SBR工藝實現長期穩定的部分短程硝化

趙夢月，彭永臻，王博，郭媛媛（北京工業大學北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124）

?

SBR工藝實現長期穩定的部分短程硝化

趙夢月，彭永臻，王博，郭媛媛
（北京工業大學北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心，北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124）

摘要：采用SBR工藝以實際生活污水為研究對象，通過3組預實驗得出實現部分短程硝化（部分NH+4-N轉化為NO?2-N）的最佳曝氣量和曝氣時間，啟動長期運行的部分短程硝化序批式反應器（PNSBR），在好氧階段以最佳曝氣量[7.2～12 L·(h·L)?1]和曝氣時間（2～3 h）曝氣，持續運行110多天（450多個周期）。結果顯示，出水亞硝態氮積累率穩定維持在94%～100%，表明了長期穩定的短程硝化效果；出水NO?2-N與NH+4-N的比值大部分集中在2～4之間。進一步的分析得出，在PNSBR長期運行中，一方面通過控制曝氣量和曝氣時間使得好氧階段溶解氧較低，更利于AOB的生長代謝而抑制NOB的活性；另一方面排水后剩余的亞硝態氮通過利用進水中的碳源反硝化去除（本周期的內源反硝化和下周期的外源反硝化），避免了為NOB提供底物的可能，從而實現了穩定的部分短程硝化。同步厭氧氨氧化和反硝化（SAD）工藝廣泛存在，PNSBR反應器作為SAD的前置反應器，可提供滿足SAD運行的進水，因此部分短程硝化是一項有潛力的工藝。

關鍵詞：污水；曝氣；溶解氧；降解；部分短程硝化；同步厭氧氨氧化與反硝化

2015-12-10收到初稿，2016-02-25收到修改稿。

聯系人：彭永臻。第一作者：趙夢月（1991—），女，碩士研究生。

Received date: 2015-12-10.

Foundation item: supported by the National Natural Science Foundation of China (51478013) and the Funding Projects of Beijing Municipal Commission of Education.

引　言

傳統生物脫氮工藝不能完全滿足低C/N比生活污水脫氮要求，很多國內外研究者進行了新型生物脫氮技術的研究開發。厭氧氨氧化（Anammox）反應是近年來自然界及污水生物處理過程中新發現的一種氮的自養轉化途徑，是指在缺氧條件下，Anammox微生物以亞硝態氮為電子受體，氧化氨氮為氮氣的生物轉化過程。與傳統硝化反硝化脫氮相比，Anammox脫氮過程具有脫氮效率高、能耗與成本低、污泥產量少等顯著優勢，在污水生物脫氮過程中具有廣泛的應用前景[1]。但在實驗研究與實際工藝中，Anammox也存在一些缺陷。

首先，污水中存在有機物對Anammox有不利影響，同時污水中不存在Anammox菌需要的底物亞硝態氮，因此短程硝化通常作為Anammox的前置工藝[2]。短程硝化是將硝化反應控制在氨氧化階段,即通過特定的調控方法將亞硝酸鹽氧化菌（NOB）淘洗出反應器并將氨氧化菌（AOB）持留在反應器中,使得硝化過程最終產物為NO2?-N[3]。相比傳統的全程硝化，短程硝化可以節省曝氣量25%，節約碳源40%，減少產泥300%[4]。目前實現短程硝化的可行性控制策略主要包括低溶解氧（DO）、高溫、SRT控制、游離氨(FA)和游離亞硝酸（FNA）抑制、運行方式及曝氣時間控制等[4]。但是對于低氨氮、低碳氮比的生活污水，維持穩定的短程硝化比較困難，主要是受進水氮負荷和有機負荷影響較大且容易被破壞。

其次，在Anammox進水中亞硝態氮濃度與氨氮濃度的比例為1.32[5-7]時，Anammox才僅能去除90%左右以氨氮和亞硝態氮形式存在的氮，仍有10%左右的氮轉化為硝態氮不能被去除[8]。因此，僅利用Anammox技術，脫氮不夠徹底且效果不盡理想。近年來研究發現，Anammox菌與反硝化菌能共存于同一反應器中，在一定程度上發揮各自的優勢，協同提高總氮的去除率[9-10]，為含氮有機污水同步脫氮除碳提供了新的方向。反硝化菌可以去除Anammox產生的硝態氮，同時也會與Anammox菌爭奪反應底物亞硝態氮，Pathak等[9]與Dong等[11]的研究均表明反硝化菌對于亞硝態氮的競爭能力超過Anammox菌，因此同步厭氧氨氧化與反硝化（SAD）工藝的進水中亞硝態氮濃度與氨氮濃度的比值至少應大于Anammox反應中兩者的比值1.32，即有足夠的亞硝態氮存在才能使Anammox菌與反硝化菌協同去除氮素。

