李 冬,楊巧云,曾輝平,張 杰,2(.北京工業(yè)大學,水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室,北京0024；2.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 50090)

SAD工藝在厭氧氨氧化不同運行階段的啟動

李 冬1*,楊巧云1,曾輝平1,張 杰1,2(1.北京工業(yè)大學,水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室,北京100124；2.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

利用SBR反應(yīng)器在厭氧氨氧化啟動過程中脫氮性能達到不同氨氮去除負荷(ANR)時啟動厭氧氨氧化耦合反硝化(SAD)工藝處理生活污水.分析對反應(yīng)器內(nèi)3氮變化和功能菌活性變化.結(jié)果表明,在厭氧氨氧化的ANR達到0.27～0.40kg/(m3?d)時,啟動SAD工藝,反應(yīng)器可處理 COD為 100mg/L以下的生活污水;在厭氧氨氧化的氨氮去除去除負荷(ANR)達到 0.65～0.85kg/(m3?d)時,反應(yīng)器可高效處理 COD為100～200mg/L的生活污水,而在 ANR達到 0.85kg/(m3?d)時,反應(yīng)器 SAD工藝可穩(wěn)定處理 COD為 100～200mg/L的生活污水,反應(yīng)器內(nèi)ANAMMOX菌的活性與異養(yǎng)菌活性及反硝化菌活性保持在合理范圍內(nèi)即可穩(wěn)定啟動 SAD工藝,縮短 SBR反應(yīng)器的周期,可加速反應(yīng)器ANAMMOX菌活性的提高,降低異養(yǎng)菌和反硝化菌活性的提高.周期測試分析,表明,控制C/N比和HRT可實現(xiàn)厭氧氨氧化耦合部分反硝化脫氮.

厭氧氨氧化耦合反硝化；動力學活性；啟動；氨氮去除負荷；生活污水

厭氧氨氧化工藝具有無需外加碳源、節(jié)約能源和減少污泥產(chǎn)量和二氧化碳排放量等優(yōu)點[1].反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化菌以2NO N?? 為電子受體,以4NH N+? 為電子受體,反應(yīng)生成 N2并釋放,達到脫氮目的.理論上厭氧氨氧化工藝只能達到89%的總氮去除率,產(chǎn)生 11%左右的3NO N?? .這也使得單獨的厭氧氨氧化工藝難以滿足日益嚴格的總氮排放標準.Górka等[2]發(fā)現(xiàn)厭氧氨氧化菌和反硝化菌可以共生(SAD工藝),通過兩種細菌的協(xié)同作用可提高反應(yīng)器脫氮性能.目前厭氧氨氧化工藝一般應(yīng)用于高氨氮廢水[3-5],如垃圾滲濾液,厭氧消化液等.近年來研究表明,厭氧氨氧化在低氨氮基質(zhì)條件下仍有很高的活性.Pathak B等[6]在低氨氮濃度的生物反應(yīng)器中證實了厭氧氨氧化和反硝化的協(xié)同作用,指出了在低氨氮濃度和有機物的廢水中厭氧氨氧化和反硝化共存的可行性.

目前 SAD工藝對生活污水的處理研究較少[7-9],而關(guān)于厭氧氨氧化啟動過程中脫氮性能達到多少時,能夠啟動穩(wěn)定的SAD工藝處理生活污水的研究鮮少報道.本實驗利用兩個SBR反應(yīng)器,在相同條件下,以反硝化污泥為種泥啟動厭氧氨氧化過程中,分別在厭氧氨氧化的氨氮去除負荷(ANR)達到0.27,0.40,0.65,0.85kg/(m3?d)時啟動SAD工藝,考察SAD工藝應(yīng)用于生活污水的同步脫氮除有機物的處理,以期為該工藝應(yīng)用于實際工程實踐提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

