全 文 ：限氧自养硝化2反硝化生物脱氮新技术 3
张　丹1 　徐　慧1 　李相力2 　张　颖1 　陈冠雄1 3 3
(1 中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室 ,沈阳 110016 ;2 沈阳市环境监测中心站 ,沈阳 110016)
【摘要】　限氧自养硝化2反硝化是部分硝化与厌氧氨氧化相耦联的生物脱氮反应过程 ,通过严格控制溶解
氧在 0. 1～0. 3 mg·L - 1 ,实现硝化反应控制在亚硝酸阶段 ,然后以硝化阶段剩余的 NH4 + 作为电子供体 ,
在厌氧条件下实现反硝化. 该反应过程是完全的自养硝化2反硝化过程 ,具有能耗低、脱氮效率高、反应系
统占地面积小等优点 ,适用于处理 COD/ NH4 + 2N 低的废水 , 是一种非常有应用前景的生物脱氮技术. 文
中详细介绍了限氧自养硝化2反硝化生物脱氮反应过程的研究进展 ,讨论了其微生物学机理及应用前景.
关键词 　限氧自养硝化2反硝化 　生物脱氮 　溶解氧
文章编号 　1001 - 9332 (2003) 12 - 2333 - 04 　中图分类号 　X505 　文献标识码 　A
Oxygen2limited autotrophic nitrif ication and denitrif ication —A novel technology for biological nitrogen re2
moval. ZHAN G Dan1 ,XU Hui1 ,L I Xiangli2 ,ZHAN G Ying1 and CHEN Guanxiong1 (1 Key L aboratory of Ter2
rest rial Ecological Process , Institute of A pplied Ecology , Chinese Academy of Sciences , S henyang 110016 , Chi2
na ;2 L aboratory of Monitoring W ater Quality , S henyang Envi ronmental Monitoring Center S tation , S henyang
110016 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2003 ,14 (12) :2333～2336.
Oxygen2limited autotrophic nitrification and denitrification (OLAND) is a biological nitrogen removal process
coupled with partial nitrification and anaerobic ammonium oxidation. In our study ,the nitrification was blocked
at nitrite stage by controlling the dissolved oxygen concentration at 0. 1～0. 3 mg·L - 1 ,and then ,the denitrifica2
tion proceeded ,with the residual ammonium at the partial nitrification stage as electron donor. As a completely
autotrophic nitrification2denitrification process ,the OLAND was of many advantages (e. g. ,low energy consump2
tion ,high nitrogen removal rate and small footprint of system) ,and suitable in particular for treating low COD/
NH4 + 2N ratio wastewater. It has become one of the most prosperous and practicable biological nitrogen removal
technologies. The recent research of OLAND was reviewed ,and its microbial mechanism as well as its applicable
prospect was remarked in this paper.
Key words 　OLAND , Biological nitrogen removal , Dissolved oxygen.3 中2比国际合作项目 (BIL00/ 03) 和中国科学院沈阳应用生态研究
所知识创新工程资助项目 (SCXMS0109) .3 3 通讯联系人 E2mail : gxchen39 @hotmail. com
2003 - 02 - 14 收稿 ,2003 - 04 - 11 接受.
1 　引 　　言
随着人类生产活动的加剧和人们生活水平的不断提高 ,
氨氮的排放量也急剧增加 ,使高效脱氮技术的研究日益成为
水污染控制领域的研究热点之一 [7 ,12 ,15 ,30 ] . 生物法脱氮一直
被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法之一. 常
规的生物脱氮过程包括硝化和反硝化作用两部分 ,分别由硝
化菌群和反硝化菌群作用完成. 硝化作用分为氨态氮被氧化
成亚硝态氮和亚硝态氮进一步被氧化成硝态氮两个阶段. 硝
化作用是由两类不同的好氧自养菌完成的 ,其中主要作用的
是氨氧化菌和亚硝酸氧化菌 ,氨氧化菌主要包括 Nit ro2
somonas , N it rosospi ra 和 Nit rosococcus 3 种 ;亚硝酸氧化菌主
要包括 Nit robacter 和 Nit rospi ra. 反硝化作用则是由异氧菌
在厌氧条件下 ,以有机碳源作为电子供体 ,将硝态氮通过亚
硝态氮还原为氮气的过程 [6 ] . 由于对环境条件的要求不同 ,
即硝化作用发生在好氧条件下 ,反硝化作用发生在缺氧或厌
氧条件下 ,这两个过程不能在同一均一反应体系中进行 ,只
能分别在好氧和厌氧体系中进行.
