2016, Vol. 37
2. 苏州科技大学环境生物技术研究所, 苏州 215009
, WANYAN De-qing1,2 , HUANG Yong1,2
, LIU Xin1,2 , YUAN Yi1,2 , LI Xiang1,2 , YAO Peng-cheng1,2 , YANG Peng-bing1,2 , XUE Peng-cheng1
2. Institute of Environmental Biotechnology, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
20年前，从荷兰的污水处理厂污泥中发现了一种可以在厌氧条件下将氨生物氧化的微生物[1]，即以亚硝态氮作为电子受体，氨作为电子供体的生物代谢反应，即为厌氧氨氧化过程(anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX)，随后在海洋低氧带及淡水河流湖泊中发现厌氧氨氧化污泥的广泛分布[2, 3]，并活跃地参与自然界的氮循环[4]. 理论上，1 mol NH4+可以与1.32 mol NO2-反应生成0.26 mol NO3-和 1.02 mol N2[5] [公式(1)].
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厌氧氨氧化直接利用亚硝酸盐氧化氨，整个过程无需额外投加碳源，并且仅有部分氨氧化为亚硝酸盐. 与传统的硝化-反硝化处理氨氮废水相比，短程硝化-厌氧氨氧化技术可节省100%的碳源投加和约60%的曝气量. 厌氧氨氧化技术不仅在国外得到广泛的应用，而且现阶段国内也有许多的高氨氮废水处理工程应用该项技术，主要包括了污泥消化液、 味精生产废水、 玉米淀粉生产废水、 发酵废水等[6~8].
近年来许多研究表明，厌氧氨氧化菌具有多种底物利用的能力. 有报道显示厌氧氨氧化微生物可以利用SO42-和NH+[9~11]4、 Fe3+和NH+[12, 13]4、 Mn4+和NH+[14]4、 NO3-和丙酸盐[15, 16]、 NO3-和Fe2+[17]等物质获得生命活动所必需的能量. 厌氧氨氧化微生物具有200多种催化酶(好氧氨氧化菌仅有50多种)，多样的代谢酶系统支持其多种底物利用的能力[18].
零价铁(ZVI)具有较强的还原能力[19, 20]，在作为硝酸盐还原材料的同时，还能修复高毒性有机物污染、 重金属污染，是较为理想的水处理材料. 采用零价铁修复地下水中的硝酸盐在20世纪90年代早已被实际应用[21]. 以零价铁作为电子供体的氧化还原反应中，NO3-首先被还原为NO2-，并继续还原为NH4+. 其中小部分的NO3-也可能被还原成N2[22]. 零价铁还原硝酸盐反应过程中，转化1 mol NO3-需要10 mol H+，因此这种硝酸盐转化难以在酸度贫乏的体系中持续进行[23, 24]. 零价铁化学还原硝酸盐的主要产物为氨，易形成二次污染. 这严重制约了零价铁还原硝酸盐的技术开发与应用.
厌氧氨氧化微生物已被证明是一种具有多底物利用能力的微生物. 在零价铁还原硝酸盐的反应过程中，硝酸盐首先被还原为亚硝酸盐，随后被进一步还原为氨. 该反应先后生成了亚硝酸盐和氨两种物质，厌氧氨氧化微生物能生物转化这两种底物. 由此推测，当零价铁-硝酸盐体系中存在厌氧氨氧化污泥时，硝酸盐就能够转化为氮气. 当这种微生物对亚硝酸盐和氨的竞争力比零价铁更强时，硝酸盐转化为氮气的效率更高. 本课题组前期已证明ANAMMOX 菌能够利用该体系中硝酸盐转化的亚硝酸盐和氨，说明该体系中厌氧氨氧化对氨的竞争能力更强[25]. 本研究探究了零价铁还原硝酸盐和厌氧氨氧化耦合反应的可行性，以期为开发这种新型脱氮脱氮技术提供一定经验.
