2020, Vol. 41
2. 苏州科技大学环境生物技术研究所, 苏州 215009
2. Institute of Environmental Biotechnology, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China
厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)自1995年被发现以来, 因其能源消耗少、无需添加有机碳源、污泥产量低和脱氮效率高的特点成为当今污水处理的研究热点.它是在厌氧或缺氧条件下, ANAMMOX菌以NO2--N为电子受体, NH4+-N为电子供体, 产生N2并生成少量NO3--N的生物过程[1~3].由于高NH4+-N废水处理过程中易于实现稳定的亚硝化, 利于NO2--N的积累, 因此目前ANAMMOX工艺主要应用于高NH4+-N废水(垃圾渗滤液[4]、污泥消化液[5]、化工废水[6]和养猪场废水[7]等).虽然ANAMMOX工艺在高NH4+-N废水中已经实现了较好的脱氮效果, 但是会产生约占去除TN(NH4+-N和NO2--N)11%的NO3--N[8].同时, 由于亚硝化过程很难完全抑制和淘洗NOB, 因此存在一部分NH4+-N被氧化成NO3--N, 这样会造成出水NO3--N比理论值更高[9], 导致出水TN过高难以达标排放, 因此需要对出水NO3--N进行后续的深度处理.
目前, 生物法是最经济、有效的脱氮方法, 其中生物反硝化法可分为异养反硝化和自养反硝化.当运用ANAMMOX工艺处理低C/N(＜3)的高NH4+-N废水时, 有研究人员有效地利用原水中的可生物降解有机物去除了大部分NO3--N[4, 10], 进一步提高系统的TN去除率.但是当处理高NH4+-N的无机废水或可生物降解有机物含量极低的低C/N(＜0.5)高NH4+-N废水时, 由于这些废水中有机碳源不足, 需要外加有机碳源进行反硝化, 这样会造成运行费用高、投加量不易精准控制且会产生大量的剩余污泥, 处理这些污泥同样需要增加额外的费用[11, 12].
近年来硫自养反硝化(sulfur autotrophic denitrification, SADN)技术得到了较为广泛的关注和快速发展.其中, 单质硫型自养反硝化(S0-SADN)凭借脱氮速率快, 污泥产量少, 运行费用低和理化性质稳定等优点成为了研究的热点[13, 14], Chen等[15]在单一反应器中接种ANAMMOX和S0-SADN污泥进行耦合反应, 成功实现了单质硫自养短程反硝化(short-cut S0-SADN)耦合ANAMMOX深度脱氮, TN去除率稳定在95%, 出水NO3--N控制在10mg·L-1左右.但是在接种混合污泥的系统中很难避免两类菌种对NO2--N底物和生存空间的竞争, 特别是在NO3--N不足的情况下.目前, 在单一反应器中通过ANAMMOX单一污泥进行自养反硝化耦合ANAMMOX脱氮的研究鲜有报道.周健等[16]通过接种ANAMMOX污泥启动S0-SADN, 反应器NO3--N去除负荷可达到0.56~0.71 kg·(m3·d)-1.基于ANAMMOX污泥可以通过驯化得到一定的硫自养反硝化脱氮能力, 同时, ANAMMOX工艺自身会产生一定量的NO3--N副产物, 故可接种ANAMMOX污泥直接启动耦合反应.同时, 在单一反应器中, 缓解或避免两菌种对NO2--N的竞争是耦合反应深度脱氮成功的关键, 因此, 有必要对耦合反应器中NO2--N的竞争特性进行探究.
ANAMMOX工艺处理NH4+-N废水一般需要亚硝化工艺的辅助, 但是在实际运行过程中, 亚硝化区出水NO2--N与NH4+-N的比值很难达到ANAMMOX反应的理论比1.32, 一般在1~1.5之间, 过低或过高的进水NO2--N/NH4+-N比都会导致NH4+-N、NO2--N的不完全转化[17], 不能最大限度地发挥ANAMMOX工艺的脱氮能力, 也会降低TN的去除率.为此, 本研究以ANAMMOX反应为主, 引入单质硫自养短程反硝化进行耦合, 探讨不同的进水NH4+-N/NO2--N比对耦合系统中氮素转化以及NO2--N竞争特性的影响, 以期为高NH4+-N无机废水的深度处理提供参考.