常规的生物脱氮过程中硝化作用阶段进行曝气通常需
要消耗大量的能量 ,反硝化作用阶段则需要有机碳源的额外
加入. 为了实现生物脱氮过程的可持续性 ,人们开发了另一
种生物脱氮途径 :亚硝酸盐途径 ,即通过控制反应运行条件 ,
使氨氮的氧化被控制在亚硝酸盐阶段 ,然后亚硝酸盐再进一
步转化为氮气 ,可以表示为 NH4 + →NO2 - →N2 . 1975 年 ,
Voets等[26 ]在处理高氨氮浓度废水的研究过程中发现了硝
化过程中 NO2 - 积累的现象 ,并首次提出了生物脱氮可以经
过亚硝酸盐途径实现的概念. 但直到十几年之后 ,这种新的
生物脱氮途径的可行性才得以证实 [17 ] . 这种亚硝酸盐的生
物脱氮途径非常适用于处理高氨氮、低 COD 的废水 [26 ] . 典
型的高氨氮、低 COD 废水主要有消化污泥脱水液 [28 ] 、垃圾
渗滤液[29 ]和一些工业废水. 但是为了有效的脱氮 ,这种反应
途径还需额外加入一定的有机碳源 (如甲醇) .
近几年研究表明 ,不需要额外加入有机碳源 ,而通过亚
硝酸盐途径的生物脱氮过程已成为可能 ,即硝化2厌氧氨氧
化作用 ,在硝化作用阶段 NH4 + 部分被氧化成 NO2 - ,在厌氧
应 用 生 态 学 报 　2003 年 12 月 　第 14 卷 　第 12 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,Dec. 2003 ,14 (12)∶2333～2336
氨氧化作用阶段 ,剩余的 NH4 + 作为电子供体 ,与硝化作用
阶段生成的 NO2 - 作用 ,进一步生成氮气. 其反应途径分为
两个阶段. 第一阶段为限氧亚硝化过程 ,反应途径可表示为
NH4 + →NO2 - ;第二阶段为厌氧氨氧化过程 ,反应途径可表
示为 NH4 + + NO2 - →N2 . Jetten 等[10 ]认为 ,当厌氧氨氧化阶
段进水中 NO2 - 和 NH4 + 的反应的比例为 1. 32∶1 时 ,这种通
过亚硝酸盐途径的生物脱氮过程是最经济有效的. 基于这种
自养脱氮的概念 ,不断涌现出几种新的生物脱氮系统 ,如 :一
体化完全自养脱氮系统 (Completely Autotrophic Nitrogen re2
moval Over Nitrite ,简称 CANON) 、限氧自养硝化2反硝化生
物脱氮系统 ( Oxygen2Limited Autotrophic Nitrification and
Denitrification System ,简称 OLAND) 、SHARON2ANAMMOX
悬浮系统 ( Single reactor system for High rate Ammonia Re2
moval Over Nitrite2Anaerobic Ammonium Oxidation , 简 称
SHARON2ANAMMOX) . 在硝化2厌氧氨氧化的自养脱氮过
程中 ,只有部分氨氮被氧化 ,硝化过程可节省 25 %～62. 5 %
的耗氧量. 同时 ,由于在厌氧氨氧化过程中 ,硝化作用阶段剩
余的 NH4 + 2N 作为亚硝酸还原的电子供体 ,可节省 40 %～
100 %有机碳源的加入[1 ,8 ,10 ,21 ] .
OLAND 作为一种正在研究开发的自养生物脱氮系统 ,
其反应过程与常规生物脱氮过程相比 ,硝化作用阶段可节省
62. 5 %的耗氧量 ,厌氧氨氧化作用阶段可节省 100 %有机碳
源的加入. 另外 ,OLAND 与其它自养生物脱氮系统相比 ,具
有大量节省能耗、脱氮效率高和反应系统易于控制等优点 ,
是一种非常经济、有效并有发展前途的生物脱氮系统. 本文
就 OLAND 生物脱氮系统的运行机制及微生物学机理的研
究进展予以综述.
