三价铁对有机物存在下厌氧氨氧化脱氮的影响

王海月,彭 玲,毛念佳,耿金菊,任洪强,许 柯

三价铁对有机物存在下厌氧氨氧化脱氮的影响

王海月,彭 玲,毛念佳,耿金菊,任洪强,许 柯*

(南京大学环境学院,污染控制与资源再利用国家重点实验室,江苏 南京 210023)

考察了三价铁(2.24~7.84mg/L)存在下厌氧氨氧化系统对有机物的耐受性能,并通过16SrRNA高通量测序技术和定量PCR探究其机理.结果表明,进水COD浓度为50和100mg/L时,4个反应器的氨氮和总氮去除率均较高(>90%),三价铁的强化作用不明显;进水COD浓度继续升高(150和200mg/L),厌氧氨氧化受到抑制,三价铁的强化作用逐渐增加;COD浓度为200mg/L时,添加三价铁(7.84mg/L)可将氨氮和总氮去除率由61.3%和79.8%(对照组)提升至71.2%和84.7%.16SrRNA高通量测序技术表明,有机物存在下,污泥微生物群落结构出现变化,主要表现为厌氧氨氧化菌丰度的降低及反硝化菌群的大量增殖,进水添加三价铁可提高浮霉菌(Planctomycetes)的丰度.定量PCR结果表明, 三价铁能够提高厌氧氨氧化菌16S rRNA及功能基因的丰度.

三价铁；生物脱氮；厌氧氨氧化；厌氧颗粒污泥膨胀床；COD

厌氧氨氧化(Anammox)可在厌氧条件下实现氨氮和亚硝酸盐的同时去除,相较于传统硝化反硝化工艺,具有节省60%曝气消耗,无需外加有机碳源,减少90%污泥产生量等优势,近年来得到广泛关注[1-2].

迄今为止,全世界已建立了200多个基于Anammox工艺的全规模污水处理厂[3].Anammox工艺主要适用于处理低碳氮比的高氨氮废水[4],而实际废水中含有浓度,种类不同的有机物质[5],通常认为有机物的存在会对厌氧氨氧化菌产生负面影响[6-8].在Anammox系统中,脱氮性能取决于厌氧氨氧化和反硝化的竞争共存,但是,由于反硝化反应在热力学上比厌氧氨氧化反应更有利,以及厌氧氨氧化菌的低生长速率和低产率,在有足够化学需氧量 (COD)的系统中很难维持厌氧氨氧化菌的高丰度,从而影响系统的稳定性[9].相关研究发现进水COD浓度约为280mg/L时会完全抑制厌氧氨氧化过程[6].因此,为避免有机负荷过大,通常在主流厌氧氨氧化工艺中采取有机碳分离预处理措施.例如,以混合厌氧反应器(HAR)作为预处理捕集COD并进行资源回收[10],但低温和低底物浓度会阻碍厌氧预处理的应用.由此可见,当前的研究重点是提高Anammox工艺自身耐受有机物的性能,开发可行有效的新技术至关重要.

铁作为含铁蛋白的组成部分,在微生物的代谢和生长中起着关键作用[11].铁元素可能影响厌氧氨氧化菌的代谢,Van Niftrik等[12]发现厌氧氨氧化菌体内含有铁储存颗粒.研究表明,在合理的Fe2+和Fe3+浓度下,Anammox的活性可以通过维持较高的氧化还原电位和聚集酰基-高丝氨酸内酯(AHLs)来增强,而AHLs被认为是细胞间通讯的重要物质[13].Wang等[14]发现添加到聚乙烯醇/壳聚糖/铁凝胶珠中的铁离子与带负电的细胞外聚合物之间的相互作用可以提升Anammox生物质颗粒的致密性,从而有效地提高反应器中的生物质保留能力,保护细胞抵御外部压力.Yin等[15]报道添加Fe3+(5mg/L) 促进了海洋厌氧氨氧化菌的生长速度,从而实现了更高的总氮去除率.此外,研究发现Fe3+浓度从2.24mg/L增加至5.6mg/L时,厌氧氨氧化菌生长速率从0.1343d-1增加到0.1709d-1[16].然而,关于Fe3+对有机物存在下厌氧氨氧化系统的脱氮规律变化及污泥微生物群落动态变化的研究报道尚少,且Fe3+对相关氮素转化功能基因的长期影响仍不清楚.

