2018, Vol. 38
[PDF全文]
2. 江苏高校水处理技术与材料协同创新中心, 苏州 215009;
3. 江苏省环境科学与工程重点实验室, 苏州 215009;
4. 江苏省厌氧生物技术重点实验室, 无锡 214122
2. Jiangsu Collaborative Innovation Center of Technology and Material of Water Treatment, Suzhou 215009;
3. Jiangsu Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou 215009;
4. Jiangsu Key Laboratory of Anaerobic Biotechnology, Wuxi 214122
厌氧氨氧化(Anammox)脱氮过程具有显著的经济和环境效益, 但有机碳源的存在会影响Anammox的活性, 同时, 单一Anammox过程难以完全脱氮.研究表明, Anammox菌能够与反硝化菌协同脱氮除碳以提高总氮(TN)去除效果, 但过高的C/N比将导致反硝化菌成为反应器主导菌种而致使Anammox菌活性受到抑制(Tang et al., 2010a; Rui et al., 2014; 朱泽沅等, 2016).如何控制好进水中COD、NH4+-N和NO2--N等基质浓度比例是Anammox菌与反硝化菌发挥协同作用的关键所在.
基质去除动力学模型常用来描述厌氧氨氧化处理系统对基质的脱除潜力(于德爽等, 2016), 常用的模型有一级基质去除动力学模型、Stover-Kincannon模型(陈辉, 2015)等, 主要应用于厌氧氨氧化过程的脱氮规律和单独反应器的COD去除规律研究(Carta-Escobar et al., 2004; Kuşçu et al., 2009).但采用此类模型来模拟厌氧氨氧化反硝化协同脱氮除碳系统动力学参数的研究还较少, 特别在厌氧折流板反应器(ABR)方面还是空白.ABR反应器具有持留污泥能力强、各隔室污泥混合程度低等特点, 且不同隔室可以控制差异化反应体系, 降低传统混合体系中有机物对Anammox菌的直接抑制.因此, 本文拟采用ABR反应器为研究对象, 以一定COD、NH4+-N和NO2--N比例增加进水基质浓度, 以明确基质负荷提高对ABR厌氧氨氧化和反硝化协同体系脱氮除碳的影响, 并通过基质去除模型获得反应器协同脱氮除碳系统对基质的耐受程度, 以期为协同脱氮除碳体系的建立提供理论基础.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 反应器本研究采用5隔室ABR反应器, 反应器由有机玻璃制成, 长37.5 cm, 宽8 cm, 高33 cm, 持水高度26.5 cm, 有效容积6.36 L, 每隔室升流区和降流区宽度比为4:1, 折流板导向角45°, 具体见图 1.ABR反应器置于水浴中并维持温度为30~35 ℃.为了在ABR反应器不同隔室实现不同微生物种群, 在ABR反应器不同隔室接种不同污泥：①第1隔室(A区), 接种某工业废水上流式厌氧污泥床反应器(UASB)厌氧颗粒污泥和某城市生活污水处理厂缺氧池污泥, 体积比为1:1；②第2、3、4隔室(B区), 接种实验室已培养的成熟Anammox污泥；③第5隔室(C区), 接种污泥与第1隔室一致.各隔室保持污泥量一致, 控制MLSS为(8.9±2.7) g·L-1, MLVSS为(8.3±3.1) g·L-1.经过培养, 在反应器进水NO2--N、NH4+-N和COD分别为140、40和180 mg·L-1时, 在运行最优工况下, ABR反应器的A、B和C区氮素去除量为分别为103.4、99和1.8 mg·L-1, 而COD主要在A区去除, 去除量为174 mg·L-1, 初步在ABR反应器不同隔室形成差异化脱氮除碳作用.ABR反应器运行HRT为20 h, 温度为30~35 ℃.
 |
| 图 1 ABR反应器装置示意图 Fig. 1 Schematic diagram of anaerobic baffled reactor (ABR) |
采用人工自配水, 配水中的NH4+-N由(NH4)2SO4提供, NO2--N由NaNO2提供, COD由葡萄糖提供, 相应浓度按需配制.反应器进水以COD:NO2--N:NH4+-N=180:140:40为基础, 逐步提高进水基质浓度, 根据基质浓度和比例不同, 将整个研究分为3个阶段.通过模型拟合获得动力学参数以明确反应器对进水基质的耐受性, 各阶段进水水质见表 1.
| 表 1 试验过程中各阶段进水水质 Table 1 Characteristics of feed solution during the entire experimental period |
 |
NH4+-N测定采用纳氏试剂分光光度法, NO2--N测定采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法, NO3--N测定采用紫外分光光度法, TN=[NH4+-N]+[NO2--N]+[NO3--N], COD测定采用重铬酸钾快速消解法, MLSS、MLVSS测定采用重量法.
