N2H4抑制好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)參數(shù)

肖芃穎，張代鈞，蔡 慶（1.重慶理工大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，重慶 400054；.重慶大學(xué)煤礦災(zāi)害動力學(xué)與控制國家重點實驗室，重慶 40000；.重慶工程職業(yè)技術(shù)學(xué)院，礦業(yè)與環(huán)境工程學(xué)院，重慶 40007）

N2H4抑制好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)參數(shù)

肖芃穎1*，張代鈞2，蔡 慶3（1.重慶理工大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，重慶 400054；2.重慶大學(xué)煤礦災(zāi)害動力學(xué)與控制國家重點實驗室，重慶 400030；3.重慶工程職業(yè)技術(shù)學(xué)院，礦業(yè)與環(huán)境工程學(xué)院，重慶 400037）

為聯(lián)氨（N2H4）強化全自養(yǎng)脫氮（CANON， completely autotrophic nitrogen removal over nitrite）工藝性能研究提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，本研究將好氧氨氧化過程動力學(xué)表達分為兩步，于氨（NH4+）氧化生成羥胺（NH2OH）步添加啟動函數(shù)ae-bSNH2OH用于模擬好氧氨氧化啟動加速階段，建立N2H4抑制好氧氨氧化與亞硝酸鹽（NO2-）氧化過程動力學(xué)模型；采用呼吸測量法進行硝化污泥呼吸批次試驗，分別得到 NH2OH氧化生成NO2-和NH4+氧化生成NO2-的好氧氨氧化菌（AOB）產(chǎn)率系數(shù)［YN H2OH=（0.437±0.129）mgCOD/mgN，YNH4+=（0.324±0.0123）mgCOD/mgN］及亞硝酸鹽氧化菌（NOB）產(chǎn)率系數(shù)［YNO=（0.222±0.0112）mgCOD/mgN］；基于N2H4抑制動力學(xué)模型模擬硝化污泥外源性呼吸剖面線首次得到N2H4好氧氧化半飽和常數(shù)［KS,N2H4=（7.96±0.811）mgN/L］，N2H4抑制好氧氨氧化和亞硝酸鹽氧化的動力學(xué)常數(shù)［KI,HON=（7.88±0.783）mgN/L， KI,NO=（1.223±0.555）mgN/L］.

N2H4；好氧氨氧化；亞硝酸鹽氧化；呼吸測量；動力學(xué)參數(shù)估計

聯(lián)氨（N2H4）作為厭氧氨氧化菌（AnAOB）代謝中間產(chǎn)物，能夠強化厭氧氨氧化［1-2］.但是，在全自營養(yǎng)脫氮（CANON）系統(tǒng)中，投加微量N2H4對好氧氨（NH4+）氧化及亞硝酸鹽（NO2-）氧化存在抑制作用［3］.N2H4抑制好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)類型分別為競爭性與非競爭性［4］.添加N2H4抑制純培養(yǎng)硝化細(xì)菌菌株發(fā)現(xiàn)，抑制75%好氧氨氧化菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）活性的N2H4濃度分別為1.8×10-3mol和1.5×10-3mol，N2H4對 NOB的毒性作用較 AOB相比更為強烈

［5］.

呼吸測量方法已被廣泛運用于廢水生物處理過程動態(tài)監(jiān)測及動力學(xué)參數(shù)的測定［6-10］，也被利用于定量評估基質(zhì)毒性或者研究抑制動力學(xué)等［11-12］.本研究采用呼吸測量方法進行硝化污泥呼吸批次試驗，研究微量 N2H4抑制好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)參數(shù)估計，為微量N2H4強化CANON過程動力學(xué)，優(yōu)化CANON反應(yīng)器運行參數(shù)與條件提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，即通過控制CANON系統(tǒng)內(nèi)N2H4水平，強化厭氧氨氧化 （ANAMMOX） 和抑制亞硝酸鹽氧化同時降低對好氧氨氧化的負(fù)面影響，提高CANON反應(yīng)器脫氮性能.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置，污水及污泥

