一体化厌氧氨氧化反应器的优化及其稳定性研究

程 军,张 亮,杨延栋,张树军,彭永臻*(.北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 004;.北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心,北京污水资源化工程技术研究中心,北京000;.哈尔滨工业大学,黑龙江 哈尔滨 50090)



一体化厌氧氨氧化反应器的优化及其稳定性研究

程 军1,张 亮2,杨延栋3,张树军2,彭永臻1*(1.北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124;2.北京城市排水集团有限责任公司科技研发中心,北京污水资源化工程技术研究中心,北京100022;3.哈尔滨工业大学,黑龙江 哈尔滨 150090)

摘要：采用一体化厌氧氨氧化SBR反应器(120L)处理高氨氮废水,研究系统总氮去除负荷提高和稳定性的影响因素.长期试验结果表明:该一体化厌氧氨氧化SBR反应器的最大总氮去除负荷为1.1kg/(m3·d),影响反应器运行稳定性的主要因素有:游离氨浓度、溶解氧浓度、絮体污泥和颗粒污泥相对比例等.在一体化厌氧氨氧化反应器中保持AOB和Anammox活性的相互匹配是维持系统稳定运行的关键因素.大量淘洗絮体污泥会造成氨氧化活性降低和溶解氧升高,从而引起总氮去除负荷下降.限制反应器负荷增加的主要因素有:(1)污泥随出水流失,体系污泥浓度保持恒定;(2)受溶解氧影响AOB和Anammox活性不能同时提高;(3)传质效率难以进一步提高.试验中发现总氮去除负荷和曝气量之间具有很好的相关性,反应器负荷波动时通过调整曝气量来调控反应状态,有利于一体化工艺的稳定运行.

关键词：一体化厌氧氨氧化；絮体污泥；总氮去除负荷；曝气量

* 责任作者, 教授, pyz@bjut.edu.cn

厌氧氨氧化工艺是一种高效、节能的新型脱氮工艺[1].相比传统硝化-反硝化脱氮工艺它具有节省能量、无需外加碳源、能量回收率高、污泥产量少等显著优势[2].基于厌氧氨氧化的一体化工艺是反应器中同时存在氨氧化菌(AOB)和厌氧氨氧化菌(Anammox),低氧条件下AOB消耗溶解氧产生NO2-为Anammox提供底物并创造缺氧环境,Anammox将NO2-和NH4+转化为N2[3-4].一体化工艺具有工艺流程简单、运行管理方便、亚硝冲击负荷小等特点.经过长期的试验研究和工程实践,厌氧氨氧化工艺在处理污泥消化液、垃圾渗滤液、味精废水、制药废水、养殖废水等高氨氮废水方面已经取得了显著的成果[5-6].目前,城市生活污水的厌氧氨氧化处理技术已经成为研究热点,它将最大限度地提高污水的能量回收率,实现污水处理厂能量自给甚至产能[7].

根据调查,截止到2014年,全世界用于处理高温、高氨氮、低C/N的短程硝化-厌氧氨氧化污水处理工程已达到100座,其中88%采用一体化工艺且SBR反应器占到50%,而DEMON工艺占到所有SBR工艺形式的80%[8].在实际运行中大多采用在线监测控制策略,其中DO和pH值是应用最广泛的控制参数,适宜的DO可以避免厌氧氨氧化菌受抑制并控制硝化细菌(NOB)的增长,适宜的pH值则可以避免过高的游离氨(FA)或游离亚硝酸(FNA)对厌氧氨氧化菌的抑制[9].然而,由于一体化厌氧氨氧化工艺运行精细化程度高、操作困难、受外界环境影响大等因素的影响,仅仅依靠DO和pH值的控制策略往往不能实现一体化工艺的长期稳定运行.目前,虽然关于一体化厌氧氨氧化SBR反应器的研究较多,且在实际工程中得到较为广泛的应用,但是有关絮体污泥和颗粒污泥的关系以及比例对系统稳定性和反应负荷的影响研究不够全面.而且由于厌氧氨氧化菌生长速率缓慢[10],普遍存在反应器接种污泥缺乏现象,尤其对于城市生活污水处理厂,接种污泥的来源将是污水处理厂主流区实现厌氧氨氧化工艺的主要问题之一[11].因此进一步优化一体化厌氧氨氧化工艺,提高系统稳定性和总氮去除负荷,实现Anammox菌快速大量富集对厌氧氨氧化工艺的推广应用有重要意义.本论文以SBR反应器为研究对象,考察了一体化工艺总氮去除负荷的变化及其限制因素;并研究了反应负荷提高过程中游离氨、絮体污泥浓度、溶解氧等因素对系统稳定性的影响以及曝气量与DO、总氮去除负荷(NRR)之间的关系,并且提出了以曝气量作为控制反应状态的控制策略.