2 　限氧自养硝化2反硝化生物脱氮反应系统
　　限氧自养硝化2反硝化 (Oxygen2Limited Autotrophic Ni2
trification and Denitrification)是部分硝化与厌氧氨氧化相耦
联的生物脱氮反应系统. 它是由比利时根特大学微生物生态
实验室于 1996 年开发研制的 ,该生物脱氮系统吸取了
SHARON、ANAMMOX等先进生物脱氮工艺的优点 ,实现了
生物脱氮在较低温度 (22～30 ℃) 下的稳定运行 ,并通过限
氧调控实现了硝化阶段亚硝酸盐的稳定积累 ,同时提出了厌
氧氨氧化反应过程中微生物作用机理的新概念. 目前主要采
用两种反应器形式来研究 OLAND 系统 ,一种是一体化生物
膜 (RBC)反应系统 ; 另一种是两阶段悬浮式膜生物反应系
统 (MBR) . OLAND 反应系统的关键就是通过控制溶解氧达
到 0. 1～0. 3 mg·L - 1 ,使部分的 NH4 + 被氧化成 NO2 - ,未氧
化的 NH4 + 则以生成的 NO2 - 为电子受体 ,被还原为氮气.
OLAND 脱氮系统既节省了硝化作用过程中氧的大量消耗
(与传统的硝化 —反硝化过程相比可节省 62. 5 %的耗氧
量) ,又避免了反硝化作用过程中有机碳源的加入 (与传统的
硝化 —反硝化过程相比可节省 100 %有机碳源) (表 1) [12 ] .
　　一体化生物膜 RBC 反应系统 ,采用 PVC 圆盘作为微生
物的载体 ,通过在转盘上生物膜的不断形成过程 ,在转盘上
表 1 　OLAND 生物脱氮过程与常规的硝化2反硝化生物脱氮过程化
学反应式及比较
Table 1 Comparison of stoichiometry of OLAND process with conven2
tional nitrogen removal process
反应过程
Process
△G
(kJ·mol - 1N)
△G
(kJ·mol - 1反应)
常规的硝化2反硝化过程1)
NH4 + + 2O2 →NO3 - + H2O + 2H + - 349. 3 - 349. 3
NO3 - + H + + 0. 83CH3OH →0. 5N2 - 546. 1 - 546. 1
+ 2. 17H2O + 0. 83CO2
NH4 + + 2O2 + 0. 83CH3OH →0. 5N2 - 895. 4 - 895. 4
+ 3. 17H2O + H + + 0. 83CO2
OLAND 生物脱氮过程2)
0. 5NH4 + + 0. 75O2 →0. 5NO2 - - 217 - 135. 5
+ 0. 5H2O + H +
0. 5NH4 + + 0. 5NO2 - →0. 5N2 + H2O - 358. 8 - 179. 4
NH4 + + 0. 75O2 →0. 5N2 + 1. 5H2O + H+ - 316 - 316
与常规生物脱氮过程相比 ,OLAND 过程3)
O2 oxygen consumption 62. 5 %
电子供体 (外加有机碳源) 100 %
Electron donor (Additional organic carbon source)
1) Conventional nitrogen removal process ;2) OLAND biological nitrogen
removal process ;3) The advantages of OLAND process compared with
conventional nitrogen removal process.
形成了一定的厌氧区和好氧区 ,微生物在好氧区发生亚硝化
反应 ,厌氧区发生厌氧氨氧化反应 ,反应过程如图 1 [13 ] .
图 1 　OLAND 一体化生物膜反应系统假设的反应途径
Fig. 1 Hypothesis of the pathway of oxygen limited autotrophic nitrifica2
tion and denitrification in RBC.
　　在生物转盘外层的好氧区 NH4 + 部分被氧化成 NO2 - ,
未反应的 NH4 + 和生成的 NO2 - 进入内层厌氧区 ,进一步反
应释放出氮气 ,同时还有少量 NO2 - 进一步氧化生成 NO3 - ,
为微生物的生长提供必需的电子.