呼吸試驗污泥取自實驗室穩(wěn)定運行的硝化序批式反應(yīng)器（SBR）. 反應(yīng)器以（NH4）2SO4為基質(zhì)，NaHCO3為無機碳源，C：N：P為 65：5：1［13］配制合成廢水. 1L合成廢水加入1mL微量元素液，微量元素液主要組分為：ZnSO4·7H2O，0.43g/L； CoCl2·6H2O，0.24g/L；FeSO4·7H2O，5.0g/L；CaCl2· 2H2O，4.2g/L；MnCl2·4H2O，0.99g/L；CuSO4·5H2O，0.25g/L；MgSO4·7H2O，5.0g/L；（NH4）6Mo7O24·4H2O，1.1g/L；NiSO4.6H2O，0.21g/L；H3BO4，0.014g/L；EDTA，15.0g/L.硝化SBR運行過程pH只通過在配水中加入NaHCO3控制在7.0～8.5范圍內(nèi)， DO濃度通過轉(zhuǎn)子流量計控制空氣曝氣速率保持≥2mg/L，水浴加熱使反應(yīng)器內(nèi)溫度保持在（25±1）℃.

1.2 呼吸批次試驗

本研究呼吸試驗中氧消耗速率（OUR）由實驗室自行研發(fā)的新型混合呼吸測量儀［9］測定.設(shè)計9組呼吸批次試驗，表1為試驗條件.為保證試驗結(jié)果穩(wěn)定可靠，每次呼吸試驗開始前向反應(yīng)池中加入硝化反應(yīng)器出水階段污泥，打開呼吸測量儀好氧曝氣至硝化污泥進行穩(wěn)定內(nèi)源呼吸后開始試驗.呼吸試驗過程中，分別加入0.35gNaHCO3，0.25mLKH2PO4儲備液和0.5mL微量元素溶液及每組試驗對應(yīng)的基質(zhì)與抑制劑.呼吸試驗過程保持DO濃度≥4mg/L；初始pH值通過滴加1mol/L的HCl或NaOH調(diào)節(jié)為7.5±0.5；溫度通過呼吸儀裝置水浴加熱功能控制在（26±0.5）℃.

表1 呼吸批次試驗條件Table 1 Respirometric experimental conditions

1.3 動力學(xué)模型建立

好氧氨氧化過程是在氨單加氧酶（AMO）和羥胺氧化還原酶（HAO）催化作用下進行的兩步生物反應(yīng)過程：AMO催化 NH4+氧化為羥胺（NHOH）， HAO進一步催化NHOH氧化為NO-.

222后一步反應(yīng)過程釋放的4個電子中，一部分回流至AMO酶為NH4+氧化分步提供能量，另一部分則用于維持細(xì)胞合成［14-15］.Chandran等［7］通過硝化污泥間歇試驗證明好氧氨氧化過程中，NH4+氧化分步與 NH2OH氧化分步緊密相連，其假設(shè)催化NH2OH氧化過程的HAO酶通過提供一個驅(qū)動AMO酶活性的還原當(dāng)量致使AMO能夠最大程度加速催化NH4+氧化分步的進行.已有學(xué)者提出將好氧氨氧化過程動力學(xué)考慮為與NH2OH關(guān)聯(lián)的兩步表達形式［16］.本研究基于上述文獻分析，結(jié)合實驗視角，于NH4+氧化生成NH2OH過程動力學(xué)表達中添加一項啟動函數(shù)ae-bSNH2OH模擬好氧氨氧化過程啟動加速階段，建立好氧氨氧化兩步及亞硝酸氧化動力學(xué)模型（見表2）.好氧氨氧化初始階段，SNH OH=0mgN/L，此時ae-bSNH2OH=a （a≠0）

2為一個常數(shù)，NH4+氧化生成NH2OH過程啟動；隨著 反 應(yīng) 進 行 ，SNH2OH≠0mgN/L，a e-bSNH2OH＜a，NH2OH 濃度增加，ae -bSNH2OH值逐漸減小，此時NH4+氧化分步速率受 NH2OH氧化分步速率的影響；當(dāng)NH2OH濃度累積足夠大時，ae -bSNH2OH趨近于0.在此基礎(chǔ)上，基于N2H4競爭性抑制好氧氨氧化以及非競爭性亞硝酸鹽氧化［4］，建立N2H4抑制好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化過程動力學(xué)模型（見表 3）.采用 AQUASIM軟件［17］進行模型擬合及動力學(xué)參數(shù)估計.