1　材料与方法

1.1 反应器形式及运行条件

本试验采用SBR反应器,如图1所示.反应器内径380mm,高1100mm,有效容积120L,曝气设备采用微孔曝气盘和空压机.曝气量通过转子流量计控制.反应器接种污泥来自一中试规模的SBR反应器[12],污泥形态为絮体污泥和颗粒污泥,接种污泥浓度为4000mg/L,其中絮体污泥(粒径<200µm,下同)占60%.颗粒平均粒径309µm.

反应器稳定期间运行周期为12h,负荷降低调整为24h.其中进水10min,连续曝气11～23h,沉淀30min,排水20min,排水比为1/4.试验控制反应器温度为30℃,后一阶段调整为34℃,pH值控制在6.9～7.8之间.反应过程中监测NO2-浓度,通过调整曝气量控制NO2-浓度在5～20mg/L之间.

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

1.2 试验用水

进水采用北京高碑店污水处理厂初沉池出水加入NH4HCO3模拟高氨氮、低C/N废水.进水水质为:NH4+-N:550～2800mg/L、NO2--N: 0～ 10mg/L、COD:150～300mg/L、TP:5～8mg/L.

1.3 分析方法

试验过程中利用在线设备监测反应器内NH4+、NO2-和NO3-浓度,pH值、温度和DO采用WTW便携式检测仪(340i)检测;试验末取出水检测,其中NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定;亚硝酸盐和硝酸盐采用离子色谱检测;污泥浓度采用滤纸过滤称重法;粒径分析采用马尔文激光粒度仪测定.

2　结果与分析

试验共进行了118d,整体表现为随着曝气量的提高总氮去除负荷逐渐增加并最终稳定在1.1kg/(m3·d)左右,平均总氮去除率为87%.随着反应进行,污泥粒径逐渐增加,最终颗粒污泥平均粒径维持在500～600µm.污泥粒径的增加是在水力剪切力和水力筛分双重作用下产生的,颗粒粒径增大一方面可以增加颗粒内部缺氧区的范围,避免溶解氧对厌氧氨氧化菌的影响有利于反应负荷提高,但同时又会降低传质效率使反应速率降低;另一方面,颗粒粒径过大颗粒内部产生的N2不能迅速排出,形成空腔使颗粒漂浮在水面上,容易随出水流失[13].所以随着反应负荷的增加,颗粒污泥粒径最终维持在500～600µm.

2.1 反应器运行稳定性影响因素分析

试验期间,出现了3次明显的负荷波动现象(图2).结合不同的运行条件,重点分析了一体化反应器稳定运行的影响因素.

2.1.1 游离氨浓度对系统稳定性的影响 第Ⅰ阶段为反应器接种和活性恢复阶段.反应前10d污泥活性逐渐恢复.由于进水pH值升高,在10～16d出现了第一次负荷降低,表现为NO2-积累明显,溶解氧升高,总氮去除率下降.试验结果表明系统内氨氧化活性并没有发生变化,而厌氧氨氧化活性明显降低.游离氨(FA)浓度过高是厌氧氨氧化菌受抑制的主要原因.根据NH4+和NH3的解离平衡,FA浓度随着NH4+-N浓度和pH的增加而增加[14].而在此阶段进水混合液NH4+-N浓度为450mg/L, pH=8.3～8.5,对应的FA浓度则为68.11～99.16mg/L.

