两级PNDPR耦合Anammox脱氮除磷工艺研究

徐贵达,李 冬*,刘志诚,陶 博,张 杰,2

两级PNDPR耦合Anammox脱氮除磷工艺研究

徐贵达1,李 冬1*,刘志诚1,陶 博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)

鉴于厌氧氨氧化工艺进水必须包含NO2--N和NH4+-N两种基质,且只能脱氮,为在此基础上进一步实现除磷,提出辅以短程硝化技术,将除磷、脱氮技术相耦合,即短程硝化反硝化除磷串联厌氧氨氧化工艺.生活污水首先进入短程硝化反硝化除磷单元,主要实现NH4+-N转化为NO2--N并去除COD,其部分出水与生活污水原水相混合再进入厌氧氨氧化单元,同时短程硝化反硝化除磷单元于缺氧条件下反硝化吸磷,待反应结束后两个处理单元的出水混合排放.实验结果表明,控制进水混合比为4.2可保证Anammox单元中C/N和NO2--N/NH4+-N值分别为2和1.5,平均△NO2--N/△NH4+-N=1.41,△NO3--N/△NH4+-N=0.12,Anammox脱氮平均占比为85.2%,反硝化与Anammox反应耦合良好.整个系统稳定运行后出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为15.2,0.85,0.59,5.56,3.33mg/L,TN去除率为89.4%,通过PNDPR-Anammox耦合新工艺成功实现模拟生活污水的高效处理.

短程硝化；厌氧氨氧化；反硝化除磷；进水混合比

基于短程硝化-厌氧氨氧化(PNA)的自养脱氮工艺逐渐成为脱氮研究的热点,不过单一的无机脱氮工艺难以在实际污水处理中推广,因为实际生活污水中主要包括氮、磷、有机物三种污染物,难以用工程方法分离.而反硝化除磷[1-2](DPR)提供了新的思路,有学者将反硝化除磷与Anammox耦合,主要分为以下两种方式[2]:1.将短程硝化、厌氧氨氧化、反硝化与反硝化除磷串联起来[3-4],即SNADPR (Simulataneous partial nitrification, anammox, denitrification, and denitrifying phosphorus removal),工艺流程为污水首先进入厌氧环境内化有机物进行释磷,然后出水进入SNAD反应器,进行短程硝化、厌氧氨氧化及反硝化,最后厌氧氨氧化产生的硝酸盐回流至DPR反应器进行脱氮除磷.难点是于SNAD实现稳定的短程硝化,抑制NOB并避免DO对Anammox的抑制效果;2.将厌氧氨氧化、反硝化除磷和内源性部分反硝化(endogenous partial- denitrification, EPD)相耦合[5-7],利用聚糖菌(GAOs)对碳源的代谢作用,产生亚硝酸盐供给厌氧氨氧化,即Anammox-EPDPR(Anammox, endogenouspartial- denitrification and phosphorus removal),工艺流程为污水首先进入厌氧环境内化有机物进行释磷,然后进行好氧全程硝化,将NH4+-N转为NO3--N,最后于缺氧态下,由GAOs作用的内源反硝化为Anammox提供稳定的NO2--N,最终由DPAOs将NO--N与PO43--P去除.但实际生活污水中并不存在高浓度NO3--N,先将NH4+-N进行全程硝化,最后再于缺氧下以内源反硝化的运行过程未免曝气能耗过高.

综合以上工艺现状,若将Anammox与DPR成功耦合,关键是保证AOB、DPAOs、Anammox三种功能菌的丰度与活性.AOB为自养菌,在好氧条件下生长富集,并将进水中的NH4+-N氧化为NO2--N;聚磷菌均在厌氧段释磷,吸附同化污水中的有机物于体内,并在后续好氧/缺氧阶段以O2/NO2--N/NO3--N为电子受体,利用厌氧段所同化的有机物,进行过量吸磷;Anammox为自养菌,在厌氧条件下以进水中的NH4+-N和NO2--N为基质,反应生成N2与少量NO3--N.分析以上功能菌,Anammox菌对环境最为敏感,且其倍增时间最长,提出将其分离于单一反应器中进行富集培养.

