高夢佳,王淑瑩*,王衫允,彭永臻,賈方旭

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脈沖式流量波動對厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的影響

高夢佳1,王淑瑩1*,王衫允2,彭永臻1,賈方旭1

(1.北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

通過試驗?zāi)M不同幅度、不同頻率的脈沖式進(jìn)水流量波動,研究脈沖式流量波動對已穩(wěn)定運行的厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器性能的沖擊影響.結(jié)果表明,在脈沖波動幅度小于60mL/min(上升流速1.33cm/min)范圍內(nèi),厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器表現(xiàn)出良好的適應(yīng)性和承受力,甚至對于高頻率的波動沖擊,出水也可達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn),NH4+-N和NO2--N去除率都基本維持在80%以上,總氮去除率維持在70%以上.而當(dāng)脈沖的波動幅度為100mL/min(上升流速2.22cm/min)時,則UASB反應(yīng)器的出水水質(zhì)波動性大,隨著波動頻率的增大,反應(yīng)器的適應(yīng)時間增長,一直到波動頻率為1.5h時,反應(yīng)器出水NH4+-N和NO2--N濃度難以穩(wěn)定在5mg/L以下.隨著波動幅度由40mL/min增大到60,100mL/min,反應(yīng)器內(nèi)污泥中厭氧氨氧化菌的豐度值和厭氧氨氧化菌占全細(xì)菌的百分含量均呈現(xiàn)先增多后減少的趨勢,在波動幅度為60mL/min時均為最大,可能是由于此時污泥和基質(zhì)的混合與接觸更為高效,氮去除效率高,更有利于厭氧氨氧化菌的生長.

流量波動；脈沖幅度；脈沖頻率；厭氧氨氧化；UASB

厭氧氨氧化反應(yīng)改變了傳統(tǒng)的生物脫氮方 式[1],厭氧氨氧化反應(yīng)是缺氧反應(yīng),不需曝氣,節(jié)約能源[2-3],是自養(yǎng)反應(yīng),不需碳源,節(jié)約碳源[4-5],適合于C/N較低的廢水[6-7],同時節(jié)省廢水處理費用[8].厭氧氨氧化菌生長緩慢,UASB反應(yīng)器有利于厭氧氨氧化污泥顆?；?提高污泥的沉降性 能[9],達(dá)到污泥的有效持留[10],對厭氧氨氧化污泥的培養(yǎng)比較有利.

污水處理廠實際運營期間,上游來水水量波動大,會存在高峰和低谷[11-12].我國北方地區(qū)降雨集中在7、8月份,集中的降雨對污水處理廠造成了很大的壓力[13],在降雨集中時污水廠水量會超過蓄水池容量,使生物處理系統(tǒng)進(jìn)水量瞬時增加.每天產(chǎn)生的污水量存在時間上的波動[12],雖然污水廠可設(shè)調(diào)節(jié)池,但這會增加建筑費用[14],并且在水量波動過大時會超出調(diào)節(jié)池的調(diào)節(jié)容量.Jin等[15]研究了厭氧氨氧化的厭氧折流板反應(yīng)器對短暫沖擊負(fù)荷的適應(yīng)情況,Yuya等[16]探究了自養(yǎng)型氮去除系統(tǒng)在水力負(fù)荷增加條件下的穩(wěn)定性,Yu等[11]研究了短暫高進(jìn)水流速對厭氧氨氧化反應(yīng)器的影響,葛世建等[17]考察了改良UCT分段進(jìn)水工藝抗脈沖式水量沖擊的能力,但目前關(guān)于脈沖式流量波動對厭氧氨氧化UASB工藝影響的相關(guān)研究尚少.本試驗采用脈沖進(jìn)水方式,模擬城市污水廠實際進(jìn)水的流量波動,研究厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器對流量波動的適應(yīng)情況,為厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器在實際工程中的推廣應(yīng)用提供理論指導(dǎo).

