選擇性排泥改善顆粒污泥亞硝化性能的研究

劉文如,陰方芳,丁玲玲,高玲慧,王建芳,沈耀良,2*(.蘇州科技學院環境科學與工程學院,江蘇 蘇州250；2.蘇州科技學院江蘇省環境科學與工程重點實驗室,江蘇 蘇州 250)

選擇性排泥改善顆粒污泥亞硝化性能的研究

劉文如1,陰方芳1,丁玲玲1,高玲慧1,王建芳1,沈耀良1,2*(1.蘇州科技學院環境科學與工程學院,江蘇 蘇州215011；2.蘇州科技學院江蘇省環境科學與工程重點實驗室,江蘇 蘇州 215011)

通過好氧顆粒污泥反應器160d的運行,考察了選擇性分離顆粒污泥對改善短程硝化工藝長期穩定運行的有效性.反應器整個運行過程分3個階段,在第一階段污泥停留時間(SRT)僅通過出水中攜帶的污泥自行調控,SRT極高,造成顆粒污泥的解體以及短程硝化性能的惡化.階段2和階段3中通過排出顆粒污泥床頂部污泥,控制SRT分別為(45±5),(30±5)d,氨氧化細菌(AOB)活性有明顯提升.NO2--N比累積速率由階段1運行時的7.44mg/(g·h)上升至階段2時的8.08mg/(g·h)和階段3時的9.14mg/(g·h);相反,NO3--N比產生速率從3.01mg/(g·h)下降至

好氧顆粒污泥；短程硝化；選擇性排泥；污泥齡；高徑比

氨氧化細菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化細菌(NOB)在生態學上存在以后者為受利方的偏利互生關系[1],這是短程硝化技術在實際應用中面臨困境的重要原因之一.基于好氧顆粒污泥的短程硝化技術具有生物濃度高、沉降性能好、抗沖擊能力強等特點,甚至在較高的溶解氧、較長的污泥齡或較低的溫度等“不利”條件下亦能穩定進行[2-3].本課題組以FA抑制NOB為主要調控手段實現了短程硝化顆粒污泥工藝的快速啟動,出水亞硝態氮累積率在85%以上.但研究報道NOB對穩定的 FA抑制具有適應性,致使亞硝酸鹽積累受到破壞[4-5].好氧顆粒污泥不同于傳統絮體污泥,如微生物生長方式、種群分布等[4,6-7],所以源于傳統短程硝化工藝的控制經驗能否用于好氧顆粒污泥的調控還有待研究.為了保證短程硝化顆粒污泥工藝的運行長期穩定有必要尋求新的調控策略.

Winkler等[8-9]提出根據不同微生物 SRT的差異,選擇性排泥可做為篩選特定微生物種群的一種有效途徑.本研究擬以選擇性排出污泥床頂部顆粒污泥為手段,以SRT為參數表征,旨在實現亞硝化顆粒工藝的長期穩定運行.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置及運行

試驗所用裝置為圓柱形SBR反應器,由有機玻璃制成,有效容積為4L (圖1).反應器底部裝有曝氣裝置,控制曝氣量為 3L/min(表面上升流速1cm/s).通過時間程序控制器實現對SBR反應過程的自動控制,單個周期時間為 2h,其中進水10min,曝氣103min,沉降2min,排水5min,排水比為 1/2.反應器置于恒溫水浴箱中,溫度控制在28℃左右.

圖1 試驗裝置及工藝流程示意Fig.1 Experimental apparatus and process scheme

反應器的運行分以下 3個階段:階段1(0～50d)無SRT控制,即和顆粒污泥接種前一致,反應器不進行人工排泥,SRT通過出水中攜帶污泥而定;階段 2(50～95d)和階段 3(95～160d)通過選擇性分離顆粒污泥控制 SRT分別約 45d和30d,選擇性排泥方法參見文獻[10],即污泥的排放安排在 SBR的沉降階段,在沉降過程中因沉降速率的差異造成顆粒沿沉降方向的分離,在沉降開始后的某一時刻沉降速率慢的污泥被人為排出反應器,每天的排泥量分別約為 2.5%和3.5%(體積比,即排出反應器的污泥體積與反應器內污泥床體積之比).

