缺氧/好氧和協(xié)同控制DO/HRT工藝對(duì)亞硝化的影響比較

張　杰 ,張艷輝,李　冬,梁瑜海,關(guān)宏偉,趙世勛

(1.水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(北京工業(yè)大學(xué)),北京 100124; 2.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué)),哈爾濱 150090)

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缺氧/好氧和協(xié)同控制DO/HRT工藝對(duì)亞硝化的影響比較

張杰1,2,張艷輝1,李冬1,梁瑜海1,關(guān)宏偉1,趙世勛1

(1.水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(北京工業(yè)大學(xué)),北京 100124; 2.城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室(哈爾濱工業(yè)大學(xué)),哈爾濱 150090)

摘要:為比較協(xié)同控制DO/HRT和缺氧/好氧兩種運(yùn)行方式對(duì)亞硝化的影響,在常溫(18～22 ℃)下,采用兩組2級(jí)連續(xù)攪拌反應(yīng)器(CSTR),1#采取協(xié)同控制DO/HRT的啟動(dòng)和運(yùn)行方式,2#采取缺氧/好氧的方式,分別比較兩種方式在亞硝化的啟動(dòng)時(shí)間、穩(wěn)定運(yùn)行效果、曝氣能耗、對(duì)進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降的適應(yīng)性以及污泥沉降性能上的差異.結(jié)果表明:1#、2#分別用了26和41 d實(shí)現(xiàn)了亞硝化;在以原水經(jīng)AO除磷出水為進(jìn)水時(shí)(NH4+-N質(zhì)量濃度35～43 mg/L),兩種運(yùn)行方式亞硝化效果均較好,但缺氧/好氧的運(yùn)行方式節(jié)省了約20%的曝氣能耗.當(dāng)進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度由43 mg/L下降到27 mg/L時(shí),1#亞硝化失穩(wěn),最終亞硝化率下降到67.39%,而2#亞硝化較穩(wěn)定,亞硝化率保持在88%以上;1#和2#在整個(gè)過(guò)程中污泥沉降性能良好.利用協(xié)同控制DO/HRT的方式啟動(dòng)亞硝化,隨后轉(zhuǎn)變?yōu)槿毖?好氧運(yùn)行,有助于亞硝化的快速啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行，并能節(jié)省曝氣能耗.

關(guān)鍵詞:生活污水; 亞硝化; 連續(xù)攪拌反應(yīng)器; 缺氧/好氧; 水力停留時(shí)間; 溶解氧

厭氧氨氧化工藝因無(wú)需外加碳源、污泥產(chǎn)量低等優(yōu)點(diǎn)成為目前已知最為節(jié)能、經(jīng)濟(jì)的脫氮途徑[1-3],而作為厭氧氨氧化前段工藝的亞硝化的穩(wěn)定運(yùn)行一直是研究的熱點(diǎn)和難點(diǎn)[4-5].目前，亞硝化反應(yīng)器類型的研究正在由SBR向連續(xù)流反應(yīng)器轉(zhuǎn)變,而CSTR(恒流攪拌反應(yīng)器)作為典型的連續(xù)流反應(yīng)器備受重視.目前，文獻(xiàn)中提到的亞硝化的控制因素主要有pH、溫度[6]、基質(zhì)濃度[7]、超聲波處理[8]、投加抑制劑[9]、溶解氧(DO)、水力停留時(shí)間(HRT)[10]、缺氧/好氧[11]等.然而,在污水處理廠的實(shí)際運(yùn)行中,pH、溫度、基質(zhì)濃度屬于原水自然屬性，難以人為改變;投加抑制劑在工程上的可行性和經(jīng)濟(jì)性仍有質(zhì)疑;超聲波處理對(duì)亞硝化的影響還存在較大爭(zhēng)議.相比之下,協(xié)同控制HRT和DO以及缺氧/好氧的運(yùn)行方式在實(shí)際工程中的可行性和經(jīng)濟(jì)性更強(qiáng).然而,在對(duì)實(shí)際生活污水的處理上,針對(duì)以上兩種方式的研究還很少,對(duì)二者進(jìn)行比較的研究更是鮮有報(bào)道.

