SAD工艺在厌氧氨氧化不同运行阶段的启动

李 冬,杨巧云,曾辉平,张 杰,2(.北京工业大学,水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京0024；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 50090)

SAD工艺在厌氧氨氧化不同运行阶段的启动

李 冬1*,杨巧云1,曾辉平1,张 杰1,2(1.北京工业大学,水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京100124；2.哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

利用SBR反应器在厌氧氨氧化启动过程中脱氮性能达到不同氨氮去除负荷(ANR)时启动厌氧氨氧化耦合反硝化(SAD)工艺处理生活污水.分析对反应器内3氮变化和功能菌活性变化.结果表明,在厌氧氨氧化的ANR达到0.27～0.40kg/(m3⋅d)时,启动SAD工艺,反应器可处理 COD为 100mg/L以下的生活污水;在厌氧氨氧化的氨氮去除去除负荷(ANR)达到 0.65～0.85kg/(m3⋅d)时,反应器可高效处理 COD为100～200mg/L的生活污水,而在 ANR达到 0.85kg/(m3⋅d)时,反应器 SAD工艺可稳定处理 COD为 100～200mg/L的生活污水,反应器内ANAMMOX菌的活性与异养菌活性及反硝化菌活性保持在合理范围内即可稳定启动 SAD工艺,缩短 SBR反应器的周期,可加速反应器ANAMMOX菌活性的提高,降低异养菌和反硝化菌活性的提高.周期测试分析,表明,控制C/N比和HRT可实现厌氧氨氧化耦合部分反硝化脱氮.

厌氧氨氧化耦合反硝化；动力学活性；启动；氨氮去除负荷；生活污水

厌氧氨氧化工艺具有无需外加碳源、节约能源和减少污泥产量和二氧化碳排放量等优点[1].反应器内厌氧氨氧化菌以2NO N−− 为电子受体,以4NH N+− 为电子受体,反应生成 N2并释放,达到脱氮目的.理论上厌氧氨氧化工艺只能达到89%的总氮去除率,产生 11%左右的3NO N−− .这也使得单独的厌氧氨氧化工艺难以满足日益严格的总氮排放标准.Górka等[2]发现厌氧氨氧化菌和反硝化菌可以共生(SAD工艺),通过两种细菌的协同作用可提高反应器脱氮性能.目前厌氧氨氧化工艺一般应用于高氨氮废水[3-5],如垃圾渗滤液,厌氧消化液等.近年来研究表明,厌氧氨氧化在低氨氮基质条件下仍有很高的活性.Pathak B等[6]在低氨氮浓度的生物反应器中证实了厌氧氨氧化和反硝化的协同作用,指出了在低氨氮浓度和有机物的废水中厌氧氨氧化和反硝化共存的可行性.

目前 SAD工艺对生活污水的处理研究较少[7-9],而关于厌氧氨氧化启动过程中脱氮性能达到多少时,能够启动稳定的SAD工艺处理生活污水的研究鲜少报道.本实验利用两个SBR反应器,在相同条件下,以反硝化污泥为种泥启动厌氧氨氧化过程中,分别在厌氧氨氧化的氨氮去除负荷(ANR)达到0.27,0.40,0.65,0.85kg/(m3⋅d)时启动SAD工艺,考察SAD工艺应用于生活污水的同步脱氮除有机物的处理,以期为该工艺应用于实际工程实践提供理论依据.

1 材料与方法

1.1 实验装置

图1 SBR反应器示意Fig.1 Schematic diagram of the SBR reactor

试验采用两个SBR反应器1#、2#,材质为有机玻璃,见图1,反应器为圆柱形结构,反应器内径为15cm,高为35cm,有效容积6L.反应器采用搅拌器来进行混合,转速为100r/min.反应期间周期分为2部分,第1部分为I～III阶段,周期为6h,进水20min,搅拌5h,静置30min,出水10min;第2部分为IV～V阶段,周期为4h,进水20min,搅拌3h,静置 30min,出水 10min.反应器运行温度为(28± 2)℃,DO一直维持为0.1mg/L以下.2个反应器的接种污泥均为以反硝化污泥培养的厌氧氨氧化污泥,培养条件相同:温度(28±2)℃,进水NH+4− N为40mg/L,N O−2− N为50mg/L.1#反应器培养时间为 40d,MLSS为 3.06g/L,MLVSS/ MLSS为 0.60,反应器厌氧氨氧化的 ANR为0.27kg/(m3⋅d) 2#反应器培养时间为60d,MLSS为3.08g/L,MLVSS/MLSS为 0.66.厌氧氨氧化的ANR为0.40kg/(m3⋅d).

