有機碳源對SNAD工藝脫氮性能及微生物種群結構的影響

李　冬,何永平,張肖靜,梁瑜海,張玉龍,范　丹，張　杰,3

(1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業大學),100124 北京;2.鄭州輕工業學院 環境污染治理與生態修復河南省協同創新中心,450001 鄭州;3.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學),150090 哈爾濱)

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有機碳源對SNAD工藝脫氮性能及微生物種群結構的影響

李冬1,何永平1,張肖靜2,梁瑜海1,張玉龍1,范丹1，張杰1,3

(1.水質科學與水環境恢復工程北京市重點實驗室(北京工業大學),100124 北京;2.鄭州輕工業學院 環境污染治理與生態修復河南省協同創新中心,450001 鄭州;3.城市水資源與水環境國家重點實驗室(哈爾濱工業大學),150090 哈爾濱)

摘要:為考察不同有機碳源質量濃度對亞硝化的全程自養脫氮工藝(SNAD)脫氮性能的影響,將該工藝應用到生活污水的處理中,采用MBR反應器,以葡萄糖作為有機物來源,通過逐步增大COD來實現,并運用PCR-DGGE技術研究了微生物種群結構的變化.反應器運行結果和DGGE圖譜分析表明:碳氮比為0~2時,COD的增加不會抑制AOB和Anammox菌,AOB和Anammox菌的菌屬種類不受影響,反而通過反硝化作用提高氮去除負荷.總氮去除率和氮去除負荷分別為67%和0.34 kg/(m3·d)左右.碳氮比為3~4及生活污水運行條件下,Anammox菌不受影響,AOB的活性受到抑制,菌屬種類減少,脫氮效率下降.生活污水運行階段,總氮去除率和氮去除負荷平均分別為73%和0.17 kg/(m3·d).Nitrosomonas和Candidatus Kuenenia stuttgartiensis一直是反應器內的優勢菌屬,共同完成脫氮過程.

關鍵詞:同步亞硝化厭氧氨氧化和反硝化;有機物;生活污水;聚合酶鏈式反應-變性梯度凝膠電泳;微生物

目前,水體中氮素污染物的去除仍是水處理領域研究的熱點與難點.傳統硝化-反硝化脫氮工藝雖然脫氮效率高,但投資與運行費用高,耗能大,污泥產量高[1].基于亞硝化的全程自養脫氮(CANON)[2]工藝有效地克服了傳統脫氮工藝中固有的缺點.CANON工藝是指氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化(Anammox)菌共存于同一反應器內,AOB在微氧條件下,以氧作為電子受體將NH4+-N部分氧化為NO2--N,Anammox菌以AOB產生的NO2--N為電子受體,與剩余NH4+-N反應,生成N2并釋放,達到脫氮目的.CANON系統內化學計量方程式如下

1NH3+0.85O2→0.435N2+0.11NO3-+0.14H++1.43H2O.

(1)

CANON工藝因具有高效脫氮、耗能少、無需外加碳源且污泥產量低等優點受到國內外諸多學者的青睞.但根據式(1),理論上CANON工藝只能達到89%的總氮去除率,產生11%左右的NO3--N無法根除.并且,只含氨氮不含有機物的水體幾乎不存在,由于AOB和Anammox菌均是自養菌,有機物的存在勢必對這兩種菌產生影響.如何同時去除水體中的氨氮和有機物,進一步提高脫氮效率,是研究學者努力的方向.Chen等[3]提出了同步亞硝化、厭氧氨氧化和反硝化(SNAD)工藝,即在同一反應器內AOB和Anammox菌共同完成CANON反應,反硝化細菌以有機物為電子供體,將產生的少量NO3--N還原為N2,解決了上述難題.近年來,SNAD工藝的研究多集中在化肥工業廢水、養豬廢水等高氨氮、低碳氮比的廢水處理中[4-6],而關于不同有機物質量濃度對SNAD工藝的影響及將其應用于低氨氮、高碳氮比的生活污水的處理少見報道.本研究以MBR系統內SNAD工藝為對象,探討了不同有機物質量濃度對SNAD工藝的影響及對系統內AOB和Anammox菌種群結構的影響,進一步考察SNAD工藝應用于實際生活污水同步脫氮除有機物的處理,以期為該工藝應用于工程實踐提供理論依據.