1 材料与方法 1.1 实验装置本实验采用发酵罐作为耦合系统的反应器, 如图 1所示.该反应器由硼硅玻璃制成, 罐体总体积4 L, 有效容积3 L, 外层用遮光布进行包裹.发酵罐反应器具有温度、转速、pH显示及控制功能.反应器进水方式为连续流, 进水流量由兰格蠕动泵控制, 水力停留时间全程控制在7.9 h, pH控制在7.8~8.2, 温度通过循环水浴控制在(33±2)℃, 搅拌转速为180r·min-1.
|
图 1 发酵罐反应器装置示意 Fig. 1 Schematic diagram of the fermentation tank reactor |
接种污泥取自本课题组种泥反应器的ANAMMOX颗粒污泥, 粒径为1~2 mm, 接种量为500 mL, 污泥性状较好, TN去除率在84%左右, TN去除速率在0.80kg·(m3·d)-1左右[18].
废水采用人工配水, 主要成分NH4+-N和NO2--N分别由NH4Cl和NaNO2提供, 浓度按需添加; 其中基本培养液成分与微量元素按照文献[18]. pH由1 mol·L-1的HCl或投加NaHCO3进行调节, 整个运行过程中每2 d往反应器中投加5 g粒径为1 mm的单质硫[19](其中第52~67 d, 每2 d投加7~8 g).
1.3 批式实验在第0 d(耦合反应开始前1 d)、第44 d、第67 d和第120 d, 从反应器内取颗粒污泥进行ANAMMOX活性与以NO2--N和NO3--N为底物的S0-SADN活性的测定.
首先将取出的颗粒污泥用自来水冲洗3遍以上以去除污泥表面的基质, 先将配好的基质(NH4+-N和NO2--N混合液、NO2--N溶液、NO3--N溶液)进行高纯氮吹脱20 min, 然后放入气浴振荡箱中加热至35℃左右, 从中取出210 mL相应的基质和预先用量筒静置后的颗粒污泥40 mL分别加入有效体积为250 mL的3个血清瓶中, 在200 r·min-1的气浴振荡箱进行反应, 其中测定S0-SADN活性时加入了1 g硫粉.每隔2 h定时取样, 分析测定样品中的NH4+-N、NO2--N和NO3--N等指标, 反应终止时取100 mL泥水混合液测定MLVSS, 最后分别计算出各阶段的污泥脱氮活性.
1.4 分析项目与测定方法指标测定方法依据文献[20].进出水中的NO2--N、NO3--N和SO42--S浓度采用离子色谱法(戴安IC-900, USA)测定; NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定; 悬浮固体(MLSS)和可挥发性悬浮固体(MLVSS)采用重量法测定; pH值采用pHS-3TC pH计测定.
1.5 计算方法反应器各脱氮指标计算公式如下：
|
(1) |
|
(2) |
参与ANAMMOX反应的NO2--N, 来自单质硫自养短程反硝化(NO3--NNO2--N)：
|
(3) |
单质硫自养短程反硝化中NO2--N积累率(nitrite accumulation efficiency, NAE)：
|
(4) |
耦合系统中的TN通过ANAMMOX和S0-SADN途径去除, 各途径的TN去除率：
|
(5) |
|
(6) |
式中, c(NH4+-N)inf和c(NH4+-N)eff分别为进水和出水NH4+-N浓度, mg·L-1; c(NO2--N)inf和c(NO2--N)eff分别为进水和出水NO2--N浓度, mg·L-1; c(NO3--N)eff为出水NO3--N浓度, mg·L-1.ηTN、ηANAMMOX和ηS0-SADN分别为耦合系统、ANAMMOX途径和S0-SADN途径的TN去除率, %.1.30和0.25分别为ANAMMOX反应ΔNO2--N/ΔNH4+-N、ΔNO3--N/ΔNH4+-N实际平均摩尔比.
