王海月,彭 玲,毛念佳,耿金菊,任洪強,許 柯

三價鐵對有機物存在下厭氧氨氧化脫氮的影響

王海月,彭 玲,毛念佳,耿金菊,任洪強,許 柯*

(南京大學環(huán)境學院,污染控制與資源再利用國家重點實驗室,江蘇 南京 210023)

考察了三價鐵(2.24~7.84mg/L)存在下厭氧氨氧化系統(tǒng)對有機物的耐受性能,并通過16SrRNA高通量測序技術和定量PCR探究其機理.結果表明,進水COD濃度為50和100mg/L時,4個反應器的氨氮和總氮去除率均較高(>90%),三價鐵的強化作用不明顯;進水COD濃度繼續(xù)升高(150和200mg/L),厭氧氨氧化受到抑制,三價鐵的強化作用逐漸增加;COD濃度為200mg/L時,添加三價鐵(7.84mg/L)可將氨氮和總氮去除率由61.3%和79.8%(對照組)提升至71.2%和84.7%.16SrRNA高通量測序技術表明,有機物存在下,污泥微生物群落結構出現(xiàn)變化,主要表現(xiàn)為厭氧氨氧化菌豐度的降低及反硝化菌群的大量增殖,進水添加三價鐵可提高浮霉菌(Planctomycetes)的豐度.定量PCR結果表明, 三價鐵能夠提高厭氧氨氧化菌16S rRNA及功能基因的豐度.

三價鐵；生物脫氮；厭氧氨氧化；厭氧顆粒污泥膨脹床；COD

厭氧氨氧化(Anammox)可在厭氧條件下實現(xiàn)氨氮和亞硝酸鹽的同時去除,相較于傳統(tǒng)硝化反硝化工藝,具有節(jié)省60%曝氣消耗,無需外加有機碳源,減少90%污泥產生量等優(yōu)勢,近年來得到廣泛關注[1-2].

迄今為止,全世界已建立了200多個基于Anammox工藝的全規(guī)模污水處理廠[3].Anammox工藝主要適用于處理低碳氮比的高氨氮廢水[4],而實際廢水中含有濃度,種類不同的有機物質[5],通常認為有機物的存在會對厭氧氨氧化菌產生負面影響[6-8].在Anammox系統(tǒng)中,脫氮性能取決于厭氧氨氧化和反硝化的競爭共存,但是,由于反硝化反應在熱力學上比厭氧氨氧化反應更有利,以及厭氧氨氧化菌的低生長速率和低產率,在有足夠化學需氧量 (COD)的系統(tǒng)中很難維持厭氧氨氧化菌的高豐度,從而影響系統(tǒng)的穩(wěn)定性[9].相關研究發(fā)現(xiàn)進水COD濃度約為280mg/L時會完全抑制厭氧氨氧化過程[6].因此,為避免有機負荷過大,通常在主流厭氧氨氧化工藝中采取有機碳分離預處理措施.例如,以混合厭氧反應器(HAR)作為預處理捕集COD并進行資源回收[10],但低溫和低底物濃度會阻礙厭氧預處理的應用.由此可見,當前的研究重點是提高Anammox工藝自身耐受有機物的性能,開發(fā)可行有效的新技術至關重要.