1實驗

1.1實驗裝置

本實驗在已成功以連續流方式運行CANON工藝的基礎上進行.運行期間,曝氣量為0.2 mL/min、NH4+-N質量濃度為150 mg/L時, NH4+-N去除率、總氮去除率和氮去除負荷分別為88%、51.67%和0.45 kg/(m3·d).實驗裝置為有機玻璃制成的圓柱形MBR反應器,如圖1所示.圓柱內徑13 cm,高度40 cm,有效容積3 L,內置聚偏氟乙烯(PVDF)中空纖維膜組件,膜孔徑為0.1 μm,有效膜面積為0.2 m2,膜通量36 L/h.反應器底部設置曝氣環,采用鼓風曝氣,曝氣量由轉子流量計控制,中間設有攪拌機,用于基質和O2均勻擴散,外部設置水浴套筒,由溫度控制儀控制反應器內溫度.

1—進水箱;2—進水泵;3—膜組件;4—出水泵;5—鼓風機;6—氣體流量計;7—曝氣環;8—DO電極;9—pH電極;10—DO在線測定儀;11— pH在線測定儀;12—攪拌機;13—水浴.

圖1實驗裝置示意

1.2實驗用水與實驗方法

實驗用水前期采用人工配水,分別以(NH4)2SO4、NaHCO3和葡萄糖作為NH4+-N、堿度和COD的來源.進水中額外添加MgSO4·5H2O、CaCl2、KH2PO4和營養液Ⅰ、Ⅱ作為營養物質,營養液Ⅰ包括EDTA 5 000 mg/L 和FeSO45 000 mg/L．營養液Ⅱ包括EDTA 15 000 mg/L、ZnSO4·7H2O 430 mg/L、CoCl2·6H2O 240 mg/L、MnCl2·4H2O 990 mg/L、CuSO4·5H2O 250 mg/L、Na2MoO4·2H2O 220 mg/L、NiCl2·6H2O 190 mg/L、Na2SeO4·10H2O 210 mg/L 和H3BO414 mg/L,水質情況見表1．后期實驗用水取自北京工業大學教工家屬西區化糞池中的生活污水,不再另外投加任何其他物質,水質情況見表2.

表1　人工配水水質

表2　生活污水水質

實驗在常溫(23~25)℃條件下采用連續流方式運行,分為兩個階段：第Ⅰ階段,配水運行,COD為0、50、100、200、300、400 mg/L;第Ⅱ階段,生活污水運行.不同階段主要運行條件見表3.

表3　不同階段主要運行條件

1.3分析項目與方法

NH4+-N、NO2--N、NO3--N、COD等指標均采用國家規定的標準方法測定[7]; DO、ORP、pH及溫度測定分別采用EUTECH DO2000PPG 多功能溶解氧在線測定儀、WTW ORP296型在線測定儀、WTW pp96 型在線測定儀測定.

1.4DNA提取、PCR-DGGE、克隆和測序

1.4.1基因組DNA的提取

在COD為0、200、400 mg/L及生活污水運行穩定期,從MBR反應器內采集混合液.用UNIQ-10柱式細菌基因組DNA抽提試劑盒(上海生工)提取基因組DNA,具體操作按說明書進行.所提取的基因組DNA用0.8%(質量分數)的瓊脂糖凝膠電泳檢測,以備PCR用.

1.4.2PCR擴增及DGGE電泳

采用巢式PCR方法,分別擴增β-proteobacteria菌門的AOB,Planctomycetales菌門的Anammox菌.為擴增AOB的16S rDNA,第一輪擴增使用CTO189fA/B和CTO189fC混合引物(體積比2∶1)作為正向引物,反向引物采用CTO654r.之后以第一輪PCR擴增產物為模板,使用通用引物對F338(帶GC夾)/R518進行第二輪PCR擴增.對于Anammox菌特異性片段的擴增,第一輪先以引物對Pla46F/630R進行浮霉球菌擴增.之后以第一輪PCR擴增產物為模板,使用引物對Amx368f(帶GC夾)/Amx820r進行第二輪PCR擴增.PCR 反應體系為25 μL,其中包含2.5 μL 10 × Ex Taq buffer ( Mg2+Plus),2.0 μL DNTP,1.0 μL BSA,1.0 μL引物,0.125 μL TaKaRa Ex Taq酶,模板DNA 約1.0 ng,用無菌水補齊至25 μL.引物堿基序列及反應條件見表4.

