不同气源曝气对一段式厌氧氨氧化工艺启动与运行的影响

王鑫; 穆永杰; 薛晓飞; 张丽丽; 邵磊; 张建星

doi:10.12030/j.cjee.202103060

不同气源曝气对一段式厌氧氨氧化工艺启动与运行的影响

1.
北京化工大学化学工程学院，北京 100029
2.
北控水务集团有限公司，北京 100102

作者简介: 王鑫(1996—)，男，硕士研究生。研究方向：厌氧氨氧化技术。E-mail：wangxin961014@163.com

通讯作者: 张丽丽(1977—)，女，博士，正高级工程师。研究方向：水处理技术的研究与开发。E-mail：zhanglili03@bewg.net.cn;

基金项目:
北控水务集团自主科技立项课题(ZZLX-2018-05)
中图分类号: X703

Effect of different gas source aeration on start-up and running of one-stage anaerobic ammonium oxidation process

1.
College of Chemical Engineering, Beijing University of Chemical Technology, Beijing 100029, China
2.
Beijing Enterprises Water Group Limited, Beijing 100102, China

Corresponding author: ZHANG Lili, zhanglili03@bewg.net.cn ;

摘要: 在(30±2) °C的条件下，通过精确控制供氧量，以氧气为气源培养E1反应器，以空气为气源培养E2反应器，探究了不同气源对一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺启动、负荷提升及稳定运行效果的影响。结果表明：以氧气为气源的E1反应系统一段式短程硝化-厌氧氨氧化效果更佳，E1反应器中的 ${\rm{NH}}_4^ +$ -N去除率在95%以上，TN去除率在85%以上，实现负荷提升的时间在10 d左右；在实现一段式短程硝化-厌氧氨氧化后，E1反应系统内ΔTN/Δ ${{\rm{NH}}_4^ +}$ -N和Δ ${{\rm{NO}}_3^ - }$ -N/Δ ${{\rm{NH}}_4^ + }$ -N稳定在0.88和0.11；E1、E2反应器内的AOB活性由0.3 mg·(g·h)⁻¹分别提升至6.3 mg·(g·h)⁻¹和5.9 mg·(g·h)⁻¹，AnAOB的活性由1.5 mg·(g·h)⁻¹分别提高到9.5 mg·(g·h)⁻¹和8.6 mg·(g·h)⁻¹。通过不同气源对一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺启动与运行的作用效应对比，证明了以氧气为气源应用于一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺的可行性与优势。以上研究结果可为其在厌氧氨氧化工程的应用提供参考。
- 短程硝化 /
- 厌氧氨氧化 /
- 氨氧化菌 /
- 亚硝酸盐氧化菌 /
- 纯氧
Abstract: Through precise control the oxygen supply amount at (30±2) °C, the E1 reactor with oxygen as the gas source and E2 reactor with air as the gas source were cultivated. These two sets of one-stage partial nitrification-anammox EGSB reactors were compared to explore the effects of different gas sources on the start-up, load increase and stable running of the one-stage partial nitrification-anammox process. The results showed that one-stage partial nitrification-anammox in E1 reaction system with oxygen as gas source performed better, the removal rates of ${\rm{NH}}_4^ +$ -N and TN in E1 reactor were over 95% and 85%, respectively. The time to achieve the load increase was about 10 days; After one-stage shortcut nitrification anammox, ΔTN/Δ ${\rm{NH}}_4^ +$ -N and Δ ${\rm{NO}}_3^ -$ -N/Δ ${\rm{NH}}_4^ +$ -N were stable at 0.88 and 0.11 in E1 reaction system, respectively; the AOB activity in E1 and E2 reactors increased from 0.3 mg·(g·h)⁻¹ to 6.3 mg·(g·h)⁻¹ and 5.9 mg·(g·h)⁻¹, respectively; the activity of AnAOB increased from 1.5 mg·(g·h)⁻¹ to 9.5 mg·(g·h)⁻¹and 8.6 mg·(g·h)⁻¹, respectively. Through comparison of the effects of different gas sources on the start-up and running of one-stage partial nitrification-anaerobic process, the feasibility and advantages of the oxygen as gas source in one-stage partial nitrification-anaerobic system were proved. This result can provide references for its application in anaerobic ammonia oxidation.
- partial nitrification /
- anammox /
- AOB /
- NOB /
- pure oxygen