1.2 試驗用水與污泥來源

試驗用水為人工配制無機含氮廢水(以N計,約 500mg/L),用碳酸氫鈉調節進水 pH值在 8.0左右,同時配水中還包括磷酸二氫鉀、磷酸氫二鉀、硫酸鎂、氯化鈣及微量元素;接種污泥來自于實驗室培養的亞硝化顆粒污泥,亞硝化率為85%左右.

1.3 分析方法

分別采用標準重量法、標準重鉻酸鉀法、納氏試劑比色法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法、紫外分光光度法測定[11].顆粒污泥形態通過 OLYMPUS CX41型顯微鏡及數碼相機觀察;顆粒污泥沉降速率通過清水靜沉測速法測定.

1.4 相關計算公式

式中:Vr為反應器有效容積, L; MLSS為反應器中污泥濃度, mg/L; meff為每天從反應器中排出的污泥量(主要為人工排泥量,出水中攜帶污泥量忽略不計),以 SS計, mg; [NH4+-N]為進水中NH4+-N濃度,單位mg/L; [NO2--N]、[NO3

--N]分別為出水中NO2--N 和NO3

--N的濃度, mg/L.

2 結果與討論

2.1 顆粒污泥特性變化

SRT是調控污水生物處理系統的重要參數之一,對于如硝化細菌等生長速率緩慢型微生物,較長的SRT可保證生化系統內足量的微生物濃度.但 SRT過長會導致微生物活性下降[12],另外對于好氧顆粒污泥工藝,長的SRT也會造成顆粒污泥解體[13].本研究中也出現了較多顆粒污泥解體的現象(圖 2a),反應器啟動后以及本研究中的第一運行階段,SRT僅通過出水中攜帶的污泥自行調控,因顆粒污泥良好的沉降性能,出水中攜帶的污泥量甚微,所以此階段 SRT極高,如文獻[9]中報道無人為排泥時,反應器內SRT達150d以上.本研究也發現有部分顆粒污泥懸浮于液面(圖2b),這些顆粒污泥內部中空且粒徑較大(大于3.0mm),文獻報道[14-15]顆粒污泥內部微生物長期處于饑餓狀態是造成中空的主要原因.本研究發現在成熟顆粒污泥的內部有白色沉淀物的積累,其對顆粒污泥的強度及密度有重要影響[16-17],且反應器底部顆粒污泥內的沉積物比例明顯高于中上部(圖 2d和圖 2f).正是由于顆粒污泥的解體、內部結構的中空、內部沉淀物及粒徑差異等因素造成顆粒沉降速率的不同,形成沿豎直方向呈一定梯度分布的顆粒污泥床[9].圖 2c和圖 2e所示為反應器運行第 20d時污泥床不同部位處顆粒污泥外觀形態,從中可以看出污泥床中下部位處的顆粒污泥外觀規則均勻、完整度高,而處于污泥床頂端的顆粒污泥呈現出外形不規則、粒徑差異大且有較多顆粒解體碎片.

反應器運行的階段2和階段3通過選擇性排出沉降速率較慢的污泥控制 SRT,改善顆粒污泥特性.階段2控制SRT在(45±5)d,隨著污泥的選擇性排出,反應器中污泥碎片逐漸減少,懸浮型中空顆粒污泥不再出現,顆粒沉降速率及生物活性顯著提升;階段3進一步降低SRT至(30±5)d,反應器內顆粒污泥碎片大幅減小,粒徑小于1.0mm的僅占污泥總量的6%(質量分數),顆粒污泥平均沉降速率由階段 2時的約 112m/h升至約 131m/h. Winkler等[8-9]、Sheng等[18]也報道控制每天排出部分沉降緩慢的污泥利于較密實的顆粒污泥的增長和積累.值得注意的是在階段2和階段3通過排泥控制SRT的過程中,反應器內污泥濃度呈現較大幅度下降(圖3),這可能是造成反應器氨氮去除效果惡化的原因(圖4).