鐵作為含鐵蛋白的組成部分,在微生物的代謝和生長中起著關鍵作用[11].鐵元素可能影響厭氧氨氧化菌的代謝,Van Niftrik等[12]發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化菌體內含有鐵儲存顆粒.研究表明,在合理的Fe2+和Fe3+濃度下,Anammox的活性可以通過維持較高的氧化還原電位和聚集?；?高絲氨酸內酯(AHLs)來增強,而AHLs被認為是細胞間通訊的重要物質[13].Wang等[14]發(fā)現(xiàn)添加到聚乙烯醇/殼聚糖/鐵凝膠珠中的鐵離子與帶負電的細胞外聚合物之間的相互作用可以提升Anammox生物質顆粒的致密性,從而有效地提高反應器中的生物質保留能力,保護細胞抵御外部壓力.Yin等[15]報道添加Fe3+(5mg/L) 促進了海洋厭氧氨氧化菌的生長速度,從而實現(xiàn)了更高的總氮去除率.此外,研究發(fā)現(xiàn)Fe3+濃度從2.24mg/L增加至5.6mg/L時,厭氧氨氧化菌生長速率從0.1343d-1增加到0.1709d-1[16].然而,關于Fe3+對有機物存在下厭氧氨氧化系統(tǒng)的脫氮規(guī)律變化及污泥微生物群落動態(tài)變化的研究報道尚少,且Fe3+對相關氮素轉化功能基因的長期影響仍不清楚.

本文系統(tǒng)考察了三價鐵存在下厭氧氨氧化系統(tǒng)對有機物的耐受性能,闡述了三價鐵對厭氧氨氧化工藝運行中氮素轉化,污泥活性的影響,分析了微生物群落結構的變化及相關氮素轉化功能基因的表達.通過這些研究,為三價鐵強化厭氧氨氧化工藝提供理論基礎.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

實驗采用厭氧膨脹床反應器(EGSB),EGSB反應器能使微生物有效持留,并使污泥流態(tài)化,促進基質傳遞及產氣釋放.此外,維持污泥膨脹所進行的出水回流,可削弱基質自抑制效應,非常適于厭氧氨氧化工藝的啟動及運行.實驗采用的ESGB反應器由有機玻璃制成,其高徑比為6,有效容積為0.8L.模擬廢水由蠕動泵泵入反應器,在升流運動中完成氮素轉化,氣體由頂部的氣室排出,出水由溢流堰排放.反應器出水回流比為8,液面上升速度為0.1m/h,為防止光的負面影響,反應器外裹錫紙.實驗裝置如圖1所示.

實驗采用4個完全一致的EGSB反應器,編號R1,R2,R3,R4,其中R1為對照組,R2,R3,R4為實驗組,進水添加三價鐵濃度分別為2.24,4.48,7.84mg/L,以氯化鐵形式提供.模擬廢水pH值調節(jié)在6.7~6.8,曝高純氮氣(>99.5%)至溶解氧(DO)低于0.5mg/L后,進入密封進水箱.反應器連續(xù)進水,溫度通過夾套層控制在(35 ± 1)℃.

圖1 實驗裝置示意

1.2 接種污泥與實驗進水

試驗污泥取自于南京大學污染控制與資源再利用國家重點實驗室的具有良好厭氧氨氧化性能的污水處理反應器,污泥含量為3.65g VSS/L.穩(wěn)定運行后反應器引入有機物(葡萄糖),并加入三價鐵.實驗采用模擬廢水,氮素以硫酸銨及亞硝酸鈉提供,濃度按需配制.模擬廢水組分如表1所示,為滿足微生物生長要求,模擬廢水中加入1.25mL/L微量元素濃縮液,組分參考已發(fā)表文獻[17].

表1 模擬廢水組分

1.3 分析項目與檢測方法

1.3.1 常規(guī)指標測定與分析 采集進水和出水水樣,經0.45μm玻璃纖維膜過濾后進行分析.NH4+-N, NO2--N,NO3--N,COD采用標準方法測定(APHA 1998).溶解氧(DO) ,pH值采用便攜式溶氧儀(HQ40d, HACH, America and PB-10, Sartorius, Germany)和pH計(FE20, METTLER TOLEDO Inc., USA)測定.

氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率參照式1,2,3計算.

式中:(Inf.NH4+),(Eff.NH4+),(Inf.NO2-),(Eff.NO2-),(Inf.TN),(Eff.TN)分別代表進出水中氨氮,亞硝酸鹽及總氮濃度,mg/L.