本文系统考察了三价铁存在下厌氧氨氧化系统对有机物的耐受性能,阐述了三价铁对厌氧氨氧化工艺运行中氮素转化,污泥活性的影响,分析了微生物群落结构的变化及相关氮素转化功能基因的表达.通过这些研究,为三价铁强化厌氧氨氧化工艺提供理论基础.

1 材料与方法

1.1 实验装置

实验采用厌氧膨胀床反应器(EGSB),EGSB反应器能使微生物有效持留,并使污泥流态化,促进基质传递及产气释放.此外,维持污泥膨胀所进行的出水回流,可削弱基质自抑制效应,非常适于厌氧氨氧化工艺的启动及运行.实验采用的ESGB反应器由有机玻璃制成,其高径比为6,有效容积为0.8L.模拟废水由蠕动泵泵入反应器,在升流运动中完成氮素转化,气体由顶部的气室排出,出水由溢流堰排放.反应器出水回流比为8,液面上升速度为0.1m/h,为防止光的负面影响,反应器外裹锡纸.实验装置如图1所示.

实验采用4个完全一致的EGSB反应器,编号R1,R2,R3,R4,其中R1为对照组,R2,R3,R4为实验组,进水添加三价铁浓度分别为2.24,4.48,7.84mg/L,以氯化铁形式提供.模拟废水pH值调节在6.7~6.8,曝高纯氮气(>99.5%)至溶解氧(DO)低于0.5mg/L后,进入密封进水箱.反应器连续进水,温度通过夹套层控制在(35 ± 1)℃.

图1 实验装置示意

1.2 接种污泥与实验进水

试验污泥取自于南京大学污染控制与资源再利用国家重点实验室的具有良好厌氧氨氧化性能的污水处理反应器,污泥含量为3.65g VSS/L.稳定运行后反应器引入有机物(葡萄糖),并加入三价铁.实验采用模拟废水,氮素以硫酸铵及亚硝酸钠提供,浓度按需配制.模拟废水组分如表1所示,为满足微生物生长要求,模拟废水中加入1.25mL/L微量元素浓缩液,组分参考已发表文献[17].

表1 模拟废水组分

1.3 分析项目与检测方法

1.3.1 常规指标测定与分析 采集进水和出水水样,经0.45µm玻璃纤维膜过滤后进行分析.NH4+-N, NO2--N,NO3--N,COD采用标准方法测定(APHA 1998).溶解氧(DO) ,pH值采用便携式溶氧仪(HQ40d, HACH, America and PB-10, Sartorius, Germany)和pH计(FE20, METTLER TOLEDO Inc., USA)测定.

氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率参照式1,2,3计算.

式中:(Inf.NH4+),(Eff.NH4+),(Inf.NO2-),(Eff.NO2-),(Inf.TN),(Eff.TN)分别代表进出水中氨氮,亚硝酸盐及总氮浓度,mg/L.