圖2 第20d時反應器內顆粒污泥照片Fig.2 Images of granules on day 20(a)解體污泥; (b)懸浮污泥; (c)污泥床頂部污泥及; (d)顆粒內沉積物; (e)污泥床底部污泥及; (f)顆粒內沉積物

圖3 反應器內MLSS隨時間的變化Fig.3 Variation of MLSS during operation with time

2.2 短程硝化的穩定運行

所用顆粒污泥在接種前培養在進水氨氮濃度由300mg/L逐漸升至500mg/L的SBR反應器中,由于FA(約20～30mg/L)的選擇性抑制作用,顆粒污泥具有良好的亞硝化性能,亞硝化率約85%.該亞硝化顆粒污泥運行近 3個月后接種至本研究所用反應器中,控制相同的運行條件,如進水基質組成、進水氨氮濃度、進水pH值以及運行溫度等.

整個實驗過程中保持進水氨氮容積負荷為3.0kg/(m3·d),反應器運行情況如圖4所示.階段1中SRT僅通過反應器出水中攜帶污泥自行調控, ,在此階段反應器氨氮平均去除率保持在 90%左右,但該階段亞硝化率呈下降趨勢,由反應器運行之始的85%下降至第50d時的70%以下.

圖4 好氧顆粒污泥反應器運行概況Fig.4 General behavior of the aerobic granular sludge reactor

顆粒污泥在接種前雖然具有良好的亞硝化性能,但出水中始終存在一定數量的硝酸鹽,說明顆粒污泥內部有一定數量的 NOB存活.顆粒污泥在接種前以及本研究的第一階段反應器均在較高的SRT下運行,高的SRT意味著低的微生物更新率,致使尚存的 NOB不能及時被分離出反應器,最終NOB會適應亞硝化的環境條件(高FA環境),重新贏得數量上或活性上的優勢[19-20],造成亞硝化率的下降.

NOB傾向于生存在好氧區域所占體積比例較高的小粒徑顆粒中[21-22],同時污泥的解體更打破了顆粒結構形成的氧傳質限制,使 NOB暴露于富氧環境;另外Sun等[23]報道顆粒污泥內部貯存性有機物的降解導致顆粒污泥多空隙及結構疏松; Winkler等[9]亦證實富含NOB的白色顆粒污泥多為分布于顆粒床頂部的內部中空型大粒徑顆粒和多空隙結構的小粒徑顆粒.因此,通過選擇性排出反應器內(顆粒污泥床頂端)污泥,有望改善污泥亞硝化性能.

圖5 好氧顆粒污泥反應器不同SRT時單周期內物質濃度變化情況Fig.5 Concentration changes during one cycle in different SRT of the aerobic granular sludge reactor

如圖4所示,反應器運行的階段2通過排出污泥床頂部污泥控制SRT為(45±5)d,亞硝化率逐漸回升,隨后保持在75%左右;階段3進一步加大排泥力度,控制SRT為(30±5) d,亞硝化率上升至80%以上并保持穩定.可見,選擇性分離顆粒污泥能夠有效改善反應器短程硝化效果.

從圖5中可見,不同運行階段SBR單周期內NH4+-N、NO2--N和NO3--N的濃度變化均呈零級動力學特性,說明本實驗條件下反應速率與底物濃度無關,此現象可能和進水底物濃度較高或顆粒結構較強的傳質限制有關,但不同SRT條件下各物質的變化斜率(轉化速率)具有明顯差異.表1中所列分別為反應器運行在SRT無控制(第40d)、SRT為45d(第80d)和SRT為30d(第150d)時各物質的比轉化速率,當實施污泥的選擇性分離策略(控制SRT)時,反應器中NO2--N比累積速率由階段1運行時的7.44mg/(g·h)上升至階段2時的8.08mg/(g·h)和階段3時的9.14mg/(g·h);相反,NO3--N比產生速率從 SRT無控制時的3.01mg/(g·h)下降至SRT為(45±5)d時的2.23mg/ (g·h)和SRT為(30±5)d時的1.54mg/(g·h).NO2--N比累積速率的上升和NO3--N比產生速率的下降說明了選擇性分離顆粒污泥在改善顆粒污泥工藝短程硝化性能、控制NOB的不利效應方面的有效性.雖然如圖3中所示反應器控制SRT運行時(階段2和階段3)氨氮去除效果出現明顯下降,但從表1中NH4+-N比去除速率的的上升可見此時的微生物活性得到改善,而氨氮去除效果的下降是由SRT人工控制時反應器中微生物濃度的降低引起的.

