环境科学  2016, Vol. 37 Issue (11): 4261-4267   PDF    
引用本文
付昆明, 王会芳, 苏雪莹, 周厚田 . 初始pH值对序批式CANON工艺脱氮效果和N2O释放的影响[J]. 环境科学,2016, 37(11): 4261-4267.
FU Kun-ming, WANG Hui-fang, SU Xue-ying, ZHOU Hou-tian . Effect of Initial pH on Nitrogen Removal Performance and N2O Emission of a Sequencing Batch CANON Reactor[J]. Environmental Science,2016, 37(11): 4261-4267.
初始pH值对序批式CANON工艺脱氮效果和N2O释放的影响
付昆明 , 王会芳 , 苏雪莹 , 周厚田     
北京建筑大学环境与能源工程学院, 城市雨水系统与水环境省部共建教育部重点实验室, 北京 100044
收稿日期: 2016-04-26; 修订日期: 2016-06-02
基金项目: 国家自然科学基金项目（51308025）；北京市科研基地建设项目（2016）
作者简介: 付昆明(1981~),男,博士,讲师,主要研究方向为水处理技术,E-mail:fukunming@163.com
摘要: 在温度为30℃±1℃条件下，采用陶粒为填料的序批式CANON反应器，以人工配置无机高氨氮废水为进水，研究不同初始pH值对CANON工艺脱氮效果和N2O释放的影响.试验过程中，控制进水氨氮浓度相同，HRT=5 h，曝气量为6 m3·（m3·h）-1时，调节进水pH值分别为6.64、6.98、7.15、7.88和7.95，研究发现，初始pH值在6.64~7.95之间时，CANON工艺脱氮效果基本保持稳定，TN去除率分别为81.38%、87.32%、92.12%、88.21%和86.84%，TN去除负荷均在1.56 kg·（m3·d）-1以上；各周期初始N2O释放速率基本相同，先升高后降低，且初始pH值越低N2O释放速率峰值越高，而N2O释放量和释放率也均随初始pH增加而减少.初始pH值在6.64~7.95之间对总氮去除影响不大，但对N2O释放有较大影响.要同步实现CANON工艺高效脱氮和N2O释放减量化，应将进水pH调节在7.90附近.
关键词: pH      CANON      氧化亚氮      脱氮      序批式生物膜反应器     
Effect of Initial pH on Nitrogen Removal Performance and N2O Emission of a Sequencing Batch CANON Reactor
FU Kun-ming , WANG Hui-fang , SU Xue-ying , ZHOU Hou-tian     
Key Laboratory of Urban Storm Water System and Water Environment, Ministry of Education, School of Environment and Energy Engineering, Beijing University of Civil Engineering and Architecture, Beijing 100044, China
Abstract: A completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) reactor with haydite as carrier was operated in a sequencing batch biofilm reactor. The effect of different initial pH on nitrogen removal performance and N2O emission was investigated using synthetic inorganic ammonia-rich wastewater as influent at 30℃±1℃. During the experiment, the pH of influent was controlled at 6.64, 6.98, 7.15, 7.88 and 7.95 under the same influent ammonia concentration condition, with hydraulic retention time of 5 hours and aeration rate of 6 m3·(m3·h)-1. The results showed that, when the initial pH was between 6.64 and 7.95, the performance of autotrophic nitrogen removal over nitrite was basically stable. The total nitrogen removal efficiencies were 81.38%, 87.32%, 92.12%, 88.21% and 86.84%, respectively. And the total nitrogen removal loads were all higher than 1.56 kg·(m3·d)-1. Initial N2O emission rates were basically equal and decreased after rising to a peak value. Besides, the lower the initial pH was, the higher the maximum N2O emission rate was. In addition, N2O emissions and ratios decreased with rising initial pH. Initial pH between 6.64 and 7.95 had little influence on nitrogen removal but N2O emissions. Initial pH should be kept at about 7.90 to achieve high efficient nitrogen removal and reduction of N2O emission synchronously.
Key words: pH      CANON      N2O      nitrogen removal      sequencing batch biofilm reactor     