根据已有报道,当水中FA浓度大于70mg/L时就会对厌氧氨氧化菌造成抑制[15],长期的运行结果也表明,当进水NH4+-N浓度高于700mg/L时就会引起厌氧氨氧化活性的抑制,随着氨氮浓度逐渐降低厌氧氨氧化反应速率提高.通过降低进水pH值,在7个周期内反应器总氮去除负荷从0.2kg/(m3·d)提高到0.6kg/(m3·d),并且维持在稳定水平,同时曝气量30L/h提高到60L/h,平均总氮去除负荷高于接种污泥反应器.从图3可以看出该阶段反应器内污泥浓度增加并逐渐维持稳定,这是反应负荷增加的主要原因.另外,小试反应器良好的混合状态提高了传质效率,其总氮去除能力高于中试反应器.

图2　总氮去除负荷和去除率变化Fig.2　Variations of total nitrogen removal rate and efficiency

图3　污泥浓度变化Fig.3　Variations of mixed liquor suspended sludge concentration

2.1.2 絮体污泥所占比例对系统稳定性的影响第Ⅱ阶段反应温度从30℃提高到34℃,反应器总氮去除负荷迅速提高到0.8kg/(m3·d).为了促进系统内污泥颗粒化形成,从第38d开始,每天排出8L混合液,用200µm孔径筛子筛分,颗粒污泥返回到反应器中,絮体污泥直接排放.初始反应器混合液污泥浓度为5252mg/L,其中絮体污泥占到55.9%.随着絮体污泥排出,反应器总氮去除负荷呈现下降趋势.排泥初期反应负荷下降缓慢,而从第55d开始发生突降,第57d总氮去除负荷降低到0.35kg/(m3·d),占最高总氮去除负荷的31.3%,此时体系中絮体污泥比例下降到27.8%.分子生物学试验表明:AOB主要存在于絮体污泥中而Anammox则主要存在于颗粒污泥中[16],大量排出絮体导致体系内微生物结构发生较大变化.排泥初期体系中AOB是过量的, 增加曝气量溶解氧浓度升高,使得体系仍能维持较高的氨氧化活性,从而弥补了AOB流失引起的氨氧化活性下降.然而随着排泥继续进行,体系中AOB进一步流失,相反Anammox主要存在于颗粒中,丰度基本保持不变.絮体污泥排放导致了反应器氨氧化活性下降,引起亚硝浓度受限,反应负荷迅速下降.试验结果表明一体化厌氧氨氧化反应器中保持微生物之间的协调关系是至关重要的[17].为了保证体系正常运行,停止排泥并逐渐增加曝气量,经过5个周期恢复,系统达到较高的总氮去除负荷,并稳定维持在0.85kg/(m3·d),以上结果说明AOB增长速率较快[18],系统氨氧化活性在较短时间内得到恢复进而与厌氧氨氧化活性相匹配.

2.1.3 溶解氧对系统稳定性的影响 随着曝气量逐渐提高,溶解氧升高反应负荷逐渐增加.在反应第76d反应器总氮去除负荷再一次出现了明显的下降.表现出氨氧化和厌氧氨氧化活性迅速降低,溶解氧、pH值升高现象.图3表明,尽管第Ⅱ阶段末停止排泥,但是由于出水中絮体流失较多,经过18d运行絮体污泥浓度仍维持在1500mg/L以下,占混合液污泥总量的32.2%.在絮体浓度较低的情况下,氨氧化活性较低,反应器内微生物耗氧速率下降,同样的曝气量下体系溶解氧明显升高,尤其在第76d和80d溶解氧浓度提高到0.8mg/L.溶解氧的升高造成了Anammox严重抑制,引起总氮去除率下降. Joss等[19]使用ATU对AOB进行抑制后同样引起氨氧化活性降低、溶解氧升高,在很短的时间内厌氧氨氧化活性完全受到抑制.Hubaux等[17]也指出少量絮体污泥可以显著影响反应效果和体系对溶解氧的适应能力.在第81d,对厌氧氨氧化菌活性做了测试,进水NH4+-N和NO2--N浓度分别为386, 77.75mg/L,缺氧搅拌3h,出水NH4+-N和NO2--N浓度分别为324,0.75mg/L,对应厌氧氨氧化活性为1.11kg/(m3·d),这进一步表明高DO抑制了厌氧氨氧化菌活性,在厌氧条件下厌氧氨氧化活性可以较快恢复.