表1 好氧顆粒污泥反應器不同運行階段的比轉化速率[mg/(g·h)]Table 1 The specific conversion rate in different phase of the aerobic granular sludge reactor [mg/(g·h)]

2.3 選擇性排泥策略的重要性及影響因素分析

目前,短程硝化技術最為成功的應用策略有以下兩種:(1)根據較高溫度(25～35℃)條件下AOB和NOB比生長速率的不同,控制較短的污泥停留時間(SRT=1～2.5d),持續洗脫 NOB,即 SHARON工藝[24]; (2)基于AOB較NOB在低DO環境中具有更強的氧親和力,控制反應器在低溶解氧(一般 DO<1.5mg/L)條件下運行,NOB活性受到抑制而失去競爭力,如 OLAND[25-27].雖然低SRT或低DO在洗脫或抑制NOB的同時也會造成部分 AOB的洗出或活性受限,不利于亞硝化反應器的快速啟動,但從工藝長期穩定運行方面考慮,此兩種策略具有極佳的可行性.然而,在硝化顆粒污泥反應器中曝氣的作用除輸入氧氣外,還用于提供剪切力以及保證顆粒污泥與基質的動態混合,且所需曝氣量較大,往往造成較高的溶氧環境.盡管顆粒污泥內部存在較高的溶解氧滲透梯度[2,28],但因顆粒大小差異及粒徑分布變化,造成實現短程硝化所需的最佳 DO范圍不斷波動[21].而且,對于無實時控制、定時模式運行下的SBR,“曝氣過度”現象頻繁出現[29-30].另外,單純采用低DO控制會導致工藝啟動時間長、在實際工程中容易引發污泥膨脹、好氧段局部區域產生厭氧等問題[31].因此,在實際應用中單純以低 DO策略調控顆粒污泥的亞硝化會比較困難.

通過選擇性分離顆粒床頂部污泥——篩選AOB,改善亞硝化工藝性能的調控策略主要是基于以下兩個方面:(1)單個顆粒污泥自身的微生物種群分離程度,如CANON反應器中NOB主要分布于小粒徑顆粒中,而在大粒徑顆粒中主要以AOB和厭氧氨氧化細菌(Anammox)為主,基本不含NOB[9];(2)顆粒污泥床中顆粒之間沿沉降方向的分離程度,如沉降速率快的分布于污泥床底部,沉降速率慢的分布于污泥床頂端[8].針對本研究中對以上兩方面產生影響或需改進的相關因素做如下分析.

顆粒污泥反應器中粒徑一般呈連續分布,所以在一定粒徑范圍內的顆粒污泥間沉降速率的差異非常有限;同時,顆粒的沉降速率受多種因素影響[32],在如低溫環境、高鹽度水質等情況下,顆粒間沉降速率的差異會進一步縮小;另外,在沉降過程中顆粒污泥間的相互碰撞、阻礙,致使在給定的沉降時間內顆粒污泥之間無法實現預期的分離.以上可歸結為足夠的沉降時間或沉降高度是獲取顆粒污泥之間充分、徹底分離的必要條件.對于固定體積的反應器,沉降時間或沉降高度受高徑比制約,反應器高徑比越大,沉降后沿污泥床高度方向的生物相分離越徹底,越利于目標污泥的精準篩選.

