2021, Vol. 42
2. 西安建筑科技大学西北水资源与环境生态教育部重点实验室, 西安 710055;
3. 西安市政设计研究院有限公司, 西安 710068
2. Key Laboratory of Northwest Water Resource, Ecology and Environment, Ministry of Education, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055, China;
3. Xi'an Municipal Engineering Design and Research Institute Co., Ltd., Xi'an 710068, China
传统生物脱氮技术一般采用硝化-反硝化途径, 该工艺操作复杂, 污泥产量大, 运行能耗高, 特别是总氮去除效果不理想, 难以满足现有标准对总氮的要求.以厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, ANAMMOX)为核心的新型生物脱氮工艺凭借其成本低和负荷高等优点发展迅速, 在总氮总量控制和污水厂提标升级改造等方面具有巨大的应用前景.然而NO2--N作为新型生物脱氮工艺的重要电子受体之一, 是限制这些工艺广泛应用的瓶颈所在[1, 2].常见NO2--N来源有两种途径：短程硝化和部分反硝化(partial denitrification, PD).主流系统中, 往往由于温度、氨氮浓度较低, NOB难以抑制, 从而导致短程硝化难以稳定实现.而PD可将硝化作用产生的NO3--N及化肥制造、肉类和电子加工等行业产生的NO3--N(如西安市高新区污水处理厂进水NO3--N为30~40 mg·L-1)还原为NO2--N[3].相比于传统脱氮工艺, PD能够节省60%的碳源消耗[4], 显著降低污泥产量和N2O排放[5], 且能够在低含氮废水中稳定实现[6], 从而为ANAMMOX工艺提供良好的基础.
现有PD研究主要针对活性污泥体系[7~10], 然而采用活性污泥法实现PD也存在一些问题[11], 相较于活性污泥法, 生物膜法有抗冲击负荷能力强, 排泥量少, 不存在污泥膨胀等优点.此外, 由于厌氧氨氧化菌世代时间长[12, 13], 生长缓慢, 很容易在活性污泥系统中淘汰, 而生物膜可以大大延长其在系统中的存留时间, 因此采用生物膜法实现部分反硝化有利于一体式部分反硝化耦合厌氧氨氧化工艺(partial denitrification with anaerobic ammonium oxidation, PD+ANAMMOX)的稳定运行.然而生物膜系统中的NO2--N积累可能会由于其独特的浓度梯度、微生物分层及相互作用[14]与活性污泥系统存在较大差异, 从而影响生物膜系统中部分反硝化实际应用.
基于此, 本研究通过批式实验确定生物膜系统PD实现的最佳条件, 在移动床生物膜反应器(moving-bed biofilm reactor, MBBR)中考察PD长期运行特性, 进一步分析PD实现前后酶活性及微生物群落的变化, 并通过耦合厌氧氨氧化验证生物膜系统中PD+ANAMMOX的可行性及稳定性, 以期为其在实际工程的应用提供理论依据.
1 材料与方法 1.1 实验装置及运行MBBR反应器采用有机玻璃材料, 内径15 cm, 高30 cm, 有效容积为5 L.本实验共运行120 d, 其中1~71 d为PD启动阶段(阶段一), 72~120 d为PD+ANAMMOX阶段(阶段二).每个周期运行时间如表 1所示.
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表 1 MBBR运行阶段 Table 1 Operation stages of the MBBR system |
1.2 接种生物膜及进水水质
PD启动阶段所用接种填料取自西安市第四污水处理厂的缺氧池, 填料比表面积为500 m2·m-3, 填充率为20%; PD+ANAMMOX阶段接种的PD填料取自上阶段末期, ANAMMOX填料取自实验室稳定运行2 a的固定床生物膜反应器, 其厌氧氨氧化活性为1 743.84 mg·(m2·d)-1; PD与ANAMMOX生物膜数量比为1∶1.5, 总填充率为25%.
本实验用水采用人工模拟废水, 水质主要组分如表 2所示, 其他组分及微量元素分别见文献[15, 16].