表4　PCR常用引物對應程序

PCR擴增產物用1.5%(質量分數)的瓊脂糖凝膠進行電泳檢測.采用Sanprep柱式DNA 膠回收試劑盒(上海生工)進行PCR 產物的純化回收,具體操作按說明書進行.對PCR 產物進行DGGE 分析：聚丙烯酰胺質量分數8%,變性梯度為30%~60%,電壓120 V,電泳時間5 h,電泳在Dcode Universal Mutation Detection System 儀器上進行.電泳結束后按Bassam等[12]的方法對凝膠進行銀染和拍照.

1.4.3克隆和測序

切取DGGE圖譜中的目的條帶溶于150 μL TE(pH 8.0)溶液中,4 ℃過夜,以此為模板,以不含GC 夾的引物進行PCR擴增,并對PCR產物進行純化.按照pMD19-T plasmid vector system說明書進行基因片段與載體的連接后,轉化到大腸桿菌Dpα感受態細胞中,通過藍白斑法篩選陽性克隆子,過夜培養后進行測序.采用BLAST對測序結果和基因庫中已知序列進行相似性分析.

2結果與討論

2.1反應器運行性能

2.1.1配水階段反應器運行性能

此階段主要探討不同碳氮比對SNAD工藝運行性能的影響及調控方法.NH4+-N質量濃度為100 mg/L,COD依次從0 mg/L逐漸遞增到400 mg/L,本階段反應器運行效果如圖2所示.由圖2(a)可以看出,0~53 d,隨著碳氮比的增大,即分別為0、0.5、1.0、2.0,出水NH4+-N質量濃度基本不變,維持在24 mg/L,出水NO2--N和NO3--N質量濃度逐漸減小,分別下降到0.2和5.0 mg/L左右.圖2(b)也顯示NH4+-N去除率(RAR)一直在75%左右,總氮去除率(RTN)和氮去除負荷(RNR)由于出水NO2--N和NO3--N質量濃度的減小,不斷增大至67%和0.34 kg/(m3·d)左右.當碳氮比為3時,由于HRT控制不穩,導致第54~59天出水NH4+-N質量濃度變化也較大,但第60~64天HRT穩定后,出水NH4+-N質量濃度明顯增高,RTN和RNR降低,因此,第65~71天,曝氣量由0.1 mL/min調至0.2 mL/min,以氧化更多的NH4+-N,此時,出水NH4+-N質量濃度只是輕微減小.在第72~79天將HRT由(5.0±0.5)增大至(7.0±0.5)h,出水NH4+-N質量濃度進一步降至13.0 mg/L左右,出水NO3--N質量濃度增加到9.3 mg/L,RTN上升到75%左右,RNR有所回升,為0.23 kg/(m3·d)左右.繼續增大碳氮比至4,出水NH4+-N質量濃度增加至21.0 mg/L,而出水NO3--N質量濃度減小至4.0 mg/L,RTN和RNR分別為72%和0.24 kg/(m3·d).圖2(c)表明,當COD為50 mg/L時,出水COD在23~30 mg/L,隨著COD的增加,出水COD變化范圍為9.0~14.0 mg/L,COD去除率不斷增大,在95%以上.

圖2　配水階段反應器運行性能

2.1.2生活污水階段反應器運行性能

此階段引入生活污水,如圖3所示.第94~103天,進水為人工配水和生活污水各一半,混合均勻，考慮到生活污水中好氧異養微生物較多,會消耗較多的溶解氧,將HRT增大到12 h左右.從圖3可以看出,出水NH4+-N質量濃度在3 mg/L左右,出水NO2--N接近0 mg/L,出水NO3--N質量濃度為3 mg/L左右,出水COD在25~33 mg/L波動.RAR和RTN分別達95%和89%以上.第104~120天為完全原水運行時期,由于進水中只加入50%生活污水時,RAR和RTN已較高,便將HRT減小到(7.0±0.5) h.前9 d,隨著反應器的運行,出水NH4+-N質量濃度越來越大,導致RTN和RNR急劇下降.第114天將HRT增加至(8.3±0.1) h,出水NH4+-N質量濃度迅速降至23.0 mg/L左右,出水NO2--N和NO3--N質量濃度幾乎為0 mg/L,RTN和RNR也分別上升到73%和0.17 kg/(m3·d)左右,出水COD略升至30.0~40.0 mg/L,COD去除率達90%左右.