1.3.2 微生物特性指標檢測 (1)比厭氧氨氧化活性(SAA)測定:從反應器中取一定量污泥加入100mL血清瓶中,使瓶內VSS為2.0g/L,加入NH4+-N及NO2--N濃度分別為70和92mg/L的模擬廢水80mL,通入高純氮(>99.5%)15min,保證其無氧環(huán)境.血清瓶置于恒溫振蕩器中,溫度設定為35℃.用注射器間隔取樣,測定血清瓶中NH4+-N,NO2--N和NO3--N濃度以確定比厭氧氨氧化活性.(2)氮素轉化功能基因及功能菌豐度測定:取定量污泥,使用試劑盒FastDNATMSpin Kit for soil提取DNA.定量PCR分析選取細菌16S rRNA,厭氧氨氧化菌16S rRNA及相關氮素轉化功能基因.引物選取參考已發(fā)表文獻[17],并由南京金斯瑞生物科技有限公司合成.反應體系為25μL,包括:12.5μL的2×EasyTaq?PCR SuperMix,2μL DNA模板(稀釋至20ng/μL),正反向引物各1μL(20μM)及8.5μL的ddH2O,擴增程序循環(huán)數(shù)為25.定量PCR擴增在實時熒光定量PCR儀AB7500(Life Technologies,美國)上進行.(3)微生物群落結構分析:取適量污泥樣品,用FastDNA SPIN Kit for soil試劑盒進行DNA提取.采用細菌通用引物對污泥樣品DNA進行16S rRNA擴增,引物序列及擴增體系參考已發(fā)表文獻[17].混合4份PCR擴增產物,用E.Z.N.A.TMCycle-Pure Kit試劑盒進行純化,送至江蘇中宜金大分析檢測有限公司進行分析.所有測序數(shù)據(jù)均已上傳至Figshare平臺,DOI為10.6084/ m9.figshare.12850043,各樣品的序列信息見表2.

1.3.3 數(shù)據(jù)分析 運用SPSS 22.0軟件對數(shù)據(jù)進行單因素方差分析(ANOVA,置信水平95%),<0.05 視為具有顯著性影響.采用Canoco 軟件進行冗余分析(RDA),進一步分析細菌群落相對豐度和功能基因及功能菌豐度與環(huán)境因子間的相關性.

表2 樣品序列信息

2 結果與討論

2.1 有機物存在下的進出水水質

反應器中污泥含量為3.65g VSS/L.運行前20d,各組反應器平行運行.20d達到穩(wěn)定,進水添加三價鐵和有機物,有機物按50,100,150,200mg/L COD梯度同步提高.0~60d進水氨氮及亞硝酸鹽濃度分別穩(wěn)定為152.5,200mg/L.出水氨氮,亞硝酸鹽,硝酸鹽濃度及其去除率如圖2所示.

由圖2可知,反應器R1在20~30d時,平均氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率分別提高為95.5%,98.1%及95.1%,相較于未添加有機物,總氮去除率明顯提高;30~40d時,COD濃度提高為100mg/L,反應器氮素去除率仍較高;進水COD提高為150mg/L時(40~50d),反應器中氨氮去除率降低至83.2%,平均亞硝酸鹽及總氮去除率分別為97.5%及89.6%;而當進水COD進一步提升至200mg/L 時(50~60d),氨氮去除率下降為61.3%,亞硝酸鹽平均去除率為97.3%,總氮去除率下降為79.8%,出水pH值為8.3 ± 0.2,幾乎超過厭氧氨氧化菌最適生長pH值范圍.

有機物存在下,實驗組R2,R3,R4呈現(xiàn)出與R1類似的運行特征,但由于進水三價鐵添加量的不同,反應器在不同階段運行效能存在一定差異.R2,R3, R4中在同一時段氮素去除率高于R1.當COD濃度提升至200mg/L時, R2,R3,R4的氨氮去除率分別為63.0%,68.2%,71.2%;總氮去除率分別為80.5%, 82.9%,84.7%.

