基于Feammox的生物膜反應器性能研究

吳 胤,陳 琛,毛小云,彭曉春(1.華南農業大學資源環境學院,廣東 廣州 51064；.環境保護部華南環境科學研究所國家環境保護城市生態環境模擬與保護重點實驗室,廣東 廣州 510535)

基于Feammox的生物膜反應器性能研究

吳 胤1,2,陳 琛2,毛小云1*,彭曉春2(1.華南農業大學資源環境學院,廣東 廣州 510642；2.環境保護部華南環境科學研究所國家環境保護城市生態環境模擬與保護重點實驗室,廣東 廣州 510535)

鐵還原氨氮氧化反應(Feammox)是近年來被證明在厭氧條件下由微生物驅動的氨氧化協同鐵還原過程,為廢水除氨提供了全新的思路.為了探究以 Feammox建立生物膜反應器進行污水脫氮的可能,本研究通過接種 Feammox菌落,在封閉條件下探討了不同氨氮濃度對Feammox反應的影響,并在連續進水條件下構建基于 Feammox的生物膜反應器研究其脫氮反應特征.結果表明,中(低)氨氮濃度有利于Feammox反應的發生,氨氮濃度為75mg/L時15d可達最高氨氮轉化率41.49%.構建的基于Feammox的生物膜反應器連續運行90d,在進水氨氮濃度為 75mg/L、水力停留時間為 10d時,氨氮最高轉化率達到 33.78%;出水氮素和鐵形態分析結果顯示,氮素轉化反應前期(10～60d)氨氮氧化產物為氮氣,此階段存在反硝化作用,后期(60～90d)氨氮氧化產物為硝態氮,此時反應器反硝化作用較弱;16SrRNA測序結果顯示,反應器內的Feammox反應主要由酸微菌和微小桿菌驅動.

Feammox；生物膜反應器；氨氧化；微生物群落

傳統的廢水除氮工藝由硝化反應和反硝化反應兩個階段組成,硝化階段由好氧氨氧化細菌(AOB)在有氧的條件下,以氧氣為電子受體,將NH4+氧化成NO2-[1],生成的NO2-進一步被亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)氧化成 NO3-[2],從而完成硝化過程.反硝化階段則由反硝化細菌將硝態氮還原成 N2,使氮素從水中去除.1999年,厭氧氨氧化(Anammox)細菌的發現[3]為傳統廢水除氮工藝提供了新的技術途徑:在厭氧的條件下,以氨氮為電子供體,以 NO2-作為電子受體,將 NH4+氧化成N2.與傳統的廢水脫氮工藝相比,厭氧氨氧化不需要大量曝氣,可大大節省能源消耗[4].然而廢水中的重金屬會對厭氧氨氧化細菌產生抑制作用[5-6],導致厭氧氨氧化反應器在處理含重金屬污水時難以取得良好的脫氮效果,因而其應用受到局限.

2005年,Clément等[7]在美國新澤西州濕地土壤中發現一種全新的氨氧化途徑——Feammox,這種反應是在厭氧的條件下以 Fe(Ⅲ)為電子受體,將 NH4+氧化,而將 Fe(Ⅲ)還原為Fe(Ⅱ)的過程.隨后研究人員分別在波多黎各的熱帶雨林土壤[8]、中國水稻土[9]和海邊潮間帶濕地土壤中[10]也發現了Feammox現象.Huang等[11]對 Feammox的研究表明,Feammox反應是由細菌 Acidimicrobiaceae bacterium A6所驅動. Feammox的發現為廢水除氨提供了全新的思路.本課題組前期在韶關大寶山土壤中發現了Feammox菌落[12],大寶山礦區土壤中含有多種高濃度重金屬,與Anammox菌落相比,Feammox菌落應該具有較高的重金屬耐受性,為以Feammox建立的反應器處理廢水過程中不受重金屬影響提供了可能,但目前尚未見Feammox反應器進行廢水脫氮應用的研究報道.

為此,本文探究不同 NH4+-N濃度梯度對Feammox反應的影響,摸索 Feammox反應器的啟動條件,通過接種經實驗室純化培養的Feammox菌液建立 Feammox的生物膜反應器,揭示反應器在運行過程中 NH4+的遷移轉化特征及生物膜上微生物群落變化情況,以期為Feammox反應器在廢水脫氮工藝中的應用提供理論依據.