　　两阶段悬浮式膜生物反应系统是由两个圆柱形的膜生
物反应器串联而成 ,内浸多聚醚砜中空膜 ,实现 p H 和温度
的自动补偿调控. 在第 1 个反应器中通过控制溶解氧达到
0. 1～0. 3 mg·L - 1 ,来实现部分的 NH4 + 被氧化成 NO2 - ,剩
余的 NH4 + 与生成的 NO2 - 进入第 2 个反应器 ,在严格的厌
氧条件下 ,进一步被还原生成氮气 [27 ] . 在第 1 个反应器中发
生的是限氧亚硝化反应 ,在第 2 个反应器中发生的是厌氧氨
氧化反应. 两阶段悬浮式膜生物反应系统示意图如图 2 [27 ] .
3 　限氧自养硝化2反硝化系统中微生物的作用
　　限氧自养硝化反硝化生物脱氮过程实际包括限氧硝化
作用和厌氧氨氧化作用两个过程. 限氧硝化作用过程是整个
4332 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
图 2 　两阶段悬浮式生物膜反应系统示意图
Fig. 2 Schematic diagram of the two stages suspended membrane biore2
actor of OLAND system.
Ⅰ. 高氨氮浓度的废水 Influent with high ammonia wastewater ; Ⅱ. 中
间产物 Intermedia ; Ⅲ. 出水 Effluent . 1 : NaHCO3 碱液 NaHCO3 solu2
tion ;2 :通气 Aeration ;3 :温度传感器 Temperature sensor ;4 : p H 电极
p H sensor ;5 :溶氧电极Dissolved oxygen sensor ;6 :搅拌装置 Stirrer ;7 :
内浸式中空微滤膜 Immersed hollow fibre microfiltration membranes ;
8 :稀盐酸溶液 Diluted hydrochloric acid solute ; 9 :高压氩气罐 High
pressure argon tank.
系统的关键. 实验证明 ,该过程出水中 NH4 + 和 NO2 - 的合理
比例为 1∶1. 2 ±0. 2 ,是第二步厌氧氨氧化作用阶段获得较
高脱氮效率的理想进水 [27 ] . 所以 ,如何实现第一步 NH4 + 的
部分转化及 NO2 - 的稳定积累是 OLAND 系统获得较高脱氮
效率的关键. 如前所述 ,进行硝化作用的细菌主要有两大类 :
氨氧化菌群 (AOB)和亚硝酸氧化菌群 (NOB) ,实现亚硝酸盐
的稳定积累 ,关键就是抑制亚硝酸氧化菌的生长 ,使 NH4 +
的氧化控制在 NO2 - 阶段 ,达到阻止 NO2 - 进一步转化的目
的.另外 ,氨氧化菌与亚硝酸氧化菌相比较 ,世代周期短、生
长速率快 ,适应环境变化 (如温度、p H 值、溶解氧、NH3 浓度、
有害物质等)的能力较强. SHARON 工艺就是应用在较高温
度 (35 ℃) 下 ,亚硝酸氧化菌的生长速率明显低于氨氧化菌
的生长速率 ,从而将亚硝酸氧化菌从反应器中洗脱出去 ,使
反应器中氨氧化菌群占绝对优势 ,最终实现 NH4 + 的氧化被
控制在 NO2 - 阶段[9 ] . 还有人应用硝化杆菌属比亚硝化单胞
菌属 (分别是亚硝酸氧化菌和氨氧化菌的两个主要菌属) 更
易受游离氨的抑制来实现亚硝酸的积累 ,游离氨对亚硝酸氧
化菌和氨氧化菌的抑制浓度分别为 0. 1～1. 0 和 10～150
mg·L - 1 [16 ] . 从实际应用的角度考虑 ,采用高温淘汰亚硝酸
氧化菌的方法是一种浪费能源、不经济的处理方法 ,而采用
游离氨抑制的方法 ,容易使细菌产生适应性 ,难以实现稳定
的亚硝酸盐的积累 [5 ] . 虽然氨氧化菌和亚硝酸氧化菌都是绝
对好氧菌 ,但是氨氧化菌与亚硝酸氧化菌相比 ,对溶解氧具
有更强的亲和力 (氨氧化菌和亚硝酸氧化菌氧的饱和常数
Ks 分别是 0. 2～0. 4 和 1. 2～1. 5 mg·L - 1) ,在较低的溶氧浓
度下 ,氨氧化菌也能够生存. 所以通过控制溶氧 ,应该是实现
亚硝酸盐稳定积累的比较理想的方式之一. 两阶段限氧自养
硝化2反硝化系统的研究结果表明 ,通过控制溶氧 ,可以实现
限氧硝化阶段亚硝酸的稳定积累 ,即 50 % NH4 + 转化成
NO2 - ,几乎没有 NO3 - 生成[27 ] .