长期的试验结果表明,在絮体污泥和颗粒污泥混合的一体化反应器中游离氨浓度、亚硝酸盐浓度、絮体污泥与颗粒污泥的相对比例以及溶解氧浓度等是影响反应器稳定运行的关键因素.稳定的进水水质、适宜的曝气量以及合理的微生物结构组成有利于一体化厌氧氨氧化反应器去除负荷快速提高,并促进系统运行的稳定性.

2.2 反应器总氮去除负荷限制性因素

图2表明,反应器总氮去除负荷随试验运行逐渐增加.试验进行100d以后,反应器总氮去除负荷基本保持稳定.为了探究一体化厌氧氨氧化反应器的最大总氮去除负荷,通过提高曝气量使系统中存在一定的NO2-积累,平均NO2--N浓度约为15mg/L,考察在NO2-浓度不受限的情况下反应去除负荷能否进一步提高.试验结果表明:该系统的最大总氮去除负荷为1.1kg/ (m3·d).进一步提高曝气量会造成系统NO2-的迅速积累和溶解氧升高,而试验中发现当NO2--N浓度大于80mg/L、溶解氧大于0.8mg/L时就会引起厌氧氨氧化菌的抑制.

为了验证增加厌氧氨氧化菌是否能够进一步提高总氮去除负荷,反应第119d从反应器中排出10L混合液,并用500µm筛网筛分另外10L混合液中的颗粒污泥混合后投入到一个11.5L的SBR反应器中,反应器污泥浓度为7293mg/L,其中絮体污泥占到39.3%.在相同的反应条件下运行15d后发现该小试反应器的总氮去除负荷并没有提高,平均为1.067kg/(m3·d).说明原一体化反应器中厌氧氨氧化菌是过量的,在氨氧化不受限的情况下,基质的传递效率成为了限制反应负荷进一步提高的主要因素.

根据已有报道,SBR一体化厌氧氨氧化反应器的总氮去除负荷均在1.0kg/(m3·d)以下,如表1所示.综合分析本试验和已有的文献报道,限制一体化厌氧氨氧化SBR反应器负荷提高的原因主要有:(1)污泥随出水流失导致体系中污泥浓度基本保持恒定(MLSS=6000mg/L)不再增加,而在MBBR或MBR反应器中可以有效持留污泥从而达到更高的总氮去除负荷[24-25];(2)本系统是絮体污泥和颗粒污泥的混合体系,AOB和Anammox分别主要分布在絮体污泥和颗粒污泥中[17],反应器溶解氧控制较低,限制了氨氧化速率,然而进一步提高溶解氧会造成厌氧氨氧化菌的抑制.已有的报道表明,在纯颗粒污泥与生物膜一体化厌氧氨氧化系统中AOB主要附着在颗粒表面,可以消耗溶解氧避免颗粒内部的Anammox受到抑制[26],从而可以在较高的溶解氧(0.8～1.5mg/L)条件下运行并达到更高的总氮去除负荷[1.5kg/ (m3·d)][27].因此合理的微生物分布结构有利于不同菌群之间的协同发展;(3)低曝气量条件下很难保证颗粒的混合状态,从而影响传质效率,限制氮去除负荷的提高,所以在SBR反应器中如何促进传质也是研究重点之一.