圖1 SBR反應(yīng)器示意Fig.1 Schematic diagram of the SBR reactor

試驗采用兩個SBR反應(yīng)器1#、2#,材質(zhì)為有機玻璃,見圖1,反應(yīng)器為圓柱形結(jié)構(gòu),反應(yīng)器內(nèi)徑為15cm,高為35cm,有效容積6L.反應(yīng)器采用攪拌器來進行混合,轉(zhuǎn)速為100r/min.反應(yīng)期間周期分為2部分,第1部分為I～III階段,周期為6h,進水20min,攪拌5h,靜置30min,出水10min;第2部分為IV～V階段,周期為4h,進水20min,攪拌3h,靜置 30min,出水 10min.反應(yīng)器運行溫度為(28± 2)℃,DO一直維持為0.1mg/L以下.2個反應(yīng)器的接種污泥均為以反硝化污泥培養(yǎng)的厭氧氨氧化污泥,培養(yǎng)條件相同:溫度(28±2)℃,進水NH+4? N為40mg/L,N O?2? N為50mg/L.1#反應(yīng)器培養(yǎng)時間為 40d,MLSS為 3.06g/L,MLVSS/ MLSS為 0.60,反應(yīng)器厭氧氨氧化的 ANR為0.27kg/(m3?d) 2#反應(yīng)器培養(yǎng)時間為60d,MLSS為3.08g/L,MLVSS/MLSS為 0.66.厭氧氨氧化的ANR為0.40kg/(m3?d).

1.2 反應(yīng)器進水水質(zhì)

反應(yīng)器進水采用人工配水,以CH3COONa為碳源、以(NH4)2SO4、NaNO2為氮源,用NaHCO3調(diào)節(jié)進水pH至 7.8～8.2,其他組分包括 KH2PO430mg/L,MgSO4·7H2O 200mg/L,CaCl2300mg /L,微量元素Ⅰ1mL /L,微量元素Ⅱ1mL/L.微量元素Ⅰ 成 分 為 : EDTA 5000mg/L,FeSO4·7H2O 5000mg/L.微量元素Ⅱ成分[10]為: EDTA 15000mg/L,ZnSO4·7H2O 430mg/L,CoCl2240mg /L,MnCl2·4H2O 990mg/L,CuSO4·5H2O 250mg/L, Na2MoO4·2H2O 220mg/L,NiCl2·6H2O 190mg/L, Na2SeO4·10H2O 210mg /L,H3BO414mg/L, Na2WO4·2H2O 50mg/L.將實驗階段分為I～V階段,各階段進水水質(zhì)見表1.

表1 不同運行階段反應(yīng)器進水水質(zhì)Table 1 Influent water quality of reactor during thedifferent operation period

1.3 分析項目與方法

NH+4? N:納氏試劑分光光度法; NO?2? N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;3NO N?? :紫外分光光度法;溫度、pH值、DO: WTW便攜式測定儀;MLSS:手提式測定儀;COD:有機物快速測定儀;混合液懸浮固體濃度(MLSS),揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)采用標準重量發(fā)測定.氨氮去除負荷(ANR, kg/(m3?d))計算公式(1):

1.4 功能菌動力學活性

當反應(yīng)器出水水質(zhì)穩(wěn)定時,通過批次實驗測定活性污泥的COD、 NO3?? N、 NH+4? N的比降解速率,分別表征異養(yǎng)菌、反硝化菌和ANAMMOX菌的活性.速率具體方法為:取反應(yīng)周期完成之后的污泥50mL經(jīng)0.9% NaCl 溶液反復清洗后,置于150mL 燒杯中,注入100mL基質(zhì)溶液,異養(yǎng)反硝化菌最大活性測定:初始 COD和NO3?? N濃 度 分 別 為 150,80mg/L; ANAMMOX菌最大活性測定:初始 NH+4? N、NO?2? N濃度分別為 80,80mg/L,水中添加90mg/L Na2SO3,使初始 DO=0,其他組分與反應(yīng)器進水相同,pH值為8.0,水浴恒溫振蕩器水溫控制在30℃,反應(yīng)3h,期間,定期取樣測定水中指標,計算比速率值.