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表 2 合成废水水质组分 Table 2 Composition of synthetic wastewater |
1.3 批式实验
为探究生物膜系统PD实现的最佳条件, 设计3组批式实验, 依次为C/N、填充率及pH.实验开始前, 对生物膜进行冲洗以去除基质; 所有批式实验均在500 mL广口瓶中进行, 初始NO3--N浓度为30 mg·L-1, 实验过程中通入氮气以保证缺氧环境及充分搅拌.反应共进行240 min, 每隔10~30 min取样, 并测定NO3--N和NO2--N浓度.
C/N：填充率为20%的条件下, 投加一定量的CH3COONa浓溶液, 使初始C/N分别为1.0、2.5、2.8、3.0、3.5和4.0.
填充率：C/N分别为2.5和3.0的条件下, 投加一定量的生物膜, 使不同C/N的填充率依次为10%、20%和30%.
pH：C/N=3.0, 填充率=20%的条件下, 调节进水pH, 使初始pH分别为5.0、7.0和9.0.
1.4 分析项目及方法 1.4.1 常规水质NH4+-N、NO2--N和NO3--N采用标准分析方法[17]测定; 溶解氧(DO)和pH分别采用Seven2Go S9型溶氧仪(Mettler Toledo, 瑞士)及雷磁PHS-3C pH计进行测定; COD采用COD快速分析仪测定.
1.4.2 反硝化活性比NO3--N还原速率μ(NO3--N)和比NO2--N积累速率μ(NO2--N)Accu的测定方法如下：加入一定量的NaNO3和CH3COONa, 使NO3--N和COD初始浓度分别保持在30 mg·L-1和90 mg·L-1, 充入氮气使反应器保持缺氧并定时测定NO3--N及NO2--N浓度.
比NO2--N还原速率μ(NO2--N)根据公式(1)计算[15]：
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(1) |
NO3--N还原酶(nitrate reductase, NAR)和NO2--N还原酶(nitrite reductase, NIR)采用超声破碎法提取[18].所得酶液以甲基紫精为电子供体, 在2 mL体系中测定.其中NAR测定体系中包含：0.01 mol·L-1 PBS(pH=7.4), 5.4 mmol·L-1 NaNO3, 200 μmol·L-1甲基紫精, 5 mmol·L-1 Na2S2O4, 750 μL粗酶; NIR测定体系中包含0.01 mol·L-1 PBS(pH=7.4), 1 mmol·L-1 NaNO2, 1 mmol·L-1甲基紫精, 5 mmol·L-1 Na2S2O4, 750 μL粗酶.酶活性单位为μmol·(min·mg)-1.具体测定方法见文献[18].
1.4.4 指标计算方法(1) PD阶段长期运行的NO3--N→NO2--N转化率(nitrate-to-nitrite transformation ratio, NTR)和NO3--N去除率(nitrate removal ratio, NRR)计算方法见公式(2)[15]和公式(3)：
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(2) |
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(3) |
式中, (NO2--N)eff表示出水NO2--N浓度, mg·L-1; (NO2--N)inf表示进水NO2--N浓度, mg·L-1; (NO3--N)eff表示出水NO3--N浓度, mg·L-1; (NO3--N)inf表示进水NO3--N浓度, mg·L-1.
(2) 异位批次实验及典型周期NTR计算方法见公式(4)：
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(4) |
式中, (NO2--N)t表示t时刻的NO2--N浓度, mg·L-1; (NO2--N)0表示初始时刻的NO2--N浓度, mg·L-1; (NO3--N)t表示t时刻的NO3--N浓度, mg·L-1; (NO3--N)0表示初始时刻的NO3--N浓度, mg·L-1.
(3) PD+ANAMMOX阶段NTR计算方法见公式(5)：
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(5) |
式中, (NO2--N)t表示t时刻的NO2--N浓度, mg·L-1; (NO2--N)amx, t表示ANAMMOX反应理论上在t时刻消耗的NO2--N浓度, 根据公式(6)及NH4+-N浓度变化计算, mg·L-1; (NO3--N)0表示初始时刻的NO3--N浓度, mg·L-1; (NO3--N)amx, t表示ANAMMOX反应理论上在t时刻产生的NO3--N浓度, 根据公式(6)及NH4+-N浓度变化计算, mg·L-1; (NO3--N)t表示t时刻的NO3--N浓度, mg·L-1.