因此,本研究模拟城市生活污水为处理对象,启动建立PNDPR-Anammox新工艺,分析PNDPR-A系统的启动性能变化,并探讨两级反应器中不同进水混合比对整个耦合系统的影响,进一步明确反应过程及化学计量学参数,为该工艺的设计和工程应用奠定理论基础.

1 材料和方法

1.1 实验装置与运行方法

图1 耦合工艺系统的反应器图(A)和运行流程(B)

系统包含两种SBR反应器,分别是PNDPR- SBR和Anammox-SBR,材质均为有机玻璃,有效容积6L,换水比为80%,一天运转3个周期,耦合系统的运行周期和反应器构造如图1所示.其中PNDPR- SBR设有曝气装置,曝气模式为高频间歇梯度曝气,设立两个梯度,好氧1段和好氧2段的曝停时间和曝气量分别为曝气3min:停曝2min & 5L/(h·L)和曝气2min:停曝3min & 2.5L/(h·L);Anammox-SBR保持全程厌氧状态.

整个实验分为三个阶段:1.耦合前准备阶段,因接种污泥的运行环境发生变化,为实现后续工艺的耦合,需分别对两个反应器进行驯化,改变原PNDPR反应器的曝停时间以进一步提高AOB活性达成NO2--N积累,将原Anammox反应器的周期由12h缩短至8h,提高负荷、调整时间以适配后续耦合工艺;2.初步耦合阶段,控制PNDPR的1段出水与模拟生活污水混合,以达到Anammox反应器进水NO2--N:NH+ 4-N≈1.32:1,并测定相关污染物变化;3.探究进水混合比的优化,基于阶段2的分析,控制不同进水混合比的两套平行耦合系统,通过分析污染物、功能菌活性、EPS等参数变化,探究其对耦合系统影响.

1.2 接种污泥与实验用水

PNDPR-SBR接种实验室前期培养的短程硝化反硝化除磷颗粒,MLSS为5124mg/L,控制泥龄25d;Anammox-SBR同样接种实验室内稳定运行的厌氧氨氧化污泥,MLSS为3870mg/L,为保证厌氧氨氧化菌留存,不控制泥龄.

表1 人工配水水质情况

本实验以人工配水模拟城市生活污水,以自来水、CH3CH2COONa、NH4Cl、NaHCO3、KH2PO4、MgSO4×7H2O和CaCl2配成,以NaHCO3模拟生活污水碱度兼具调节pH值,详细水质指标如表3.

1.3 分析项目与检测方法

以纳氏试剂分光光度法测量NH+ 4-N;-(1-萘基)-乙二胺光度法测定NO2--N;用麝香草酚紫外分光光度法测定NO3--N;采用5B-3B型COD多参数快速测定仪测定TP和COD,间隔2d取样测量上述参数; WTW-pH/Oxi 340i便携式多参数测定仪检测DO和pH的变化; 胞外聚合物(EPS)中,以lowry法测定蛋白质(PN);采用蒽酮硫酸法测定多糖(PS),以PN、PS之和表示EPS总浓度;以激光粒度仪(Malvern Mastersizer2000)观测污泥的粒径分布情况;以光学显微镜(Olympus BX51)进行观察和记录污泥形态变化; SVI、MLSS和MLVSS等其他观测指标均采用国家规定的标准方法.

1.4 计算方法

1.4.1 厌氧氨氧化和反硝化脱氮贡献率:Ana- nammox单元进水含有有机物,会促使异养反硝化菌的生长,需明确反硝化和厌氧氨氧化的脱氮贡献率,如式1和式2所示:

省委第四巡视组向省国土资源厅党组反馈专项巡视情况（省厅新闻宣传中心） ...............................................3-4

Pden(%)=100%-Pana(2)

式中:下标den、ana、inf、eff和rem分别表示反硝化、厌氧氨氧化、进水、出水和去除率.NH4+、NO2-和NO3-的浓度用mg/L表示[8].