1 材料與方法

1.1 封閉條件下NH4+-N濃度對Feammox反應的影響

實驗運行裝置采用經高溫滅菌后的 250mL規格的血清瓶,硅膠塞與螺旋蓋密封瓶口.分別取低(75mg/L)、中(150mg/L)、高(400mg/L)NH4+-N濃度的模擬廢水,倒入 250mL滅菌血清瓶中,再加入15mL的Feammox菌液,模擬廢水加入血清瓶前經高純氬氣曝氣20min以除去溶解氧.每個NH4+-N濃度的實驗廢水設置不加菌液的空白對照.血清瓶放置在氣浴恒溫箱中,恒溫 25℃,轉速150r/min.

1.2 生物膜反應器

試驗在一個有機玻璃制成的柱形反應器中進行(圖 1).工作體積為 3.0L,垂直反應區配備一個恒溫水浴系統,控制反應器的溫度在(25±3)℃,在反應器底部鋪上生物濾料,其中生物濾料由塑膠環和滌綸絲組成,計量泵流量控制范圍是0.35～3.5L/h.提前將試驗模擬廢水加入水箱中,調節pH值為4.5～5,并在水箱中通入氬氣,以去除水中的溶解氧(DO),廢水通過計量泵連續進水至反應器底部,經過生物膜處理后經出水口排入出水箱,反應器內生成的氣體經過反應器頂端的排氣口排出反應器.

圖1 試驗裝置示意Fig.1 Schematic diagram of experimental equipment

1.3 接種菌液與試驗模擬廢水

表1 模擬廢水組成和細菌培養液中氮素和鐵的形態Table 1 simulate wastewater and nitrogen and iron of nutrient solution

本試驗中接種的菌落是由廣東韶關大寶山土壤參照文獻富集培養方法[11]培養后所得的具有Feammox反應能力的菌落.細菌培養液中氮素及鐵形態見表1.模擬廢水中的NH4+-N和Fe(Ⅲ)以 NH4Cl、(NH4)2SO4和Fe(OH)3提供,NH4+-N由NH4Cl提供,NH4+-N濃度按照需要配制,其余成分見表1.

1.4 測定指標和方法

封閉條件下不同NH4+-N濃度對Feammox除氮效率影響實驗中,分別在培養第0h、1d、2d、4d、6d、8d、10d、12d、15d對75、150、400mg/L NH4+-N濃度的空白組及實驗組的血清瓶取水樣 10mL.而在連續進水條件下生物膜反應器脫氮反應特征試驗中,反應器運行期間每天在反應器出水口取水樣 50mL.為防止空氣中的氧氣將水樣中的Fe(Ⅱ)氧化,取樣均在厭氧培養箱中進行.水樣氮素形態分析方法參見文獻[14]:NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N采用紫外分光光度法;MLSS和MLVSS采用重量法;總氮(TN)以 NH4+-N、NO2--N和 NO3--N3者之和表示.水樣pH用pH計測定;DO用溶解氧測定儀測定;水樣中Fe(Ⅱ)和總鐵測定采用菲啰啉分光光度法[15].

1.5 DNA的提取與PCR擴增測序分析

取反應器運行30d和90d生物膜上沉積物,利用美基生物土壤DNA提取試劑盒提取DNA. PCR擴增時,采用 16SrRNA通用引物 27F(5'-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3')和 1492R (5'-GGTTACCTTGTTACGACTT-3').PCR反應程序為:預變性 95℃,3min;接以 34次循環包括94℃變性30s,55℃退火30s,72℃延伸1min,循環完畢, 72

℃延伸 5min.擴增后構建克隆文庫,在克隆文庫中隨機挑出 40個基因的陽性克隆子進行測序,測定的序列在 GenBank數據庫中進行BLAST同源性檢索后下載同源性序列分析,系統發育樹的繪制使用MEGA5軟件完成,計算方法為鄰位相連法.