游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)浓度参照以下公式计算(Mosquera-Corral et al., 2005)：
|
(1) |
|
(2) |
本文采用一级动力学模型(式(3)~(4))(Abbas et al., 2015; Jin et al., 2009)和Stover-Kincannon模型(式(5)~(7))(Ni et al., 2010; Tomar et al., 2015)来表达ABR反应器内基质浓度的变化, 并对反应器脱氮过程进行模拟.
|
(3) |
在稳定运行期间, 基质浓度基本保持不变, 式(3)可以变换成式(4)：
|
(4) |
式中, ds/dt表示基质去除负荷率(mg·L-1·d-1)；Si和Se分别代表进、出水基质浓度(mg·L-1)；k1为一级基质去除模型常数(d-1)；Q为进水流量(L·d-1)；V为反应器有效容积(L).以(Si-Se)/HRT为纵坐标, Se为横坐标作图可得出基质去除常数k1.
|
(5) |
|
(6) |
|
(7) |
式中, Umax表示基质最大利用率常数(mg·L-1·d-1)；KB表示饱和常数.以[V/Q(Si-Se)]为纵坐标, V/(QSi)为横坐标做点图, 然后线性拟合获得斜率为KB/(QSi), 截距为1/Umax.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 水质动态变化在不同进水基质负荷下, ABR反应器保持较好的碳氮去除效果(图 2、3).出水NH4+-N浓度在阶段Ⅰ接近于0 mg·L-1, 而在阶段Ⅱ前期低于0.5 mg·L-1, 从第40 d开始, 为5.5 mg·L-1左右.因在第39 d增加了进水中的COD和NH4+-N, 导致反应器在A区通过反硝化途径去除了较多的NO2--N, 造成B区NH4+-N过剩.阶段Ⅲ出水NH4+-N浓度骤升至84.3 mg·L-1, 而后维持在75 mg·L-1左右(图 2a).
 |
| 图 2 反应器各阶段进出水氮素变化趋势(a.氨氮, b.亚硝态氮, c.硝态氮, d.总氮) Fig. 2 Variations of nitrogen concentrations in the ABR under different operational phases(a. referred to anmmonium, b. referred to nitrite, c. referred to nitrate, d. referred to total nitrogen) |
从出水NO2--N来看, 在阶段Ⅰ前期(1~6 d), 因进水中NH4+-N不足导致出水NO2--N浓度较高, 在9.3 mg·L-1左右.补充进水NH4+-N后, 出水NO2--N低于0.2 mg·L-1.阶段Ⅱ前期出水NO2--N升高至3 mg·L-1, 后期逐渐降低至0.5 mg·L-1以下.阶段Ⅲ出水NO2--N骤升至65.1 mg·L-1, 与出水NH4+-N变化趋势类似.经过一段时间驯化后逐渐降低至27 mg·L-1, 在进水pH从8.2降至7.5后, 其出水浓度进一步降低至15 mg·L-1(图 2b).据报道, 反硝化菌和Anammox菌适宜pH分别为6~9、6.7~8.3(黄孝肖等, 2012), 在调整进水pH后反应器各隔室pH由为8.8变至8.5, 该pH值更有利于反硝化菌, 促进了出水NO2--N持续走低.
在本研究中进水没有进行预先曝N2脱氧处理, 进水中含有部分NO3--N.ABR反应器去除的NO3--N包含两个部分, 即进水中的NO3--N和厌氧氨氧化产生的NO3--N.阶段Ⅰ出水NO3--N在8 mg·L-1以下, 阶段Ⅱ升高至12 mg·L-1, 为使出水NO3--N浓度降低以提高TN去除效果, 在第38 d补充进水中的COD, 运行数天后, 出水NO3--N低于4 mg·L-1.阶段Ⅲ出水NO3--N与阶段Ⅱ的变化趋势类似, 在基质浓度同步提高后, 出水NO3--N先升高后降低, 运行稳定后维持在1 mg·L-1左右.
