抵?8.9%。TN與NH4+-N的去除規(guī)律基本一致。

圖2 各階段反應(yīng)器進(jìn)出水氮素的變化趨勢Fig. 2 Time courses of influent and effluent nitrogen concentrations in reactor.

圖3 反應(yīng)器氮素去除率隨時(shí)間變化趨勢Fig. 3 Time courses of nitrogen removal efficiency in reactor.

在整個(gè)運(yùn)行過程中，反應(yīng)器對COD的去除率為 (56.6 ± 11.0) % (圖4)。在第1階段初期，隨著氮素去除率的提升，COD去除率也急速上升，從50.0%升至78.7%，之后到第2階段末期，COD去除率均維持在60%以上，而在第3階段初期，急劇降低至30.6%，與氮素去除“低谷”基本一致；隨后去除率緩慢上升，到第4和5階段，COD基本維持在55%?60%之間。在整個(gè)過程中，雖然進(jìn)水COD濃度從172 mg/L上升至620 mg/L，有機(jī)負(fù)荷逐步提升，但是COD去除率較為穩(wěn)定，只有在第3階段初期，出現(xiàn)COD去除“低谷”。COD與氮素去除“低谷”的高度一致性，也間接表明COD去除與厭氧氨氧化生成的NO3--N型反硝化作用存在關(guān)聯(lián)。

研究表明，Anammox菌是自養(yǎng)菌，生長率低，倍增時(shí)間長，在高濃度COD環(huán)境下，反硝化菌快速增殖，其生長率遠(yuǎn)高于Anammox菌，因此高濃度COD會(huì)部分抑制或者完全抑制Anammox菌活性[14-15]。但在本研究中，高濃度COD并未抑制Anammox菌活性，反應(yīng)器對氮素的去除率一直維持在85%以上，且NH4+-N和NO2--N能夠同步穩(wěn)定高效去除。本研究的進(jìn)水COD濃度遠(yuǎn)高于文獻(xiàn)報(bào)道的COD抑制濃度，一般為237?300 mg/L[15]；而且進(jìn)水C/N比在1.81?2.13之間，也高于文獻(xiàn)報(bào)道的抑制性C/N比 (大于1)[16]。有研究表明，亞硝化-厭氧氨氧化工藝可成功用于豬場廢水處理，高濃度有機(jī)物對厭氧氨氧化效能的影響并不明顯[17]。總之，在研究中，高濃度COD (高達(dá)620 mg/L) 并未對Anammox菌活性產(chǎn)生明顯的抑制效應(yīng)，NH4+-N、NO3--N、NO2--N和COD能穩(wěn)定同步去除，有關(guān)機(jī)理有待深入研究。

2.2 生物膜群落結(jié)構(gòu)分析

2.2.1 形態(tài)和結(jié)構(gòu)

圖4 各階段反應(yīng)器進(jìn)出水COD濃度與去除率隨時(shí)間變化情況Fig. 4 Time courses of influent and effluent COD concentrations and removal efficiency in reactor.

因富集培養(yǎng)Anammox菌超過1年，填料表面生物膜與反應(yīng)液均呈現(xiàn)紅色，這是Anammox菌含有較高的血紅素c所致[7]。在泵入高濃度有機(jī)廢水后，生物膜顏色逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)樽厣?，之后顏色加深，最后變?yōu)楹谏?，推測這是有機(jī)物導(dǎo)致硫化物 (如硫化亞鐵) 形成所致[15]。從填料表面生物膜特性看，有機(jī)物脅迫之前，生物膜致密、均勻、顏色鮮亮；有機(jī)物脅迫之后，生物膜變得稀疏、膜生物量減少、顏色變淡；最后，生物膜量回升，但顏色變?yōu)楹诤稚?(圖5)。

圖5 反應(yīng)器生物膜和污泥外觀變化情況 (從左到右依次為第1天和第77天樣品)Fig. 5 The appearance of biofilm and sludge in reactor (from left to right the 1st and the 77th days' sample).

