包埋固定化硝化污泥處理氨氮廢水的過程特性

許曉毅，張婷婷，尤曉露，呂晨培（1.重慶大學，三峽庫區生態環境教育部重點實驗室，重慶 400045；2.重慶大學，低碳綠色建筑國際聯合中心，重慶 400045）

包埋固定化硝化污泥處理氨氮廢水的過程特性

許曉毅1,2*，張婷婷1,2，尤曉露1,2，呂晨培1,2（1.重慶大學，三峽庫區生態環境教育部重點實驗室，重慶 400045；2.重慶大學，低碳綠色建筑國際聯合中心，重慶 400045）

采用聚乙烯醇（PVA）包埋硝化效能良好的活性污泥制備固定化顆粒，針對不同初始氨氮濃度的模擬廢水，基于序批式間歇反應器小試實驗，探討了包埋顆粒的傳質效能與氮去除過程特性.實驗結果表明:顆粒體積投加率為10%，實驗水溫為26～30℃，pH值為7.5～8.5，反應器DO濃度為4～5mg/L的條件下，各初始氨氮濃度（50～400mg/L）穩定期包埋顆粒最大氨氮去除負荷為61.8～242.3mgN/（L-particles·h）.包埋顆粒對氨氮的去除較符合零級反應動力學模型，其最大氨氧化速率（μmax）為271.40mgN/（L-particles·h），半飽和常數Ks為66.69mg/L，包埋顆粒內氨和氧的有效擴散系數（De）分別為0.467×10-9m2/s、0.279×10-9m2/s.SEM觀察和比表面積測試結果表明，與新鮮顆粒相比，穩定期顆粒內部的比表面積和平均孔徑增加.包埋顆粒，活性污泥，包埋顆粒與活性污泥混合3種體系對比實驗表明，各初始氨氮濃度條件下混合體系可顯著強化生物硝化與脫氮過程，并發生同時硝化反硝化現象.

包埋固定化；氨氮廢水；硝化效能；傳質特性

氮污染會影響水體正常的溶解氧平衡、加快水體富營養化過程［1］，導致生態毒害［2］.氨氮負荷來源廣、排量大，污水中氨氮的高效去除一直是水污染控制領域的熱點和難點.

氨氮廢水處理方法分為兩類：①物化法，如吹脫法、化學沉淀法、折點加氯法和離子交換法等；②生物脫氮法，涉及硝化/反硝化、短程硝化反硝化、好氧反硝化等過程.傳統生物脫氮工藝具有技術成熟且運行管理方便等優點，但受到硝化菌生長速率低、易流失等因素制約，硝化過程仍然是整個生物脫氮過程的限速步驟，對整體脫氮效能具有重要影響［3］.另一方面，高濃度游離氨（FA）對氨氧化細菌（AOB）和亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的活性具有不同程度的抑制，已經被許多研究報道證實［4-5］，亦成為生物脫氮技術的應用瓶頸.

包埋固定化技術可將硝化功能良好的微生物固定在載體材料內部，維持一定硝化菌濃度的同時，可抵御環境脅迫并提高抗沖擊性，是近年生物脫氮領域的重要研究方向之一，目前主要集中在載體選擇、反應參數優化、反應器的構建等方面.日本的Uemoto等［6-7］用光硬化樹脂、聚乙烯醇（PVA）等材料將硝化菌和反硝化菌混合包埋，制成固定化細胞管，實現單級生物脫氮.Sen等［8］研究了單級自養型微生物脫氮效果，采用PVA/海藻酸鈉（Sodium alginate， SA）混合包埋部分硝化菌和厭氧氨氧化菌，確定了溶解氧，硝化菌和厭氧氨氧化菌配比的最佳值分別為1.5mg/L和1：2，在穩定運行階段，總氮（TN）的去除率達到了77%. Strotmann等［9］探討了懸浮和固定化細胞氨氮去除動力學過程.葉正芳等［10］采用自制大孔載體FPU固定化復合微生物菌群處理垃圾滲濾液，進水氨氮平均濃度為565mg/L時，出水氨氮去除率高達99.9%.曹國民等［11］采用PVA混合包埋硝化菌和反硝化菌，研究了pH值、堿度和DO等因素對單級脫氮過程的影響.張振家等以水性聚氨酯為載體包埋硝化污泥，針對微污染源水［12］和特種污水［13］中氨氮的去除，從包埋顆粒的制備［14］、活性的恢復、硝化特性以及操作條件［15］等方面進行了系列研究，確定了聚氨酯包埋硝化菌顆粒的最優制備工藝，建立了固定化顆粒硝化過程的數學模型.PVA是一種典型微生物包埋載體材料［16］. Magrí［17］用PVA包埋馴化后的氨氧化污泥，在連續流混合反應器中分別處理合成氨氮廢水（NH4+-N：267.5～583.5mg/L）和養豬場廢水（NH4+-N：103mg/L），其氨氮去除率為80%. Rostron等［18］采用Linpor、Kaldnes和PVA分別包埋制備固定化硝化菌顆粒，其中PVA包埋顆粒的氨氮去除負荷為0.7kgNH4+-N/m3，優于其他兩種材料.目前，針對PVA包埋顆粒處理高濃度氨氮廢水，在不同氨氮初始濃度下的氨氮去除效能比較、包埋顆粒的傳質特性分析，以及活性污泥-包埋顆粒混合體系等方面的相關文獻較少.

