曝停時(shí)間比對(duì)間歇曝氣SBR短程硝化的影響

蘇東霞,李 冬*,張肖靜,張功良,周元正,張 杰, (.北京工業(yè)大學(xué)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 004；.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 50090)

曝停時(shí)間比對(duì)間歇曝氣SBR短程硝化的影響

蘇東霞1,李 冬1*,張肖靜2,張功良1,周元正1,張 杰1,2(1.北京工業(yè)大學(xué)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 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

常溫條件下(20～25℃),以生活污水為研究對(duì)象,采用間歇曝氣序批式反應(yīng)器 1#、2#、3#,研究了不同曝停時(shí)間比(3:1、3:2、3:3)對(duì)亞硝酸鹽氮積累、亞硝化穩(wěn)定性、污染物去除效果及污泥沉降性能的影響.結(jié)果表明,在一定范圍內(nèi),單元停曝時(shí)間所占比例越大,即曝停時(shí)間比越小越有利于亞硝酸鹽氮的積累,啟動(dòng)速度越快,三者分別經(jīng) 35,30,29d實(shí)現(xiàn)了亞硝化的啟動(dòng);穩(wěn)定運(yùn)行階段,三者的氨氮容積去除負(fù)荷分別為0.57,0.48,0.40d-1,曝停時(shí)間比越小,則氨氮去除負(fù)荷越小,COD去除效果沒(méi)有明顯區(qū)別;1#運(yùn)行至第82d時(shí),亞硝化率呈現(xiàn)逐漸下降的趨勢(shì),2#、3#仍能穩(wěn)定運(yùn)行,因此曝停時(shí)間比越小,越有利于抑制NOB的增殖,維持亞硝化的穩(wěn)定,且污泥沉降性能越好,越有利于抑制絲狀菌污泥膨脹.

曝停時(shí)間比；間歇曝氣；短程硝化；SBR

近年來(lái),亞硝化-厭氧氨氧化這一新型的自養(yǎng)脫氮工藝以其耗氧量低、無(wú)需外加碳源及運(yùn)行費(fèi)用低等優(yōu)點(diǎn)[1-2]受到了廣泛關(guān)注,而亞硝化的穩(wěn)定性是制約此工藝發(fā)展的瓶頸問(wèn)題[3-5],使其難以應(yīng)用于常溫生活污水的處理.研究表明,間歇曝氣相比于連續(xù)曝氣更加有利于常溫生活污水亞硝化的穩(wěn)定運(yùn)行[6].曝停時(shí)間比是影響間歇曝氣亞硝化的一個(gè)重要因素[7],延長(zhǎng)停曝的時(shí)間有利于亞硝酸鹽的積累[8],但是使常溫生活污水亞硝化穩(wěn)定性及其處理效果均達(dá)到最優(yōu)的曝停時(shí)間比鮮有研究.本試驗(yàn)以常溫生活污水為研究對(duì)象,采用序批式反應(yīng)器(SBR),研究了不同曝停時(shí)間比對(duì)亞硝酸鹽氮積累、亞硝化穩(wěn)定性、污染物去除效果及污泥沉降性能的影響.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)采用3個(gè)完全相同的SBR1#、2#、3#,試驗(yàn)裝置示意如圖 1所示.反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,高 50cm,直徑為 15cm,有效容積為 6L,換水比為 73%.在反應(yīng)器壁的垂直方向設(shè)置一排間距為5cm的取樣口,用以取樣和排水.反應(yīng)器底部安裝內(nèi)徑為 10cm 的曝氣環(huán)進(jìn)行微孔曝氣,由氣泵及氣體流量計(jì)控制曝氣強(qiáng)度.反應(yīng)器內(nèi)置攪拌機(jī),以保證泥、水、氣混合均勻,此外還安置有在線測(cè)pH值、DO值的探頭,保證各參數(shù)的實(shí)時(shí)在線監(jiān)測(cè).進(jìn)水、曝氣和排水均采用自動(dòng)控制.