COD比降解速率[mg/(g?h)]:

NO3?? N比降解速率[mg/(g?h)]:

NH+4? N比降解速率[mg/(g?h)]:

式中:ΔcCOD、和分別指反應(yīng)時間Δt內(nèi)上清液中COD、和 NH+4? N的濃度變化,mg/L;MLVSS為揮發(fā)性懸浮固體濃度,g/L;Δt為各參數(shù)值呈線性變化的時間段,h.

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器內(nèi)SAD工藝的啟動及脫氮性能

城市生活污水中一般可生物降解 COD為100～250mg/L之間[11],反應(yīng)器通過逐步提高 C/N比的方式,啟動 SAD工藝達到處理生活污水水平.1#反應(yīng)器為由反硝化污泥培養(yǎng) 40d的厭氧氨氧化,ANR為 0.27kg/(m3?d),2#反應(yīng)器為培養(yǎng)60d的厭氧氨氧化,ANR為0.40kg/(m3?d).I、II、III階段進水C/N比分別為1.0、1.8、2.5,出水 NO?3?N濃度均接近零.反應(yīng)器運行效果如圖 2所示,1#、2#反應(yīng)器在(C/N比為1.0)運行5d之后,COD和NH+4? N、 NO?2? N的去除率分別一直維持在98%、98%、90%以上,總氮去除率(TNR)高達95%,MLSS濃度和MLVSS/MLSS均升高,但變化不明顯,見圖3.厭氧氨氧化工藝反應(yīng)式[12]如下:

根據(jù)式(5)可知,厭氧氨氧化反應(yīng)會產(chǎn)生相對于總氮 11%的 NO?3? N,而反應(yīng)器出水 NO?3?N濃度幾乎為零,表明反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)了反硝化作用,理論上厭氧氨氧化反應(yīng)過程中為1:1.32,而1#、2#反應(yīng)器在C/N比為1.0時的維持在1:1.02左右,由于碳源不足,反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)了部分反硝化作用,即反硝化菌利用 COD將 NO3?? N還原為 NO?2? N,這與彭永臻等[13]的研究相符.在第11d時反應(yīng)器在C/N比提高至2.0,運行10d后,1#、2#反應(yīng)器內(nèi)MLSS濃度和 MLVSS/MLSS均有較明顯的升高.1#反應(yīng)器的出水 COD幾乎為零,1#反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化性能下降,N H+4? N、 NO?2? N的去除率分別為62.4%、99.8%,TNR為82.5%.相比1#反應(yīng)器,2#反應(yīng)器的脫氮性能更高,反應(yīng)器內(nèi) COD去除率為 89.1%,N H+4? N、 NO?2? N的去除率分別為 82.6%、99.9%,TNR為 92.2%.在第 21d時,C/N比提高為3.0,運行10d后,1#、2#反應(yīng)器內(nèi)MLSS濃度和MLVSS/MLSS均明顯升高,反應(yīng)器的出水 COD均接近零.兩個反應(yīng)器厭氧氨氧化反應(yīng)均明顯被抑制,1#反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化性能下降, NH+4? N、 NO?2? N的去除率分別為34.2%、100%,TNR為70.5%.2#反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化性能下降,N H+4? N、 NO?2? N的去除率分別為54.2%、100%,TNR為77.8%.初始厭氧氨氧化的ANR 為0.270.40kg/(m3?d)時,不能達到處理COD為150mg/L的水平.

考慮到反應(yīng)時間長(＞4h),更利于反硝化細菌生長[14],同時,為了解除1#、2#反應(yīng)器厭氧氨氧化的抑制作用[15],反應(yīng)器在 41d時縮短周期為 4h,停止添加COD,經(jīng)過20d的恢復,反應(yīng)器內(nèi)MLSS濃度和 MLVSS/MLSS有升高,但不明顯,1#、2#反應(yīng)器的厭氧氨氧化的ANR分別達到了0.65、0.85kg/(m3?d).第 51d之后,再次啟動 SAD工藝,反應(yīng)器C/N由2.5逐漸升至4.0.1#反應(yīng)器在C/N比為 2.5～3.0時,反應(yīng)器內(nèi) MLSS濃度和MLVSS/MLSS有較明顯的升高,COD去除率為60.4%,與周期為 7h相比,有所降低,N H+4? N、NO?2? N的去除率分別為63.8%、100%,TNR為83.6%.在C/N比為4.0時,反應(yīng)器內(nèi)MLSS濃度和 MLVSS/MLSS明顯升高,COD去除率為82.3%, NH+4? N、 NO?2? N的去除率分別為34.8%、100%,TN去除率為 71.1%.2#反應(yīng)器在C/N比為 2.5～4.0時反應(yīng)器內(nèi) MLSS濃度和MLVSS/ MLSS升高,但明顯低于1#反應(yīng)器,COD去除率為 62.3%,N H+4? N、 NO?2? N的去除率分別為63.5%、100%,TN去除率為83.6%.