随着当前城市水环境污染及内涝防治等综合性问题的日益突出，系统化推进海绵城市建设，在原有以快速排放、末端治理为主的建设环节中，强化源头区域低影响开发建设，增强城市调蓄、吸纳雨水的能力，不仅能够控制场地外排雨水的径流量，同时也有效地削减了面源污染。而建筑与小区是城市雨水排水系统的起端之一，是海绵城市源头控制的核心环节。

在海绵型建筑与小区径流控制计算中，年径流总量控制率是强制性控制指标之一，也是海绵城市研究的热点^[1-4]。容积法是建筑与小区中计算海绵设施的规模和核算年径流总量控制率的重要方法^[5-6]。在容积法的计算中，综合雨量径流系数^[7-9]是关键因子。根据住房和城乡建设部出台的《海绵城市建设技术指南——低影响开发雨水系统构建(试行)》^[10](以下简称“指南”)，综合雨量径流系数按照下垫面种类加权平均值计算。然而，在实际设计过程中，发现此计算方法仍有待改进。

本研究对建筑与小区中组合下垫面采取断接措施前后的径流控制进行了定性分析，并提出了采取断接措施后综合雨量径流系数的改进计算方法，为针对海绵型建筑和小区综合雨量径流系统参数的计算提供参考。

1. 综合雨量径流系数的计算方法及其影响因素

雨量径流系数的影响因素较多，除与下垫面特征有关外，还与降雨强度或降雨重现期密切相关^[1]。为便于计算，指南^[10]及各地海绵城市规划设计导则^[8，11]均通过统一给出单一下垫面的雨量径流系数。对于组合下垫面的综合雨量径流系数采用加权平均法计算^{[1, 9-10]}，计算方法见式(1)。

${\varphi }_{c}=\frac{\sum \left({\varphi }_{ci}{\cdot F}_{i}\right)}{\sum {F}_{i}}$

$(1)$

式中：φ_c为组合下垫面综合场均雨量径流系数；φ_ci为某一类下垫面场均雨量径流系数；F_i为某一类下垫面的面积，m²。

由式(1)可以看出，在计算时，综合雨量径流系数仅与下垫面类型和面积有关，与场地内是否进行雨水断接处理无关。场地内下垫面由传统沥青硬化路面、硬屋顶和绿地组成，按照海绵城市建设理念，对建筑立管进行断接处理，同时设置硬化地面高于绿地，将硬化路面径流引入绿地蓄滞后，排放进入市政管网。其中，将硬化路面径流引入绿地蓄滞后，间接排入市政管网也是断接处理。根据式(1)，断接处理方式与传统雨水立管或硬化路面不断接的方式相比，综合径流系数计算结果相同。在汇流面积不变、设计降雨量不变的条件下，所需的调蓄容积相同，故难以体现雨水立管或硬化路面断接这种简单有效的径流控制优势^[12-13]。设计人员在进行建筑与小区海绵城市设计时，为满足指标计算要求，往往会忽略雨水断接、竖向优化及植草沟转输等方式，仅寻求具有调蓄功能的海绵设施。因此，在海绵型建筑与小区的设计计算过程中，体现出采取断接措施后的优势是十分重要的。

2. 雨量径流系数的定义式与雨水断接径流控制效果

雨量径流系数是指设定时间内降雨产生的径流总量与总雨量之比^[11]。对于单一下垫面来说，场次径流系数可用式(2)来计算。

${\varphi _i} = 0\left( {{H_i} \leqslant {H_0}} \right){\text{或}}{\varphi _i} = \frac{{{H_i} - {H_0}}}{{{H_i}}}\;\left( {{H_i} \gt {H_0}} \right)$

$(2)$

式中：φ_i为某种下垫面的场次径流系数；H_i为场次降雨量，mm；H₀为该下垫面能够下渗或者可控制的降雨量(与下垫面构造、降雨强度关系密切)，mm。在海绵城市设计中，降雨强度按照设定值考虑，可视为只与下垫面构造有关。

