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

近年来，随着人们生活水平的提高，我国餐厨垃圾产生量以每年10%的速度增长，截至2018年，餐厨垃圾产生量突破了1×10⁸ t，占城市生活垃圾的57%左右。餐厨垃圾含有的大量有机物质容易腐烂变质并携带病原菌，不仅污染环境而且威胁人体健康。同时，餐厨垃圾又富含碳水化合物、蛋白质和油脂，营养价值高，是有机废物厌氧能源化的理想底物^[1]。氢能被广泛认为是未来最具潜力的绿色可再生能源之一^[2]，与传统的电解水、化石燃料制氢相比，暗发酵生物制氢具有运行成本低、能耗低、操作简单等特点，可实现餐厨垃圾等高浓度复杂有机废物的能源化利用，成为最具前景的氢能制备策略之一，符合我国绿色可再生能源的战略需求。

暗发酵制氢是产氢微生物利用氢酶的催化作用将有机物降解产生氢气，同时生成挥发性脂肪酸(VFA)、乙醇等代谢产物的过程。当末端产物为乙酸时，葡萄糖的理论产氢量为4 mol·mol⁻¹，但实际产氢量不足2 mol·mol⁻¹，底物的氢能转化效率不足50%^[3]。有研究^[4-7]表明，暗发酵制氢与[2Fe-2S]铁氧化还原蛋白和[4Fe-4S]氢酶的活性密切相关，铁氧还原蛋白可作为氢化酶的电子载体参与氢分子的产生过程，其中，铁是其重要组成部分，能够影响微生物的产氢潜力^[8]。此外，铁离子的种类和含量也会影响微生物的产氢功能基因表达，进而影响复杂底物的产氢性能^[9]。因此，如何克服高浓度有机废物暗发酵制氢过程的代谢障碍，提高复杂底物的利用效率和产氢潜力是制约暗发酵生物制氢技术的瓶颈问题。

有研究^[10-12]发现，投加纳米零价铁(NZVI)和零价铁(ZVI)可以提高暗发酵制氢过程中的微生物活性，进而提高暗发酵制氢潜力和底物的利用效率。ZVI以其低成本成为氢发酵中最具吸引力的添加剂，能够降低发酵系统中的氧化还原电位(ORP)，可以为发酵菌提供更有利的环境^[13]。ZHANG等^[14]研究了ZVI对葡萄糖发酵产氢量的影响，当ZVI浓度为400 mg·L⁻¹时，最大产氢量为1.22 mol·mol⁻¹，比对照组高出了37.1%。ZHU等^[15]发现，ZVI的浓度为16 g·L⁻¹时，产氢量从3.8 mol·mol⁻¹提高到8.7 mol·mol⁻¹。NZVI具有较高的催化活性和较大的表面积，从而提高了暗发酵制氢过程的效率^[16]。NATH等^[17]采用NZVI强化葡萄糖间歇暗发酵产氢，发现当NZVI为100 mg·L⁻¹时，最大产氢量可达到1.9 mol·mol⁻¹，比未加NZVI的对照组高出1倍。ZADA等^[18]发现，在加入250 mg·L⁻¹ NZVI条件下，水葫芦的产氢量从31.7 mL·g⁻¹增加到57 mL·g⁻¹。可见，投加NZVI和ZVI添加剂均可提高产氢性能，且具有操作简单、能耗低的优点。目前，研究主要集中在投加NZVI与ZVI对以葡萄糖、蔗糖等单一底物暗发酵制氢性能的影响，而以餐厨垃圾等复杂有机废物为底物，深入研究暗发酵制氢过程中铁离子转化规律和产氢酶活性的影响还鲜有报道。本研究通过投加不同浓度的NZVI和ZVI，研究了其对餐厨垃圾在(55±1) ℃高温条件下的暗发酵制氢潜力、末端代谢产物变化规律的影响，通过分析发酵前后铁离子组成及浓度变化、氢化酶和脱氢酶活性表达，探究了NZVI与ZVI强化餐厨垃圾暗发酵制氢的作用机制，以期为餐厨垃圾等复杂有机废物的绿色能源化提供科学依据。

1. 材料与方法

1.1 实验原料

本实验所用的餐厨垃圾取自北京市某大学食堂，分拣出餐厨垃圾中骨头、塑料袋等杂质后破碎至5 mm，经90 ℃水热预处理30 min，离心去油(去油可提高餐厨垃圾的水解效果,利于提高产气潜力^[19])，置于4 ℃冰箱备用^[20]。接种污泥取自北京某生活垃圾综合处理厂的干式厌氧发酵剩余污泥。实验材料的基本理化指标如表1所示。

表 1 实验材料基本理化指标

Table 1. Basic physical and chemical indexes of experimental materials

分析项目	TS/%	VS/%	VS/TS/%	含水率/%	pH	COD/(mg·L⁻¹)	C/%	N/%
餐厨垃圾(水热后)	22.55	20.59	91.31	77.45	6.07	107 100	53.10	3.94
接种污泥	15.13	7.59	50.15	84.87	7.20	7 600	22.13	2.27

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1.2 实验设计

将11.65 g经水热去油预处理的餐厨垃圾与50 g接种污泥混合放入500 mL广口瓶中，接种比为0.63∶1(VS∶VS)，分别加入不同浓度(0、100、200和300 mg·L⁻¹)的NZVI和ZVI，实验反应器情况记为：NZVI-0、NZVI-1、NZVI-3和ZVI-0、ZVI-1、ZVI-2、ZVI-3。加去离子水定容至200 mL，有机负荷为6 g·(L·d)⁻¹(以VS计)，采用1 mol·L⁻¹ HCl与1 mol·L⁻¹ NaOH调节初始pH为6，通氮气10 min排除反应装置内空气。在(55±1) ℃的高温条件下进行暗发酵制氢，搅拌速度为120 r·min⁻¹，采用排水法收集产生的气体。实验编号如表2所示。

表 2 暗发酵产氢动力学分析

Table 2. Dynamic analysis of dark fermentation hydrogen production

实验组	P_max/mL	R_max/(mL·h⁻¹)	λ/h	R²
NZVI-0	220.72	38.41	1.95	0.999 55
NZVI-1	259.25	49.43	3.27	0.999 35
NZVI-2	224.87	47.04	2.66	0.999 85
NZVI-3	248.70	76.48	6.02	0.996 37
ZVI-0	308.51	216.07	5.72	0.998 48
ZVI-1	425.72	66.32	4.59	0.998 44
ZVI-2	350.91	70.96	5.58	0.998 90
ZVI-3	459.24	77.67	4.72	0.989 22
注：P_max代表最大产氢量潜力，R_max代表最大产氢速率，λ表示反应启动时间。

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1.3 分析方法

铁离子浓度采用GB/T 12496.19-2015邻菲啰啉分光光度计法测定；氢化酶、脱氢酶活性采用辛红梅等^[21]方法测定。VFA和乙醇浓度测定采用9790II气相色谱仪分析测定，色谱条件为：色谱柱采用CP-Wax(FFAP)25 m×0.32 mm×0.2 μm毛细管柱，FID氢火焰离子检测器，进样量1 μL，柱温箱初始温度为80 ℃，保持5 min，以10 ℃·min⁻¹速率升温至190 ℃；进样口和检测器温度为250 ℃；高纯氮气为载气，流速为1.5 mL·min⁻¹。气体成分测定采用上海天美公司GC7900气相色谱仪分析发酵气相产物和含量，色谱条件为：色谱柱采用填充柱，TCD热导检测器，分析柱1为2 m hayesep Q，分析柱2为5 A分子筛3 m；柱温箱120 ℃，进样口和检测器温度为150 ℃，电流为30 mV，载气为高纯氩气，进样量为1 mL。以峰面积定量，校正归一法计算气体含量。

2. 结果与讨论

2.1 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢性能的影响

1) NZVI和ZVI对暗发酵制氢性能的影响。图1为不同浓度NZVI和ZVI对餐厨垃圾高温暗发酵累积产气量和氢气百分含量的影响结果。结果表明，所有实验组在暗发酵前18 h累积产气量显著提高，之后累积产气量增加趋势变缓直至趋于稳定。在暗发酵产氢的过程中，氢气百分含量呈现先升高后降低的趋势。在投加NZVI添加剂时，浓度为100 mg·L⁻¹的NZVI-1组的暗发酵制氢性能最好，累积产气量和氢气百分含量在12 h和30 h达到最大值，分别为676 mL(单位VS产气量为281.68 mL)和83.76%，是未投加NZVI实验组的1.08倍和1.1倍。其次为NZVI-0实验组，累积产气量和氢气百分含量分别为625 mL(单位VS产气量为260.43 mL)和79.16%。由此可见，与未投加NZVI相比，NZVI-1组最多可提高产气量51 mL(单位VS产气量为21.25 mL)，提高氢气百分含量8.53%。

图 1 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵累积产气量和氢气百分含量的影响

Figure 1. Influence of NZVI and ZVI on the cumulative hydrogen production and biohydrogen proportion in dark fermentation

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在投加ZVI添加剂时，暗发酵产氢性能较好的实验组为投加浓度300 mg·L⁻¹的ZVI-3组和浓度100 mg·L⁻¹的ZVI-1组，获得累积产气量分别为798 mL和732 mL(单位VS产气量分别为332.51 mL和305.01 mL)，最大氢气百分含量分别为72.79%和81.95%，从节省添加剂的角度考虑，暗发酵产氢性能最好的是添加ZVI浓度为100 mg·L⁻¹的ZVI-1组。由此可见，与未投加ZVI相比，投加100 mg·L⁻¹ ZVI最多可提高产气量90 mL(单位VS产气量为37.50 mL)，提高氢气百分含量2.74%。

2)NZVI和ZVI产氢动力学分析。在累积产气量和氢气百分含量分析基础上，利用修正过的Gompertz模型对暗发酵产氢过程的累积产氢量进行动力学拟合，产氢动力学分析结果如图2和表2所示。由图2可知，除NZVI-3实验组外，投加NZVI实验组的启动时间均比投加ZVI实验组短，但ZVI组的最大产氢潜力和最大产氢速率均比NZVI组高。在投加NZVI实验组中，NZVI-0实验组启动时间最短，为1.95 h，但最大产氢潜力和最大产氢速率均为最低，分别为220.72 mL和38.41 mL·h⁻¹。浓度为100 mg·L⁻¹的NZVI-1组最大产氢潜力最高为259.25 mL，浓度为300 mg·L⁻¹的NZVI-3实验组的最大产氢速率最高，为76.48 mL·h⁻¹。虽然NZVI-3实验组的最大产氢速率值最高，但其启动时间(6.02 h)是NZVI-1实验组(3.27 h)的1.84倍。NZVI-3实验组的最大产氢潜力(248.70 mL)也小于NZVI-1实验组(259.25 mL)。由此可见，投加NZVI可以提高最大产氢速率和最大产氢潜力，且投加浓度为100 mg·L⁻¹时达到的效果最好。

图 2 在不同浓度NZVI和ZVI条件下的累积产氢量变化

Figure 2. Changes of cumulative hydrogen production at different concentrations of NZVI and ZVI

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投加ZVI的实验组的产氢潜力均高于未投加ZVI的ZVI-0实验组(308.51 mL)。其中，ZVI-3实验组的最大产氢潜力最高，为459.24 mL，ZVI-1实验组次之，为425.72 mg·L⁻¹。此外，ZVI-1实验组的启动时间最短，为4.59 h。当ZVI投加量为100 mg·L⁻¹时，餐厨垃圾最大产氢潜力是投加NZVI实验组的1.64倍。可见投加ZVI可有效提高产氢微生物对底物的利用效率和产氢潜力。

2.2 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢发酵途径的影响

乙醇和VFAs是暗发酵制氢的重要末端代谢产物，根据其浓度和组成可将暗发酵制氢的代谢类型分为乙醇型发酵、丁酸型发酵、丙酸型发酵和混合酸发酵^[22]。投加不同浓度的NZVI和ZVI后，餐厨垃圾暗发酵制氢末端乙醇和VFAs各组分占比如图3所示。结果表明，末端代谢产物中以乙醇、乙酸和丁酸为主，其中乙醇占比最高(53.71%~77.09%)，发酵类型是以乙醇型发酵为主的混合型发酵。与未投加ZVI的实验组相比，投加浓度为300 mg·L⁻¹的ZVI-3实验组中的乙醇浓度提高了7.04%。

图 3 投加NZVI和ZVI对乙醇和VFAs各组分占比的影响

Figure 3. Effect of NZVI and ZVI addition on the proportions of ethanol and VFAs components

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在投加NZVI的实验组中，乙酸在NZVI-1、NZVI-2、NZVI-3组中末端代谢产物中的占比分别为18.04%、16.89%、14.22%，均高于NZVI-0对照组(9.42%)。而对于投加ZVI的实验组，ZVI-1、ZVI-2、ZVI-3实验组中乙酸在末端代谢产物中的占比分别为6.44%、7.70%、6.62%，均低于ZVI-0对照组(8.18%)。由此可见，与投加ZVI相比，投加NZVI更有利于乙酸的转化，但产氢潜力和速率有所较低。可能由于发酵过程中产生的乙酸使体系pH降低，产生过剩的NADH+H⁺，未能被氧化为NAD⁺，影响微生物酶活或酶合成，进而抑制NADH/NAD⁺平衡产氢^[23]。

投加NZVI的实验组相比未投加NZVI的实验组(67.7%)，其中乙醇的占比均有所降低。对应投加NZVI的实验组，随着NZVI投加量的增加，乙醇占比由53.71%逐渐升高至63.50%，同时累积产气量和氢气百分含量有所下降，这说明NZVI在一定程度上改变了产氢细菌的代谢产氢途径，产生了更多的乙醇副产物和更少的乙酸副产物，投加低浓度的NZVI有利于产氢，浓度过高可能对微生物活性产生了抑制作用。投加ZVI的实验组相比未投加ZVI的实验组(70.05%)，其中乙醇的占比略有提高。随着ZVI投加量的增加，乙醇占比由72.65%升高至77.09%，同时在ZVI-3实验组中的累积产气量大于ZVI-1实验组。发酵过程中所产生的乙醇可以氧化过多的NADH+H⁺，有利于产氢潜力的提高^[23]。对于投加NZVI和ZVI的实验组，暗发酵末端代谢产物中乙醇的占比均有所升高，但累积产气量的变化趋势却相反，这可能是由于2种添加剂对与产氢相关的关键酶影响有所不同。

2.3 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢ORP的影响

在发酵过程中，ORP是控制微生物代谢和增殖的重要参数之一^[24-25]。其可以通过还原/氧化NAD(NADH/NAD⁺)来改变细胞内外的ORP，从而调控微生物代谢。一般认为，厌氧微生物所需ORP的最适范围为-180~-260 mV^[26]。

暗发酵产氢前后体系中的ORP变化结果如图4所示。结果表明，投加与未投加NZVI和ZVI的实验组在反应结束后ORP均有所下降，其中投加NZVI与ZVI的实验组中ORP下降更为显著。投加NZVI的实验组，NZVI-3实验组ORP下降最大，由反应前的−199.6 mV下降至−260.1 mV，是未投加NZVI实验组的1.24倍。其次是NZVI-1实验组，由反应前的−198.5 mV下降至−253 mV，是未投加NZVI实验组的1.20倍。对于投加ZVI的实验组，ZVI-2实验组的ORP下降最大，由反应前的−199.4 mV下降至−292.2 mV，是未投加ZVI实验组的1.39倍。其次是ZVI-1实验组，由反应前的−198.8 mV下降至−254.3 mV，是未投加ZVI实验组的1.21倍。

图 4 投加NZVI和ZVI对ORP的影响

Figure 4. Effect of adding NZVI and ZVI on ORP

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结合产氢潜力结果分析可知，产氢效果好的NZVI-1实验组(−253 mV)与ZVI-1实验组(−254.3 mV)ORP值相近，均在厌氧微生物最适ORP的范围内，从而有利于产氢性能的提高。分析原因可能是：反应器内的ORP迅速降低，说明分子氧等氧化剂被消耗掉，这可能由于投加的NZVI和ZVI被用作电子供体，铁可作为底物诱导因子，作用于细菌代谢途径中，既能参与细菌的生物氧化过程，又能使反应器内的ORP迅速降低，使ORP维持在产氢的最适范围内，从而提供更好的还原条件^[27-29]；另一方面，氢化酶活性和NAD⁺/NADH平衡产氢均需要较低的ORP^[30]。

2.4 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中铁离子浓度的影响

图5表示投加NZVI和ZVI进行暗发酵制氢前后，各实验组发酵液中Fe²⁺和Fe³⁺浓度的变化情况。由图5可知，在餐厨垃圾暗发酵制氢前，体系中Fe²⁺和Fe³⁺的浓度较低，分别为23.74 mg·L⁻¹和28.52 mg·L⁻¹。反应结束后，未投加NZVI与ZVI的实验组中Fe²⁺和Fe³⁺的浓度有所下降，投加NZVI与ZVI的实验组中Fe²⁺浓度显著上升，而Fe³⁺浓度略有提升，这证明了NZVI和ZVI是作为电子供体而存在的。铁在产氢细菌的代谢机制中起着至关重要的作用，是形成氢化酶和铁氧还蛋白的重要成分^[31]。Fe²⁺可以促进了生物量的增长和功能基因的表达，从而促进氢气的产生。对于投加NZVI的实验组，NZVI-3实验组中的Fe²⁺浓度最高，为43.78 mg·L⁻¹，是未投加NZVI实验组的2倍，NZVI-2的Fe²⁺浓度次之，为42.47 mg·L⁻¹，是未投加NZVI实验组的1.96倍。在投加ZVI的实验组，ZVI-1实验组的Fe²⁺浓度最高，为38.21 mg·L⁻¹，是未投加ZVI实验组的1.96倍，ZVI-3的Fe²⁺浓度次高，为36.51 mg·L⁻¹，是未投加ZVI实验组的1.87倍。

图 5 投加NZVI和ZVI对铁离子浓度的影响

Figure 5. Effect of adding NZVI and ZVI on the concentrations of iron ion

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厌氧微生物可以将Fe³⁺还原为生物利用性更高的Fe²⁺。在投加NZVI的实验组中，NZVI-2实验组的Fe³⁺浓度最高，为15.99 mg·L⁻¹，是未投加NZVI实验组的1.72倍，NZVI-1的Fe³⁺浓度次之，为14.21 mg·L⁻¹, 是未投加NZVI实验组的1.53倍。在投加ZVI的实验组中，ZVI-3实验组的Fe³⁺浓度最高，为12.12 mg·L⁻¹，是未投加ZVI实验组的1.30倍，ZVI-1的Fe³⁺浓度次之，为10.34 mg·L⁻¹，是未投加ZVI实验组的1.28倍。

综上所述，在暗发酵制氢体系中投加NZVI和ZVI，可使Fe²⁺浓度升高，Fe³⁺浓度略有升高。一方面，这是由于投加的NZVI和ZVI有部分转化为了Fe²⁺；另一方面是由于微生物对Fe³⁺的利用将Fe³⁺还原成Fe²⁺。但投加NZVI与ZVI浓度过高，铁离子会与蛋白质结合生成难以被生物降解的螯合物，故使产氢潜力下降^[32]。

2.5 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程pH的影响

反应结束时pH的变化情况如图6所示。由图6可知，NZVI和ZVI对反应器的pH的影响作用并不明显。在暗发酵制氢反应结束时，投加NZVI和ZVI的实验组的pH均在5.5~6.0。在投加NZVI实验组中，pH最高的实验组为NZVI-3实验组(5.71)，最低的为NZVI-1实验组(5.51)。投加ZVI的实验组中，pH最高的为ZVI-3实验组(5.94)，最低的为ZVI-1实验组(5.8)。随着投加NZVI和ZVI浓度的增加，pH也随升高。这可能是由于投加的NZVI和ZVI作为诱导因子作用于细菌代谢途径中，参与了产氢细菌的生物氧化过程，发酵类型为以乙醇型发酵为主的混合型发酵^[33]。末端代谢产物中乙醇的占比随着NZVI和ZVI投加量的增加而增大，从而导致了pH的升高。投加NZVI的实验组在反应结束时pH低于未投加NZVI的实验组(5.75)，投加ZVI的实验组在反应结束时pH高于未投加ZVI实验组，这说明与投加ZVI相比，投加NZVI更有利于乙酸的转化，产生的乙酸可使体系pH降低。

图 6 投加NZVI和ZVI对pH的影响

Figure 6. Effect of adding NZVI and ZVI on pH

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2.6 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中酶活性的影响

有机物的暗发酵制氢过程是在一系列酶和辅酶以及中间传递体的作用下完成的一种生物氧化过程。其中，氢化酶是一类能够高效可逆地催化产生氢气的酶，含有双核铁原子的铁氢化酶具有很高的催化活性。脱氢酶中的电子载体铁氧还蛋白是暗发酵生物氧化过程产生氢分子的重要功能蛋白。可见，铁是决定餐厨垃圾暗发酵制氢过程氢化酶和脱氢酶活性的重要物质，对产氢微生物的生长代谢有着重要的影响。

投加不同浓度的NZVI和ZVI对氢化酶和脱氢酶活性的影响结果如图7所示。结果表明，对于未投加NZVI与ZVI的实验组，氢化酶活性分别为2.49 mL·(g·min)⁻¹和2.76 mL·(g·min)⁻¹(以VSS计)。在投加NZVI后，氢化酶活性有所提高，其中，NZVI-3组的氢化酶活性最高，为2.56 mL·(g·min)⁻¹，是未投加NZVI实验组的1.02倍，NZVI-1实验组氢化酶活性次高，为2.55 mL·(g·min)⁻¹。在投加ZVI后，氢化酶活性有显著提高。ZVI-3实验组氢化酶活性(3.96 mL·(g·min)⁻¹)最高，是ZVI-0实验组的1.43倍。ZVI-1实验组次之，为3.54 mL·(g·min)⁻¹。有研究^[5]表明，NZVI可以降低培养基中溶解氧的水平，从而提高氢化酶的活性。李永峰等^[33]提出金属元素在微生物生命活动中具有重要作用，其对酶的作用主要有2方面：一是作为酶的辅助因子，在酶促反应中运输转移电子、原子或某些功能基团参与氧化还原或运载酰基团作用；二是作为激活剂来提高酶的活性。铁作为铁氧还蛋白及氢化酶重要的组成成分，投加NZVI和ZVI可以提高铁氧还蛋白和氢化酶的活性，促进电子的转移，进而提高产氢效能。

图 7 投加NZVI和ZVI对氢化酶和脱氢酶活性的影响

Figure 7. Effect of adding NZVI and ZVI on hydrogenase and dehydrogenase activity

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对于NZVI-0和ZVI-0实验组，脱氢酶活性分别为128.32 μg·(g·min)⁻¹和140.53 μg·(g·min)⁻¹(以VSS计)。然而，投加NZVI的实验组脱氢酶活性出现了显著下降，由NZVI-0实验组的128.32 μg·(g·min)⁻¹下降到NZVI-1实验组的34.37 μg·(g·min)⁻¹，下降了73.2%。且随着投加NZVI浓度增加，脱氢酶活性继续下降，NZVI-3实验组中脱氢酶活性下降到最低，为8.40 μg·(g·min)⁻¹。在投加ZVI的实验组中，脱氢酶活性有显著的提高。脱氢酶活性在ZVI浓度小于300 mg·L⁻¹时，随着投加ZVI浓度的增加，其由140.53 μg·(g·min)⁻¹提高到150.84 μg·(g·min)⁻¹，提高了7.3%，但当ZVI浓度为300 mg·L⁻¹时，脱氢酶活性下降到80.96 μg·(g·min)⁻¹。这说明过高的ZVI浓度抑制了脱氢酶的活性。结合相关文献，其原因可能是因为铁的投加量过高超出了体系中产氢微生物的所需，而过剩的铁形成了铁盐或亚铁盐，从而使系统的渗透压升高，导致脱氢酶活性的降低^[21]。

有研究^[34]表明，当金属元素浓度维持在较低水平时，对微生物可以起到激活作用，但当浓度过高时，便会对微生物的酶活性产生抑制作用。由此可见，投加ZVI的同时提高了氢化酶和脱氢酶的活性。结合铁离子浓度变化趋势可知，投加的NZVI和ZVI会向系统环境中释放铁离子，为微生物提供生长代谢过程中所需的铁元素并提高氢化酶活性。但投加NZVI时虽然提高了氢化酶活性，脱氢酶活性却受到了抑制，这可能缘于纳米材料中活性氧的生成和氧化应激反应引起的生物毒性损害了微生物细胞结构，导致细胞死亡，进而影响微生物产氢能力^[35]。

由此可见，投加100 mg·L⁻¹ NZVI和ZVI均可有效提高氢化酶活性，投加ZVI还可提高脱氢酶活性，有利于产氢微生物的暗发酵制氢。

3. 结论

1)投加NZVI和ZVI均可显著提高餐厨垃圾暗发酵制氢性能，投加100 mg·L⁻¹ ZVI效果最佳，最大产氢潜力和最大产氢速率分别为425.72 mL和66.32 mL·h⁻¹，是投加NZVI实验组的1.64倍和1.34倍。投加NZVI与ZVI后，末端代谢产物以乙醇、乙酸和丁酸为主，其中乙醇占比最高(53.71%~77.09%)，发酵类型是以乙醇型发酵为主的混合型发酵。

2)投加NZVI和ZVI可使反应体系中ORP显著下降，有利于暗发酵制氢的进行。反应结束后，未投加NZVI与ZVI的实验组中Fe²⁺和Fe³⁺的浓度较反应前均有所下降，投加NZVI与ZVI的实验组Fe²⁺浓度有显著上升，Fe³⁺浓度略有提升。在投加的NZVI和ZVI浓度为300 mg·L⁻¹时，Fe²⁺浓度分别是未投加NZVI和ZVI实验组的2倍和1.87倍。

3)投加NZVI和ZVI均可有效提高氢化酶活性，投加100 mg·L⁻¹ ZVI-1实验组氢化酶活性最佳，为3.54 mL·(g·min)⁻¹，是NZVI-1实验组的1.38倍。投加ZVI可同时提高氢化酶和脱氢酶活性，有利于产氢微生物的暗发酵制氢。

图 1 EGSB实验装置

Figure 1. EGSB experimental device

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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

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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

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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

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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

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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

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图 7 E1反应器化学计量比变化

Figure 7. Changes of stoichiometric ratio in E1 reactor

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图 8 E2反应器化学计量比变化图

Figure 8. Changes of stoichiometric ratio in E2 reactor

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图 9 各阶段功能菌活性

Figure 9. Activities of functional bacteria at each stage

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图 10 各阶段AnAOB活性图

Figure 10. Activities of AnAOB at each stage

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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

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[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

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图( 10) 表( 1)

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1. 材料与方法
1.1 实验原料
1.2 实验设计
1.3 分析方法
2. 结果与讨论
2.1 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢性能的影响
2.2 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢发酵途径的影响
2.3 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢ORP的影响
2.4 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中铁离子浓度的影响
2.5 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程pH的影响
2.6 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中酶活性的影响
3. 结论

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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;

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

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

1. 材料与方法

1.1 实验原料

1.2 实验设计

1.3 分析方法

2. 结果与讨论

2.1 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢性能的影响

2.2 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢发酵途径的影响

2.3 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢ORP的影响

2.4 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中铁离子浓度的影响

2.5 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程pH的影响

2.6 NZVI和ZVI对餐厨垃圾暗发酵制氢过程中酶活性的影响

3. 结论

计量

出版历程

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

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;

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 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

English Abstract

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

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

全文HTML

1.1. 实验装置及运行条件

1.2. 接种污泥与模拟废水

1.3. 实验方法

1.4. 分析方法

2.1. 曝气方式对启动的影响

2.2. 不同曝气气源对系统负荷提升的作用效应

2.3. 反应系统化学计量比分析

2.4. 一段式短程硝化-厌氧氨氧化的启动与运行过程的活性分析

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1.1. 实验装置及运行条件

1.2. 接种污泥与模拟废水

1.3. 实验方法

1.4. 分析方法

2.1. 曝气方式对启动的影响

2.2. 不同曝气气源对系统负荷提升的作用效应

2.3. 反应系统化学计量比分析

2.4. 一段式短程硝化-厌氧氨氧化的启动与运行过程的活性分析

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
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