顆粒污泥粒徑決定了其比表面積大小,從而對液相中基質向顆粒內的傳質形成重要影響.Volcke等[21-22]認為顆粒污泥粒徑對工藝性能的影響源于污泥粒徑的增大(或顆粒比表面積的減小)造成的氨氮表面負荷的增大,并通過數學模擬證實隨著粒徑的增大顆粒內氧滲透深度減小,并造成缺氧區體積的增大和好氧區體積的下降.鑒于NOB與AOB對氧氣的競爭,在不同粒徑顆粒中逐漸實現 NOB的富集與分離[21,9].然而,本研究針對短程硝化顆粒污泥反應器,實施選擇性分離顆粒污泥策略,僅在一定程度上降低了NOB的不利影響,難以實現反應器中 AOB和NOB的徹底分離(圖4和表1),分析認為在較高曝氣量且無實時控制的SBR反應器內,單個顆粒污泥內微生物分離程度較低.在關注顆粒污泥中NOB與AOB對氧氣競爭的同時,研究NOB與其他微生物(如 Anammox、反硝化細菌等)對共同基質 NO2

--N 的競爭對工藝的運行也至為關鍵

[9,33].Winkler等[9]在CANON反應器中實現了NOB與Anammox較為徹底的分離,并認為不僅僅是因為限氧條件下AOB、NOB以及Anammox對 O2的競爭,顆粒粒徑的影響似乎更具決定性,因為在較大粒徑顆粒中Anammox較NOB在利用 NO2

--N上占據絕對優勢.本研究中單以硝化顆粒污泥為研究對象,能夠參與同 NOB競爭NO2

--N的微生物較少,致使本研究中難以實現NOB的徹底分離.因此,對于后續研究中引入與NOB競爭NO2--N的微生物有望進一步改善顆粒污泥反應器的短程硝化性能.

總之,選擇性分離顆粒污泥—篩選特定微生物類群的調控策略受多種因素影響,除反應器設計、運行參數優化等因素外,對于以實現短程硝化脫氮為目的的顆粒污泥工藝,反應器內DO及與NOB競爭NO2--N的微生物的控制極為關鍵,二者統一于顆粒污泥的粒徑大小.因此,優化顆粒污泥粒徑分布,篩選特定粒徑范圍顆粒污泥,將是短程硝化脫氮顆粒污泥今后研究的重點之一.

3 結論

3.1 反應器中顆粒污泥在沉降過程中形成沿沉降方向呈一定梯度分布規律的顆粒污泥床,污泥床中下部位處的顆粒污泥外觀規則均勻、完整度高且沉降速率快,而處于污泥床頂端的顆粒污泥呈現出外形不規則、粒徑差異大且有較多顆粒解體碎片.

3.2 顆粒污泥反應器在 SRT無控制運行時,會造成顆粒物污泥的解體以及亞硝化率下降;通過選控制SRT,擇性性分離顆粒污泥床頂部污泥,顆粒污泥理化特性明顯改善,微生物活性有較大提升,當SRT控制在(30±5)d時,反應器NH4+-N比去除速率、NO2--N 比累積速率分別上升至13.82mg/(g·h)、9.14mg/(g·h),而NO3--N比產生速率下降至 1.54mg/(g·h),出水亞硝化率分別上升至80%以上.

[1] 于 鑫,喬鐵軍,張曉健,等.飲用水生物濾池中亞硝酸鹽氧化細菌的生長規律 [J]. 應用與環境生物學報, 2003,9(3):318-321.

[2] 高景峰,周建強,彭永臻.處理實際生活污水短程硝化好氧顆粒污泥的快速培養 [J]. 環境科學學報, 2007,27(10):1604-1611.

[3] Kwiatkowska A C, Bary?a I W. Nitrifying granules cultivation in a sequencing batch reactor at a low organics-to-total nitrogen ratio in wastewater [J]. Folia Microbiol., 2011,56(3):201-208.

[4] Turk O, Mabinic D S. Maintaining nitrite build-up in a system acclimated to free ammonia [J]. Water Research, 1989,23(11): 1383-1388.

[5] 張 星,林煒鐵,朱雅楠.硝化細菌中亞硝酸鹽氧化還原酶的研究進展 [J]. 微生物學通報, 2008,35(11):1806-1810.

[6] Matsumoto S, Katoku M, Saeki G, et al. Microbial community structure in autotrophic nitrifying granules characterized by experimental and simulation analyses [J]. Environmental Microbiology, 2010,12(1):192-206.