1.4.2 聚磷菌所占比例测定 根据电子受体划分3种聚磷菌,一类仅以O2作为电子受体,一类能以NO2-与NO3-为电子受体,还有一类能以O2、NO2-和NO3-为电子受体.利用不同电子受体的聚磷菌所占比例测定方法[1]如下:分别以O2、NO2-和NO3-作为电子受体进行批次实验,在洗去杂质的反应器中加入磷酸二氢钾与乙酸钠控制P浓度6mg/L, COD浓度是270mg/L,保持厌氧段120min充分释磷结束后排出上层溶液,再次清洗污泥.加入蒸馏水稀释至反应器原容积,再混入磷酸二氢钾拟合厌氧末的释磷浓度,然后于反应器内排出3L泥水混合物,均匀分成3份,一份在好氧条件下控制溶解氧浓度为3.0mg/L,另外两份不曝气,分别加入NaNO2和KNO3,使NO2-和NO3-初始浓度分别为20mg/L.反应时间为2.5h,期间测定磷浓度的变化.聚磷菌所占比例可近似按以下公式计算:

式中:O是只以O2为电子受体的除磷;ON是能用O2和NO3-(不能用NO2-)为电子受体的除磷;ONn是能用O2、NO3-和NO2-为电子受体的除磷:以NO2-为电子受体的吸磷量是ONn;以NO3-为电子受体在缺氧段的吸磷量是ON;以O2为电子受体在好氧段的吸磷量是O.

2 结果与分析

2.1 耦合前期各处理单元的性能变化

耦合前期,PNDPR-SBR的第一好氧段曝停频率由原来的3min:3min调整为3min:2min,目的是提高反应器内在第一好氧段的NH4+-N氧化,获得更多的NO2--N积累,为下一阶段的工艺耦合做准备. PNDPR的具体性能如图2所示,COD在厌氧段基本被微生物摄取内化,厌氧段COD平均去除率达91.83%,说明曝气方式的调整并没有影响COD的去除;P的去除效果一直稳定,但通过批次实验测定聚磷菌所占比例,反应器内亚硝酸型的反硝化聚磷菌在总聚磷菌种中有所下降,由57.63%降至52.17%,分析认为曝气频率的变化间接提高了1段曝气中的好氧时长,因此好氧吸磷得到强化;曝停频率的改变使得NH4+-N在第一好氧段中的氧化率不断提高,由接种初期的71.53%逐渐上升至88.56%,同时又因为COD在厌氧段基本被去除和好氧时长的增加,短程硝化所生成的NO2--N,部分被反硝化聚磷菌用以缺氧吸磷,小部分被反硝化脱氮菌还原为N2,余者全部进入下一阶段,NO2--N积累最高可达40.63mg/L.值得注意的是,得益于高频间歇曝气模式,反应器内始终处于好氧/缺氧的交替变化状态,NOB抑制效果良好,运行期间NO3--N始终低于1mg/L.

图2 耦合前期PNDPR的污染物去除效能

图3 耦合前期Anammox的污染物去除效能

Anammox-SBR耦合前期旨在配合下一阶段的工艺耦合设计,仅将原有周期时长由12h调整至8h,其他参数与接种前保持一致,由图3中可以观察到,随着对负荷的适应,Anammox脱氮性能逐渐达到稳定,DNO2--N/DNH4+-N和DNO3--N/DNH4+-N值分别为1.30和0.28接近理论值1.32和0.26,脱氮性能良好.综上,PNDPR-SBR去除了大部分COD和P并实现了较高浓度的NO2--N积累,Anammox- SBR脱氮性能良好,均为后续工艺系统耦合奠定良好基础.

2.2 工艺耦合初期系统性能变化

原生活污水中并没有Anammox菌代谢的全部基质,且有机负荷势必会对Anammox菌造成冲击,将短程硝化后的出水与原水相混合不仅可以获得NO2--N基质,稀释进水中的COD同时,还可以通过有机物将反硝化引入Anammox单元中,提高TN去除率[9-10].

因此,将短程硝化出水与原污水相混合作为Anammox单元的进水基质.不过具体细节还需要仔细研究,如进水NO2--N/NH4+-N的比值,理论上应为1.32[11],但一方面考虑不同反应器的运行工况,具体实验具体分析,另一方面考虑有机物的存在必定会富集部分异养菌:如反硝化菌,可能会与Anammox菌竞争基质,从而导致计量比例失衡.所以本研究拟以NO2--N/NH4+-N=1.32为基准调整Anammox单元中的进水基质,初步耦合工艺.