然而如何維持長期穩定的短程硝化不被破壞、如何長期穩定地獲得亞硝態氮濃度與氨氮濃度的比值大于1.32的原水作為SAD工藝的進水，目前尚未得到有效的控制方法。本研究通過調節曝氣量和曝氣時間進而控制DO濃度實現部分短程硝化（PN，即部分氨氮轉化為亞硝態氮），控制曝氣過程中曝氣量較低、曝氣時間較短、DO濃度較低，使得AOB一直處于優勢地位，NOB的活性被抑制，亞硝態氮轉化為硝態氮的反應不易發生，從而有利于維持長期穩定的短程硝化。同時通過曝氣量和曝氣時間的控制實現PN出水中亞硝態氮濃度與氨氮濃度之比大于1.32，滿足SAD工藝對進水水質的要求。相比短程硝化，PN能進一步減少曝氣時間、節約能耗。相比半短程硝化(即一半的氨氮轉化為亞硝態氮)，PN無須精確控制出水中亞硝態氮與氨氮的比例，只需使其大于1.32即可，因此控制簡單且允許一定程度上氮負荷和有機負荷的波動。

SBR工藝相對于傳統的AO、A2O工藝而言，具有占地面積小，節省回流、基建等費用，耐沖擊負荷，反應推力大，運行靈活、便于實現高度自動化，能有效抑制污泥膨脹等優點。因此本研究應用SBR工藝探究了不同曝氣量和曝氣時間對PN的影響，以期穩定維持短程硝化，降低供氧能耗并為SAD工藝提供所需進水。

1　材料與方法

1.1實驗裝置與運行

本實驗分為預實驗和PNSBR工藝長期運行階段。預實驗由3組實驗組成，均采用圖1所示的小試SBR反應器。該反應器是由有機玻璃制成，有效容積為1 L，以曝氣砂頭作為微孔曝氣器，并以轉子流量計調節曝氣量。長期運行的SBR反應器如圖2(a)所示，有效容積為12 L，曝氣方式與小試SBR相同。預實驗一采用1個小試SBR反應器，反應器內加入體積比為1:1的活性污泥和生活污水，通過調節轉子流量計控制反應器內溶解氧為0.4 mg·L?1左右，曝氣2 h，監測反應過程中的pH和DO，記錄轉子流量計的曝氣量范圍。取樣間隔為0.5 h，以測定水樣中的氨氮、亞硝態氮和硝態氮濃度。根據預實驗一的結果，預實驗二采用3個小試SBR反應器且同時開始曝氣，調節轉子流量計，使一號、二號、三號小試SBR反應器的進氣量分別為50、100、200 ml·min?1，定義曝氣量為單位時間單位污水量所需的進氣體積，即進氣量與處理污水量的比值，那么曝氣量為6、12、24 L·(h·L)?1，曝氣3.5 h。其他條件與預實驗一相同。根據預實驗二的結果，預實驗三采用1個小試SBR反應器，以探究最佳的曝氣量和曝氣時間。除了進氣量調節為60 ml·min?1[曝氣量為7.2 L·(h·L)?1]以外，其他運行條件均與實驗二相同。

圖1　預實驗SBR示意圖Fig.1　Schematic diagram of SBR for preliminary tests 1—pH/DO meter; 2—DO probe; 3—pH probe; 4—sample outlets; 5—air pump; 6—gas flowmeter; 7—aerator; 8—rotor; 9—magnetic stirrer

根據3組預實驗的結果得出實現部分短程硝化的最佳曝氣時間和曝氣量。啟動部分短程硝化序批式反應器（PNSBR），運行方式如圖2(b)所示，在好氧階段應用預實驗得到的最佳曝氣時間和曝氣量，排水比為50%，污泥濃度（MLSS）維持在2500～3500 mg·L?1之間。