圖2 有機物存在下出水氮素濃度及其去除率

(a) R1; (b) R2; (c) R3; (d) R4;上方濃度為COD梯度,下同

厭氧氨氧化反應器為混菌系統(tǒng).胡勇有等[18]發(fā)現(xiàn)葡萄糖存在下厭氧氨氧化菌與反硝化菌協(xié)同脫氮適宜的COD與氨氮的比值在0~1.57;Winkler等[19]認為在進水的C/N比小于0.5時,厭氧氨氧化菌能勝過異養(yǎng)反硝化菌.在本實驗中,進水COD濃度為50,100mg/L時,各反應器中氮素去除率提升明顯,此時厭氧氨氧化作用起主導作用,反硝化菌協(xié)同降解厭氧氨氧化反應產生的硝酸鹽,提高了總氮去除率,其他研究也觀察到了類似現(xiàn)象[6].而COD濃度提升為150mg/L時,出水中氨氮濃度明顯提升,這一現(xiàn)象,在進水COD濃度升高為200mg/L時更明顯,此時COD與氨氮比值為1.32,出水氨氮濃度顯著升高,同時亞硝酸鹽及硝酸鹽去除效果明顯,主要的脫氮途徑從厭氧氨氧化轉變?yōu)榉聪趸?厭氧氨氧化活性降低的一種可能解釋是,在高有機物含量下,異養(yǎng)反硝化菌將以更快的速率生長,厭氧氨氧化菌在與反硝化菌競爭生存空間和亞硝酸鹽(電子受體)時占劣勢,同時反硝化過程使pH值升高,可能超出厭氧氨氧化菌生長范圍[20].朱葛夫等[21]采用 CSTR 反應器研究了以異養(yǎng)反硝化污泥啟動厭氧氨氧化系統(tǒng)的可行性,并指出系統(tǒng)的最適C/N比為2.14,與本研究結果有明顯不同,這可能與采用的反應器載體,接種污泥的來源有關,推測是電子受體競爭而不是COD濃度本身導致了厭氧氨氧化活性降低.

在進水存在有機物的條件下,由于實驗組中三價鐵的加入,反應器在整體運行中的氮素轉化呈現(xiàn)出一定的不同.在同一時段,實驗組中氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率略高于對照組R1,這在R3,R4中體現(xiàn)得更為明顯.有研究表明,三價鐵作為酶的常見活性劑,有可能提高微生物代謝活性,促進其生長[22],實驗組中較高的氮素去除率,可能因為三價鐵的添加,提高了反硝化菌及厭氧氨氧化菌的活性.

2.2 污泥比厭氧氨氧化活性

為探究有機物存在下污泥活性的變化,選取各反應器20,30,40,50,60d時的污泥,測定其比厭氧氨氧化活性,其結果如圖3所示.

各反應器運行至20d時,由于接種污泥相同且同步運行, SAA幾乎一致.20d時進水加入葡萄糖,COD濃度為50mg/L.運行至30d時,各反應器污泥SAA分別為106.5,115.2,118.6,118.2mg N/(g VSS·d).由出水水質可得,由于反應器中反硝化作用,總氮去除率有一定升高,同時厭氧氨氧化活性并未受到抑制,氮素去除效果較好. 40d時, R2,R3,R4污泥SAA分別比R1高7.9,11.9,13.8mg N/(g VSS·d),說明添加三價鐵提高了污泥厭氧氨氧化活性.

圖3 有機物存在時各反應器污泥比厭氧氨氧化活性的變化

當進水COD濃度為150和200mg/L時,各反應器污泥SAA明顯下降,實驗組中污泥SAA高于對照組,60d時,R1,R2,R3,R4污泥SAA分別為46.8,48.5, 50.3,52.4mg N/(g VSS·d),可推斷出在高有機物濃度下,三價鐵的添加可以提高厭氧氨氧化污泥的活性,增強污泥的有機物耐受能力.

由圖3可知,無論進水COD濃度如何,同一時間點各反應器中污泥SAA均與三價鐵添加量呈現(xiàn)出一定的正相關, SAA高低順序為:R4 > R3 > R2 > R1,與各反應器氮去除率結果一致.