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(6) |
(4) PD+ANAMMOX阶段TN去除率(total nitrogen removal ratio, TNRR)计算方法见公式(7)：
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(7) |
式中, (NH4+-N)inf表示进水NH4+-N浓度, mg·L-1; (NH4+-N)eff表示出水NH4+-N浓度, mg·L-1.
1.4.5 微生物群落分析微生物群落结构分析采用Illumina MiSeq高通量测序.取接种填料及反应器运行第64 d的生物膜进行高通量测序分析.样品由北京奥维森基因科技有限公司提供测序技术支持, 采用引物序列515a(GTGCCAGCMGCCGCGGTAA)和806(GGACTACHVGGGTWTCTAAT)对样品16S V4区进行扩增.测序方法见文献[19].
2 结果与讨论 2.1 部分反硝化生物膜的影响因素 2.1.1 C/N图 1为填充率=20%时, 不同C/N条件下批式实验中氮浓度及NTR变化.结果显示, 随着C/N增加, NO2--N最大积累量逐渐增加, 由9.50 mg·L-1增加到25.21 mg·L-1, NO2--N积累率由50.81%增加到75.05%, 这说明该实验条件下, 不同C/N均能实现部分反硝化.值得注意的是, 在C/N为2.5~4.0时, NO2--N积累量达到最大值时, 所对应的混合液中NO3--N浓度为1.60~4.80 mg·L-1.然而在碳源充足的条件下(C/N为3.5和4.0), NO2--N浓度达到峰值后, 又显著下降, 且随着C/N增加, NO2--N还原速率逐渐增加, 这阶段NO3--N浓度均下降至1 mg·L-1以下.
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数据为NO2--N浓度最大时所对应的NO3--N浓度 图 1 C/N比对部分反硝化的影响 Fig. 1 Effects of different C/N ratios on partial denitrification |
这是因为在碳源充足的条件下, NO3--N存在时, NO2--N还原酶被抑制[15], 反硝化菌优先以NO3--N作为电子受体进行反应; 随着NO3--N的减少, NO2--N还原酶抑制解除, NO2--N进一步还原为氮气.当C/N为2.5~3.0时, 由于反应末端均有NO3--N残留, 从而使NO2--N维持一定的浓度, 因此, 在该C/N范围内有利于稳定实现部分反硝化.
综上所述, 在生物膜系统中C/N对PD的影响与活性污泥系统[8, 20]类似, 当C/N为2.5~3.0这一范围内时, 均能够较好地实现部分反硝化.
2.1.2 填充率图 2为C/N分别为2.5和3.0时, 不同填充率下批式实验中氮浓度及NTR变化.结果显示, C/N=3.0, 填充率为10%、20%和30%时, NO2--N最大积累量所对应的NTR分别为74.52%、78.68%和67.61%, 表明在不同填充率下均能够实现部分反硝化.此外, 填充率越大, 达到NO2--N最大积累量所需的时间越少, 积累量达到峰值后, NO2--N逐渐下降, 且随着填充率增加, NO2--N还原速率逐渐增加.由图 2(d)可以看出, 当填充率=30%时, 反应结束后NTR下降至38.03%.这是因为填充率与生物量密切相关[21], 填充率越高, 生物量越多, 对应的单位生物膜的NO3--N负荷降低, 当NO3--N完全消耗后, NO2--N通过内部碳源进一步还原, 从而导致TN下降, NTR降低. C/N=2.5时, 表现出相同的规律, 但是由于碳源不足, NTR相较于C/N=3.0时略低.因此, 生物膜系统中, 当填充率为10%和20%时, 有利于稳定地实现部分反硝化; 填充率过高时(30%)需要及时停止反应来维持NO2--N积累.