圖2　長期運行的PNSBR裝置示意圖及其每周期運行過程Fig.2　Schematic diagram of PNSBR and operational process of each cycle

1.2污泥、污水的來源與成分

上述實驗的活性污泥均取自本實驗室中試短程硝化反硝化SBR排放的剩余污泥，其污泥濃度（MLSS）為6000～8000 mg·L?1，揮發性固體濃度（MLVSS）約為MLSS的85%左右，污水采用生活污水（從某高校家屬區化糞池抽取生活污水到貯水箱），進水水質指標如表1所示。

表1　進水水質Table 1　Characteristics of wastewater used in this experiment

1.3分析方法

COD、MLSS、MLVSS等指標采用標準方法[12]測定，水樣采用0.4 μm中速濾紙過濾，由Lachat Quikchem8500型流動注射儀測定（Lachat Instrument，Milwaukee， Wiscosin）；TN為之和，采用WTW, Multi 340i型便攜式多功能pH/DO測定儀監測pH 和DO。

2　實驗結果與分析

2.1恒定溶解氧條件下的氮轉化情況

根據報道，硝化反應過程中DO＜1.0 mg·L?1時有利于短程硝化的維持[13]。本實驗控制反應過程中溶解氧恒為0.4 mg·L?1左右，硝化反應過程中氮的轉化以及DO、pH變化情況如圖3所示。可以看出，曝氣1.75 h后，仍沒有NO3?-N產生，NO2?-N與的濃度比達到1.7，符合進入SAD反應器的水質指標。在2 h的曝氣過程中，需要不斷調節閥門以控制進氣量的變化（20～300 ml·min?1）來維持恒定溶解氧，可見該操作方式比較復雜，若通過控制器調控，則需要增加成本投入，而實際硝化過程中常采用恒定曝氣量的方式，為此開展了以下幾種不同曝氣量條件下的預實驗。

圖3　恒定溶解氧條件下氨氮、亞硝態氮、硝氮濃度及DO、pH變化Fig.3　Variation of nitrogen concentrations and DO, pH under constant DO condition

2.2不同曝氣量條件下的氮轉化情況

3個反應器中氮的轉化過程及DO、pH變化如圖4所示。曝氣量為6 L·(h·L)?1時，曝氣3.5 h后，仍沒有NO3?-N產生，NO2?-N與的濃度比達到1.6，滿足進入SAD反應器的水質指標，且DO一直維持在較低水平（＜0.25 mg·L?1）；曝氣量為12 L·(h·L)?1時，曝氣2 h后，仍沒有NO3?-N產生，NO2?-N與的濃度比達到1.7，滿足進入SAD反應器的水質指標，且溶解氧一直維持在0.5 mg·L?1以下，但當曝氣時間達到2.5 h時，出現NO3?-N，且NO2?-N與的濃度比達到7，通過DO/pH曲線可以看出氨谷點出現在2.4 h；曝氣量為24 L·(h·L)?1時，雖然曝氣1.5 h后沒有產生，但氨氧化速率非常快，且曝氣不到1 h反應器內的溶解氧濃度已達到1 mg·L?1以上且增長較快，短程硝化容易被破壞。

圖4　不同曝氣量條件下各氮污染物濃度及DO、pH變化Fig.4　Variation of nitrogen pollutant concentration and DO, pH under different aeration rates

綜上，曝氣量為6 L·(h·L)?1時，曝氣3.5 h達到進水指標，且溶解氧一直維持在較低狀態，但3.5 h的曝氣時間較長，效率較低，因此選擇的曝氣量應大于6 L·(h·L)?1，曝氣時間小于3.5 h可以達到高效且節省能耗的目的；曝氣量為12 L·(h·L)?1時，曝氣2 h滿足SAD進水指標，且溶解氧一直維持在較低狀態，但曝氣2 h離氨谷點較近，當進水氨氮更低時，很容易使得全部氨氮被硝化，不利于部分短程硝化的穩定維持，所以選擇的曝氣量應小于12 L·(h·L)?1，曝氣時間大于2 h較適合。綜上，曝氣量在6～12 L·(h·L)?1之間時，曝氣時間控制在2～3.5 h較合適，為了進一步提高硝化反應的效率同時驗證該結果的可靠性，繼續探究了曝氣量為7.2 L·(h·L)?1時氮的轉化情況。