1 材料与方法 1.1 连续流实验装置连续流实验采用全混式厌氧搅拌器，其有效体积约为0.7 L，截面尺寸为60 mm×60 mm，有效高度为200 mm，设置三相分离器. 由蠕动泵从反应区底部进水，在反应区铁屑、 污泥有效接触反应后，经顶部三相分离器进行固、 液、 气分离，最后经出水堰排水. 反应器内加装50 g的14~18目铁屑，并接种厌氧氨氧化颗粒污泥30 g. 设定固定停留时间10 h，采用双叶搅拌，搅拌速度为150 r·min-1. 设定温度为33.0℃±0.5℃. 为避免光照影响，反应前外部用黑色遮光布覆盖避光. 反应接种30 g(湿重)厌氧氨氧化颗粒污泥，并添加50 g粒径为14~18目的铁屑. 实验装置如图 1 所示.
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1.进水泵;2.反应区;3.三相分离区;4.沉淀区;5.出水泵;6.洗气瓶;7.搅拌机;8.温控器 图 1 连续流装置示意 Fig. 1 Scheme of experimental reactor for continuous flow |
反应器进水硝酸盐浓度稳定在60 mg·L-1左右，HRT为10 h，pH值保持7~8. 对于整个反应而言pH值是最为关键的和可控的因素之一，pH值的高低不仅影响铁与硝酸盐的反应，而且调节厌氧氨氧化反应的活性. 因此在连续流实验中对pH值进行调节，初步探索了反应的影响因素. 在连续流反应器运行40 d时间内，对进水pH值进行调整. 考察反应体系脱氮效率、 转化产物的稳定性、 pH值对反应的影响.
1.2 批试实验取1.0 g厌氧氨氧化污泥于50 mL已灭菌的血清瓶中，加入2.0 g的颗粒大小为14~18目的铁屑和含60 mg·L-1NO3--N的营养液，用高纯氮吹脱30 min以去除瓶内上部空气及液相溶解氧，并迅速加盖密封，反应10 h. 采用恒温培养箱进行培养，反应搅拌转速为150r·min-1，控制培养温度为20、 28、 35、 45℃，通过HCl和NaOH调节pH值为2.2、 4.1、 5.14、 5.5、 6.36、 6.7、 7.49，分别考察反应温度和pH值对耦合反应脱除硝酸盐反应的影响.
1.3 接种污泥及配水实验用铁屑为14~18目，铁含量≥98%，先用0.5 mmol·L-1的HCl清洗10 min，去除表面氧化物，再以脱氧一级水淘洗10次以去除悬浮细小铁颗粒及表面二价铁附着物. 厌氧氨氧化污泥使用前先用基本培养液培养12 h，以去除原基质. 实验均以基本培养液+氮素(硝酸盐、 亚硝酸盐或氨)为液相环境，基本培养液成分为(mg·L-1): KH2PO4 5,CaCl2·2H2O 136,MgCl2·7H2O 200,NaHCO3 400，KHCO3 400，微量元素Ⅰ1 mL·L-1，微量元素Ⅱ1.25 mL·L-1. 微量元素Ⅰ组成: EDTA 5 000 mg·L-1，硫酸亚铁5 000 mg·L-1. 微量元素Ⅱ的组成如表 1所示.
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表 1 微量元素Ⅱ 的组成 Table 1 Composition of trace element Ⅱ |
1.4 测定方法
实验中各污染物指标的监测方法均参照文献[26]进行: NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法，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、 水中铁采用邻菲啰啉分光光度法、 pH值采用pHS-3TC型酸度计测定、 TOC/IC采用Multi NIC 3100分析仪.
2 结果与分析 2.1 ANAMMOX菌零价铁还原硝酸盐为氮气的性能为了更直观地观察反应过程中硝酸盐转化的状态，将运行时间划分为Ⅰ~Ⅴ阶段. 由图 2可见，0~5 d(第Ⅰ阶段)该反应器完成快速启动，进水硝态氮为50 mg·L-1，出水迅速从20 mg·L-1降低至5 mg·L-1，此时进水pH值维持在7.5左右. 6~10 d(第Ⅱ阶段)，调整进水pH值为8.0左右，相同的进水硝态氮浓度下，硝酸盐转化率降低至75%； 11~17 d(第Ⅲ阶段)，将pH值降低至7.5左右，反应过程中硝酸盐转化率回升至90%~100%； 18~21 d(第Ⅲ阶段)，将进水pH值控制为7.8左右，反应出水硝态氮浓度变为10~20 mg·L-1； 22~27 d(第Ⅳ阶段)，将进水硝酸盐浓度降至40 mg·L-1，并且将pH值调整为7.5左右，出水硝态氮为0~3 mg·L-1； 28~32 d(第Ⅴ阶段)，将进水硝态氮浓度提高至50 mg·L-1，pH值调整值7.5左右，出水硝态氮保持在5~10 mg·L-1； 33~40 d(第Ⅴ阶段)，将进水pH浓度调整至7.0左右，出水硝酸盐浓度接近于0. 由图 2可见，整个运行过程中亚硝酸盐和氨的浓度始终小于2 mg·L-1，并且反应出水中溶解性铁浓度也处于较低的水平(1.5~7.3 mg·L-1，图 2)，以固体析出(图 3).