2 結果與分析

圖2 不同NH4+-N濃度下封閉反應器中氮素形態動態變化Fig.2 Nitrogen transformation in closed reactor under different ammonium concentration

圖3 不同NH4+-N濃度下封閉反應器中Fe(Ⅱ)動態變化Fig3 Fe(Ⅱ)transformation in closed reactor under different ammonium concentration

2.1 封閉條件下NH4+-N濃度對Feammox反應的影響

低NH4+-N濃度(75mg/L)和中NH4+-N濃度(150mg/L)的封閉反應器中,NH4+-N濃度在第1～15d呈下降趨勢,分別由76.79mg/L下降至43.85mg/L(圖 2 (a))、150.98mg/L 下降至139.46mg/L(圖 2 (b)).與此同時,Fe(Ⅱ)分別由1.35mg/L 上升至 173.48mg/L(圖 3(a))和由2.34mg/L上升至96.16mg/L(圖4(b)).說明在低NH4+-N濃度和中 NH4+-N濃度投加菌液的反應器中均發生了Feammox反應.其中低NH4+-N濃度投加菌液處理在15d內NH4+-N的氧化率為 41.49%,遠高于中 NH4+-N濃度投加菌液的處理(7.45%).說明Feammox反應在低NH4+-N濃度時有更高的反應速率.同時,在低 NH4+-N濃度投加菌液的反應器中,在1～10d內NH4+平均氧化速率為3.58g/(m3·d),10～15d NH4+平均氧化速率為 0.16g/(m3·d),并且在 1～10d內 Fe(Ⅱ)由 1.35mg/L上升至 181.28mg/L,而 10～15d內Fe(Ⅱ)反倒下降.Huang 等[11]在純化培養Feammox菌液時也出現Fe(Ⅱ)下降現象,Fe(Ⅱ)下降的原因可能與隨著 Feammox反應的進行溶液pH上升有關.試驗測得第10和15d時模擬廢水的 pH分別為 6.13和 6.45,而 Fe(OH)2在25℃下的溶度積Ksp=8.0×10-16,理論上當pH為5.85時溶液中的Fe(Ⅱ)開始轉化為Fe(OH)2沉淀,pH的升高使溶液中更多的 Fe(Ⅱ)轉化為Fe(OH)2沉淀留在瓶中,此時 Feammox反應生成 Fe(Ⅱ)速率低于溶液中 Fe(Ⅱ)轉化為Fe(OH)2的速率,導致測得的Fe(Ⅱ)降低.這也說明在低 NH4+-N 濃度投加菌液的反應器中,1～10d Feammox反應速率比 10～15d高.低NH4+-N濃度和中 NH4+-N濃度反應器中第1～10d水中總氮含量持續降低(圖4(a)、圖4(b)),表明反應中NH4+的氧化產物可能是N2[16].在高NH4+-N濃度(400mg/L)添加菌液的反應器中NH4+-N濃度和 Fe(Ⅱ)與無菌對照相比無明顯變化(圖 2(c)、圖 3(c)),說明在高濃度 NH4+-N反應器中沒有發生Feammox反應,可能與NH4+濃度過高,游離氨抑制微生物代謝[17]有關.

圖4 不同NH4+-N濃度下封閉反應器中總氮動態變化Fig.4 Total Nitrogen in closed reactor under different ammonium concentration

2.2 連續進水條件下反應器出水氮素形態動態變化

根據封閉條件下不同 NH4+-N 濃度對Feammox反應的影響實驗結果,生物膜反應器進水NH4+-N濃度采用75mg/L,通過調節計量泵進水速度,使HRT保持在10d.反應器中的氮元素形態動態變化見圖 5.反應器連續運行了 90d,根據反應器中 NH4+-N濃度的變化按反應時間可分為反應啟動階段(1～10d)和反應運行階段(10～90d).啟動階段存在菌體自溶,此時反應器出水的NH4+-N濃度明顯高于進水NH4+-N濃度,主要原因可能是接種菌液中部分細菌死亡,釋放出一部分NH4+,導致反應器中的NH4+-N濃度高于進水NH4+-N濃度.

反應運行階段(10～90d)為氨氧化階段,此時出水NH4+-N濃度持續下降,出水NH4+-N濃度明顯低于進水NH4+-N濃度.同時,出水Fe(Ⅱ)呈現上升趨勢,說明在反應器中發生了Feammox反應,使NH4+-N氧化而出水NH4+-N濃度降低.在第10～60d,出水NH4+-N濃度在65mg/L上下波動,第60～90d時,出水NH4+-N濃度穩定在55mg/L左右,說明隨著反應器運行時間的增加,反應器氧化 NH4+的能力逐步提高,在 73d時反應器中NH4+-N轉化率達到33.78%.而NH4+-N的氧化產物,NO2--N在反應器運行過程中一直處于較低濃度(低于 1.5mg/L),說明在反應器中 NH4+的主要氧化產物不是NO2-.而出水NO3--N在38d后才被檢出,此后逐漸上升,在65d達到最高濃度23.75mg/L,此后穩定在20mg/L左右.