2.2.2 微生物群落結(jié)構(gòu)分析

有機(jī)物影響下污泥中總細(xì)菌多樣性的DGGE分析結(jié)果見圖6。按照每個(gè)條帶的強(qiáng)度，分析反應(yīng)器各階段樣品的細(xì)菌多樣性，在第0天、第45天和第77天的Shannon指數(shù) (H′) 分別為3.03±0.03、3.11±0.03和3.02±0.04。以亮度較高的DGGE條帶或各時(shí)期存在差異性的條帶 (只存在于某一個(gè)或兩個(gè)時(shí)期) 為對象，選擇了13個(gè)特異性條帶。3個(gè)時(shí)期的條帶數(shù)量分別為6條、7條和12條，表明各時(shí)期微生物多樣性存在差異。泵入高濃度有機(jī)廢水后，條帶數(shù)目有所增加，但條帶位置和亮度發(fā)生動(dòng)態(tài)變化，可分為兩類情況：1) 亮度減弱條帶：1、2、3、5、6號(hào)條帶逐漸減弱，其中1、2號(hào)條帶“先消失后再現(xiàn)”，3、5、6條帶逐漸減弱，而5號(hào)條帶最后消失，3和6號(hào)條帶一直存在；2) 亮度增強(qiáng)條帶：4、7、8、9、10、11、12、13號(hào)條帶亮度逐漸增強(qiáng)，且4、9號(hào)條帶亮度明顯增強(qiáng)。各時(shí)期DGGE條帶數(shù)量和位置的變化，表明反應(yīng)器內(nèi)微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了動(dòng)態(tài)變化，但從H′指數(shù)變化看，微生物群落豐度變化并不明顯。雖然在第45天，總細(xì)菌多樣性有所增高，但之后降低至初始水平。在高濃度有機(jī)物脅迫下，反應(yīng)器內(nèi)微生物群落多樣性變化不明顯，造成該結(jié)果的原因可能是竹炭填料在一定程度上緩解了高濃度有機(jī)廢水對反應(yīng)器細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)的沖擊[18]。

在DGGE圖譜上選取13條條帶進(jìn)行了割膠回收和16S rRNA基因測序，與NCBI數(shù)據(jù)庫中序列的比對結(jié)果見表2。

圖6 PCR-DGGE圖譜分析Fig. 6 The PCR-DGGE analysis.

表2 DGGE條帶測序比對結(jié)果Table 2 Results of the best march to known species of the clones

在回收測序的13個(gè)克隆子中，其中第5和6號(hào)條帶對應(yīng)的克隆子屬于浮霉菌門Planctomycetes；第4、8和13號(hào)條帶對應(yīng)的克隆子屬于變形菌門Proteobacteria；第7和10條帶對應(yīng)的克隆子屬于綠菌門Chlorobi；第2號(hào)條帶對應(yīng)的克隆子屬于綠曲撓菌門Chloroflexi；其余的5個(gè)克隆在NCBI數(shù)據(jù)庫中沒有找到相近的已知物種，未得到詳細(xì)分類信息。在已知分類信息的克隆中，變形菌門占37.5%，浮霉菌門占25.0%，綠曲撓菌門12.5%，綠菌門占25.0%。反應(yīng)器內(nèi)微生物種群的分布與其他報(bào)道基本一致，Bae等研究了厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器中的微生物群落組成，發(fā)現(xiàn)主要為變形菌門(42%)，浮霉菌門 (20%)，綠曲撓菌門 (22%)，其他菌 (9%)[19]。