1 材料與方法

1.1 材料與裝置

采用模擬廢水,其組成見表1,并且此廢水中COD為35~40mg/L,進(jìn)水的NH4+-N和NO2--N維持在30mg/L左右,溫度控制為30℃,進(jìn)水pH值范圍為7.5~9.0,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的初始污泥濃度為1.6gVSS/L,在啟動初期保持恒進(jìn)水流量80mL/min穩(wěn)定培養(yǎng),反應(yīng)器的體積為6.08L,橫截面積為0.45dm2,高度為1.35m,第1階段、第2階段、第3階段低高流量時的水力停留時間分別為1.69,1.01,2.03,0.92,3.38,0.78h.

1.2 脈沖進(jìn)水的操作方法

通過實時控制系統(tǒng)實現(xiàn)脈沖進(jìn)水.第1階段波動幅度設(shè)定為40mL/min(低-高流量為60~ 100mL/min),波動頻率首先設(shè)定為12h(a段),通過監(jiān)測進(jìn)出水氨氮和亞硝濃度及相應(yīng)去除效率,反映系統(tǒng)耐沖擊負(fù)荷的能力,當(dāng)出水效果良好(達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn)[18],NH4+-N和NO2--N出水濃度均穩(wěn)定在5mg/L以下,且TN穩(wěn)定在15mg/L以下)時,提高脈沖進(jìn)水頻率,將脈沖進(jìn)水波動頻率依次提高為6,3,1.5h(b,c,d段).當(dāng)系統(tǒng)的出水效果良好時,再次提高脈沖進(jìn)水頻率,一個周期為6h,前4h的波動頻率為1h,后2h的波動頻率為0.5h,以此來模擬高頻率脈沖沖擊,并研究其出水水質(zhì)的變化情況.當(dāng)系統(tǒng)不隨流量交替頻率的影響,始終保持良好的出水水質(zhì)時,提高流量變化振幅.具體實施為將低-高流量改變?yōu)榈?階段(波動幅度為60mL/min,低-高流量為50~110mL/min),第3階段(波動幅度為100mL/min,低-高流量為30~130mL/min),交替頻率方式同第1階段(波動幅度為40mL/min,低-高流量為60~100mL/min)設(shè)置,脈沖幅度和頻率的變化情況見表2.

表1 模擬廢水成分 Table 1 Characteristics of simulated wastewater

1.3 DNA的提取和定量PCR

稱取0.1g左右經(jīng)-50℃冷凍干燥處理的污泥樣品,利用 FastDNA SPIN Kit for Soil(Bio 101, Vista,CA)提取試劑盒提取樣品中的總DNA.定量PCR 擴(kuò)增的20μL體系配置如下:SYBR酶10μL, Rox熒光染料0.4μL,前后引物各0.2μL, DNA 2μL,ddH2O補足至20μL.其中,使用通用引物341f/534r對全細(xì)菌進(jìn)行定量PCR擴(kuò)增;使用特異性引物Amx368f/Amx820r進(jìn)行厭氧氨氧化菌定量PCR擴(kuò)增[19-20].厭氧氨氧化菌與全細(xì)菌豐度值的比值為厭氧氨氧化菌占全細(xì)菌的百分含量.

1.4 理化指標(biāo)測定方法

水樣經(jīng)過0.45μm濾紙過濾后測定NH4+-N、NO2?-N和NO3?-N,采用美國LACHAT公司QuikChem8500Series2流動注射分析儀;總氮TN取NH4+-N、NO2?-N和NO3?-N之和;pH值采用德國WTW pH/oxi340i儀測定;溫度采用溫控箱在線調(diào)節(jié)控制;混合液污泥濃度(MLSS):濾紙稱重法;揮發(fā)性污泥質(zhì)量濃度(MLVSS)采用馬弗爐灼燒重量法測定;采用Olympus_BX 51型相差顯微鏡對顆粒污泥形態(tài)結(jié)構(gòu)進(jìn)行觀察,掃描電子顯微鏡(SEM)對顆粒污泥表面形態(tài)進(jìn)行觀察.