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图 2 填充率对部分反硝化的影响 Fig. 2 Effects of different filling proportions on partial denitrification |
图 3为C/N=3.0, 填充率=20%时, 不同进水pH下批式实验中氮浓度及NTR变化.结果显示, 在不同进水pH条件下, 均能够实现部分反硝化, 随着NO3--N的减少, NO2--N均逐渐增加, 且浓度变化接近.对不同pH条件下的数据进行误差百分比分析, 结果表明误差百分比小于10%.这说明在进水pH=5~9的范围内, NO2--N积累率受pH影响不大.而在活性污泥系统中, Qian等[22]的研究认为, pH=9.0时会抑制NO2--N还原酶, 从而有利于NO2--N积累; Cao等[23]的研究认为低pH(pH=6.5)会扩大NO3--N还原速率和NO2--N还原速率间的差异, 从而使NO2--N更容易积累.但从PD过程分析, NO3--N还原为NO2--N时不产生碱度, 而且生物膜系统相较于活性污泥系统抗冲击能力强, 因此, 实验条件下pH对PD生物膜NO2--N积累率影响不明显.
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图 3 pH对部分反硝化的影响 Fig. 3 Effects of different pH on partial denitrification |
由2.1.2节可知, 10%和20%填充率均有利于稳定维持部分反硝化, 考虑到启动初期生物量过少反应时间长, 采用C/N为3.0, 填充率为20%作为长期运行条件.图 4为MBBR反应器长期运行结果, 根据反应器不同操作条件分为两个阶段.其中阶段一为MBBR部分反硝化启动阶段(1~71 d).在启动第一天, 反应器出现NO2--N积累, 其中NTR为37.96%, NRR为54.10%.这与接种填料有关, 本实验中的接种填料为某污水处理厂缺氧区的填料, 反硝化性能良好, 在限制碳源的条件下, NO2--N得到积累.经过40 d的连续培养, 出水NO3--N逐渐下降至3 mg·L-1以下, 出水NO2--N达(20±1.68)mg·L-1, NTR达到(69.38±3.53)%, 并能稳定维持.这表明, MBBR系统能够实现部分反硝化, 但低于以往活性污泥系统中高达80%的NO2--N积累率[16, 18, 24].对比其他生物膜系统的研究发现[25, 26], 生物膜系统中NO2--N积累率普遍低于活性污泥系统.
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图 4 MBBR进出水氮浓度变化 Fig. 4 Variations of nitrogen in influent and effluent of the MBBR system |
为探究生物膜系统中PD+ANAMMOX工艺脱氮可行性及稳定性, 在阶段二(PD+ANAMMOX阶段, 72~120 d)中加入了厌氧氨氧化生物膜及氨氮, 该阶段C/N由于加入氨氮降至1.6.由图 4可知, 在第72 d(耦合第1 d), 出水NO2--N由耦合前的(20±1.68) mg·L-1降至6.44 mg·L-1, NH4+-N由进水的24.82 mg·L-1降至11.90 mg·L-1, 表明在启动初期厌氧氨氧化菌将部分反硝化生成的NO2--N和进水中的NH4+-N转化成了N2, 从而实现了协同脱氮.随着耦合时间的增加, 出水氮浓度逐渐降低并趋于稳定, 其中出水NH4+-N为(2.90±0.67)mg·L-1, 出水总氮为(6.41±1.50)mg·L-1, 总氮去除率达(88.16±2.71)%.这表明了MBBR中PD+ANAMMOX具有初步可行性. 此外, 在阶段二中, NTR始终保持在(74.92±5.71)%, 表明在耦合阶段PD能够稳定提供NO2--N, 从而保证生物膜系统中PD+ANAMMOX工艺的正常运行.
2.3 MBBR部分反硝化典型周期图 5为MBBR部分反硝化阶段的一个典型周期(第50 d).前50 min内, NO3--N浓度迅速从32.9 mg·L-1降至9.49 mg·L-1, COD从90 mg·L-1降至16.66 mg·L-1, 而NO2--N迅速增加至18.7 mg·L-1, 这是由于在反应初期, 进水中NO3--N和COD相对充足, 有利于反应的进行.随后50~220 min, COD浓度基本不变, NO3--N逐渐降至1.11 mg·L-1, 而NO2--N增加至22.23 mg·L-1, 平均NTR达70.24%, 在这一阶段, 由于外部碳源匮乏, NO3--N主要通过前期吸附的碳源及内部碳源进行还原, 且由于在整个过程中NO3--N始终存在, 使得NO2--N未进行进一步的还原.