全程自养脱氮(completely autotrophic nitrogen removal over nitrite process，CANON)工艺通过氨氧化细菌(ammonium oxidation bacteria，AOB)和厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation，ANAMMOX)细菌协同作用实现自养脱氮[1]，在污水脱氮方面具有不需有机碳源、 节省曝气量和剩余污泥少[1]等优点，目前主要应用于垃圾渗滤液[2]、 污泥消化液[3]等高氨氮废水的处理. 但是，CANON工艺在实现高效脱氮的同时，还会产生一种强温室气体——氧化亚氮(N2O)[4]. N2O是除CO2、 CH4以外的第3大温室气体，全球增温潜势(global warming potential，GWP)[5]远高于前两者，此外，它还会与平流层中的臭氧反应，破坏臭氧层[6]，或经一系列化学反应生成硝酸，伴随雨水形成酸性降水[7]，影响人类的生存健康. 因此，为了防止氮素污染问题由水环境转向大气环境[8]，控制N2O的释放尤其重要. pH值能影响微生物的生长，要保证CANON工艺的稳定运行，就必须保证pH值适合AOB和ANAMMOX细菌的生长[9]. 此外，pH值还会对污水中游离氨(free ammonia，FA)和游离亚硝酸(free nitrous acid，FNA)浓度产生影响，而无论FA还是FNA都会对硝化细菌的活性产生影响，导致亚硝酸盐积累或N2O还原酶(Nos)失活，进而影响N2O的产生[10]. 目前硝化过程和反硝化过程中pH值对于N2O释放的影响报道较多，而CANON过程中pH对于N2O释放的影响还没有清晰的认识. 本文主要研究不同进水pH值对CANON工艺中脱氮效果和N2O释放的影响，以期为实现N2O减量化提供指导性建议.

1 材料与方法 1.1 试验装置

试验装置为序批式生物膜反应器(sequencing batch biofilm reactor，SBBR)反应器，如图 1所示. 反应器由有机玻璃制成，内径为9 cm，高30 cm，有效容积为1.50 L. 原水由上部瞬时进入，由侧面出水口排出. 使用空气泵由反应器底部圆盘状气泡石向反应器曝入空气，并用转子流量计控制曝气量. 反应器内温度通过水浴调节控持在30℃±1℃. 反应器以陶粒为填料，陶粒的规格为Φ 2~4 mm，湿密度为1.00~1.20 g·cm-3，孔隙率为40%.

1.原水水箱; 2.空气泵;猿郾气体采样袋;3.恒温加热棒;4.出水口;5.陶粒;6.气体采样袋 图 1 SBBR反应器试验装置及工艺流程示意 Fig. 1 Experimental apparatus and process scheme chart of SBBR

1.2 试验用水

试验用水采取人工配水(表 1). 即向自来水中添加NH4Cl、 HCO3-(由NaHCO3提供)、 KH2PO4 10mg·L-1和微量元素浓缩液Ⅰ1 mL·L-1、 微量元素浓缩液Ⅱ1 mL·L-1. 其中，微量元素浓缩液Ⅰ: EDTA 5 000 mg·L-1，FeSO4 5 000 mg·L-1； 微量元素浓缩液Ⅱ: EDTA 15 000 mg·L-1，ZnSO4·7H2O 430 mg·L-1，CoCl2·6H2O 240 mg·L-1，MnCl2·4H2O 990 mg·L-1，CuSO4·5H2O 250 mg·L-1，H3BO3 14 mg·L-1，NaMoO4·2H2O 220 mg·L-1，NiCl·6H2O 190 mg·L-1，Na2SeO4·10H2O 210 mg·L-1.

表 1 反应器进水水质/mg·L-1 Table 1 Water quality of influent for reactor/mg·L-1

1.3 试验方法

反应器在好氧条件下运行. 每周期包括: 瞬时进水曝气(300 min)排水(1 min)，排水比为100%，进水pH值依次调节为6.64、 6.98、 7.15、 7.88、 7.95，并在温度为30℃±1℃，曝气量为6 m3·(m3·h)-1，进水NH4+-N浓度为400 mg·L-1的条件下运行. 试验过程中，每隔1 h取水样，每隔30 min取气体样品，并检测pH值和DO. 每个试验pH值运行1个周期后，再次恢复正常状态运行以维持生物膜活性. 为保证试验结果的可靠性，各试验pH值均运行3个周期左右，并选取其中一个典型周期进行分析.

1.4 分析项目及检测方法

试验过程中，按照需求，分别检测水样和气样.

1.4.1 水质分析及计算方法

NH4+-N: 纳氏试剂比色法[11]； NO2--N: N-(1-萘基)-乙二胺光度法[11]； NO3--N: 紫外分光光度法[11]； pH值: 实验室pH计FE20(梅特勒-托利多，瑞士)； 溶解氧: Multi 350i溶解氧仪(WTW，德国)； TN按下式计算: TN＝[NH4+-N]+[NO2--N]+[NO3--N]； FA: 通过式(1)计算[12]； FNA: 通过式(2)计算[12]； SS和VSS: 重量法[11]； 温度: 水银温度计.

FA的计算公式:

(1)

式中，[NH4+-N]为污水中NH4+-N的浓度(mg·L-1)； T为反应温度(℃).

FNA的计算公式:

(2)

式中，[NO2--N]为污水中NO2--N的浓度(mg·L-1)； T为反应温度(℃).

1.4.2 N2O采样分析及计算方法

N2O产生量包括N2O的释放量和溶解性N2O，本文主要研究释放的N2O. 气体通过密闭性气体采样袋收集，使用岛津气相色谱仪GC-2014(日本)进行检测，所用色谱柱为Porapak Q 填充柱，检测器为电子捕获检测器(ECD)，所用载气为30 mL·min-1高纯N2，进样口、 柱温箱、 检测器的温度分别为50、 80、 150℃，检测时间为1 min. 每个气体样品各检测3次左右，取舍后求其平均值.

N2O的释放速率公式:

(3)

式中，ωN2O-N为N2O的释放速率(g·min-1·L-1)； Q为空气流速(L·min-1)； cN2O为释放气体中N2O的比例； MN2O-N为N2O-N的摩尔质量(14 g·mol-1)； P为大气压(1.01×105 Pa)； R为气体常数(8.314 J·(mol·K)-1］； T为热力学温度(K)； VL为SBBR反应器的工作容积(1.50 L).

N2O的释放量公式:

(4)

式中，mN2O-N为N2O的总释放量(g)； n为取样次数； ωN2O-N,n为第n次取样时N2O的释放速率[g·(min·L)-1]； Δt为每次取样的间隔时间(30 min)； VL为SBBR反应器的工作容积(1.50 L).

N2O-N的释放率=释放N2O-N总量/TN去除量

2 结果与讨论 2.1 初始pH值对脱氮效果的影响

试验过程中，为了解不同初始pH值对CANON工艺的脱氮效果的影响，对周期内氮元素、 pH和DO的变化情况进行监测分析，试验结果如图 2所示.

(a1、 b1)、 (a2、 b2)…(a5、 b5)依次对应pH 为6.64、 6.98、 7.15、 7.88、 7.95 图 2 初始pH 为6.64、 6.98、 7.15、 7.88和7.95时反应器内各指标的变化 Fig. 2 Variations of indexes in reactor at initial pH of 6.64,6.98,7.15,7.88,7.95

2.1.1 反应器内氮素的变化规律

如图 2(a1)~2(a5)所示，不同初始pH值条件下，HRT=5 h时，各周期的NH4+-N、 TN均有良好的去除效果，去除速率均在第1h内达到最大，并随着曝气时间的延长而逐渐降低. 由表 2可知，各周期的NH4+-N去除率均在90.00%以上，TN去除率均在80.00%以上，TN去除负荷也都在1.65 kg·(m3·d)-1以上. TN去除负荷高于笔者在35℃下启动的海绵CANON反应器1.22 kg·(m3·d)-1[13]，亦高于Sliekers等[14]使用气提式反应器启动的CANON反应器得到的氮容积去除负荷1.50 kg·(m3·d)-1，这可能是因为系统中参与脱氮作用的ANAMMOX菌较多(折合MLSS为5 100 mg·L-1)有关，可迅速将NH4+-N转化为N2. TN去除负荷在不同初始pH值时变化不大，原因是碱度作为缓冲剂来调节反应器内pH[15]，使反应器的pH值在反应开始时能迅速调节到7.50左右，适宜AOB和ANAMMOX细菌的生长. AOB的最适pH值为7.50~8.00，而ANAMMOX菌在pH值为6.70~8.30时能保持较高活性[16]. 由此可知，当初始pH值处于6.64~7.95之间时，CANON工艺的脱氮效果基本能够维持稳定，且pH值为7.15时TN和NH4+-N去除效果最好，这与李冬等[9]在pH值为8.00得到总氮最高去除率82.94%不同.

如图 2(a1)~2(a5)所示，各周期运行过程中，NO2--N浓度均呈现先上升后下降的变化规律，原因是反应初期，ANAMMOX细菌受DO突变的影响，活性受到抑制，厌氧氨氧化速率较低[17]，而AOB氨氧化速率随DO增加而提高[18]，NO2--N生成速率大于消耗速率，导致NO2--N的积累； 随着反应进行，NO2--N浓度的增加刺激ANAMMOX细菌活性的增强[19]，厌氧氨氧化速率逐渐提高，NO2--N消耗速率接近其产生速率，浓度逐渐下降. 由于各周期反应时，AOB、 ANAMMOX菌相对反应速率的差别，NO2--N浓度峰值出现在不同的时刻，其中，初始pH值为6.64时，NO2--N浓度在2 h达到最大； 初始pH值为6.98~7.88时，NO2--N浓度在第1 h左右达到最大； 而初始pH值为7.95时，NO2--N浓度在第3 h达到最大. 原因是，pH值为6.64时，FA的浓度只有1.71 mg·L-1，而AOB和ANAMMOX细菌代谢的真正底物是NH3，底物浓度较低导致氨氧化速率较慢，同时ANAMMOX细菌由于缺乏足够的底物(NH3)无法顺利进行[20]，导致系统中NO2--N积累较长时间； pH为7.95时则由于NO2--N浓度较低而限制ANAMMOX反应的进行[21]，NO2--N浓度峰值滞后； pH为6.98~7.88之间时NO2--N浓度较快达到峰值，说明系统内亚硝化反应和厌氧氨氧化反应很快达到平衡[20]，尤其pH为7.15时更有利于提高CANON系统的脱氮性能. 另外，各周期运行过程中，NO3--N浓度逐渐增加，并且δNO3--N/δTN小于理论值0.127[16]，这表明反应器中亚硝酸氧化反应较弱，CANON工艺的短程硝化维持稳定[22].

表 2 不同初始pH值时反应器的NH4+-N和TN去除率 Table 2 NH4+-N and TN removal efficiencies of reactor at different initial pH

2.1.2 pH和DO的变化

从图 2(b1)~2(b5)可以看出，各周期的DO先降低后升高，这是因为反应初期，突然开始曝气造成DO浓度迅速升高，随着反应进行，曝气系统持续向反应器供氧，AOB氨氧化过程耗氧速率逐渐增加，表现出DO浓度逐渐下降，当NH4+-N耗尽时，反应器内耗氧能力最弱，DO迅速上升，表观上形成突变过程，这有助于指示反应终点[23].

各周期反应过程中，pH均呈现先增加后下降的趋势. 反应初期碱度调节使反应器内pH维持在7.50~8.00之间，为系统内微生物提供合适的环境，且初始pH值越低，曝气反应初期的突变值相对越大. 随着反应进行，pH值逐渐下降，主要是AOB和ANAMMOX细菌共同作用的结果. AOB氨氧化过程产生H+使pH下降，而厌氧氨氧化过程消耗H+使pH值上升，二者共同作用仍表现pH下降，如式(5)[24]. 当NH4+-N消耗完时，亚硝酸化作用和厌氧氨氧化作用均也停止，而亚硝酸氧化过程也不会引起pH值的变化，此时pH的小幅度上升是曝气吹脱的作用，微生物代谢产生的CO2被吹脱出反应器，使系统pH值上升[25].

(5)
2.2 初始pH值对N2O释放的影响 2.2.1 各周期N2O释放速率的变化

反应器运行过程中，各周期每隔30 min采集气体样品，检测N2O的含量，分析和比较各周期N2O释放速率的变化，试验结果如图 3所示.

图 3 不同初始pH值时反应器的ωN2O-N的变化 Fig. 3 Variations of ωN2O-N in reactor at different initial pH

由图 3可知，曝气反应开始时，各周期N2O的释放速率ωN2O-N基本相同，约为0.033 mg·(min·L)-1. 随着反应的进行，初始pH值为6.64~7.15时，ωN2O-N逐渐升高，并分别于第1.5 h、 第1 h、 第1 h达到顶峰，依次为0.078、 0.058、 0.060 mg·(min·L)-1，而初始pH值为7.88和7.95时，ωN2O-N并未直接升高，而是先下降，后又升高至最大值，分别为0.040 mg·(min·L)-1、 0.034 mg·(min·L)-1. 曝气反应初期，N2O产生的主要原因是系统中NH4+-N浓度较高，NH4+-N氧化过程的第一个中间产物羟氨(NH2OH)容易发生积累，而积累的NH2OH可能在羟氨氧化还原酶(HAO)的作用下产生N2O[26]. 反应初期，初始pH为6.64~7.15之间的ωN2O-N逐渐升高，可能是低pH值能够对微生物起到一定的筛选作用，也就是说低pH值条件有利于以N2O为最终产物的微生物菌种的生长[26]，而初始pH为6.64时的ωN2O-N最低可能是由于底物NH3的浓度限制作用. 初始pH值为7.88和7.95时，ωN2O-N先下降，可能原因是初期pH为7.88和7.95的反应器中FA浓度分别为28.03 mg·L-1和32.60 mg·L-1，FA的存在抑制了AOB细菌的活性，导致N2O释放速率下降.

N2O释放速率达到峰值是各周期NO2--N在不同时刻积累的结果. 这期间N2O产生的主要原因是AOB的自养反硝化作用[27]，其在异构亚硝酸盐还原酶(isoNir)的催化下可将NO2--N还原成N2O. 结合图 2(a1)~2(a5)发现，初始pH为6.64~7.15之间时，NO2--N积累浓度越高，N2O释放速率峰值越高. 另一方面，pH值越低，所形成的FNA浓度越高，而FNA非常容易进入细胞膜，抑制ATP酶而导致ATP无法生成，进而影响微生物的代谢活性[28]，并且，FNA还能和Nos酶的活性部位发生反应，致使Nos酶失活，抑制N2O的还原. 初始pH值为7.88的N2O释放速率峰值大于pH值为7.95的N2O释放速率，可能是因为初始pH值为7.88时的反应器内DO浓度更高，对Nos酶的抑制作用更强，N2O释放速率随DO增大而增大[26].

各周期的ωN2O-N达到顶峰后，均随着时间而迅速下降，且周期反应末期，初始pH值越低，N2O释放速率越低. 这是因为随着曝气时间的延长，各周期的NH4+-N、 NO2--N等基质浓度逐渐下降，可转化为N2O的氮元素减少； 另外，一方面，pH值越低，FA浓度越低，AOB自养反硝化需要的电子供体越少，N2O释放速率越低，另一方面，pH值越低，FNA浓度越高，对AOB活性的抑制作用越强，两者共同作用导致低pH值N2O释放速率低.

2.2.2 各周期N2O释放量和释放率的变化

如图 4所示，随着初始pH值的升高，各周期的N2O释放总量依次为17.04、 16.75、 16.99、 13.04、 13.02 mg，其中，初始pH值为6.98与初始pH值为7.15相比，后者的N2O释放总量略高于前者，这可能是因为，在两者初始pH值相差不大的情况下，由于人为操作原因，后者的初始NO2--N浓度比前者略高2 mg，导致其N2O释放总量略高. 各周期N2O释放率均大于5%，而 Sliekers等[24]对CANON反应器处理人工配水的小试研究表明，N2O排放量非常小，低于总氮负荷的0.1%，张强[29]也在SBBR单级自养脱氮系统中得到最高3.33%的N2O转化率. 原因可能是，反应器内DO浓度较高，最高达到1.85 mg·L-1，一定程度上抑制了ANAMMOX菌的活性[17]，导致NO2--N积累，同时DO的存在还会对Nos酶产生抑制作用[30]，阻碍N2O的还原. 各周期的N2O释放比例随着初始pH值的升高而降低，初始pH值为6.64时N2O释放率高达8.75%，而初始pH值为7.95时N2O释放率低至5.94%. 这是因为低pH值会抑制Nos酶的活性，抑制作用主要是通过FNA实现的[10]，pH值越低，同样浓度的NO2--N会产生更多的FNA，而FNA超过0.004 mg·L-1时，即可完全抑制N2O的还原[31].

图 4 不同初始pH值时反应器的N2O释放量的变化 Fig. 4 Variations of N2O emissions in reactor at different initial pH

因此，CANON工艺中，初始pH值对N2O的影响较大，其越接近7.95，N2O释放量越少； 反之，低pH下，由于菌种的筛选作用和FNA 的抑制作用，N2O的释放量较多. 所以，为了减少N2O的释放，建议将pH值控制在7.90左右.

3 结论

(1) 初始pH在6.64~7.95之间，CANON工艺均能保持稳定的脱氮效果，且在pH为7.15时去除效果最好，TN去除率达到92.12%，TN去除负荷为1.80 kg·(m3·d)-1.

(2) 序批反应过程中，N2O释放速率整体上均呈现先升高至最大值，再下降的趋势，且初始pH在6.64~7.95之间，pH值越高，释放速率峰值越低，N2O释放量和释放率越低，pH值为7.95时N2O释放量占TN去除量5.94%.

(3) CANON工艺同步实现高效脱氮和N2O减量化应将pH控制在7.90附近.

参考文献
[1] Fux C, Boehler M, Huber P, et al. Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant[J]. Journal of Biotechnology , 2002, 99 (3) : 295–306. DOI:10.1016/S0168-1656(02)00220-1
[2] Liang Z, Liu J X. Landfill leachate treatment with a novel process: anaerobic ammonium oxidation (Anammox) combined with soil infiltration system[J]. Journal of Hazardous Materials , 2008, 151 (1) : 202–212. DOI:10.1016/j.jhazmat.2007.05.068
[3] Joss A, Salzgeber D, Eugster J, et al. Full-Scale nitrogen removal from digester liquid with partial nitritation and anammox in one SBR[J]. Environmental Science & Technology , 2009, 43 (14) : 5301–5306.
[4] 耿军军, 王亚宜, 张兆祥, 等. 污水生物脱氮革新工艺中强温室气体N2O的产生及微观机理[J]. 环境科学学报 , 2010, 30 (9) : 1729–1738. Geng J J, Wang Y Y, Zhang Z X, et al. N2O production and mechanism in recently developed biological nitrogen removal processes[J]. Acta Scientiae Circumstantiae , 2010, 30 (9) : 1729–1738.
[5] 王长科, 罗新正, 张华. 全球增温潜势和全球温变潜势对主要国家温室气体排放贡献估算的差异[J]. 气候变化研究进展 , 2013, 9 (1) : 49–54. Wang C K, Luo X Z, Zhang H. Differences between the shares of greenhouse gas emissions calculated with GTP and GWP for major countries[J]. Progressus Inquisitiones de Mutatione Climatis , 2013, 9 (1) : 49–54.
[6] Conrad R. Soil microorganisms as controllers of atmospheric trace gases (H2, CO, CH4, OCS, N2O, and NO)[J]. Microbiological Reviews , 1996, 60 (4) : 609–640.
[7] 王少彬. 大气中氧化亚氮的源、汇和环境效应[J]. 环境保护 , 1994 (4) : 23–27.
[8] Kampschreur M J, van der Star W R L, Wielders H A, et al. Dynamics of nitric oxide and nitrous oxide emission during full-scale reject water treatment[J]. Water Research , 2008, 42 (3) : 812–826. DOI:10.1016/j.watres.2007.08.022
[9] 李冬, 苏庆岭, 梁瑜海, 等. 碱度和pH值对CANON工艺脱氮效果的影响[J]. 中国给水排水 , 2015, 31 (3) : 13–18. Li D, Su Q L, Liang Y H, et al. Effect of alkalinity and pH value on performance of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite process[J]. China Water & Wastewater , 2015, 31 (3) : 13–18.
[10] Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants[J]. Water Research , 2011, 45 (15) : 4672–4682. DOI:10.1016/j.watres.2011.06.025
[11] 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 -415.
[12] Anthonisen A C, Loeh R C, Prakasam T B, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid[J]. Journal (Water Pollution Control Federation) , 1976, 48 (5) : 835–852.
[13] 付昆明, 张杰, 曹相生, 等. 好氧条件下CANON工艺的启动研究[J]. 环境科学 , 2009, 30 (6) : 1689–1694. Fu K M, Zhang J, Cao X S, et al. Study of CANON process start-up under aerobic conditions[J]. Environmental Science , 2009, 30 (6) : 1689–1694.
[14] Sliekers O A, Third K A, Abma W, et al. CANON and Anammox in a gas-lift reactor[J]. FEMS Microbiology Letters , 2003, 218 (2) : 339–344. DOI:10.1016/S0378-1097(02)01177-1
[15] Gut L, Płaza E, Hultman B. Assessment of a two-step partial nitritation/Anammox system with implementation of multivariate data analysis[J]. Chemometrics and Intelligent Laboratory Systems , 2007, 86 (1) : 26–34. DOI:10.1016/j.chemolab.2006.08.004
[16] Strous M, Kuenen J G, Jetten M S M. Key physiology of anaerobic ammonium oxidation[J]. Applied and Environmental Microbiology , 1999, 65 (7) : 3248–3250.
[17] Strous M, van Gerven E, Kuenen J G, et al. Effects of aerobic and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) sludge[J]. Applied and Environmental Microbiology , 1997, 63 (6) : 2446–2448.
[18] Guisasola A, Jubany I, Baeza J A, et al. Respirometric estimation of the oxygen affinity constants for biological ammonium and nitrite oxidation[J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology , 2005, 80 (4) : 388–396. DOI:10.1002/(ISSN)1097-4660
[19] Fu K M. Start-up and performance of nitrogen removal of CANON reactor[D]. Beijing: Beijing University of Technology, 2010. 付昆明. 全程自养脱氮(CANON)反应器的启动及其脱氮性能[D]. 北京: 北京工业大学, 2010. http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10005-2010107980.htm
[20] 郭劲松, 杨国红, 方芳, 等. 温度和pH值对CANON工艺的影响试验研究[J]. 环境工程学报 , 2009, 3 (1) : 22–26. Guo J S, Yang G H, Fang F, et al. Study of the influence of temperature and pH value on CANON process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering , 2009, 3 (1) : 22–26.
[21] 秦宇, 方芳, 郭劲松. pH值对SBBR自养脱氮系统效能及功能菌数量的影响[J]. 中国给水排水 , 2012, 28 (17) : 36–39. Qin Y, Fang F, Guo J S. Effect of pH on SBBR autotrophic nitrogen removal process[J]. China Water & Wastewater , 2012, 28 (17) : 36–39.
[22] 付昆明, 左早荣, 仇付国. 陶粒CANON反应器的接种启动与运行[J]. 环境科学 , 2014, 35 (3) : 995–1001. Fu K M, Zuo Z R, Qiu F G. Start-up by inoculation and operation of a CANON reactor with haydite as the carrier[J]. Environmental Science , 2014, 35 (3) : 995–1001.
[23] Kartal B, Kuypers M M M, Lavik G, et al. Anammox bacteria disguised as denitrifiers: nitrate reduction to dinitrogen gas via nitrite and ammonium[J]. Environmental Microbiology , 2007, 9 (3) : 635–642. DOI:10.1111/emi.2007.9.issue-3
[24] Sliekers A O, Derwort N, Gomez J L C, et al. Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor[J]. Water Research , 2002, 36 (10) : 2475–2482. DOI:10.1016/S0043-1354(01)00476-6
[25] 张杰, 付昆明, 曹相生, 等. 序批式生物膜CANON工艺的运行与温度的影响[J]. 中国环境科学 , 2009, 29 (8) : 850–855. Zhang J, Fu K M, Cao X S, et al. Performance of CANON process in a sequencing batch biofilm reactor and influence of temperarure[J]. China Environmental Science , 2009, 29 (8) : 850–855.
[26] Hanaki K, Hong Z, Matsuo T. Production of nitrous oxide gas during denitrification of wastewater[J]. Water Science and Technology , 1992, 26 (5-6) : 1027–1036.
[27] Poth M, Focht D D. 15N Kinetic analysis of N2O production by Nitrosomonas europaea: an examination of nitrifier denitrification[J]. Applied & Environmental Microbiology , 1985, 49 (5) : 1134–1141.
[28] 李权斌, 荣宏伟, 张朝升, 等. pH对生物膜同步硝化反硝化脱氮及其N2O产量的影响[J]. 水处理技术 , 2016, 42 (1) : 121–124. Li Q B, Rong H W, Zhang C S, et al. Effects of pH on SND and the N2O production in biofilm reactor[J]. Technology of Water Treatment , 2016, 42 (1) : 121–124.
[29] Zhang Q. The N2O emission characteristics and influence factors on N2O emission in single SBBR completely autotrophic nitrogen removal system[D]. Chongqing: Chongqing University, 2013. 张强. SBBR单级自养脱氮系统N2O排放特征及影响因素研究[D]. 重庆: 重庆大学, 2013. http://cdmd.cnki.com.cn/article/cdmd-10611-1013043452.htm
[30] Otte S, Grobben N G, Robertson L A, et al. Nitrous oxide production by Alcaligenes faecalis under transient and dynamic aerobic and anaerobic conditions[J]. Applied and Environmental Microbiology , 1996, 62 (7) : 2421–2426.
[31] Zhou Y, Pijuan M, Zeng R J, et al. Free nitrous acid inhibition on nitrous oxide reduction by a denitrifying-enhanced biological phosphorus removal sludge[J]. Environmental Science & Technology , 2008, 42 (22) : 8260–8265.