2 試驗結(jié)果與討論

2.1 脈沖進(jìn)水對厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器出水效果的影響

從圖1中可知,當(dāng)進(jìn)水流量脈沖式波動時,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的出水水質(zhì)在低負(fù)荷時波動小,出水效果良好,而在高負(fù)荷時,出水水質(zhì)波動增大,出水效果變差.在波動幅度為40mL/min(低-高流量為60~100mL/min)和60mL/min(低-高流量為50~110mL/min)時,經(jīng)過20~30d,已能夠適應(yīng)波動頻率為1.5h的波動,使出水NH4+-N和NO2--N濃度均能降到5mg/L以下,達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn);但是當(dāng)波動幅度增大到100mL/ min(低-高流量為30~130mL/min)時,UASB反應(yīng)器則需要適應(yīng)的時間增長,出水效果的波動變大,受波動頻率的影響增大,當(dāng)波動頻率為1.5h時,特別是在高流量時,出現(xiàn)了出水NH4+-N和NO2--N濃度難以穩(wěn)定在5mg/L以下的現(xiàn)象.

可見,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器在流量波動幅度小于60mL/min(上升流速1.33cm/min)時能夠取得良好出水效果,而當(dāng)波動幅度增大為100mL/min(上升流速2.22cm/min)時,由于波動幅度超出了UASB反應(yīng)器能夠適應(yīng)的限度[21],造成出水難以穩(wěn)定.當(dāng)波動幅度小于60mL/min時,出水受波動頻率的影響不明顯,而當(dāng)波動幅度達(dá)到100mL/min時,波動頻率越大,反應(yīng)器適應(yīng)所需時間越長,隨著波動頻率由12h變?yōu)?h和3h,反應(yīng)器的適應(yīng)時間由18d分別增加到28d和50d,甚至在波動頻率為1.5h時出水難以達(dá)到穩(wěn)定.

2.2 厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器對高頻率脈沖沖擊的適應(yīng)情況

從圖2中可以看出,在第1階段模擬高頻率脈沖沖擊時,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的出水效果良好,出水的氨氮和亞硝態(tài)氮的濃度都可以達(dá)到3mg/L以下,基本不隨高低負(fù)荷的轉(zhuǎn)換而波動,而在第2階段,出水的氨氮和亞硝態(tài)氮在前4h不穩(wěn)定,濃度偏高,后2h基本穩(wěn)定,能夠降到5mg/L以下.可見,在第1和第2階段,對于高頻率的脈沖沖擊,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器都能適應(yīng),而在第2階段時波動幅度增大了,相應(yīng)的適應(yīng)時間也增長了.

2.3 脈沖進(jìn)水對厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器總氮、氨氮以及亞硝態(tài)氮去除率的影響

由圖3可見,在第1階段和第2階段低流量時,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器的氨氮和亞硝態(tài)氮去除率基本在90%以上,總氮去除率基本在80%以上,在第1階段和第2階段高流量時,氨氮和亞硝態(tài)氮去除率基本在80%~100%之間,總氮去除率基本在70%~85%之間;而在第3階段低流量時,出水的氨氮和亞硝態(tài)氮去除率在60%~100%之間波動,總氮去除率在55%~85%之間波動,在高流量時出水的氨氮和亞硝態(tài)氮去除率在50%~100%之間波動,總氮去除率在55%~75%之間波動.

由此可知,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器對第1階段和第2階段的流量波動可以很好地適應(yīng),在低流量和高流量時氨氮和亞硝態(tài)氮去除率都基本維持在80%以上,總氮去除率都基本維持在70%以上,出水有良好的氨氮、亞硝態(tài)氮和總氮去除率.而第3階段的波動幅度對于厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器偏大,氨氮和亞硝態(tài)氮以及總氮去除率整體都波動大,相比于第1和第2階段偏低.并且可以發(fā)現(xiàn)在第3階段,低流量由第2階段的50mL/min降到了30mL/min,但是出水水質(zhì)不如第2階段,可知,當(dāng)流量波動過大時,對高低流量時的出水水質(zhì)都有不利影響.

2.4 脈沖進(jìn)水過程中反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化活性

2.4.1 厭氧氨氧化反應(yīng)計量關(guān)系 由圖4可見,低流量時系統(tǒng)平均亞硝態(tài)氮去除量/氨氮去除量為1.14,平均硝態(tài)氮產(chǎn)生量/氨氮去除量為0.26,高流量時系統(tǒng)平均亞硝態(tài)氮去除量/氨氮去除量為1.19,平均硝態(tài)氮產(chǎn)生量/氨氮去除量為0.32,由此可知,在脈沖進(jìn)水期間,系統(tǒng)的平均亞硝態(tài)氮去除量/氨氮去除量略低于文獻(xiàn)報道的理論值1.32,平均硝態(tài)氮產(chǎn)生量/氨氮去除量接近文獻(xiàn)報道的理論值0.26[22],系統(tǒng)的厭氧氨氧化活性良好.