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图 5 MBBR反应器典型周期内氮素转化以及COD和pH变化曲线(第50 d) Fig. 5 Variation of nitrogen conversion, COD, and pH during a typical cycle of an MBBR reactor on day 50 |
显然, 在反应过程中, NO2--N积累浓度始终未达到初始NO3--N浓度, 且在反应初期, 总氮迅速下降6.23 mg·L-1.这是因为生物膜系统包含混合液和生物膜内部两个反应区域[27], 当反应初期底物充足时, NO3--N迅速还原为NO2--N, 其中部分NO2--N通过扩散进入生物膜内部被进一步还原, 从而导致总氮下降, NTR偏低.
此外, 反应时间是活性污泥系统中实现PD的一个重要参数[28, 29], 然而由图 5可以发现, 尽管PD主要集中在前50 min, 但在之后的170min内也能够保持良好的NO2--N积累性能, NTR在220 min内仅从73%降至65%.其主要原因是碳源受限以及NO3--N残留, 这与上述C/N对PD影响中的讨论结果是一致的.因此, 在生物膜系统中, PD的反应时间灵活, 能够为实际工程应用中与ANAMMOX的耦合提供良好的基础.
2.4 反硝化活性及酶活性 2.4.1 反硝化活性图 6是MBBR反应器的反硝化活性.从中可见, 随着MBBR运行时间的增加, NO2--N积累量逐渐提高, μ(NO3--N)由780.48 mg·(m2·d)-1增至5211.36 mg·(m2·d)-1; μ(NO2--N)Accu由168.48 mg·(m2·d)-1增至4 861.44 mg·(m2·d)-1; μ(NO2--N)由612 mg·(m2·d)-1降至349.92 mg·(m2·d)-1, 这与反应器进出水的NO3--N和NO2--N浓度变化趋势是一致的.表明碳源受限时, 随着MBBR运行时间的增加, μ(NO3--N)与μ(NO2--N)差异增大, 这可能是PD实现的原因.
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图 6 MBBR运行阶段反硝化活性 Fig. 6 Denitrification activity of MBBR system during the operation stage |
为进一步探究PD实现的原因, 测定了接种生物膜及培养43 d生物膜的NAR活性和NIR活性.实验结果如图 7所示, NAR由0.03 μmol·(min·mg)-1增至0.45 μmol·(min·mg)-1; NIR由0.18 μmol·(min·mg)-1降至0.02 μmol·(min·mg)-1.与反硝化活性(图 6)变化趋势一致.
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图 7 部分反硝化前后酶活性变化 Fig. 7 Changes in enzyme activity before and after partial denitrification |
值得一提的是, 接种生物膜中NAR活性低于NIR活性, 表明反应器初期的NO2--N积累是碳源受限的结果.此时, 由于NIR较高, 仍有部分NO2--N被还原为氮气, NO2--N积累量相对较低.富集培养43 d后, 生物膜中NAR活性远高于NIR活性, 此时NO2--N积累量远高于启动初期.进一步说明, PD的实现是外部条件的变化刺激微生物酶活性的变化从而导致的最终结果.
2.5 系统中微生物群落变化分析为了进一步研究MBBR中微生物群落的演化, 分别取接种生物膜和培养第64 d的样品进行高通量测序.表 3为α多样性指数分析结果.分析结果显示, 反应器运行64 d后, Chao1指数和Shannon指数均有明显下降, 表明随着部分反硝化的实现, 微生物种类下降, 群落多样性降低, 优势菌群富集.