圖5 反應器出水氮素形態動態變化Fig.5 Nitrogen transformation in the Feammox reaction effluent

圖6 反應器進出水總氮動態變化Fig.6 Changes of total nitrogen in Feammox reaction

出水總氮變化見圖6.由圖6可知,在第1～10d出水總氮高于進水總氮,而在第10～60d時出水總氮低于進水總氮,結合出水氮形態變化,說明在反應器發生Feammox反應的過程中,部分NH4+-N被氧化成N2.在第60～90d時,出水總氮濃度與進水總氮濃度相近,說明此時 NH4+被氧化成 N2的比例降低,主要氧化產物轉為NO3-.

2.3 連續進水條件下反應器出水鐵形態和 pH值動態變化

圖7 反應器出水亞鐵和總鐵含量動態變化Fig.7 Iron transformation in the Feammox reaction effluent

圖8 反應器進水和出水pH值的動態變化Fig.8 Changes of pH in the Feammox reaction

反應器出水Fe(Ⅱ)和總鐵的變化如圖7所示.在第1～10d,出水Fe(Ⅱ)濃度較低,均低于5mg/L.第 10～22d時出水 Fe(Ⅱ)濃度呈持續上升趨勢,由第10d的2.86mg/L上升至118.20mg/L,說明此時反應器中發生了Feammox反應.第22d之后出水Fe(Ⅱ)濃度在120mg/L上下波動,結合反應器氮素形態轉化,在第10～60d時,反應器中NH4+-N主要氧化產物為 N2,此時間內Feammox反應生成的Fe(Ⅱ)與NH4+-N氧化質量比接近8:1.而在第60～90d時,反應器中NH4+-N的主要氧化產物為NO3--N,此時Feammox反應生成的Fe(Ⅱ)與NH4+-N氧化質量比6.16:1.在前19d,出水總鐵由302.82mg/L下降至190.75mg/L,這與反應器墊料吸附有關,而在第 20～90d時,出水總鐵一直在200mg/L上下波動.

反應器進出水 pH變化見圖 8.反應器進水pH在4.6左右波動,而出水pH在0～10d內有上升趨勢,10d后出水pH在6～7的范圍內波動.反應器出水pH整體高于進水pH,可見反應器內發生的Feammox反應是一個耗酸的過程.

2.4 生物膜上沉積物16SrRNA測序結果發生變化,共分為 4個類群.其中在反應器運行30d的測序結果中,β變形菌(β-proteobacteria)最多為16個克隆子(3個OTU)其后依次是桿菌綱(Bacilli)中的微小桿菌屬(Exiguobacterium),為 11個 克 隆 子 (1 個 OTU),γ 變 形 菌 (βproteobacteria),10個克隆子(2個 OTU),放線菌(Actinobacteria),2個克隆子(1個OTU).在反應器運行90d的測序結果中,微小桿菌最多為14個克隆子(1個OTU),其后依次是β變形菌,12個克隆子(2個OTU),γ變形菌,7個克隆子(1個OTU),放線菌,5個克隆子(1個 OTU).可見在反應器運行的過程中,微小桿菌屬和放線菌兩種細菌群落得到富集.在30d的測序結果中,有2個克隆子與放線菌類群中的酸微菌屬(Acidimicrobium)相似度達到94%,而當反應器到90d時,有5個克隆子與放線菌類群中的酸微菌屬相似度達到 93%,這說明反應器生物膜上可能存在酸微菌,并且在反應器運行的過程中得到了富集,相反,在反應器運行30d時有一個克隆子與 γ變形菌假黃單胞菌(Pseudoxanthomonas)相似度達到 92%,而在 90d的測序結果中未測出與假黃單胞菌相似的序列,說明這類細菌隨著反應器的運行而消失.