[7] Winkler M K H. Kleerebezem R, Khunjar W O, et al. Evaluating the solid retention time of bacteria in flocculent and granular sludge [J]. Water Research, 2012,46(16):4973-4980.

[8] Winkler M K H, Bassin J P, Kleerebezem R, et al. Selective sludge removal in a segregated aerobic granular biomass system as a strategy to control PAO-GAO competition at high temperatures [J]. Water Research, 2011,45(11):3291-3299.

[9] Winkler M K H, Kleerebezem R, Kuenen J G, et al. Segregation of biomass in cyclic anaerobic/aerobic granular sludge allows the enrichment of anaerobic ammonium oxidizing bacteria at low temperatures [J]. Environment Science and Technolgy, 2011, 45(17):7330-7337.

[10] Li A J, Li X Y. Selective sludge dischargeas the determining factor in SBR aerobic granulation: Numerical modelling and experimental verification [J]. Water Research, 2009,43(14): 3387-3396.

[11] APHA. Standard Method for the Examination of Water and Waste water (19th edition) [M]. Washington, DC: American Public Health Association, 1995.

[12] Kim Y M, Hyun Uk Cho, Dae Sung Lee, et al. Influence of operational parameters on nitrogen removal efficiency and microbial communities in a full-scale activated sludge process [J] Water Research, 2011,45(17):5785-5795.

[13] Zhu L, Yu Y W, Dai X, et al. Optimization of selective sludge discharge mode for enhancing the stability of aerobic granular sludge process [J]. Chemical Engineering Journal, 2013,217:442-446.

[14] Toh S K, Tay J H, Moy B Y P, et al. Size-effect on the physical characteristics of the aerobic granule in a SBR [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2003,60(6):687-695.

[15] Adav S S, Lee D J, Tay J H. Extracellular polymeric substances and structural stability of aerobic granule [J]. Water Research, 2008,42(6-7):1644-1650.

[16] 劉 麗,任婷婷,徐得潛,等.高強度好氧顆粒污泥的培養及特性研究 [J]. 中國環境科學, 2008,28(4):360-364.

[17] Winkler M K H. Magic granules: Segregation of biomass in aerobic granular sludge [D]. The Netherlands: Delft University of Technology, 2012.

[18] Sheng G P, Li A J, Li X Y, et al. Effects of seed sludge properties and selective biomass discharge on aerobic sludge granulation [J]. Chem. Eng. J., 2010,160(1):108-114.

[19] 魏 琛,羅固源.長泥齡 SBR亞硝化系統的污泥適應性 [J]. 重慶大學學報, 2004,27(4):111-113.

[20] Villaverde S, Fdz-Polanco F, Garc?′a P A. Nitrifying biofilm acclimation to free ammonia in submerged biofilters. Start-up influence [J]. 2000,34(2):602-610.

[21] Volcke E I P, Picioreanu C, De Baets B, et al. Effect of granule size on autotrophic nitrogen removal in a granular sludge reactor [J]. Environmental Technology, 2010,31(11):1271-1280.

[22] Volcke E I P, Picioreanu C, De Baets B, et al. The granule size distribution in an anammox-based granular sludge reactor affects the conversion-implications for modeling [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2012,109(7):1629-1636.

[23] Sun F Y, Yang Y J, Dong W Y, et al. Granulation of nitrifying bacteria in a sequencing batch reactor for biological stabilization of source-separated urine [J]. Applied Biochemistry and Biotechnology, 2012,166(8):2114-2126.

[24] Hellinga C, Schellen A A J C, Mulder J W, et al. The SHARON process: an innovative method for nitrogen removal from ammonium rich wastewater [J]. Water Science and Technology, 1998,37(9):135-142.

[25] Blackbourne R, Yuan Z G, Keller J. Partial nitrification to nitrite using low dissolved oxygen concentration as the main selection factor. Biodegradation, 2008,19(2):303-312.

[26] 葉建鋒,徐祖信,薄國柱.新型生物脫氮工藝-OLAND工藝 [J].中國給水排水, 2006,22(4):6-8.