如图1所示，在一定的场次降雨量H_i下，a、b为2块相邻场地。a场地为透水下垫面，b场地为不透水下垫面，2块场地自身可控制的降雨量分别为H_a0和H_b0。假设H_b0<H_i<H_a0，当a、b场地各为独立汇水分区时，则由式(2)可知，a场地的场次径流系数为0，b场地的场次径流系数为(H_i-H_b0)/H_i。综合径流系数为两者的加权平均值，计算方法见式(1)，为(H_i-H_b0)F_b/H_i(F_a+F_b)。当b场地径流断接后汇入a场地时，a场地可滞渗，即部分或者全部控制b场地的径流雨量，因此，在一定的降雨条件下，断接后组合下垫面作为同一汇水分区，其产生的径流量小于断接前，即综合雨量径流系数小于断接前。因此，用式(1)来计算采取断接措施的组合下垫面的综合雨量径流系数，忽略了透水下垫面对不透水下垫面产生的径流控制作用。

图 1 海绵设施下垫面雨水径流示意图

Figure 1. Sketch of runoff on underlying surface of sponge facilities

下载: 全尺寸图片幻灯片

3. 改进的综合雨量径流系数的计算方法

如图1所示，假设场地内有a、b 2种下垫面组合在一起，而且H_a0>H_b0(含义同上)，在设计时，将b下垫面进行断接。根据前述分析，在一定的降雨条件下，由于对b下垫面采取断接措施，其径流量在a下垫面可部分或者全部得到控制。即利用a下垫面的径流控制余量来降低b下垫面的雨量径流系数。对2种下垫面不同组合在不同场次降雨量条件下的雨量径流系数进行分析，结果见表1。

表 1 组合下垫面雨量径流系数分析

Table 1. Analysis of runoff coefficient of combined underlying surface

场次降雨量(H_i)	b下垫面不断接		b下垫面断接
场次降雨量(H_i)	φ_a_i	φ_b_i	φ_a_i	φ_b_i
H_b0≥H_i	0	0	0	0
H_b0<H_i<H_a0F_b(H_i－H_b0)<F_a(H_a0－H_i)	0	(H_i－H_b0)/H_i	0	0
H_b0<H_i<H_a0F_a(H_a0－H_i)<F_b(H_i－H_b0)	0	(H_i－H_b0)/H_i	0	[H_i－H_b0－(H_a0－H_i)F_a/F_b]/H_i
H_a0≤H_i	(H_i－H_a0)/H_i	(H_i－H_b0)/H_i	(H_i－H_a0)/H_i	(H_i－H_b0)/H_i
注：φ_a_i、φ_b_i分别为a、b下垫面的雨量径流系数；F_a、F_b分别为a、b下垫面的面积，m²；H_a0、H_b0分别为a、b下垫面可下渗或控制的降雨量，mm；假定H_a0 >H_b0；H_i为场次降雨量，mm。

| Show Table

DownLoad: CSV

由表1看出，当H_b0<H_i<H_a0时，b下垫面断接前后，其雨量径流系数是不同的。采取断接措施后，b下垫面的雨量径流系数减小。

参照式(1)，在b下垫面不断接的情况下，组合下垫面综合雨量径流系数的计算方法见式(3)。

$\varphi =\frac{{\varphi }_{\mathrm{c}\mathrm{a}}\cdot {F}_{\mathrm{a}}+{\varphi }_{\mathrm{c}\mathrm{b}}\cdot {F}_{\mathrm{b}}}{{F}_{\mathrm{a}}+{F}_{\mathrm{b}}}$

$(3)$

在b下垫面采取断接措施后，参照公式(3)，并根据上述假定情况，引入径流调整系数k，即b下垫面断接后的径流系数与断接前的径流系数的比值，则组合下垫面的综合雨量径流系数计算方法见式(4)。

${\varphi }^{’}=\frac{{\varphi }_{\mathrm{c}\mathrm{a}}\cdot {F}_{\mathrm{a}}+{k\varphi }_{\mathrm{c}\mathrm{b}}\cdot {F}_{\mathrm{b}}}{{F}_{\mathrm{a}}+{F}_{\mathrm{b}}}$

$(4)$

式中：φ_ca、φ_cb分别为a、b下垫面场均雨量径流系数；F_a、F_b分别为a、b下垫面的面积，m²；k为径流调整系数，k值与H_a0、H_b0、F_a/F_b以及场降雨量有关。