表2 Feammox反應器運行30d生物膜沉積物16S rRNA克隆文庫結果Table 2 Bacterial 16SrRNA cloning results of sediment on the biofilm in 30th day

表3 Feammox反應器運行90d生物膜沉積物16S rRNA克隆文庫結果Table 3 Bacterial 16SrRNA cloning results of sediment on the biofilm in 90th day

圖9 Feammox反應器運行30d生物膜沉積物細菌系統發育樹Fig.9 The phylogenetic tree of the clones on the biofilm in 30th day

圖10 Feammox反應器運行90d生物膜沉積物細菌系統發育樹Fig.10 The phylogenetic tree of the clones on the biofilm in 90th day

3 討論

Huang等[11]的研究認為Feammox反應主要是由細菌Acidimicrobiaceae bacterium A6驅動的,這種細菌屬于酸微菌科(Acidimicrobiaceae); Sawayama[18]在 研 究 中 指 出 微 小 桿 菌(Exiguobacterium)是驅動 Feammox反應的候選者.本試驗中生物膜上沉積物的測序結果顯示,在反應器生物膜上存在酸微菌和微小桿菌,并且隨著反應器的運行,這 2類細菌在生物膜上得到了富集,與此同時,反應器氧化 NH4+的能力隨著運行時間的延長而提高,說明在反應器運行的過程中,反應器內發生的Feammox反應可能由這兩類細菌共同驅動.目前文獻報道的鐵還原菌主要有地桿菌(Geobacter spp.)[19]、希瓦氏菌(Shewanella spp.)[20]和棲熱孢菌(Thermotoga spp.)[21].隨著對Feammox反應研究的深入,有研究發現這些鐵還原細菌也能驅動 Feammox反應.Li等[10]在研究中指出在海水潮汐變化中的地桿菌和希瓦氏菌能驅動 Feammox 反應;Zhou[22]等在研究Feammox現象的電子穿梭體實驗中對微生物測序分析結果表明Feammox反應主要是由地桿菌驅動的.上述文獻報道說明存在多種驅動Feammox反應的微生物.

在污水脫氮處理中,反應產物是決定一個反應應用工藝的關鍵因素.水中的NH4+只有轉化成N2,才能實現真正意義上的脫氮.理論上以Fe(Ⅲ)為電子受體的Feammox反應存在以下3條反應式[8]:

目前文獻報道的主要產物有 N2、NO2-和NO3-.Feammox反應的最初發現者Clement等[7]在濕地土壤培養試驗中得出Feammox反應的主要產物是NO2-;Ding等[9]在中國水稻田土壤中利用同位素標記法以及 C2H2抑制技術,測得Feammox反應的產物為N2和N2O.C2H2抑制技術是阻止反硝化作用進一步生成N2,同時也會造成N2O的積累[23-24],故只能證明 Feammox反應的產物為N2.Huang等[11]在土壤富集培育厭氧鐵氨氧化菌實驗過程中,認為前期反應的產物為NO2--N,但后期 NO2--N 沒有在系統中檢出, NO3--N濃度升高.關于Feammox反應產物, Yang等[8]認為,Feammox反應NH4+氧化產物與pH有關系,在一個比較寬的pH范圍內,NH4+氧化產物為N2,只有當pH小于6.5時,NH4+的氧化產物才可能是NO2-和NO3-.本試驗中,出水pH在6～7之間,Feammox反應中的NH4+氧化產物可為N2、NO2-和NO3-.根據反應器氮形態的動態變化結果,本研究Feammox反應器運行前期的反應產物為N2,運行后期的反應產物為 NO3-.由微生物驅動的氮循環[25]過程主要有硝化作用,厭氧氨氧化,反硝化作用,由于反應器內為厭氧環境,所以排除硝化作用氧化NH4+.厭氧氨氧化反應主要是由浮霉菌(Planctomycetes)[26]驅動,在30d 16S rRNA測序結果中并沒有測出與浮霉菌相似的序列,說明反應器生成的N2并不是由厭氧氨氧化過程生成的.而反硝化作用,假黃單胞菌[27-29]和不動桿菌屬[30-32]具有反硝化能力,將 NO3-或者 NO2-還原成N2,且在30d測序結果中,有一個克隆子與假單胞菌相似度達到92%,同時有9個克隆子和不動桿菌相似超過97%.反應前期反應器中生成的N2部分可能來自于Feammox反應直接生成,另一部分可能來源于反硝化作用生成,對比90d測序結果,假單胞菌沒有被測出,不動桿菌屬的比例由22.50%下降至 17.50%,此時反應器 NH4+的氧化產物主要是NO3-,說明反應器內反硝化能力減弱,系統中的 NO3-得到累積,而系統中的 NO3-只可能來源于Feammox反應.這說明Feammox反應可以結合反硝化作用實現廢水脫氮.