3個(gè)反應(yīng)器均采用間歇曝氣方式運(yùn)行,曝停時(shí)間分別為 30min/10min、30min/20min、30min/30min,以pH值拐點(diǎn)作為氨氮氧化完全的標(biāo)志.

1.2 接種污泥與試驗(yàn)用水

接種污泥采用北京市某污水處理廠的回流污泥,接種后反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度均為 4000mg/L.試驗(yàn)用水取自某大學(xué)教工家屬區(qū)化糞池中,不再另外投加任何其他物質(zhì),水質(zhì)情況見(jiàn)表1.

圖1 反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment

表1 試驗(yàn)水質(zhì)情況Table 1 Wastewater characteristics

1.3 分析項(xiàng)目與方法

DO、溫度、pH值均采用WTW在線測(cè)定儀測(cè)定;MLSS采用MODEL711手提式測(cè)定儀測(cè)定;COD采用COD快速測(cè)定儀測(cè)定.水樣分析中-N測(cè)定采用納氏試劑光度法,-N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法,-N采用紫外分光光度法,其余水質(zhì)指標(biāo)的分析方法均采用國(guó)標(biāo)方法[9].

本試驗(yàn)中亞硝化率、氨氧化率及硝酸鹽氮生成速率按下式計(jì)算:

1.4 燒杯試驗(yàn)方法

為比較3種曝停時(shí)間比下活性污泥中NOB的被抑制程度,在氧充足的條件下比較 3個(gè)反應(yīng)器污泥中 NOB的相對(duì)數(shù)量的大小.具體操作方法為:于反應(yīng)結(jié)束后的 1#,2#,3#反應(yīng)器中分別取1L泥水混合液置于3個(gè)相同的燒杯內(nèi),進(jìn)行連續(xù)曝氣,控制DO為7.0～8.0mg/L,并且配制相同濃度的亞硝酸鹽溶液在相同條件下曝氣進(jìn)行空白對(duì)照.每隔一段時(shí)間取樣測(cè)定氮素濃度,計(jì)算硝酸鹽氮生成速率,即單位時(shí)間單位污泥濃度的硝酸鹽氮生成量,通過(guò)對(duì)比硝酸鹽氮生成速率定性比較3種條件下活性污泥中NOB的相對(duì)數(shù)量,從而反映3種曝氣方式下亞硝化的穩(wěn)定性.

2 結(jié)果與討論

2.1 曝停時(shí)間比對(duì)亞硝酸鹽氮積累的影響

在缺氧環(huán)境下 AOB的活性受到抑制,氨氧化過(guò)程受阻,而一旦恢復(fù)曝氣,亞硝酸鹽氧化速率滯后于氨氧化速率,經(jīng)歷長(zhǎng)期“饑餓”的AOB可以更多地利用氨產(chǎn)能,使其自身大量增殖[10],此即AOB的“飽食饑餓”特性,而NOB不具有此種特性.研究表明[11],間歇曝氣相比于連續(xù)曝氣更加有利于實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽氮的積累,而在間歇曝氣中曝停時(shí)間比是影響亞硝酸鹽氮積累的重要因素之一.本試驗(yàn)在啟動(dòng)階段,控制初始溶解氧(DO)濃度均為2mg/L,保持曝氣頻率相同,通過(guò)對(duì)比 3個(gè)反應(yīng)器亞硝化啟動(dòng)的快慢來(lái)考察不同曝停時(shí)間比對(duì)亞硝酸鹽氮積累的影響.以亞硝化率連續(xù)7d超過(guò)90%作為亞硝化啟動(dòng)成功標(biāo)志.

啟動(dòng)初期,控制氨氧化率均在50%左右,啟動(dòng)過(guò)程中不改變反應(yīng)時(shí)間,由圖2知,氨氧化率均呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢(shì),至第20d時(shí),3個(gè)反應(yīng)器的氨氧化率均達(dá)到 90%以上,說(shuō)明污泥活性逐漸增加使得氨氮氧化效果不斷增強(qiáng).3個(gè)反應(yīng)器的初始亞硝化率分別為18.13%、19.10%和17.26%,說(shuō)明接種污泥中含有一定量的AOB.3個(gè)反應(yīng)器亞硝化率達(dá)到90%以上的時(shí)間分別為第29,23,22d,且之后連續(xù)7d均保持在90%以上,標(biāo)志著亞硝化啟動(dòng)成功.

