2017, Vol. 38
2. 苏州科技大学环境生物技术研究所, 苏州 215009
2. Institute of Environmental Biotechnology, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)是一种在厌氧条件下, 以NH4+-N作为电子供体, 亚硝态氮作为电子受体将氮素转化为氮气的自养微生物反应.它具有不需曝气, 不需外加有机碳源, 污泥产量少的特点, 从而可以降低水厂运行费用, 适用于处理垃圾渗滤液、污泥消化液等低碳氮比废水, 具有广阔的应用前景[1~3].
然而实际中很少有废水完全不含有机物, 有机物的存在会使环境中异养微生物大量繁殖, 作为自养型微生物的ANAMMOX菌生长缓慢, 倍增时间长达11d[4, 5], 异养菌的增殖势必会与ANAMMOX菌争夺底物, 从而影响ANAMMOX脱氮的效能.对于有机物的抑制浓度, 各学者的研究结果不尽相同, Chamchoi等[6]发现在COD > 300 mg ·L-1时会对ANAMMOX菌产生不可恢复的抑制. Molinuevo等[7]利用半连续流USAB反应器发现ANAMMOX与反硝化反应可以共存于同一反应器, 逐步提升有机物浓度后发现当COD > 112 mg ·L-1时即会抑制ANAMMOX并使反硝化成为反应器内优势反应.吕绛[8]在接种有反硝化菌和ANAMMOX菌的UASB反应器中, 进水葡萄糖浓度与总氮浓度比值为1 :1时, NH4+-N、NO2--N与总氮的去除率分别可达95.4%、99.3%和94.3%.多数研究均以COD作为有机物的衡量指标[9~11], 而TOC作为一种测定更为便捷和准确的手段[12], 更能直接反映出水体中有机物质的含量, 因此研究不同TOC与NH4+-N的比, 对于探明ANAMMOX菌在不同有机物浓度下的脱氮效能具有重要意义.
本文采用序批式实验, 利用人工配水, 以乙酸钠作为有机碳源, 逐步提高进水m(TOC)/m(NH4+-N)下文简作C/N, 分别研究了短期和长期运行下不同碳氮比对反应器脱氮效能的影响.
1 材料与方法 1.1 实验装置有机物对ANAMMOX效能短期影响的实验利用带盖螺纹玻璃血清瓶进行, 有效体积为250 mL.长期实验使用有效体积为800 mL的带盖螺纹玻璃血清瓶.置于有温控的气浴振荡摇床中, 摇床盖有遮光布避光, 温度设为35℃, 振荡频率为100 r ·min-1.
1.2 接种污泥与废水水质实验用的颗粒泥取自于本课题组长期稳定运行的ANAMMOX反应器, 外观呈橙红色, 平均粒径在2.5 mm左右, MLVSS/MLSS为0.58.实验用水采用人工模拟废水, 组成与浓度为(mg ·L-1): NH4Cl 100, NaNO2 130, MgCl2 300, CaCl2 100, NaHCO3 1000, KH2PO4 50, KHCO3 200.微量元素Ⅰ、Ⅱ浓度分别为: 1.0 mL ·L-1、1.25 mL ·L-1.微量元素Ⅰ组成(g ·L-1)为: FeSO4 5, EDTA 5, 微量元素Ⅱ组成(g ·L-1)为:EDTA 5, CuSO4 ·5H2O 0.25, ZnSO4 ·7H2O 0.043, MnCl2 ·4H2O 0.99, CoCl2 ·6H2O 0.24, H3BO40.014, NaMoO4 ·2H2O 0.22, NaSeO4 ·10H2O 0.2.
1.3 分析项目及方法各项指标测定方法均按照文献[13]. NH4+-N:纳氏试剂分光光度法; NO2--N: N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法; NO3--N:紫外分光光度法; MLVSS/MLSS:重量法; pH值采用pHS-3E型酸度计测定; TOC和IC采用德国耶拿Multi N/C 3100分析仪测定.