為此,采用兩組2級(jí)CSTR,1#采用協(xié)同控制DO和HRT的方式運(yùn)行,2#采用缺氧/好氧的策略運(yùn)行,對(duì)兩種運(yùn)行效果進(jìn)行比較,以期提出亞硝化較快的啟動(dòng)策略及較穩(wěn)定的運(yùn)行策略,為亞硝化的工程應(yīng)用提供技術(shù)支持.

1實(shí)驗(yàn)

1.1實(shí)驗(yàn)裝置和方法

實(shí)驗(yàn)在北京某污水廠進(jìn)行,采用兩組相同的2級(jí)CSTR (1#、2#),如圖1所示.2級(jí)CSTR中各級(jí)的有效容積為7 L,通氣管的目的是使2級(jí)CSTR水流通暢,每一級(jí)底部設(shè)置曝氣沙盤,通過(guò)可調(diào)式氣泵為反應(yīng)過(guò)程提供溶解氧,由轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制氣量.

啟動(dòng)前5 d為固定1#2級(jí)DO確定HRT階段,采用試算法,即設(shè)置1#2級(jí)DO分別為0.6～0.8和0.2～0.4 mg/L,根據(jù)經(jīng)驗(yàn)數(shù)據(jù)初定1#的HRT為6 h,試運(yùn)行5 d,期間測(cè)定出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N的變化情況,若氨氧化率在90%以上,則將HRT每次縮短0.5 h直到氨氧化率在(70±5)%為止.為使1#和2#的亞硝化效果更具可比性,最終確定5.5 h作為1#和2#共同的HRT.

1.2實(shí)驗(yàn)用水和接種污泥

如表1所示,1#和2#共同經(jīng)歷了3個(gè)階段,即啟動(dòng)階段S1(第6～55天)、以原水經(jīng)AO除磷出水為進(jìn)水階段S2(第56～75天)和以原水經(jīng)AO除磷出水為進(jìn)水但NH4+-N質(zhì)量濃度下降的適應(yīng)階段S3(第76～95天),各階段進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度和運(yùn)行參數(shù)見表1.

在啟動(dòng)階段S1采用人工模擬生活污水.向自來(lái)水中投加(NH4)2SO4至NH4+-N質(zhì)量濃度為95～100 mg/L,投加 NaHCO3提供堿度,堿度與NH4+-N質(zhì)量比為10∶1,pH為7.5～8.0,每1 L 模擬廢水中含有0.136 g KH2PO4,同時(shí)含有微生物生長(zhǎng)必需的微量元素.在S2階段采用城市污水廠原污水經(jīng)AO除磷后的出水為進(jìn)水,即NH4+-N質(zhì)量濃度為35～43 mg/L,COD<50 mg/L(幾乎全部是微生物難降解的物質(zhì)),ρ(NOx--N)<2 mg/L.在S3階段繼續(xù)采用原污水經(jīng)AO除磷后的出水,但由于降雨的稀釋作用和亞硝化前段AO除磷反應(yīng)器中NH4+-N的損失，使得亞硝化進(jìn)水中NH4+-N質(zhì)量濃度下降到27～33 mg/L,COD<50 mg/L,ρ(NOx--N)<5 mg/L,磷的質(zhì)量濃度為1～2.3 mg/L.此時(shí)NH4+-N質(zhì)量濃度的下降和孫艷等[12]的調(diào)研結(jié)果(北京地區(qū)的污水處理廠在7～9月份進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降)相吻合.因此，研究?jī)煞N運(yùn)行方式對(duì)于進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降的適應(yīng)性,可為實(shí)際工程中“如何應(yīng)對(duì)原水中NH4+-N的波動(dòng)”這一不可避免的問(wèn)題提供寶貴經(jīng)驗(yàn).1#和2#的接種污泥來(lái)自A2O曝氣池, MLSS為3 750 mg/L,MLVSS為2 850 mg/L,污泥沉降性能良好,SVI為95 mL/g.