2#和 3#啟動(dòng)速度相當(dāng)且優(yōu)于 1#,分析原因,間歇曝氣可以利用AOB的“飽食饑餓”特性及停曝時(shí)出現(xiàn)的低DO環(huán)境使得AOB的比增長(zhǎng)速率增加,NOB的比增長(zhǎng)速率降低,從而更加有利于富集AOB,抑制NOB;1#的停曝時(shí)間小于2#和3#,使得 1#反應(yīng)器中 AOB的“飽食饑餓”特性及抑制NOB的作用發(fā)揮不如2#和3#.因此,在一定范圍內(nèi),單元停曝時(shí)間所占比例越大,即曝停時(shí)間比越小越有利于亞硝酸鹽氮的積累.由于2#和3#啟動(dòng)速度相當(dāng),因此本試驗(yàn)中使得啟動(dòng)速度最優(yōu)的曝停時(shí)間比在3:2與3:3之間,還有待進(jìn)一步研究.

圖2 啟動(dòng)階段的氨氧化率及亞硝化率的變化趨勢(shì)Fig.2 Variationsofammonia oxidation rate and nitrite accumulation rate during the startup phase

2.2 曝停比對(duì)亞硝化穩(wěn)定性的影響

3個(gè)反應(yīng)器啟動(dòng)成功后,即在第 36d,30d,29d時(shí)分別將 3個(gè)反應(yīng)器的初始 DO濃度提高至4.0～4.5mg/L,保持曝氣頻率均相同,對(duì)比三者能否抵抗高DO的不利條件維持亞硝化的穩(wěn)定性.

圖3 啟動(dòng)成功后的亞硝化率變化趨勢(shì)Fig.3 Variationsofnitrite accumulation rate after the startup phase

2.2.1 亞硝化率 由圖 3可見(jiàn),1#反應(yīng)器在高DO下穩(wěn)定運(yùn)行54d,第82d時(shí),亞硝化率出現(xiàn)下降趨勢(shì),至第90d時(shí)下降至70%,NOB不被有效抑制,亞硝化遭到破壞,而2#和3#反應(yīng)器在高DO下均可維持穩(wěn)定運(yùn)行.由此可見(jiàn),就高DO下亞硝化的穩(wěn)定性而言,曝停比3:2及3:3優(yōu)于3:1,即在一定范圍內(nèi),曝停比越大越不利于高 DO下亞硝化的穩(wěn)定.由于初始DO較大,曝停比為3:1的1#單元停曝時(shí)間較短,如圖4所示,反應(yīng)后期停曝階段仍然殘留一定濃度的 DO,使得反應(yīng)后期缺氧時(shí)間較少甚至不再存在缺氧環(huán)境,間歇曝氣的優(yōu)勢(shì)不能被充分體現(xiàn),相比較2#與3#,NOB不能被有效抑制,亞硝化更容易遭到破壞.

圖4 典型周期內(nèi)DO變化趨勢(shì)Fig.4 Profiles of DO in a typicaloperational cycle

2.2.2 反硝化作用 由于 3個(gè)反應(yīng)器的停曝時(shí)間不同,其反應(yīng)器內(nèi)的反硝化作用程度有所差別,由圖 5可見(jiàn),啟動(dòng)階段的總氮損失平均值分別為9.12,14.84,18.98mg/L,啟動(dòng)成功后提高 DO使得總氮損失降低,分別為7.76,13.19,17.80mg/L.

