厭氧氨氧化耦合反硝化快速啟動CANON工藝

李 冬,楊巧云,曾輝平,張 杰,2

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厭氧氨氧化耦合反硝化快速啟動CANON工藝

李 冬1*,楊巧云1,曾輝平1,張 杰1,2

(1.北京工業(yè)大學水質科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室,北京100124；2.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江哈爾濱150090)

在SBR反應器中,先采用低基質濃度配水啟動穩(wěn)定的厭氧氨氧化耦合反硝化(SAD),之后在低曝氣條件下以模擬生活污水富集氨氧化細菌(AOB),啟動CANON工藝.基于對反應器內脫氮性能和不同階段功能菌動力學活性的分析,系統(tǒng)闡述了影響CANON工藝啟動與穩(wěn)定運行的影響因素.結果表明此啟動方式不僅縮短了亞硝化啟動時間,同時縮短了ANAMMOX菌對有機環(huán)境的適應時間,經過60d成功啟動了CANON工藝并應用于處理生活污水,反應器ANR超過了93%.反應器較短的周期(4h),使得ANAMMOX菌和異養(yǎng)菌反硝化菌活性始終保持在合理范圍內,NH4+-N/COD比值始終大于1.0.異養(yǎng)反硝化菌對COD的降解反應,使反應器內pH值提高,同時反應周期間初期和末期游離氨(FA)始終處于對NOB的抑制水平,也是實現穩(wěn)定亞硝化的重要原因.

厭氧氨氧化；CANON工藝；反硝化；亞硝化；生活污水

與傳統(tǒng)硝化-反硝化脫氮工藝相比, CANON工藝具有脫氮效率高,耗氧量低,污泥產量低等優(yōu)點[1].CANON工藝是指氨氧化菌(AOB)和厭氧氨氧化(ANAMMOX)菌共存于同一反應器內協(xié)同達到脫氮目的[2-3].理論上CANON工藝會產生11%左右的NO3--N[4-7].Chen等[8]研究表明在有機物存在的條件下反應器內AOB和ANAMMOX菌共同完成CANON反應,反硝化細菌以有機物為電子供體,將產生的少量NO3--N還原為N2.對于生活污水處理,國際上研究的主流趨勢是采用厭氧消化與CANON工藝流程實現脫氮除碳.CANON工藝在應用于含低濃度有機物的生活污水方面不僅可行,而且具有廣闊的前景[9-10].但是CANON工藝處理生活污水還存在著啟動時間過長、系統(tǒng)容易失穩(wěn)等問題.

目前,CANON工藝處理生活污水的方式主要集中在先以高氨氮配水富集AOB,之后富集ANAMMOX菌,最后使AOB和ANAMMOX菌適應有機物環(huán)境,達到CANON工藝處理生活污水水平[11-12].在限氧條件下,通過以高氨氮(200~ 600mg/L)為唯一氮源和能源產生高濃度的FA抑制NOB的生長[13],快速富集AOB,之后減小曝氣量富集ANAMMOX菌的方式啟動CANON工藝,不僅增加了前期的曝氣量,產生了新的環(huán)境污染,而且有研究表明[14],以高氨氮為唯一能源啟動的CANON工藝,在長期大幅度降低進水負荷及添加有機物后,反應器中AOB、ANAMMOX菌在異養(yǎng)反硝化菌的競爭中會產生“饑餓”現象而導致反應器無法正常進行生活污水的脫氮[15-16].上述方法在工程上的節(jié)能性及穩(wěn)定性方面仍有質疑.相關研究表明水質中異養(yǎng)菌在降解COD時,消解水質中的H+,可以形成有利于AOB生長的高pH值(8.4~8.6)環(huán)境,對實現亞硝化具有重要貢獻[17-18].由此,本研究采用了相反的啟動策略,先以有機物和低氨氮濃度為基質啟動穩(wěn)定SAD脫氮,之后在低曝氣條件下以模擬生活污水富集AOB方式,啟動CANON工藝處理生活污水.以期提出CANON工藝較快的啟動策略及較穩(wěn)定的運行策略.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