圖2 反應(yīng)器隨時間變化對 NH +4? N、 NO ?2? N、TN、COD去除Fig.2 NH +4? N、 NO ?2? N、TN and COD removal throughout the operation period

由此可見,在厭氧氨氧化啟動過程中,當ANR達到0.27kg/(m3?d)時,啟動SAD工藝,在C/N比為2.0(COD為 100mg/L)的污水時,反應(yīng)器厭氧氨氧化性能明顯被抑制,無法升至更高水平;當ANR達到0.40kg/(m3?d)時,啟動SAD工藝,在處理C/N比為2.0的污水時,效果仍然很高,但是難以處理C/N為 3.0(COD為 150mg/L)的污水;當 ANR達到0.65kg/(m3?d)時,可穩(wěn)定處理 C/N 比為 2.5～3.0 (COD為 125～150mg/L)的模擬生活污水,而無法穩(wěn)定處理更高C/N比水平;當ANR達到0.85kg/ (m3?d)時,可穩(wěn)定處理C/N比為2.5～4.0 (COD為125～200mg/L)的模擬生活污水,在4.0時厭氧氨氧化的ANR下降,但是下降不明顯, TNR仍保持在83.6%的較高水平,較先前研究, SAD工藝處理的C/N比(COD=150mg/L)水平更高.

圖3 MLSS與MLVSS/MLSS值隨時間變化Fig.3 Variation ofMLSS and MLVSS/MLSS throughout the operation period

2.2 功能菌動力學活性的變化

Bi等[16]通過數(shù)學模型和序批試驗研究SAD工藝的穩(wěn)定運行得出反應(yīng)器內(nèi)ANAMMOX菌和異養(yǎng)反硝化菌活性所占比例密切相關(guān).本實驗在反應(yīng)的不同階段,通過批次實驗考察了異養(yǎng)菌對 COD的去除效能,反硝化菌對 NO?3? N的去除效能,ANAMMOX菌對 NH+4? N、N O?2? N的去除效能,根據(jù)圖 4擬合曲線可知,ANAMMOX菌的ANR與其活性呈線性正相關(guān).圖5可知,在第I階段(C/N比為1.0),1#反應(yīng)器污泥的約為μCOD的 70%,約為的 1.07倍,2#污泥的約為μCOD的 1.08倍,約為的1.67倍,2個反應(yīng)器中ANAMMOX菌優(yōu)勢均明顯高于異養(yǎng)菌和反硝化菌.在II階段(C/N 比為 2.0),μCOD的升高速度明顯高于約為μCOD的 40%,約為的60%.在III階段(C/N比為3.0),異養(yǎng)菌及反硝化細菌的地位更加明顯.而在II階段(C/N比為 2.0),2#反應(yīng)器污泥的與μCOD約為66.9%,與幾乎相等.但是在III階段(C/N比為3.0)時,異養(yǎng)菌及反硝化菌明顯占據(jù)了優(yōu)勢地位.