　　第二步厌氧氨氧化阶段实际就是经典的 ANAMMOX
反应过程 ,即在厌氧条件下 ,以限氧硝化阶段生成的NO2 -
图 3 　厌氧氨氧化反应过程示意图
Fig. 3 Schematic diagram of the metabolic pathway of anaerobic ammoni2
um oxidation.
为电子受体 ,由厌氧自养菌将剩余的 50 % 的 NH4 + 进一步
还原生成氮气的反应过程 [22 ] ,厌氧氨氧化阶段的可能的反
应途径如图 3 所示[14 ] .
　　人们一直认为在厌氧氨氧化反应过程中起主要作用的
细菌是属于浮霉状菌纲 ( Planctomycetes) 的一个分支[18 ] ,经
过富集培养 ,发现在 RBC 中起厌氧氨氧化作用的两种厌氧
自养菌 Candidatus brocadia anom mox dants 和 Candidatus
kuenenia stuttgartiensis ,暂时将它们通称为 ANAMMOX2like
bacteria[4 ,11 ] . 它们不同于其它微生物的一个显著特点是其
活性大小主要依赖于细胞浓度 ,只有当细胞浓度大于 1010～
1011细胞·ml - 1时才有活性. 而且它们生长特别缓慢 ,两周以
上才分裂一次 ,所以较难用常规方法培养 ,在序批次反应器
中 ,它的最大生长速率为 0. 0027 h - 1 [19 ] . 同时 ,在厌氧氨氧
化反应过程中也发现了亚硝化单胞菌属 (氨氧化菌的主要菌
属之一) 的存在[2 ,3 ] , Strous 等[20 ]研究了亚硝化单胞菌属是
否参与厌氧氨氧化反应 ,认为亚硝化单细胞菌属不能进行厌
氧氨氧化作用 ,van de Graaf 等[23 ]认为能同时进行硝化和反
硝化作用的亚硝化单胞菌属不可能是厌氧氨氧化的参与者.
2002 年比利时微生物生态实验室的科学家们在一体化限氧
自养硝化2反硝化 RBC 反应系统的批次实验中发现 ,当厌氧
氨氧化污泥的培养物进行振荡培养时 ,反应过程中有氢气产
生 ,静止培养时 ,则没有氢气产生 ,于是认为在厌氧氨氧化过
程中起作用的绝对不是一类菌 ,而是两类菌共同起作用 ,并
提出厌氧氨氧化反应过程中微生物作用的一种新假设 ,即好
氧氨氧化菌为厌氧氨氧化菌的氨氧化提供羟胺 ,而同时厌氧
氨氧化菌的氨氧化又为好氧氨氧化菌生成羟胺提供氢. 厌氧
氨氧化反应过程中微生物可能的作用方式如图 4 [25 ] .
　　另外 ,采用分子生态学检测手段 (如荧光原位杂交) 也在
厌氧氨氧化反应过程检测到好氧氨氧化菌的存在 ,并发现好
氧氨氧化菌与厌氧氨氧化菌是紧密结合在一起.
4 　限氧自养硝化2反硝化生物脱氮反应系统的应用前景
　　限氧自养硝化2反硝化生物脱氮系统应用了短程硝化反
硝化途径 ,由限氧部分硝化作用和厌氧氨氧化作用两部分组
成 ,大大减少了硝化过程中氧气的需要量 ,避免了反硝化过
程中有机碳源的加入 ,限氧自养硝化2反硝化生物脱氮系统
中起作用的好氧氨氧化菌 (主要是亚硝化单胞菌和硝化杆
533212 期 　　　　　　　　　　　　　　张 　丹等 :限氧自养硝化2反硝化生物脱氮新技术 　　　　　　　　
图 4 　厌氧氨氧化反应过程中微生物可能的作用方式
Fig. 4 Possible metabolic pathway of the microbes in anaerobic ammoni2
um oxidation process.