表1　一体化厌氧氨氧化SBR反应器总氮去除负荷Table 1　Summary of total nitrogen removal rate of various single-stage anammox reactors

2.3 曝气量与总氮去除负荷之间的关系

图4　曝气量与总氮去除负荷关系Fig.4　The correlation between aeration rate and total nitrogen removal rate

在厌氧氨氧化工艺的实际应用中,通常溶解氧的调控被认为是反应器稳定运行的关键因素.然而由于受到检测设备的准确程度、反应器混合的均匀程度以及调控的滞后性等因素的影响,溶解氧往往不能及时、准确地反映系统真实的运行状态.试验发现曝气量与总氮去除负荷之间存在很好的相关性,如图4所示.随曝气量的增加,总氮去除负荷逐渐提高(NRR=0.3～1.0kgN/(m3⋅d),Q=60～150L/h);在反应稳定阶段曝气量基本保持恒定(NRR=1.0kgN/ (m3⋅d),Q=160L/h).而在整个反应过程中溶解氧基本保持恒定(0.1～0.3mg/L,图2).很显然,当反应负荷发生变化时曝气量更能准确地反映反应器状态.在反应器启动和稳定运行过程中,可以通过调节曝气量来调控和维持反应器处于最佳的运行状态.当反应器进水负荷发生波动时能够及时、准确地通过调整曝气量避免发生过曝气,有利于实际工程的稳定运行.

3　结论

3.1 在絮体污泥与颗粒污泥混合的一体化厌氧氨氧化系统中,絮体污泥的作用非常重要.絮体污泥所占比例不宜小于混合液总量的30%.

3.2 絮体和颗粒混合的一体化厌氧氨氧化SBR反应器的最大总氮去除负荷约为1.1kg/(m3·d).限制负荷进一步提高的因素有生物量、传质效率和微生物分布结构,合理的微生物分布结构有利于一体化厌氧氨氧化反应器总氮去除负荷的提高. 3.3 在一定的反应器形式下,曝气量和总氮去除负荷具有很好的相关性,可以通过调整曝气量调控反应器运行状态.

参考文献：

[1] Ni S Q, Zhang J. Anaerobic ammonium oxidation: Fromlaboratory to full-scale application [J]. Biomed Research International, 2013.

[2] Kuenen J G. Anammox bacteria: from discovery to application [J]. Nature Reviews Microbiology, 2008,6(4):320-326.

[3] 郑冰玉,张树军,张 亮,等.一体化厌氧氨氧化工艺处理垃圾渗滤液的性能研究 [J]. 中国环境科学, 2014,34(7):1728-1733.

[4] Chu Z-r, Wang K, Li X-k, et al. Microbial characterization of aggregates within a one-stage nitritation–anammox system using high-throughput amplicon sequencing [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,262:41-48.

[5] 曹天昊,王淑莹,苗 蕾,等.不同基质浓度下SBR进水方式对厌氧氨氧化的影响 [J]. 中国环境科学, 2015,35(8):2334-2341.

[6] 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. [7] Kartal B, Kuenen J G, van Loosdrecht M C M. Sewage Treatment with Anammox [J]. Science, 2010,328(5979):702-703.

[8] Lackner S, Gilbert E M, Vlaeminck S E, et al. Full-scale partial nitritation/anammox experiences an application survey [J]. Water Research, 2014,55:292-303.

[9] Jin R C, Yang G F, Yu J J, et al. The inhibition of the Anammox process: A review [J]. Chemical Engineering Journal, 2012,197: 67-79.

[10] Strous M, Heijnen 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 and Biotechnology, 1998,50(5):589-596.

[11] Xu G J, Zhou Y, Yang Q, et al. The challenges of mainstream deammonification process for municipal used water treatment [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015,99(6):2485-2490.

[12] 韩晓宇,常 江,孟春霖,等.短程硝化/厌氧氨氧化一步法自养脱氮中试研究 [J]. 中国给水排水, 2014,(19):1-5+10.

[13] Ali M, Chai L Y, Tang C J, et al. The increasing interest of ANAMMOX research in China: Bacteria, process development, and application [J]. Biomed Research International, 2013.

[14] 张 亮,张树军,彭永臻.污水处理中游离氨对硝化作用抑制影响研究 [J]. 哈尔滨工业大学学报, 2012,(2):75-79.

[15] Tang C J, Zheng P, Mahmood Q, et al. Start-up and inhibition analysis of the Anammox process seeded with anaerobic granular sludge [J]. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology, 2009,36(8):1093-1100.