表1　各階段反應(yīng)器參數(shù)變化

1.3分析方法和計(jì)算方法

定期檢測(cè)反應(yīng)器內(nèi)混合液的MLSS、SV30及進(jìn)出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N 的質(zhì)量濃度等參數(shù),通過(guò)WTW 便攜式測(cè)定儀測(cè)定DO、pH和水溫等.水樣分析中NH4+-N測(cè)定采用納氏試劑光度法,NO2--N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法,NO3--N采用紫外分光光度法,COD采用快速測(cè)定儀[13].

氨氧化率RA、亞硝化率RN和游離氨(FA)按下式計(jì)算:

(1)

式中:ρin(NH4+-N)為進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度,mg/L;ρ(NH4+-N)為進(jìn)出水NH4+-N質(zhì)量濃度差, mg/L.

(2)

式中:ρ(NO2--N)為進(jìn)出水NO2--N的質(zhì)量濃度差, mg/L;ρ(NO3--N)為進(jìn)出水NO3--N的質(zhì)量濃度差, mg/L.

(3)

式中:ρinner(NH4+-N)為反應(yīng)器內(nèi)NH4+-N質(zhì)量濃度, mg/L;T為水溫,K.

2結(jié)果與討論

2.1啟動(dòng)時(shí)間的比較

根據(jù)AOB的氧飽和常數(shù)為0.2～0.4 mg/L, NOB氧飽和常數(shù)為1.2～1.8 mg/L[14],設(shè)置1#的2級(jí)DO分別為0.6～0.8和0.2～0.4 mg/L,第一級(jí)中DO較高的目的是抑制接種污泥中的厭氧雜菌,同時(shí)更好地利用2級(jí)DO梯度實(shí)現(xiàn)NO2--N的積累[15].2#中第一級(jí)只攪拌不曝氣,不控制DO,經(jīng)過(guò)測(cè)定其DO在0～0.1 mg/L,第二級(jí)攪拌并曝氣,控制DO為0.6～0.8 mg/L.

如圖2所示,1#經(jīng)過(guò)26 d(第5～31天)的運(yùn)行,氨氧化率達(dá)86.94%,亞硝化率達(dá)93.10%.如圖3所示,2#經(jīng)過(guò)41 d(第5～46天)的啟動(dòng)，氨氧化率變?yōu)?8.31%,亞硝化率變?yōu)?3.02%.說(shuō)明兩種方式都可以成功啟動(dòng)亞硝化,但啟動(dòng)快慢有差異.亞硝化啟動(dòng)的實(shí)質(zhì)是AOB的富集以及NOB等其他雜菌的被抑制并淘洗的過(guò)程.因?yàn)閮煞N運(yùn)行方式都提供了適宜AOB但不適宜甚至抑制NOB等其他細(xì)菌生存的環(huán)境,即低DO(0.2～0.8 mg/L)、充足的基質(zhì)NH4+-N ((95±5) mg/L)、較高FA(1.0～3.74 mg/L)等條件,最終都會(huì)實(shí)現(xiàn)亞硝化的啟動(dòng).

二者的啟動(dòng)時(shí)間相差15 d,主要原因是2#中缺氧/好氧的運(yùn)行方式在第一級(jí)只攪拌不曝氣,DO在0～0.1 mg/L不能為AOB提供充足的溶解氧,使得在第6～31天,2#中NH4+-N氧化平均值比1#少23.79 mg/L, NO2--N積累的平均值少13.98 mg/L.在其他條件相同時(shí),溶解氧成為2#中AOB生長(zhǎng)的限制因素,導(dǎo)致其富集較慢,啟動(dòng)時(shí)間也相對(duì)較長(zhǎng).