2.3 微生物群落變化

由于厭氧氨氧化反應器為混菌系統(tǒng),研究有機物存在下污泥微生物群落的變化,可從微觀層面上解釋三價鐵對厭氧氨氧化運行過程的影響.本研究選取16S rRNA高通量測序技術分析微生物群落結構,比較有機物存在時不同三價鐵添加量對微生物群落結構的影響,探討微生物群落結構變化與脫氮效能之間的關系.

2.3.1 有機物存在下細菌門水平群落結構變化 圖4為有機物存在下反應器中微生物群落結構門水平分布圖.由圖4得,20d時各反應器中污泥微生物群落結構接近一致,變形菌(Proteobacteria)和綠彎菌(Chloroflexi)為優(yōu)勢菌門,其豐度分別為34.72%~ 35.25%及19.60%~20.38%.據(jù)報道,主要的反硝化微生物屬于變形菌(Proteobacteria)[23].綠彎菌(Chloroflexi)可支持生物膜結構的完整性,并且可以在缺氧條件下清除源自厭氧氨氧化菌的代謝產物[24].放線菌(Actinobacteria)及擬桿菌(Bacteroidetes)在各反應器中也有一定比例.此外,各反應器中與厭氧氨氧化菌相關的浮霉菌(Planctomycetes)豐度接近,為5.52%~5.54%,這與其他厭氧氨氧化反應器的報道相似[4].

圖4 有機物存在下污泥中門水平優(yōu)勢菌分布

經歷有機負荷沖擊后,60d時反應器中門水平群落結構變化明顯. R1,R2,R3,R4中變形菌(Proteobacteria)豐度分別提升至40.16%,39.69%, 44.25%,43.67%;綠彎菌(Chloroflexi)則分別下降至13.53%,10.66%,6.21%,6.23%;放線菌(Actinobacteria)及擬桿菌(Bacteroidetes)均有一定增長.門水平上浮霉菌(Planctomycetes)明顯減少,這種變化也類似于處理高濃度COD廢水的其他厭氧氨氧化菌反應器[4].但各反應器中浮霉菌(Planctomycetes)減少的程度不同,R1,R2,R3,R4中浮霉菌(Planctomycetes)豐度分別降至1.83%,2.16%,2.24%,2.45%.結果表明,浮霉菌(Planctomycetes)豐度與所添加三價鐵濃度呈正相關性(2=0.962,<0.05),而所有已確認的厭氧氨氧化菌均屬于浮霉菌(Planctomycetes)門,其豐度可反映厭氧氨氧化菌的生存狀態(tài)[5],可以推斷三價鐵的添加促進了厭氧氨氧化菌的富集生長.

2.3.2 有機物存在下細菌屬水平群落結構變化 圖5為有機物存在下污泥屬水平下優(yōu)勢菌群分布變化.是具有厭氧氨氧化能力的優(yōu)勢屬,但其豐度隨著進水COD的升高而降低,這在R1,R2中體現(xiàn)的更為明顯. 60d時,各反應器中其豐度分別為0.83%,0.93%,1.03%,1.13%,可見三價鐵添加的實驗組中菌富集效果更好,這與反應器SAA及運行效能一致.可以推斷,在一定濃度范圍內,厭氧氨氧化菌的富集效果與進水鐵離子添加量呈正相關(2=0.994,<0.01).

圖5 有機物存在下污泥中屬水平優(yōu)勢菌分布(> 0.1%)

圖6 環(huán)境因子與屬水平優(yōu)勢細菌種群間RDA分析

有機物存在下,反硝化菌屬,豐度明顯增加.在20d時,幾乎難以檢測到屬,而在60d時,各反應器中屬豐度分別提升為2.43%,2.52%,2.89%,3.12%,與對照組R1相比,添加三價鐵的反應器中屬豐度較高.反硝化菌屬于-變形菌, 20d時,各反應器中其豐度為0.23%~0.53%,而運行至60d時,其在各反應器中豐度分別提升至4.28%, 4.53%,4.59%,5.34%.說明COD的存在使反硝化菌得以生存和占據(jù)優(yōu)勢地位.