圖3　生活污水階段反應器運行性能

2.2反應器運行性能分析

由于AOB和Anammox菌是自養菌,不需要有機物作為碳源或能源物質,當反應器中存在有機物時,勢必會改變其生存環境的物化特性,從而促進或抑制其生長和脫氮性能.本實驗配水運行階段,當碳氮比≤2時,隨著COD的增加,RAR基本保持不變,RTN和RNR由于出水NO2--N和NO3--N質量濃度的減少而增大.這是因為在低質量濃度有機碳源下,AOB和Anammox菌未受到影響,而反硝化細菌活性增強,通過反硝化作用將NO2--N和NO3--N還原為N2,提高了脫氮效率.有學者[13-15]認為低質量濃度的有機物不會顯著影響Anammox反應,反而通過反硝化作用提高總氮去除率.當碳氮比為3時,出水NO3--N質量濃度進一步下降,但出水NH4+-N質量濃度上升幅度較大.有機碳源對AOB和Anammox菌的抑制作用表現為：有機物的加入會使好氧異養菌繁殖,與AOB競爭O2,從而抑制AOB的活性;同時,會使反硝化細菌生長,與Anammox菌競爭底物NO2--N,致使Anammox菌活性降低甚至失活[4].周少奇[16]發現高碳源環境下,由于反硝化菌的生長速率大于Anammox菌,大量繁殖,在競爭NO2--N時占優勢.本研究中導致出水NH4+-N質量濃度升高,理論上可能存在以下原因：①因好氧異養菌大量繁殖,AOB受到抑制,導致Anammox菌所需的底物——NO2--N減少,也受到抑制;②AOB未受到影響,因反硝化菌的過度繁殖,使得NO2--N減少Anammox菌受到抑制;③因好氧異養菌和反硝化菌均大量繁殖,致使AOB和Anammox菌同時受到抑制.分析如下：如圖4(a)所示,當碳氮比為0、0.5、1.0、2.0,曝氣量為0.1 mL/min時,DO維持在0.3 mg/L,而ORP由-22 mV逐漸減小到-105 mV左右.反應器內隨著碳氮比的增加,DO相對穩定,O2可供好氧異養菌和AOB同時利用,表明在碳氮比≤2的條件下,在競爭O2時,好氧異養菌未對AOB菌造成不利影響,而ORP的減小是因為反硝化菌的作用.文獻[17]在研究循環式活性污泥法時認為,在缺氧區ORP能指示反硝化碳源是否充足,即反硝化作用加強會導致ORP減小.雖然存在反硝化菌,但在低質量濃度有機碳源下,其對NO2--N的親和力要小于Anammox菌對NO2--N的親和力[18]，所以Anammox菌也未受到抑制,這與反應器內氮素變化情況一致.當碳氮比為3時,第54~64天,DO和ORP大幅下降(文獻[17]的研究表明，ORP隨著DO質量濃度的下降而下降),高質量濃度有機物的存在使好氧異養菌大量繁殖,消耗大量O2,AOB可能由于供氧不足受到抑制,生成少量的NO2--N,Anammox菌因基質NO2--N質量濃度不足活性降低,導致出水NH4+-N質量濃度升高,RNR降低.根據以上分析將O2調至0.2 mL/min,此時DO仍為0.1 mg/L,出水NH4+-N質量濃度降低,但還是較高,第72天,增大HRT,DO為0.2 mg/L,出水NH4+-N質量濃度進一步降低.當碳氮比為4時,DO減至0.1 mg/L,出水NH4+-N質量濃度輕微升高.如圖4(b)所示,生活污水運行階段同理,不再贅述.

圖4　不同階段O2、DO、ORP的變化

由以上分析可知,當碳氮比為3時,出水NH4+-N質量濃度升高的原因符合第①種.若是因為AOB未受到影響,反硝化菌過度繁殖,便會導致反應器內ORP的升高,與此時DO和ORP大幅下降的現象不符.若是因為好氧異養菌和反硝化菌均大量繁殖,當增大DO質量濃度或HRT,雖然AOB活性恢復,但由于反硝化菌繼續大量增殖與Anammox菌競爭NO2--N,勢必會抑制Anammox菌,加之后期碳氮比為4,Anammox菌一直處于劣勢,種群結構會受到影響,但2.3節DGGE圖譜顯示Anammox菌種群結構在運行期間未發生變化.所以,本研究中碳氮比≥3致使反應器脫氮性能下降,主要是好氧異養菌大量繁殖,AOB受到抑制所致.