1.3.2 微生物特性指标检测 (1)比厌氧氨氧化活性(SAA)测定:从反应器中取一定量污泥加入100mL血清瓶中,使瓶内VSS为2.0g/L,加入NH4+-N及NO2--N浓度分别为70和92mg/L的模拟废水80mL,通入高纯氮(>99.5%)15min,保证其无氧环境.血清瓶置于恒温振荡器中,温度设定为35℃.用注射器间隔取样,测定血清瓶中NH4+-N,NO2--N和NO3--N浓度以确定比厌氧氨氧化活性.(2)氮素转化功能基因及功能菌丰度测定:取定量污泥,使用试剂盒FastDNATMSpin Kit for soil提取DNA.定量PCR分析选取细菌16S rRNA,厌氧氨氧化菌16S rRNA及相关氮素转化功能基因.引物选取参考已发表文献[17],并由南京金斯瑞生物科技有限公司合成.反应体系为25µL,包括:12.5µL的2×EasyTaq®PCR SuperMix,2µL DNA模板(稀释至20ng/µL),正反向引物各1µL(20µM)及8.5µL的ddH2O,扩增程序循环数为25.定量PCR扩增在实时荧光定量PCR仪AB7500(Life Technologies,美国)上进行.(3)微生物群落结构分析:取适量污泥样品,用FastDNA SPIN Kit for soil试剂盒进行DNA提取.采用细菌通用引物对污泥样品DNA进行16S rRNA扩增,引物序列及扩增体系参考已发表文献[17].混合4份PCR扩增产物,用E.Z.N.A.TMCycle-Pure Kit试剂盒进行纯化,送至江苏中宜金大分析检测有限公司进行分析.所有测序数据均已上传至Figshare平台,DOI为10.6084/ m9.figshare.12850043,各样品的序列信息见表2.

1.3.3 数据分析 运用SPSS 22.0软件对数据进行单因素方差分析(ANOVA,置信水平95%),<0.05 视为具有显著性影响.采用Canoco 软件进行冗余分析(RDA),进一步分析细菌群落相对丰度和功能基因及功能菌丰度与环境因子间的相关性.

表2 样品序列信息

2 结果与讨论

2.1 有机物存在下的进出水水质

反应器中污泥含量为3.65g VSS/L.运行前20d,各组反应器平行运行.20d达到稳定,进水添加三价铁和有机物,有机物按50,100,150,200mg/L COD梯度同步提高.0~60d进水氨氮及亚硝酸盐浓度分别稳定为152.5,200mg/L.出水氨氮,亚硝酸盐,硝酸盐浓度及其去除率如图2所示.

由图2可知,反应器R1在20~30d时,平均氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率分别提高为95.5%,98.1%及95.1%,相较于未添加有机物,总氮去除率明显提高;30~40d时,COD浓度提高为100mg/L,反应器氮素去除率仍较高;进水COD提高为150mg/L时(40~50d),反应器中氨氮去除率降低至83.2%,平均亚硝酸盐及总氮去除率分别为97.5%及89.6%;而当进水COD进一步提升至200mg/L 时(50~60d),氨氮去除率下降为61.3%,亚硝酸盐平均去除率为97.3%,总氮去除率下降为79.8%,出水pH值为8.3 ± 0.2,几乎超过厌氧氨氧化菌最适生长pH值范围.

有机物存在下,实验组R2,R3,R4呈现出与R1类似的运行特征,但由于进水三价铁添加量的不同,反应器在不同阶段运行效能存在一定差异.R2,R3, R4中在同一时段氮素去除率高于R1.当COD浓度提升至200mg/L时, R2,R3,R4的氨氮去除率分别为63.0%,68.2%,71.2%;总氮去除率分别为80.5%, 82.9%,84.7%.

图2 有机物存在下出水氮素浓度及其去除率

(a) R1; (b) R2; (c) R3; (d) R4;上方浓度为COD梯度,下同

厌氧氨氧化反应器为混菌系统.胡勇有等[18]发现葡萄糖存在下厌氧氨氧化菌与反硝化菌协同脱氮适宜的COD与氨氮的比值在0~1.57;Winkler等[19]认为在进水的C/N比小于0.5时,厌氧氨氧化菌能胜过异养反硝化菌.在本实验中,进水COD浓度为50,100mg/L时,各反应器中氮素去除率提升明显,此时厌氧氨氧化作用起主导作用,反硝化菌协同降解厌氧氨氧化反应产生的硝酸盐,提高了总氮去除率,其他研究也观察到了类似现象[6].而COD浓度提升为150mg/L时,出水中氨氮浓度明显提升,这一现象,在进水COD浓度升高为200mg/L时更明显,此时COD与氨氮比值为1.32,出水氨氮浓度显著升高,同时亚硝酸盐及硝酸盐去除效果明显,主要的脱氮途径从厌氧氨氧化转变为反硝化.厌氧氨氧化活性降低的一种可能解释是,在高有机物含量下,异养反硝化菌将以更快的速率生长,厌氧氨氧化菌在与反硝化菌竞争生存空间和亚硝酸盐(电子受体)时占劣势,同时反硝化过程使pH值升高,可能超出厌氧氨氧化菌生长范围[20].朱葛夫等[21]采用 CSTR 反应器研究了以异养反硝化污泥启动厌氧氨氧化系统的可行性,并指出系统的最适C/N比为2.14,与本研究结果有明显不同,这可能与采用的反应器载体,接种污泥的来源有关,推测是电子受体竞争而不是COD浓度本身导致了厌氧氨氧化活性降低.