4. 径流调整系数的计算方法

定量分析组合下垫面综合雨量径流系数，首先需计算各类下垫面的H₀值。根据定义，场均雨量径流系数的计算方法见式(5)。

${\varphi }_{ci}=\frac{\sum {\varphi }_{i}}{n}=\frac{\sum _{n}^{i=N+1}(1-\frac{{H}_{0}}{{H}_{i}})}{n}$

$(5)$

式中：φ_c_i为某种下垫面场均雨量径流系数；φ_i为某种下垫面场次雨量径流系数(同式(2))，φ_i=(H_i−H₀)/H_i；n为年中降雨量>2 mm的降雨次数；N为年中降雨量>2 mm，且≤H₀的降雨次数。

H₀值可利用已知各种下垫面的场均雨量径流系数，由项目所在地若干年的降雨量记录信息及式(5)反算求得。为简单地说明问题，这里以建筑与小区中常有的地下建筑绿地(地下建筑覆土厚度不小于500 mm，设为下垫面a)和沥青路面(设为下垫面b)2种下垫面所组成的组合下垫面为例来进行分析，结果如表2所示。根据《武汉市建设工程规划方案(海绵城市部分)编制技术规定(试行)》^[14]，下垫面a场均雨量径流系数为0.2，下垫面b场均雨量径流系数为0.9。根据武汉市某区1981—2011年降雨量记录信息，求得a、b下垫面H₀赋值分别为12 mm和0.7 mm。利用北京市1951—2014年的降雨量记录信息^[15]复核计算，当H₀值分别为12 mm和0.7 mm时，计算得到场均雨量径流系数分别为0.196 4和0.896 7。对比通过武汉市降雨量信息得出的场均雨量径流系数，两者差别微乎其微。

表 2 典型下垫面H₀计算结果

Table 2. Calculation results of H₀ of typical underlying surface

下垫面	目标值	H₀赋值/mm	场均雨量径流系数¹⁾	计算结果²⁾
a	0.2	12.0	0.200 5	0.196 4
b	0.9	0.7	0.896 0	0.896 7
注：1)武汉市降雨量信息；2)北京市降雨量信息[14]。

| Show Table

DownLoad: CSV

按照表1给出的计算方法，计算b下垫面断接和不断接时的场均雨量径流系数，然后计算二者之比即可得到k值，结果见表3。

表 3 径流调整系数k

Table 3. Adjustment value of rainfall runoff coefficient k

F_a/F_b	b下垫面断接时的场均雨量径流系数	b下垫面不断接时的场均雨量径流系数	径流调整系数k
4.00	0.43	0.90	0.48
2.00	0.46	0.90	0.51
1.50	0.48	0.90	0.53
1.00	0.51	0.90	0.57
0.75	0.54	0.90	0.6
0.50	0.59	0.90	0.65
0.25	0.68	0.90	0.75

| Show Table

DownLoad: CSV

由表3可知，b下垫面断接后，其场均径流系数明显降低。根据表3得出的k值，分别计算a、b 2种组合下垫面的综合雨量径流系数，结果如表4所示。

表 4 组合下垫面断接与非断接综合雨量径流系数对比结果

Table 4. Comparing results of composite runoff coefficient of combined underlying surface with and without disconnection

F_a/F_b	k	φ’	φ	1-φ’/φ
4.00	0.48	0.25	0.34	0.275 3
2.00	0.51	0.29	0.43	0.339 2
1.50	0.53	0.31	0.48	0.352 5
1.00	0.57	0.36	0.55	0.351 8
0.75	0.6	0.39	0.6	0.342 9
0.50	0.65	0.46	0.67	0.315 0
0.25	0.75	0.58	0.76	0.236 8
注：φ_a=0.2；φ_b=0.90；φ’=(φ_a·F_a+k·φ_b·F_b)/(F_a+F_b)；φ=(φ_a·F_a+φ_b·F_b)/(F_a+F_b)。

| Show Table

DownLoad: CSV

由表4可见，2块场均雨量径流系数分别为0.2和0.9的下垫面组合在一起时，是否断接对其组合下垫面综合雨量径流系数的影响极大。采取断接措施后，综合雨量径流系数减少23.68%~35.25%。这一结果也验证了采取断接、场地竖向优化等海绵技术措施所产生的径流控制效果。

在实际工程中，下垫面能够入渗或者控制的降雨量比理论值会有所降低，可适当降低H_a0值并按上述方法来确定适用于工程设计的k值。以H_a0值为6 mm进行计算，结果见表5。