菌)和厌氧自养菌 (ANAMMOX2like bacteria) 在限氧的条件
下 ,生长都非常缓慢 ,产生的生物量很少 ,所以产生的污泥量
也很少. OLAND 生物脱氮系统的这些特点都可以大大降低
污泥脱氮的运行成本.
　　目前 ,与 OLAND 生物脱氮系统相类似的反应系统 -
SHARON/ ANOMMOX反应系统已经于荷兰 Amsterdam 污
水处理厂投入使用 ,处理效果良好 [24 ] . 但是 OLAND 生物脱
氮系统与 SHARON/ ANOMMOX反应系统相比更加节约能
耗 (硝化过程中溶氧消耗比 SHARON/ ANOMMOX 结合工
艺节省 37. 5 %) [24 ] ,而且在较低的温度下 (22～30 ℃) 仍可
获得较好的脱氮效果. 限氧自养硝化2反硝化生物脱氮系统
的一体化生物膜 RBC 反应系统也已经在比利时安特卫普污
水处理厂进行中试 ,运行效果比较理想. 另外 OLAND 生物
脱氮系统的两阶段悬浮式生物膜脱氮系统中内浸式生物膜
的加入克服了 SHARON/ ANOMMOX 反应系统中生物量流
失的缺点 ,避免了硝化阶段的微生物对厌氧氨氧化阶段微生
物的影响 ,使反应过程更加容易控制 ,增加了脱氮反应过程
的稳定性. 虽然 OLAND 生物脱氮系统具有节约能耗、系统
稳定性好和易于控制等诸多优点 ,但是在实际应用中 ,由于
厌氧氨氧化阶段的生物量生长非常缓慢 ,同 SHARON/
ANOMMOX反应系统一样仍然存在着启动时间长的问题
( ≥100 d) ,有必要对该反应系统中的微生物学机理做进一
步的研究 ,以实现 OLAND 反应系统快速启动和稳定运行.
参考文献
1 　Abeling U ,Seyfried CF. 1992. Anaerobic2aerobic treatment of high2
strength ammonium astewater2nitrogen removal via nitrite. W at Sci
Technol ,26 :1007～1015
2 　Abeliovich A , Vonshak A. 1992. Anaerobic metaboloism of nitro2
somonas europaea. A rch Microbiol ,158 :267～270
3 　Bock E ,Schmidt I. 1995. Nitrogen loss caused by denitrifying nitro2
somonas cells using ammonium or hydrogen as electron donors and
nitrite as electron acceptor. A rch Microbiol ,163 :16～20
4 Egli K , Fanger U. 2001. Enrichment and characterization of an
anammox bacterium from a rotating biological contactor treating
ammonium2rich leachate. A rch Microbiol ,175 :198～207
5 Fdz2Polanco F ,Villaverde S , Garcia PA. 1996. Nitrite accumulation in sub2
merged biofilters2combined effects. Wat Sci Technol ,34 :371～378
6 　Focht DD ,Verstraete W. 1977. Biochemical ecology of nitrification
and denitrification. A dv Microb Ecol ,1 :135～142
7 Graaf VD , Bruijn AA , Robertson P , et al . 1996. Autotrophic
growth of anaerobic ammonium2oxidizing microorganisms in a flu2
idized bed reactor. Microbiology ,142 :2187～2196
8 　Hao X ,Heijnen JJ ,Loosdrecht MCM. 2002. Sensitivity analysis of a
biofilm model describing a one stage completely autorophic nitrogen
removal (CANON) process. Biotechnol Bioeng ,77 :266～277
9 　Hellinga C , Schellen AAJ C , Mulder J W , et al . 1998. The sharon
process :An innovative method for nitrogen removal from ammoni2
um2rich waste water. W at Sci Tech , 37 :135～142
10 　Jetten MSM ,Strous M ,van de Pas2Schoonen KT ,et al . 1999. The anaerobic
oxidation of ammonium. FEMS Microbiol Rev ,22 :421～437
11 　Jetten MSM ,Wagner M. 2001. Microbiology and application of the
anaerobic ammonium oxidation (‘anammox’) process. Current
Opinion Biotechnol ,12 :283～288
12 　Kuai L , Verstraete W. 1998. Ammonium removal by the oxygen
limited autotrophic nitrification denitrification (OLAND) system.