整个研究过程中TN去除率维持在75%以上(图 2d).在阶段Ⅰ, TN去除率从前期的92.8%升高到稳定运行的97.6%.在阶段Ⅱ前期受出水NO3--N浓度影响, TN去除率略有下降, 在补充进水COD并运行数天后TN去除率稳定在97.1%.在阶段Ⅲ, TN去除率从阶段Ⅱ稳定运行时的97.1%骤降至66.8%, 运行数天后TN去除率提高至75%, 并在调节进水pH后又略有提高并且稳定在78%.整个研究过程中TN去除率变化趋势与NH4+-N去除率变化趋势相似.
在整个研究过程中, 反应器对COD的平均去除率维持在95%左右.阶段Ⅰ前期COD去除率较高为99.7%, 在后期COD去除率有所下降, 在93%左右, 主要是前期进水中的NH4+-N不足, 更多的NO2--N和COD在反硝化菌作用下被去除(图 3).在进水中补充NH4+-N后, 厌氧氨氧化菌消耗更多进水中的NO2--N, 造成COD的去除量下降.阶段Ⅱ前期, COD去除率从阶段Ⅰ后期的93%提高到99%, 而在后期虽然COD去除量增加, 但由于进水中的COD从280 mg·L-1增加至320 mg·L-1, COD去除率反而降低.阶段Ⅲ, 进水中的COD为430 mg·L-1, 前期COD去除率出现先降低后升高的趋势, 说明在较高进水有机负荷下反应器具有一定的抗冲击负荷能力, 在第58 d, 进水pH值从8.2降至7.5后, 发现COD去除率进一步提高并最终稳定在97%左右.
 |
| 图 3 反应器各阶段进出水COD变化趋势 Fig. 3 Variations of COD concentrations in the ABR under different operational phases |
由图 4可知, 进水中的碳氮在反应器各隔室去除量存在差异.进水中的COD主要在ABR的隔室1去除(A区), 随着进水基质负荷的提高, COD的去除量也相应提高, 阶段Ⅰ~Ⅲ的去除量分别为193.2、272.4、380.4 mg·L-1.其余各隔室对COD去除量总和也相应提高, 阶段Ⅰ~Ⅲ其余隔室COD去除总量分别为9.1、21.9、31.8 mg·L-1, 分别占反应器COD去除总量的4.5%、7.4%、7.7%.
 |
| 图 4 各阶段反应器各隔室碳氮去除量 Fig. 4 Distribution of nitrogen and COD removal in each compartment of the ABR reactor |
隔室1在去除有机碳源的同时, 伴随着NO2--N和NO3--N的去除, 且变化规律一致, 表明隔室1有机碳源的去除主要是通过反硝化途径去除.NO2--N在阶段Ⅰ~Ⅲ的去除量分别为95、121.7和200.8 mg·L-1, NO3--N在阶段Ⅰ~Ⅲ的去除量分别为12.5、26.8和35.5 mg·L-1.在反应器隔室2、3、4(B区), NO2--N去除总量随进水负荷提高而降低, 从阶段Ⅰ的72.9 mg·L-1降低至阶段Ⅲ的48.8 mg·L-1.NO3--N在B区去除量较少, 分别为8.1、9.7和2.2 mg·L-1.隔室5(C区)的NO2--N和NO3--N去除量较少.NH4+-N在隔室1(A区)去除量可以忽略不计, 其去除主要集中在反应器B区, 各阶段NH4+-N去除量变化规律与NO2--N一致, 去除量分别为52.4、60.2和26.1 mg·L-1.隔室5中也有部分NH4+-N去除, 各阶段去除量分别为5.1、11.1和3.5 mg·L-1, 分别占反应器NH4+-N去除总量的8.5%、15.4%和11.3%.通过分析隔室5中NO2--N与NH4+-N的去除比例, 与厌氧氨氧化途径去除比例不符, 具体去除原因还需要进一步研究.
通过碳氮去除量分析表明, 按比例提高进水基质浓度并没有使进水中的碳氮主要去除位点发生变化, 进水中的COD依然主要在ABR的隔室1(A区)去除, NH4+-N主要在隔室2、3和4(B区)去除, NO3--N主要在隔室1(A区)去除, NO2--N主要在A区和B区去除.根据基质去除比例, 推测A区主要发生反硝化作用, 同步去除NO3--N、NO2--N和进水中的COD.而B区主要发生厌氧氨氧化作用, 同步去除NH4+-N和NO2--N, 同时伴有反硝化去除厌氧氨氧化产生的NO3--N.C区对氮素去除贡献率较低, 主要去除途径可能存在反硝化和厌氧氨氧化.