2 结果与讨论在发酵罐内接种成熟的ANAMMOX颗粒污泥, 通过提高进水基质浓度来提升系统氮负荷和出水NO3--N浓度.运行53 d后, 进水NH4+-N和NO2--N提升到150 mg·L-1和195 mg·L-1左右, 出水NO3--N稳定在36mg·L-1, TN去除率和去除速率分别稳定在86.86%和0.91 kg·(m3·d)-1.计算出53 d内的平均ΔNO2--N/ΔNH4+-N和ΔNO3--N/ΔNH4+-N分别为1.30和0.25, 基本与理论值[21]接近, 这是由于污泥中ANAMMOX菌物种和群落方面的差异导致了ANAMMOX工艺的反应特性存在一定的差异, 尤其是在氮转化比例和氮去除率方面[15].随后开始往反应器中加入单质硫, 进行单质硫自养短程反硝化耦合ANAMMOX脱氮研究.反应器各阶段运行工艺参数如表 1所示.
|
表 1 耦合系统运行各阶段工艺参数 Table 1 Experimental plan and operational conditions in the coupled system |
2.1 耦合反应器中S0-SADN启动阶段脱氮性能
如图 2(a)所示, 在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.3, NH4+-N和NO2--N平均浓度分别为147mg·L-1和194mg·L-1下启动耦合反应器, 前7 d内出水NO3--N无明显下降, 从第8 d开始观察到出水NO3--N开始逐渐下降, SO42--S随之上升[图 2(b)].运行30 d后, 出水NO3--N基本稳定在5mg·L-1左右, SO42--S上升至124mg·L-1.耦合反应器启动过程中出水NH4+-N和NO2--N平均浓度分别为1mg·L-1和4mg·L-1、平均去除率分别为99.35%和97.92%, 表明耦合反应器中ANAMMOX脱氮活性较好.由图 3可知, 在系统平均TN容积负荷(TNLR)为1.03kg·(m3·d)-1下, 随着S0-SADN能力的不断提升, 出水NO3--N不断下降, 平均TN去除速率(TNRR)由最初的0.91kg·(m3·d)-1逐渐上升到1.01kg·(m3·d)-1, TN去除率(TNRE)由最初的86.86%上升到96.78%.从30~44 d内可以看出, 耦合系统中各氮素进出水浓度都较平稳, 去除率也处在较高的水平, 说明耦合系统中S0-SADN反应启动成功, 反应器运行稳定, 此时处在一个动态平衡状态.
|
图 2 耦合反应器中氮素和硫酸盐浓度的变化 Fig. 2 Changes in the nitrogen and sulfate concentration in the coupled reactor |
|
图 3 耦合反应器中脱氮性能的变化 Fig. 3 Changes in the nitrogen removal performance in the coupled reactor |
在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.3条件下, 成功实现了S0-SADN与ANAMMOX的耦合, 使得出水NO3--N大幅降低, 出水TN稳定在10mg·L-1左右, 耦合系统的TN平均去除率达到96.78%.之后继续改变反应进水基质比例, 在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.5, 即NO2--N充足的条件下, 前7 d内, 出水NH4+-N、NO3--N与之前无明显变化, NO2--N上升明显, 达到16mg·L-1左右[图 2(a)].为了将这部分出水NO2--N去除, 往反应器中加大硫粉的投加量, 结果出水NO2--N开始迅速下降, 稳定后, 其平均浓度为5mg·L-1, 平均去除率达到97.68%, TN平均去除率随之上升至97.21%, 耦合系统深度脱氮效果显著.由图 2(b)可知进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.3条件下稳定时期Δn(SO42--S)/Δn(NO3--N)的平均值为1.22, 与理论值1.1[22][公式(7)]接近; 进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.5条件下Δn(SO42--S)/Δn(NO3--N)的平均值为1.66, 这是由耦合系统中发生单质硫自养全反硝化(NO3--NN2)和NO2--N型S0-SADN(NO2--NN2)共同作用的结果[公式(7)和(8)].由此可得在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.3和1:1.5条件下, 耦合反应器中ANAMMOX产生的NO3--N主要通过单质硫自养全反硝化去除.
|
(7) |
|
(8) |
|
(9) |
有研究报道在S0-SADN过程中偶尔会发现NO2--N的积累现象[16, 23~26], 因为NO2--N是反硝化过程的中间产物, 在特定条件下由于NO2--N的转化速率低于NO3--N的转化速率, NO2--N就会容易成为最终产物从而产生一定的积累.现通过将进水NH4+-N/NO2--N比调成1:1, 降低进水中NO2--N的含量来研究耦合系统中能否发生单质硫自养短程反硝化, 从而为ANAMMOX提供基质.这样既可以降低单质硫的消耗量、SO42--S的产生量和碱度的消耗量, 根据ANAMMOX是自碱化反应, 又可以缓冲单质硫自养短程反硝化的耗碱情况.