厭氧鐵氨氧化反應是以 Fe(Ⅲ)為電子受體,NH4+-N為電子供體的反應.根據氧化還原反應的得失電子守恒定律,當 Feammox反應中NH4+氧化產物為 N2時,反應生成的 Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質量比為12:1;當Feammox反應中 NH4+氧化產物為 NO3-時,反應生成的 Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質量比為32:1.在本試驗的反應器中,兩個階段反應 Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質量比均低于理論值.Huang等[11]在純化培養Feammox細菌的過程中,反應產物為 NO-2時,Fe(Ⅱ)和NH4+-N氧化的質量比也低于理論值.李祥[33]等在研究活性污泥中的Feammox反應時也發現這個現象.在本試驗中,造成這個現象的原因主要有兩個,第一是反應器在發生Feammox反應的同時,很可能發生反硝化反應,生成 N2,使測得的N2含量多于Feammox反應生成的N2.另一個是水中鐵離子和亞鐵離子的存在形態易受到pH的影響,當pH＞4時,水溶液中的Fe(Ⅲ)就可能形成沉淀,而當pH＞8.3時Fe(Ⅱ)就會形成沉淀[34].實際測得反應器的出水pH在6～7之間,且進水Fe(Ⅲ)保持在 300mg/L,但出水測得的總鐵在200mg/L左右,說明部分 Fe(Ⅲ)和 Fe(Ⅱ)殘留在反應器內,造成出水總鐵低于進水總鐵和 Fe(Ⅱ)低于理論值.

4 結論

4.1 封閉條件下,低 NH4+-N濃度(75mg/L)的Feammox反應在15d時最高NH4+-N轉化率為41.49%,而 高 NH4+-N 濃 度 (400mg/L)的Feammox反應受到抑制,反應器內氮素形態沒有明顯變化.

4.2 在基于 Feammox的生物膜反應器運行的90d內,在進水氨氮濃度為75mg/L、水力停留時間為10d時,NH4+-N最大轉化率為33.78%,出水NO3--N最高濃度達23.75mg/L.16SrRNA測序結果顯示,反應器內發生的Feammox反應主要由酸微菌和微小桿菌驅動.

4.3 反應器前期(10～60d)NH4+的氧化產物為N2,此階段系統中存在反硝化反應,后期(60～90d)NH4+的氧化產物為NO3-,此時系統反硝化作用較弱.Feammox反應可以結合反硝化作用實現廢水脫氮.

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Study on performance of the Feammox biofilm-reactor.

WU Yin1,2, CHEN Chen2, MAO Xiao-yun1*, PENG

Xiao-chun2(1.College of Natural Resource and Environment, South China Agricultural University, Guangzhou 510642, China；2.South China Institute of Environmental Science, Ministry of Environment Protection, Guangzhou 510535, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3353～3362

The microbial reaction of ammonium oxidation coupling with iron reduction (Feammox) were discovered recently. However, little information is found to prove the removal efficiency of ammonium from simulate wastewater in the Feammox biofilm reactor. In this study, the effects of different ammonium concentration on Feammox biofilm reactor under closed condition and their denitrification reaction characteristics under continuous feeding condition were investigated. The results showed that the simulate wastewater with ammonium concentration of 75 mg/L reached the maximum ammonium removal, with the removal rate of 41.49% in 15 days. When the reactor was running continuously for 90 days, with inflowing NH4+-N concentration of 75 mg/L and 10 days HRT, the maximum ammonium removal reached 33.78%. Feammox biofilm reaction can be divided two stages. In first stage (10 ～ 60 d), ammonium was possibly oxidized to nitrogen, and the denitrification reaction carried out simultaneously. In second stage (60 ～ 90 d), the weakening denitrification reaction resulted in the accumulation of NO3--N. The results of 16SrRNA bacterial sequencing showed that the Feammox reaction was drove by Acidimicrobium and Exiguobacterium.

Feammox；biofilm reactor；ammonium removal；microflora

X703.1

A

1000-6923(2017)09-3353-10

2017-03-07

國家自然科學基金資助項目(41501278);廣州市科技計劃項目(2016201604040057);廣東省科技計劃項目(2016B020242005)

* 責任作者, 副教授, xymao@scau.edu.cn

吳 胤(1991-),男,廣東惠州人,華南農業大學碩士研究生,主要從事廢水脫氮處理研究.