2.37.2 L·(h·L)?1曝氣量條件下的氮轉化情況

由圖4(d)可以看出，當曝氣量控制在7.2 L·(h·L)?1時，曝氣3 h后，仍沒有NO3?-N產生，與的濃度比達到1.8，滿足進入SAD反應器的水質指標，且DO一直維持在較低水平，不超過0.2 mg·L?1，通過DO/pH變化曲線[圖4(h)]可以看出氨谷點出現在3.5 h，曝氣3 h距離到達氨谷點的曝氣時間還有0.5 h，有利于抑制NOB的生長，進而維持長期穩定的短程硝化。結合實驗二可進一步得出，控制曝氣量在7.2～12 L·(h·L)?1，曝氣2～3 h，部分被氧化為NO2?-N，且沒有NO3?-N產生，出水水質滿足進入SAD反應器的水質指標。

2.4PNSBR的長期穩定運行情況

2.4.1PNSBR的運行根據預實驗得到的結果，長期運行的PNSBR反應器在曝氣階段應選擇的曝氣量范圍為7.2～12 L·(h·L)?1，且相應的曝氣時間為2～3 h。啟動反應器時曝氣量控制在9 L·(h·L)?1左右，根據出水水質隨時調整曝氣量，但控制在最佳曝氣量7.2～12 L·(h·L)?1范圍內。圖5為系統的長期脫氮效果，從圖中可以看出，自啟動到連續運行114 d的時間內，出水濃度一直很低，亞硝態氮積累率其中為出水亞硝態氮濃度，為出水硝態氮濃度]為94%～100%，大部分集中在96%以上，說明短程硝化效果穩定。出水NO2?-N與濃度的比例為0.5～40不等，但大部分比例集中在2～4之間，但也有部分時期出現其他情況，例如第86～89天期間，出水氨氮濃度高于亞硝態氮濃度，其原因有兩方面：①進水氨氮負荷突然增加，沒有及時增大曝氣量，或者增大后的曝氣量仍然不足以氧化更多氨氮；②進水有機負荷突然增加，此時好氧階段過程中優先去除了有機物，用于氧化氨氮的溶解氧比例減少。

圖5　長期運行的進、出水水質Fig.5　Quality of influent and effluent under chronic operation□ NH-N of influent;　NH-N of effluent; ○ NO-Nof effluent;NO-Nof effluent; ☆ nitrite accumulating rate

2.4.2PNSBR典型周期分析如圖6(a)所示，進水前（t= 0），即上周期氨氮剩余20.8 mg·L?1，亞硝態氮剩余4 mg·L?1，COD濃度為58.8 mg·L?1，而該典型周期進水的水質指標：氨氮62.1 mg·L?1，COD 171.2 mg·L?1，亞硝態氮、硝態氮均在檢測限以下。0.5 h時進水結束，混合后氨氮濃度為43.3 mg·L?1，亞硝態氮濃度為0，表明僅在進水過程中，反硝化菌即可利用進水中的碳源還原掉上周期剩余的亞硝態氮，此時TN（總氮）濃度為43.3 mg·L?1。之后開始曝氣，氨氮不斷被氧化為亞硝態氮，曝氣2.5 h后氨氮濃度為15.9 mg·L?1，亞硝態氮濃度為22.2 mg·L?1，沒有硝態氮出現，TN濃度為38.1 mg·L?1，低于曝氣前的濃度43.3 mg·L?1，表明在曝氣過程中發生了同步硝化反硝化反應。沉淀1 h后排水，排水中氨氮濃度為15.3 mg·L?1，亞硝態氮濃度降為20.9 mg·L?1，NO2?-N與的比值為1.37，滿足SAD反應器的進水水質指標。在接下來2 h的閑置過程中，亞硝態氮濃度一直在下降，到下一周期進水前，亞硝態氮濃度降為5 mg·L?1，證明反硝化作用一直存在。反硝化反應需要碳源，但是從圖中可以看出曝氣后COD降到49.8 mg·L?1，基本不能再被降解了，反而在沉淀和閑置過程中還有一定程度的上升，因此反硝化反應所需要的碳源有可能來自沉淀前微生物貯存于體內的有機物。Yeom等[14]和Bernat等[15]認為針對低C/N值污水的脫氮處理，內碳源物質的反硝化作用不可忽視，充分利用內碳源對于提高脫氮效果非常重要，這也是本研究后期將要探究的內容。

另外，DO/pH變化曲線同樣反映出上述反應過程，如圖6(b)所示，0.5 h開始曝氣，隨著曝氣時間的增長，DO濃度逐漸升高，這是因為開始曝氣時有機物濃度、氨氮濃度高，需氧量較大，因此DO濃度較低，隨著除碳除氨氮反應的進行，有機物濃度、氨氮濃度逐漸減小，需氧量也逐漸減小，DO濃度逐漸升高，但DO濃度始終處于低于1 mg·L?1的水平。在開始曝氣時先進行除碳反應，pH上升，這是因為：①異養微生物對有機底物的分解代謝和合成代謝最終都要形成CO2，CO2溶解在水中導致pH下降，但是曝氣不斷地將產生的CO2吹脫，這就引起了pH不斷上升；②好氧去除污水中的有機酸引起pH的不斷上升。當除碳反應結束后，pH曲線出現轉折點，開始隨著好氧氨氧化反應的發生而下降，這是因為硝化過程消耗堿度并產生氫離子。到3 h時曝氣停止，溶解氧濃度急劇下降接近零，在3～4 h的沉淀過程中，隨著內源反硝化的發生，產生堿度，pH又有一定程度的上升。

圖6　典型周期各污染物濃度及DO、pH變化Fig.6　Variation of pollutant concentration and DO, pH in typical cycle■ NH-N ; ★ NO-N; ▲ NO-N; ○ COD; □ pH;　DO

3　討論分析

3.1控制溶解氧實現穩定的部分短程硝化

全程硝化過程是由 AOB 和 NOB兩種菌群的生化作用完成的，而這兩種菌群在生理機制和環境因素影響等方面存在差異，因此對短程硝化的實現可以通過控制各種影響因素進而促進 AOB 的生長繁殖而抑制 NOB 的生長。如高濃度的游離氨（FA）[16-18]或游離亞硝酸（FNA）[16,18-19]抑制，高溫結合短污泥齡（SRT）[20]，低溶解氧（DO）[21-23]，持續控制曝氣[24-26]和低pH[27]。但是這些控制手段往往需要在特定的外部條件下才能實現，如高濃度FA和FNA抑制需要特定的進水水質[17,19]，高溫低pH控制又使得菌種的生長環境非常極端[20,27]，相比之下，控制低溶解氧較易實現，因此DO是短程硝化工藝中最受研究關注的一個指標。此外，除了DO較易調控的優點，還因為：①與溶解氧直接相關的曝氣量是工程上能耗的重要指標，低溶解氧的條件下實現短程硝化意味著節約能耗；②AOB與NOB都為好氧微生物，不同DO濃度對這兩類硝化細菌的生長影響不同[13]。

在DO調控方法中， Bernet等[13]的研究認為AOB 和 NOB 分別對 DO 具有不同的親和力，當DO＜1.0 mg·L?1時，AOB 與 NOB 的增殖速率都會隨著 DO 降低而減小，例如當DO為0.5 mg·L?1時，AOB 的增殖速率降低了40%左右，NOB 降低了70%以上。NOB的增殖速率相對降低更多，使得AOB逐步成為硝化細菌的主體，NO2?-N 積累得以實現。而Laanbroek等[28]和Hanaki等[29]的研究認為，當DO濃度過低而成為硝化過程的限制性因素時，AOB 將會提高增殖速率彌補AOB 代謝活性下降的問題，使氨氧化過程不會受到明顯的不利影響，相比之下NOB 增殖速率并不會提高。雖然目前研究者關于低 DO實現短程硝化的理論機理存在著不同觀點，但大多數研究者認同將 DO 作為穩定實現短程硝化的控制因素。由于實時控制某一低DO濃度值操作復雜，而利用控制器調控，則需要增加成本投入，因此在本研究中，將預實驗得到最佳的曝氣量[7.2～12 L·(h·L)?1]和曝氣時間（2～3 h）利用于PNSBR中，實現了長期穩定的部分短程硝化的效果。付昆明等[30]在研究曝氣量對CANON反應器運行效率的影響時，實驗前期建立穩定的亞硝態氮積累階段中，曝氣量維持在31.2 m3·(h·m3)?1，亞硝積累率達到98%以上，這是將全部氨氮轉化為亞硝態氮，其曝氣量大于本研究得出的部分短程硝化最佳曝氣量。