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接种30 g的厌氧颗粒污泥(VSS约为200 mg·L-1)，14~18目的铁屑50 g(约为71g·L-1)，水力停留时间10 h，搅拌速度为150 r·min-1，温度为35℃±0.5℃，进水pH 7~8 图 2 零价铁供亚硝酸盐和氨的厌氧氨氧化脱氮连续流反应器基质浓度变化 Fig. 2 Variation of substrate concentrations in the reaction between nitrate and ZVI driven by ANAMMOX microbes |
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(a)反应器壁面附着大量絮状物;(b)出水含大量絮状物 图 3 零价铁耦合厌氧氨氧化反应器及出水实物 Fig. 3 Floccus in the reactor and the effluent |
由图 4可见，0~5 d(第Ⅰ阶段)启动反应器，当进水pH值为7.5，硝态氮负荷为0.126kg·(m3·d)-1. 此时去除负荷迅速从0.077 kg·(m3·d)-1提高至0.121 kg·(m3·d)-1，去除率也从60.8%提高至98.1%； 此后6~10 d(第Ⅱ阶段)，将进水pH值调整为8.0时，负荷仍维持0.114~0.137 kg·(m3·d)-1，硝态氮去除率为66.1%~72.8%，硝态氮去除负荷降低至0.078~0.098 5 kg·(m3·d)-1. 11~17 d(第Ⅲ阶段)，进水负荷上升至0.143~0.156 kg·(m3·d)-1，并降低pH值为7.5，去除率提高至85.6%~99.7%，硝态氮去除负荷上升至0.114~0.155 kg·(m3·d)-1. 18~21 d(第Ⅲ阶段)保持进水氮负荷水平不变，将进水pH值提高至7.8，去除率降低至74.6%~75.7%，脱氮负荷降低至0.110~0.119 kg·(m3·d)-1(表 2)； 第22 d~27 d，进水pH值降低至7.5，并降低进水负荷为0.098 0~0.102 kg·(m3·d)-1，此阶段去除率稳定在98.8%~99.9%，相应的脱氮负荷也接近于进水负荷. 28~32 d(第Ⅴ阶段)保持pH为7.5，提高进水硝态氮负荷为0.121~0.126 kg·(m3·d)-1，硝态氮去除率仍然为78.0%~85.4%，脱氮负荷为0.098~0.108 kg·(m3·d)-1； 随后33~40 d(第Ⅴ阶段)将进水pH调节至7.0，保持进水氮负荷水平不变时，去除率迅速提升至98.2%~99.9%，脱氮负荷也提高至0.119~0.135 kg·(m3·d)-1. 如图 4(b)所示，整个连续反应器运行过程中进水pH维持在8.0以下，出水pH始终保持在8.3~8.5范围内，出水pH较进水明显增加.
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接种30 g的厌氧颗粒污泥(约为200 mg·L-1)，14~18目的铁屑50 g(约为71g·L-1)，水力停留时间10 h，搅拌速度为150 r·min-1，温度为35℃±0.5℃，进水pH 7~8 图 4 零价铁供亚硝酸盐和氨的厌氧氨氧化脱氮能力及pH值变化 Fig. 4 Variation of pH value and nitrogen removal rate in the reaction between nitrate and ZVI |
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表 2 连续流实验硝酸盐转化情况 Table 2 Nitrate transformation in the CSTR |
由图 5可知，监测整个反应过程进出水溶解性有机碳(TOC)和无机碳(IC)，进水IC为85.1~95.9 mg·L-1，出水IC为32.2~46.7 mg·L-1. 与此同时，整个反应过程中出水TOC始终小于3 mg·L-1.