試驗采用SBR反應器,材質為有機玻璃,見圖1,反應器為圓柱形結構,反應器內徑為15cm,高為35cm有效容積6L.反應器采用攪拌器來進行混合.轉速為100r/min.底部設置曝氣盤.I~V階段,反應周期均為4h,進水20min,攪拌5h,靜置30min,出水10min,反應器運行溫度為(28±2)℃, pH 7.8~8.2.反應器運行分為2部分,第1部分為I階段,反應器未啟動曝氣,DO濃度維持在0.1mg/L以下,第2部分為II~V階段,反應器開啟曝氣裝置,保持反應器內DO濃度為0.3mg/L.反應器的接種污泥為反硝化污泥培養(yǎng)70d后運行穩(wěn)定的厭氧氨氧化污泥,培養(yǎng)條件為:溫度(28± 2) ℃,進水NH4+-N為70mg/L,NO2--N為70mg/L .反應器初始運行時,氨氮去除負荷和總氮去除率分別為0.85kg/(m3×d)、88%,MLSS為4.06g/L, MLVSS/MLSS為0.75.

1.2 反應器進水水質

表1 實驗各階段水質及操作參數

注 :進水NO3--N濃度一直維持在3~4mg/L.

反應器進水采用人工配水,以CH3COONa為碳源、以(NH4)2SO4、NaNO2為氮源,用NaHCO3調節(jié)進水pH7.8~8.2,其他組分包括KH2PO430mg/L,MgSO4·7H2O 200mg/L,CaCl2300mg/L,微量元素Ⅰ1mL/L,微量元素Ⅱ1mL/L.微量元素Ⅰ成分為: EDTA 5000mg /L,FeSO4·7H2O 5000mg/L.微量元素Ⅱ[19]成分為: EDTA 15000mg/L,ZnSO4·7H2O 430mg /L,CoCl2240mg/ L, MnCl2·4H2O 990mg /L,CuSO4·5H2O 250mg/ L,Na2MoO4·2H2O 220mg /L,NiCl2·6H2O 190mg/ L,Na2SeO4·10H2O 210mg /L,H3BO414mg/L, Na2WO4·2H2O 50mg/L.將實驗階段分為I~V階段,各階段進水水質詳見表1.

1.3 分析項目與方法

NH4+-N用納氏試劑分光光度法, NO2--N用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法, NO3--N用紫外分光光度法,溫度、pH值、DO用WTW便攜式測定儀,MLSS用手提式測定儀,COD用有機物快速測定儀,混合液懸浮固體濃度(MLSS),揮發(fā)性懸浮固體濃度(MLVSS)采用標準重量發(fā)測定;MATLAB擬合軟件.游離氨(FA)與游離亞硝酸(FNA)計算公式參考文獻[20]:

FA=(1)

FNA=(2)

式中:為溫度,℃.

1.4 功能菌動力學活性

SAD出水水質穩(wěn)定時,通過批次實驗測定活性污泥的COD、NH4+-N的比降解速率,分別表征異養(yǎng)反硝化菌和ANAMMOX菌的活性.反應速率測定具體方法為:取反應周期完成之后的污泥50mL經0.9% NaCl 溶液反復清洗后,置于150mL 燒杯中,注入100mL基質溶液,異養(yǎng)反硝化菌最大活性測定時初始COD和NO3--N濃度分別為150mg/L和80mg/L;ANAMMOX菌最大活性測定時初始NH4+-N、NO2--N濃度分別為80mg/L、80mg/L,水中添加90mg/L Na2SO3,使初始DO=0,其他組分與反應器進水相同,水浴恒溫振蕩器水溫控制在30℃,其他組分與反應器進水相同,pH8.0,水浴水溫控制在32℃,反應3h,期間定期取樣測定水中指標,計算比速率值. CANON啟動過程中,異養(yǎng)反硝菌和ANAMMOX菌的活性測試同上,好氧氨氧化細菌(AOB)和好氧亞硝酸鹽氧化菌(NOB)活性測定在在兩個有效容積為3L的反應器中進行,反應周期完成之后,污泥經清水反復清洗均分到兩個反應器中,AOB活性測試時只添加NH4+-N,其初始濃度為80mg/L、NOB活性測試時只添加NO2--N,初始濃度為80mg/L,DO均為0.3mg/L,其他組分與反應器進水相同,pH8.0,水溫控制在30℃,反應3h,期間定期取樣測定水中指標,計算比速率值,單位為mg/ (g×h),其中,

異養(yǎng)菌的COD比降解速率為:

ANAMMOX菌的NH4+-N比降解速率為:

(4)

好氧氨氧化菌(AOB)的NO2--N比積累率為:

好氧亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的NO3--N比積累率為:

(6)

2 結果與討論

2.1 SAD的啟動及脫氮性能

城市生活污水中可生物降解COD為100~ 250mg/L之間[21].CANON工藝處理生活污水的關鍵步驟包括兩部分:一部分為亞硝化的啟動,實現亞氮的積累,這需要在富集AOB的同時抑制NOB的活性;另一部分為啟動厭氧氨氧化,同時使厭氧氨氧化菌適應有機環(huán)境,有效地克服有機物對于厭氧氨氧化菌的抑制,達到厭氧氨氧化與反硝化的協(xié)同作用,提高脫氮效果.水質中含有低濃度有機物,對亞硝化的實現具有重要貢獻.因此,為了快速啟動穩(wěn)定的CANON工藝,本實驗采用了相反的啟動策略,先啟動SAD脫氮,之后在低曝氣條件下以模擬生活污水富集AOB.考慮到長的反應間(>4h),會更利于異養(yǎng)反硝化細菌生長[22],同時,為了提高反應器進水負荷,本研究設定反應器較短的反應周期(4h).經過30d的厭氧氨氧化耦合反硝化(SAD)啟動,出水NO3--N濃度一直接近零.如圖2所示,第I階段,反應器內COD由125mg/L逐漸升高到200mg/L.初始COD為125mg/L,運行第5d,反應器內MLSS濃度和MLVSS/MLSS升高,但不明顯,COD去除率為42.3%.NH4+-N去除率(ANR)略有升高,由起始的92.8%升高到了99.6%.根據杜睿等[23]的研究,在短的HRT和低COD條件下,反應器內反硝化菌會出現部分反硝化作用,利用有機物,將厭氧氨氧化反應產生的NO3--N還原為NO2--N,生成的NO2--N又可以被厭氧氨氧化菌提利用.因此,在COD為125mg/L時,厭氧氨氧化菌未受到影響,反而與反硝化菌形成了協(xié)同作用,促使了反應器脫氮性能的提高.第6d時,反應器內COD濃度升高到150mg/L,運行10d后,反應器內MLSS濃度和MLVSS/MLSS有較明顯的升高,COD去除率為61.6%,反應器內ANR為86.5%,總氮去除率(TNR)為92.5%.厭氧氨氧化反應的氨氮去除率下降,朱明石等[24]發(fā)現,碳源環(huán)境下,由于反硝化菌的生長速度大于厭氧氨氧化菌而大量繁殖,在競爭NO2--N時占優(yōu)勢.雖然氨氮去除率下降,但是仍能達到很高的脫氮效果.第16d時,COD濃度升高到200mg/L,運行4d后,反應器內MLSS濃度和MLVSS/MLSS明顯升高.因為COD濃度的升高,為異養(yǎng)反硝化菌提供了更多基質,反硝化菌大量繁殖.由于過高的污泥濃度可能會影響反應器運行的穩(wěn)定性,因此,在第20d時進行排泥操作,之后反應器內MLSS一直維持在5.60左右.運行到第30d時,COD去除率升高為75.8%,ANR降低為73.4%,TNR為88.7%,雖然厭氧氨氧化反應進一步降低,但是總氮去除率仍維持在較高水平,認為反應器成功啟動SAD處理生活污水.繼續(xù)運行10d,雖然反應器內氨氮去除率仍有下降,但不明顯并逐漸趨于穩(wěn)定,TNR一直在86%以上,COD去除率穩(wěn)定在75%左右,出水COD一直在50mg/L以下,之后進行CANON工藝的啟動.

2.2 CANON工藝的啟動及穩(wěn)定運行

本階段的主要目的是富集AOB,同時抑制NOB的活性.在厭氧氨氧化耦合反硝化(SAD)成功啟動并穩(wěn)定運行后,保持其他參數不變,開啟曝氣裝置.DO濃度是實現CANON工藝的一個關鍵因素.AOB對氧的親和力較NOB強,AOB氧飽和常數一般為0.2~0.4mg/L,NOB為1.2~1.5mg/L.為了DO濃度不會對ANAMMOX菌產生抑制,同時富集AOB,淘汰NOB,本實驗采用低曝氣(DO=0.3mg/L)的方式啟動CANON工藝.如圖3,在第41d時,反應器通過擴大法,協(xié)同控制進水NH4+-N負荷和進水NO2--N/NH4+-N比啟動CANON工藝.進水NH4+-N濃度由40mg/L提高到60mg/L,之后逐漸提高為80mg/L, NO2--N/ NH4+-N由50/40降至40/60,然后逐漸降低為20/80,最終為0/80.反應器運行期間,出水NO3—N和NO2--N一直接近零.運行5d后,ANR為61.2%,COD去除率降低,這是由于進水NO2--N濃度降低,導致反硝化菌基質減少,但是其他異養(yǎng)菌的存在,使得COD去除率雖然有所降低,但仍保持在65%以上.如圖4,通過AOB、NOB活性測試,反應器未開啟曝氣裝置時,反應器內AOB的為0.35mg/(g×h),而NOB的為0.13mg/(g×h),運行5d后反應器內AOB的達到了1.15mg/(g×h),而NOB的為0.05mg/(g×h).運行10d后,ANR和TNR分別為41.6%、53.3%, COD去除率降低為61.8%,這是由于進水NO2--N濃度降低,有效的抑制了反硝化菌的量.反應器內AOB的達到了2.85mg/(g×h),NOB的降低為0.01mg/(g×h),在第51d時,反應器配水停止添加NO2--N,初始ANR為46.6%,COD去除率僅為33.8%,反應器運行5d后,AOB的達到了3.83mg/(g×h), NOB的降低為0mg/(g×h).運行20d后, ANR達到了93.2%,COD去除率為78.2%.在第70d時,AOB的達到了8.21mg/(g×h),而NOB的為0mg/(g×h),認為反應器成功啟動CANON工藝.如表2,相比其他研究,此啟動方式啟動時間更短.反應器繼續(xù)運行20d,反應器內脫氮性能穩(wěn)定,且ANR一直維持在92%左右,COD去除率維持在78%左右.從第91d起,接入100%生活污水,引入生活污水第1d,ANR降至80.3%.研究表明[25],生活污水中含有的固體懸浮顆粒(SS)及表面活性劑等物質均不利于微生物的生存.ANR下降速度逐漸緩慢,反應器在運行到第3d時開始回升,運行6d后,最終穩(wěn)定在93%以上,COD去除率維持在70%左右.本研究先以有機物和低氨氮濃度為基質啟動穩(wěn)定的SAD脫氮,之后富集AOB的方式,啟動CANON工藝,替代先以高氨氮富集AOB,之后富集ANAMMOX菌的啟動方式,不僅縮短了亞硝化啟動時間,同時縮短了ANAMMOX菌對有機環(huán)境的適應時間,反應器水質由配水直接過渡到生活污水,僅僅用了6d時間,就達到了高效穩(wěn)定的CANON工藝處理生活污水.

表2 不同CANON反應器性能對比

2.3 功能菌動力學活性分析

本實驗在反應的不同階段,通過批次實驗考察了異養(yǎng)菌對COD的去除性能和ANAMMOX菌對NH4+-N的去除效能.由圖5可知,第I階段,在COD為125mg/L時,反應器內污泥的約為COD的1.70倍.隨著COD濃度的增加,當COD濃度為150mg/L時,活性污泥的、COD均增長,的增長速度高于COD.在第15d時,約為COD的1.77倍.在高碳源條件下,理論上異養(yǎng)菌的生長速度大于厭氧氨氧化菌,因為本實驗與其他研究相比周期時間短,對ANANMMOX菌的生長有利.如圖6,通過批試實驗,在0~60min時,為13.79mg/(g×h),在120~360min時,僅為2.58mg/(g×h);在0~ 60min時,COD僅為6.06mg/(g×h),在120~360min時,COD為14.58mg/(g×h).由此表明,反應時間短有利于提高厭氧氨氧化菌的活性,并有效抑制異養(yǎng)菌的活性.當COD濃度為200mg/L時,的增長速度開始低于COD,運行到第40d時,約為COD的1.15倍.在II~III階段(COD= 200mg/L),增長緩慢,COD繼續(xù)升高,經過10d運行,與幾乎相等.在IV~V階段,反應器污泥的/COD一直維持在1.0以上.根據MATLAB軟件曲線擬合,活性測試中NO3--N的降解率與異養(yǎng)菌的COD呈正相關(相關系數約為1.37).根據Zhen Bi等的研究[28],反應器內ANAMMOX菌和反硝化菌達到了協(xié)同作用.

表3 隨時間變化反應器內曝氣初期與末期的FA濃度水平

3 結論

3.1 本研究中,采用先以有機物和低濃度氨氮為基質啟動穩(wěn)定的SAD脫氮,之后在低曝氣條件下富集AOB的啟動方式,經過60d成功啟動了CANON工藝,并成功運用于生活污水的處理,反應器ANR超過了93%.此方式不僅縮短了亞硝化啟動時間,同時縮短了ANAMMOX菌對有機環(huán)境的適應時間.

3.2 分析不同功能菌的動力學活性可知,厭氧氨氧化處理含有COD的生活污水,反應器內的/COD>1.0時,本研究較短的反應周期(4h),有利于提高ANAMMOX菌的活性,抑制異養(yǎng)菌的活性,達到了厭氧氨氧化菌與異養(yǎng)菌的協(xié)同作用.

3.3 在低溶解氧(DO 為0.30mg/L)條件下,COD為200mg/L時,啟動亞硝化.由于異養(yǎng)菌對COD的降解作用,提高了反應器內pH,在低基質條件下也形成了反應周期內高的FA濃度,對NOB生長形成了持續(xù)抑制,實現了穩(wěn)定高效的亞硝化.

[1] Fux C, Velten S, Carozzi V, et al. Efficient and stable nitritation and denitritation of ammonium-rich sludge dewatering liquor using an SBR with continuous loading [J]. Water Research, 2006, 40(14):2765-2775.

[2] 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 & Biotechnology, 1998,50(5):589-596.

[3] Mulder A, van de Graaf A A, Robertson L A, et al. Anaerobic ammonium oxidation discovered in a denitrifying fluidized bed reactor [J]. Fems Microbiology Ecology, 1995,16(3):177-184.

[4] Vázquez-Padín J R, Pozo M J, Jarpa M, et al. Treatment of anaerobic sludge digester effluents by the CANON process in an air pulsing SBR [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009,166(1):336-341.

豬偽狂犬病作為一種病毒性傳染病，一年四季均可發(fā)生，發(fā)病率較高，一旦發(fā)病會給養(yǎng)殖戶造成較大的經濟損失。因此，要加強對生豬的飼養(yǎng)管理，結合發(fā)病經過、臨床癥狀以及病理學變化進行科學診斷，明確病原后，采取有效的防治措施對癥治療，降低該病的發(fā)病率。

[5] Daverey A, Hung N T, Dutta K, et al. Ambient temperature SNAD process treating anaerobic digester liquor of swine wastewater [J]. Bioresource Technology, 2013,141(4):191-198.

[6] Wang Z, Peng Y, Miao L, et al. Continuous-flow combined process of nitritation and ANAMMOX for treatment of landfill leachate [J]. Bioresource Technology, 2016,214:514-519.

[7] Derwort N, Gomez J L, Strous M. Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor [J]. Water Research, 2002,36(10):2475-2482.

[8] Chen H, Liu S, Yang F, et al. The development of simultaneous partial nitrification, ANAMMOX and denitrification (SNAD) process in a single reactor for nitrogen removal [J]. Bioresource Technology, 2009,100(4):1548-1554.

[9] 李 冬,何永平,張肖靜,等.有機碳源對SNAD工藝脫氮性能及微生物種群結構的影響[J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報, 2016, 48(2):68-75.

[10] 張肖靜,李 冬,梁瑜海,等.MBR-CANON工藝處理生活污水的快速啟動及群落變化[J]. 哈爾濱工業(yè)大學學報, 2014,46(4):25-30.

[11] Restoration Z X L D. Performance and microbial characteristic of SNAD process for treating domestic sewage in a membrane bioreactor [J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2015,216:478-485.

[12] Zheng Z, Li J, Jing M, et al. Nitrogen removal via simultaneous partial nitrification, anammox and denitrification (SNAD) process under high DO condition [J]. Biodegradation, 2016:1-14.

[13] 李 祥,黃 勇,袁 怡.高基質濃度下厭氧氨氧化反應器的啟動過程[J]. 環(huán)境工程學報, 2010,4(8):1771-1775.

[14] 劉 倩,郭文龍,康銀花,等.進水基質對厭氧氨氧化反應器穩(wěn)定性能的影響[J]. 廣東農業(yè)科學, 2012,39(23):172-176.

[15] Miao Y, Liang Z, Yang Y, 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.

[16] Yang Y D, Huang J, Han X Y, et al. Start-up of one-stage partial nitrification/anammox process treating ammonium-rich reject water [J]. Zhongguo Huanjing Kexue/china Environmental Science, 2015,35(4):1082-1087.

[17] 李 冬,劉麗倩,吳 迪,等.常溫低氨氮SBR亞硝化啟動策略研究[J]. 中國環(huán)境科學, 2013,33(2):215-220.

[18] Guo J H, Wang S Y, Huang H J, et al. Efficient and integrated start-up strategy for partial nitrification to nitrite treating low C/N domestic wastewater. [J]. Water Science & Technology, 2009, 60(12):3243-3251.

[19] Van D G A A. Autotrophic growth of anaerobic ammonium- oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor. Microbiology (UK) [J]. Microbiology, 1996,142(8):2187-2196.

[20] Ford D L, Kachtick J W. Comprehensive Analysis of Nitrification of Chemical Processing Wastewaters [J]. Journal - Water Pollution Control Federation, 1980,52(11):2726-2746.

[21] 鄧 科.城市生活污水有機成分與ASM水質特性參數關系研究[D]. 上海:同濟大學, 2006.

[22] 苑 泉,王海燕,劉 凱,等. HRT對城市污水廠尾水反硝化深度脫氮的影響[J]. 環(huán)境科學研究, 2015,28(6):987-993.

[23] Rui D, Peng Y, Cao S, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification [J]. Bioresource Technology, 2014,179C(179C):497-504.

[24] 朱明石,周少奇.厭氧氨氧化-反硝化協(xié)同脫氮研究[J]. 化工環(huán)保, 2008,28(3):214-217.

[25] Chamchoi N, Nitisoravut S, Schmidt J E. Inactivation of ANAMMOX communities under concurrent operation of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) and denitrification [J]. Bioresource Technology, 2008,99(9):3331-3336.

[26] 張肖靜,李 冬,梁瑜海,等.氨氮濃度對CANON工藝性能及微生物特性的影響[J]. 中國環(huán)境科學, 2014,34(7):1715-1721.

[27] 付昆明,張 杰,曹相生,等.好氧條件下CANON工藝的啟動研究[J]. 環(huán)境科學, 2009,30(6):1689-1694.

[28] Bi Z, Takekawa M, Park G, et al. Effects of the C/N ratio and bacterial populations on nitrogen removal in the simultaneous anammox and heterotrophic denitrification process: Mathematic modeling and batch experiments [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,280:606-613.

[29] Ganigué R, Volcke E I P, Puig S, et al. Impact of influent characteristics on a partial nitritation SBR treating high nitrogen loaded wastewater [J]. Bioresource Technology, 2012,111(1):62-69.

The startup of CANON process by starting up simultaneous anammox and denitrification process firstly.

LI Dong1*, YANG Qiao-yun1, ZENG Hui-ping1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China).

In order to start up an CANON process to treat domestic wastewater, the simultaneous anaerobic ammonium oxidation and denitrification process (SAD) was started up firstly, then the ammonia-oxidizing bacteria (AOB) was enriched by Simulated domesticwastewater under low aeration.During the operation period, the variation of ammonia nitrogen (NH4+-N)nitrite nitrogen (NO2--N) and nitrate nitrogen(NO2--N )and dynamics activities of functional microbes were investigated to elaborate main factors for the conversion of sludge characteristics in the start-up process of CANON. The results showed that the time of both partial nitrification process and the adaptation to organic environment of ANAMMOX bacteria were shortened. The CANON process was started up successfully after 60days.the ANR of CANON process exceeded 93%. Owing to the short cycle, the ratio of ananmmox bacteria dynamics activity with heterotrophic denitrification bacteria was always within reasonable limits (NH4+-N/COD>1.0).The pH of reactor was improved because of the degradation of COD by heterotrophic denitrification bacteria. In addition, the selective inhibition of NOB caused by both free ammonia (FA) during the aeration period was the other main factor for stable partial nitrification.

anaerobic ammonia oxidation；CANON；denitrifying；partial nitrification；domesticwastewater

X703.1

A

1000-6923(2017)04-1307-08

2016-08-15

北京市青年拔尖團隊項目(2014000026833TD02)

李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要從事水質科學與水環(huán)境恢復關鍵技術研究.發(fā)表論文100余篇.

* 責任作者, 教授, lidong2006@ bjut. edu. cn

, 2017,37(4)：1307~1314