在浮酶菌門中，第5號(hào)條帶屬于“Candidatus Brocadia”屬，最早發(fā)現(xiàn)于荷蘭污水處理廠污泥中[20-21]，是第一個(gè)被富集鑒定的Anammox菌種。第6號(hào)條帶未指向特定的種。第8號(hào)條帶為反硝化菌屬，推測與反硝化作用有關(guān)。第4和13號(hào)條帶未指向特定的種。第2號(hào)條帶為綠曲撓菌門，該菌在富集程度較高的Anammox污泥中較為普遍，如厭氧氨氧化序批式生物膜反應(yīng)器 (SBBR)、上升式厭氧顆粒床反應(yīng)器、全程自養(yǎng)脫氮反應(yīng)器 (CANON) 等[22-24]，其作用是固碳，將CO2固定為最終產(chǎn)物丙酮酸。綠菌門是一類進(jìn)行不產(chǎn)氧光合作用的細(xì)菌，常在Anammox反應(yīng)器中被檢測到[25]。但其在厭氧氨氧化反應(yīng)中起什么作用還不得而知。

在整個(gè)試驗(yàn)過程中，已知分類地位的變形菌門和浮霉菌門占62.5%，該兩類菌分別代表了反硝化微生物和厭氧氨氧化微生物，可知在有機(jī)廢水處理系統(tǒng)中，反硝化菌和Anammox菌可共存于反應(yīng)體系中，這也是廢水中碳氮能夠同步被去除的重要佐證。但是，隨著有機(jī)物的脅迫，反硝化菌和Anammox菌存在動(dòng)態(tài)變化，其中4、8和13號(hào)條帶代表的反硝化菌逐漸增強(qiáng)，而5和6號(hào)條帶代表的Anammox菌逐漸減弱，5號(hào)條帶一度消失。值得一提的是，當(dāng)進(jìn)水COD濃度從172 mg/L升至620 mg/L，部分Anammox菌如條帶6，雖然條帶濃度有所減弱，但一直存在于反應(yīng)體系中，可以耐受高濃度的有機(jī)碳源，為厭氧氨氧化反應(yīng)維持主導(dǎo)作用起到關(guān)鍵作用，但其耐受高濃度有機(jī)碳源的具體原因和機(jī)制還有待分析。

3 結(jié)論

采用成功啟動(dòng)厭氧氨氧化的UASB反應(yīng)器處理高濃度有機(jī)碳源的廢水，COD濃度從172 mg/L升至620 mg/L，在較高有機(jī)負(fù)荷脅迫下反應(yīng)器依舊表現(xiàn)出良好的碳氮去除能力，對NH4+-N和TN去除率均在85%以上，COD平均去除率56.6%，表明高濃度COD未對Anammox菌活性構(gòu)成顯著性抑制作用。通過PCR-DGGE和割膠測序分析技術(shù)表明，反應(yīng)器中的微生物主要屬于變形菌門Proteobacteria、浮霉菌門Planctomycetes、綠曲撓菌門Chloroflexi以及綠菌門Chlorobi，同時(shí)發(fā)現(xiàn)部分浮霉菌門微生物能耐受高濃度有機(jī)碳源，具體原因值得進(jìn)一步研究證實(shí)。

REFERENCES

[1] Ni SQ, Ni JY, Hu DL, et al. Effect of organic matter on the performance of granular anammox process. Bioresour Technol, 2012, 110: 701–705.

[2] Huang XX, Chen CJ, Zhang R, et al. Research progress in anammox/denitrification coupling process, Chin J Appl Ecol, 2012, 23(3): 849–856 (in Chinese).黃孝肖, 陳重軍, 張蕊, 等. 厭氧氨氧化與反硝化耦合反應(yīng)研究進(jìn)展. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 23(3): 849–856.

[3] Tang CJ, Zheng P, Wang CH, et al. Suppression of anaerobic ammonium oxidizers under high organic content in high rate anammox UASB reactor. Bioresour Technol, 2010, 101(6): 1762–1768.

[4] Chamchoi N, Nitisoravut S, Schmidt JE. Inactivation of anammox communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) and denitrification. Bioresour Technol, 2008, 99(9): 3331–3336.

[5] Ruscalleda M, López H, Ganigue R, et al. Heterotrophic denitrification on granular anammox SBR treating urban landfill leachate. Water Sci Technol, 2008, 58(9): 1749–1755.