在进水存在有机物的条件下,由于实验组中三价铁的加入,反应器在整体运行中的氮素转化呈现出一定的不同.在同一时段,实验组中氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率略高于对照组R1,这在R3,R4中体现得更为明显.有研究表明,三价铁作为酶的常见活性剂,有可能提高微生物代谢活性,促进其生长[22],实验组中较高的氮素去除率,可能因为三价铁的添加,提高了反硝化菌及厌氧氨氧化菌的活性.

2.2 污泥比厌氧氨氧化活性

为探究有机物存在下污泥活性的变化,选取各反应器20,30,40,50,60d时的污泥,测定其比厌氧氨氧化活性,其结果如图3所示.

各反应器运行至20d时,由于接种污泥相同且同步运行, SAA几乎一致.20d时进水加入葡萄糖,COD浓度为50mg/L.运行至30d时,各反应器污泥SAA分别为106.5,115.2,118.6,118.2mg N/(g VSS·d).由出水水质可得,由于反应器中反硝化作用,总氮去除率有一定升高,同时厌氧氨氧化活性并未受到抑制,氮素去除效果较好. 40d时, R2,R3,R4污泥SAA分别比R1高7.9,11.9,13.8mg N/(g VSS·d),说明添加三价铁提高了污泥厌氧氨氧化活性.

图3 有机物存在时各反应器污泥比厌氧氨氧化活性的变化

当进水COD浓度为150和200mg/L时,各反应器污泥SAA明显下降,实验组中污泥SAA高于对照组,60d时,R1,R2,R3,R4污泥SAA分别为46.8,48.5, 50.3,52.4mg N/(g VSS·d),可推断出在高有机物浓度下,三价铁的添加可以提高厌氧氨氧化污泥的活性,增强污泥的有机物耐受能力.

由图3可知,无论进水COD浓度如何,同一时间点各反应器中污泥SAA均与三价铁添加量呈现出一定的正相关, SAA高低顺序为:R4 > R3 > R2 > R1,与各反应器氮去除率结果一致.

2.3 微生物群落变化

由于厌氧氨氧化反应器为混菌系统,研究有机物存在下污泥微生物群落的变化,可从微观层面上解释三价铁对厌氧氨氧化运行过程的影响.本研究选取16S rRNA高通量测序技术分析微生物群落结构,比较有机物存在时不同三价铁添加量对微生物群落结构的影响,探讨微生物群落结构变化与脱氮效能之间的关系.

2.3.1 有机物存在下细菌门水平群落结构变化 图4为有机物存在下反应器中微生物群落结构门水平分布图.由图4得,20d时各反应器中污泥微生物群落结构接近一致,变形菌(Proteobacteria)和绿弯菌(Chloroflexi)为优势菌门,其丰度分别为34.72%~ 35.25%及19.60%~20.38%.据报道,主要的反硝化微生物属于变形菌(Proteobacteria)[23].绿弯菌(Chloroflexi)可支持生物膜结构的完整性,并且可以在缺氧条件下清除源自厌氧氨氧化菌的代谢产物[24].放线菌(Actinobacteria)及拟杆菌(Bacteroidetes)在各反应器中也有一定比例.此外,各反应器中与厌氧氨氧化菌相关的浮霉菌(Planctomycetes)丰度接近,为5.52%~5.54%,这与其他厌氧氨氧化反应器的报道相似[4].