A ppl Envi ron Microbiol ,64 (11) :4500～4506
13 　Pynaert K , Wyffels S ,Srengers R , et al . 2001. Oxygen2limited ni2
trogen removal in a lab2scale rotating biological contactor treating an
ammonium2rich wastewater. Proceedings of the Symposium Anaer2
obic Digestion ,2～6 September ,Antwerp ,Belgium.
14 　Schalk J ,de Vries S. 2000. Involvement of a novel hydroxylamine
oxidoreductase in anaerobic ammonium oxidation. Biochemist ry ,
39 :5405～5412
15 　Sliekers AO ,Derwort N , Gomez JLC , et al . 2002. Completely au2
totrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor. W at
Res ,36 :2475～2482
16 　Smith RV ,Burns LC. 1997. Free ammonia inhibition of nitrification
in river sediments leading to nitrite accumulation. J Envi ron
Quail ,26 :1049～1055
17 　Southerson S , Ganczarczyk JJ . 1986. Inhibition of nitrite oxidation
during nitrification : Some observations. W at Poll Res J Can , 21 :
257～266
18 　Strous M ,Fuerst JA ,Evelienh M , et al . 1999. Missing lithotroph i2
dentified as new planctomycete. Nat ure ,400 :446～449
19 　Strous M , Heijnen JJ , Kuenen J G , et al . 1998. The sequencing
batch reactor as a powerful tool for the study of slowly growing
anaerobic ammonium2oxidizing microorganisms. A ppl Microbiol
Biotechnol ,50 :589～596
20 　Strous M ,van Gerven E , Kuenen J G , et al . 1997. Effects of aerobic
and microaerobic conditions on anaerobic ammonium2oxidizing
(anammox) sludge. A ppl Envi ron Microbiol ,63 :2446～2448
21 　Turk O ,Mavinic DS. 1987. Benefits of using selective inhibition to
remove nitrogen from highly nitrogeneous wastes. Envi ron Technol
Lett ,8 :419～426
22 　Turk O ,Mavinic DS. 1989. Maintaining nitrite buildup in a system
acclimated to free ammonia. W ater Res ,23 :1383～1388
23 　van de Graaf ,Mulder AA ,de Bruijn P , et al . 1995. Anaerobic oxi2
dation of ammonium is a biologically mediated process. A ppl Envi2
ron Microbiol , 61 :1246～1251
24 　van Donge L GJ M ,Jetten MSM ,van Loosdrecht MCM. 2001. The
combined Sharon/ Anammox Process. The Netherlands : IWA
Press. 1～8
25 　Verstraete W. 2002. Analysis of biofilms performing the oxygen2
limited autotrophic nitrification denitrification (OLAND) process.
Biofilms Symposium 2Microbial Ecology and their Role in Nature
and Disease. 22 Nov ,Brussels ,Belgium.
26 　Voets J P ,Vanstaen H,Verstraete W.1975. Removal of nitrogen from highly
nitrogenous wastewaters. J Wat Pollut Con F ,47 :394～398
27 　Wyffels S , Boeckx P. 2003. Sustained nitrite accumulation in a
membrane2assisted bioreactor (MBR) for the treatment of ammoni2
um rich wastewater. J Chem Technol Biotechnol ,78 :412～419
28 　Yang H (杨　虹) ,Li D2T (李道棠) ,Zhu Z2Y (朱章玉) . 2001.
Autotrophic ammonium2removal of sludge liquor. Envi ron Sci (环
境科学) ,22 (5) :105～107 (in Chinese)
29 　Zhou S2Q (周少奇) , Fang H2P (方汉平) . 2000. Biotreatment of
low COD/ N2NH4 + ratio wastewater by simultaneous nitrification
and denitrification process. Envi ron Contam Preven (环境污染与
防治) ,22 (1) :18～21 (in Chinese)
30 　Zhou S2Q (周少奇) ,Zhou J2L (周吉林) . 2000. The advances in
investigation of new technologies on biological nitrogen removal.
Technol Equi Envi ron Pollu Con (环境污染治理技术与设备) ,1
(6) :11～19 (in Chinese)
作者简介 　张 丹 ,女 ,1975 年生 ,博士生 ,主要从事生物脱氮
反应过程及其微生物学机理的研究 ,发表相关文章 3 篇. E2
mail :zhangdanangel @yahoo. com. cn
6332 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