表2 未添加N2H4下好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)模型Table 2 Kinetics models of aerobic ammonium oxidation and nitrite oxidation without N2H4addition

表3 添加N2H4下好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)模型Table 3 Kinetics models of aerobic erobic ammonium oxidation and nitrite oxidation with N2H4addition

1.4 取樣與分析

呼吸批次試驗的外源OUR值等于呼吸測量儀測得的總OUR值減去內(nèi)源OUR值.每組呼吸試驗均重復(fù)3次.每組呼吸試驗測定的揮發(fā)性污泥濃度（MLVSS）用于表征試驗污泥的總生物量濃度，每組呼吸試驗的AOB或NOB生物量濃度（XAOB，XNOB）根據(jù)已測得的總生物量濃度參照文獻［18］報道的方法估算求得（表 1）.模型模擬依據(jù)表1中試驗順序進行.

2 結(jié)果與討論

2.1 模型模擬及參數(shù)估計

基于呼吸試驗1，2，3所得外源性O(shè)UR曲線，參考文獻［19］報道的方法，得到 NH4+氧化生成NO2-過程與NH2OH氧化生成NO2-過程的AOB產(chǎn)率系數(shù)（YNH4+，YNH2OH）， NOB產(chǎn)率系數(shù)YNO，模擬硝化污泥批次試驗外源呼吸剖面線得到各反應(yīng)過程動力學(xué)參數(shù)估計值均見表4所示.圖1為實測與擬合的OUR剖面線.

其中，圖1（a）～圖1（c）表示未添加N2H4下好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化過程外源性O(shè)UR曲線：圖1（a）為NO-氧化過程；圖1（b）為NHOH氧化生成NO-

223過程；圖1（c）為NH4+氧化生成NO3-過程.圖1（d）～圖1（g）表示添加 N2H4下好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化過程外源性O(shè)UR曲線：圖1（d）為N2H4好氧氧化過程；圖1（e）為N2H4影響下NO2-氧化過程；圖1（f）為N2H4影響下NH2OH氧化生成NO3-過程；圖1（g）為N2H4影響下NH4+氧化生成NO3-過程.

表4 計量學(xué)及動力學(xué)參數(shù)估計值Table 4 Estimated stoichiometry and kinetics parameters

圖1 實測及模擬的呼吸批次試驗外源性O(shè)UR曲線Fig.1 Measured and simulated exogenous OUR profiles for respirometric tests

2.2 參數(shù)估計值分析

本研究將好氧氨氧化過程分為兩步，基于呼吸測量法分別得到NH2OH氧化為NO2-和NH4+氧化為NO2-的AOB產(chǎn)率系數(shù)YNH2OH和YNH4+（表4）.YNH4+

值雖大于文獻報道的范圍（0.03～0.13mgVSS/mgN）［20］，但與其余部分報道結(jié)果在同一濃度水平［8，18］.本研究YNH2OH值與Ni等［15］報道的結(jié)果在同一濃度水平.NOB產(chǎn)率系數(shù)YNO（表4）與 Sharma等［21］報道的 0.1mgCOD/ mgNOD（0.114mgCOD/mgN）這一結(jié)果在同一濃度水平，但大于文獻報道的范圍（0.02～ 0.07mgVSS/ mgN）［22］.理論上AOB和NOB的實際產(chǎn)率是一個較為穩(wěn)定的值，若微生物生長環(huán)境存在差異，會導(dǎo)致分配于細(xì)胞生長和維持細(xì)胞代謝的能量有所不同，測得的表觀產(chǎn)率系數(shù)就會在很大的范圍內(nèi)波動［22］.本研究采用較高濃度的 NH4+-N（500mgN/L）基質(zhì)運行硝化反應(yīng)器，致使富集的AOB及 NOB可能在分解代謝中獲得的能量大部分用于了細(xì)胞生長，少部分利用于維持細(xì)胞代謝，故測得的細(xì)菌細(xì)胞產(chǎn)率系數(shù)略高于文獻報道值.當(dāng)NH2OH替代NH4+-N作為基質(zhì)時，由于缺少 AMO活性，使得呼吸過程中可以獲得更多NH2OH氧化途徑產(chǎn)生的有效電子［7］.因此本研究中YNH2OH值大于YNH4+值，NH4+-N為基質(zhì)的好氧氨氧化過程存在NH2OH的部分流失.