图4 耦合初期PNDPR-Anammox系统内各基质变化

根据上一阶段的实验结果,耦合前期PNDPR在第一段好氧结束后,平均COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为19.01,0.92,9.15,40.27, 0.16mg/L,通过计算控制PNDPR出水:模拟污水= 3.6:1可基本实现进水中NO2--N/NH4+-N=1.32的要求.耦合初期,各级反应器与整个耦合系统的污染物去除效果如图4所示,相较于耦合前期,PNDPR单元在厌氧段的释磷量增加,平均涨幅2.6mg/L,同时厌氧段内去除的COD也有所增加,好氧1段结束后,反应器内的NO2--N积累平均稳定在41.3mg/L,吸磷量平均增加0.41mg/L,好氧2段结束后,反应器内P、NH4+-N浓度极低均小于0.1mg/L,出水NO2--N大幅下降,平均浓度为6.38mg/L,出水NO3--N上升明显,平均浓度为4.26mg/L.因为好氧1段结束后部分出水到Anammox单元,反应器内的生物总量不变,基质总量减少,在原运行模式下,各污染物浓度变化较大,在好氧2段中,曝气量不变,受基质总量限制, NH4+-N很快被消耗,转换积累的NO2--N被DPAOs和DNB所利用,受碳源限制,仍存有部分NO2--N,变向导致了NOB的繁殖,出水NO3--N增加,但相比耦合前期,原进水中NO--N浓度得到稀释,降低了聚磷菌在厌氧段于DNB的碳源竞争,聚磷菌活性提高,释磷量也随之增加.

Anammox单元混合进水的平均COD、P、NH4+- N、NO2--N和NO3--N浓度分别为68.9,1.86, 24.55, 32.74,0.41mg/L,COD/NO2--N=2.11, NH4+-N/NO2—N =1.33,初时NH4+-N、COD去除率仅为60.21%和40.16%,随着反应器的运行,出水NH4+-N、NO2--N和COD去除率逐渐升高,30d时分别达到80.11%、95.35%和71.96%,DNO2--N/DNH4+-N=1.61,DNO3-- N/DNH4+-N=0.04,通过公式(1)计算,厌氧氨氧化的脱氮贡献率为71.83%,反硝化的脱氮贡献率为28.17%.以上结果表明, Anammox初步与DNDPR耦合成功.观察图4(c),出水COD和NO2--N在前8d快速下降,说明COD促使了反硝化菌的快速增长,后续COD浓度下降缓慢,分析可能是来自部分PNDPR出水所包含的有机物大体上是难降解型[12],很难被反硝化菌同化利用;相较耦合前期期,反应器内的NH4+-N去除率虽然在逐渐上升但仍较低,说明反硝化菌的快速增殖会与厌氧氨氧化菌竞争营养和空间,厌氧氨氧化反应被削弱,但通过出水余氨的存在以及较高的化学计量比分析,厌氧氨氧化反应很有可能是受基质限制,无法获得充足的NO2--N.

图4(d)是整个工艺系统的污染物去除效果图,将两级反应器全部出水混合后,30d时,出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为18.16,0.98, 3.45,3.13,2.12mg/L,TN去除率为88.48%,初步认为PNDPR-Anammox耦合工艺启动成功.

2.3 不同进水混合比对耦合工艺系统的影响

初期虽然成功耦合工艺,出水水质良好,但Anammox单元内通过反硝化途径的氮损过高,且出水存有余氨,反应器内的脱氮平衡不稳定,易向反硝化工艺转化.稳定运行关键在于平衡厌氧氨氧化与反硝化反应,因此合理控制进水中各项基质比,如C/N和NO2--N/NH4+-N在适宜的范围内至关重要.研究[13-15]普遍认为相对低C/N比下,厌氧氨氧化主导脱氮反应,相对高C/N下厌氧氨氧化易向反硝化转变,林皓[16]控制进水NO2--N/NH4+-N为1.2～1.5, TN去除率稳定在80%以上,李冬等[14]通过控制水力停留时间,可高效处理C/N为2的模拟生活污水,Li Jin等[17]控制C/N在2左右时,厌氧氨氧化脱氮平均占比为64.86%,Tang等[18]报道称C/N>2.92时,COD对厌氧氨氧化菌产生了明显的抑制作用,也有研究[19-20]称C/N过低时,因为有机碳源的缺乏会导致发生部分反硝化,总氮去除率较低.综上,由于不同的实验条件及运行工况,结果也不尽相同,需要进一步的研究.本研究考虑到PNDPR单元亚硝化出水有机物大多为难降解型和耦合前期Anammox出水存有余氨的情况,调整进水混合比,分别控制进水NO2--N/ NH4+-N为2和1.5进行平行实验,考察不同进水混合比对工艺系统的影响.