從圖2(c)可以看出，COD去除率隨COD的增加而增大.原因是當COD較低時,異養菌數量較少,只能氧化少量的有機物,當COD越來越大,異養菌大量增殖,氧化了大量有機物.比較配水運行階段與生活污水運行階段出水COD,后者偏大,主要是由原水中存在難降解有機物所致.

圖5為實驗結束時,曝氣量為0.2 mL/min,以生活污水為進水的周期實驗.0~10 h,COD逐步下降,而NH4+-N質量濃度變化不明顯,說明COD最先被好氧異養菌氧化,并消耗O2,抑制了AOB的活性.當COD降至89.42 mg/L時,NH4+-N質量濃度開始下降,AOB和Anammox菌發揮作用,同時反硝化細菌將生成的NO3--N還原為N2,使得NO3--N質量濃度沒有升高,AOB、Anammox菌和反硝化細菌共同完成脫氮作用.同時也說明在高碳氮比的情況下,由于好氧異養菌先將大部分COD去除,解除了反硝化細菌過度繁殖競爭基質NO2--N對Anammox菌的不利影響,這也是本實驗中雖然碳氮比高于其他學者研究值[15,19],但在短期內未對Anammox菌產生抑制的原因.

圖5　周期實驗中COD、三氮質量濃度的變化

2.3AOB和Anammox菌種群結構變化

圖6中a、b、c、d 4個泳道分別對應COD為0、200、400 mg/L及生活污水運行階段AOB的DGGE圖譜.對圖中10個條帶進行DNA基因序列測序,結果表明，所有AOB均屬于β-proteobacteria,主要是Nitrosomonas,包括Nitrosomonassp.、Nitrosomonaseuropaea、Nitrosococcusmobilis和Nitrosomonasoligotropha且相似度均在98%及以上,如表5所示,表明Nitrosomonas是反應器內的優勢菌種.Ducey等[20]在研究亞硝化時,對153個克隆的16S rRNA基因序列進行測序分析,結果表明大部分屬于Nitrosomonas. Liu等[21]認為相對于Nitrosospira,Nitrosomonas更適于在CANON反應器中生長.對比4個階段AOB的種群結構變化可以看出：碳氮比由0~2,條帶數量均為10,無條帶缺失,AOB菌屬種類不受影響;當碳氮比為4時,條帶數量減少到9,缺少了條帶4(Nitrosomonassp.),AOB種群結構有所變化,菌屬種類減少,說明在高質量濃度有機碳下,好氧異養菌快速增殖競爭O2,AOB受到抑制;在處理生活污水時,條帶數量減少至8,缺少了條帶4(Nitrosomonassp.)和條帶6(Nitrosomonassp.),AOB菌屬種類進一步減少,原因是生活污水中存在多而繁雜的好氧異養菌,其引入對AOB更為不利,影響了AOB的種群結構.

圖6　AOB的DGGE圖譜

圖7中a、b、c、d 4個泳道分別對應COD為0、200、400 mg/L及生活污水運行階段Anammox菌的DGGE圖譜.對圖中3個條帶進行DNA基因序列測序,結果表明均屬于Planctomycetia,包括CandidatusKueneniastuttgartiensis和anaerobicammonium-oxidizingplanctomycete,相似度高達99%及以上(表6).Hu等[22]的研究表明，CandidatusKueneniastuttgartiensis是一種存在于淡水環境中的Anammox,且在污水脫氮系統中常見[23].

圖7　Anammox菌的DGGE圖譜

從圖7可以看出,在4個階段中Anammox菌菌屬種類沒有變化,全部為3個同位置的條帶,說明在碳氮比由0增到4的過程中,通過及時調整運行參數,短期內Anammox菌種群結構不會受到影響.AOB和Anammox菌的DGGE圖譜分析表明，Nitrosomonas和CandidatusKueneniastuttgartiensis一直是反應器內的優勢菌種,共同完成脫氮過程,且有機物對種群結構的影響與對反應器脫氮性能的影響一致.