本研究實現長期穩定的部分短程硝化效果有以下兩方面原因：一方面，通過采用恒定曝氣量的方式將DO控制在較低的范圍內（DO＜1.0 mg·L?1），從而有利于AOB的生長代謝并實現了穩定的短程硝化效果；另一方面，PNSBR的運行方式使得好氧階段前，上周期積累的全部亞硝態氮通過利用進水中的碳源被反硝化掉（上周期的內源反硝化和本周期的外源反硝化），這不僅避免了為NOB提供生化反應的底物導致短程硝化破壞，而且充分利用了原水中的有機物進而減少了去除COD的能耗。

此外，在PNSBR曝氣過程中還出現了同步硝化反硝化（SND）現象，去除了更多的氮素，這種現象在國內外很多報道中均有發生，尤其是好氧條件下的反硝化現象確實存在于各種不同的生物處理系統中[31-32]。對于SND技術，DO也是控制其實現的關鍵因素，Wang等[33]的研究指出短程硝化和SND在低DO條件下才能實現；Munch等[31]的研究認為，DO濃度為0.5 mg·L?1時，硝化速率與反硝化速率相同，可實現SND。

3.2部分短程硝化——一項有潛力的工藝

同步厭氧氨氧化與反硝化工藝（SAD）具有以下優勢：①反硝化消耗有機物并產生CO2，為Anammox消除了有機碳源的抑制作用并提供無機碳源；②反硝化菌在電子供體不足的情況下將硝態氮還原為亞硝態氮，可為Anammox提供底物[34]；③Anammox產生少量的硝態氮，可以通過反硝化作用去除；④SAD工藝對于不同C/N比的污水均表現出較高的總氮去除率[35]，對于低C/N的生活污水，彌補了其碳源不足的缺陷；⑤Anammox菌與反硝化菌的競爭與協同作用能削弱低溫對Anammox菌的影響，同時還能促進聚合Anammox菌的生長[36]。SAD工藝被越來越廣泛地應用到實驗研究和實際污水處理中，因此SAD工藝的進水水質也變得至關重要。

目前，研究者多以如何啟動短程硝化為主，而對維持長期穩定的短程硝化研究較少，更很少涉及實現SAD工藝的進水水質，而本研究通過控制曝氣實現的部分短程硝化彌補了該研究上的缺陷，是一項非常有潛力的技術，還將為部分短程硝化-厭氧氨氧化耦合反硝化（PNSAD）工藝處理城鎮低碳氮比生活污水在工程上的應用提供科學指導。

4　結　論

（1）通過控制曝氣量和時間使得PNSBR好氧階段DO處于較低水平（＜1 mg·L?1），且在達到氨谷點之前停止曝氣，使得氨氮只有部分被氧化為亞硝態氮，比短程硝化更節省曝氣時間，節約能耗。

（2）低DO利于AOB的生長代謝而抑制NOB的活性；PNSBR排水后剩余的亞硝態氮通過利用進水中的碳源反硝化去除，避免了為NOB提供底物的可能，從而實現了長期穩定的部分短程硝化。

（3）PNSRB反應器排水中NO2?-N與的比值大于1.32，滿足同步厭氧氨氧化反硝化工藝（SAD）的進水水質指標，因此部分短程硝化是一項有潛力的工藝。

References

[1]GROMMEN R, VERSTRAETE W. Environmental biotechnology: the ongoing quest [J]. Journal of Biotechnology, 2002, 98: 113-123.

[2]JIN R, YANG G, YU J, et al. The inhibition of the Anammox process: a review [J]. Chemical Engineering Journal, 2012, 197: 67-79.

[3]YUAN Z G, BLACKALL L L. Sludge population optimisation: a new dimension for the control of biological wastewater treatment systems [J]. Water Research, 2002, 36: 482-490.

[4]GE S J, WANG S Y, YANG X, et al. Detection of nitrifiers and evaluation of partial nitrification for wastewater treatment: a review [J]. Chemosphere, 2015, 140: 85-98.

[5]VAN DE GRAAF A A V, DEBRUIJN P, ROBERTTSON L A, et al. Autotrophic growth of anaerobic ammonium-oxidizing micro-organisms in a fluidized bed reactor [J]. Microbiology, 1996, 142 (8): 2187-2196.