1.4 实验方法 1.4.1 短期实验采用4个带盖螺纹血清瓶, 有效体积250 mL, 每个瓶中等量接种湿重0.75 g ANAMMOX颗粒污泥.使用人工SBR方式运行, 进出水体积均为250 mL.一个运行周期20 h, 包括：进水5 min; 振荡箱内反应19.75 h; 静置沉淀5 min; 排水5 min.进水NO2--N/NH4+-N控制在1.3左右, 1~4号反应瓶内初始C/N分别为0.8、1.2、1.6、2.4, 并逐渐提升C/N.
1.4.2 长期影响实验采用2个带盖螺纹血清瓶做平行实验, 有效体积800 mL, 每个瓶中等量接种湿重2 g ANAMMOX颗粒污泥.使用人工SBR方式运行, 进出水体积均为800 mL.一个运行周期12 h, 包括：进水5 min; 振荡箱内反应11.75 h; 静置沉淀5 min; 排水5 min.进水NO2--N/NH4+-N控制在1.3左右, 在同一个反应瓶内, 不断提高投加有机物的量, 使C/N分别为0.4、0.8、1.2、1.6、2.0.
1.5 DNA的提取在长期影响的实验中, 分别在C/N为0.8、1.2、2.0阶段末期从反应瓶中取出少量泥样.按照土壤基因组DNA提取试剂盒说明书的操作方法对上述泥样进行DNA的提取.随后取提取好的DNA溶液5μL用1%的琼脂进行凝胶电泳检测.其余样品置于-20℃冰箱保存.
1.6 实时定量PCR为了准确定量菌群数量在实验中的变化, 在实验过程中分别提取了少量泥样, 对ANAMMOX、AOB、DB、TB(全菌)进行定量PCR测定, 各菌种的引物、基因序列和操作程序如表 1所示.采用20 μL反应体系, 其中包括0.8 μL上游引物, 0.8 μL下游引物, 2 μL基因组DNA, 0.4 μL ROXⅡ, 2 μL Dntp, 10 μL SYBR Premix Ex TaqⅡ, 6 μL灭菌水.每个样品重复3次, 取其平均值.将提取好的基因组DNA采用PCR扩增后进行纯化回收, 提取的DNA样品用0.8%琼脂糖凝胶电泳进行检测, 然后送至上海生物工程有限公司进行测序, 制作标准品.将制作好的标准品梯度稀释后进行荧光定量PCR(ABI7500, 美国)检测, 得到标准曲线, 各标准曲线R2均大于0.995.
|
表 1 各菌种Real-time PCR引物及反应条件 Table 1 Primers and parameters of Real-time PCR |
2 结果与讨论 2.1 有机物对厌氧氨氧化的短期影响
如图 1所示, 在1号反应器中, 初始C/N为0.8, 经过5个周期的运行, 出水NO2--N浓度从31.61 mg ·L-1降至5 mg ·L-1, 而出水NO3--N浓度从2 mg ·L-1升高至15 mg ·L-1, 出水NH4+-N进一步降为0.由于产生的NO3--N只来自于ANAMMOX反应, 这说明在少量有机物的作用下, ANAMMOX活性有所增加.总氮去除速率(NRR)升至0.24 kg ·(m3 ·d)-1左右.待有机物消耗完毕以后, 提高C/N至1.0, 反应器脱氮效能与之前相当. 2号反应器中初始C/N为1.2.在前3个周期内出水NO2--N浓度进一步降低至0, 而出水NO3--N浓度依旧升高, 此时反应器中可能已有少量反硝化菌生长, 并且有研究[18, 19]表明反硝化菌会优先利用NO2--N.在第6个周期提升C/N至1.4, 出水NH4+-N升高, 达到10 mg ·L-1左右, 出水NO3--N浓度较C/N为1.2时有所降低, 说明在此C/N下, 添加的有机物对ANAMMOX反应产生了较弱的影响, 而此时出水NO2--N依然为0, 表明添加有机物的情况下, 反硝化菌优先于ANAMMOX菌将剩余的NO2--N利用完.在C/N由1.6提升至2.0的3号反应器中, 随着有机物的增加, 反硝化菌大量增殖, 由于异养反硝化菌世代时间远远短于ANAMMOX菌[11], 后者在与反硝化菌争夺共同基质NO2--N时处于劣势, NH4+-N去除率从第1周期的97.70%降至第7周期的73.84%, NRR从0.27 kg ·(m3 ·d)-1降低至0.24 kg ·(m3 ·d)-1左右, 继续提高C/N至2.0, NRR下降22.46%至0.18 kg ·(m3 ·d)-1.在C/N为2.4的4号反应器中, 可以明显观察到高浓度有机物对ANAMMOX反应的迅速抑制, 在前两个周期内, NH4+-N去除率即从97.72%大幅下降至23.45%, 并且在随后的周期内继续缓慢降低, 反硝化菌在反应器中占据主导地位, 在第2周期至第9周期内平均对TN去除的贡献占到了75%, ANAMMOX反应被严重抑制.