通过计算控制PNDPR单元亚硝化出水:模拟生活污水分别为6.7和4.2可基本实现进水中NO2--N/ NH4+-N=2和1.5的需求,两个耦合系统的污染物去除效果分别如图5和图6所示.在好氧1段前,不同基质比下PNDPR单元的污染物去除变化基本保持一致,但短程硝化后由于排出了不同体积的出水,导致反应器内存留的基质总量不同,进水混合比越高,原反应器内基质总量越低,PNDPR单元的最终出水的各项污染物就越低,由于本实验未再进行运行模式的修改,曝气模式不变,进水混合比越高,PNDPR的最终出水的NO3--N于TN中就占比更多.总体来说, PNDPR单元受不同进水混合比的影响较小,因为主要污染物的去除与转换均在厌氧和好氧1段完成,建议未来在好氧2段增加停曝时间或降低曝气强度以进一步抑制NOB,以免影响NO2--N积累.

Anammox单元受进水混合比影响较大,观察图5(c),当进水混合比为6.7时,反应器内进出水的平均COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为46.15和17.05,1.89和1.69,17.19和1.46,37.35和19.26,0.34,1.84mg/L,与耦合前期比较,NH4+-N去除率升高,平均去除率达91.38%, NO2--N去除率却大幅降低,平均DNO2--N/DNH4+-N=1.21,DNO3--N/DNH4+-N=0.09,两计量比均低于理论值,分析原因可能是受低有机物浓度限制,反硝化进行不完全,仅将部分NO3--N还原为NO2--N,导致出水NO2--N浓度较高.通过公式计算Anammox脱氮占比最高可达95.51%,说明在有机物存在的情况下,基质不足才是导致Anammox活性下降的主要原因.

观察图6(c),当进水混合比为4.2时,稳定运行后,Anammox的平均进出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为67.00和14.27,1.72和1.27,21.28和1.78,34.04和6.50,0.43和2.69mg/L. NH4+-N去平均去除率为91.65%, NO2--N去除率为80.81%,平均DNO2--N/DNH4+-N=1.41,DNO3--N/DNH4+-N=0.12,Anammox脱氮平均占比为85.18%,出水TN<10mg/L,达到城镇污水一级A处理标准,种种结果表明厌氧氨氧化和反硝化耦合良好.

图5 NO- 2-N/ NH+ 4-N=2:PNDPR-Anammox系统内各基质变化

图6 NO- 2-N/ NH+ 4-N=1.5:PNDPR-Anammox系统内各基质变化

图5、图6(d)是整个工艺系统的污染物去除效果图,当进水混合比为6.7时,出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为19.08,0.97,1.26, 15.49,1.72mg/L,TN去除率为77.53%,虽然在Anammox单元中,厌氧氨氧化脱氮占比很高,但反应器内并不具备较高的COD条件来去除多余的NO2--N,一方面受限于较低的C/N,另一方面则是PNDPR单元短程硝化出水内包含的有机物大多为难降解型,难以被反硝化菌进一步利用;当进水混合比是4.2时,出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为15.2,0.85, 0.59,5.56和3.33mg/L, TN去除率为89.43%,反应性能良好, PNDPR- Anammox耦合工艺成功实现模拟生活污水的高效处理.

2.4 不同进水混合比下Anammox单元胞外聚合物的含量变化

EPS作为一种由细菌分泌的高分子有机物,可以丰富生物体周围环境的营养[20],形成多层多孔结构[21],进而降低不利环境对酶的抑制[22].EPS的轻度释放可能有助于anammox活性的改善,在适当的氧化石墨烯剂量下可以刺激EPS的产生来增强anammox菌的活性[23],污水中有机物的存在也对EPS有一定的促进作用[24],有研究表明与厌氧氨氧化耦合的大部分反硝化菌属于β-Proteobacteria[25],可以分泌大量EPS有助颗粒化[26],由反硝化细菌产生的EPS能覆盖在anammox颗粒表面作为物理屏障,对anammox细菌有重要的保护作用[27].