图4 有机物存在下污泥中门水平优势菌分布

经历有机负荷冲击后,60d时反应器中门水平群落结构变化明显. R1,R2,R3,R4中变形菌(Proteobacteria)丰度分别提升至40.16%,39.69%, 44.25%,43.67%;绿弯菌(Chloroflexi)则分别下降至13.53%,10.66%,6.21%,6.23%;放线菌(Actinobacteria)及拟杆菌(Bacteroidetes)均有一定增长.门水平上浮霉菌(Planctomycetes)明显减少,这种变化也类似于处理高浓度COD废水的其他厌氧氨氧化菌反应器[4].但各反应器中浮霉菌(Planctomycetes)减少的程度不同,R1,R2,R3,R4中浮霉菌(Planctomycetes)丰度分别降至1.83%,2.16%,2.24%,2.45%.结果表明,浮霉菌(Planctomycetes)丰度与所添加三价铁浓度呈正相关性(2=0.962,<0.05),而所有已确认的厌氧氨氧化菌均属于浮霉菌(Planctomycetes)门,其丰度可反映厌氧氨氧化菌的生存状态[5],可以推断三价铁的添加促进了厌氧氨氧化菌的富集生长.

2.3.2 有机物存在下细菌属水平群落结构变化 图5为有机物存在下污泥属水平下优势菌群分布变化.是具有厌氧氨氧化能力的优势属,但其丰度随着进水COD的升高而降低,这在R1,R2中体现的更为明显. 60d时,各反应器中其丰度分别为0.83%,0.93%,1.03%,1.13%,可见三价铁添加的实验组中菌富集效果更好,这与反应器SAA及运行效能一致.可以推断,在一定浓度范围内,厌氧氨氧化菌的富集效果与进水铁离子添加量呈正相关(2=0.994,<0.01).

图5 有机物存在下污泥中属水平优势菌分布(> 0.1%)

图6 环境因子与属水平优势细菌种群间RDA分析

有机物存在下,反硝化菌属,丰度明显增加.在20d时,几乎难以检测到属,而在60d时,各反应器中属丰度分别提升为2.43%,2.52%,2.89%,3.12%,与对照组R1相比,添加三价铁的反应器中属丰度较高.反硝化菌属于-变形菌, 20d时,各反应器中其丰度为0.23%~0.53%,而运行至60d时,其在各反应器中丰度分别提升至4.28%, 4.53%,4.59%,5.34%.说明COD的存在使反硝化菌得以生存和占据优势地位.

运用Canoco 4.5软件,将细菌群落结构的相对丰度与环境因子进行冗余分析(图6).

由图6可看出,20d时,各反应器无明显差异,而运行60d时,表现出明显差异,表明三价铁的添加对有机物存在下细菌群落影响较大.厌氧氨氧化菌和一些反硝化菌属,与SAA以及氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率呈正相关,与进水COD呈负相关.而其余反硝化菌属,,,则相反,即与进水COD呈正相关,与SAA以及氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率呈负相关.表明COD抑制了Anammox过程,而三价铁可以通过促进丰度的增加,进而促进氨氮,亚硝酸盐和总氮的去除.

2.4 功能基因及功能菌丰度变化

本研究中,有机物存在下反应器污泥细菌16S rRNA,厌氧氨氧化菌16S rRNA,氮素转化功能基因及丰度如图7所示.

图7 有机物存在下amoA基因,hzsB基因,细菌及厌氧氨氧化菌16S rRNA 丰度变化

(a)细菌16S rNRA;(b)厌氧氨氧化菌16S rRNA;(c)基因;(d)基因; “*”表示实验组与对照组之间差异显著(<0.05)

运行至60d时,各反应器中细菌16S rRNA含量分别为3.67×107,3.80×107,4.01×107,4.12×107拷贝数/ng DNA,反应器R3,R4中丰度显著高于对照组R1(<0.05), R3,R4中较多的微生物量或是因为三价铁的添加.