由此可見(jiàn),停曝時(shí)間越長(zhǎng),反硝化作用越明顯,而反硝化會(huì)使得亞硝酸鹽氮或硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)?一方面降低了 NOB的生長(zhǎng)基質(zhì)亞硝酸鹽氮的濃度,從而對(duì) NOB產(chǎn)生一定的抑制作用,另一方面反硝化硝酸鹽氮也有利于亞硝化的維持.綜上,2#和 3#相比較 1#的反硝化作用更加明顯,更加有利于維持亞硝化的穩(wěn)定性.

圖5 3個(gè)反應(yīng)器總氮損失對(duì)比Fig.5 Comparison of total nitrogen loss in three equipment

短程反硝化的反應(yīng)式為:

由式(1)可知,反硝化過(guò)程會(huì)產(chǎn)生堿度.由于 3個(gè)反應(yīng)器的反硝化程度不同,因此產(chǎn)生的堿度應(yīng)該不同,這就使得反應(yīng)器內(nèi)最終的堿度消耗值不同.由圖 6可見(jiàn),1#,2#,3#進(jìn)出水堿度差的平均值分別為 418.38,398.65,382.52mg/L(以 CaCO3計(jì)),1#與 2#相差 19.74mg/L,1#與 3#相差35.86mg/L,2#與 3#相差 16.12mg/L.由于三者氧化氨氮消耗的堿度相同,因此推測(cè)進(jìn)出水堿度的差值主要是由反硝化程度不同所導(dǎo)致的.理論上,反硝化 1mg/L亞硝酸鹽氮或硝酸鹽氮均生成3.57mg/L(以 CaCO3計(jì))的堿度.1#與 2#、1#與 3#、2#與3#高DO階段總氮損失平均值的差值分別為 5.43,10.04,4.61mg/L,理論上反硝化對(duì)應(yīng)生成堿度應(yīng)分別為 19.39,35.84,16.45mg/L與實(shí)際消耗堿度差值 19.74,35.86,16.12mg/L非常接近,由此可以得出三者進(jìn)出水堿度差值的不同確是由反硝化作用引起.

短程硝化反應(yīng)式為:

當(dāng)[H+]降低時(shí),可促進(jìn)反應(yīng)正向進(jìn)行,而增加堿度可中和 H+,有利于亞硝化反應(yīng)的進(jìn)行.陳建偉等[12]研究表明,在供氧充足的條件下,反應(yīng)器的氨氮容積去除率與堿度呈正相關(guān).可見(jiàn),2#、3#反應(yīng)器中由于反硝化作用比 1#明顯,使其反應(yīng)器中堿度一直大于1#反應(yīng)器,對(duì)氨氮轉(zhuǎn)化更加有利.

圖6 高DO階段3個(gè)反應(yīng)器消耗堿度對(duì)比Fig.6 Comparison of alkalinity difference in the phase of high DO concentration

2.2.3 燒杯實(shí)驗(yàn) 通過(guò)比較延時(shí)曝氣燒杯實(shí)驗(yàn)中的硝酸鹽氮生成速率的大小間接對(duì)比NOB的相對(duì)數(shù)量[13],進(jìn)而間接反映曝停比對(duì) NOB的抑制程度的影響.

第65d時(shí),于反應(yīng)結(jié)束后的1#、2#、3#反應(yīng)器中分別取1L泥水混合液進(jìn)行延時(shí)曝氣的燒杯試驗(yàn),并配置相同濃度的亞硝酸鈉溶液在相同的條件下曝氣進(jìn)行空白對(duì)照.空白對(duì)照試驗(yàn)中曝氣結(jié)束后,只有2mg/L的亞硝酸鹽氮轉(zhuǎn)化成了硝酸鹽氮,說(shuō)明所產(chǎn)生的硝酸鹽氮大部分由 NOB氧化亞硝酸鹽氮所得.

由圖 7可以看出,3個(gè)反應(yīng)器的硝酸鹽氮生成速率均呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì).原因如下:起初 NOB的活性尚未被充分激活,因此硝酸鹽氮生成速率較低,隨后逐漸增加至最大值;隨著反應(yīng)進(jìn)行,亞硝酸鹽氮逐漸轉(zhuǎn)化為硝酸鹽氮,NOB的底物亞硝酸鹽氮成為限制因素,NOB活性受到抑制,硝酸鹽氮生成速率下降.