[6] Pathak BK, Kazama F, Saiki Y, et al. Presence and activity of anammox and denitrification process in low ammonium-fed bioreactors. Bioresour Technol, 2007, 98(11): 2201–2206.

[7] Van de Graaf AA, de Bruijn P, Robertson LA, et al. Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor. Microbiology, 1996, 142(8): 2187–2196.

[8] Chen CJ, Huang XX, Lei CX, et al. Improving anammox start-up with Bamboo Charcoal. Chemosphere, 2012, 89(10): 1224–1229.

[9] State Environmental Protection Administration. Determination Methods for Examination of Water and Wastewater. 4th Ed. Beijing: China Environmental Science Press, 2002 (in Chinese).國家環(huán)境保護(hù)總局水與廢水監(jiān)測分析方法編委會(huì). 水和廢水監(jiān)測分析方法. 4版. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社，2002.

[10] Florez AB, Mayo B. PCR–DGGE as a tool for characterizing dominant microbial populations in the Spanish blue-veined Cabrales cheese. Int Dairy J, 2006, 16: 1205–1210.

[11] Liu W, Lu HH, Wu WX, et al. Transgenic Bt rice does not affect enzyme activities and microbial composition in the rhizosphereduring crop development. Soil Biol Biochem, 2008, 40(2): 475–486.

[12] Dong X, Reddy GB. Soil bacterial communities in constructed wetlands treated with swine wastewater using PCR–DGGE technique. Bioresour Technol, 2010, 101(4): 1175–1182.

[13] Kindaichi T, Tsushima I, Ogasawara Y, et al. In situ activity and spatial organization of anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) bacteria in biofilms. Appl Environ Microbiol, 2007, 73(15): 4931–4939.

[14] Jetten MSM, Strous M, van de Pas-Schoonen KT, et al. The anaerobic oxidation of ammonium. FEMS Microbiol Rev, 1998, 22(5): 421–437.

[15] Molinuevo B, Garcia MC, Karakashev D, et al. Anammox for ammonia removal from pig manure effluents: effect of organic matter content on process performance. Bioresour Technol, 2009, 100(7): 2171–2175.

[16] Güven D, Dapena A, Kartal B, et al. Propionate oxidation by and methanol inhibition of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria. Appl Environ Microbiol, 2005, 71(2): 1066–1071.

[17] Ahn YH, Hwang IS, Min KS. Anammox and partial denitritation in anaerobic nitrogen removal from piggery waste. Water Sci Technol, 2004, 49(5/6): 145–153.

[18] Lehmann J, Rillig M, Thies J, et al. Biochar effects on soil biota-a review. Soil Biol Biochem, 2011, 43(9): 1812–1836.

[19] Bae H, Chung Y, Jung J. Microbial community structure and occurrence of diverse autotrophic ammonium oxidizing microorganisms in the anammox process. Water Sci Technol, 2010, 61: 2723.

[20] Kuenen J, Jetten M. Extraordinary anaerobic ammonium-oxidizing bacteria. ASM News, 2001, 67: 456–463.

[21] Puyol D, Carvajal-Arroyo JM, Garcia B, et al. Kinetic characterization of Brocadia spp.-dominated anammox cultures. Bioresour Technol, 2013, 139: 94–100.

[22] Xiao Y, Zeng G, Yang Z, et al. Coexistence of nitrifiers, denitrifiers and anammox bacteria in a sequencing batch biofilm reactor as revealed by PCR-DGGE. J Appl Microbiol, 2009, 106(2): 496–505.

[23] Park H, Rosenthal A, Jezek R, et al. Impact of inocula and growth mode on the molecular microbial ecology of anaerobic ammonia oxidation (anammox) bioreactor communities. Water Res, 2010, 44(17): 5005–5013.

[24] Cho S, Takahashi Y, Fujii N, et al. Nitrogen removal performance and microbial community analysis of an anaerobic up-flow granular bed anammox reactor. Chemosphere, 2010, 78(9): 1129–1135.