在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1, NH4+-N和NO2--N浓度分别为144mg·L-1和147mg·L-1, 即NO2--N相对不足的条件下运行了18 d, 如图 2(a)所示, 出水NH4+-N、NO2--N和NO3--N的平均浓度分别为9、2和5mg·L-1, 其中出水的NO2--N和NO3--N浓度与之前相比并无明显变化, 出水NH4+-N有所升高.根据耦合开始之前得到的ANAMMOX实际平均摩尔比1:1.3:0.25, 可知即使出水NO3--N全部通过单质硫自养短程反硝化还原成NO2--N为ANAMMOX提供底物基质, 也无法完全弥补进水中所缺少的那部分与NH4+-N反应的NO2--N, 所以出水NH4+-N稍微有所升高, 属于正常现象.由图 3可知, 由于出水NH4+-N的升高, 系统的TN去除率相比之前有所下降, 平均去除率降为94.68%, 但是依然处于较高脱氮水平.为了将出水多余的NH4+-N去除, 将进水NH4+-N/NO2--N比调至1:1.1, 并且通过继续提高进水浓度的方式观察反应器在高氮负荷下的运行状况.在进水NH4+-N和NO2--N浓度分别为241mg·L-1和265mg·L-1, TNLR为1.53kg·(m3·d)-1下, 出水TN稳定在11mg·L-1, TNRE上升至97.72%, TNRR达到1.50kg·(m3·d)-1.在不同的进水基质比中, 1:1.1条件下的TNRE最高且还原单位NO3--N产生的SO42--S浓度也较低, 说明最佳进水基质比为1:1.1.
从表 1和图 2(a)可知, Ⅰ和Ⅲ两个阶段耦合系统去除的NO3--N接近, 但是出水SO42--S的浓度由阶段Ⅰ稳定运行下的119mg·L-1大幅降低至阶段Ⅲ下的62mg·L-1[图 2(b)], 说明在阶段Ⅲ下NO3--N并没有被彻底地还原.由于反应器始终保持厌氧状态, 故NH4+-N只能与NO2--N通过ANAMMOX才能去除, 但在进水NO2--N明显不足的情况下, 出水NH4+-N依旧很低, 说明系统中发生了单质硫自养短程反硝化反应.其中在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1和1:1.1条件下Δn(SO42--S)/Δn(NO3--N)的平均值分别为0.50和0.59[图 2(b)], 均比其理论值0.33[27][公式(9)]稍大, 主要是因为在耦合反应器中存在着少量的单质硫自养全反硝化现象.其中在阶段Ⅴ, ANAMMOX产生了60mg·L-1左右的NO3--N, 但实际上出水只检测到了6mg·L-1左右, 经计算其中有40mg·L-1的NO3--N经过单质硫自养短程反硝化转化成了NO2--N参与了ANAMMOX, NAE为74.07%左右, 14mg·L-1的NO3--N通过全反硝化去除了.
如图 4所示, 耦合系统中的TN由ANAMMOX和S0-SADN途径共同去除, 其中ANAMMOX是TN去除的主要途径.在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.3阶段, ANAMMOX途径的TN去除率稳定在87.56%左右, 与单一ANAMMOX工艺TN最高去除率89%相接近, 耦合系统的TN去除率随着S0-SADN途径的TN去除率上升而上升, 最终稳定在96.78%;其次在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.5阶段, 由于进水中NO2--N充足, 耦合系统中无法通过ANAMMOX去除的那部分NO2--N和ANAMMOX产生的NO3--N均通过S0-SADN去除, 这导致S0-SADN途径的TN去除率有所增大; 最后在进水NO2--N相对不足的阶段, 可以看出耦合反应器中的TN几乎全部通过ANAMMOX途径去除, S0-SADN途径去除的TN所占比例极小.
|
图 4 耦合反应器中各反应的TN去除率 Fig. 4 TN removal efficiency of each reaction in the coupled reactor |
综上所述, 在不同的进水NH4+-N/NO2--N比下, 通过S0-SADN耦合ANAMMOX均可以实现深度脱氮, TN去除率最低为94.68%, 最高可达到97.72%, 均远远大于ANAMMOX理论TN最高去除率89%[8], 这是由ANAMMOX菌和S0-SADN菌共同作用的结果.