如圖4、5所示,在第6天時(shí)1#和2#出水NO3--N分別為67.20和32.31 mg/L,說(shuō)明開始階段缺氧/好氧運(yùn)行方式能更好地抑制NOB,基于上述分析能否在2# 2級(jí)CSTR總體積不變且進(jìn)水負(fù)荷一定的條件下,通過(guò)相對(duì)增大好氧段體積或者提高好氧段內(nèi)的DO，達(dá)到既能夠抑制NOB，又能為AOB提供充足的DO使其快速富集,進(jìn)而快速啟動(dòng)亞硝化有待進(jìn)一步研究.

圖2　1#亞硝化率及氨氧化率變化

Fig.2Variation of ammonia oxidation rate and nitrite accumulation rate in 1#

圖3　2#亞硝化率及氨氧化率變化

Fig.3Variation of ammonia oxidation rate and nitrite accumulation rate in 2#

圖4　1#出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化

Fig.4Variation of NH4+-N,NO2--N and NO3--N concentration in effluent in 1#

圖5　2#出水NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化

Fig.5Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration in effluent in 2#

啟動(dòng)歷程表明,與缺氧/好氧的運(yùn)行方式相比,控制DO/HRT能更快地啟動(dòng)亞硝化.

2.2原水穩(wěn)定運(yùn)行階段的比較

2.2.1亞硝化效果的比較

在1#和2#亞硝化啟動(dòng)成功后,為強(qiáng)化亞硝化效果,從第46～55天繼續(xù)采用人工模擬廢水且水質(zhì)保持不變,1#和2#在第46～55天亞硝化率均在90%以上,說(shuō)明兩者亞硝化效果均已得到很好維持.此后,為了比較兩種運(yùn)行方式對(duì)生活污水處理上的差異,進(jìn)行了S2階段(第56～75天)的研究,從第56天轉(zhuǎn)變進(jìn)水為原水經(jīng)AO除磷后的出水,隨著進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度的下降, 如表1所示1#、2#的HRT降低到3 h,而1#在第56～75天氨氧化率和亞硝化率的平均值為85.74%和93.39%,與1#相似,2#分別為86.80%、91.76%,說(shuō)明經(jīng)過(guò)馴化后的AOB可以適應(yīng)AO除磷出水低NH4+-N的環(huán)境,同時(shí)說(shuō)明協(xié)同控制DO/HRT和缺氧/好氧這兩種運(yùn)行方式在以原水經(jīng)AO除磷出水(NH4+-N質(zhì)量濃度為35～43 mg/L)為進(jìn)水時(shí)均能維持穩(wěn)定的亞硝化效果.

為深入分析1#和2#在S2階段穩(wěn)定運(yùn)行的原因,對(duì)二者2級(jí)的NH4+-N、NO2--N、NO3--N質(zhì)量濃度進(jìn)行測(cè)定,結(jié)果如圖6、7所示,在1#的第一級(jí)中NO2--N積累量達(dá)26.10 mg/L,第二級(jí)達(dá)31.91 mg/L,但是NO2--N轉(zhuǎn)化為NO3--N的量很少,原因在于通過(guò)控制DO介于AOB和NOB氧飽和常數(shù)之間使NOB被成功抑制,此時(shí),協(xié)同控制HRT使得NH4+-N氧化為NO2--N時(shí)出水能維持較穩(wěn)定的亞硝化效果.與1#相似,2#的第1級(jí)和第2級(jí)中NO3--N的增加都很少，分別為0.31和2.81 mg/L,說(shuō)明在低NH4+-N條件下缺氧/好氧方式的亞硝化效果也較好,這與Kornaros等[16]的研究相符,對(duì)于缺氧/好氧下亞硝化穩(wěn)定的機(jī)理在2.3部分進(jìn)行說(shuō)明.