图7 不同进水混合比下Anammox单元的污泥EPS含量变化

图7是不同进水混合比的Anammox单元胞外聚合物的含量变化,刚开始的EPS、PN和PS分别为139.81、117.89和21.91mg×g-1,经过30d的运行后,进水混合比为4.2的反应器中微生物分泌的EPS更多,PN/PS比值也更高,这是因为此时反应器内厌氧氨氧化和反硝化耦合良好,有机物的存在促使细菌分泌更多的EPS保护自身,细菌活性的提高也有利于EPS含量的增加.而进水混合比为6.7时,因反应器内有机物浓度较低,如反硝化菌等异养菌可能活性受限,相对EPS分泌量较低.

3 结论

3.1 提出并成功耦合PNDPR-Anammox新工艺,系统稳定运行后出水COD、P、NH4+-N、NO2--N和NO3--N浓度分别为15.2,0.85,0.59,5.56,3.33mg/L, TN去除率为89.43%,表明PNDPR-Anammox耦合工艺成功实现模拟生活污水的高效处理,可在未来实行进一步研究探索.

3.2 进水混合比是基于C/N和NO2--N/NH4+-N的综合参数,目的是保障Anammox单元的稳定运行,通过控制进水混合比为4.2可保障Anammox单元中C/N和NO2--N/NH4+-N分别为2和1.5,平均DNO2--N/DNH4+-N=1.41,DNO3--N/DNH4+-N=0.12, Anammox脱氮平均占比为85.18%,反硝化与Anammox耦合反应良好.

3.3 进水混合比对于整个PNDPR-A系统是双向影响,实现系统高效稳定的运行是基于原水中的各项污染物浓度,其中NO2--N积累串联两级工艺的关键点,以NO2--N积累为基础调控Anammox单元进水在合适的范围内至关重要.

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Study on two-stage PNDPR coupled with Anammox for nitrogen and phosphorus removal.

XU Gui-da1, LI Dong1*, LIU Zhi-cheng1, TAO Bo1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology , Harbin 150090, China)., 2021,41(11)：5133～5141

Considering that the influent of Anammox process must contain two substrates, NO2--N and NH4+-N, and it could only be denitrified. In order to further realize phosphorus removal on this basis, this study proposed to combine phosphorus removal and nitrogen removal with partial nitrification technology, namely partial nitrification and denitrifying phosphorus removal tandem Anammox process: the partial nitrification and denitrification phosphorus removal unit was the first to pass into domestic sewage to convert NH4+-N to NO2--N and remove part of COD. Part of the effluent was mixed with domestic sewage and enters the anaerobic ammonium oxidation unit. At the same time, the partial nitrification and denitrification phosphorus removal unit was denitrified and absorbed phosphorus under the hypoxia state, and the effluent of the two treatment units was mixed and discharged after the end of the reaction. The experimental results showed that controlling the influent mixing ratio to be 4.2 could ensure that the values of C/N and NO2-N/NH4+-N in the Anammox unit were 2 and 1.5, respectively, the average △NO2--N/△NH4+-N=1.41, △NO3--N/△NH4+-N=0.12, Anammox nitrogen 85.2% on average, denitrification and Anammox coupling reaction was good. After stable operation of the whole system, the effluent COD, P, NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentrations were 15.2, 0.85, 0.59, 5.56 and 3.33mg/L, respectively, and the TN removal rate was 89.4%. The PNDPR-Anammox coupling new process successfully realized the efficient treatment of simulated domestic sewage.

short-cut nitrification；anaerobic ammonia oxidation；denitrifying phosphorus removal；influent mixing ratio

X703

A

1000-6923(2021)11-5133-09

徐贵达(1996-),男,河北围场人,北京工业大学硕士研究生,主要从事生活污水脱氮除磷研究.

2021-04-01

北京高效卓越青年科学家计划项目(BJJWZYJH0120191- 0005019);国家水体污染控制与治理科技重大专项(2018ZX07601-001)

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn