DOI： 10.11817/j.issn.1672-7207.2019.11.004

不同碳源作用下厌氧氨氧化耦合多菌系统脱氮效能

吕振¹,钱玉兰¹,李燕¹,李亮²

（1. 中国矿业大学 环境与测绘学院，江苏 徐州，221116；

2. 徐州市水利建筑设计研究院，江苏 徐州，221000）

摘要:为探究不同碳源对厌氧氨氧化(ANAMMOX）菌耦合好氧氨氧化菌(AOB）以及ANAMMOX菌耦合短程反硝化菌脱氮性能的影响，在进水-N与-N质量浓度比为1.0∶0.6和KHCO₃质量浓度为1.25~2.50 g/L的条件下运行系列ANAMMOX耦合AOB血清瓶。研究结果表明：当KHCO₃质量浓度分别为2.00 g/L和2.50 g/L时-N去除率为100%，可积累-N质量浓度达12.0 mg/L以上。在进水质量浓度ρ(-N)/ρ(-N)为1∶1的条件下运行ANAMMOX耦合短程反硝化序批式反应器(ASBR)，第80 min时NH4+-N去除率为100%；当进水质量浓度ρ(-N)/ρ(-N)为1∶2，COD质量浓度为405.1 mg/L时，最高可积累-N质量浓度达82.2 mg/L，第120 min时-N去除率为100%；当ASBR中过量通入-N时，可使-N的积累时间延长 ，此时颗粒污泥形态较完整。ANAMMOX耦合短程反硝化菌可利用葡萄糖作为电子供体进行短程反硝化，经过葡萄糖驯化后，-N去除率提高到43.8%。

关键词:厌氧氨氧化；好氧氨氧化；短程反硝化；电子供体；葡萄糖

中图分类号:X703    文献标志码:A     文章编号:1672-7207（2019）11-2656-09

Nitrogen removal performance of ANAMMOX coupled multi-bacteria system with different carbon sources

LU　Zhen¹, QIAN　Yulan¹, LI　Yan¹, LI　Liang²

(1. School of Environment Science and Spatial Informatics,China University of Mining and Technology, Xuzhou 221116, China；

2. Xuzhou Hydraulic Architectural D&R Institute, Xuzhou 221000, China)

Abstract: In order to explore the nitrogen removal performance of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) coupled AOB and partial denitrification bacteria with different carbon sources, ANAMMOX serum bottle was operated when the mass concentration ratio of -N and -N was 1.0:0.6 and the mass concentration of inorganic carbon source was 1.25~2.50 g/L. The results show that the removal rate of -N is 100% and the mass concentration of accumulative -N is more than 12.0 mg/L when the mass concentration of inorganic carbon source is 2.00 g/L and 2.50 g/L. The ANAMMOX coupled partial denitrification sequencing batch reactor (ASBR) is operated when the mass concentration ratio of (ρ(-N)/ρ(-N)) is 1:1, and the removal rate of -N is 100% in the 80th minute. When the mass concentration ratio of (ρ(-N)/ρ(-N)) is 1:2 and the mass concentration of COD is 405.1 mg/L, the highest nitrite nitrogen mass concentration is 82.2 mg/. In the 120th minute, the removal rate of -N is 100%. When ASBR is operated in excess N-N, the accumulation time of -N is extended. The SEM images indicate that the ANAMMOX granular sludge morphology is complete. ANAMMOX coupled partial denitrification bacteria can use glucose as electron donor for partial denitrification. After glucose acclimation, the removal rate of -N increases to 43.8%.