2.3 耦合过程中各阶段污泥脱氮活性变化为了探究在耦合过程中各生物反应的污泥脱氮活性变化, 取各阶段反应器中的颗粒污泥, 进行批式实验来确定其脱氮活性(以N/VSS计), 图 5为耦合过程中各阶段污泥的ANAMMOX活性和S0-SADN活性批式实验结果.阶段1~4颗粒污泥的ANAMMOX NH4+-N去除活性分别为0.154、0.165、0.168和0.175kg·(kg·d)-1, NO2--N去除活性分别为0.200、0.223、0.250和0.242kg·(kg·d)-1, 以NO2--N为底物的S0-SADN去除活性分别为0.019、0.042、0.051和0.028kg·(kg·d)-1, 以NO3--N为底物的S0-SADN去除活性分别为0.015、0.049、0.055和0.057kg·(kg·d)-1.
|
图 5 耦合过程中各阶段污泥脱氮活性变化 Fig. 5 Changes in the nitrogen removal activity of sludge during the coupling process |
由图 5可知, 在阶段1(耦合反应开始前1d), ANAMMOX颗粒污泥具有较低的S0-SADN能力.经过44d耦合反应器的运行, 在第2阶段, 以NO2--N为底物的S0-SADN活性上升至阶段1的2.2倍; 同样, 以NO3--N为底物的S0-SADN活性上升至阶段1的3.3倍.阶段2~4, 以NO2--N为底物的S0-SADN活性先上升后迅速下降, 可能是因为在阶段4, 耦合系统中单质硫自养短程反硝化积累的NO2--N几乎全部通过ANAMMOX去除, 极少部分通过S0-SADN去除, 导致S0-SADN菌处于长期缺乏NO2--N的饥饿状态, 反应活性有所下降; 而NO3--N的转化一直不受影响, 故以NO3--N为底物的S0-SADN活性趋于稳定.从阶段1~4, ANAMMOX的氮素去除活性呈现缓慢上升的趋势, 说明在ANAMMOX反应器中引入S0-SADN, 且随着S0-SADN活性的上升, ANAMMOX脱氮活性不受影响.
2.4 ANAMMOX菌与S0-SADN菌对NO2--N的竞争特性分析在单一反应器中, 缓解或避免ANAMMOX菌和S0-SADN菌对底物NO2--N的竞争是S0-SADN耦合ANAMMOX成功的关键所在.首先在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.3, 即ANAMMOX的理论摩尔比时, 经2.2节分析可知此阶段NH4+-N和NO2--N基本全部通过ANAMMOX去除, NO3--N通过单质硫自养全反硝化反应去除, 出水没有NO2--N的积累, 可能是因为在反应器启动阶段, 系统中单质硫比较充足的条件下, S0-SADN菌将积累的NO2--N继续还原成了N2.其次在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.5, 即NO2--N相对充足的条件下, 起初, 出水NO2--N并没有被完全去除, 直到加大单质硫的投加量后, 出水三氮才几乎完全去除, 说明在单质硫充分的条件下, 系统中多余的NO2--N也能被去除, 避免了长期运行下反应器内积累的大量NO2--N对ANAMMOX菌的活性产生抑制.在NO3--N和NO2--N同时存在的情况下, 观察到系统出水NO3--N一直处于较低水平, 起初出水中有NO2--N剩余, 经过加大单质硫的投加量后也大大降低, 说明在耦合反应器中, 单质硫会优先和NO3--N发生反应, 在NO3--N不足的情况下, 才会和NO2--N发生反应, 这与Chen等[15]的研究结果一致.最后在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1以及1:1.1, 即NO2--N相对不足的条件下, 经2.2节分析可知此阶段耦合反应器中S0-SADN主要发生的是单质硫自养短程反硝化反应, 在耦合系统中既去除了ANAMMOX产生的NO3--N, 又为ANAMMOX提供了基质, 还大幅降低了出水SO42--S的产生.