表 5 组合下垫面(H_a0=6 mm，H_b0=0.7 mm)断接与非断接综合雨量径流系数对比结果

Table 5. Comparing results of composite runoff coefficient of combined underlying surface(H_a0=6 mm, H_b0=0.7 mm)with and without disconnection

F_a/F_b	k	φ’	φ	1-φ’/φ
4.00	0.73	0.29	0.34	0.144 7
2.00	0.76	0.36	0.43	0.167 3
1.50	0.77	0.40	0.48	0.168 5
1.00	0.80	0.46	0.55	0.162 4
0.75	0.82	0.51	0.60	0.152 2
0.50	0.86	0.58	0.67	0.127 5
0.25	0.92	0.70	0.76	0.073 4
注：φ_a=0.2；φ_b=0.90；φ’=(φ_a·F_a+k·φ_b·F_b)/(F_a+F_b)；φ=(φ_a·F_a+φ_b·F_b)/(F_a+F_b)。

| Show Table

DownLoad: CSV

由表5可见，即使将理论计算所得的海绵设施入渗雨量H_a0值降低1倍(相对应的场均径流系数计算值由0.20提高到0.37)，断接后组合下垫面综合雨量径流系数也会显著降低。如图2所示，采取断接措施后的组合下垫面雨量径流系数与断接前相比均降低，且透水下垫面可下渗或控制降雨量越高，越有利于组合下垫面径流量的控制。无论是否断接，可透水下垫面的面积相对不透水下垫面的面积越大，组合下垫面综合雨量径流系数越低，即径流控制能力越强。

图 2 组合下垫面面积比对综合径流系数的影响

Figure 2. Effect of area ratio of combined underlying surface on the composite runoff coefficient

下载: 全尺寸图片幻灯片

k值与项目所在地的降雨特征、各下垫面能够下渗或者控制的降雨量(H₀)以及组合下垫面的面积比有关。各地在编制或者修订海绵城市设计标准时，可根据各城市降水量记录信息及典型下垫面组合，计算本地的k值，供设计人员在设计时取值。

5. 结论

1)对组合下垫面在不同场次降雨条件下的综合雨量径流系数进行计算分析，发现采取海绵城市断接措施的径流控制效果明显优于非断接场地。

2)采取断接措施的组合下垫面综合雨量径流系数计算时，可按照本研究提出的计算方法，引入径流调整系数，从而可适当减小调蓄容积值，充分体现断接措施在设计中的显著效果。

图 1 EGSB实验装置

Figure 1. EGSB experimental device

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 2 启动过程中，E1反应器运行效果

Figure 2. Performance of E1 reactor during the start-up process

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 3 启动过程中，E2反应器运行效果

Figure 3. Performance of E2 reactor during the start-up process

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 4 E1和E2反应器各阶段氨氮去除量

Figure 4. Ammonia nitrogen removal at each stage in the E1 and E2 reactors

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 5 稳定运行过程中，E1反应器运行效果

Figure 5. Performance of E1 reactor during the stable running process

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 6 稳定运行过程中，E2反应器运行效果

Figure 6. Performance of E2 reactor during the stable running process

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 7 E1反应器化学计量比变化

Figure 7. Changes of stoichiometric ratio in E1 reactor

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 8 E2反应器化学计量比变化图

Figure 8. Changes of stoichiometric ratio in E2 reactor

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 9 各阶段功能菌活性

Figure 9. Activities of functional bacteria at each stage

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 10 各阶段AnAOB活性图

Figure 10. Activities of AnAOB at each stage

下载: 全尺寸图片幻灯片

表 1 各阶段运行参数

Table 1. Operating parameters of each stage

实验过程	阶段	时间/d	曝气量/(mL·min⁻¹)	${\rm{NH}}_4^ +$ -N/(mg·L⁻¹)	NO₂-N/(mg·L⁻¹)	HRT/h	回流比/%
Anammox 驯化培养	Ⅰ	1~9	10(氧气)50(空气)	50	50	6	200
Anammox+AOB培养	Ⅱ	10~55	15(氧气)70(空气)	50	25	6	200
Anammox+AOB培养	Ⅲ	56~76	25(氧气)130(空气)	80	25	6	200
一段式短程硝化-厌氧氨氧化	Ⅳ	77~116	35(氧气) 170(空气)	80	0	6	200
一段式短程硝化-厌氧氨氧化	Ⅴ	117~176	45(氧气)230(空气)	110	0	6	200