論文基于間歇反應器，針對模擬氨氮廢水，進行了包埋顆粒的傳質特性、理化特性、硝化效能和氮素轉化特性的分析，對比了包埋顆粒體系、活性污泥體系和混合體系3種方式處理氨氮廢水硝化效果，旨在為包埋固定化法去除氨氮提供一定的理論與技術支持.

1 材料與方法

1.1 包埋固定化顆粒制備

表1 氨氮濃度模擬廢水成分（50mg/L）Table 1 Components of the simulated wastewater with the NH4+-N concentration at 50mg/L

1.1.1 包埋污泥的培養馴化 活性污泥取自實驗室穩定運行的生活污水序批式間歇反應器（Sequencing batch reactor， SBR），采用氨氮濃度為50mg/L的模擬廢水進行污泥硝化性能馴化，表1為模擬廢水成分.實驗水溫26～30℃，DO 2～4mg/L，每曝氣24h后靜置沉淀潷去上清液，再加入等量模擬廢水繼續馴化.馴化過程中投加適當活性炭顆粒［19］和碳源物質.檢測污泥比耗氧速率（Specific oxygen uptake rate， SOUR）［20-21］、氨氧化速率.污泥間歇培養15d后，其SOUR達0.4711mg（O2）/（g（MLSS）·min），氨氧化速率達0.0616mgN/（g（MLSS）·min），污泥的硝化性能良好，用以進行包埋造粒.

1.1.2 包埋顆粒的制備 包埋污泥在3000r/ min條件下離心15min，用生理鹽水清洗，重復操作2次.取離心污泥、PVA（平均聚合度：1750± 50）、海藻酸鈉，以體積分數為10%、10%、0.8%均勻混合后，滴入含2%氯化鈣的飽和硼酸溶液中，形成球形顆粒（φ3mm）于4℃冰箱中放置30min交聯固化后，顆粒投入0.5mol/L的Na2SO4溶液中儲存2h［22-23］.為增加包埋顆粒的機械強度，顆粒采用生理鹽水清洗并在-20℃的冰箱里重復凍融4次后［24］，蒸餾水清洗，放置于氨氮濃度為50mg/L的模擬廢水中，于4℃條件下保藏待用.制成的包埋顆粒外觀類呈灰色、彈性優良且具有一定凝膠強度，密度為1.021×103kg/m3，易于流化.

1.1.3 有效擴散系數的測定①氨傳質：將待測包埋顆粒在純水中曝氣20min，以去除顆粒內部及表面的氨氮，燒杯中配置一定氨氮濃度的模擬廢水，顆粒與廢水混合的體積比為1：4.調節溶液pH小于5，以抑制包埋顆粒的硝化反應；采用恒溫水浴鍋將燒杯中混合液溫度控制在30.0±0.1℃，采用磁力攪拌器確保溶液充分混合.②氧傳質：包埋顆粒與去離子水以1：4的體積比混合，盛滿250mL的溶氧瓶，持續通入氮氣2h，使包埋顆粒內部的溶解氧完全消耗，采用恒溫水浴鍋控制溫度為（30.0±0.1℃），采用磁力攪拌器使溶液充分混合，溶解氧儀記錄混合液中溶解氧的變化.

1.2 實驗裝置與測試方法

初始氨氮濃度為50～400mg/L模擬廢水實驗在系列2.5L的SBR反應器中運行，批次進水量2L，曝氣8h，靜置15min后排上清液.各初始氨氮濃度條件下，分別進行單獨投加顆粒、單獨投加污泥，以及二者混合投加等3種體系實驗，實驗裝置如圖1所示.R1中包埋顆粒體積填充率為10%，R2、R3反應器中維持與R1反應器相同的污泥總量，MLSS分別為8000mg/L和 4000mg/L.添加碳源物質維持初始COD濃度約500mg/L左右，實驗水溫26～30℃，溶解氧DO控制在4～5mg/L.參考文獻［11］，初始pH為7.5～8.5，初始堿度/氨氮比值約為11.7.各周期結束后分別測定各反應器內NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN和COD的濃度.每組實驗均設置3個平行實驗.

圖1 實驗裝置圖（R1.包埋顆粒體系；R2.活性污泥體系；R3.混合體系）Fig.1 The experimental equipment （R1. embedded particles system； R2. activated sludge system； R3. mixed system）

測試方法與儀器如下，NH4+-N：納氏試劑光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺光度法；NO3--N、TN：紫外分光光度法；DO：LDO便攜式溶解氧儀；pH：雷磁PHS-3C；COD： DRB200COD，DR1010COD測定儀；比表面積（BET）及孔徑：SCⅠENTZ-10N真空冷凍干燥機、ASAP 2010自動比表面積/孔徑分析儀.

2 結果與討論

2.1 包埋顆粒處理氨氮廢水硝化效能分析

2.1.1 氨氮去除過程 包埋顆粒在不同初始氨氮濃度模擬廢水中，分別連續運行60個周期，氨氮去除負荷如圖2.

圖2 不同氨氮濃度下包埋顆粒體系氨氮去除負荷Fig.2 The ammonia nitrogen removal load of immobilized particles at different ammonium concentrations

如圖2所示，反應初期，各初始氨氮濃度條件下，包埋顆粒氨氮去除負荷均趨近于零.這是由于包埋顆粒尚處于馴化期的失活狀態，硝化菌尚未復蘇.隨著反應周期的延長，包埋顆粒中微生物逐漸適應，氨氮去除負荷逐漸增大并趨于穩定.初始氨氮濃度為50～400mg/L時，包埋顆粒分別在第28、40、46、58、58周期達到氨氮去除負荷的最大值.初始氨氮濃度為50mg/L和100mg/L，氨氮去除負荷最大為61.8mgN/（L-particles·h）和123.6mgN/（L-particles·h），此時氨氮在周期內被完全去除；當初始氨氮濃度≥200mg/L，穩定階段，氨氮去除率下降為48.42%～81.74%，相應的最大氨氮去除負荷為204.4～242.3mgN/（L-particles·h）.鄧巖巖等［26］對包埋硝化細菌的實驗結果表明，當初始氨氮濃度為360mg/L時， HRT為9～14h，氨氮去除負荷最大為234mgN/（L- particles·h）.實驗中高濃度FA對AOB和NOB活性均產生一定的抑制作用；但是氨氮初始濃度較高時，溶液中可能存在氨氣的逸出效應或異養型硝化［25］.同時，較高初始氨氮濃度與顆粒內部存在一定的濃度梯度效應，有利于硝化菌活性恢復.因此，在高濃度氨氮條件下，包埋顆粒仍然可以達到較高的氨氮去除負荷.

2.1.2 周期內氮濃度的變化特性 針對包埋顆粒氨氮去除率穩定階段，不同初始氨氮濃度條件下，周期內（8h）各形態氮含量的變化如圖3所示.

圖3 不同初始氨氮濃度下周期內各形態氮濃度變化Fig.3 The nitrogen concentration in different forms in a cycle at different ammonium concentrations

由圖3可知，當初始氨氮濃度為50mg/L與100mg/L時，氨氮分別在4.5h和6.5h時完全去除；初始氨氮濃度分別為200，300，400mg/L時，周期末氨氮去除率分別為79.39%、63.33%、47.00%，且周期內NO2--N含量始終高于NO3--N，表明NOB對亞硝態氮的氧化速率低于AOB對氨氮的氧化速率.Ⅰsaka等［26］研究表明，當FA濃度高于0.1mg/L時，NOB活性受到抑制，且由于DO在顆粒內擴散深度有限，而AOB對氧的利用能力較NOB強，從而競爭中NOB較為不利.各初始濃度條件下，周期內總氮去除率為11.48%～14.53%，氨氮初始濃度越高（≥100mg/L），總氮去除效應的差別越不顯著，可能與高濃度氨氮更易在弱堿性條件下發生氨氣逸出有關.

2.1.3 氨氮去除動力學分析 選取穩定實驗期各初始氨氮濃度下的包埋顆粒，進行了不同初始氨氮濃度條件下，包埋顆粒氨氮去除動力學實驗.氨氮生物去除動力學可以用Monod方程來表示.

式中：μ為氨氧化速率，mg-N/（L-particles·h）；μmax為最大氨氧化速率，mg-N/（L-particles·h）；Ks為半飽和常數，mg/L；S為底物中氨氮的初始濃度，mg/L.

進行不同初始氨氮濃度下包埋顆粒的間歇反應實驗，以氨氮濃度對反應時間作圖，采用零級動力學方程進行擬合，擬合曲線呈現一組基本平行直線（圖4），擬合相關系數R2為0.9727～0.9981，反應速率與初始濃度無顯著相關性，基本符合零級反應動力學方程.董亞梅等［27］利用聚氨酯包埋硝化菌，對包埋顆粒的氨氮去除動力學進行了分段研究，研究表明，初始氨氮濃度為15～350mg/L時，包埋顆粒硝化反應符合零級反應動力學，與本實驗結果一致.

圖4 不同氨氮濃度下的氧化反應過程Fig.4 Ammonia oxidation processes at different ammonium concentrations

圖5 不同初始氨氮濃度下包埋顆粒氨氧化速率Fig.5 The nitrification rate of immobilized particles at different ammonium concentrations

由圖4可知，通過線性回歸方法可確定包埋顆粒在各初始氨氮濃度條件下的氨氧化速率，進而通過式（1）擬合得到不同初始氨氮濃度條件下，包埋顆粒的最大氨氧化速率（μmax）和半飽和常數Ks，擬合結果如圖5所示.

由圖5可知，包埋顆粒的最大氨氧化速率（μmax）為271.40mgN/（L-particles·h），半飽和常數（Ks）為66.69mg/L，包埋顆粒的μmax/Ks比值為4.07，胡安輝等［28］通過對3種硝化污泥性能進行比較研究，得到其 μmax/Ks值均小于0.3，本實驗結果表明包埋顆粒（亞）硝化活性良好.

2.2 包埋顆粒的理化特征分析

2.2.1 傳質特性 包埋顆粒的混合液中，由于顆粒內外存在濃度梯度，基質會從溶液中向顆粒內部擴散，溶液中基質濃度下降，當顆粒內外基質濃度一致，擴散達到平衡.選取穩定期內初始氨氮濃度為50mg/L中的包埋顆粒，確定氨氮和氧在包埋顆粒內的有效擴散系數（De），溶液中氨氮和氧的初始濃度分別為46.81mg/L和8.05mg/L，擴散實驗結果及求解De擬合曲線如圖6、圖7所示.

根據Pu和Yang［29］，包埋顆粒內基質有效擴散系數De的計算模型如下：

對式（2）進行整理：式中：Cb為主體溶液中的基質瞬間濃度，mg/L；Cb0為主體溶液中的基質初始濃度，mg/L；a為液相體積與顆粒體積之比，無因次；q1為非零正根；R為顆粒半徑.

本實驗取a=4.0，Cb0=50mg/L，R=1.5×10-3m，代入式（3）中，并結合圖6中氨擴散實驗結果，進行ln（1.25Cb/Cb0-1）～t的線性擬合，擬合方程為：

結合式（3），計算得到氨擴散系數De為0.467×10-9m2/s.氧氣有效擴散系數的計算，根據圖7氧擴散實驗結果，進行ln（1.25Cb/Cb0-1）～t的線性擬合，擬合方程為：

結合式（3），計算得到氧擴散系數De為0.279×10-9m2/s.

圖6 氨擴散實驗結果及有效擴散系數的擬合Fig.6 Ammonia diffusion experiments and the fitting curve of effective diffusion coefficient in immobilized particles

圖7 氧擴散實驗結果及有效擴散系數的擬合Fig.7 Oxygen diffusion experiments and the fitting curve of effective diffusion coefficient in immobilized particles

實驗條件下，氨、氧在包埋顆粒內的有效擴散系數分別為0.467×10-9m2/s與0.279×10-9m2/s.曹國民等［30］測得氨氮在15%PVA凝膠空白膜中的擴散系數為0.69×10-9m2/s，并證明PVA凝膠膜的擴散系數隨著含有菌體濃度的增大而減小. Wiesmann等［31］實驗表明包埋微生物空心球體的氧擴散系數為0.1×10-9～1×10-9m2/s.本實驗測得有效擴散系數相對較低的原因，一方面受固定化載體本身理化特征的影響，另一方面由于包埋污泥非純菌體，可能占據相對更多的擴散通道，導致傳質阻力增加.

2.2.2 SEM及微生物特性分析 分別對初始氨氮濃度為50mg/L，反應初期（第2周）和穩定期（第46周）的包埋顆粒進行SEM觀察，實驗結果如圖8所示，反應初期包埋顆粒表面光滑，呈淺灰色，內部形成細密的網狀結構；第46周，顆粒體積膨脹，呈現暗灰色，結構變得疏松，內部孔隙變大.對穩定期包埋顆粒中微生物多樣性分析結果表明，顆粒內部主要分布有亞硝化單胞菌屬（AOB）、硝化螺菌屬（NOB），并存在一定量厭氧（兼性）菌，其中包括反硝化菌屬的施氏假單胞菌. Uemoto等［6］對混合包埋的硝化菌和反硝化菌研究發現，運行一段時間后其在載體內的分布自然會發生變化，硝化菌集中于外層，反硝化菌集中于內層.

圖8 包埋顆粒電鏡圖Fig.8 SEM image of immobilized particles

新鮮包埋顆粒BET比表面積為9.3786m2/g，平均孔徑為79.8031?；穩定期包埋顆粒比表面積為21.9319m2/g，平均孔徑為107.7644?；隨著反應周期的增加，顆粒比表面積和平均孔徑都有所提高，有利于顆粒內外進行物質交換.

2.3 包埋顆粒、活性污泥法與混合體系硝化性能對比

2.3.1 硝化與脫氮效果比較 R1、R2、R3連續反應60個周期，各周期進水氨氮濃度以及出水氨氮濃度如圖9所示.

圖9 各反應器中氮的去除特性（R1.包埋顆粒體系；R2.活性污泥體系；R3.混合體系）Fig.9 Nitrogen removal at different initial concentrations in different reacting systems （R1. embedded particles system； R2. activated sludge system； R3. mixed system）

如圖9所示，當初始氨氮濃度為50mg/L和100mg/L時，R3在第9和24周期時即實現了氨氮完全去除，相較于R1、R2，氨氮去除效能顯著增加.當初始氨氮濃度≥200mg/L時，各體系中出水氨氮濃度波動較大， 實驗條件下不能完全去除，可能是廢水中過高的游離氨對包埋硝化細菌活性存在一定抑制效應.

在各初始氨氮濃度條件下，R3混合反應體系在氨氮與TN去除效果，以及馴化時間等方面，均優于R1、R2.各初始濃度條件下，R3中總氮去除率較R1、R2分別高5%～40%與5%～25%，且初始氨氮濃度越高，總氮去除率越高.一方面R3混合體系中，活性污泥具有一定的吸附效應，包埋顆粒同時也能減弱高濃度游離氨對微生物活性的不利影響，另一方面懸浮污泥和包埋顆粒的協同作用豐富了微生物多樣性.同時，包埋顆粒內部能夠在一定程度上形成缺氧微環境，促進同時硝化反硝化現象發生，亦有助于總氮的去除.

2.3.2 COD去除效果比較 R1、R2、R3反應器中進水COD濃度均為500mg/L左右，連續反應60個周期，各周期出水COD濃度如圖10所示.

圖10 各反應器各初始氨氮濃度下出水COD（R1.包埋顆粒體系；R2.活性污泥體系；R3.混合體系）Fig.10 COD in effluent at different initial concentrations of ammonium in different reactor （R1. embedded particles system； R2. activated sludge system； R3. mixed system）

如圖10所示，進水COD一定時，不同初始氨氮濃度條件下，穩定階段3個反應體系中出水COD濃度分別為R1：200～350mg/L； R2：40～230mg/L；R3：25～200mg/L.氨氮初始濃度較低時，COD的去除效率相對較高.