運用Canoco 4.5軟件,將細菌群落結構的相對豐度與環(huán)境因子進行冗余分析(圖6).

由圖6可看出,20d時,各反應器無明顯差異,而運行60d時,表現(xiàn)出明顯差異,表明三價鐵的添加對有機物存在下細菌群落影響較大.厭氧氨氧化菌和一些反硝化菌屬,與SAA以及氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率呈正相關,與進水COD呈負相關.而其余反硝化菌屬,,,則相反,即與進水COD呈正相關,與SAA以及氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率呈負相關.表明COD抑制了Anammox過程,而三價鐵可以通過促進豐度的增加,進而促進氨氮,亞硝酸鹽和總氮的去除.

2.4 功能基因及功能菌豐度變化

本研究中,有機物存在下反應器污泥細菌16S rRNA,厭氧氨氧化菌16S rRNA,氮素轉化功能基因及豐度如圖7所示.

圖7 有機物存在下amoA基因,hzsB基因,細菌及厭氧氨氧化菌16S rRNA 豐度變化

(a)細菌16S rNRA;(b)厭氧氨氧化菌16S rRNA;(c)基因;(d)基因; “*”表示實驗組與對照組之間差異顯著(<0.05)

運行至60d時,各反應器中細菌16S rRNA含量分別為3.67×107,3.80×107,4.01×107,4.12×107拷貝數(shù)/ng DNA,反應器R3,R4中豐度顯著高于對照組R1(<0.05), R3,R4中較多的微生物量或是因為三價鐵的添加.

20d時,各反應器中厭氧氨氧化菌16S rRNA基因豐度幾乎一致;運行至40d時,由于低濃度有機物的促進作用,各反應器中厭氧氨氧化菌16S rRNA基因豐度有所提升,R3,R4中豐度顯著高于R1(<0.05),且豐度與三價鐵添加量呈現(xiàn)出一定的正相關.隨著進水COD進一步提高,由于較高濃度有機物下反硝化菌的競爭作用,厭氧氨氧化菌含量均有不同程度下降,實驗組中豐度均高于對照組R1(<0.05).可以發(fā)現(xiàn),厭氧氨氧化菌的豐度與厭氧氨氧化菌的活性有很強的相關性,這與前人的研究一致[25],因此實現(xiàn)良好的厭氧氨氧化菌保留率可能是在污水處理系統(tǒng)中增強Anammox的關鍵.

厭氧氨氧化功能基因豐度變化與厭氧氨氧化菌16S rRNA基因變化趨勢一致,均先增加而后減少.同一時間,R2,R3,R4中的豐度顯著高于R1(<0.05).

由于反應器運行過程中嚴格的條件控制,功能基因在運行過程中含量幾乎保持穩(wěn)定,反應器R1中其豐度為5.00×102~8.60×102拷貝數(shù)/ng DNA, R2中其豐度保持在5.50×102~1.13×103拷貝數(shù)/ng DNA,R3,R4中其豐度則分別為4.50×102~8.00×102拷貝數(shù)/ng DNA,5.00×102~6.50×102拷貝數(shù)/ng DNA.

如前所述,有機物添加使得厭氧氨氧化反應器中反硝化菌增長,而整體氮素脫除,依賴于厭氧氨氧化菌及反硝化菌的共同作用.為探究此過程中反硝化作用的變化,選取4種反硝化功能基因,,,測定,其結果如圖8所示.

由圖8得,存在有機物時,反硝化功能基因,,,的豐度隨著COD的增加而增加,這與前人的研究一致[26].