圖6　1# S2階段NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化

Fig.6Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration in pathway during S2 period in 1#

2.2.2曝氣能耗的比較

圖7　2# S2階段NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化

Fig.7Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration in pathway during S2 period in 2#

2.3對(duì)進(jìn)水NH4+-N波動(dòng)的適應(yīng)性

有研究表明,北京地區(qū)的污水處理廠在7～9月份普遍發(fā)生進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降的現(xiàn)象,主要是由于夏季雨水導(dǎo)致進(jìn)水流量增大, 污染物質(zhì)量濃度因?yàn)橄♂屪饔枚档蚚12].因此，比較兩種運(yùn)行方式對(duì)NH4+-N質(zhì)量濃度下降的適應(yīng)性對(duì)于亞硝化應(yīng)用到實(shí)際工程中有借鑒意義.如圖8所示,在本實(shí)驗(yàn)的第76天進(jìn)水NH4+-N也發(fā)生了下降的現(xiàn)象,由43 mg/L左右持續(xù)下降到27 mg/L左右. 進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降有2個(gè)原因,一是原污水廠進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降,二是在AO除磷反應(yīng)器中污泥齡較長(zhǎng)導(dǎo)致部分硝化菌未被淘汰,使得少量NH4+-N被氧化為NO3--N.

圖8　進(jìn)水NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化

Fig.8Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration in influent

為了比較兩種運(yùn)行方式在對(duì)進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降適應(yīng)性上的差異,進(jìn)行S3階段(第76～95天)的研究.此階段保持1#和2#的曝氣量不變，考察二者對(duì)NH4+-N質(zhì)量濃度下降的適應(yīng)性.如表1所示,在第76～95天,1#2級(jí)DO分別變?yōu)?.8～1.0、0.3～0.5 mg/L,2# 2級(jí)DO變?yōu)?～0.1、0.8～1.0 mg/L.如圖2所示，在第95天 1#的氨氧化率在90%左右,而亞硝化率卻由88.59%下降到67.39%說(shuō)明亞硝化已經(jīng)失穩(wěn).與1#不同,2#在此階段氨氧化率一直在90%以上,亞硝化率也維持在88%以上,這說(shuō)明2#對(duì)于進(jìn)水NH4+-N下降的適應(yīng)性更強(qiáng).

如圖9所示，以第95天為例,在1#的第一級(jí)NH4+-N已經(jīng)被氧化了87.00%, NO3--N增加到13.8 mg/L,說(shuō)明在NH4+-N質(zhì)量濃度下降而HRT不變的條件下, NH4+-N在更短的時(shí)間被氧化,1#和2#2級(jí)DO的上升也證明了這一現(xiàn)象.此時(shí),NOB和NO2--N、DO接觸時(shí)間變長(zhǎng),為其生長(zhǎng)提供了有利條件,在長(zhǎng)期的運(yùn)行過(guò)程中NOB得到增殖,亞硝化遭到破壞.這同時(shí)說(shuō)明通過(guò)對(duì)DO/HRT的控制在進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降較大(由43 mg/L下降到27 mg/L)時(shí)很難維持連續(xù)流亞硝化的穩(wěn)定.

圖9　1#第95 天NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化

Fig.9Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration in pathway in 1# on 95th day

然而,值得思考的是，如圖10所示，在進(jìn)水水質(zhì)、負(fù)荷等其他條件與1#都相同的2#也經(jīng)歷了進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度的下降,其NH4+-N被氧化的時(shí)間也會(huì)縮短,也有可能導(dǎo)致亞硝化失穩(wěn)，但實(shí)際上并未發(fā)生這一現(xiàn)象.Yu等[18]的研究表明,從缺氧到好氧過(guò)程中AOB能夠比NOB更快地恢復(fù)活性,原因在于二者對(duì)“饑餓”的動(dòng)力學(xué)反應(yīng)不同, Bournazou[19]和Kornaros等[16]進(jìn)行了類似實(shí)驗(yàn),結(jié)果表明,從缺氧到好氧的過(guò)程中NOB的生長(zhǎng)速率下降很大.以上結(jié)論均為本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果“缺氧/好氧的運(yùn)行方式在進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降很大時(shí)能夠抑制亞硝化向全程硝化轉(zhuǎn)化”提供有力支撐.