NO2--N是ANAMMOX和S0-SADN的共同底物, 因此, 在耦合反应器中, 这两种生物反应之间难免存在着对NO2--N的竞争[28].但是本实验在不同的进水NH4+-N/NO2--N比下, 耦合系统中的NH4+-N基本都能够通过ANAMMOX完全去除, 说明在耦合系统中ANAMMOX几乎不受S0-SADN的影响, 即ANAMMOX菌在底物NO2--N的竞争过程中一直占据着绝对的优势.系统中的NO2--N会优先和NH4+-N发生ANAMMOX反应, 导致此现象发生的主要原因：①从菌群占比的角度分析, 因为接种的ANAMMOX颗粒污泥脱氮性能较好, 其中ANAMMOX菌是优势菌, 而S0-SADN菌是后期通过加入单质硫逐渐筛选、富集出来的, 并且S0-SADN菌属于化能自养型微生物, 其最大细胞生长速率为0.022~0.043 h-1[29], 污泥产率(0.4~1.11g·g-1, 以VSS/NO3--N计)[30]相对较低, 在耦合系统菌群中的比例较小, 对NO2--N的竞争能力较弱; ②从热力学的角度分析, 就两生物反应对NO2--N竞争而言, 根据公式(10)[31]和公式(11)可知ANAMMOX反应的标准吉布斯自由能低于NO2--N型S0-SADN, 表明ANAMMOX比NO2--N型S0-SADN更容易发生.有研究报道表明, 单质硫与NO3--N反应产生NO2--N优先于与NO2--N反应生成N2, 当单质硫为电子供体, NO3--N为电子受体且充足的时候, NO2--N可以有效地积累[26, 32].当在单一反应器中进行耦合时, 这些机制可以减少甚至避免ANAMMOX和S0-SADN过程之间的竞争.故在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1和1:1.1, 即NO2--N相对不足的条件下, 单质硫自养短程反硝化能够将ANAMMOX产生的NO3--N转化成NO2--N, 继续参与ANAMMOX反应, 从而实现耦合系统深度脱氮.
|
(10) |
|
(11) |
(1) 在ANAMMOX反应器中添加单质硫, 运行7 d后出现S0-SADN现象, 运行30 d成功实现S0-SADN与ANAMMOX的耦合, 出水NO3--N稳定在6mg·L-1左右, TN平均去除率达到96.78%.
(2) 在不同的进水NH4+-N/NO2--N比下, 耦合系统均能实现深度脱氮, TN去除率最低为94.68%, 最高可达到97.72%, 去除率均远远大于ANAMMOX理论TN最高去除率89%.其中, 在进水NH4+-N/NO2--N比为1:1或1:1.1(NO2--N不足)条件下, 耦合系统能够实现单质硫自养短程反硝化耦合ANAMMOX深度脱氮的稳定运行, 通过单质硫自养短程反硝化将NO3--N还原成NO2--N为ANAMMOX提供基质.
(3) 在温度为(33±2)℃, pH为7.8~8.2, 最佳进水NH4+-N/NO2--N比为1:1.1、NH4+-N和NO2--N浓度分别为240 mg·L-1和265mg·L-1条件下, TN平均去除率达到97.72%, TNRR达到1.50kg·(m3·d)-1, ANAMMOX和S0-SADN途径的TN去除率分别稳定在(95.68±1.22)%和(2.04±0.77)%.