添加N2H4前后，NH4+氧化生成NH2OH過程的最大比 NH4+-N 利用速率 qmax，NH4均小于Chandran等［18］報道的結(jié)果.微生物自身生長條件（如溫度，堿度等對于微生物生長影響較直接的因素），污泥微生物用于保持細(xì)胞活性所需能量的不同均會導(dǎo)致微生物比生長速率出現(xiàn)差異［23］.好氧氨氧化過程添加 N2H4，競爭性抑制 NH2OH氧化，導(dǎo)致NH2OH累積減少了回流至NH4+氧化分步的電子，間接抑制了AMO活性，最終降低NH4+氧化速率［24］.由表4可以看出，添加N2H4后的qmax，NH4+小于未添加N2H4條件下的該參數(shù)估計值， NH2OH氧化生成NO2-過程的AOB最大比生長速率 μ?max，HON值均在文獻報道范圍內(nèi)（0.019～0.092h-1）［20，25］，添加 N2H4后的 μ?max，HON值略小于未添加 NH時的該參數(shù)估計值；NO-氧

242

化過程的NOB最大比生長速率 μ?max，NO值均在文獻報道范圍內(nèi)（0.012～0.06h-1）［26］；N2H4非競爭性抑制NO2-氧化，微生物比生長速率降低，故添加N2H4后的 μ?max，NO值小于未添加 N2H4時的該參數(shù)估計值.

本研究添加 N2H4前后，好氧氨氧化兩步生物反應(yīng)過程的NH2OH半飽和常數(shù)KS，NH2OH分別為（0.802±0.161）mgN/L 和（0.870±0.359）mgN/L，均小于Ni等［16］報道的結(jié)果，但大于Chandran等［7］報道的 NH2OH半飽和常數(shù)估算值.NO2-氧化過程的NO2--N 半飽和常數(shù) KS，NO2分別為（1.13± 0.0796） mgN/L和（1.24±0.113） mgN/L，均小于Wiesmann［27］報道的結(jié)果，但大于 Chandran等［19］報 道 的 NO2--N 半 飽 和 常 數(shù) 值 ［（0.73± 0.1）mgNOD/L，即（0.64±0.09） mgN/L］.

AOB及 NOB生長的動力學(xué)參數(shù)值波動范圍廣泛，反應(yīng)器運行條件及廢水性質(zhì)的不同均會造成微生物生長環(huán)境相異，影響微生物反應(yīng)過程各動力學(xué)參數(shù)的測定及模擬結(jié)果［24］.本研究目的是為了更好闡述 N2H4對高 NH4+-N條件下CANON系統(tǒng)中好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)特性的影響，所以運行高 NH4+-N硝化反應(yīng)器富集AOB和NOB，致使本研究中部分動力學(xué)參數(shù)估計值與文獻報道結(jié)果有所區(qū)別.理論上，N2H4競爭性抑制好氧氨氧化，添加N2H4前后的 μ? 不變，KS，NHOH變?。环歉偁幮砸种芅O-

max，HON22氧化，添加N2H4前后的 μ? 變小，KS，NO不變［28］.

max，NO2但是本研究實際模擬的上述動力學(xué)參數(shù)估計值與理論分析不盡相同，可能的原因是：本研究中呼吸試驗過程外加N2H4抑制劑濃度與基質(zhì)濃度接近，使得抑制劑濃度相對較高，過分抑制了基質(zhì)氧化過程，給相關(guān)動力學(xué)參數(shù)估計帶來一定誤差.