圖4 ANR與ANAMMOX菌活性()的擬合曲線Fig.4 Fitting curve of ANR and the ANAMMOX bacteria activity()

圖5 反應(yīng)器不同階段功能菌動力學活性變化Fig.5 Evolution of microbe dynamics activity of the reactor at different phases

苑泉等[17]研究表明,縮短 HRT,可以降低異養(yǎng)菌的增長速度,導致進水氮負荷升高,對ANANMMOX菌的生長有利.在IV階段,為了盡快恢復厭氧氨氧化活性,1#、2#反應(yīng)器周期均縮短為4h,進水COD濃度為零,20d的恢復培養(yǎng)之后,1#、2#反應(yīng)器的 ANR 分別提高到了0.65,0.85kg/(m3?d),ANANMMOX菌活性分別提高至 9.48,11.99mg/(g?h),異養(yǎng)菌活性μCOD分別為 2.61,2.63mg/(g?h),反硝化菌活性分別為 0.46,0.49mg/(g?h).需要指出的是, Matsumoto等[18]發(fā)現(xiàn),即使是運行1000d以上的全自養(yǎng)污泥中,仍可檢出 Chloroflexi、Cytophaga-Flavobacterium-Bacteroides 和a-Proteobacteria等異養(yǎng)菌屬.在第 V階段,反應(yīng)器重新啟動 SAD工藝過程中,在 C/N比為2.5～3.0時,1#反應(yīng)器污泥的與μCOD比值均維持在 0.9以上,與比值均維持在1.10以上.而C/N比為4.0時,與μCOD比值為 0.79,與比值為 0.91,此時,反硝化菌及異養(yǎng)菌明顯占據(jù)了優(yōu)勢,造成反應(yīng)器運行20d之后失穩(wěn).在40d的運行后,2#反應(yīng)器污泥的均高于μCOD和在 V 階段,由于周期的縮短,HRT變短,反應(yīng)器內(nèi)的μCOD、增長速度較I-III階段較緩慢,而增長速度略有提高.

啟動 SAD工藝過程中,厭氧氨氧反應(yīng)的ANR與ANAMMOX菌的活性呈線性正相關(guān).周期為 7h 時,反應(yīng)器內(nèi)的時,SAD工藝可高效脫氮;周期為4h時,反應(yīng)器內(nèi)的時,SAD工藝能穩(wěn)定運行.HRT的縮短,可加速ANAMMOX菌的活性的增長,降低異養(yǎng)菌的活性的增長,從而提高SAD工藝處理污水的C/N比水平.

2.3 反應(yīng)器SAD工藝脫氮路徑

圖6 反應(yīng)器周期內(nèi)值Fig.6 Variation ofthrough the cycle test

根據(jù)式(1)可知,厭氧氨氧化過程中會生成相對于總氮0.11倍的硝態(tài)氮,而反硝化反應(yīng)可消耗硝態(tài)氮,在一定的C/N比條件下,反硝化與厭氧氨氧化耦合,可提高總氮去除率,從而達到 SAD工藝脫氮;當C/N比過高時,反硝化和厭氧氨氧化就會競爭亞氮基質(zhì),造成SAD失穩(wěn).當C/N比在適當范圍時,反硝化也可以將對 NO3?? N的還原停留在 NO?2? N步驟,為厭氧氨氧化反應(yīng)提供NO?2? N基質(zhì)[19].通過周期實驗,分析了反應(yīng)器內(nèi)氮素變化,如圖 6,理論上厭氧氨氧化反應(yīng)過程中反應(yīng)的:為 1:1.32,如果出現(xiàn)部分反硝化,反應(yīng)過程中反應(yīng)的將高于 1:1.32,進行完全的反硝化時,反應(yīng)過程中反應(yīng)的將低于 1:1.32.在第 I階段(C/N比為1.0),在整個周期內(nèi),1#、2#反應(yīng)器出水水中的 NO3?? N幾乎為零,兩個反應(yīng)器中反應(yīng)的分別在4h內(nèi)高于1:1.32,表明在此 COD條件下,可實現(xiàn)厭氧氨氧化耦合部分反硝化脫氮.在第II、III階段,1#反應(yīng)器反應(yīng)過程中反應(yīng)的分別在2h、0.5h內(nèi)高于1:1.32.在縮短周期為4h之后,在第V階段,C/N比分別為 2.5,3.0,4.0時,1#反應(yīng)器反應(yīng)過程中反應(yīng)的分別在 1.5h,1h,0.5h內(nèi)高于1:1.32.表明反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)部分反硝化反應(yīng)不僅與C/N比有關(guān),同時也和反應(yīng)時間有關(guān).在第II、III階段,2#反應(yīng)器反應(yīng)過程中反應(yīng)的分別在2h、1h內(nèi)高于1:1.32.在第V階段,C/N比分別為2.5,3.0,4.0時,2#反應(yīng)器反應(yīng)過程中反應(yīng)的分別在 2h,1.5h,1h內(nèi)高于 1:1.32.可見,反應(yīng)器內(nèi)較高的厭氧氨氧化會延長部分反硝化的時間.