|
图 1 各反应器不同C/N下脱氮效能 Fig. 1 Nitrogen removal rates under different C to N ratios in the reactor |
从图 2中可以看出在有机物的短期作用下, 反应器的TN去除率呈先上升再下降的趋势, 在C/N为1.4时, TN去除率达到最大的93.8%.而C/N为1.6时, TN去除率为92.8%, 超过1.6后TN去除率迅速下降, 故认为C/N为1.6是有机物短期冲击下, ANAMMOX反应器所能承受的最大C/N, 大于1.6的C/N将使ANAMMOX菌在与反硝化菌的竞争中无法获得足够的NO2--N而被迅速抑制, 反应器中的优势反应转变成反硝化反应, 大量NH4+-N无法被去除, 从而导致TN去除率迅速下降.
|
图 2 不同C/N下反应器平均TN去除率 Fig. 2 Total nitrogen removal efficiency for the different C to N ratios |
在长期实验中, 首先不加有机物, 反应器的NRR稳定在0.25 kg ·(m3 ·d)-1左右, 从第9周期起以乙酸钠作为碳源, 投加40 mg ·L-1的TOC, 使C/N达到0.4.如图 3所示, 此时反应器中出水的NH4+-N、NO2--N和NO3--N都出现了同步下降的现象.可以推测, ANAMMOX反应得到强化, 这与管勇杰等[20]的研究结论一致, 在乙酸钠浓度低于120 mg ·L-1, 即TOC/NH4+-N小于0.44时, 有机物对ANAMMOX有促进作用, 李泽兵等[21]发现适量的乙酸钠可以将ANAMMOX菌活性提高27.05%.此阶段NO3--N的减少可能是由于其被反硝化菌作为底物消耗掉, 此时反应器的NRR升至整个周期中的最高值0.34 kg ·(m3 ·d)-1.继续提高C/N至0.8, 出水NH4+-N和NO2--N浓度出现了上升, NO2--N浓度的上升有以下3种可能：一是由于ANAMMOX反应在此C/N下开始被抑制, 消耗的NO2--N减少.二是由于反应器中少量AOB在微氧存在的情况下将NH4+-N转化为NO2--N.三是ANAMMOX反应产生的少量NO3--N在有机物不足的情况下被不完全反硝化成NO2--N, 导致出水NO2--N浓度升高.当C/N提高至1.2时, 出水NH4+-N浓度进一步升高, 此C/N比下, ANAMMOX反应仅提供了5.9%的NH4+-N去除, 反硝化菌成为反应器中的优势菌群.在此阶段中, 反应器出水pH由进水时的7.1~7.5升高至8.3~8.7, 已经超过了ANAMMOX菌的最佳生长pH[22], 此时FA(游离氨)为26.03 mg ·L-1, 也高于Waki等[23]研究的FA抑制阈值, 过高的FA对ANAMMOX菌具有毒性, 会产生不可逆的抑制[24].在C/N为1.6和2.0时反应器的脱氮能力变化很小, 由于出水NO2--N进一步被反硝化去除, NRR略有提升至0.30 kg ·(m3 ·d)-1左右, 99.5%的NH4+-N减少由亚硝化贡献, ANAMMOX完全失去活性, 此时开始恢复实验.在恢复期停止投加有机物, 由于反应器中存在的少量AOB将NH4+-N转化为NO2--N, 出水NO2--N超过了进水NO2--N浓度.第83周期后, 不考虑AOB转换的NH4+-N, 则出水NH4+-N浓度几乎没有发生变化, 说明有机物长期抑制以后, 在短期内ANAMMOX难以恢复生物活性.