本研究首次模擬得到N2H4抑制好氧氨氧化和亞硝酸鹽氧化過程動力學(xué)常數(shù)KI，HON， KI，NO以及N2H4好氧氧化過程半飽和常數(shù)KS，N2H4與最大比N2H4利用速率qmax，N2H4的估計值（表4），為N2H4在強化CANON過程中的應(yīng)用提供了基礎(chǔ)數(shù)據(jù).有研究報道部分亞硝化過程中出現(xiàn)N2H4濃度增加的現(xiàn)象，推測與 AOB生長代謝過程有關(guān)，AnAOB可能不是N2H4產(chǎn)生的唯一來源［29］.N2H4影響AOB細(xì)胞生長有待進一步研究.

本研究在NH4+氧化生成NH2OH過程動力學(xué)表達式中添加啟動函數(shù) ae-bSNH2OH，基于動力學(xué)參數(shù)靈敏度分析結(jié)果［30］可知，啟動函數(shù)中常數(shù)a，b對N2H4抑制條件下NH4+氧化生成NH2OH過程動力學(xué)模擬沒有顯著影響.所以，添加 N2H4條件下，啟動函數(shù)中的 a，b常數(shù)作為經(jīng)驗值直接引用未添加N2H4下的結(jié)果（見表4）.啟動函數(shù)的提出為硝化及 CANON過程的動力學(xué)研究提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)和新思路.

3 結(jié)論

3.1 將好氧氨氧化過程動力學(xué)表達分為兩步，于NH4+氧化生成NH2OH過程動力學(xué)表達式中添加啟動函數(shù)ae-bSNH2OH模擬好氧氨氧化過程啟動加速階段，建立 N2H4抑制好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)模型.

3.2 采用呼吸測量法得到NH2OH氧化為NO2-和NH4+氧化為NO2-的 AOB產(chǎn)率系數(shù) YNH2OH，YNH4+分別為（0.437±0.129）mgCOD/mgN和（0.324± 0.0123）mgCOD/mgN，以及 NOB產(chǎn)率系數(shù) YNO=（0.222±0.0112） mgCOD/mgN.

3.3 基于 N2H4抑制動力學(xué)模型，擬合硝化污泥外源性呼吸剖面線，首次獲得以下動力學(xué)參數(shù)估計值：N2H4好氧氧化過程的N2H4半飽和常數(shù) KS，N2H4

=（7.96±0.811）mgN/L，最大比 N2H4利用速率 qmax，N2H4=（0.0916±0.0188）mgN/mgCOD/ h，N2H4抑制好氧氨氧化和亞硝酸鹽氧化過程動力學(xué)抑制常數(shù) KI，HON=（7.88±0.783）mgN/L，KI，NO=（1.223±0.555）mgN/L，以及啟動函數(shù)常數(shù)a=1.91± 0.747， b=1.29±0.806.

［1］ Zakker I， Kroon K， Rikmann E， et al. Accelerating effect of hydroxylamine and hydrazine on nitrogen removal rate in moving bed biofilm reactor ［J］. Biodegradation， 2012，23（5）：739—749.

［2］ Yao Z B， Zhang D J， Xiao P Y， et al. Long-term addition of micro-amounts of hydrazine enhances nitrogen removal and reduces NO and NO3?production in a SBR performing Anammox［J］. Journal of Chemical Technology and Biotechnology， 2016，91（2）：514—521.

［3］ Yao Z B， Cai Q， Zhang D J， et al. The enhancement of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite （CANON） by N2H4addition ［J］. Bioresource Technology， 2013，146（10）：591—596.

［4］ 肖芃穎，張代鈞，姚宗豹，等.N2H4抑制好氧氨氧化及亞硝酸鹽氧化動力學(xué)類型 ［J］. 環(huán)境工程學(xué)報， 2015，9（2）：513—518.

［5］ Tomlinson T G， Boon A G and Trotman C N A. Inhibition of nitrification in the activated sludge process of sewage disposal ［J］. Journal of Applied Microbiology， 1966，29（2）：266—291.