20d时,各反应器中厌氧氨氧化菌16S rRNA基因丰度几乎一致;运行至40d时,由于低浓度有机物的促进作用,各反应器中厌氧氨氧化菌16S rRNA基因丰度有所提升,R3,R4中丰度显著高于R1(<0.05),且丰度与三价铁添加量呈现出一定的正相关.随着进水COD进一步提高,由于较高浓度有机物下反硝化菌的竞争作用,厌氧氨氧化菌含量均有不同程度下降,实验组中丰度均高于对照组R1(<0.05).可以发现,厌氧氨氧化菌的丰度与厌氧氨氧化菌的活性有很强的相关性,这与前人的研究一致[25],因此实现良好的厌氧氨氧化菌保留率可能是在污水处理系统中增强Anammox的关键.

厌氧氨氧化功能基因丰度变化与厌氧氨氧化菌16S rRNA基因变化趋势一致,均先增加而后减少.同一时间,R2,R3,R4中的丰度显著高于R1(<0.05).

由于反应器运行过程中严格的条件控制,功能基因在运行过程中含量几乎保持稳定,反应器R1中其丰度为5.00×102~8.60×102拷贝数/ng DNA, R2中其丰度保持在5.50×102~1.13×103拷贝数/ng DNA,R3,R4中其丰度则分别为4.50×102~8.00×102拷贝数/ng DNA,5.00×102~6.50×102拷贝数/ng DNA.

如前所述,有机物添加使得厌氧氨氧化反应器中反硝化菌增长,而整体氮素脱除,依赖于厌氧氨氧化菌及反硝化菌的共同作用.为探究此过程中反硝化作用的变化,选取4种反硝化功能基因,,,测定,其结果如图8所示.

由图8得,存在有机物时,反硝化功能基因,,,的丰度随着COD的增加而增加,这与前人的研究一致[26].

运行至60d时,基因的丰度在各反应器中分别提高至2.13×106,2.65×106,2.76×106,3.01×106拷贝数/ng DNA,实验组R2,R3,R4中丰度显著高于R1(< 0.05).及也呈现类似的变化规律,说明三价铁的添加显著提高了反硝化功能基因的丰度.

功能基因及功能菌丰度与环境因子的冗余分析见图9.

图8 有机物存在下反硝化功能基因丰度变化

(a)基因;(b)基因;(c)基因;(d)基因; “*”表示实验组与对照组之间差异显著(<0.05)

图9 环境因子与功能基因及功能菌丰度间RDA分析

由图9可看出,20d时,R1,R2,R3,R4无明显差异,而运行60d时差异明显,表明三价铁的添加使各反应器之间功能基因及功能菌丰度的差异变大.厌氧氨氧化菌16S rRNA和厌氧氨氧化功能基因的丰度均与SAA以及氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率呈正相关,与进水COD呈负相关,这也进一步验证了当COD浓度较高时,厌氧氨氧化菌及厌氧氨氧化功能基因受到抑制,氨氮,亚硝酸盐及总氮的去除率下降.而功能基因的丰度与SAA以及氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率,进水COD之间均无明显相关性.反硝化功能基因,,,的丰度与进水COD呈正相关,与SAA以及氨氮,亚硝酸盐及总氮去除率呈负相关,这也进一步验证了有机物的添加可以提高反硝化功能基因的丰度.

3 结论

3.1 在高浓度的有机物(200mg/L COD)下,与空白组相比,投加7.84mg/L Fe3+可使氨氮和总氮去除率分别提高9.9%和4.9%.

3.2 有机物存在下,污泥微生物群落结构出现变化,表现为厌氧氨氧化菌丰度的降低及反硝化菌属,丰度的提升.同一有机物浓度下,添加三价铁组的污泥微生物的丰度更高.

3.3 厌氧氨氧化菌16S rRNA及基因丰度在一定范围内与三价铁添加量呈正相关.

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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,南京大学硕士研究生,研究方向为污水生物脱氮.

2020-07-27

水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07202003)

* 责任作者, 副教授, kexu@nju.edu.cn