|
图 3 有机物长期影响下反应器脱氮效能 Fig. 3 Nitrogen removal rates of the reactor under the effect of organic matter in the long term |
从图 4中可以明显地看出在C/N不断提高的过程中, 污泥形态与颜色的变化.图 4(a)中污泥基本呈颗粒状, 色泽红润.图 4(b)和4(c)可以看出在C/N为0.8时, 反应器内已经出现了许多灰色的絮状反硝化污泥, 与ANAMMOX菌争夺基质, 故该C/N下反应器脱氮效能开始下降.随着有机物浓度的增加, 小的颗粒污泥裂解成更细碎的生物质, 颜色发生了从红色—灰色—黑灰色再到黑色的转变.直到C/N为2.0的末期, 反应器内的污泥基本转变为细小的黑色反硝化污泥, 原本稍大一些的颗粒污泥反而变得更大, 呈土黄色.对这些较大的颗粒污泥剖开并用微距相机进行拍摄, 可以看到包裹分层现象, 如图 5所示, 在原本红色的ANAMMOX污泥a外, 包裹了一层黑色的b层, 最外面为土黄色的c层.推测b层可能是反硝化菌层, 出现这种现象可能是由于在有机物加入的情况下, 反硝化菌大量增殖, 部分菌体附着在ANAMMOX颗粒污泥表面, 形成黑色的b层.
|
图 4 有机物长期影响下各C/N末期污泥表观性状 Fig. 4 Apparent character of sludge at the end of different C to N ratios under the effect of organic matter in the long term |
为了探究反应器中功能菌群的变化情况, 在长期影响实验分别进行到C/N为0.8、1.2、2.0末期时取少量泥样进行qPCR定量分析.在C/N为2.0末期时, 观察到反应器内壁上附着生长了一层绒状污泥, 刮取了少量泥样进行qPCR分析.从图 6可以看出, ANAMMOX菌基因拷贝数随着C/N的增加不断减少, 在C/N为2.0末期的基因拷贝数为3.15×1010 copies ·mL-1, 仍远高于同期DB的3.0×109 copies ·mL-1, 此时反应器几乎没有ANAMMOX活性, 却有强烈的反硝化活性, 这与有些学者[25, 26]认为ANAMMOX菌数量在108~109 copies ·mL-1即可表现出ANAMMOX活性的结论不同.说明高浓度TOC的环境对ANAMMOX菌活性有严重的影响, 在TOC浓度为200 mg ·L-1时, ANAMMOX菌已被抑制失活, 反硝化菌数量虽然远少于ANAMMOX菌, 但活性很高.从图 6和图 7中可知C/N为0.8末期时ANAMMOX菌基因拷贝数为2.9×1011 copies ·mL-1, 占全菌的61.7%, 而在1.2末期和2.0末期迅速降至23%和2.6%, 这也可以解释长期影响实验中反应器ANAMMOX能力迅速下降的原因.随着C/N的增加AOB在全菌中的占比在下降, 但在着壁生长的菌群中AOB却较多, 说明其有易附着生长的特性, 所以图 5中的c层可能是亚硝化菌层.在C/N为2.0的环境中AOB仍有一定的活性, 而ANAMMOX菌几乎没有体现出活性, 说明AOB在相同环境中对有机物的耐受力强于ANAMMOX菌, 并且着壁生长的特性也有利于AOB持留在反应器中, 不易随出水被带出反应器.
|
图 5 C/N为2.0末期颗粒污泥剖面 Fig. 5 Sectional view of granular sludge at the end of C to N ratio of 2.0 |
|
图 6 不同时期各菌种基因拷贝数变化 Fig. 6 Gene copy numbers for different bacteria at different times |
|
图 7 不同时期各菌种在全菌种占比 Fig. 7 Percentages of different bacteria in the total bacteria |
(1) 批次实验表明在有机物短期影响下, ANAMMOX反应器在C/N为1.4时获得最大脱氮效能, NRR为0.26 kg ·(m3 ·d)-1. ANAMMOX反应器难以承受C/N大于1.6的有机物冲击影响, 反应器脱氮效能由于异养反硝化菌大量增殖而迅速下降至0.17 kg ·(m3 ·d)-1.