2.4.2 UASB反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化污泥形態(tài)及表面特征 由圖5可見,反應(yīng)器內(nèi)厭氧氨氧化污泥呈紅色,這是因為厭氧氨氧化菌內(nèi)羥氨氧還酶和聯(lián)氨氧化酶含有血紅素c[23],厭氧氨氧化污泥呈不規(guī)則顆粒狀,由掃描電鏡照片可知,厭氧氨氧化顆粒污泥表面形狀不規(guī)則,由多個菌群的聚集體堆積而成,顆粒污泥內(nèi)部主要由成簇聚生的球菌構(gòu)成,這些球菌通過胞外聚合物緊密連接.厭氧氨氧化菌為球菌,這種球菌易聚集而形成厭氧氨氧化聚體[3,24],與本實驗觀察到的顆粒污泥形態(tài)基本一致.

2.5 脈沖進(jìn)水過程中厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器內(nèi)微生物的變化情況

從定量PCR的結(jié)果(圖6)可以看出,反應(yīng)器內(nèi)污泥中厭氧氨氧化菌的豐度值和厭氧氨氧化菌占全細(xì)菌的百分含量均呈現(xiàn)先增多后減少的趨勢,其中第二階段厭氧氨氧化菌的豐度值最高,為1.58′109copies/g干污泥,厭氧氨氧化菌占全細(xì)菌的百分含量最大,為22.1%.

可見,適當(dāng)?shù)牧髁繘_擊有利于厭氧氨氧化菌的生長,但是流量沖擊過大,則不利于厭氧氨氧化菌的生長.第2階段將要結(jié)束的前10d比第1階段將要結(jié)束的前10d,出水氨氮、亞硝態(tài)氮整體都低(特別是在高流量時,圖1),反應(yīng)器的氮去除效率有所增高,相應(yīng)的第2階段的厭氧氨氧化菌豐度值以及厭氧氨氧化菌占全菌的百分含量也增多.原因可能是當(dāng)水力沖擊的高流量由100mL/ min增大到110mL/min時,污泥和基質(zhì)的混合與接觸更為高效[4,25-26],從而使反應(yīng)器氮去除效率增高,有利于厭氧氨氧化菌的生長.而第3階段由于流量波動過大,在高流量時水力停留時間過短,造成部分污泥不能及時與基質(zhì)反應(yīng)[27],氮去除效率低,從而不利于厭氧氨氧化菌的生長,相應(yīng)的第3階段的厭氧氨氧化菌豐度值以及厭氧氨氧化菌占全菌的百分含量最少.

3 結(jié)論

3.1 厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器在流量波動幅度小于60mL/min(上升流速1.33cm/min)時,能夠適應(yīng)并使出水NH4+-N和NO2--N濃度均降到5mg/L以下,達(dá)到一級A標(biāo)準(zhǔn),此時出水受波動頻率的影響不明顯,并且反應(yīng)器可以適應(yīng)高頻率(0.5h)的脈沖沖擊.而當(dāng)波動幅度增大為100mL/min(上升流速2.22cm/min)時,超出了UASB反應(yīng)器能夠適應(yīng)的限度,出水效果的波動變大,且波動頻率越大,適應(yīng)所需時間越長,隨著波動頻率由12h變?yōu)?h和3h,反應(yīng)器的適應(yīng)時間由18d增加到28d和50d,甚至在波動頻率為1.5h時出水難以達(dá)到穩(wěn)定.

3.2 第1階段和第2階段時,厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器在低流量和高流量時氨氮和亞硝態(tài)氮去除率都基本維持在80%以上,總氮去除率都基本維持在70%以上,出水有良好的氨氮、亞硝態(tài)氮和總氮去除率.而第3階段的波動幅度對于厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器偏大,氨氮和亞硝態(tài)氮以及總氮去除率整體都波動大,相比于第1和第2階段偏低.同時可知,當(dāng)流量波動幅度過大時,對高低流量時的出水水質(zhì)都有不利影響.此結(jié)果可以為實際污水廠的運行提供一定的參考.