表5　DGGE條帶上AOB的DNA序列比對結果

表6　DGGE條帶上Anammox菌的DNA序列比對結果

3結論

1)碳氮比為0~2(ρ(NH4+-N)=100 mg/L、COD為0~200 mg/L)條件下,COD的增加不會抑制AOB和Anammox菌,反而通過反硝化作用提高氮去除負荷.總氮去除率和氮去除負荷平均分別為67%和0.34 kg/(m3·d).可見,SNAD工藝對于低碳氮比廢水的脫氮處理有很好的應用前景.

2)碳氮比為3~4(ρ(NH4+-N)=100 mg/L、COD為300~400 mg/L)及生活污水運行條件下,由于大量COD的存在使得好氧異養菌不斷增殖,抑制AOB的活性,脫氮效率下降,影響自養系統脫氮性能的穩定性,可通過調整曝氣量和HRT改善出水水質.生活污水運行階段,總氮去除率和氮去除負荷平均分別為73%和0.17 kg/(m3·d),反應器脫氮性能尚需進一步提高.

3)人工配水階段，隨碳氮比的增加,COD去除率不斷升高,在95%以上.生活污水運行階段,由于存在難降解有機物，COD去除率在90%左右.可見,SNAD工藝可以提高脫氮效率,還可有效去除有機物.

4)AOB和Anammox菌的DGGE圖譜分析表明：碳氮比為0~2時,COD的增加對AOB和Anammox菌的菌屬種類無影響.碳氮比為3~4及生活污水運行時,COD的增加使AOB菌屬種類減少，而通過及時調控運行參數(DO、HRT)短期內Anammox菌不會受到影響,對其長期作用還需進一步研究.這與反應器的脫氮性能變化一致.Nitrosomonas和CandidatusKueneniastuttgartiensis一直是反應器內的優勢菌種,共同完成脫氮過程.以后,可著重研究如何創造有利于這兩種菌生存的環境.

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(編輯劉彤)

Effect of organic carbon on nitrogen removal and the microbial communities in SNAD process

LI Dong1, HE Yongping1, ZHANG Xiaojing2, LIANG Yuhai1, ZHANG Yulong1, FAN Dan1, ZHANG Jie1,3

(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering(Beijing University of Technology), 100124 Beijing,China; 2.Collaborative Innovation Center of Environmental Pollution Control and Ecological Restoration, Zhengzhou University of Light Industry, 450001 Zhengzhou,China; 3.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment(Harbin Institute of Technology), 150090 Harbin,China)

Abstract:Effect of different organic substrate concentration on nitrogen removal in SNAD and the application of this process to treat domestic wastewater were investigated in a MBR, with gradually increased glucose as a source of organic matter. Besides,changes of microbial communities were observed by PCR-DGGE techniques. Experimental results and DGGE profiles showed that the increase of organic carbon concentration did not inhibited the activity and category species of AOB and Anammox bacteria when the C/N ration was ranged 0 to 2.0. Meanwhile, a significantly improvement of nitrogen removal was observed via effective denitrification, with a total nitrogen removal efficiency of 67% and nitrogen removal rate of 0.34 kg/(m3·d), respectively. Under the C/N of 3-4 condition, the anammox bacteria in the system changed insignificantly,but AOB was inhibited and the category species reduced, resulting a decreasing of nitrogen removal efficiency.Total nitrogen removal efficiency and nitrogen removal rate were about 73% and 0.17 kg/(m3·d), respectively.Nitrosomonas and Candidatus Kuenenia stuttgartiensis were the predominant microorganisms in the SNAD reactor and played a major role in autotrophic nitrogen removal.

Keywords:SNAD;organic carbon; domestic wastewater;PCR-DGGE;microbes

中圖分類號:X172

文獻標志碼:A

文章編號:0367-6234(2016)02-0068-08

通信作者:李冬, lidong2006@bjut.edu.cn.

作者簡介:李冬(1976—),女,教授,博士生導師;

基金項目:國家自然科學基金(51222807);

收稿日期:2014-08-08.

doi：10.11918/j.issn.0367-6234.2016.02.012

國家科技重大專項-水專項(2012ZX07202-005).

張杰(1938—)，男，博士生導師，中國工程院院士.