1.2 反应器进水水质

反应器进水采用人工配水,以CH3COONa为碳源、以(NH4)2SO4、NaNO2为氮源,用NaHCO3调节进水pH至 7.8～8.2,其他组分包括 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 为 : EDTA 5000mg/L,FeSO4·7H2O 5000mg/L.微量元素Ⅱ成分[10]为: 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.将实验阶段分为I～V阶段,各阶段进水水质见表1.

表1 不同运行阶段反应器进水水质Table 1 Influent water quality of reactor during thedifferent operation period

1.3 分析项目与方法

NH+4− N:纳氏试剂分光光度法; NO−2− N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;3NO N−− :紫外分光光度法;温度、pH值、DO: WTW便携式测定仪;MLSS:手提式测定仪;COD:有机物快速测定仪;混合液悬浮固体浓度(MLSS),挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)采用标准重量发测定.氨氮去除负荷(ANR, kg/(m3⋅d))计算公式(1):

1.4 功能菌动力学活性

当反应器出水水质稳定时,通过批次实验测定活性污泥的COD、 NO3−− N、 NH+4− N的比降解速率,分别表征异养菌、反硝化菌和ANAMMOX菌的活性.速率具体方法为:取反应周期完成之后的污泥50mL经0.9% NaCl 溶液反复清洗后,置于150mL 烧杯中,注入100mL基质溶液,异养反硝化菌最大活性测定:初始 COD和NO3−− N浓 度 分 别 为 150,80mg/L; ANAMMOX菌最大活性测定:初始 NH+4− N、NO−2− N浓度分别为 80,80mg/L,水中添加90mg/L Na2SO3,使初始 DO=0,其他组分与反应器进水相同,pH值为8.0,水浴恒温振荡器水温控制在30℃,反应3h,期间,定期取样测定水中指标,计算比速率值.

COD比降解速率[mg/(g⋅h)]:

NO3−− N比降解速率[mg/(g⋅h)]:

NH+4− N比降解速率[mg/(g⋅h)]:

式中:ΔcCOD、和分别指反应时间Δt内上清液中COD、和 NH+4− N的浓度变化,mg/L;MLVSS为挥发性悬浮固体浓度,g/L;Δt为各参数值呈线性变化的时间段,h.

2 结果与讨论

2.1 反应器内SAD工艺的启动及脱氮性能

城市生活污水中一般可生物降解 COD为100～250mg/L之间[11],反应器通过逐步提高 C/N比的方式,启动 SAD工艺达到处理生活污水水平.1#反应器为由反硝化污泥培养 40d的厌氧氨氧化,ANR为 0.27kg/(m3⋅d),2#反应器为培养60d的厌氧氨氧化,ANR为0.40kg/(m3⋅d).I、II、III阶段进水C/N比分别为1.0、1.8、2.5,出水 NO−3−N浓度均接近零.反应器运行效果如图 2所示,1#、2#反应器在(C/N比为1.0)运行5d之后,COD和NH+4− N、 NO−2− N的去除率分别一直维持在98%、98%、90%以上,总氮去除率(TNR)高达95%,MLSS浓度和MLVSS/MLSS均升高,但变化不明显,见图3.厌氧氨氧化工艺反应式[12]如下:

根据式(5)可知,厌氧氨氧化反应会产生相对于总氮 11%的 NO−3− N,而反应器出水 NO−3−N浓度几乎为零,表明反应器内出现了反硝化作用,理论上厌氧氨氧化反应过程中为1:1.32,而1#、2#反应器在C/N比为1.0时的维持在1:1.02左右,由于碳源不足,反应器内出现了部分反硝化作用,即反硝化菌利用 COD将 NO3−− N还原为 NO−2− N,这与彭永臻等[13]的研究相符.在第11d时反应器在C/N比提高至2.0,运行10d后,1#、2#反应器内MLSS浓度和 MLVSS/MLSS均有较明显的升高.1#反应器的出水 COD几乎为零,1#反应器内厌氧氨氧化性能下降,N H+4− N、 NO−2− N的去除率分别为62.4%、99.8%,TNR为82.5%.相比1#反应器,2#反应器的脱氮性能更高,反应器内 COD去除率为 89.1%,N H+4− N、 NO−2− N的去除率分别为 82.6%、99.9%,TNR为 92.2%.在第 21d时,C/N比提高为3.0,运行10d后,1#、2#反应器内MLSS浓度和MLVSS/MLSS均明显升高,反应器的出水 COD均接近零.两个反应器厌氧氨氧化反应均明显被抑制,1#反应器内厌氧氨氧化性能下降, NH+4− N、 NO−2− N的去除率分别为34.2%、100%,TNR为70.5%.2#反应器内厌氧氨氧化性能下降,N H+4− N、 NO−2− N的去除率分别为54.2%、100%,TNR为77.8%.初始厌氧氨氧化的ANR 为0.270.40kg/(m3⋅d)时,不能达到处理COD为150mg/L的水平.

考虑到反应时间长(＞4h),更利于反硝化细菌生长[14],同时,为了解除1#、2#反应器厌氧氨氧化的抑制作用[15],反应器在 41d时缩短周期为 4h,停止添加COD,经过20d的恢复,反应器内MLSS浓度和 MLVSS/MLSS有升高,但不明显,1#、2#反应器的厌氧氨氧化的ANR分别达到了0.65、0.85kg/(m3⋅d).第 51d之后,再次启动 SAD工艺,反应器C/N由2.5逐渐升至4.0.1#反应器在C/N比为 2.5～3.0时,反应器内 MLSS浓度和MLVSS/MLSS有较明显的升高,COD去除率为60.4%,与周期为 7h相比,有所降低,N H+4− N、NO−2− N的去除率分别为63.8%、100%,TNR为83.6%.在C/N比为4.0时,反应器内MLSS浓度和 MLVSS/MLSS明显升高,COD去除率为82.3%, NH+4− N、 NO−2− N的去除率分别为34.8%、100%,TN去除率为 71.1%.2#反应器在C/N比为 2.5～4.0时反应器内 MLSS浓度和MLVSS/ MLSS升高,但明显低于1#反应器,COD去除率为 62.3%,N H+4− N、 NO−2− N的去除率分别为63.5%、100%,TN去除率为83.6%.

图2 反应器随时间变化对 NH +4− N、 NO −2− N、TN、COD去除Fig.2 NH +4− N、 NO −2− N、TN and COD removal throughout the operation period

由此可见,在厌氧氨氧化启动过程中,当ANR达到0.27kg/(m3⋅d)时,启动SAD工艺,在C/N比为2.0(COD为 100mg/L)的污水时,反应器厌氧氨氧化性能明显被抑制,无法升至更高水平;当ANR达到0.40kg/(m3⋅d)时,启动SAD工艺,在处理C/N比为2.0的污水时,效果仍然很高,但是难以处理C/N为 3.0(COD为 150mg/L)的污水;当 ANR达到0.65kg/(m3⋅d)时,可稳定处理 C/N 比为 2.5～3.0 (COD为 125～150mg/L)的模拟生活污水,而无法稳定处理更高C/N比水平;当ANR达到0.85kg/ (m3⋅d)时,可稳定处理C/N比为2.5～4.0 (COD为125～200mg/L)的模拟生活污水,在4.0时厌氧氨氧化的ANR下降,但是下降不明显, TNR仍保持在83.6%的较高水平,较先前研究, SAD工艺处理的C/N比(COD=150mg/L)水平更高.