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接种30 g的厌氧颗粒污泥(约为200 mg·L-1)，14~18目的铁屑50 g(约为71 g·L-1)，水力停留时间10 h，搅拌速度为150 r·min-1，温度为35℃±0.5℃，进水pH 7~8 图 5 零价铁供亚硝酸盐和氨的厌氧氨氧化脱氮TOC及IC变化 Fig. 5 Variation of IC and TOC in the reaction between nitrate and ZVI driven by ANAMMOX microbes |
在pH值为2.2~7.5的范围内，厌氧氨氧化污泥对零价铁还原硝酸的产物的影响情况如图 6所示. 从中可知，当pH值为7.49、 6.70、 6.36、 5.50、 5.14、 4.1、 2.2时，硝酸盐的转化量分别为46.61、 39.73、 38.89、 33.01、 36.24、 33.94、 33.91 mg·L-1. 随着pH值由7.49降低至5.14，反应体系中液相总氮损失呈现出先缓慢降低. 而从5.14降低至2.2过程中，液相总氮损失率从89.41%快速降低至1.01%，此时随着pH值的降低，液相逐渐出现氨氮，其转化率从0%上升至97.44%.
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接种厌氧氨氧化污泥100 mg·L-1，温度为33℃±0.5℃， 振荡转速150 r·min-1，反应10 h 图 6 不同初始pH值下添加厌氧氨氧化污泥的硝酸盐反应体系中产物生成情况 Fig. 6 Products of the reaction between nitrate and ZVI at different pH values |
图 7所示，在20~45℃条件下，厌氧氨氧化污泥对零价铁还原硝酸盐反应中产物的影响. 当温度为20~35℃时，添加了厌氧氨氧化的零价铁还原硝酸盐体系中液相总氮损失的效率逐步升高，并且始终保持较高的水平(76.17%~94.84%). 当温度为45℃时，液相总氮损失的效率急剧降低至18.12%. 厌氧氨氧化污泥对零价铁还原硝酸盐反应产物的影响在温度为20~45℃时较大，而温度超过其最适的生存范围[27]，并且化学反应更为强烈时，其还原产物主要为氨[28].
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接种厌氧氨氧化污泥100 mg·L-1，温度为33℃±0.5℃，振荡转速150r·min-1，反应10 h 图 7 不同温度下添加厌氧氨氧化污泥的硝酸盐还原体系中产物生成情况 Fig. 7 Products of the reaction between nitrate and ZVI at different temperatures |
由图 2~4可见，ANAMMOX菌能够利用零价铁将硝酸盐转化为氮气. 连续运行40 d内，硝酸盐得到大量的转化，而出水氨和亚硝酸盐几乎检测不到，因此推测硝酸盐以氮气形式损失. 进水氮负荷为0.09~0.16kg·(m3·d)-1，脱氮负荷为0.08~0.15kg·(m3·d)-1. 由于该反应为消耗碱度的过程，出水pH值保持较高水平，这导致了液相中可溶性总铁小于6 mg·L-1.
有研究报道该体系中零价铁在中性条件下能释放出氢气，氢自养反硝化微生物利用氢气和硝酸盐反应生成氮气. 析氢腐蚀耦合氢自养反硝化反应中氢自养反硝化作用如[公式(2)]所示，氢自养反硝化菌转化30 mg·L-1硝态氮仅同化0.85 mg·L-1氮，零价铁还原硝酸盐化学反应不可避免地发生，该反应会积累一定量的氨[28~31]. 而在本反应体系中并没有氨的积累，并且所用厌氧氨氧化污泥取自只含亚硝酸盐和氨的人工配水连续培养2 500 d的种泥反应器内，其污泥中主要微生物为厌氧氨氧化微生物，故排除该反应机制的可能.