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表 3 α多样性指数分析 Table 3 Analysis of α diversity index |
图 8(a)为接种生物膜和培养第64 d的生物膜样品门水平微生物丰度群落, 其中, A为接种生物膜, B为培养第64 d生物膜.从中可知, 接种生物膜主要菌门为: Proteobacteria(40.59%)、Chloroflexi(13.69%)、Firmicutes(10.08%)、Bacteroidetes(9.06%)、Spirochaetae(3.18%)和Acidobacteria(2.98%)等; 培养第64 d生物膜主要菌门为: Proteobacteria(75.17%)、Bacteroidetes(10.58%)、Acidobacteria(4.06%)和Chloroflexi(2.91%)等.其中, Proteobacteria在氮循环中具有重要作用, 在之前的PD活性污泥系统研究中通常占很高的比例[28, 30, 31].随着PD的实现, 变形菌门丰度增加至75.17%, 占主导地位, 说明反应器功能菌富集程度高.
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(a)门水平; (b)属水平 图 8 接种生物膜和培养第64 d细菌群落的相对丰度 Fig. 8 Relative abundance of microbial community of biofilm, inoculated and cultured on day 64 |
图 8(b)为接种生物膜和培养第64 d的生物膜样品属水平微生物丰度群落.接种生物膜主要菌属为: Sulfuritalea属(3.62%)、Desulfobacterium_catecholicum_group属(3.39%)和Desulfomonile属(2.34%), 培养64 d生物膜主要菌属为: Thauera属(37.28%)、Ottowia属(11.97%)和Flavobacterium属(4.74%).可以发现, 随着PD的实现, Thauera属从0.3%增加至37.27%, 占主导地位.在以乙酸为碳源的PD过程中, Thauera属被认为是实现NO2--N积累的主要功能菌属[15, 31], 这是因为Thauera属中NAR含量远大于NIR, 且在NO3--N完全消耗前, NIR不表达[11, 32].这与上述PD实现后的酶活性(图 6)趋势是一致的.进一步从微生物群落的角度证明了PD的实现是由外部条件的变化刺激微生物酶活性变化, 最终使微生物群落发生变化导致的最终结果.
此外, 本实验中, Thauera属从0.3%增加至37.27%, 实现了菌群富集, 成为优势菌属, 然而低于同样以乙酸钠为碳源的活性污泥系统中NTR大于80%的研究[11, 15, 33].推测在生物膜系统中NO2--N积累率低于活性污泥系统是由于生物膜特性或者操作条件等因素未能富集足够多的功能菌群导致的.
3 结论(1) 在低浓度移动床生物膜系统中, C/N=3.0, 填充率为20%的条件下能够较好地实现NO2--N积累.
(2) 在MBBR部分反硝化系统中长期运行40 d后能够稳定实现部分反硝化且NTR能够达到(69.38±3.53)%.稳定运行期间, NAR活性是NIR活性的22.5倍, 分别为0.45 μmol·(min·mg)-1和0.02 μmol·(min·mg)-1.
(3) MBBR系统部分反硝化实现后, Thauera成为优势菌属, 占比37.27%, 有利于稳定维持部分反硝化.
(4) 耦合厌氧氨氧化后, MBBR出水总氮为(6.41±1.50)mg·L-1, 总氮去除率达(88.16±2.71)%, 证明了生物膜系统中PD+ANAMMOX的可行性.