[6]STROUS M, VAN GERVEN E, KUENEN J G, et al. Effects of aerobic and microaerobic conditions on anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) sludge [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1997, 63 (6): 2446-2448.

[7]STROUS M, VAN GERVEN E, ZHENG P, et al. Ammonium removal from concentrated waste streams with the anaerobic ammonium oxidation (anammox) process in different reactor configurations [J]. Water Research, 1997, 31 (8): 1955-1962.

[8]KUMAR M, LIN J G. Co-existence of anammox and denitrification for simultaneous nitrogen and carbon removal—strategies and issues [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 178 (1/2/3): 1-9.

[9]PATHAK B K, KAMM F, SALKI Y, et al. Presence and activity of anammox and denitrification process in low ammonium-fed bioreactors [J]. Bioresource Technology, 2007, 98 (11): 2201-2206.

[10]孫艷波, 周少奇, 李伙生,等. ANAMMOX與反硝化協同脫氮反應器啟動及有機負荷對其運行性能的影響 [J]. 化工學報, 2009, 60 (10): 2596-2602. SUN Y B, ZHOU S Q, LI H S, et al. Start-up of ANAMMOX-denitrification reactor and effect of organic loading on its performance of synergistic interaction [J]. CIESC Journal, 2009, 60 (10): 2596-2602.

[11]DONG X, TOLLNER E W. Evaluation of anammox and denitrification during anaerobic digestion of poultry manure [J]. Bioresource Technology, 2003, 86: 139-145.

[12]APHA. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater[M]. 21st ed. Washington, DC: American Public Health Association/American Water Works Association/Water Environment Federation, 2005.

[13]BERNET N, DANGCONG P, DELGENES J P, et al. Nitrification at low oxygen concentration in biofilm reactor [J]. Journal of Environmental Engineering-ASCE, 2001, 127 (3): 266-271.

[14]YEOM I T, NAH Y M, AHN K H. Treatment of householdwastewater using an intermittently aerated membrane bioreactor [J]. Desalination, 1999, 124 (1/2/3): 193-203.

[15]BERNAT K, WOJNOWSKA-BARYLA I, DOBRZYNSKA A. Denitrification with endogenous carbon source at low C/N and its effect on P(3HB) accumulation [J]. Bioresource Technology, 2008, 99 (7): 2410-2418.

[16]PARK S, BAE W, RITTMANN B E. Operational boundaries for nitrite accumulation in nitrification based on minimum/maximum substrate concentrations that include effects of oxygen limitation, pH, and free ammonia and free nitrous acid inhibition [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(1): 335-342.

[17]VLAEMINCK S E, TERADA A, SMETS B F, et al. Nitrogen removal from digested black water by one-stage partial nitritation and anammox [J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43 (13): 5035-5041.

[18]ANTHONISEM A C, LOEHR R C, PRAKASAM T, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous-acid [J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976, 48 (5): 835-852.

[19]KIM D, SEO D, LEE S, et al. Free nitrous acid selectively inhibits and eliminates nitrite oxidizers from nitrifying sequencing batch reactor [J]. Bioprocess and Biosystems Engineering, 2012, 35 (3): 441-448.

[20]HELLINGA C, SCHELLEN A, MULDER J W, et al. The SHARON process: an innovative method for nitrogen removal from ammonium-rich waste water [J]. Water Science and Technology, 1998, 37(9): 135-142.

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

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

[23]SLIEKERS A O, HAAIJER S, STAFSNES M H, et al. Competition and coexistence of aerobic ammonium- and nitrite-oxidizing bacteria at low oxygen concentrations [J]. Applied Microbiology and Biotechonology, 2005, 68 (6): 808-817.

[24]YANG Q, LIU X H, PENG C Y, et al. N2O production during nitrogen removal via nitrite from domestic wastewater: main sources and control method [J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43 (24): 9400-9406.

[25]BLACKBURNE R, YUAN Z G, KELLER J. Demonstration of nitrogen removal via nitrite in a sequencing batch reactor treating domestic wastewater [J]. Water Research, 2008, 42 (8/9): 2166-2176.

[26]LEMAIRE R, MARCELINO M, YUAN Z G. Achieving the nitrite pathway using aeration phase length control and step-feed in an SBR removing nutrients from abattoir wastewater [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2008, 100 (6): 1228-1236.