［6］ Guisasola A， Jubany I， Baeza J A， et al. Respirometric estimation of the oxygen affinity constants for biological ammonium and nitrite oxidation ［J］. Journal of Chemical Technology and Biotechnology， 2005，80（4）：388—396.

［7］ Chandran K， Smets B F. Biokinetic characterization of the acceleration phase in autotrophic ammonia oxidation ［J］. Water Environment Research： a research publication of the Water Environment Federation， 2008，80（8）：732—739.

［8］ Fang F， Ni B J， Li X Y， et al. Kinetic analysis on the two-step processes of AOB and NOB in aerobic nitrifying granules ［J］. Applied Microbiology and Biotechnology， 2009，83（6）：1159—1169.

［9］ 張 欣，張代鈞，盧培利，等.應(yīng)用呼吸-滴定測量監(jiān)測硝化動態(tài)過程 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2010，30（10）：1316—1322.

［10］ 張 欣，張代鈞，張 天.基于HPR在線監(jiān)測控制SBR曝氣歷時實現(xiàn)短程脫氮 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2014，34（3）：617-622.

［11］ King E F， Dutka B J. Respirometric techniques ［A］.//Bitton G，Dutka BJ.Toxicity Testing Using Microorganisms ［C］. Florida：CRC Press， 1986：75—113.

［12］ Kong Z， Vanrolleghem P A and Verstraete W. An activated sludge-based biosensor for rapid IC50estimation and on-line toxicity monitoring ［J］. Biosensors and Bioelectronics， 1993，8（1）：49—58.

［13］ Bollmann A， French E， Laanbroek H J. Isolation， cultivation， and characterization of ammonia-oxidizing bacteria and archaea adapted to low ammonium concentrations ［J］. Methods in Enzymology， 2011，486：55—88.

［14］ Hooper A B， Vannelli T， Bergmann D J， et al. Enzymology of the Oxidation of Ammonia to Nitrite by Bacteria. Antonie van Leeuwenhoek， 1997，71（1/2）：59—67.

［15］ Hooper A B. Biochemistry of the Nitrifying Lithoautotrophic Bacteria ［J］. Autotrophic Bacteria， 1989，239—265.

［16］ Ni B J， Ruscalleda M， Pellicer-Nacher C， et al. Modeling nitrous oxide production during biological nitrogen removal via nitrification and denitrification： extensions to the general ASM models ［J］. Environmental Science and Technology， 2011，45（18）：7768—7776.

［17］ Reichert P. Aquasim 2.0-user manual， computer program for the identification and simulation of aquatic systems ［M］. Swizerland：Swiss Federal Institute for Environmental Science and Technology （EAWAG）， 1998：137—151.

［18］ Chandran K， Smets B F. Single-step nitrification models erroneously describe batch ammonia oxidation profiles when nitrite oxidation becomes rate limiting ［J］. Biotechnology and Bioengineering， 2000，68（4）：396—406.

［19］ Chandran K， Smets B F. Estimating biomass yield coefficients for autotrophic ammonia and nitrite oxidation from batch respirograms ［J］. Water Research， 2001，35（13）：3153—3156.

［20］ De Kreuk M K， Picioreanu C， Hosseini M， et al. Kinetic model of a granular sludge SBR： influences on nutrient removal ［J］. Biotechnology and Bioengineering， 2007，97（4）：801—815.

［21］ Sharma B， Ahlert R C. Nitrification and nitrogen removal ［J］. Water Research， 1977，11（10）：897—925.

［22］ Vadivelu V M， Yuan Z， Fux C， et al. Stoichiometric and kinetic characterisation of Nitrobacter in mixed culture by decoupling the growth and energy generation processes ［J］. Biotechnology and Bioengineering， 2006，94（6）：1176—1188.

［23］ Lackner S， Smets B F. Effect of the kinetics of ammonium and nitrite oxidation on nitritation success or failure for different biofilm reactor geometries ［J］. Biochemical Engineering Journal，2012，69：123—129.

［24］ Anderson J H. Studies on the oxidation of ammonia by Nitrosomonas ［J］. Biochemical Journal， 1965，95：688—698.