图3 MLSS与MLVSS/MLSS值随时间变化Fig.3 Variation ofMLSS and MLVSS/MLSS throughout the operation period

2.2 功能菌动力学活性的变化

Bi等[16]通过数学模型和序批试验研究SAD工艺的稳定运行得出反应器内ANAMMOX菌和异养反硝化菌活性所占比例密切相关.本实验在反应的不同阶段,通过批次实验考察了异养菌对 COD的去除效能,反硝化菌对 NO−3− N的去除效能,ANAMMOX菌对 NH+4− N、N O−2− N的去除效能,根据图 4拟合曲线可知,ANAMMOX菌的ANR与其活性呈线性正相关.图5可知,在第I阶段(C/N比为1.0),1#反应器污泥的约为µCOD的 70%,约为的 1.07倍,2#污泥的约为µCOD的 1.08倍,约为的1.67倍,2个反应器中ANAMMOX菌优势均明显高于异养菌和反硝化菌.在II阶段(C/N 比为 2.0),µCOD的升高速度明显高于约为μCOD的 40%,约为的60%.在III阶段(C/N比为3.0),异养菌及反硝化细菌的地位更加明显.而在II阶段(C/N比为 2.0),2#反应器污泥的与µCOD约为66.9%,与几乎相等.但是在III阶段(C/N比为3.0)时,异养菌及反硝化菌明显占据了优势地位.

图4 ANR与ANAMMOX菌活性()的拟合曲线Fig.4 Fitting curve of ANR and the ANAMMOX bacteria activity()

图5 反应器不同阶段功能菌动力学活性变化Fig.5 Evolution of microbe dynamics activity of the reactor at different phases

苑泉等[17]研究表明,缩短 HRT,可以降低异养菌的增长速度,导致进水氮负荷升高,对ANANMMOX菌的生长有利.在IV阶段,为了尽快恢复厌氧氨氧化活性,1#、2#反应器周期均缩短为4h,进水COD浓度为零,20d的恢复培养之后,1#、2#反应器的 ANR 分别提高到了0.65,0.85kg/(m3⋅d),ANANMMOX菌活性分别提高至 9.48,11.99mg/(g⋅h),异养菌活性µCOD分别为 2.61,2.63mg/(g⋅h),反硝化菌活性分别为 0.46,0.49mg/(g⋅h).需要指出的是, Matsumoto等[18]发现,即使是运行1000d以上的全自养污泥中,仍可检出 Chloroflexi、Cytophaga-Flavobacterium-Bacteroides 和a-Proteobacteria等异养菌属.在第 V阶段,反应器重新启动 SAD工艺过程中,在 C/N比为2.5～3.0时,1#反应器污泥的与µCOD比值均维持在 0.9以上,与比值均维持在1.10以上.而C/N比为4.0时,与µCOD比值为 0.79,与比值为 0.91,此时,反硝化菌及异养菌明显占据了优势,造成反应器运行20d之后失稳.在40d的运行后,2#反应器污泥的均高于µCOD和在 V 阶段,由于周期的缩短,HRT变短,反应器内的µCOD、增长速度较I-III阶段较缓慢,而增长速度略有提高.

启动 SAD工艺过程中,厌氧氨氧反应的ANR与ANAMMOX菌的活性呈线性正相关.周期为 7h 时,反应器内的时,SAD工艺可高效脱氮;周期为4h时,反应器内的时,SAD工艺能稳定运行.HRT的缩短,可加速ANAMMOX菌的活性的增长,降低异养菌的活性的增长,从而提高SAD工艺处理污水的C/N比水平.