| [1] | Du R, Peng Y Z, Ji J T, et al. Partial denitrification providing nitrite: opportunities of extending application for anammox[J]. Environment International, 2019, 131. DOI:10.1016/j.envint.2019.105001 |
| [2] | Zhang M, Wang S Y, Ji B, et al. Towards mainstream deammonification of municipal wastewater: partial nitrification-anammox versus partial denitrification-anammox[J]. Science of the Total Environment, 2019, 692: 393-401. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.07.293 |
| [3] | Shi L L, Du R, Peng Y Z, et al. Simultaneous carbon reutilization for primary sludge and stable nitrite production in a hydrolytic acidification coupled with partial denitrification system to treat nitrate contaminant[J]. Bioresource Technology, 2020, 318. DOI:10.1016/J.BIORTECH.2020.124062 |
| [4] | Ma B, Xu X X, Wei Y, et al. Recent advances in controlling denitritation for achieving denitratation/anammox in mainstream wastewater treatment plants[J]. Bioresource Technology, 2019, 299. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122697 |
| [5] | Du R, Cao S B, Zhang H Y, et al. Flexible nitrite supply alternative for mainstream anammox: advances in enhancing process stability[J]. Environmental Science & Technology, 2020, 54(10): 6353-6364. |
| [6] | Zhang M, Gao J, Liu Q L, et al. Nitrite accumulation and microbial behavior by seeding denitrifying phosphorus removal sludge for partial denitrification (PD): the effect of COD/NO3-ratio[J]. Bioresource Technology, 2021, 323. DOI:10.1016/J.BIORTECH.2020.124524 |
| [7] | Zhang Z Z, Zhang Y, Chen Y G. Recent advances in partial denitrification in biological nitrogen removal: from enrichment to application[J]. Bioresource Technology, 2020, 298. DOI:10.1016/j.biortech.2019.122444 |
| [8] | Gong L X, Huo M X, Yang Q, et al. Performance of heterotrophic partial denitrification under feast-famine condition of electron donor: a case study using acetate as external carbon source[J]. Bioresource Technology, 2013, 133: 263-269. DOI:10.1016/j.biortech.2012.12.108 |
| [9] | Cao S B, Wang S Y, Peng Y Z, et al. Achieving partial denitrification with sludge fermentation liquid as carbon source: the effect of seeding sludge[J]. Bioresource Technology, 2013, 149: 570-574. DOI:10.1016/j.biortech.2013.09.072 |
| [10] |
毕春雪, 于德爽, 杜世明, 等. 乙酸钠作为碳源不同污泥源短程反硝化过程亚硝酸盐积累特性[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 783-790. Bi C X, Yu D S, Du S M, et al. Nitrite accumulation characteristics of partial denitrification in different sludge sources using sodium acetate as carbon source[J]. Environmental Science, 2019, 40(2): 783-790. |
| [11] | Du R, Cao S B, Wang S Y, et al. Performance of partial denitrification (PD)-ANAMMOX process in simultaneously treating nitrate and low C/N domestic wastewater at low temperature[J]. Bioresource Technology, 2016, 219: 420-429. DOI:10.1016/j.biortech.2016.07.101 |
| [12] | López H, Puig S, Ganigué R, et al. Start-up and enrichment of a granular anammox SBR to treat high nitrogen load wastewaters[J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2008, 83(3): 233-241. DOI:10.1002/jctb.1796 |
| [13] | Jetten M S M, Strous M, van de Pas-Schoonen K T, et al. The anaerobic oxidation of ammonium[J]. FEMS Microbiology Reviews, 1998, 22(5): 421-437. DOI:10.1111/j.1574-6976.1998.tb00379.x |
| [14] | Sabba F, Terada A, Wells G, et al. Nitrous oxide emissions from biofilm processes for wastewater treatment[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2018, 102(22): 9815-9829. DOI:10.1007/s00253-018-9332-7 |
| [15] | Du R, Peng Y Z, Cao S B, et al. Mechanisms and microbial structure of partial denitrification with high nitrite accumulation[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2016, 100(4): 2011-2021. DOI:10.1007/s00253-015-7052-9 |
| [16] | Du R, Cao S B, Li B K, et al. Performance and microbial community analysis of a novel DEAMOX based on partial-denitrification and anammox treating ammonia and nitrate wastewaters[J]. Water Research, 2017, 108: 46-56. DOI:10.1016/j.watres.2016.10.051 |