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图 8 厌氧氨氧化微生物利用零价铁还原硝酸盐为氮气体系元素转化推测 Fig. 8 Deduced nitrate transformation pathway in the reaction between nitrate and ZVI driven by ANAMMOX microbes |
通常情况下，硝酸盐被零价铁还原的产物以氨为主[28~31]，而本实验通过添加厌氧氨氧化微生物能有效解决该问题. 由于零价铁还原硝酸盐过程中，硝酸盐逐步转化为亚硝酸盐和氨[29~31]，而厌氧氨氧化微生物能够利用这两种底物产生氮气[1~3](图 8). 当体系中的硝酸盐被还原为亚硝酸盐时，便形成了零价铁还原亚硝酸盐化学反应和厌氧氨氧化菌利用生成的氨还原亚硝酸盐生物反应两种反应对亚硝酸盐底物进行的竞争. 长期实验表明，在对这种底物的竞争中，厌氧氨氧化微生物的生物转化作用始终占优势，并且反应速率较快，这使得运行期间整个反应过程中始终监测不到亚硝酸盐和氨的积累. 从转化硝酸盐及产物角度考察(图 2)，ANAMMOX菌利用零价铁转化硝酸盐为氮气是可行的，从厌氧氨氧化微生物本身的角度来看，长期运行期间IC始终降低而TOC监测不到，因此判断厌氧氨氧化微生物能够利用零价铁还原硝酸盐生成的亚硝酸盐和氨进行生命活动.
通常铁屑长期浸泡在氧化还原电位较高的水体中容易氧化而失活，但本实验中零价铁在反应器启动时一次性投加，连续运行中并未出现反应效率大幅降低的情况. 因此，零价铁耦合厌氧氨氧化有利于零价铁还原硝酸盐的反应. 由于铁屑密度较大，采用全混式搅拌罐作为反应器时，其常沉于底部，导致与液相及污泥混合效果较差，因此该反应脱氮效果仍有较大提升空间. 接下来的研究中，课题组将开展厌氧氨氧化微生物促进零价铁还原硝酸盐机制和反应器形式对ANAMMOX菌利用零价铁转化硝酸盐为氮气的相关研究.
3.2 ANAMMOX菌利用零价铁还原硝酸盐为氮气的最佳条件实验表明，厌氧氨氧化微生物对零价铁还原硝酸盐的产物的作用随着pH值改变. 当pH值在7.5~5.14之间时，厌氧氨氧化污泥能够将零价铁还原体系中89%以上的硝酸盐以总氮形式损失，而当pH值小于5时，反应体系以化学反应为主. 当pH值较低时，微生物活性随之丧失，无法作用于零价铁和硝酸盐反应体系，而化学反应却逐步强化[31]，因此低pH值环境下硝酸盐大部分转化为氨. 而当中性条件下，由于在添加厌氧氨氧化污泥后，反应体系中存在较少的亚硝酸盐和氨，此时不存在足够的游离氨、 游离亚硝酸盐对微生物反应进行抑制[33, 34]. 温度对厌氧氨氧化微生物作用于零价铁还原硝酸盐的影响也呈现与微生物条件相一致的相应变化，其最佳温度为35℃. 厌氧氨氧化污泥对零价铁还原硝酸盐反应的最终产物的类型有决定性作用，当条件适合时，其液相总氮损失可达到98%，而活性污泥只能达到32.26%. 但这种对硝酸盐还原产物的影响受环境条件所限制.
4 结论(1) 厌氧氨氧化微生物对零价铁还原硝酸盐作用是持续有效的. 在中性条件下，添加厌氧氨氧化微生物的零价铁还原硝酸盐体系中持续供给零价铁和硝酸盐，0~5 d硝酸盐脱氮负荷达到0.12 kg·(m3·d)-1. 反应出水氨和亚硝酸盐始终小于2.0 mg·L-1，以液相总氮形式损失，出水pH较进水高值超过8.0并且可溶性铁含量始终小于7 mg·L-1.