3.3 在脈沖進(jìn)水期間,系統(tǒng)的厭氧氨氧化活性良好,系統(tǒng)的平均亞硝態(tài)氮去除量/氨氮去除量略低于文獻(xiàn)報道的理論值1.32,平均硝態(tài)氮產(chǎn)生量/氨氮去除量與文獻(xiàn)報道的理論值0.26相近.

3.4 在對厭氧氨氧化UASB反應(yīng)器進(jìn)行脈沖沖擊的過程中,反應(yīng)器內(nèi)污泥中厭氧氨氧化菌的豐度值和厭氧氨氧化菌占全細(xì)菌的百分含量均呈現(xiàn)先增多后減少的趨勢,其中第2階段厭氧氨氧化菌的豐度值最高,為1.58′109copies/g干污泥,厭氧氨氧化菌占全細(xì)菌的百分含量最大,為22.1%.可見,在適量脈沖沖擊的條件下,UASB反應(yīng)器內(nèi)可實現(xiàn)厭氧氨氧化菌的增長,使反應(yīng)器的氮去除效率增高.

[1] Swati T, Sunil K G , Brijesh K M. A novel strategy for simultaneous removal of nitrogen and organic matter using anaerobic granular sludge in anammox hybrid reactor [J]. Bioresource Technology, 2015,197:171-177.

[2] Fernandez I, Dosta J, Fajardo C, et al. Short- and long-term effects of ammonium and nitrite on the anammox process [J]. Environmental Management, 2012,95:170-174.

[3] 唐曉雪.生活污水厭氧氨氧化組合處理工藝及過程控制 [D]. 北京:北京工業(yè)大學(xué), 2014.

[4] Zhang Q Q, Chen H, Liu J H, et al. The robustness of anammox process under the transient oxytetracycline (OTC) shock [J]. Bioresource Technology, 2014,153:39-46.

[5] 鄭照明,劉常敬,鄭林雪,等.不同粒徑的厭氧氨氧化顆粒污泥脫氮性能研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(12):3078-3085.

[6] Hubaux N, Wells G, Morgenroth E. Impact of coexistence of flocs and biofilm on performance of combined nitritation-anammox granular sludge reactors [J]. Water Research, 2015,68:127-139.

[7] Ivar Z, Ergo R, Toomas T, et al. Start-up of low-temperature anammox in UASB from mesophilic yeast factory anaerobic tank inoculum [J]. Environmental Technology, 2015,36(2):214-225.

[8] Zhao J, Zuo J, Li P, et al. The performance of high-loading composite anammox reactor and its long-term recovery from extreme substrates inhibition [J]. Bioresource Technology, 2014, 172:50-57.

[9] Li X J, Sung S. Development of the combined nitritation– anammox process in an upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactor with anammox granules [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,281:837-843.

[10] 李 蕓,張彥灼,李 軍,等. ANAMMOX顆粒污泥吸附氨氮特性及其影響因素 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(3):741-750.

[11] Yu J J, Jin R C. The anammox reactor under transient-state conditions: Process stability with fluctuations of the nitrogen concentration, inflow rate, pH and sodium chloride addition [J]. Bioresource Technology, 2012,119:166-173.

[12] 趙 勇.城市污水流量峰值特點及其波動性分析 [J]. 水利科技與經(jīng)濟(jì), 2014,20(9):113-115.

[13] 路聰聰.沖擊負(fù)荷對分段進(jìn)水脫氮除磷性能影響 [D]. 北京:北京工業(yè)大學(xué), 2013.

[14] 魏新慶,周 雹.小型污水處理廠調(diào)節(jié)池的設(shè)計探討 [J]. 中國給水排水, 2014,30(6):6-8.

[15] Jin R C, Yu J J, Ma C, et al. Performance and robustness of an anammox anaerobic baffled reactor subjected to transient shock loads [J]. Bioresource Technology, 2012,114:126-136.

[16] Yuya K, Hiroki I, Kazuhiko N, et al. Stability of autotrophic nitrogen removal system under four non-steady operations [J]. Bioresource Technology, 2013,137:196-201.