[27]PARK S, BAE W, CHUNG J, et al. Empirical model of the pH dependence of the maximum specific nitrification rate [J]. Process Biochemistry, 2007, 42 (12): 1671-1676.

[28]LAANBROEK H J, GERARDS S. Competition for limiting amounts of oxygen between Nitrosomonas europaea and Nitrobacter winogradskyi grown in mixed continuous cultures [J]. Archives of Microbiology, 1993, 159 (5): 453-459.

[29]HANAKI K, WANTAWIN C, OHGAKI S. Nitrification at low-levels of dissolved-oxygen with and without organic loading in a suspended-growth reactor [J]. Water Research, 1990, 24 (3): 297-302.

[30]付昆明, 張杰, 曹相生,等. 曝氣量對不同填料CANON反應器運行效率的影響 [J]. 化工學報, 2010, 61 (2): 496-503. FU K M, ZHANG J, CAO X S, et al. Effect of aeration rate on CANON reactors with different carriers [J]. CIESC Journal, 2010, 61 (2): 496-503.

[31]MUNCH E V, LANT P, KELLER J. Simultaneous nitrification and denitrification in bench-scale sequencing batch reactors [J]. Water Research, 1996, 30 (2): 277-284.

[32]GORONSZY M C, DEMOULIN G, NEWLAND M. Aerated denitrification in full-scale activated sludge facilities [J]. Water Science and Technology, 1997, 35 (10): 103-110.

[33]WANG J L, YANG N. Partial nitrification under limited dissolved oxygen conditions [J]. Process Biochemistry, 2004, 39 (10): 1223-1229.

[34]賴楊嵐, 周少奇. 厭氧氨氧化與反硝化的協同作用特性研究 [J].中國給水排水, 2010, 26 (13): 6-10. LAI Y L, ZHOU S Q. Study on synergism characteristics of ANAMMOX and denitrification [J]. China Water &Wastewater, 2010, 26 (13): 6-10.

[35]TAKEKAWA M, PARK G, SODA S, et al. Simultaneous anammox and denitrification (SAD) process in sequencing batch reactors [J]. Bioresource Technology, 2014, 174: 159-166.

[36]GAO F, ZHANG H M, YANG F L, et al. The contrast study of anammox-denitrifying system in two non-woven fixed-bed bioreactors (NFBR) treating different low C/N ratio sewage [J]. Bioresource Technology, 2012, 114: 54-61.

Achievement of long-term and stable partial nitritation in sequencing batch reactor

ZHAO Mengyue, PENG Yongzhen, WANG Bo, GUO Yuanyuan
(Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

Abstract:In this study, a sequencing batch reactor (SBR) was used to treat domestic wastewater, and the optimal aeration rate and time to realize partial nitritation (PN,was partially converted to NO2?-N) were obtained through three preliminary tests. A long-term PNSBR was operated more than 110 d (450 cycles) with an optimal aeration rate [7.2—12 L·(h·L)?1]and time (2—3 h) during aeration. The results showed that the nitrite accumulation rate in the effluent maintained 94%—100%, indicating the stable partial nitrification. The ratios between NO2?-N andwere in the range of 2—4. Further analysis demonstrated that in the long-term operation of PNSBR, the low dissolved oxygen (DO) by controlling aeration benefited the ammonia oxidizing bacteria (AOB) activity but inhibited the nitrite oxidizing bacteria (NOB) one. On the other hand, the residual nitrite after decanting in a cycle was removed via denitrification (endogenous in this cycle and exogenous in next cycle) by using organics in raw wastewater, through which substrates for NOB were prohibited, and thus stable PN was realized. The process of simultaneous anammox and denitrification (SAD) was widespread, and PNSBR, as apre-treatment reactor, can provide substrates for SAD, and thus PN was a potential technology in future.

Key words:wastewater; aeration; dissolved oxygen; degradation; partial nitritation; simultaneous anammox and denitrification

中圖分類號：X 703.1

文獻標志碼：A

文章編號：0438—1157（2016）06—2525—08

DOI：10.11949/j.issn.0438-1157.20151877

基金項目：國家自然科學基金項目（51478013）；北京市教委資助項目。

Corresponding author:Prof. PENG Yongzhen, pyz@bjut.edu.cn