1#在前 30h內(nèi),硝酸鹽氮生成速率一直小于0.2mgN/(gMLSS·h),至第 48h 時(shí),達(dá)到最大值0.96mgN/(gMLSS·h);2#和 3#在前 30h 內(nèi),硝酸鹽氮生成速率一直小于0.1mgN/(gMLSS·h),二者的最大硝酸鹽氮生成速率分別為 0.68,0.55mgN/(gMLSS·h).由于燒杯試驗(yàn)過(guò)程中一直控制DO為7.0～8.0mg/L,NOB的活性可被充分激活,因此硝酸鹽氮生成速率的大小與活性污泥中NOB的相對(duì)數(shù)量成正相關(guān).由圖7可知,1#的硝酸鹽氮生成速率一直高于2#,2#稍高于3#,說(shuō)明1#反應(yīng)器內(nèi)的NOB相對(duì)數(shù)量較高,其活性污泥中NOB的被抑制程度小于2#,2#和3#相差不大.而由圖3可知,第65d時(shí),三者的亞硝化率均在90%以上,此時(shí)三者均能夠保持較高的亞硝化率穩(wěn)定運(yùn)行,經(jīng)分析認(rèn)為,雖然此時(shí)3個(gè)反應(yīng)器內(nèi)的NOB相對(duì)數(shù)量有差別,但其活性尚未充分顯現(xiàn),亞硝化率可得以維持,一旦運(yùn)行條件有利于激發(fā) NOB的活性時(shí)(如更高的 DO濃度或隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)對(duì)環(huán)境的適應(yīng)),便會(huì)逐漸有硝酸鹽氮生成,亞硝化系統(tǒng)便不能維持穩(wěn)定運(yùn)行.

圖7 硝酸鹽氮生成速率變化Fig.7 Profile of the production rate of -N in batch test

綜上,燒杯實(shí)驗(yàn)的結(jié)果表明曝停比越大,活性污泥中 NOB的相對(duì)數(shù)量越大,越不利于亞硝化系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行.這也證實(shí)了第82d時(shí),1#反應(yīng)器中由于 NOB的增殖使得亞硝化系統(tǒng)遭到破壞,2#和3#仍能穩(wěn)定運(yùn)行這一結(jié)論.

2.3 曝停比對(duì)污染物去除效果的影響

2.3.1 COD去除效果 由于接種污泥取自污水處理廠的回流污泥,存在大量異養(yǎng)菌,因此3個(gè)反應(yīng)器的出水COD均在50mg/L以下,去除效果較好,達(dá)到一級(jí) A標(biāo)準(zhǔn)(圖 8).1#,2#,3#的出水 COD平均值分別為47.02,43.65,40.32mg/L,COD去除率平均值分別為76.71%,78.44%,79.94%.可見(jiàn),隨著停曝時(shí)間的增加,曝停比的減小,COD去除效果稍有提高,原因主要是由于反硝化作用強(qiáng)的反應(yīng)器消耗COD更多一些.但是,三者COD去除效果整體上差異不大.

圖8 3個(gè)反應(yīng)器COD去除效果對(duì)比Fig.8 Comparison of removal efficiency of chemical oxygen demand

圖9 氨氮容積去除負(fù)荷及污泥去除負(fù)荷Fig.9 Variations of ammonia nitrogen removal volume load and sludge load

2.3.2 氨氮去除效果 啟動(dòng)階段,由于污泥活性逐漸增強(qiáng)使得三者的氨氮去除負(fù)荷均呈現(xiàn)遞增趨勢(shì).后期高DO運(yùn)行階段,負(fù)荷趨于穩(wěn)定,如圖9所示,氨氮容積去除負(fù)荷(ALRv)均值分別為0.57,0.48, 0.40d-1,氨氮污泥去除負(fù)荷(ALRs)均值分別為 0.14,0.12, 0.10kgN/(gMLSS·d).可見(jiàn),停曝時(shí)間越長(zhǎng),曝停比越小,氨氮去除負(fù)荷越低.