(2) 零价铁还原硝酸盐供亚硝酸盐和氨的厌氧氨氧化脱氮反应为耗酸过程，在偏酸性条件下(pH值为4~6)反应速度加快，并且液相总氮损失率大于89%. pH值小于4时，硝酸盐还原以化学反应为主导，最终产物为氨； pH值大于7时，硝酸盐还原速率大幅降低；
(3) 中性条件下，反应温度在30~40℃时，液相总氮损失率大于89%. 过低温度(低于20℃)使得硝酸盐转化速率变慢，过高温度(高于40℃)使得生物作用减弱，硝酸盐最终转化为氨.
| [1] | van der Star W R L, Abma W R, Blommers D, et al. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation: experiences from the first full-scale ANAMMOX reactor in Rotterdam[J]. Water Research , 2007, 41 (18) : 4149–4163. DOI:10.1016/j.watres.2007.03.044 |
| [2] | Kuypers M M M, Sliekers A O, Lavik G, et al. Anaerobic ammonium oxidation by ANAMMOX bacteria in the Black Sea[J]. Nature , 2003, 422 (6932) : 608–611. DOI:10.1038/nature01472 |
| [3] | Schmid M, Walsh K R, Wic R, et al. Candidatus "Scalindua brodae", sp. nov., Candidatus "Scalindua wagneri", sp. nov., two new species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria[J]. Systematic and Applied Microbiology , 2003, 26 (4) : 529–538. DOI:10.1078/072320203770865837 |
| [4] | De Brabandere L, Canfield D E, Dalsgaard T, et al. Vertical partitioning of nitrogen-loss processes across the oxic-anoxic interface of an oceanic oxygen minimum zone[J]. Environmental Microbiology , 2014, 16 (10) : 3041–3054. DOI:10.1111/emi.2014.16.issue-10 |
| [5] | Strous M, Heijnen J J, Kuenen J G, et al. The sequencing batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms[J]. Applied Microbiology and Biotechnology , 1998, 50 (5) : 589–596. DOI:10.1007/s002530051340 |
| [6] | 陈重军, 王建芳, 张海芹, 等. 厌氧氨氧化污水处理工艺及其实际应用研究进展[J]. 生态环境学报 , 2014, 23 (3) : 521–527. |
| [7] | 张正哲, 金仁村, 程雅菲, 等. 厌氧氨氧化工艺的应用进展[J]. 化工进展 , 2015, 34 (5) : 1444–1452. |
| [8] | 郝晓地, 仇付国, vander Star W R L, 等. 厌氧氨氧化技术工程化的全球现状及展望[J]. 中国给水排水 , 2007, 23 (18) : 15–19. |
| [9] | 张丽, 黄勇, 袁怡, 等. 硫酸盐/氨的厌氧生物转化试验研究[J]. 环境科学 , 2013, 34 (11) : 4356–4361. |
| [10] | 袁怡, 黄勇, 李祥, 等. 硫酸盐还原-氨氧化反应的特性研究[J]. 环境科学 , 2013, 34 (11) : 4362–4369. |
| [11] | 李祥, 黄勇, 袁怡, 等. 自养厌氧硫酸盐还原/氨氧化反应器启动特性[J]. 化工学报 , 2012, 63 (8) : 2606–2611. |
| [12] | Clément J C, Shrestha J, Ehrenfeld J G, et al. Ammonium oxidation coupled to dissimilatory reduction of iron under anaerobic conditions in wetland soils[J]. Soil Biology and Biochemistry , 2005, 37 (12) : 2323–2328. DOI:10.1016/j.soilbio.2005.03.027 |
| [13] | Sawayama S. Possibility of anoxic ferric ammonium oxidation[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering , 2006, 101 (1) : 70–72. DOI:10.1263/jbb.101.70 |
| [14] | Javanaud C, Michotey V, Guasco S, et al. Anaerobic ammonium oxidation mediated by Mn-oxides: from sediment to strain level[J]. Research in Microbiology , 2011, 162 (9) : 848–857. DOI:10.1016/j.resmic.2011.01.011 |
| [15] | Güven D, Dapena A, Kartal B, et al. Propionate oxidation by and methanol inhibition of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria[J]. Applied and Environmental Microbiology , 2005, 71 (2) : 1066–1071. DOI:10.1128/AEM.71.2.1066-1071.2005 |
| [16] | Kartal B, Rattray J, van Niftrik L A, et al. Candidatus "ANAMMOXoglobus propionicus" a new propionate oxidizing species of anaerobic ammonium oxidizing bacteria[J]. Systematic and Applied Microbiology , 2007, 30 (1) : 39–49. DOI:10.1016/j.syapm.2006.03.004 |