運行至60d時,基因的豐度在各反應器中分別提高至2.13×106,2.65×106,2.76×106,3.01×106拷貝數(shù)/ng DNA,實驗組R2,R3,R4中豐度顯著高于R1(< 0.05).及也呈現(xiàn)類似的變化規(guī)律,說明三價鐵的添加顯著提高了反硝化功能基因的豐度.

功能基因及功能菌豐度與環(huán)境因子的冗余分析見圖9.

圖8 有機物存在下反硝化功能基因豐度變化

(a)基因;(b)基因;(c)基因;(d)基因; “*”表示實驗組與對照組之間差異顯著(<0.05)

圖9 環(huán)境因子與功能基因及功能菌豐度間RDA分析

由圖9可看出,20d時,R1,R2,R3,R4無明顯差異,而運行60d時差異明顯,表明三價鐵的添加使各反應器之間功能基因及功能菌豐度的差異變大.厭氧氨氧化菌16S rRNA和厭氧氨氧化功能基因的豐度均與SAA以及氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率呈正相關,與進水COD呈負相關,這也進一步驗證了當COD濃度較高時,厭氧氨氧化菌及厭氧氨氧化功能基因受到抑制,氨氮,亞硝酸鹽及總氮的去除率下降.而功能基因的豐度與SAA以及氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率,進水COD之間均無明顯相關性.反硝化功能基因,,,的豐度與進水COD呈正相關,與SAA以及氨氮,亞硝酸鹽及總氮去除率呈負相關,這也進一步驗證了有機物的添加可以提高反硝化功能基因的豐度.

3 結論

3.1 在高濃度的有機物(200mg/L COD)下,與空白組相比,投加7.84mg/L Fe3+可使氨氮和總氮去除率分別提高9.9%和4.9%.

3.2 有機物存在下,污泥微生物群落結構出現(xiàn)變化,表現(xiàn)為厭氧氨氧化菌豐度的降低及反硝化菌屬,豐度的提升.同一有機物濃度下,添加三價鐵組的污泥微生物的豐度更高.

3.3 厭氧氨氧化菌16S rRNA及基因豐度在一定范圍內與三價鐵添加量呈正相關.

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Effect of Fe3+on nitrogen removal of Anammox in the presence of organic matter.

WANG Hai-yue, PENG Ling, MAO Nian-jia, GENG Jin-ju, REN Hong-qiang, XU Ke*

(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, School of the Environment, Nanjing University, Nanjing 210023, China)., 2021,41(4)：1672~1680

The tolerance of Anammox to organic matter in the presence of Fe3+(2.24~7.84mg/L) was investigated by running four reactors (R1control, R2 2.24mg/L Fe3+, R3 4.48mg/L Fe3+, R4 7.84mg/L Fe3+). The mechanism was clarified by using 16SrRNA high-throughput sequencing technology and qPCR. The results showed that high NH4+-N and TN removal rates (> 90%) of all four reactors could be achieved at the influent COD concentration of 50 and 100mg/L, and the presence of Fe3+did not show the obvious positive effect. As the influent COD concentration increased to 150 and 200mg/L, the performance of Anammox was inhibited and the positive effect of Fe3+increased. When the influent COD concentration was 200mg/L, the addition of Fe3+(7.84mg/L) increased the NH4+-N and TN removals from 61.3% and 79.8% (R1) to 71.2% and 84.7%, respectively. 16SrRNA high-throughput sequencing results indicated the decrease of Anammox bacteria and the proliferation of denitrifying bacteria in the presence of organic matter. The presence of Fe3+could increase the abundance of Planctomycetes. Fe3+had promoting effects on the abundance of Anammox 16S rRNA and functional geneby qPCR data analysis.

Fe3+；biological nitrogen removal；Anammox；expanded granular sludge bed (EGSB)；COD

X703

A

1000-6923(2021)04-1672-09

王海月(1997-),女,新疆伊犁人,南京大學碩士研究生,研究方向為污水生物脫氮.

2020-07-27

水體污染控制與治理科技重大專項(2017ZX07202003)

* 責任作者, 副教授, kexu@nju.edu.cn