由此可見,表明隨著C/N比的升高,部分反硝化的時間變短.因此,處理 C/N比較高的污水時,可通過控HRT達到部分反硝化耦合厭氧氨氧化脫氮[20],同時,這也要求厭氧氨氧化具有一定的脫氮活性(較高的ANR).

3 結(jié)論

3.1 厭氧氨氧化在不同氨氮去除負荷(ANR)條件下啟動SAD工藝脫氮,在厭氧氨氧化的ANR為 0.27～0.40kg/(m3?d)時,反應(yīng)器可處理 COD為100mg/L以下的生活污水;在厭氧氨氧化的ANR為 0.65～0.85kg/(m3?d)時,反應(yīng)器可處理 COD為100～200mg/L 的生活污水,初始 ANR 為0.85kg/(m3?d)時,反應(yīng)器的SAD工藝更穩(wěn)定.

3.3 起始厭氧氨氧化脫氮性能(ANR)達到一定強度,同時控制C/N比和HRT可以實現(xiàn)厭氧氨氧化與部分反硝化的耦合.

[1] 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 & Biotechnology, 1998,50(5):589-596.

[2] Górka M, Zwolińska E, Malkiewicz M. New anaerobic process of nitrogen removal. [J]. Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2006,54(8):163-170.

[3] Tal Y, Watts J E, Schreier H J. Anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) bacteria and associated activity in fixed-film biofilters of a marine recirculating aquaculture system. [J]. Applied & Environmental Microbiology, 2006,72(4):2896-2904.

[4] 楊延棟,黃 京,韓曉宇,等.一體式厭氧氨氧化工藝處理高氨氮污泥消化液的啟動 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(4):1082-1087.

[5] 李 蕓,李 軍,蔡 輝,等.晚期垃圾滲濾液厭氧氨氧化脫氮及其抑制動力學 [J]. 中國環(huán)境科學, 2016,36(5):1409-1416.

[6] Pathak B K, Kazama F, Tanaka Y, et al. Quantification of anammox populations enriched in an immobilized microbial consortium with low levels of ammonium nitrogen and at low temperature. [J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 2007,76(5):1173-1179.

[7] Ni S Q, Ni J Y, Hu D L, et al. Effect of organic matter on the performance of granular anammox process [J]. Bioresource Technology, 2012,110(110):701-705.

[8] Cydzik-Kwiatkowska A, Rusanowska P, Zielińska M, et al. Structure of nitrogen-converting communities induced by hydraulic retention time and COD/N ratio in constantly aerated granular sludge reactors treating digester supernatant [J]. Bioresource Technology, 2014,154(2):162-170.

[9] 劉常敬,李澤兵,鄭照明,等.不同有機物對厭氧氨氧化耦合反硝化的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(1):87-94.

[10] Van D G A A. Autotrophic growth of anaerobic ammoniumoxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor. Microbiology (UK) [J]. Microbiology, 1996,142(8):2187-2196.

[11] 李 冬,何永平,張肖靜,等.有機碳源對 SNAD工藝脫氮性能及微生物種群結(jié)構(gòu)的影響 [J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報, 2016,48(2): 68-75.

[12] Wyffels S, Boeckx P, Pynaert K, et al. Nitrogen removal from sludge reject water by a two-stage oxygen-limited autotrophic nitrification denitrification process. [J]. Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2004,49(5/6):57-64.

[13] 彭永臻,杜 睿,操沈彬,等.部分反硝化串聯(lián)自養(yǎng)脫氮實現(xiàn)硝酸鹽廢水與城市污水深度脫氮的裝置與方法:中國, CN104310580A [P]. 2015-01-28.