实验过程	阶段	时间/d	曝气量/(mL·min⁻¹)	${\rm{NH}}_4^ +$ -N/(mg·L⁻¹)	NO₂-N/(mg·L⁻¹)	HRT/h	回流比/%
Anammox 驯化培养	Ⅰ	1~9	10(氧气)50(空气)	50	50	6	200
Anammox+AOB培养	Ⅱ	10~55	15(氧气)70(空气)	50	25	6	200
Anammox+AOB培养	Ⅲ	56~76	25(氧气)130(空气)	80	25	6	200
一段式短程硝化-厌氧氨氧化	Ⅳ	77~116	35(氧气) 170(空气)	80	0	6	200
一段式短程硝化-厌氧氨氧化	Ⅴ	117~176	45(氧气)230(空气)	110	0	6	200

下载: 导出CSV

[1]	KUENUEN J G. Anammox bacteria: From discovery to application[J]. Nature Reviews Microbiology, 2008, 6(4): 320-326. doi: 10.1038/nrmicro1857
[2]	YANG W, HE S L, HAN M, et al. Nitrogen removal performance and microbial community structure in the start-up and substrate inhibition stages of an anammox reactor[J]. Journal of Bioscience and Bioengineering, 2018, 126(1): 88-95. doi: 10.1016/j.jbiosc.2018.02.004
[3]	VAN DE GRAAF A A, MULDER A, BRUIJN P D, et al. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bedreactor[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1995, 16(3): 177-249. doi: 10.1111/j.1574-6941.1995.tb00281.x
[4]	SIEGRIST H, SALZGEBER D, EUGSTER J, et al. Anammox brings WWTP closer to energy autarky due to increased biogas production and reduced aeration energy for N-removal[J]. Water Science and Technology, 2008, 57(3): 383-388. doi: 10.2166/wst.2008.048
[5]	KARKAL B, KUENUEN J G, VAN L M C, et al. Engineering. Sewage treatment with anammox[J]. Science, 2010, 328(5979): 702-703. doi: 10.1126/science.1185941
[6]	MIAO Y Y, PENG Y Z, ZHANG L, et al. Partial nitrification-anammox (PNA) treating sewage with intermittent aeration mode: effect of influent C/N ratios[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 334: 664-672. doi: 10.1016/j.cej.2017.10.072
[7]	MIAO L, WANG K, WANG S, et al. Advanced nitrogen removal from landfill leachate using real-time controlled three-stage sequence batch reactor (SBR) system[J]. Bioresource Technology, 2014, 159: 258-265. doi: 10.1016/j.biortech.2014.02.058
[8]	MOLINUEVO B, GARCIA 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
[9]	WANG G, XU X, ZHOU L, et al. A pilot-scale study on the start-up of partial nitrification-anammox process for anaerobic sludge digester liquor treatment[J]. Bioresource Technology, 2017, 241: 181-189. doi: 10.1016/j.biortech.2017.02.125
[10]	KELUSKARR, NERURKARA, DESAI A, et al. 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
[11]	YUAN S H, ZHAO X H, ZHAO Y Q, et al. Achieving high-rate autotrophic nitrogen removal via canon process in a modified single bed tidal flow constructed wetland[J]. Chemical Engineering Journal, 2014, 237: 329-335.
[12]	ZHANG Z, CHEN S, WU P, et al. Start-up of the Canon process from activated sludge under salt stress in a sequencing batch biofilm reactor (SBBR)[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(16): 6309-6314. doi: 10.1016/j.biortech.2010.03.040
[13]	GUANG J X, ZHOU Y, YANG Q, et al. The challenges of mainstream deammonification process for municipal used water treatment[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015, 99(6): 2485-2490. doi: 10.1007/s00253-015-6423-6
[14]	CAO Y, VAN L M C, DAIGGERG T, et al. Mainstream partial nitritation-anammox in municipal wastewater treatment: Status, bottlenecks, and further studies[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2017, 101(4): 1365-1383. doi: 10.1007/s00253-016-8058-7
[15]	LACKNER S, GILBERT E M, VLAEMINCK S E, et al. Full-scale partial nitritation/anammox experiences: An application survey[J]. Water Research, 2014, 55: 292-303. doi: 10.1016/j.watres.2014.02.032