| [17] | Oshiki M, Ishii S, Yoshida K, et al. Nitrate-dependent ferrous iron oxidation by anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) bacteria[J]. Applied and Environmental Microbiology , 2013, 79 (13) : 4087–4093. DOI:10.1128/AEM.00743-13 |
| [18] | Strous M, Pelletier E, Mangenot S, et al. Deciphering the evolution and metabolism of an ANAMMOX bacterium from a community genome[J]. Nature , 2006, 440 (7085) : 790–794. DOI:10.1038/nature04647 |
| [19] | Chang D Y, Chen T H, Liu H B, et al. A new approach to prepare ZVI and its application in removal of Cr(Ⅵ) from aqueous solution[J]. Chemical Engineering Journal , 2014, 244 : 264–272. DOI:10.1016/j.cej.2014.01.095 |
| [20] | Fan G P, Cang L, Qin W X, et al. Surfactants-enhanced electrokinetic transport of xanthan gum stabilized nanoPd/Fe for the remediation of PCBs contaminated soils[J]. Separation and Purification Technology , 2013, 114 : 64–72. DOI:10.1016/j.seppur.2013.04.030 |
| [21] | Yang G C C, Lee H L. Chemical reduction of nitrate by nanosized iron: kinetics and pathways[J]. Water Research , 2005, 39 (5) : 884–894. DOI:10.1016/j.watres.2004.11.030 |
| [22] | Suzuki T, Moribe M, Oyama Y, et al. Mechanism of nitrate reduction by zero-valent iron: Equilibrium and kinetics studies[J]. Chemical Engineering Journal , 2012, 183 : 271–277. DOI:10.1016/j.cej.2011.12.074 |
| [23] | 范潇梦, 关小红, 马军. 零价铁还原水中硝酸盐的机理及影响因素[J]. 中国给水排水 , 2008, 24 (14) : 5–9. |
| [24] | Hwang Y H, Kim D G, Shin H S. Mechanism study of nitrate reduction by nano zero valent iron[J]. Journal of Hazardous Materials , 2011, 185 (2-3) : 1513–1521. DOI:10.1016/j.jhazmat.2010.10.078 |
| [25] | 周健, 黄勇, 袁怡, 等. ANAMMOX菌利用零价铁转化氨和硝酸盐实验[J]. 环境科学 , 2015, 36 (12) : 4546–4552. |
| [26] | 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M].第四版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002 : 258 -282. |
| [27] | 杨洋, 左剑恶, 沈平, 等. 温度、pH值和有机物对厌氧氨氧化污泥活性的影响[J]. 环境科学 , 2006, 27 (4) : 691–695. |
| [28] | Dejournett T D, Alvarez P J J. Combined microbial-Fe(0) treatment system to remove nitrate from contaminated groundwater[J]. Bioremediation Journal , 2000, 4 (2) : 149–154. DOI:10.1080/10889860091114202 |
| [29] | Lavania A, Bose P. Effect of metallic iron concentration on end-product distribution during metallic iron-assisted autotrophic denitrification[J]. Journal of Environmental Engineering , 2006, 132 (9) : 994–1000. DOI:10.1061/(ASCE)0733-9372(2006)132:9(994) |
| [30] | Biswas S, Bose P. Zero-valent iron-assisted autotrophic denitrification[J]. Journal of Environmental Engineering , 2005, 131 (8) : 1212–1220. DOI:10.1061/(ASCE)0733-9372(2005)131:8(1212) |
| [31] | Huang Y H, Zhang T C. Effects of low pH on nitrate reduction by iron powder[J]. Water Research , 2004, 38 (11) : 2631–2642. DOI:10.1016/j.watres.2004.03.015 |
| [32] | 阳广凤, 金仁村, 余妤, 等. 厌氧氨氧化工艺的抑制现象[J]. 应用与环境生物学报 , 2012, 18 (3) : 502–510. |
| [33] | Jin R C, Yang G F, Yu J J, et al. The inhibition of the ANAMMOX process: a review[J]. Chemical Engineering Journal , 2012, 197 : 67–79. DOI:10.1016/j.cej.2012.05.014 |
| [34] | Jung J Y, Kang S H, Chung Y C, et al. Factors affecting the activity of ANAMMOX bacteria during start up in the continuous culture reactor[J]. Water Science and Technology , 2007, 55 (1-2) : 459–468. DOI:10.2166/wst.2007.023 |