[25] Zhang L, Yang J, Hira D, et al. High-rate nitrogen removal from anaerobic digester liquor using an up-flow anammox reactor with polyethylene sponge as a biomass carrier. J Biosci Bioeng, 2011, 111(3): 306–311.

(本文責(zé)編 陳宏宇)

Simultaneous removal of carbon and nitrogen from organic-rich wastewater with Anammox

Chongjun Chen1,2, Weijing Zhu1, Xiaoxiao Huang1, and Weixiang Wu1
1 College of Environmental and Resource Sciences, Zhejiang University, Hangzhou 310058, Zhejiang, China
2 School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, Jiangsu, China

In order to simultaneously remove carbon and nitrogen from organic-rich wastewater, we used an up-flow anaerobic sludge bed/blanket (UASB) reactor that was started up with anammox with high concentration of carbon and nitrogen by gradually raising the organic loading of influent. We optimized the removal of nitrogen and carbon when thechemical oxygen demand (COD) concentration varied from 172 to 620 mg/L. During the entire experiment, the ammonium and total nitrogen removal efficiency was higher than 85%, while the average COD removal efficiency was 56.6%. The high concentration of organic matter did not restrain the activity of anammox bacteria. Based on polymerase chain reaction-denaturing gradient gel electrophoresis (PCR-DGGE) and tapping sequencing analyses, the Planctomycete, Proteobacteria, Chloroflexi, Chlorobi bacteria are detected in the UASB reactor, which indicated complex removal pathway of carbon and nitrogen coexisted in the reactor. However, a part of Planctomycete which referred to anammox bacteria could tolerate a high content of organic carbon, and it provided help for high performance of nitrogen removal in UASB reactor.

Anammox, carbon resource, simultaneous carbon and nitrogen removal, polymerase chain reaction-denaturing gradient gel electrophoresis (PCR-DGGE)

March 13, 2014; Accepted: April 25, 2014

Weixiang Wu. Tel/Fax: +86-571-88982020; E-mail: weixiang@zju.edu.cn

Supported by: China National Critical Project for Science and Technology on Water Pollution Prevention and Control (No. 2012ZX07101012), Natural Science Funds of Suzhou University of Science and Technology (No. XKQ201303), Science and Technology Project of Jiangsu Construction Department (No. 2013ZD35).

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(No. 2014ZX07101-012)，蘇州科技學(xué)院科研基金 (No. XKQ201303), 江蘇省建設(shè)系統(tǒng)科技項(xiàng)目 (No. 2013ZD35)資助。

Received: March 13, 2014; Accepted: April 25, 2014

Supported by: China National Critical Project for Science and Technology on Water Pollution Prevention and Control (No. 2012ZX07101012), Natural Science Funds of Suzhou University of Science and Technology (No. XKQ201303), Science and Technology Project of Jiangsu Construction Department (No. 2013ZD35).

Corresponding author: Weixiang Wu. Tel/Fax: +86-571-88982020; E-mail: weixiang@zju.edu.cn

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(No. 2014ZX07101-012)，蘇州科技學(xué)院科研基金 (No. XKQ201303), 江蘇省建設(shè)系統(tǒng)科技項(xiàng)目 (No. 2013ZD35)資助。

Received: March 13, 2014; Accepted: April 25, 2014

Supported by: China National Critical Project for Science and Technology on Water Pollution Prevention and Control (No. 2012ZX07101012), Natural Science Funds of Suzhou University of Science and Technology (No. XKQ201303), Science and Technology Project of Jiangsu Construction Department (No. 2013ZD35).

Corresponding author: Weixiang Wu. Tel/Fax: +86-571-88982020; E-mail: weixiang@zju.edu.cn

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(No. 2014ZX07101-012)，蘇州科技學(xué)院科研基金 (No. XKQ201303), 江蘇省建設(shè)系統(tǒng)科技項(xiàng)目 (No. 2013ZD35)資助。