[16]	DE CLIPPELEIR H, VLAEMINEK S E, DE WILDE F, et al. One-stage partial nitritation/anammox at 15 degrees C on pretreated sewage: Feasibility demonstration at lab-scale[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013, 97(23): 10199-10210. doi: 10.1007/s00253-013-4744-x
[17]	HUNIK J H, TRAMPER J, WIJFFELS R H, et al. A strategy to scale up nitrification processes with immobilized cells of nitrosamines europaea and nitrobacter agilis[J]. Bioprocess Engineering, 1994, 11(2): 73-82. doi: 10.1007/BF00389563
[18]	谢丽, 殷紫, 尹志轩, 等. 一段式厌氧氨氧化工艺亚硝酸盐氧化菌抑制方法研究进展[J]. 化工学报, 2016, 67(7): 2647-2655.
[19]	LIU G Q, WANG J M. Long-term low DO enriches and shifts nitrifier community in activated sludge[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(10): 5109-5117.
[20]	MIAO Y Y, ZHANG L, YANG Y D, et al. Start-up single partial nitrification-anammox process treating low-strength sewage and its restoration from nitrate accumulation[J]. Bioresource Technology, 2018, 218: 771-779.
[21]	CALDERON K, GONZALEZ-MARTINEZ A, MONTERO-PUENTE C, et al. Bacterial community structure and enzyme activities in a membrane bioreactor (MBR) using pure oxygen as an aeration source[J]. Bioresource Technology, 2012, 103(1): 87-94. doi: 10.1016/j.biortech.2011.09.133
[22]	江雪姣. 纯氧曝气系统中活性污泥特性研究[J]. 文山学院学报, 2020, 33(3): 37-39. doi: 10.3969/j.issn.1674-9200.2020.03.008
[23]	徐冰清, 詹超, 程建光. 城市污水处理厂应用纯氧曝气技术的探讨[J]. 能源环境保护, 2010, 24(6): 35-38. doi: 10.3969/j.issn.1006-8759.2010.06.010
[24]	GRAAF V D A A, DE BRUIJN P D, ROBERTSON L A, et al. Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms in a fluidized bed reactor[J]. Microbiology, 1996, 142(8): 2187-2196. doi: 10.1099/13500872-142-8-2187
[25]	SUN S H, SONG Y, YANG X J, et al. Effects of temperature on anammox performance and community structure[J]. Bioresource Technology, 2018, 260: 186-195. doi: 10.1016/j.biortech.2018.03.090
[26]	SUN S H, SONG Y, YANG X J, et al. Strategies for improving nitrogen removal under high sludge loading rate in an anammox membrane bioreactor operated at 25 °C[J]. Chemical Engineering Science, 2018, 183: 106-114. doi: 10.1016/j.ces.2018.03.011
[27]	国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
[28]	陈帅, 谭学军, 蒋玲燕. 浅谈纯氧曝气活性污泥法处理技术[J]. 城市道桥与防洪, 2012(1): 65-67. doi: 10.3969/j.issn.1009-7716.2012.01.025
[29]	王小龙. 基于颗粒污泥的单级自养脱氮系统构建及其脱氮效能研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2018.
[30]	SLIEKERS A O, DERWORT N, CAMPOS-GOMEZ J L, 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
[31]	赵良杰. 一段式部分亚硝化厌氧氨氧化工艺处理中低浓度氨氮废水技术研究[D]. 西安: 西安建筑科技大学, 2020.
[32]	杨晓欢. 动态膜序批式反应器(DM-SBR)应用于一段式厌氧氨氧化的工艺研究[D]. 西安: 西安建筑科技大学, 2020.
[33]	张凯, 张志华, 王朝朝, 等. Anammox富集与优化停曝比对MBR-SNAD工艺的影响[J]. 中国环境科学, 2019, 39(6): 2370-2377. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2019.06.017
[34]	李冬, 高雪健, 张杰, 等. 不同曝气密度对canon工艺启动的影响[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 829-836.
[35]	杨京月, 郑照明, 李军, 等. 厌氧氨氧化耦合反硝化底物竞争抑制特性[J]. 中国环境科学, 2018, 38(8): 2947-2953. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2018.08.020
[36]	MIAO Y Y, ZHANG L, YANG Y D, et al. Start-up of single-stage partial nitrification-anammox process treating low-strength swage and its restoration from nitrate accumulation[J]. Bioresource Technology, 2016, 218: 771-779. doi: 10.1016/j.biortech.2016.06.125