3.3 反应器各阶段氮素去除途径ABR反应器进水中有机物及氮素的去除是反硝化和厌氧氨氧化共同作用的结果(图 5).随进水基质负荷的提高, TN去除量相应增加(图 5a), 反硝化途径脱氮去除量增加幅度较大, 阶段Ⅰ~Ⅲ的去除量分别为134.9、175.7和267.7 mg·L-1, 阶段Ⅱ较阶段Ⅰ的增幅为23.2%, 阶段Ⅲ较阶段Ⅱ的增幅为34.4%.然而, 厌氧氨氧化脱氮途径去除量先增加后减少, 阶段Ⅰ~Ⅲ的去除量分别为108、120和53.8 mg·L-1, 阶段Ⅱ较阶段Ⅰ的增幅仅为10%, 而阶段Ⅲ较阶段Ⅱ的降幅为55.2%.从阶段Ⅰ~Ⅲ, 虽然厌氧氨氧化脱氮途径TN去除量先增加后减少, 但其脱氮贡献率却逐渐降低(图 5b), 从43%降至16.5%.反硝化脱氮贡献率增加, 从53.8%增至82.1%.然而, 从阶段Ⅰ到阶段Ⅱ, 厌氧氨氧化途径脱氮贡献率减幅仅为0.09%, 反硝化脱氮贡献率也仅增加0.06%.从阶段Ⅱ到阶段Ⅲ, 厌氧氨氧化脱氮贡献率骤降, 降低幅度为57.7%, 反硝化途径脱氮贡献率增大, 增加幅度为30.4%.
 |
| 图 5 厌氧氨氧化反硝化脱氮去除量及贡献率(a.总氮去除量, b.总氮去除贡献率) Fig. 5 Total nitrogen removal capacity and total nitrogen removal contributed by anammox, denitrification in different phases(a.total nitrogen removal capacity, b.total nitrogen removal contribution) |
为明确在本研究中高进水基质浓度下厌氧氨氧化脱氮贡献极低的原因, 对反应器B区易于影响厌氧氨氧化菌的各种环境条件, 如pH、温度、DO、有机物、基质浓度、FA、FNA等进行分析.本研究中控制温度在30~35 ℃, 此温度为厌氧氨氧化菌适宜温度范围.研究用水采用实验室人工配水但并没有曝N2进行脱氧处理, 有研究表明, 进水中DO低于0.5 mg·L-1时对Anammox菌不会产生抑制作用, 采用DO仪检测出反应器B区各隔室的溶解氧在0.2 mg·L-1, 推测潜在影响因素有pH、有机物、基质浓度、FA和FNA等(Tsushima et al., 2007).
对于COD来说, Chamchoi等(2008)研究结果表明, COD为142 mg·L-1时不会影响反应器对NH4+-N的去除, 而COD超过300 mg·L-1时将完全抑制Anammox菌活性.也有研究认为高达700 mg·L-1的COD才完全抑制Anammox菌活性(Tang et al., 2010b).阶段Ⅲ进水中的COD在ABR反应器A区(隔室1)去除了92.2%(图 3), 进入B区的COD均值为50 mg·L-1, 对厌氧氨氧化过程影响较小.pH对Anammox菌的影响有两个方式：直接影响和间接影响.一方面, 生化反应需要生物酶参加的化学反应, pH的改变会影响酶和底物分子的带电性, 使得酶和底物结合部位受到干扰, 从而影响酶的稳定性和活性, 致使生化反应不可进行, 这种破坏不可逆(陈重军等, 2016)；另一方面, pH的变化会使得水中FA和FNA发生变化, 若微生物细胞内和细胞外pH值差量较大, 就可在胞内外两侧形成FA和FNA浓度差(Jin et al., 2012), 促使胞外FA和FNA进入胞内.研究认为, Anammox菌最适pH为7~8.5(Jaroszynski et al., 2011).阶段Ⅲ前期, 进水pH为8.2, 在ABR反应器B区pH在8.7~8.8之间, 而在运行的第57 d, 采用1 mmoL·L-1的HCl调节进水pH值为7.5, 反应器B区pH约为8.5, 反应器B区出水NO2--N浓度明显降低, 但出水NH4+-N浓度仅小幅降低.在进水pH值从8.2降至7.5后, 虽然B区pH维持在适宜范围, 但并没有使得Anammox菌活性恢复.相反, B区反硝化菌活性提高.NO2--N既是Anammox菌的基质, 也是一种生物抑制剂, 它对Anammox菌的抑制域与实验条件和操作方式有关, 通常抑制下限在70~280 mg·L-1(Jaroszynski et al., 2011; Strous et al., 1999).本研究中反应器B区进水NO2--N浓度不高于112.7 mg·L-1, 在调整进水pH后, 其浓度维持在70 mg·L-1, 因此, 基质NO2--N浓度也不是抑制Anammox菌活性的原因.NO2--N基质抑制Anammox活性实际上是FNA抑制, Fernández等(2012)通过序批试验研究基质对Anammox菌的抑制, 结果表明, 水中1.5 μg·L-1 FNA会使得脱氮效率下降, 当水中FNA浓度降低至0.5 μg·L-1能够恢复并维持稳定的脱氮效率.在本研究中, 调整进水pH前反应器B区FNA浓度在0.4~0.7 μg·L-1之间, 低于抑制浓度.