2.3 反应器SAD工艺脱氮路径

图6 反应器周期内值Fig.6 Variation ofthrough the cycle test

根据式(1)可知,厌氧氨氧化过程中会生成相对于总氮0.11倍的硝态氮,而反硝化反应可消耗硝态氮,在一定的C/N比条件下,反硝化与厌氧氨氧化耦合,可提高总氮去除率,从而达到 SAD工艺脱氮;当C/N比过高时,反硝化和厌氧氨氧化就会竞争亚氮基质,造成SAD失稳.当C/N比在适当范围时,反硝化也可以将对 NO3−− N的还原停留在 NO−2− N步骤,为厌氧氨氧化反应提供NO−2− N基质[19].通过周期实验,分析了反应器内氮素变化,如图 6,理论上厌氧氨氧化反应过程中反应的:为 1:1.32,如果出现部分反硝化,反应过程中反应的将高于 1:1.32,进行完全的反硝化时,反应过程中反应的将低于 1:1.32.在第 I阶段(C/N比为1.0),在整个周期内,1#、2#反应器出水水中的 NO3−− N几乎为零,两个反应器中反应的分别在4h内高于1:1.32,表明在此 COD条件下,可实现厌氧氨氧化耦合部分反硝化脱氮.在第II、III阶段,1#反应器反应过程中反应的分别在2h、0.5h内高于1:1.32.在缩短周期为4h之后,在第V阶段,C/N比分别为 2.5,3.0,4.0时,1#反应器反应过程中反应的分别在 1.5h,1h,0.5h内高于1:1.32.表明反应器内出现部分反硝化反应不仅与C/N比有关,同时也和反应时间有关.在第II、III阶段,2#反应器反应过程中反应的分别在2h、1h内高于1:1.32.在第V阶段,C/N比分别为2.5,3.0,4.0时,2#反应器反应过程中反应的分别在 2h,1.5h,1h内高于 1:1.32.可见,反应器内较高的厌氧氨氧化会延长部分反硝化的时间.

由此可见,表明随着C/N比的升高,部分反硝化的时间变短.因此,处理 C/N比较高的污水时,可通过控HRT达到部分反硝化耦合厌氧氨氧化脱氮[20],同时,这也要求厌氧氨氧化具有一定的脱氮活性(较高的ANR).

3 结论

3.1 厌氧氨氧化在不同氨氮去除负荷(ANR)条件下启动SAD工艺脱氮,在厌氧氨氧化的ANR为 0.27～0.40kg/(m3⋅d)时,反应器可处理 COD为100mg/L以下的生活污水;在厌氧氨氧化的ANR为 0.65～0.85kg/(m3⋅d)时,反应器可处理 COD为100～200mg/L 的生活污水,初始 ANR 为0.85kg/(m3⋅d)时,反应器的SAD工艺更稳定.

3.3 起始厌氧氨氧化脱氮性能(ANR)达到一定强度,同时控制C/N比和HRT可以实现厌氧氨氧化与部分反硝化的耦合.

[1] 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.

[2] Górka M, Zwolińska E, Malkiewicz M. New anaerobic process of nitrogen removal. [J]. Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2006,54(8):163-170.

[3] Tal Y, Watts J E, Schreier H J. Anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) bacteria and associated activity in fixed-film biofilters of a marine recirculating aquaculture system. [J]. Applied & Environmental Microbiology, 2006,72(4):2896-2904.

[4] 杨延栋,黄 京,韩晓宇,等.一体式厌氧氨氧化工艺处理高氨氮污泥消化液的启动 [J]. 中国环境科学, 2015,35(4):1082-1087.

[5] 李 芸,李 军,蔡 辉,等.晚期垃圾渗滤液厌氧氨氧化脱氮及其抑制动力学 [J]. 中国环境科学, 2016,36(5):1409-1416.

[6] Pathak B K, Kazama F, Tanaka Y, et al. Quantification of anammox populations enriched in an immobilized microbial consortium with low levels of ammonium nitrogen and at low temperature. [J]. Applied Microbiology & Biotechnology, 2007,76(5):1173-1179.

[7] Ni S Q, Ni J Y, Hu D L, et al. Effect of organic matter on the performance of granular anammox process [J]. Bioresource Technology, 2012,110(110):701-705.

[8] Cydzik-Kwiatkowska A, Rusanowska P, Zielińska M, et al. Structure of nitrogen-converting communities induced by hydraulic retention time and COD/N ratio in constantly aerated granular sludge reactors treating digester supernatant [J]. Bioresource Technology, 2014,154(2):162-170.

[9] 刘常敬,李泽兵,郑照明,等.不同有机物对厌氧氨氧化耦合反硝化的影响 [J]. 中国环境科学, 2015,35(1):87-94.