[16] Zhang L, Liu M M, Zhang S J, et al. Integrated fixed-biofilm activated sludge reactor as a powerful tool to enrich anammox biofilm and granular sludge [J]. Chemosphere, 2015,140:114-118.

[17] 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.

[18] 张 亮.高氨氮污泥消化液生物脱氮工艺与优化控制 [D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2013.

[19] Joss A, Derlon N, Cyprien C, et al. Combined nitritationanammox: Advances in understanding process stability [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(22):9735-9742.

[20] Winkler M K H, Kleerebezem R, van Loosdrecht M C M. Integration of anammox into the aerobic granular sludge process for main stream wastewater treatment at ambient temperatures [J]. Water Research, 2012,46(1):136-144.

[21] Gao J L, Chys M, Audenaert W, et al. Performance and kinetic process analysis of an Anammox reactor in view of application for landfill leachate treatment [J]. Environmental Technology, 2014,35(10):1226-1233.

[22] Zhao J, Zuo J N, Wang X L, et al. GeoChip-based analysis of microbial community of a combined nitritation-anammox reactor treating anaerobic digestion supernatant [J]. Water Research, 2014,67:345-354.

[23] Gilbert E M, Muller E, Horn H, et al. Microbial activity of suspended biomass from a nitritation-anammox SBR in dependence of operational condition and size fraction [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013,97(19):8795-8804.

[24] Lackner S, Horn H. Comparing the performance and operation stability of an SBR and MBBR for single-stage nitritationanammox treating wastewater with high organic load [J]. Environmental Technology, 2013,34(10):1319-1328.

[25] Liang Y H, Li D, Zhang X J, et al. Performance and influence factors of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process in a biofilter packed with volcanic rocks [J]. Environmental Technology, 2015,36(8):946-952.

[26] Morales N, Val Del Rio A, Vazquez-Padin J R, et al. Integration of the Anammox process to the rejection water and main stream lines of WWTPs [J]. Chemosphere, 2015,140:99-105.

[27] 王元月,魏源送,张树军.厌氧氨氧化技术处理高浓度氨氮工业废水的可行性分析 [J]. 环境科学学报, 2013,33(9):2359-2368.

Optimization and stability of single-stage anammox reactor. CHENG Jun1, ZHANG Liang2, YANG Yan-dong3, ZHANG Shu-jun2, PENG Yong-zhen1*(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.Research and Development Center of Beijing Drainage Group Co., Ltd., Beijing Wastewater Recycling Engineering Technology Research Center, Beijing 100022, China；3. Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental science, 2016,36(4)：1027～1032

Abstract：Key operational parameters of single-stage partial nitritation/anammox (PN/A) process was investigated to achieve higher nitrogen removal rate (NRR) and robustness by using a sequencing batch reactor (SBR) (120L) treating ammonia-rich wastewater. Long-term operation demonstrated that the maximum NRR of the reactor was 1.1kgN/(m3·d). The main parameters influenced the stability of the reactor were: free ammonia concentration, dissolved oxygen (DO) concentration and the relative proportions of the granules and flocs. The balance of AOB and anammox activity was the key to a robust single-stage PN/A operation. Excess discharge of floc sludge led to a decrease of ammonia oxidation rate and a high and inhibitory DO level to anammox bacteria, which eventually triggered the dramatic drop of NRR. The limiting factors of further improvement of NRR were: (1) sludge concentration stabilized due to biomass washout; (2) anammox and AOB activity could not be promoted simultaneously when further increasing DO levels; (3) mass transfer could not be further enhanced. Furthermore, NRR showed strong correlation with aeration rate in this study. Therefore, aeration rate could be an alternative regulating parameter under fluctuating influent load.

Key words：single-stage anammox；flocs；total nitrogen removal rate；aeration rate

作者简介：程 军(1991-),男,陕西咸阳人,北京工业大学硕士研究生,主要从事污水生物处理理论与应用研究.

基金项目：国家自然科学基金(51478013),城市水资源与水环境国家重点实验室开放基金项目(哈尔滨工业大学,项目号QAK201502)

收稿日期：2015-09-29

中图分类号：X703

文献标识码：A

文章编号：1000-6923(2016)04-1027-06