[17] 葛士建.改良UCT分段進(jìn)水脫氮除磷工藝與工程應(yīng)用研究 [D]. 北京:北京工業(yè)大學(xué), 2013.

[18] GB18918-2002 城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn) [S].

[19] 王衫允,祝貴兵,曲冬梅,等.白洋淀富營養(yǎng)化湖泊濕地厭氧氨氧化菌的分布及對氮循環(huán)的影響 [J]. 生態(tài)學(xué)報, 2012,32(21): 6591-6598.

[20] Wang S Y, Zhu G B, Peng Y Z, et al. Anammox bacterial abundance, activity, and contribution in riparian sediments of the Pearl River Estuary [J]. Environmental Science & Technology, 2012,46:8834-8842.

[21] Bhatia D, Vieth W R, Venkatasubramaniam K. Steady-state and transient-behaviour in microbial methanification.1. experimental results [J]. Biotechnology And Bioengineering, 1985,27:1192- 1198.

[22] Daverey A, Su S H, Huang Y T, et al. Partial nitrification and anammox process: a method for high strength optoelectronic industrial wastewater treatment [J]. Water Research, 2013,47: 2929-2937.

[23] 馬 斌.城市污水連續(xù)流短程硝化厭氧氨氧化脫氮工藝與技術(shù) [D]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2012.

[24] 鄭照明,李澤兵,劉常敬,等.城市生活污水SNAD工藝的啟動研究 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(4):1072-1081.

[25] Nachaiyasit S, Stuckey D C. The effect of shock loads on the performance of an anaerobic baffled reactor (ABR). 2. step and transient hydraulic shocks at constant feed strength [J]. Water Research, 1997,31:2737-2746.

[26] Yu J J, Jin R C. The anammox reactor under transient-state conditions: Process stability with fluctuations of the nitrogen concentration, inflow rate, pH and sodium chloride addition [J]. Bioresource Technology, 2012,119:166-173.

[27] Guo Q, Yang C C, Xu J L, et al. Individual and combined effects of substrate, heavy metal and hydraulic shocks on an anammox system [J]. Separation and Purification Technology, 2015,154: 128–136.

* 責(zé)任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

Influence of pulsed flow fluctuation on UASB reactor of anaerobic ammonia oxidation

GAO Meng-jia1, WANG Shu-ying1*, WANG Shan-yun2, PENG Yong-zhen1, JIA Fang-xu1

(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)., 2016,36(8)：2347~2354

Due to the fluctuation of upstream sewage during the actual operation, the effect of pulsed inflow shock on the stability of anaerobic ammonium oxidation (ANAMMOX) process was evaluated in the present study through changing the amplitude and frequency of pulsed inflow. The results showed that the ANAMMOX process in UASB reactor had a good adaptivity and tolerance towards pulsed inflow when the amplitude was less than 60mL/min(vupflow=1.33cm/min). Even through the pulsed frequency came to a high level, the effluent could meet the national 1-A standard. The removal efficiency ratio of NH4+-N and NO2--N could both been kept above 80% and the removal ratio of total nitrogen was above 70%. The process of ANAMMOX in UASB reactor was unstable when the pulsed amplitude came to 100mL/min (upflow=2.22cm/min). With the enhancement of pulsed frequency, the adaptation time of ANAMMOX process increased. The concentrations of NH4+-N and NO2--N in effluent were both above 5mg/L when the pulsed frequency came to 1.5h. Moreover, when the pulsed amplitude increased from 40mL/min to 60mL/min and 100mL/min, the abundance of anammox bacteria in reactor and the percentage of anammox on total bacteria firstly increased and then decreased. The abundance and percentage of anammox bacteria in total bacteria came to the highest level when the pulsed amplitude came to 60mL/min. The reason might be that the mixture and contaction of the anammox and the substance were more efficient, which facilited the growth of anammox bacteria.

flow fluctuation；pulse amplitude；pulse frequency；anammox；UASB

X703.1

A

1000-6923(2016)08-2347-08

高夢佳(1992-),女,山東東營人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水生物處理理論與應(yīng)用.

2015-12-30

國家自然科學(xué)基金(51478013),北京市教委資助項目