相比R2、R3，R1對COD的去除率最低.與文獻［12，17］的實驗結果相似.盡管本實驗條件下，包埋污泥中除硝化細菌外，還存在異養菌，但與活性污泥懸浮生長相比，包埋顆粒內部環境不宜于異養菌代謝活性的充分發揮.因此，包埋顆粒對有機物的降解既沒有促進作用，也沒有阻礙作用.

3 結論

3.1 選擇PVA-SA復合材料包埋固定化具有良好硝化性能的活性污泥，以飽和硼酸CaCl2溶液為交聯劑制備球形顆粒；顆粒具有彈性與強度好、易流化等優點.

3.2 包埋顆粒處理不同氨氮初始濃度（50～ 400mg/L）廢水時，穩定期包埋顆粒最大氨氮去除負荷為61.8～242.3mgN/（L-particles·h），高濃度氨氮條件下，包埋顆粒仍具有良好的氨氮去除負荷，但需要相對更長的時間馴化以恢復活性.實驗室條件下，包埋顆粒對氨氮的去除較符合零級反應動力學方程.

3.3 實驗室條件下，氨氮和氧在包埋顆粒內的有效擴散系數分別為0.467×10-9m2/s和0.279× 10-9m2/s.反應穩定期顆粒內部比面積和平均孔徑較新鮮顆粒增加，有利于菌體的附著及顆粒與外界的傳質效應.

3.4 活性污泥與固定化顆粒的混合體系對高氨氮濃度廢水處理具有良好的氨氮去除能力和穩定性.活性污泥中包埋顆粒的投加可削弱高濃度氨氮對微生物的影響，強化生物硝化與脫氮效能.

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Process characteristics of ammonia wastewater treatment by embedded immobilized nitrifying sludge.

XU Xiao-yi1,2*， ZHANG Ting-ting1,2， YOU Xiao-lu1,2， Lü Chen-pei1,2（1.Key Lab of Ministry of Education for Three Gorges Reservoir Region's Eco-Environment， Chongqing University， Chongqing 400045， China；2.National Centre for International Research of Low-carbon and Green Buildings， Chongqing University， Chongqing 400045， China）. China Environmental Science， 2016，36（10）：2988～2996

Polyvinyl alcohol （PVA） as a gel matrix was used to immobilize activated sludge with good nitrification performance. The mass transfer efficiency and nitrogen removal characteristics of immobilized particles were evaluated for different initial ammonium concentration of simulated wastewater in the sequencing batch reactor （SBR）. When the package percentage of immobilized particles， water temperature， pH， and the DO concentration were 10%， 26～30℃，7.5～8.5， and 4～5mg/L， respectively， the maximal ammonia removal load in the stable period kept at 61.8～242.3mgN/（L-particles·h） with different influent NH4+-N concentration of 50～400mg/L. The removal kinetics of ammonia nitrogen followed the zero-order reaction model， furthermore， the maximum ammonia oxidation rate （μmax） and half-saturation constant （Ks） were estimated as 271.40mgN/（L-particles·h） and 66.69mg/L， respectively. According to the diffusion experiments， the effective diffusion coefficient （De） of ammonia and oxygen in immobilized particles were calculated as 0.467×10-9m2/s and 0.279×10-9m2/s， respectively. SEM observation and the test of specific surface area showed that the specific surface area and the average pore diameter in the interior of the particles increased greatly during the stable stage compared with the fresh particles. Comprehensive comparison of three different systems including immobilized particles reactor， activated sludge reactor， and the mixing reactor with immobilized particles and activated sludge was carried out. The sludge reactor with adding immobilized particles could enhance the nitrification and nitrogen removal process significantly. Moreover， the simultaneous nitrification and denitrification also could be observed.

embedded immobilization；ammonia wastewater；nitrification efficiency；mass transfer characteristics

X703

A

1000-6923（2016）10-2988-09

許曉毅（1974-），女，重慶人，副教授，主要從事水污染控制理論與技術研究.

2016-02-29

中央高校基本科研業務費資助項目（106112014CDJZR-210010）

* 責任作者， 副教授， xuxiaoyi@cqu.edu.cn