B区进水NH4+-N浓度在100 mg·L-1左右.有研究报道, Anammox菌能承受的NH4+-N浓度高达1000 mg·L-1(Chamchoi et al., 2008).但较多研究者认为NH4+-N对Anammox菌的抑制实质是FA(Fernández et al., 2012; Jaroszynski et al., 2011).Tang等(2010a)研究表明, FA浓度为57~187 mg·L-1时将会对Anammox菌产生抑制; 而Jung等(2007)认为在FA为1.7 mg·L-1时就会受到抑制.这表明FA对Anammox菌的抑制下限与Anammox菌的丰度相关.本研究中B区接种的是实验室已培养的厌氧氨氧化污泥, 长期处于较低的TN负荷下运行(阶段Ⅲ之前最高负荷NLR为0.19 kg·m3·d-1), 而Tang等(2010a)的研究中最高NLR为1.5 kg·m3·d-1.若以Tang等的研究数据为基础, 本研究反应器B区FA抑制下限为7.2~23.7 mg·L-1.在本研究中B区各隔室FA浓度分别为(47.9±1.4)、(47.1±0.2)和(46.1±0.4) mg·L-1, 进水pH调整后FA值分别为(28.2±1.7)、(26.1±1.5)和(23.6±1.3) mg·L-1.在调节进水pH后出水NH4+-N小幅降低, FA浓度降低能够轻微减弱其对Anammox菌的抑制, 但此时FA依然高于7.2~23.7 mg·L-1, 造成厌氧氨氧化活性偏低.综上, FA是影响Anammox菌活性的成因.
3.5 基质去除动力学分析采用一级基质去除模型和Stover-Kincannon模型对试验数据(表 3)进行线性拟合, 拟合参数结果见表 4.Stover-Kincannon模型对TN和COD去除拟合的R2分别为0.937和0.975, 而一级基质去除模型对TN和COD去除拟合的R2却很低(表 4).因此, Stover-Kincannon模型所获得的参数比一级基质去除模型更有意义.
| 表 3 不同进水基质浓度下的TN和COD去除量 Table 3 The TN and COD removal capacity under different influent concentration |
|
| 表 4 基于Stover-Kincannon模型和一级基质去除模型的动力学参数 Table 4 Dynamic parameters based on Stover-Kincannon model and first order dynamical removal model |
|
Stover-Kincannon模型对于TN去除所获得的最大基质利用率为1.43 g·L-1·d-1.表 5列出了不同研究条件下的Stover-Kincannon模型动力学参数值, 接种颗粒污泥的厌氧氨氧化反应器最大基质利用率较大, 都在30 g·L-1·d-1左右, 而接种絮状污泥的最大基质利用率为12.4 g·L-1·d-1(Jin et al., 2009), 在厌氧氨氧化反硝化协同脱氮除碳反应器中的最大基质利用率为3.1 g·L-1·d-1(Tomar et al., 2015).而本研究Umax仅1.43 g·L-1·d-1, 较其他研究小, 可能与反应器类型、接种污泥、运行负荷等有关, 本研究TN浓度为216~380 mg·L-1, 处在较低水平.KB是饱和常数, 其值越小表明对基质的亲和力越高(Kuşçu et al., 2009).本研究中反应器KB为1.2 g·L-1·d-1, 说明反应器在不受抑制的情况下对TN去除效果良好.本研究中TN进水负荷最高为0.456 g·L-1·d-1, 还不到Stover-Kincannon模型最大基质利用率的1/3, 理论上反应器对TN去除依旧存在较大潜力.
| 表 5 不同条件厌氧氨氧化反应的基质动力学模型研究 Table 5 The model of kinetics of substrate decomposing under different anammox process |
|
Stover-Kincannon模型对COD去除的最大基质利用率为3.33 g·L-1·d-1, 处在较低水平.反应器对COD的最大基质利用速率与该种基质降解程度有关, 易降解COD反应器的基质最大利用率高(Karim et al., 2001).本研究COD由葡萄糖提供, 容易被生物降解, 造成COD最大利用率较低的原因主要是反应器进水COD负荷较低, 最高进水COD仅420 mg·L-1, 而Özlem等报道的进水COD(葡萄糖)为3000 mg·L-1(Karim et al., 2001).反应器对于COD去除饱和常数KB为3.79 g·L-1·d-1, 说明在进水COD为420 mg·L-1时也能达到较好的去除效果, 这与水质处理效果相一致.进水COD最高负荷仅为0.504 g·L-1·d-1, 不足Stover-Kincannon模型最大基质利用率的1/5, 理论上反应器对COD去除依旧存在较大潜力.
4 结论(Conclusions)1) ABR反应器能够实现厌氧氨氧化反硝化耦合脱氮除碳, 当进水基质COD、NO2--N、NH4+-N浓度从220、168和60 mg·L-1提高至420、270和110 mg·L-1时, 反应器脱氮效果变差, COD、NO2--N、NH4+-N和TN去除率分别为97%、94%、30%和78%.厌氧氨氧化对TN去除的贡献率从43.08%骤降至16.49%, 反硝化对TN去除的贡献率从53.81%增加至82.07%.
2) 动力学模型拟合发现, Stover-Kincannon模型(R2=0.937, TN；R2=0.975, COD)较一级基质去除模型(R2=0.314, TN；R2=0.016, COD)更适合评价反应器对基质的承受力, Stover-Kincannon模型表明, 反应器对TN和COD的最大基质利用率分别为1.43 g·L-1·d-1和3.33 g·L-1·d-1, 饱和常数分别为1.2和3.79, 认为ABR协同脱氮除碳体系理论上还有继续提升基质负荷的潜力.
Abbas G, Wang L, Li W, et al. 2015. Kinetics of nitrogen removal in pilot-scale internal-loop airlift bio-particle reactor for simultaneous partial nitrification and anaerobic ammonia oxidation[J]. Ecological Engineering, 74: 356–363.
DOI:10.1016/j.ecoleng.2014.09.035
|
Alavi N, Azadi R, Jaafarzadeh N, et al. 2011. Kinetics of nitrogen removal in an anammox up-flow anaerobic bioreactor for treating petrochemical industries wastewater (ammonia plant)[J]. Asian Journal of Chemistry, 23(12): 5220–5224.
|
Babaei A A, Azadi R, Jaafarzadeh N, et al. 2013. Application and kinetic evaluation of upflow anaerobic biofilm reactor for nitrogen removal from wastewater by Anammox process[J]. Iranian Journal of Environmental Health Science & Engineering, 10(2): 20–20.
|
Carta-Escobar F, Pereda-Marín J, Álvarez-Mateos P, et al. 2004. Aerobic purification of dairy wastewater in continuous regime:Part Ⅰ:Analysis of the biodegradation process in two reactor configurations[J]. Biochemical Engineering Journal, 21(2): 183–191.
|
Chamchoi N, Nitisoravut S, Schmidt J E. 2008. Inactivation of ANAMMOX communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) and denitrification[J]. Bioresource Technology, 99(9): 3331–3336.
DOI:10.1016/j.biortech.2007.08.029
|
陈辉. 2015. 厌氧氨氧化工艺优化及反硝化颗粒污泥培养策略的研究[D]. 杭州: 杭州师范大学
http://cdmd.cnki.com.cn/Article/CDMD-10346-1015442203.htm |
陈重军, 冯宇, 汪瑶琪, 等. 2016. 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.
|
Fernández I, Dosta J, Fajardo C, et al. 2012. Short-and long-term effects of ammonium and nitrite on the anammox process[J]. Journal of Environmental Management, 95(2): S170–S174.
|
Gao J, Chys M, Audenaert W, et al. 2014. Performance and kinetic process analysis of an anammox reactor in view of application for landfill leachate treatment[J]. Environmental Technology, 35(10): 1226–1233.
DOI:10.1080/09593330.2013.865084
|
黄孝肖, 陈重军, 张蕊, 等. 2012. 厌氧氨氧化与反硝化耦合反应研究进展[J]. 应用生态学报, 2012, 23(3): 849–856.
|
Jaroszynski L W, Cicek N, Sparling R, et al. 2011. Importance of the operating pH in maintaining the stability of anoxic ammonium oxidation (anammox) activity in moving bed biofilm reactors[J]. Bioresource Technology, 102(14): 7051–7056.
DOI:10.1016/j.biortech.2011.04.069
|
Jin R C, Yang G F, Yu J J, et al. 2012. The inhibition of the Anammox process:A review[J]. Chemical Engineering Journal, 197(29): 67–79.
|
Jin R C, Zheng P. 2009. Kinetics of nitrogen removal in high rate anammox upflow filter[J]. Journal of Hazardous Materials, 170(2): 652–656.
|
Jung J Y, Kang S H, Chung Y C, et al. 2007. Factors affecting the activity of anammox bacteria during start up in the continuous culture reactor[J]. Water Science & Technology, 55(1/2): 459–468.
|
Karim K, Gupta S K. 2001. Biotransformation of nitrophenols in upflow anaerobic sludge blanket reactors[J]. Bioresource Technology, 80(3): 179–186.
DOI:10.1016/S0960-8524(01)00092-X
|
Kuşçu O S, Sponza D T. 2009. Kinetics of para-nitrophenol and chemical oxygen demand removal from synthetic wastewater in an anaerobic migrating blanket reactor[J]. Journal of Hazardous Materials, 161(2): 787–799.
|
Mosquera-Corral A, González F, Campos J L, et al. 2005. Partial nitrification in a SHARON reactor in the presence of salts and organic carbon compounds[J]. Process Biochemistry, 40(9): 3109–3118.
DOI:10.1016/j.procbio.2005.03.042
|
Ni S Q, Lee P H, Sung S W. 2010. The kinetics of nitrogen removal and biogas production in an anammox non-woven membrane reactor[J]. Bioresource Technology, 101(15): 5767–5773.
DOI:10.1016/j.biortech.2010.02.074
|
Rui D, Peng Y, Cao S, et al. 2014. Advanced nitrogen removal with simultaneous anammox and denitrification in sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology, 162(6): 316–322.
|
Strous M, Kuenen J G, Jetten M S M. 1999. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation[J]. Applied & Environmental Microbiology, 65(7): 3248–3250.
|
Tang C J, Zheng P, Mahmood Q, et al. 2010a. Effect of substrate concentration on stability of anammox biofilm reactors[J]. Journal of Central South University, 17(1): 79–84.
DOI:10.1007/s11771-010-0014-6
|
Tang C J, Zheng P, Wang C H, et al. 2010b. Suppression of anaerobic ammonium oxidizers under high organic content in high-rate Anammox UASB reactor[J]. Bioresource Technology, 101(6): 1762–1768.
DOI:10.1016/j.biortech.2009.10.032
|
Tomar S, Gupta S K. 2015. A new mathematical model for nitrogen gas production with special emphasis on the role of attached growth media in anammox hybrid reactor[J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 99(21): 9245–9254.
|
Tsushima I, Ogasawara Y, Kindaichi T, et al. 2007. Development of high-rate anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) biofilm reactors[J]. Water Research, 41(8): 1623–1634.
DOI:10.1016/j.watres.2007.01.050
|
于德爽, 齐泮晴, 李津, 等. 2016. 厌氧氨氧化工艺处理含海水污水的亚硝态氮抑制及反应动力学[J]. 中国环境科学, 2016, 36(5): 1400–1408.
DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2016.05.018 |
朱泽沅, 于德爽, 李津. 2016. 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.
|