(2) 长期实验表明ANAMMOX反应器在C/N为0.4时能与反硝化菌获得最大协同脱氮能力, NRR可达0.34 kg ·(m3 ·d)-1, 并且在有机物长期抑制后, 难以迅速恢复.
(3) qPCR结果表明随着有机物的增加, 反应器中的ANAMMOX菌数量急剧从C/N为0.8末期的2.9×1011 copies ·mL-1减少至C/N为2.0末期的3.15×1010 copies ·mL-1, 并且几乎未表现出生物活性.反硝化菌虽然数量远少于ANAMMOX菌, 但在有大量机物存在的环境中能表现出远超ANAMMOX菌的活性.
| [1] | Mulder A, van de Graaf A A, Robertson L, et al. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1995, 16(3): 177-183. DOI:10.1111/fem.1995.16.issue-3 |
| [2] | van Dongen U, Jetten M S M, van Loosdrecht M C M. The sharon®-anammox® process for treatment of ammonium rich wastewater[J]. Water Science & Technology, 2001, 44(1): 153-160. |
| [3] | Tsushima I, Ogasawara Y, Kindaichi T, et al. Development of high-rate anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) biofilm reactors[J]. Water Research, 2007, 41(8): 1623-1634. DOI:10.1016/j.watres.2007.01.050 |
| [4] |
陈重军, 冯宇, 汪瑶琪, 等. 厌氧氨氧化反应影响因素研究进展[J]. 生态环境学报, 2016, 25(2): 346-352. Chen C J, Feng Y, Wang Y Q, et al. Research progress in influence factor of anammox reaction[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2016, 25(2): 346-352. |
| [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] | Chamchoi N, Nitisoravut S, Schmidt J E. Inactivation of ANAMMOX communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) and denitrification[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(9): 3331-3336. DOI:10.1016/j.biortech.2007.08.029 |
| [7] | Molinuevo B, García M C, Karakashev D, et al. Anammox for ammonia removal from pig manure effluents: effect of organic matter content on process performance[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(7): 2171-2175. DOI:10.1016/j.biortech.2008.10.038 |
| [8] | 吕绛. ANAMMOX与反硝化协同反应器运行特性及处理垃圾渗滤液研究[D]. 广州: 华南理工大学, 2011. |
| [9] | Lackner S, Horn H. comparing the performance and operation stability of an SBR and MBBR for single-stage nitritation-anammox treating wastewater with high organic load[J]. Environmental Technology, 2013, 34(10): 1319-1328. DOI:10.1080/09593330.2012.746735 |
| [10] | Jenni S, Vlaeminck S E, Morgenroth E, et al. Successful application of nitritation/anammox to wastewater with elevated organic carbon to ammonia ratios[J]. Water Research, 2014, 49: 316-326. DOI:10.1016/j.watres.2013.10.073 |
| [11] |
王欢, 裴伟征, 李旭东, 等. 低碳氮比猪场废水短程硝化反硝化-厌氧氨氧化脱氮[J]. 环境科学, 2009, 30(3): 815-821. Wang H, Pei W Z, Li X D, et al. Removing nitrogen from low-C/N-piggery-wastewater using shortcut nitrification/denitrification-ANAMMOX[J]. Environmental Science, 2009, 30(3): 815-821. |
| [12] |
李捷, 张杰, 周少奇. TOC与IC对厌氧氨氧化反应的影响研究[J]. 给水排水, 2008, 34(11): 157-160. Li J, Zhang J, Zhou S Q. Effects of TOC and IC on anammox process[J]. Water & Wastewater Engineering, 2008, 34(11): 157-160. DOI:10.3969/j.issn.1002-8471.2008.11.043 |
| [13] | 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. |
| [14] | Ni B J, Hu B L, Fang F, et al. Microbial and physicochemical characteristics of compact anaerobic ammonium-oxidizing granules in an upflow anaerobic sludge blanket reactor[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2010, 76(8): 2652-2656. DOI:10.1128/AEM.02271-09 |