| [17] | 国家环境保护局. 水和废水监测分析方法[M]. (第三版). 北京: 中国环境科学出版社, 1989. |
| [18] | Li W, Lin X Y, Chen J J, et al. Enrichment of denitratating bacteria from a methylotrophic denitrifying culture[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2016, 100(23): 10203-10213. DOI:10.1007/s00253-016-7859-z |
| [19] |
于莉芳, 汪宇, 滑思思, 等. 城市污水处理厂进水氨氧化菌对活性污泥系统的季节性影响[J]. 环境科学, 2021, 42(4): 1923-1929. Yu L F, Wang Y, Hua S S, et al. Seasonal effects of influent ammonia oxidizing bacteria of municipal wastewater treatment plants on activated sludge system[J]. Environmental Science, 2021, 42(4): 1923-1929. |
| [20] | Le T, Peng B, Su C Y, et al. Nitrate residual as a key parameter to efficiently control partial denitrification coupling with anammox[J]. Water Environment Research, 2019, 91(11): 1455-1465. DOI:10.1002/wer.1140 |
| [21] |
王亚举, 黄胜, 杨慧敏, 等. 不同填充率对MBBR污水处理效果影响研究[J]. 广东化工, 2017, 44(8): 149-150, 185. Wang Y J, Huang S, Yang H M, et al. Study on the effect of different filling rate on MBBR wastewater treatment[J]. Guangdong Chemical Industry, 2017, 44(8): 149-150, 185. DOI:10.3969/j.issn.1007-1865.2017.08.065 |
| [22] | Qian W T, Ma B, Li X Y, et al. Long-term effect of pH on denitrification: high pH benefits achieving partial-denitrification[J]. Bioresource Technology, 2019, 278: 444-449. DOI:10.1016/j.biortech.2019.01.105 |
| [23] | Cao X S, Qian D, Meng X Z. Effects of pH on nitrite accumulation during wastewater denitrification[J]. Environmental Technology, 2013, 34(1): 45-51. DOI:10.1080/09593330.2012.679700 |
| [24] | Li W, Liu S, Zhang M, et al. Oxidation of organic electron donor by denitratation: performance, pathway and key microorganism[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 343: 554-560. DOI:10.1016/j.cej.2018.02.112 |
| [25] | Cui B, Liu X H, Yang Q, et al. Achieving partial denitrification through control of biofilm structure during biofilm growth in denitrifying biofilter[J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 223-231. DOI:10.1016/j.biortech.2017.04.034 |
| [26] |
田夏迪, 张树军, 杨岸明, 等. 城市污水厂部分反硝化滤池启动及运行[J]. 中国环境科学, 2020, 40(3): 1068-1074. Tian X D, Zhang S J, Yang A M, et al. Study on start-up and operation of partial denitrification filter in municipal wastewater treatment plant[J]. China Environmental Science, 2020, 40(3): 1068-1074. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2020.03.016 |
| [27] | Sabba F, Picioreanu C, Nerenberg R. Mechanisms of nitrous oxide (N2O) formation and reduction in denitrifying biofilms[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2017, 114(12): 2753-2761. DOI:10.1002/bit.26399 |
| [28] | Cao S B, Zhou Y. New direction in biological nitrogen removal from industrial nitrate wastewater via anammox[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2019, 103(18): 7459-7466. DOI:10.1007/s00253-019-10070-3 |
| [29] | Lu Y F, Ding Z B, Gao K X, et al. The effect of hydraulic retention time on ammonia and nitrate bio-removal over nitrite process[J]. Environmental Technology, 2020, 41(10): 1275-1283. DOI:10.1080/09593330.2018.1530697 |
| [30] |
张星星, 王超超, 王垚, 等. 基于不同废污泥源的短程反硝化快速启动及稳定性[J]. 环境科学, 2020, 41(8): 3715-3724. Zhang X X, Wang C C, Wang Y, et al. Rapid start-up and stability of partial denitrification based on different waste sludge sources[J]. Environmental Science, 2020, 41(8): 3715-3724. |
| [31] | Si Z, Peng Y Z, Yang A M, et al. Rapid nitrite production via partial denitrification: pilot-scale operation and microbial community analysis[J]. Environmental Science: Water Research & Technology, 2018, 4(1): 80-86. |
| [32] | Liu B B, Mao Y J, Bergaust L, et al. Strains in the genus Thauera exhibit remarkably different denitrification regulatory phenotypes[J]. Environmental Microbiology, 2013, 15(10): 2816-2828. |
| [33] |
董晓莹, 彭党聪. 不同碳氮比下污水反硝化过程中亚硝氮积累的特性研究[J]. 环境科学学报, 2017, 37(9): 3349-3355. Dong X Y, Peng D C. Nitrite accumulation in denitrification with different C/N ratios[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(9): 3349-3355. |