2.4 曝停比對(duì)污泥沉降性能的影響

污水處理廠中發(fā)生的污泥膨脹大部分為絲狀菌污泥膨脹,膨脹不僅易導(dǎo)致污泥流失,出水懸浮物增高還會(huì)使水質(zhì)惡化,大大降低處理能力,是污水處理廠運(yùn)行中常出現(xiàn)的最難解決的問(wèn)題.一般認(rèn)為SVI(污泥容積指數(shù))值大于150mL/g即發(fā)生了污泥膨脹.絕大多數(shù)絲狀菌都是專性好氧菌,而活性污泥中的細(xì)菌有半數(shù)以上是兼性菌[14-15].間歇曝氣中好氧與缺氧狀態(tài)的交替可以抑制專性好氧的絲狀菌的過(guò)量繁殖[16].因此,間歇曝氣中的好氧/缺氧狀態(tài)交替有利于控制污泥膨脹,抑制絲狀菌的生長(zhǎng).

由圖 10可知,接種污泥的 SVI值大于200mL/g,存在污泥膨脹現(xiàn)象.但是,3個(gè)反應(yīng)器分別經(jīng)過(guò) 30d,28d,20d的運(yùn)行后 SVI值開(kāi)始下降,至第 44d時(shí)分別降至 78,65,60mL/g,污泥沉降性能得到恢復(fù).由此可見(jiàn),3#反應(yīng)器單位厭氧時(shí)間最長(zhǎng),污泥沉降性能也最好.厭氧時(shí)間越長(zhǎng),轉(zhuǎn)為好氧狀態(tài)時(shí),絲狀菌越不能很快恢復(fù)活性,最終更易被抑制.

圖10 3個(gè)反應(yīng)器污泥沉降性能對(duì)比Fig.10 Comparison of sludge settling property

3 結(jié)論

3.1 在一定范圍內(nèi),單元停曝時(shí)間所占比例越大,即曝停時(shí)間比越小越有利于亞硝酸鹽氮的積累.本試驗(yàn)中啟動(dòng)速度最優(yōu)的曝停時(shí)間比位于3:2與3:3之間,還有待進(jìn)一步研究.

3.2 曝停時(shí)間比越小,氨氮去除負(fù)荷越小,COD去除效果未有明顯區(qū)別.

3.3 曝停時(shí)間比越小,越有利于抑制 NOB的增殖,有利于維持亞硝化的穩(wěn)定.

3.4 曝停時(shí)間比越小,污泥沉降性能越好,越有利于抑制絲狀菌污泥膨脹.

[1]Pollice A, Tandoi V, LestingiC. Influence of aeration and sludge retention time on ammonium oxidation to nitrite and nitrate [J].Water Research, 2002,36(10):2541-2546.

[2]馬富國(guó),張樹軍,曹相生,等.部分亞硝化-厭氧氨氧化耦合工藝處理污泥脫水液 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2009,29(2):219-224.

[3]Wang L A, Zhu J, Miller C. The Stability of Accumulating Nitrite from Swine Wastewater in a Sequencing Batch Reactor [J].Applied Biochemistryand Biotechnology, 2011,163(3):362-372.

[4]Mayer M, Smeets W, Braun R, et al. Enhanced ammonium removal from liquid anaerobic digestion residuals in an advanced sequencing batchreactor system [J]. Water Scienceand Technology,2009,60(7):1649-1660.

[5]Castro Daniel L, Pozzi E, Foresti E, et al. Removal of ammonium via simultaneous nitrification-denitrification nitrite-shortcut in a single packed-bed batchreactor [J]. Bioresource Technology,2009,100(3):1100-1107.

[6]蔣軼鋒,陳 浚,王寶貞,等.間歇曝氣對(duì)硝化菌生長(zhǎng)動(dòng)力學(xué)影響及積累機(jī)制 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2009,30(01):85-90.