点击查看大图

图( 10) 表( 1)

计量

文章访问数: 3657
HTML全文浏览数: 3657
PDF下载数: 55
施引文献: 0

全文HTML

一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺的原理是利用AOB(aerobic ammonia-oxidizing bacteria，氨氧化细菌)将污水中部分 ${\rm{NH}}_4^ +$ 氧化成 ${\rm{NO}}_2^ -$ ，AnAOB(anaerobic ammoniaoxidizing bacteria，厌氧氨氧化菌)把剩余的 ${\rm{NH}}_4^ +$ 和 ${\rm{NO}}_2^ -$ 转化成N₂，利用AOB和AnAOB的协同作用，在同1个反应器内完成短程硝化和厌氧氨氧化^[1-2]。与传统硝化-反硝化相比，一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺具有工艺流程短、能耗低、无需外加碳源、污泥产量少、占地面积小等优点。自2002年，荷兰Delft工业大学研发至今，该工艺一直是污水处理领域最具创新性的工艺之一^[3-5]。一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺已应用于污泥消化、焦化废水、垃圾渗滤液、养殖废水、化工废水等低碳氮比废水的处理领域^[6-10]。

实现好氧的AOB和厌氧的AnAOB高效富集，同时抑制NOB (nitrite oxidation bacteria，亚硝酸盐氧化菌)的生长是一段式厌氧氨氧化工艺成功启动和稳定运行的关键^[11-12]。然而，如何在保证AOB与AnAOB的活性的情况下有效地抑制和淘汰NOB仍是亟待解决的问题^[13-14]。LACKNER等^[15]发现，在长期运行过程中，anammox工程常出现NOB大量繁殖的现象，导致脱氮效果恶化， ${\rm{NO}}_3^ -$ -N的浓度升高，甚至最终造成反应系统崩溃。DE CLIPPELEIR等^[16]发现，供氧量的控制不当容易引起系统脱氮率下降，并引起NOB急速生长，导致系统崩溃。有研究^[17-18]表明，在低溶解氧状态下，保持体系内溶解氧浓度在较低水平能够使AOB比NOB在生长上更占优势。但LIU等^[19]发现，仅通过低浓度的溶解氧很难实现对NOB的长期抑制。MIAO等^[20]在研究一段式部分亚硝化-厌氧氨氧化处理中低浓度氨氮废水时发现，在低溶解氧条件仍会出现出水 ${\rm{NO}}_3^ -$ -N浓度快速上升的现象。上述研究结果表明，仅靠低溶解氧并不能确保实现NOB活性的有效抑制，无法使反应系统内的AOB与AnAOB形成良好的协同作用，很难实现一段式短程硝化-厌氧氨氧化的顺利启动与稳定运行。CALDERON等^[21]发现，纯氧曝气较之空气曝气具有氧传递速率高、抗冲击负荷好等特点。江雪姣^[22]发现，纯氧曝气有利于活性污泥的生长；由于纯氧曝气传氧速率高、微生物氧化速率高、曝气池占地面积小等优点，纯氧曝气活性污泥法成功用于城市和工业污水处理中，在提高污水排放水质、增加处理能力、降低能耗等方面效果极佳^[23]。然而，对于不同曝气气源对一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺的影响还鲜有研究。综上所述，本研究通过对曝气量的精确控制，探究了纯氧曝气与空气曝气对一段式短程硝化-厌氧氨氧化工艺启动过程的影响，考察了不同曝气方式对工艺脱氮性能、响应特征以及功能菌代谢活性等的作用效应和原理，以期为厌氧氨氧化工程的应用提供参考。

不同气源曝气对一段式厌氧氨氧化工艺启动与运行的影响

作者简介: 王鑫(1996—)，男，硕士研究生。研究方向：厌氧氨氧化技术。E-mail：wangxin961014@163.com

通讯作者: 张丽丽(1977—)，女，博士，正高级工程师。研究方向：水处理技术的研究与开发。E-mail：zhanglili03@bewg.net.cn;