本實(shí)驗(yàn)由于客觀上進(jìn)水只發(fā)生了NH4+-N質(zhì)量濃度下降的現(xiàn)象,而生活污水水量大、水質(zhì)波動(dòng)較大的特點(diǎn)使得污水處理廠進(jìn)水NH4+-N也有突然上升的情況,而此時(shí)缺氧/好氧運(yùn)行能否依然維持較好的亞硝化效果還有待進(jìn)一步研究.但是,有一點(diǎn)是肯定的,即本實(shí)驗(yàn)的條件下,在進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度下降較大時(shí),與協(xié)同控制DO/HRT的運(yùn)行方式相比,缺氧/好氧運(yùn)行確實(shí)維持了更好的亞硝化效果,同時(shí)節(jié)省了約20%的曝氣能耗.

圖10　2#第95天NH4+-N、NO2--N、NO3--N變化

Fig.10Variation of NH4+-N, NO2--N and NO3--N concentration in pathway in 2# on 95th day

2.4污泥沉降性能比較

污泥膨脹一直是污水處理的一大難題[20],研究表明, NO2--N的大量積累容易引起污泥的膨脹[21-22].因此,有必要對(duì)兩種運(yùn)行方式下SVI進(jìn)行比較.如圖11所示,1#在第56～95天時(shí)SVI平均值為99 mL/g,最大值為105 mL/g, 2#在這一過(guò)程中SVI平均值為115 mL/g,最大值為130 mL/g.兩種運(yùn)行方式污泥沉降性能良好,均未引起污泥膨脹,2#沉降性能沒有1#好的原因在于進(jìn)水COD中仍有少量的可供異養(yǎng)菌降解的物質(zhì),為絲狀菌提供了一定的碳源,且2#第一級(jí)中只攪拌不曝氣的條件DO很低,絲狀菌氧飽和常數(shù)很低,這樣的條件為絲狀菌提供了繁殖的可能,使SVI增大,但是最終并未引起污泥的膨脹.

以上分析說(shuō)明兩種運(yùn)行方式污泥沉降性能良好,這在一定程度上也說(shuō)明了A/O除磷+亞硝化+厭氧氨氧化整套工藝在處理生活污水上的優(yōu)勢(shì).

圖11　SVI變化

3結(jié)論

1) 在常溫18～22 ℃、NH4+-N質(zhì)量濃度為95～100 mg/L的條件下,采用缺氧/好氧工藝與協(xié)同控制DO/HRT工藝分別用了41和26 d成功啟動(dòng)了亞硝化.

2) 采用水質(zhì)較穩(wěn)定的AO除磷出水為進(jìn)水時(shí)(NH4+-N質(zhì)量濃度為35～43 mg/L),兩種運(yùn)行方式均能維持較穩(wěn)定的亞硝化,且缺氧/好氧的運(yùn)行方式節(jié)省了約20%的曝氣能耗.

3) 當(dāng)進(jìn)水NH4+-N質(zhì)量濃度發(fā)生明顯下降(由43 mg/L下降到27 mg/L)時(shí),缺氧/好氧運(yùn)行方式亞硝化較穩(wěn)定,亞硝化率保持在88%以上,而協(xié)同控制HRT和DO的方式亞硝化率下降到67.39%.

4) 協(xié)同控制DO/HRT與缺氧/好氧運(yùn)行的方式污泥沉降性能良好,均未引起污泥膨脹.

參考文獻(xiàn)

[1] TURK O, MAVINIC D S. Preliminary assessment of a shortcut in nitrogen removal from wastewater[J]. Canadian Journal of Civil Engineering, 1986, 13(6): 600-605.