[7]Kornaros M, Dokianakis S N, Lyberatos G. Partial Nitrification/Denitrification Can Be Attributed to the Slow Response of Nitrite Oxidizing Bacteria to Periodic Anoxic Disturbances [J].Environmental Science and Technology, 2010,44(19):7245-7253.

[8]張 輝,白向玉,李 敬,等.間歇曝氣短程硝化控制新途徑的初步試驗(yàn)研究 [J]. 新疆環(huán)境保護(hù), 2005,27(04):28-32.

[9]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法 [M]. 北京:中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002:100-124.

[10]李亞峰,秦亞敏,謝新立,等.間歇曝氣條件下短程硝化的實(shí)現(xiàn)及影響因素研究 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2011,05(07):1518-1521.

[11]Carlucci A F, McNally P M. Nitrification by marine bacteria in lowconcentrations of substrate and oxygen [J]. Limnology and Oceanography, 1969,14(5):736-739.

[12]陳建偉,鄭 平,陳小光,等.短程硝化過(guò)程堿度變化規(guī)律與控制對(duì)策研究 [J]. 中國(guó)給水排水, 2011,27(21):105-108.

[13]Li J, Elliott D, Nielsen M, et al. Long-term partial nitrification in an intermittently aerated sequencing batch reactor (SBR)treating ammonium-rich wastewater under controlled oxygen-limited conditions [J]. Biochemical Engineering Journal, 2011,55(3):215-222.

[14]Karak T, Bhattacharyya P, Paul R K, et al. Evaluation of composts from agricultural wastes with fish pond sediment as bulking agent to improve compost quality [J]. Clean-soil Air Water, 2013,41(7):711-723.

[15]Soltysik D, Bednarek I, Loch T, et al. Retraction Note to:Repetitive extragenic palindromic PCR (REP-PCR)as a method used for bulking process detection in activated sludge [J].Environmental Monitoringand Assessment, 2013,185(5):4481-4481.

[16]Mogens Henze, Mark C M van Loosdrecht, George A Ekama, et al.污水生物處理-原理、設(shè)計(jì)與模擬 [M]. 施漢昌,胡志榮,周軍,等.北京:中國(guó)建筑工業(yè)出版社, 2011:104-105.

Effects of different ratios of aeration time and anaerobic time on shortcut nitrification in the intermittent aeration SBR.

SU Dong-xia1, LI Dong1*, ZHANG Xiao-jing2, ZHANG Gong-liang1, ZHOU Yuan-zheng1, ZHANG Jie1,2(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). China Environmental Science, 2014,34(5)：1152～1158

Under room temperature (20～25℃), in intermittent aeration sequencing batch reactors 1 #, 2 #, 3 #, it was studied that effects of different ratios of aeration time and anaerobic time (3:1, 3:2, 3:3)on the nitrite accumulation, the stability of nitrosation, the pollutants removal efficiency and sludge settling performance with domestic wastewater. The smaller the ratio of aeration time and anaerobic time within a certain rangeis,the more beneficial to the accumulation of nitriteis.It realized the start-up of nitrosation by 35d, 30d, 29d respectively.In stable operation stage, the removal of ammonia nitrogen volume of load were 0.57, 0.48, 0.40kgN/m3drespectively.The smaller the ratio of aeration time and anaerobic timeis,the smaller ammonia nitrogen removal load was. The differences of COD removal effect were not obvious.At 82d the nitrosation rate of 1# showed a trend of gradual decline, but it had a stable operation in 2 #, 3 #.So the smaller the ratio of aeration time and anaerobic timeis , the more conducive to maintain the stability of nitrosation, and the better sludge settling performance was.

ratio of aeration time and anaerobic time；intermittent aeration；shortcut nitrification；SBR

X703.1

A

1000-6923(2014)05-1152-07

2013-08-20

新世紀(jì)優(yōu)秀人才支持計(jì)劃(NCET-10-0008);國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07202-005)

* 責(zé)任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn

蘇東霞(1988-),女,河北衡水人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要研究方向?yàn)樗|(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)技術(shù).發(fā)表論文3篇.