(4) 在整个运行过程中, ANAMMOX在底物NO2--N的竞争过程中一直占据着绝对的优势, 耦合系统中NO2--N优先与NH4+-N发生ANAMMOX反应.
| [1] | Jetten M S M, Cirpus I, Kartal B, et al. 1994-2004:10 years of research on the anaerobic oxidation of ammonium[J]. Biochemical Society Transactions, 2005, 33(1): 119-123. |
| [2] | Van De Graaf A A, Mulder A, De Bruijn P, et al. Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1995, 61(4): 1246-1251. |
| [3] | Van De Graaf A A, De Bruijn P, Robertson L A, et al. Metabolic pathway of anaerobic ammonium oxidation on the basis of 15N studies in a fluidized bed reactor[J]. Microbiology, 1997, 143(7): 2415-2421. DOI:10.1099/00221287-143-7-2415 |
| [4] | Li X, Yuan Y, Wang F, et al. Highly efficient of nitrogen removal from mature landfill leachate using a combined DN-PN-Anammox process with a dual recycling system[J]. Bioresource Technology, 2018, 265: 357-364. DOI:10.1016/j.biortech.2018.06.023 |
| [5] | Arriagada C, Guzmán-Fierro V, Giustinianovich E, et al. NOB suppression and adaptation strategies in the partial nitrification-Anammox process for a poultry manure anaerobic digester[J]. Process Biochemistry, 2017, 58: 258-265. DOI:10.1016/j.procbio.2017.03.028 |
| [6] | Keluskar R, Nerurkar A, Desai A. Development of a simultaneous partial nitrification, anaerobic ammonia oxidation and denitrification (SNAD) bench scale process for removal of ammonia from effluent of a fertilizer industry[J]. Bioresource Technology, 2013, 130: 390-397. DOI:10.1016/j.biortech.2012.12.066 |
| [7] | Molinuevo B, García M C, Karakashev D, et al. Anammox for ammonia removal from pig manure effluents:effect of organic matter content on process performance[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(7): 2171-2175. DOI:10.1016/j.biortech.2008.10.038 |
| [8] | Strous M, Pelletier E, Mangenot S, et al. Deciphering the evolution and metabolism of an anammox bacterium from a community genome[J]. Nature, 2006, 440(7085): 790-794. DOI:10.1038/nature04647 |
| [9] | Pedrouso A, Val Del Río á, Morales N, et al. Nitrite oxidizing bacteria suppression based on in-situ free nitrous acid production at mainstream conditions[J]. Separation and Purification Technology, 2017, 186: 55-62. DOI:10.1016/j.seppur.2017.05.043 |
| [10] | Ding S Z, Bao P, Wang B, et al. Long-term stable simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) process treating real domestic sewage using suspended activated sludge[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 339: 180-188. DOI:10.1016/j.cej.2018.01.128 |
| [11] | Glass C, Silverstein J. Denitrification kinetics of high nitrate concentration water:pH effect on inhibition and nitrite accumulation[J]. Water Research, 1998, 32(3): 831-839. DOI:10.1016/S0043-1354(97)00260-1 |
| [12] | Bezbaruah A N, Zhang T C. Performance of a constructed wetland with a sulfur/limestone denitrification section for wastewater nitrogen removal[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(8): 1690-1697. |
| [13] | Sierra-Alvarez R, Beristain-Cardoso R, Salazar M, et al. Chemolithotrophic denitrification with elemental sulfur for groundwater treatment[J]. Water Research, 2007, 41(6): 1253-1262. DOI:10.1016/j.watres.2006.12.039 |
| [14] | Di Capua F, Papirio S, Lens P N L, et al. Chemolithotrophic denitrification in biofilm reactors[J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 280: 643-657. DOI:10.1016/j.cej.2015.05.131 |
| [15] | Chen F M, Li X, Yuan Y, et al. An efficient way to enhance the total nitrogen removal efficiency of the Anammox process by S0-based short-cut autotrophic denitrification[J]. Journal of Environmental Sciences, 2019, 81: 214-224. DOI:10.1016/j.jes.2019.01.010 |
| [16] |
周健, 黄勇, 刘忻, 等. 硫自养反硝化耦合厌氧氨氧化脱氮条件控制研究[J]. 环境科学, 2016, 37(3): 1061-1069. Zhou J, Huang Y, Liu X, et al. Element sulfur autotrophic denitrification combined anaerobic ammonia oxidation[J]. Environmental Science, 2016, 37(3): 1061-1069. |