| [15] | Hoshino T, Noda N, Tsuneda S, et al. Direct detection by in situ PCR of the amoA gene in biofilm resulting from a nitrogen removal process[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2001, 67(11): 5261-5266. DOI:10.1128/AEM.67.11.5261-5266.2001 |
| [16] | Throbäck I N, Enwall K, Jarvis Å, et al. Reassessing PCR primers targeting nirS, nirK and nosZ genes for community surveys of denitrifying bacteria with DGGE[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2004, 49(3): 401-417. DOI:10.1016/j.femsec.2004.04.011 |
| [17] | Yu Y, Lee C, Kim J, et al. Group-specific primer and probe sets to detect methanogenic communities using quantitative real-time polymerase chain reaction[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2005, 89(6): 670-679. DOI:10.1002/(ISSN)1097-0290 |
| [18] |
朱泽沅, 于德爽, 李津. C/N比对ANAMMOX与反硝化协同脱氮性能影响及其动力学[J]. 环境工程学报, 2016, 10(6): 2813-2818. Zhu Z Y, Yu D S, Li J. Influence of C/N on nitrogen removal performance and kinetics characteristics of ANAMMOX/denitrification synergistic interaction[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2016, 10(6): 2813-2818. DOI:10.12030/j.cjee.201503158 |
| [19] |
解英丽, 池福强, 龙韬. 亚硝酸盐反硝化与硝酸盐反硝化对比研究[J]. 工业安全与环保, 2009, 35(2): 11-13. Xie Y L, Chi F Q, Long T. Nitrite and nitrate denitrification comparative study[J]. Industrial Safety and Environmental Protection, 2009, 35(2): 11-13. |
| [20] |
管勇杰, 于德爽, 李津, 等. 有机碳源作用下厌氧氨氧化系统的脱氮效能[J]. 环境科学, 2017, 38(2): 654-664. Guan Y J, Yu D S, Li J, et al. Nitrogen removal performance of ANAMMOX with different organic carbon sources[J]. Environmental Science, 2017, 38(2): 654-664. |
| [21] |
李泽兵, 刘常敬, 赵白航, 等. 多基质时厌氧氨氧化菌、异养反硝化污泥活性及抑制特征[J]. 中国环境科学, 2013, 33(4): 648-654. Li Z B, Liu C J, Zhao B H, et al. Activity and inhibition characteristics of anammox and heterotrophic denitrifier bacteria in a multi-substrate system[J]. China Environmental Science, 2013, 33(4): 648-654. |
| [22] |
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. Yang Y, Zuo J E, Shen P, et al. Influence of temperature, pH value and organic substance on activity of ANAMMOX sludge[J]. Environmental Science, 2006, 27(4): 691-695. |
| [23] | Waki M, Tokutomi T, Yokoyama H, et al. Nitrogen removal from animal waste treatment water by anammox enrichment[J]. Bioresource Technology, 2007, 98(14): 2775-2780. DOI:10.1016/j.biortech.2006.09.031 |
| [24] |
袁砚, 朱亮. 中常温变化对PN-ANAMMOX联合工艺脱氮效果的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(11): 4289-4295. Yuan Y, Zhu L. Effect of moderate and room temperature on nitrogen removal in PN-ANAMMOX process[J]. Environmental Science, 2016, 37(11): 4289-4295. |
| [25] |
刘涛, 李冬, 曾辉平, 等. 氨氮浓度对CANON工艺功能微生物丰度和群落结构的影响[J]. 环境科学, 2013, 34(2): 773-780. Liu T, Li D, Zeng H P, et al. Assessment of the effect of influent NH4+-N concentration on the abundance and community structure of functional bacteria in CANON process[J]. Environmental Science, 2013, 34(2): 773-780. |
| [26] | Strous M, Fuerst J A, Kramer E H M, et al. Missing lithotroph identified as new planctomycete[J]. Nature, 1999, 400(6743): 446-449. DOI:10.1038/22749 |