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

[11] 李 冬,何永平,张肖静,等.有机碳源对 SNAD工艺脱氮性能及微生物种群结构的影响 [J]. 哈尔滨工业大学学报, 2016,48(2): 68-75.

[12] Wyffels S, Boeckx P, Pynaert K, et al. Nitrogen removal from sludge reject water by a two-stage oxygen-limited autotrophic nitrification denitrification process. [J]. Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2004,49(5/6):57-64.

[13] 彭永臻,杜 睿,操沈彬,等.部分反硝化串联自养脱氮实现硝酸盐废水与城市污水深度脱氮的装置与方法:中国, CN104310580A [P]. 2015-01-28.

[14] 陈世民,崔荣涛,刘 炜,等.HRT对反硝化除磷的影响 [EB/OL].中国 科技论文 在线.http://www.paper.edu.cn/releasepaper/ content/201005-733. [2010-05-27].

[15] 鲍林林,崔艳玲,赵建国,等.常温低基质下厌氧氨氧化反应器的影响因素研究 [J]. 河南师范大学学报:自然科学版, 2012,40(4): 78-80.

[16] 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.

[17] 苑 泉,王海燕,刘 凯,等.HRT对城市污水厂尾水反硝化深度脱氮的影响 [J]. 环境科学研究, 2015,28(6):987-993.

[18] Matsumoto S, Katoku M, Saeki G, et al. Microbial community structure in autotrophic nitrifying granules characterized by experimental and simulation analyses [J]. Environmental Microbiology, 2010,12(1):192-206.

[19] Sumino T, Isaka K, Ikuta H, et al. Nitrogen removal from wastewater using simultaneous nitrate reduction and anaerobic ammonium oxidation in single reactor [J]. Journal of Bioscience & Bioengineering, 2006,102(4):346-351.

[20] 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.

The startup of simultaneous anammox and denitrification process atdifferent operational phases of anammox.

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). China Environmental Science, 2017,37(5)：1775～1782

In order to start up astable simultaneous anammox and heterotrophic denitrification process to treat domestic sewage, the experiment was carried out at different ammonia nitrogen removal of the load (ANR). During the operation period, the variation of ammonia nitrogen ( NH+4− N)nitrite nitrogen ( NO−2− N) and nitrate nitrogen ( NO−3− N) and dynamics activities of functional microbes were investigated to elaboratemain factors for the SAD process. The results showed that the reactor could treat domestic wastewater containing 100～150mg/L COD when the ANR was during 0.27～0.40kg/(m3⋅d) and it could treat domestic wastewater containing 100～200mg/L COD stably when the ANR was 0.85kg/(m3⋅d) The reactor could start up stable SAD process if the ratioof ananmmox bacteria dynamics activity (µNH+4−N)with heterotrophicbacteria (μCOD)and denitrificationbacteria ( µNO−3−N) was within reasonable limits.The anammox bacteria activity was increased ,meanwhile the heterotrophicbacteria and denitrificationbacteriaactivity were decreased when the hydraulic retention time (HRT) was reduced. According to the cycle experiments,the simultaneous anammox and partial denitrification process

simultaneous anammox and denitrification process；dynamics activities；start-up；Ammonia nitrogen removal load；domestic wastewater

X703.1

A

1000-6923(2017)05-1775-08

李 冬(1976-),女,辽宁丹东人,教授,博士,主要从事水质科学与水环境恢复关键技术研究.发表论文100余篇.

《中国环境科学》核心影响因子学科排名实现五连冠

《中国环境科学》编辑部

2016-10-06

北京市青年拔尖团队项目(2014000026833TD02)

* 责任作者, 教授, lidong2006@ bjut.edu.cn

根据中国科学技术信息研究所2016年10月12日发布的《2016年版中国科技期刊引证报告(核心版)》,中国环境科学学会主办的《中国环境科学》2015年核心影响因子1.812,在环境科学技术及资源科学技术学科排名继续位居第一,在统计的1985种中国核心科技期刊中排名38位.自2011年以来,《中国环境科学》影响因子排名一直保持学科榜首.