[14] 陳世民,崔榮濤,劉 煒,等.HRT對反硝化除磷的影響 [EB/OL].中國 科技論文 在線.http://www.paper.edu.cn/releasepaper/ content/201005-733. [2010-05-27].

[15] 鮑林林,崔艷玲,趙建國,等.常溫低基質(zhì)下厭氧氨氧化反應(yīng)器的影響因素研究 [J]. 河南師范大學學報:自然科學版, 2012,40(4): 78-80.

[16] Bi Z, Takekawa M, Park G, et al. Effects of the C/N ratio and bacterial populations on nitrogen removal in the simultaneous anammox and heterotrophic denitrification process: Mathematic modeling and batch experiments [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,280:606-613.

[17] 苑 泉,王海燕,劉 凱,等.HRT對城市污水廠尾水反硝化深度脫氮的影響 [J]. 環(huán)境科學研究, 2015,28(6):987-993.

[18] Matsumoto S, Katoku M, Saeki G, et al. Microbial community structure in autotrophic nitrifying granules characterized by experimental and simulation analyses [J]. Environmental Microbiology, 2010,12(1):192-206.

[19] Sumino T, Isaka K, Ikuta H, et al. Nitrogen removal from wastewater using simultaneous nitrate reduction and anaerobic ammonium oxidation in single reactor [J]. Journal of Bioscience & Bioengineering, 2006,102(4):346-351.

[20] Rui D, Peng Y, Cao S, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification [J]. Bioresource Technology, 2014,179C(179C):497-504.

The startup of simultaneous anammox and denitrification process atdifferent operational phases of anammox.

LI Dong1*, YANG Qiao-yun1, ZENG Hui-ping1, ZHANG Jie1,2(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2017,37(5)：1775～1782

In order to start up astable simultaneous anammox and heterotrophic denitrification process to treat domestic sewage, the experiment was carried out at different ammonia nitrogen removal of the load (ANR). During the operation period, the variation of ammonia nitrogen ( NH+4? N)nitrite nitrogen ( NO?2? N) and nitrate nitrogen ( NO?3? N) and dynamics activities of functional microbes were investigated to elaboratemain factors for the SAD process. The results showed that the reactor could treat domestic wastewater containing 100～150mg/L COD when the ANR was during 0.27～0.40kg/(m3?d) and it could treat domestic wastewater containing 100～200mg/L COD stably when the ANR was 0.85kg/(m3?d) The reactor could start up stable SAD process if the ratioof ananmmox bacteria dynamics activity (μNH+4?N)with heterotrophicbacteria (μCOD)and denitrificationbacteria ( μNO?3?N) was within reasonable limits.The anammox bacteria activity was increased ,meanwhile the heterotrophicbacteria and denitrificationbacteriaactivity were decreased when the hydraulic retention time (HRT) was reduced. According to the cycle experiments,the simultaneous anammox and partial denitrification process

simultaneous anammox and denitrification process；dynamics activities；start-up；Ammonia nitrogen removal load；domestic wastewater

X703.1

A

1000-6923(2017)05-1775-08

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要從事水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復關(guān)鍵技術(shù)研究.發(fā)表論文100余篇.

《中國環(huán)境科學》核心影響因子學科排名實現(xiàn)五連冠

《中國環(huán)境科學》編輯部

2016-10-06

北京市青年拔尖團隊項目(2014000026833TD02)

* 責任作者, 教授, lidong2006@ bjut.edu.cn

根據(jù)中國科學技術(shù)信息研究所2016年10月12日發(fā)布的《2016年版中國科技期刊引證報告(核心版)》,中國環(huán)境科學學會主辦的《中國環(huán)境科學》2015年核心影響因子1.812,在環(huán)境科學技術(shù)及資源科學技術(shù)學科排名繼續(xù)位居第一,在統(tǒng)計的1985種中國核心科技期刊中排名38位.自2011年以來,《中國環(huán)境科學》影響因子排名一直保持學科榜首.