[27] 曾 薇,張 悅,李 磊,等.生活污水常溫處理系統中 AOB與NOB競爭優勢的調控 [J]. 環境科學, 2009,30(5):1430-1436.

[28] Liu S Y, Liu G, Tian Y C, et al. An innovative microelectrode fabricated using photolithography for measuring dissolved oxygen distributions in aerobic granules [J]. Environment Science and Technology, 2007,41(15):5447-5452.

[29] Yang Q, Peng Y Z, Liu S H, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal wastewater at low temperatures using real-time control to optimize nitrifying communities [J]. Environment Science and Technolgy, 2007,41(23):815-816.

[30] Gao D W, Peng Y Z, Li B K, et al. Shortcut nitrification denitrification by real-time control strategies [J]. Bioresource Technology, 2009,100(7):2298-2300.

[31] 支霞輝,黃 霞,李 朋,等.污水短程脫氮工藝中亞硝酸鹽積累的影響因素 [J]. 中國環境科學, 2009,29(5):486-492.

[32] Winkler M K H, Bassin J P, Kleereezem R, et al. Temperature and salt effects on settling velocity in granular sludge technology [J]. Water Research, 2012,46(12):3897-3902.

[33] Bagchi S, Biswas R, Nandy T. Alkalinity and dissolved oxygen as controlling parameters for ammonia removal through partial nitritation and ANAMMOX in a single-stage bioreactor [J]. Journal of Industrial Microbiology and Biotechnology, 2010,37(8): 871-876.

Improved nitritation performance by selective sludge discharge in aerobic granular sludge process.

LIU Wen-ru1,

YIN Fang-fang1, DING Ling-ling1, GAO Ling-hui1, WANG Jian-fang1, SHEN Yao-liang1,2*(1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215011, China；2.Jiangsu Key Laboratory of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215011, China). China Environmental Science, 2014,34(2)：396～402

An aerobic granular sludge reactor was run for 160 days to study the effectiveness of selective sludge discharge as a control strategy to improve the long-term stability of nitritation process. The reactor operation could be divided into three phases. During phase one the solid retention time (SRT, was extremely high) was controlled by sludge washed-out spontaneously with effluent withdrawal, leading to granules disaggregated and nitritation performance deteriorated. Sludge was selectively removed from the top of the settled sludge bed to control SRT which resulted in an increased specific NO2--N accumulation rate from 7.44 to 8.08mg/(g·h) in phase two [SRT=(45±5) d], and then reached as high as 9.14mg/(g·h) in phase three [SRT=(30±5)d]. On the contrary, the specific NO3--N production rate decreased from 3.01mg/(g·h) to 1.54mg/(g·h) when SRT was (30±5) days. The ratio of nitrite accumulation in effluent reached above 80% during phase three. All these results demonstrated that controlling SRT by selectively biomass discharge was an effective strategy to improve the long-term stability of nitritation process. Additionally, analysis suggest that using reactor with large height-diameter ratio and introducing competitors with nitrite oxidizing bacteria (NOB) for nitrite can both improve the implementation of selective sludge discharge-control strategy for nitritation.

aerobic granular sludge；nitritation；selective sludge discharge；SRT；height-diameter ratio

X703

：A

：1000-6923(2014)02-0396-07

劉文如(1987-),男,山東菏澤人,蘇州科技學院碩士研究生,主要從事廢水生物處理技術的研究.發表論文4篇.

2013-05-30

江蘇省高校自然科學研究重大項目(12KJA610002);江蘇省普通高校研究生科研創新計劃項目(CXZZ12_0857)

* 責任作者,教授, ylshenniu@126.com

SRT為(30±5)d時的1.54mg/(g·h);階段3出水中亞硝化率達80%以上.以上結果表明,通過選擇性分離顆粒污泥控制SRT是實現短程硝化顆粒污泥工藝長期穩定運行的一種有效調控策略.另外,分析認為反應器高徑比越大以及引入與NOB競爭亞硝酸鹽基質的微生物均有利于該策略的實施.