［25］ Moussa M S， Hooijmans C M， Lubberding H J， et al. Modelling nitrification， heterotrophic growth and predation in activated sludge ［J］. Water research， 2005，39（20）：5080—5098.

［26］ Jubany I， Baeza J A， Carrera J， et al. Respirometric calibration and validation of a biological nitrite oxidation model including biomass growth and substrate inhibition ［J］. Water Research， 2005，39（18）：4574—4584.

［27］ Wiesmann U. Biological nitrogen removal from wastewater ［J］. Advances in Biochemical Engineering/biotechnology，1994，51（51）：113—154.

［28］ Bruce E R， Perry L M.環(huán)境生物技術(shù)：原理與應(yīng)用 ［M］. 北京：清華大學(xué)出版社， 2002.

［29］ Choi J， Jung S， Ahn Y H. Increased hydrazine during partial nitritation process in upflow air-lift reactor fed with supernatant of anaerobic digester effluent ［J］. Korean Journal of Chemical Engineering， 2013，30（6）：1235—1240.

［30］ 肖芃穎.外加微量聯(lián)氨影響全自養(yǎng)脫氮的機制：功能微生物群落與N2O產(chǎn)生 ［D］. 重慶：重慶大學(xué)， 2014.

致謝：本論文的動力學(xué)模擬由重慶工程職業(yè)技術(shù)學(xué)院蔡慶博士協(xié)助完成，在此表示感謝；同時也感謝重慶大學(xué)盧培利教授、姚宗豹博士、彭淑嬋博士、曾善文博士等在實驗中給予的幫助.

Respirometric estimation of kinetics parameters for ammonium and nitrite oxidation under inhibition by N2H4.

XIAO Peng-ying1*， ZHANG Di-jun2， CAI Qing3（1.School of Chemical Engineering， Chongqing University of Technology， Chongqing 400054， China；2.State Key Laboratory of Coal Mine Disaster Dynamics and Control， Chongqing University， Chongqing 400030， China；3.Mining and Environmental Engineering， Chongqing Vocational Institute of Engineering， Chongqing 400037， China）. China Environmental Science， 2016，36（9）：2709～2715

The kinetic of CANON （completely autotrophic nitrogen removal over nitrite） process strengthened by trace hydrazine （N2H4） was investigated to provide fundamental data for further research and engineering application. Aerobic ammonium （NH4+） oxidation was divided into two steps， NH4+oxidation to hydroxylamine step and hydroxylamine oxidation to nitrite step， and a startup function ae-bSNH2OHwas added to the former step to describe the kinetic process of statup phase. Kinetics models for NH4+and nitrite （NO2-） oxidation under N2H4inhibition was established and calibrated with the oxygen uptake rate （OUR） obtained in the respirometric tests. The biomass yield coefficients of AOB for NH2OH oxidation to NO2-（YN H2OH） and NH4+oxidation to NO2-（YNH4+） are estimated as （0.437±0.129）mgCOD/mgN and（0.324±0.0123）mgCOD/mgN， respectively. The biomass yield coefficient of NOB （YNO） is estimated as（0.222±0.0112）mgCOD/mgN. The half-saturation coefficient for N2H4oxidation ［KS，N2H4=（7.96±0.811）mgN/L］， and kinitic inhibitor coefficients for NH4+and NO2-oxidation by N2H4［KI，HON=（7.88±0.783）mgN/L，KI，NO=（1.223± 0.555）mgN/L， respectively］ were first obtained by simulating the exogenous OUR profiles obtained in respirometric tests of nitrifying sludge at first time.

N2H4；ammonium oxidation；nitrite oxidation；respirometry；kinetics parameters estimation

X703

A

1000-6923（2016）09-2709-07

2016-01-19

重慶市自然科學(xué)基金（CSTC2013JJB20002）；重慶理工大學(xué)科研啟動項目（2014ZD36）；重慶理工大學(xué)科研星火計劃項目（2015XH22）

* 責(zé)任作者， 講師， xiaopengying36@163.com

肖芃穎（1987-），女，重慶涪陵人，講師，博士，主要從事廢水生物處理技術(shù)等研究.發(fā)表論文8篇.