Key words: ANAMMOX; AOB; partial denitrification; electron donor; glucose

厌氧氨氧化(ANAMMOX)是一种新型生物脱氮技术，因其污泥产率低、运行费用低，受到了广泛的关注^[1]，ANAMMOX是以-N为电子受体，-N为电子供体的生物反应^[2]。根据STROUS等^[3]提出的反应式可知-N和-N的反应化学理论计量比为1.00:1.32，反应产物是氮气。然而在实际运行ANAMMOX工艺时存在以下问题：不稳定的-N供应影响ANAMMOX菌脱氮活性^[4]；有机物对ANAMMOX菌的活性影响以及反应后的产物-N提升了出水总氮的质量浓度，这都阻碍了该技术在工程中的应用。全程自养脱氮工艺是通过ANAMMOX菌和好氧氨氧化菌(AOB)协同作用来实现^[5]，AOB一般分布在颗粒污泥外表面^[6]。邵和东等^[7]通过在SBBR中接种ANAMMOX生物膜和短程硝化污泥启动自养脱氮工艺。在没有接种其他污泥的情况下，吕振等^[8]在低质量浓度-N和0.3~1.0 mg/L溶解氧(DO)条件下运行厌氧氨氧化AUASB反应器，从ANAMMOX颗粒污泥中培养出ANAMMOX菌和AOB，运行AUASB反应器后期发现无机碳的质量浓度直接影响-N去除率。JI等^[9-10]发现短程反硝化菌和ANAMMOX菌可协同脱氮。王维奇等^[11]在包埋的ANAMMOX反应器中接种部分反硝化菌，启动运行94 d后，最高-N积累率可达63.5%，并发现耦合反应最佳的COD与-N质量浓度比(ρ(COD)/ρ(-N))范围为2.3~2.7，吕振等^[8]在没有接种短程反硝化菌的情况下，通过在ASBR中阶段性投加COD后成功培养了ANAMMOX耦合短程反硝化菌，短程反硝化过程中-N最高积累率可达84.0%。本文作者通过在ASBR中逐步将COD质量浓度提升到400 mg/L以上，优化ASBR的运行参数，考察ANAMMOX耦合短程反硝化脱氮过程中自养菌的耐受有机物负荷以及-N的积累和利用情况，然后研究葡萄糖为电子供体时短程反硝化过程中氮转化情况。

1 材料与方法

1.1　试验装置

ANAMMOX序批式反应器(ASBR)：内径为220 mm，有效容积为6.5 L，装置外层包裹黑色的保温棉。反应器内设有DO测定仪，装置底放置N₂曝气饼，其顶上设有搅拌器。

1.2　试验水质和污泥

试验用水为人工模拟废水，主要组分如下：KH₂PO₄，0.01 g/L；MgSO₄·7H₂O，0.30 g/L；KHCO₃，COD，NH₄Cl，NaNO₂和KNO₃质量浓度按需配置，COD由乙酸钠和葡萄糖提供。

不同无机碳质量浓度试验接种污泥取自稳定运行的厌氧氨氧化AUASB反应器中污泥(进水-N和-N质量浓度比为1.0:0.6)。采用高通量测序发现颗粒污泥中AOB菌属Nitrosomonas相对丰度为1.48%，ANAMMOX菌属Candidatus kuenenia相对丰度为8.85%，短程反硝化菌属Thauera相对丰度为0.66%^[8]。

乙酸钠作用下有机负荷试验接种污泥取自ANAMMOX耦合短程反硝化菌在-N和-N质量浓度为(25±5) mg/L、COD质量浓度为(100±10) mg/L的反应器中稳定运行10 d以上的污泥。

葡萄糖为碳源试验所接种的污泥来源如下：以乙酸钠为碳源培养8 d的ANAMMOX耦合短程反硝化污泥；在以乙酸钠为碳源，连续运行40 d反应器中的污泥；经过7 d葡萄糖驯化后的污泥。

1.3　试验方法

1) 不同无机碳质量浓度试验。将ANAMMOX污泥混匀后分成4份，每份质量为2 g，分别置于4个100 mL血清瓶，其中KHCO₃质量浓度依次为1.25，2.00，2.50和3.00 g/L，进水-N质量浓度为(80±2) mg/L，-N与-N质量浓度比为1.0:0.6，用高纯氮气曝气饼控制瓶中DO质量浓度，温度为(32±0.5) ℃，在120 r/min恒温摇床中稳定运行6 d，并分析每天反应10 h后的-N和-N降解情况。第7 天定时测量出水-N和-N的质量浓度，绘制降解曲线。

2) 乙酸钠作用下有机负荷试验。在ASBR中反应，混合污泥体积为400 mL，温度为(31±2) ℃，pH控制为7.7±0.1，-N质量浓度分别为27.8，46.7和75.0 mg/L；-N和-N质量浓度比依次为1:1，1:3和1:2；乙酸钠质量浓度分别为108.0，318.0和405.1 mg/L。

3) 葡萄糖为碳源的试验。温度为(32±0.5) ℃，pH控制为7.7±0.1，在不同时间段每次混匀取泥 60 mL，COD质量浓度控制为(300±10) mg/L。

在短程反硝化过程中，若仅有-N被转化为-N，没有其他氮素生成和细胞增殖，则普遍认为有如下反硝化方程式成立：

(1)

-N积累率(W_NTR)为

        (2)

式中：和分别为反应开始(t=0)和t时刻的-N质量浓度，mg/L；和分别为反应开始(t=0)和t时刻-N质量浓度，mg/L。

1.4　分析项目与方法

采用纳氏试剂分光光度法测定NH₄⁺-N质量浓度；采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定 -N质量浓度；采用紫外分光光度法测定-N质量浓度；采用玻璃电极法测定pH；采用便携式DO仪测定DO质量浓度；采用CTL-12型COD测定仪测定COD质量浓度；采用Quanta250型扫描电子显微镜(SEM)观察颗粒污泥表面特征。

2 结果与讨论

2.1　不同无机碳质量浓度下ANAMMOX菌耦合AOB脱氮过程

ANAMMOX菌和AOB是自养菌且其生理生化过程中需要无机碳源^[12]。第7天时不同无机碳质量浓度下ANAMMOX耦合AOB脱氮过程如图1所示。由图1可见：在4 h，当KHCO₃质量浓度分别为1.25和2.50 g/L时，-N出水质量浓度分别为63.1 mg/L和43.7 mg/L，出水-N质量浓度分别为39.3和30.5 mg/L。在14 h，当KHCO₃质量浓度分别为2.00和2.50 g/L时，-N出水质量浓度分别为3.6 mg/L和未检出，-N出水质量浓度分别为13.7和14.4 mg/L，反应结束出水-N反而积累了，可见是好氧氨氧化过程将-N转化为-N。

如图1所示，从4 h开始复氧，在运行过程中每10 min读取DO。在4~6 h，DO质量浓度小于0.5 mg/L，前6 h，当KHCO₃质量浓度为2.50 g/L时，-N和-N去除率最高，分别为57.5%和57.0%；当KHCO₃质量浓度为3.00 g/L时，-N去除率最低，为43.6%；当KHCO₃质量浓度为1.25 g/L，-N去除率最低，为40.8%。

在复氧段(6~10 h)，测得DO质量浓度为0.6~1.0 mg/L，当KHCO₃质量浓度从1.25 g/L升高到3.00 g/L时，出水-N质量浓度最高降低27.3 mg/L，具体表现为随着KHCO₃质量浓度的增加，-N去除率越明显，但由前面分析已知，当KHCO₃质量浓度为2.50 g/L时，-N降解速率最快，在6~10 h，KHCO₃质量浓度为3.00 g/L时，-N去除率反而最高，这可能是因为反应瓶中DO质量浓度的变化促使AOB高效转化-N。

试验发现，当KHCO₃质量浓度分别为2.00和2.50 g/L，且-N被完全去除后，仍能积累12.0 mg/L以上的-N。由以上分析可见，通过控制DO和无机碳质量浓度，能有效地引导AOB和ANAMMOX菌协同脱氮。

图1　不同KHCO₃质量浓度下出水-N和-N质量浓度变化

Fig. 1　Variation of mass concentrations of effluent -N and -N at different mass concentrations of KHCO₃

KHCO₃的质量浓度影响pH，不同的pH影响自养菌活性^[13]。本文采用1 mol/L的NaOH溶液来调整质量浓度分别为2.00与2.50 g/L KHCO₃的pH为8.25，在DO质量浓度为0.8~1.0 mg/L条件下进行试验，结果如图2所示。

从图2可见：当KHCO₃质量浓度为2.50 g/L时，前6 h反应瓶中pH较快地从8.25上升到8.58，在此KHCO₃质量浓度下，第4 h检测到出水的-N与-N质量浓度相同，特别是3~6 h时，-N的去除能力较前3 h提升了1.13倍。在第12 h，-N去除率为95.1%，出水-N质量浓度为34.0 mg/L。

当KHCO₃质量浓度为2.00 g/L时，第6 h检测到出水-N和-N质量浓度相同，比KHCO₃质量浓度为2.50 g/L时延迟了2 h；在12 h，-N去除率为76.5%，出水-N质量浓度为31.0 mg/L。

从图2可知：在相同的pH下反应，当KHCO₃质量浓度从2.00 g/L提高到2.50 g/L时，并没有因为pH的激烈变化而影响-N去除率，可见不同KHCO₃质量浓度下引起的pH变化并不会导致自养菌活性差异。

图2　不同KHCO₃质量浓度下出水-N和-N质量浓度变化

Fig. 2　Change of mass concentrations of effluent -N and -N at different mass concentrations of KHCO₃

2.2　不同有机物下ANAMMOX耦合短程反硝化脱氮过程

2.2.1　乙酸钠作用下ANAMMOX耦合短程反硝化脱氮过程　

不同-N与-N质量浓度比下底物的降解曲线如图3所示。

如图3(a)所示，当进水-N与-N质量浓度比为1:1，通入ASBR的ρ(COD)为108.0 mg/L，-N质量浓度为27.8 mg/L，-N的去除率在第80 min时达到100%。有研究表明低质量浓度的COD有利于促进ANAMMOX菌的活性^[14]。在第20 min时，-N最高积累质量浓度为14.0 mg/L，此时-N被还原了19.5 mg/L，有5.5 mg/L的-N被以某种方式消耗掉，推测被还原的-N转化为-N后被ANAMMOX菌脱除或是被微生物合成为胞内物质。第80 min反应完成，COD去除率为88.7%，-N剩余4.3 mg/L。

图3　不同-N和-N质量浓度比下基质氮和COD质量浓度随时间的变化

Fig. 3　Variation of substrate nitrogen and COD mass concentrations with time under different mass concentration ratios of -N and -N

图3(b)所示为不同进水-N与-N质量浓度比下COD的降解曲线。由图3(b)可以看出：前20 min是所有COD降解曲线变化最明显的阶段，而且当进水COD质量浓度越高，第20 min 时COD的降解速率越快，之后，随着时间延长，COD质量浓度下降逐渐变缓。当COD质量浓度为405.1 mg/L时，第40 min COD质量浓度较第20 min时短暂上升，这可能是因为ANAMMOX耦合短程反硝化颗粒污泥在反应初期过量地吸附了反应器中的COD，当反应器中持续搅拌时会脱附出部分COD，出现COD质量浓度短暂升高的现象，这与徐宏英等^[15]在研究厌氧颗粒污泥初期吸附特性时得到的结论相似。

从图3(d)可以看出：当进水-N质量浓度为46.7 mg/L，进水-N与-N质量浓度比为1:3，在第80 min时-N去除率为96.7%，出水-N质量浓度达46.4 mg/L，出水-N质量浓度为28.0 mg/L，此反应进水时过量地加入-N，可使-N的积累时间延长至第40 min，最高积累量为52.5 mg/L。在第40 min， 89.4 mg/L -N被还原，有36.9 mg/L的-N以某种方式消耗掉。当-N质量浓度为46.7 mg/L时，去除反应器中未参与反应的-N，优化ASBR进水ρ(-N)/ρ(-N)为1.5:1.0，ρ(COD)/ρ(-N)为3.2:1.0，这与LI等^[16]得到的HANBON工艺运行参数ρ(-N)/ρ(-N)相同，比本文最佳ρ(COD)/ρ(-N)小，相差为1±0.1，产生此差距的原因是反应器的运行方式不一样，LI等^[16]采用一体两层式装置，短程反硝化菌在下层利用有机物，从而避免了上层ANAMMOX颗粒污泥中能利用有机物的异养菌去接触有机物。

从图3(c)可见 ：当进水-N质量浓度为75.0 mg/L，COD质量浓度为405.1 mg/L，进水-N和-N质量浓度比为1:2时，在第120 min，-N去除率为100%，-N去除率为86.1%，在第20 min，-N质量浓度最高积累为82.8 mg/L，此时， 102.0 mg/L -N被还原，有81.2%的-N转化为-N。DU等^[17]将厌氧氨氧化ASBR的出水-N通入到DSBR时的短程反硝化过程也实现了80.0%的-N转化为-N。在第120 min，反应完成，-N质量浓度为20.7 mg/L，-N质量浓度为12.1 mg/L。

相较于图3(d)，图3(c)的反应过程中ρ(COD)增加了87.1 mg/L，最高W_NTR提前到第20 min，可见ASBR在-N和COD质量浓度大幅度升高时，并没有影响ANAMMOX菌和短程反硝化菌的协同脱氮，分析认为ASBR还能承受更高的有机负荷。表1所示为ASBR在反应前60 min不同-N和-N质量浓度比下的反硝化参数。

表1　不同 -N和-N 质量浓度比下反应60 min时ASBR的反硝化参数

Table 1　Denitrification parameters of ASBR under different mass concentration ratios of and after 60 min of reaction

由式(1)计算可知：至少需要1 460 mg乙酸钠，才将-N完全还原为1 g -N，折合COD为1 140 mg。

由图3(a)和(b)可知：前60 min，-N质量浓度下降23.1 mg/L，理论上所需COD质量浓度为26.4 mg/L，实际消耗COD质量浓度为91.8 mg/L，之间有65.4 mg/L的COD没有用来转化-N，未被利用率为71.2%。

由图3(d)和(b)可知：前60 min，-N质量浓度下降97.7 mg/L，理论上需要的COD质量浓度为111.6 mg/L，实际消耗COD质量浓度为213.9 mg/L，之间有102.3 mg/L的COD并没有用来转化-N，未被利用率为47.8%。

由图3(c)和(b)可知：前60 min，-N质量浓度下降121.7 mg/L，理论上所需COD质量浓度为139.0 mg/L，实际消耗COD质量浓度为289.6 mg/L，之间有150.6 mg/L的COD并没有用来转化-N，未被利用率为52.0%。

随着反应过程中进水COD质量浓度逐渐增大，出水COD呈现出不同的未被利用率(见图3(a)，(d)和(c))，经分析认为没有用来转化-N的COD被用于合成微生物胞内储存物质或被其他异养菌利用。当COD质量浓度较低时，大部分的COD可能会被用于微生物增殖。污泥的SEM图和污泥形态如图4所示。

图4　污泥的SEM图和污泥形态

Fig. 4　SEM images and morphology of sludge

由图4(a)可见：ANAMMOX颗粒污泥上大量球形或椭圆形微生物与丝状菌交织黏附于颗粒污泥表面，同时还可观察到污泥表面分散着一些短杆状微生物，分析椭圆形微生物是ANAMMOX菌，短杆状微生物是反硝化菌。由图4(b)可见：颗粒表面粗糙且有些裂缝，但整体上依旧保持完整形态。图4(c)所示为自稳定运行10 d以上的ASBR中的污泥图片，可见底层颗粒污泥与漂浮着大量的灰白色絮状污泥(为不断增殖的异养反硝化菌)共存。颗粒状污泥有利于抵抗外界不利因素的干扰^[18]，短程反硝化菌和ANAMMOX菌抱团协同生长，形成了稳定的微生物凝聚体，生化功能得到优化。

2.2.2　葡萄糖作用下ANAMMOX耦合短程反硝化脱氮过程　

SUN等^[19]发现乙酸钠、甲醇等有机碳源可作为短程反硝化过程中的电子供体来实现-N积累，然而当葡萄糖作为有机碳源时，-N没有被降解。不同的有机物在短程反硝化菌体内代谢途径不同，长期的驯化甚至会对反硝化菌的种类产生选择作用。葡萄糖为电子供体时不同时间段的基质氮降解曲线如图5所示。

图5　葡萄糖为碳源时不同时间段基质氮的转化情况

Fig. 5　Transformations of substrate nitrogen with glucose as the carbon source in different time periods

如图5(a)所示，3个不同的时间段内-N表现出了鲜明的降解特性。在第8天，此时污泥中短程反硝化菌种较丰富，反应结束时-N去除率为22.4%。在第40天，经过乙酸钠长期驯化的短程反硝化菌，难以利用葡萄糖，-N累积质量浓度不高，导致ANAMMOX菌活性下降，-N去除率为5.7%。在第48天，以葡萄糖为碳源驯化7 d的ANAMMOX耦合短程反硝化污泥，-N去除率提高到43.8%。

从图5(b)可见：在第8天和第48天的-N降解曲线上，-N的质量浓度一直缓慢上升，然而第40天反应全程产生的-N几乎检测不到。在第48天的-N降解曲线上，最高-N积累质量浓度为5.6 mg/L，与乙酸钠相比，以葡萄糖为碳源时-N积累时间延长到第120 min，其原因是乙酸钠能够促进ANAMMOX菌的反应^[20]，使其能快速利用反应过程中积累的-N，导致积累时间缩短。

如图5(c)所示，在第8天和第48天的-N降解曲线上，第30 min时-N质量浓度出现了先降后升的拐点，经分析认为，反应前30 min短程反硝化菌利用反应器中的-N，随着时间的推移，-N逐渐积累，ANAMMOX菌开始参与反应，产生-N，第48天的-N去除率最高，为31.5%。

由此可见：ANAMMOX耦合短程反硝化菌可利用葡萄糖作为电子供体，污泥被葡萄糖驯化后，更有利于特定短程反硝化菌的富集，产生-N，最后ANAMMOX菌实现脱氮。

3 结论

1) 采用低质量浓度-N运行系列ANAMMOX血清瓶，控制KHCO₃质量浓度分别为2.00和2.50 g/L，并采用缺氧—复氧模式时，能有效地引导ANAMMOX菌和AOB协同脱氮；当NH₄⁺-N去除率为100%，检测到出水-N质量浓度为12.0 mg/L以上。

2) 当ASBR中COD质量浓度分别为108.0和405.1 mg/L时，ANAMMOX菌对-N的去除率分别在第80 min和120 min时达到100%。当COD质量浓度为108.0 mg/L时，在前60 min，大部分COD没有用于转化-N；当COD质量浓度为405.1 mg/L时，-N最高质量浓度为82.2 mg/L；当ASBR通入过量-N时，可使-N的积累时间延长，此时，颗粒污泥形态较完整。

3) ANAMMOX耦合短程反硝化菌可利用葡萄糖作为电子供体发生短程反硝化，经过葡萄糖驯化后，-N去除率从5.7%提高到43.8%，最高-N质量浓度为5.6 mg/L。

参考文献：

[1] MA Bin, WANG Shanyun, CAO Shenbin, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: recent advances[J]. Bioresource Technology, 2016, 200: 981-990.

[2] SI Zheng, PENG Yongzhen, YANG Anming, 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.

[3] 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.

[4] VAN DONGEN U, JETTEN M S M, VAN LOOSDRECHT M C M. The SHARON-Anammox process for treatment of ammonium rich wastewater[J]. Water Science and Technology, 2001, 44(1): 153-160.

[5] CHANG Xiaoyan, LI Dong, LIANG Yuhai, et al. Performance of a completely autotrophic nitrogen removal over nitrite process for treating wastewater with different substrates at ambient temperature[J]. Journal of Environmental Sciences, 2013, 25(4): 688-697.

[6] 高大文, 窦元, 王小龙. 微氧条件下培养AOB-ANAMMOX颗粒污泥[J]. 北京工业大学学报, 2015, 41(10): 1462-1468, 1590.

GAO Dawen, DOU Yuan, WANG Xiaolong. Cultivation process of AOB-anammox granular sludge under micro-aerobic condition[J]. Journal of Beijing University of Technology, 2015, 41(10): 1462-1468, 1590.

[7] 邵和东, 王淑莹, 张亮, 等. 常温下厌氧氨氧化组合工艺处理低C与N质量浓度比的城市污水的脱氮除磷性能[J]. 中南大学学报(自然科学版), 2016, 47(1): 344-349.

SHAO Hedong, WANG Shuying, ZHANG Liang, et al. Nitrogen and phosphorus removal from low mass concentration ratio between C and N municipal wastewater based on anammox process at ambient temperatures[J]. Journal of Central South University(Science and Technology), 2016, 47(1): 344-349.

[8] 吕振, 李燕. pH和C:N对厌氧氨氧化耦合短程反硝化脱氮性能的影响[J]. 环境污染与防治, 2018, 40(10): 1106-1111.

LU Zhen, LI Yan. Effects of pH and C:N on nitrogen removal by coupling ANAMMOX with partial denitratation[J]. Environmental Pollution & Control, 2018, 40(10): 1106-1111.

[9] JI Jiantao, PENG Yongzhen, MAI Wenke, et al. Achieving advanced nitrogen removal from low C/N wastewater by combining endogenous partial denitrification with anammox in mainstream treatment[J]. Bioresource Technology, 2018, 270: 570-579.

[10] 陈国燕, 彭党聪, 李惠娟, 等. 厌氧氨氧化耦合部分反硝化处理低浓度氨氮废水[J]. 环境工程学报, 2018, 12(7): 1888-1895.

CHEN Guoyan, PENG Dangcong, LI Huijuan, et al. Treating low-nitrogenous wastewater by coupling anammox with partial denitrification[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2018, 12(7): 1888-1895.

[11] 王维奇, 王秀杰, 李军, 等. 部分反硝化耦合厌氧氨氧化脱氮性能研究[J]. 中国环境科学, 2019, 39(2): 641-647.

WANG Weiqi, WANG Xiujie, LI Jun, et al. Study on the performance of partial denitrification coupled with anaerobic ammonia oxidation for nitrogen removal[J]. China Environmental Science, 2019, 39(2): 641-647.

[12] ZHANG Li, JIANG Jing, YANG Jiachun, et al. High rate nitrogen removal by the CANON process at ambient temperature[J]. Water Science and Technology, 2012, 65(10): 1826-1833.

[13] 杨洋, 左剑恶, 沈平, 等. 温度、pH值和有机物对厌氧氨氧化污泥活性的影响[J]. 环境科学, 2006(4): 691-695.

YANG Yang, ZUO Jiane, SHEN Ping, et al. Influence of temperature, pH value and organic substance on activity of ANAMMOX sludge[J]. Environmental Science, 2006(4): 691-695.

[14] NI Shouqing, NI Jianyuan, HU Deliang, et al. Effect of organic matter on the performance of granular anammox process[J]. Bioresource Technology, 2012, 110: 701-705.

[15] 徐宏英, 李亚新, 岳秀萍, 等. 厌氧颗粒污泥对有机物的初期吸附[J]. 环境科学学报, 2008, 28(9): 1807-1812.

XU Hongying, LI Yaxin, YUE Xiuping, et al. Initial adsorption of organic substrates onto anaerobic granular sludge[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(9): 1807-1812.

[16] LI Wei, CAI Zhaoyang, DUO Zijun, et al. Heterotrophic ammonia and nitrate bio-removal over nitrite (HANBON): performance and microflora[J]. Chemosphere, 2017, 182: 532-538.

[17] DU Rui, PENG Yongzhen, CAO Shenbin, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification[J]. Bioresource Technology, 2015, 179: 497-504.

[18] BLANA V A, NYCHAS G J E. Presence of quorum sensing signal molecules in minced beef stored under various temperature and packaging conditions[J]. International Journal of Food Microbiology, 2014, 173: 1-8.

[19] SUN Hongwei, YANG Qing, PENG Yongzhen, et al. Nitrite accumulation during the denitrification process in SBR for the treatment of pre-treated landfill leachate[J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2009, 17(6): 1027-1031.

[20] 管勇杰, 于德爽, 李津, 等. 有机碳源作用下厌氧氨氧化系统的脱氮效能[J]. 环境科学, 2017, 38(2): 654-664.

GUAN Yongjie, YU Deshuang, LI Jin, et al. Nitrogen removal performance of ANAMMOX with different organic carbon sources[J]. Chinese Journal of Environmental Science, 2017, 38(2): 654-664.

(编辑 伍锦花)

收稿日期： 2019 -03 -26; 修回日期： 2019 -06 -12

基金项目(Foundation item)：国家自然科学基金资助项目(51602344)；江苏省自然科学基金资助项目(BK20170249) (Project(51602344) supported by the National Natural Science Foundation of China; Project(BK20170249) supported by the Natural Science Foundation of Jiangsu Province)

通信作者：李燕，博士，副教授，从事水污染处理和过程控制、脱氮除磷等研究；E-mail：1321620305@qq.com