[2] BARTROLI A, PEREZ J, CARRERA J. Applying ratio control in a continuous granular reactor to achieve full nitritation under stable operating conditions[J]. Environmental Science and Technology, 2010, 44(23): 8930-8935.

[3] STAR W, ABMA W R, DENNIS B, et al. Startup of reactors for anoxic ammonium oxidation: experiences from the first full-scale anammox reactor in Rotterdam.[J]. Water Research, 2007, 41(18):4149-4163.

[4] CHUANG H P, OHASHI A, IMACHI H, et al. Effective partial nitrification to nitrite by down-flow hanging sponge reactor under limited oxygen condition[J]. Water Research, 2007, 41(2): 295-302.

[5] FUX C, BOEHLER M, HUBER P, et al. Biological treatment of ammonium-rich wastewater by partialnitritation and subsequent anaerobic ammonium oxidation (anammox) in a pilot plant[J]. Journal of Biotechnology, 2002, 99(3): 295-306.

[6] GABARRO J, GANIGUE R, GICH F, et al. Effect of temperature on AOB activity of a partial nitritation SBR treating landfill leachate with extremely high nitrogen concentration[J]. Bioresource Technology, 2012, 126: 283-289.

[7] PENG Y, ZHANG S, ZENG W, et al. Organic removal by denitritation and methanogenesis and nitrogen removal by nitritation from landfill leachate[J]. Water Research, 2008, 42(4): 883-892.

[8] ZHENG M, LIU Y, XU K, et al. Use of low frequency and density ultrasound to stimulate partial nitrification and simultaneous nitrification and denitrification[J]. Bioresource Technology, 2013, 146: 537-542.

[9] SANHA B,ANNACHHATRE A P. Partial nitrification—operational parameters and microorganisms involved[J]. Reviews in Environmental Science and Bio/Technology, 2007, 6(4): 285-313.

[10]ZENG W, WANG X, LI B, et al.Nitritation and denitrifying phosphorus removal via nitrite pathway from domestic wastewater in a continuous MUCT process[J]. Bioresource Technology, 2013, 143: 187-195.

[11]KORNAROS M, MARAZIOTI C, LYBERATOS G. A pilot scale study of a sequencing batch reactor treating municipal wastewater operated via the UP-PND process[J]. Water Science and Technology，2008，58 (2)：435-438.

[12]孫艷,張逢,胡洪營(yíng),等.北京市污水處理廠進(jìn)水水質(zhì)特征的統(tǒng)計(jì)學(xué)分析[J].給水排水,2014,1：177-181.

SUN Yan, ZHANG Feng, HU Hongying, et al. Statistical analysis of influent quality characteristics of municipal wastewater treatment plants in Beijing, China [J]. Water & Wastewater Engineering,2014,1：177-181.

[13]張肖靜, 李冬, 梁瑜海,等. MBR-SNAD工藝處理生活污水效能及微生物特征[J]. 哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2015，47(8):87-91.

ZHANG Xiaojing, LI Dong,LIANG Yuhai. Performance and microbial characteristic of SNAD process for treating domestic sewage in a membrane bioreactor [J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2015，47(8): 87-91.

[14]郭海娟,馬放,沈耀良.DO 和 pH 值在短程硝化中的作用[J]. 環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2006,7(1):37-40.

GUO Haijuan,MA Fang,SHEN Yaoliang. Effects of DO and pH on nitrosofication[J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2006,7(1):37-40.

[15]張昭,李冬,邱文新,等.城市污水部分亞硝化的實(shí)現(xiàn)與穩(wěn)定運(yùn)行[J].中南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版),2013,44(7): 3066-3071.

ZHANG Zhao,LI Dong,QIU Wenxin, et al. Achievement and stable operation of partial nitritation for municipal wastewater[J]. Journal of Central South University(Science and Technology),2013,44(7): 3066-3071.