| [17] |
安芳娇, 黄剑明, 黄利, 等. 基质比对厌氧氨氧化耦合反硝化脱氮除碳的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(11): 5058-5064. An F J, Huang J M, Huang L, et al. Effect of substrate ratio on removal of nitrogen and carbon using anaerobic ammonium oxidation and denitrification[J]. Environmental Science, 2018, 39(11): 5058-5064. |
| [18] |
陈方敏, 顾澄伟, 胡羽婷, 等. 厌氧氨氧化污泥恢复过程中的颗粒特性[J]. 环境科学, 2018, 39(12): 5605-5611. Chen F M, Gu C W, Hu Y T, et al. Granular characteristics of anaerobic ammonia oxidation sludge during the recovery process[J]. Environmental Science, 2018, 39(12): 5605-5611. |
| [19] |
马航, 朱强, 朱亮, 等. 单质硫颗粒尺寸及反应器类型对硫自养反硝化反应器启动的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(6): 2235-2242. Ma H, Zhu Q, Zhu L, et al. Effect of element sulfur particle size and type of the reactor on start-up of sulfur-based autotrophic denitrification reactor[J]. Environmental Science, 2016, 37(6): 2235-2242. |
| [20] | 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. |
| [21] | 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 and Biotechnology, 1998, 50(5): 589-596. DOI:10.1007/s002530051340 |
| [22] | Sahinkaya E, Dursun N. Sulfur-oxidizing autotrophic and mixotrophic denitrification processes for drinking water treatment:elimination of excess sulfate production and alkalinity requirement[J]. Chemosphere, 2012, 89(2): 144-149. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.05.029 |
| [23] | Zhang T C, Lampe D G. Sulfur:limestone autotrophic denitrification processes for treatment of nitrate-contaminated water:batch experiments[J]. Water Research, 1999, 33(3): 599-608. DOI:10.1016/S0043-1354(98)00281-4 |
| [24] | Sahinkaya E, Dursun N, Kilic A, et al. Simultaneous heterotrophic and sulfur-oxidizing autotrophic denitrification process for drinking water treatment:control of sulfate production[J]. Water Research, 2011, 45(20): 6661-6667. DOI:10.1016/j.watres.2011.09.056 |
| [25] |
姚鹏程, 袁怡, 龙震宇, 等. 新型单质硫自养生物膜反应器脱氮性能研究[J]. 现代化工, 2018, 38(5): 181-186. Yao P C, Yuan Y, Long Z Y, et al. Study on denitrification performance of a new elemental sulfur autotrophic biofilm reactor[J]. Modern Chemical Industry, 2018, 38(5): 181-186. |
| [26] | Chen F M, Li X, Gu C W, et al. Selectivity control of nitrite and nitrate with the reaction of S0 and achieved nitrite accumulation in the sulfur autotrophic denitrification process[J]. Bioresource Technology, 2018, 266: 211-219. DOI:10.1016/j.biortech.2018.06.062 |
| [27] | Batchelor B, Lawrence A W. A kinetic model for autotrophic denitrification using elemental sulfur[J]. Water Research, 1978, 12(12): 1075-1084. DOI:10.1016/0043-1354(78)90053-2 |
| [28] | Kalyuzhnyi S, Gladchenko M. DEAMOX - New microbiological process of nitrogen removal from strong nitrogenous wastewater[J]. Desalination, 2009, 248(1-3): 783-793. DOI:10.1016/j.desal.2009.02.054 |
| [29] | Tian D, Shon H K, Chun D J, et al. Isolation and characterization of sulfur-utilizing denitrifiers from the sulfur-oxidizing denitrification process[J]. Biotechnology Letters, 2003, 25(19): 1605-1608. DOI:10.1023/A:1025678914181 |
| [30] | Zeng H, Zhang T C. Evaluation of kinetic parameters of a sulfur-limestone autotrophic denitrification biofilm process[J]. Water Research, 2005, 39(20): 4941-4952. DOI:10.1016/j.watres.2005.09.034 |
| [31] | Broda E. Two kinds of lithotrophs missing in nature[J]. Zeitschrift für allgemeine Mikrobiologie, 1977, 17(6): 491-493. DOI:10.1002/jobm.19770170611 |
| [32] | Li X, Yuan Y, Huang Y, et al. Simultaneous removal of ammonia and nitrate by coupled S0-driven autotrophic denitrification and Anammox process in fluorine-containing semiconductor wastewater[J]. Science of the Total Environment, 2019, 661: 235-242. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.01.164 |