[16]KORNAROS M, DOKIANAKIS S N, LYBERATOS G. Partial nitrification/denitrification can be attributed to the response of nitrite oxidizing bacteria to periodic anoxic disturbances[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(19): 7245-7253.

[17]GUO J H, PENG Y Z, PENG C Y, et al. Energy saving achieved by limited filamentous bulking sludge under low dissolved oxygen[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(4): 1120-1126.

[18]YU R, CHANDRAN K. Strategies of Nitrosomonas europaea 19718 to counter low dissolved oxygen and high nitrite concentrations[J]. BMC Microbiology, 2010, 10(5)： 1-11.

[19]BOURNAZOU M N C, HOOSHIAR K, ARELLANO-GARCIA H, et al. Model based optimization of the intermittent aeration profile for SBRs under partial nitrification[J]. Water Research, 2013, 47(10): 3399-3410.

[20]郝曉地,朱景義,曹秀芹.污泥膨脹形成機(jī)理及控制措施研究現(xiàn)狀和進(jìn)展[J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2006, 7(5): 1-9.

HAO Xiaodi,ZHU Jingyi,CAO Xiuqin.Situation and development of bulking sludge study:general theories and control measures [J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2006, 7(5): 1-9.

[21]MUSVOTO E V, LAKAY M T, CASEY T G, et al. Filamentous organism bulking in nutrient removal activated sludge systems[J]. Water Sa, 1999, 25: 397-407.

[22]MA Y, PENG Y, WANG S, et al. Achieving nitrogen removal via nitrite in a pilot-scale continuous pre-denitrification plant[J]. Water Research, 2009, 43(3): 563-572.

(編輯劉彤)

doi：10.11918/j.issn.0367-6234.2016.08.002

收稿日期:2015-12-28

基金項(xiàng)目:北京市長(zhǎng)城學(xué)者項(xiàng)目;北京市市委組織部青年拔尖團(tuán)隊(duì)項(xiàng)目(2014000026833TD02)

作者簡(jiǎn)介:張杰(1938—),男, 博士生導(dǎo)師,中國(guó)工程院院士；

通信作者:李冬,lidong2006@ bjut.edu.cn

中圖分類號(hào):X703.1

文獻(xiàn)標(biāo)志碼:A

文章編號(hào):0367-6234(2016)08-0011-06

Comparison of effects on partial nitrification between anoxic-oxic and controling DO /HRT process

ZHANG Jie1,2,ZHANG Yanhui1, LI Dong1,LIANG Yuhai1,GUAN Hongwei1, ZHAO Shixun1

(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)

Abstract:To compare the effect of two different operational modes on partial nitrification (PN), two-stage continuous stirred-tank reactors (CSTR) 1# (anoxic-oxic) and 2# (controlling DO and HRT) were constructed and operated at room temperature (18-22 ℃). Start-up time, stability, aeration consumption, sludge settling ability, as well as the adaptability to the decreasing of ammonia nitrogen concentration were investigated. PN in 1# and 2# were accomplished in 26 d and 41 d, respectively. When the effluent of an anaerobic/oxic (A/O) process for phosphorous removing (containing ammonia nitrogen 35-43 mg/L) was used as influent, PN was stable both under 1# and 2# condition, however, aeration consumption could be reduced by about 20% in 2#. When the ammonia nitrogen decreasing from 43 to 27 mg/L, PN in 1# would be unstable and the rates of PN decreased to 67.39%. For comparison, PN in 2# could be maintained stable with an ammonia removal rate of >88%. Settleability of sludge was good both in 1# and 2#. Rapid start-up could be achieved through controlling DO and HRT, and a stable and efficient PN could be maintained through anoxic-oxic.

Keywords:domestic wastewater; partial nitrification; continuous stirred-tank reactor (CSTR); anoxic-oxic; hydraulic retention time (HRT); dissolved oxygen (DO)

李冬(1976—),女,教授,博士生導(dǎo)師