自養脫氮污泥的亞硝化活性恢復策略

張肖靜, 周 月, 張 楠, 鄭凱偉, 傅浩強, 陳 濤, 張宏忠

鄭州輕工業學院材料與化學工程學院， 環境污染治理與生態修復河南省協同創新中心， 河南 鄭州 450001

自養脫氮污泥的亞硝化活性恢復策略

張肖靜, 周 月, 張 楠, 鄭凱偉, 傅浩強, 陳 濤, 張宏忠*

鄭州輕工業學院材料與化學工程學院， 環境污染治理與生態修復河南省協同創新中心， 河南 鄭州 450001

為考察自養脫氮污泥亞硝化活性快速恢復的策略，在3個反應器內分別采用不同的方法對經過長期冷凍保存后的污泥進行了恢復活性的研究. 其中R1為MBR(膜生物反應器)，采用低ρ(DO)(0.30 mg/L)連續流恢復策略；R2為SBR(序批式反應器)，采用低ρ(DO)(0.30 mg/L)間歇流恢復策略；R3為SBR，采用低ρ(NH4+-N)預培養-高曝氣-低ρ(DO)運行三階段的恢復策略. 結果表明，R1的恢復時間為46 d，NH4+-N氧化速率達到4.99 mg/(h·g)(以N計)，最終ρ(MLSS)達到5.43 g/L；R2的恢復時間為39 d，NH4+-N氧化速率達到4.61 mg/(h·g)，最終ρ(MLSS)達到4.47 g/L；R3的恢復時間為48 d，NH4+-N氧化速率達到5.64 mg/(h·g)，最終ρ(MLSS)達到5.16 g/L. 3個反應器均能長期抑制亞硝酸鹽氧化細菌的活性，使亞硝化穩定運行. 3個反應器中，R3恢復所需時間最長，但污泥活性最好;R1中的污泥活性較低，但是膜組件有效截留了污泥，達到了最高的ρ(MLSS). 研究顯示，通過厭氧預培養后轉為膜生物反應器連續流運行的策略，可有助于污泥的極大保留及污泥活性的最大恢復.

脫氮； 亞硝化； 恢復策略； 序批式反應器； 膜生物反應器

自養脫氮工藝是近年來發展起來的新型脫氮工藝，相比傳統的硝化-反硝化脫氮工藝可以節省60%以上的曝氣量和100%的有機碳源，符合目前污水處理節能降耗及資源化利用的要求，被認為是最經濟高效的脫氮途徑[1- 2]. 自養脫氮包括亞硝化和厭氧氨氧化兩個過程. 在亞硝化過程中，NH4+-N被AOB(好氧氨氧化菌，ammonia-oxidizing bacteria)氧化為NO2--N，同時NOB(亞硝酸鹽氧化菌，nitrite-oxidizing bacteria)的活性需被有效抑制，進而實現NO2--N積累[3- 4]. 之后，剩余的NH4+-N和NO2--N在厭氧氨氧化階段被AAOB(厭氧氨氧化菌，anaerobic ammonia-oxidizing bacteria)轉化為N2排放，完成脫氮. 因此，亞硝化是整個自養脫氮工藝的關鍵步驟，決定了工藝的整體脫氮效率及穩定性[5- 6].

目前，自養脫氮污泥還存在培養時間長、來源少的缺陷，限制了自養脫氮工藝的發展[7- 8]. 培養好的自養脫氮污泥一般選擇冷凍保存，留作啟動新反應器時接種使用[9]. 經冷凍保存的污泥中微生物活性下降，甚至大量死亡，因此，如何快速高效恢復冷凍污泥的活性，對于自養脫氮工藝的應用發展至關重要. 有研究考察了自養脫氮污泥經受多種毒性沖擊之后的恢復策略，包括金屬離子、pH、基質濃度等[10- 12]，然而關于冷凍保存后的污泥活性的恢復策略鮮見報道. 因此，該研究采用三種不同的策略對經過長期冷凍保存的自養脫氮污泥進行亞硝化活性的恢復，并比較了各種方法的優劣，以期選擇出最適合的恢復策略.

1 材料與方法

采用3個反應器，分別為1個連續流的MBR(膜生物反應器，membrane bioreactor)及2個SBR(序批式反應器，sequencing batch reactor)，分別記為R1、R2和R3. MBR中的膜組件能夠將所有微生物截留在反應器中，有利于自養脫氮微生物的生存及增殖[13- 14]. SBR反應器能夠靈活控制曝氣時間，進而在NH4+-N氧化完全時及時停止供氧，有利于自養脫氮亞硝化活性的恢復及穩定[15- 16].

R1直徑14 cm，高40 cm，有效體積為5 L. 底部放置曝氣環，內置膜組件，孔徑為0.1 μm，膜有效面積為0.05 m2，動力攪拌，如圖1所示. R2和R3設置完全相同，直徑10 cm，高15 cm，有效體積為1 L，底部放置曝氣環供氧，電動攪拌使反應器混合均勻，如圖2所示. R2和R3每天運行兩個周期，換水比90%，各周期設置：進水5 min、曝氣攪拌反應480 min、沉淀30 min、排水5 min、靜置200 min. 每個周期開始前用配好的水充分洗泥，以保證各周期開始時三氮濃度一致.

R1采用低ρ(DO)連續流恢復策略，R2采用低ρ(DO) 間歇流恢復策略，R3則采用低ρ(NH4+-N)預培養-高曝氣-低ρ(DO)運行三階段的恢復策略，具體運行參數如表1所示. 3個反應器的溫度均控制在25 ℃左右，以考察常溫條件下自養脫氮污泥亞硝化活性的恢復策略.

注：1—進水桶；2—進水泵；3—膜組件；4—出水泵；5—出水；6—空氣泵；7—氣體流量計；8—攪拌器；9—水浴.圖1 MBR反應器設置原理Fig.1 Schematic diagram of MBR

注：1—電動攪拌器；2—DO/pH/T便攜式檢測儀；3—氣泵；4—探頭；5—曝氣環；6—進水；7—取樣口；8—排水口.圖2 SBR反應器設置原理Fig.2 Schematic diagram of SBR

反應器運行階段運行時間∕d進水ρ(NH4+-N)∕(mg∕L)ρ(DO)∕(mg∕L)pHHRT∕hR1Ⅰ392000.307.816Ⅱ72000.307.818R2392000.307.838Ⅰ361000.057.568R3Ⅱ52007.507.788Ⅲ72000.307.828

注：HRT為水力停留時間.

1.2接種污泥和配水

接種污泥取自經長期冷凍保存的自養脫氮污泥，接種前在-20 ℃ 條件下保存了約8個月. 接種的ρ(MLSS)(污泥濃度)為5.45 g/L，ρ(MLVSS)(揮發性污泥濃度)為4.25 g/L. R1、R2和R3的接種量分別為5、1和1 L.

試驗用水為人工配水，主要包括(NH4)2SO4和NaHCO3，分別提供NH4+-N和堿度. 另外包括68 mg/L的KH2PO4、150 mg/L的MgSO4·7H2O、68 mg/L的CaCl2，以及1 mL/L的微量元素Ⅰ號和Ⅱ號溶液.

A組患者死亡1例（8.33%），B組患者死亡6例（26.09%），C組患者死亡5例（46.15%），三組患者的死亡率與急診門診留置時間呈正相關；差異有統計學意義（P＜0.05）。

1.3分析方法

ρ(NH4+-N)采用納氏試劑分光光度法測定，ρ(NO2--N)測定采用N- 1-萘基乙二胺分光光度法測定，ρ(NO3--N)采用紫外分光光度法測定，pH、ρ(DO) 和水溫采用多參數測定儀(德國，WTW)測定. NH4+-N去除率(η，%)、NO2--N積累率(NAR，%)、NH4+-N氧化速率〔AOT，mg/(h·g)〕計算：

η=([NH4+-N]in-[NH4+-N]eff)/

[NH4+-N]in×100%

NAR=[NO2--N]/([NO2--N]+

[NO3--N])×100%

AOT=([NH4+-N]sta-[NH4+-N]end)/

(t×MLVSS)

式中：[NH4+-N]in和[NH4+-N]eff分別為進水和出水中的ρ(NH4+-N)，mg/L；[NO2--N]和[NO3--N]分別為系統中的ρ(NO2--N)和ρ(NO3--N)，mg/L；[NH4+-N]sta和[NH4+-N]end分別為初始和結束時的ρ(NH4+-N)，mg/L；t為時間，h；MLVSS為系統中ρ(MLVSS)，g/L.

2 結果與討論

2.1低ρ(DO)連續流恢復策略

對于亞硝化而言，在恢復AOB活性的同時需要有效抑制NOB的活性[17- 18]，從而使NH4+-N的氧化停留在NO2--N階段，為后續厭氧氨氧化提供合適的進水. 結合已有研究[19- 21]，控制R1的ρ(DO)為0.3 mg/L左右，pH為7.8左右，利用低ρ(DO)和高pH聯合抑制NOB的活性. 由圖3可見，在R1中，接種之后開始運行的前幾天，出水中ρ(NH4+-N)與進水幾乎相等，并且出水中檢測不到NO2--N和NO3--N，這說明此時污泥中的AOB幾乎沒有活性. 此時反應器內的污泥發白，黏性較小，多以單獨顆粒狀懸浮于反應器中. 之后隨著反應器的進行，污泥顏色逐漸變亮，從灰白色轉變為淺黃色，這是典型的亞硝化污泥的顏色[22]，顯示污泥中的微生物開始恢復活性，到運行第9天時，出水NH4+-N顯著降低，出水NO2--N逐漸升高，AOB開始將一部分NH4+-N氧化為NO2--N. NH4+-N去除率增至8%，之后，出水ρ(NH4+-N)進一步降低，ρ(NO2--N)進一步升高.

在階段Ⅰ后期(30～39 d)，NH4+-N去除率穩定在40%左右，不再升高，說明污泥中的AOB活性達到穩定的狀態. 考慮到在自養脫氮工藝中，亞硝化反應器需要為后續厭氧氨氧化反應器提供進水，因此出水ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N)需要為1.32左右，NH4+-N氧化率需要達到50%以上[23- 24]. 在階段Ⅰ后期，R1的NH4+-N去除負荷為0.312 kg/(m3·d)(以N計). 在穩定的微生物活性下NH4+-N去除負荷是相等的，若想降低出水中的ρ(NH4+-N)，增大NH4+-N去除率，需要延長HRT. 因此，通過計算，在階段Ⅱ(40～46 d)將HRT延長為8 h，以提高NH4+-N去除率. 從圖3可見，NH4+-N去除率增加為55%左右，出水ρ(NH4+-N)穩定在93 mg/L左右，出水ρ(NO2--N)穩定在105 mg/L左右，ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N)符合厭氧氨氧化的進水要求. 該反應器在ρ(DO)為0.3 mg/L、pH為7.8、HRT為6～8 h的條件下，成功恢復自養脫氮污泥的亞硝化活性，并穩定7 d以上，共歷時46 d，最終的ρ(MLSS)達到5.31 g/L，ρ(MLVSS)達到3.67 g/L，NH4+-N氧化速率為4.99 mg/(h·g). NO2--N積累率保持在99%左右，整個恢復過程幾乎沒有NO3--N生成，說明NOB得到了持續抑制，這對亞硝化的長期穩定運行是有利的. 這一方面是由于接種污泥中NOB含量較少，另一方面是MBR的低ρ(DO)、高pH以及高負荷成功抑制了NOB活性[19,25]. 此外，經計算，R1反應器內ρ(FA)(FA為游離氨)為3.4～41.4 mg/L，能夠有效抑制NOB活性[26- 27]，這也保證了恢復活性后的亞硝化能夠長期穩定.

圖3 R1反應器的運行效果Fig.3 Reactor performance of R1

圖4 R2反應器的運行效果Fig.4 Reactor performance of R2

2.2低ρ(DO)間歇流恢復策略

由圖4可見，與R1相似，R2反應器中污泥在剛接種運行的前幾天沒有活性，出水ρ(NH4+-N)與進水幾乎相等，出水中ρ(NO2--N)與ρ(NO3--N)均為0，說明AOB及NOB均沒有活性. 同時污泥松散，沉淀后的上清液中出水渾濁，可見有解體的污泥排出. 這說明在經過冷凍之后，污泥的絮凝性能變差，重新接入反應器后，有一些微生物死亡，導致污泥菌膠團解體. 同時R2內的曝氣加劇了老化污泥的解體，從而導致污泥流失；而R1則由于內置膜組件截留了所有微生物在反應器內，因此沒有污泥流失[19,21].

在運行到第8天時，R2的出水ρ(NH4+-N)略低于進水，說明AOB開始恢復活性，之后出水ρ(NH4+-N)進一步降低，NH4+-N去除率逐漸升高，出水ρ(NO2--N)逐漸增加，AOB的活性不斷得到增強[28]. 到第31天時，NH4+-N去除率增加到50%以上，說明污泥的亞硝化活性恢復成功. 在整個過程中，NO3--N生成量一直很低，說明NOB的活性沒有得到誘導，這與R2內的低ρ(DO)、高pH以及間歇運行的條件有關[29]. 研究[27]表明，在SBR亞硝化反應器間歇運行的每一個周期中，隨著周期反應的進行，ρ(NH4+-N)逐漸降低，ρ(NO2--N)逐漸上升，從而導致ρ(FA)逐漸下降的同時ρ(FNA)(FNA為游離亞硝酸)逐漸上升，FA和FNA交替抑制了NOB的活性. 因此，多種因素保證了NOB受到持續的抑制. 最終，R2的NH4+-N去除率在50%以上，穩定7 d，共歷時39 d，NO2--N積累率穩定在99%以上，亞硝化得到成功高效的恢復. 最終的ρ(MLSS)為4.47 g/L，ρ(MLVSS)為2.98 g/L， NH4+-N氧化速率為4.61 mg/(h·g).

2.3低ρ(NH4+-N)預培養-高曝氣-低ρ(DO)運行三階段的恢復策略

考慮到經過長時間冷凍的污泥在曝氣條件下容易解體，在R3中采用了缺氧低ρ(NH4+-N)預培養的策略，恢復過程中氮素變化如圖5所示. 第一階段不進行曝氣，進水ρ(NH4+-N)為100 mg/L，機械攪拌導致一些空氣進入反應器，反應過程中ρ(DO)約為0.05 mg/L. 由圖5可見，在階段Ⅰ的前20 d，污泥中的微生物幾乎完全沒有活性，雖然污泥的顏色已經從灰白色變為了淺黃色，但出水ρ(NH4+-N)很高，幾乎沒有NO2--N生成. 20 d之后，NH4+-N去除率有所增高，增加到15%左右之后進入平臺區，NH4+-N去除達到穩定，一直到第36天均沒有進一步增高的趨勢.

圖5 R3反應器的運行效果Fig.5 Reactor performance of R3

由于從污泥的外觀觀察其已經恢復活性，推測出水ρ(NH4+-N)較高是因為ρ(DO)不足，因此在階段Ⅱ采用高強度的曝氣，各周期初始ρ(DO)調整為7.5 mg/L. 同時考慮到高ρ(DO)可能會誘導NOB的活性，因此將進水ρ(NH4+-N)增至200 mg/L，結合高pH，以抑制NOB活性. 從圖5可見，在高ρ(DO)下，AOB活性得到快速恢復，出水ρ(NH4+-N)迅速降至109 mg/L，第1天的NH4+-N去除率即升至45.7%. 之后在高曝氣的5 d內，NH4+-N去除率持續升至80%以上. 由于ρ(DO)過高，存在誘導NOB活性，從而破壞亞硝化穩定性的風險，因此，在階段Ⅲ將ρ(DO) 降低為0.3 mg/L. 可以看到反應器內出水ρ(NH4+-N)仍然較低，與高曝氣時接近，說明AOB活性經過高曝氣階段已經完全恢復. 降低的ρ(DO)并沒有限制AOB的活性，NH4+-N去除率維持在75%以上，沒有NO3--N生成，說明采用該方法的恢復之后的亞硝化較為穩定[30]. 最終結果表明，采用低ρ(NH4+-N)預培養-高曝氣-低ρ(DO)結合的方式，恢復時間需要48 d，最終ρ(MLSS)為5.16 g/L，ρ(MLVSS)為3.61 g/L，NH4+-N氧化速率達到5.64 mg/(h·g).

2.4三種恢復策略的比較

比較三種恢復策略，R1的恢復時間(46 d)較短，同時達到了最高的污泥濃度，這說明膜組件很好地截留了微生物，避免了污泥流失；NH4+-N氧化速率較高，說明MBR中連續流低ρ(DO)的方式能夠恢復較高的亞硝化活性. R2的恢復時間(37 d)最短，但是最終的污泥濃度最低，這是因為前期的曝氣造成了污泥流失，同時其NH4+-N氧化速率最低，說明R2內的AOB活性最差. R3恢復時間(48 d)最長，但是達到了較高的污泥濃度，雖然污泥濃度比R1低，但是高于一直曝氣的R2，這說明厭氧預培養極大限度的保留了污泥，避免了污泥流失. 同時，R3的NH4+-N氧化速率最高，說明該反應器內的AOB活性最好，這說明低ρ(NH4+-N)預培養-高曝氣-低ρ(DO)運行的方式能夠最大限度地恢復污泥的亞硝化活性. 結合3個 反應器的恢復效果，為了同時達到較高的污泥濃度及較高的污泥活性，可首先在SBR內經厭氧預培養+高曝氣徹底恢復污泥活性后，再轉入MBR連續流運行，增大污泥濃度，從而進一步提高反應器的NH4+-N去除負荷.

3 結論

a) 在MBR內連續流低ρ(DO)下恢復亞硝化污泥活性需46 d，ρ(MLSS)達到5.31 gL，ρ(MLVSS)達到3.67 gL，NH4+-N氧化速率達到4.99 mg(h·g).

b) 在SBR內間歇流低ρ(DO)條件下恢復亞硝化污泥活性需37 d，ρ(MLSS)達到4.47 gL，ρ(MLVSS)達到2.98 gL，NH4+-N氧化速率達到4.61 mg(h·g).

c) 在SBR內經厭氧預培養，加高曝氣之后轉低曝氣，恢復亞硝化污泥活性需48 d，最終ρ(MLSS)為5.16 gL，ρ(MLVSS)為3.61 gL ，NH4+-N氧化速率達到5.64 mg(h·g).

d) 厭氧預培養+高曝氣+低曝氣運行的方式能夠最大限度的恢復污泥的亞硝化活性，而MBR能夠達到較高的污泥濃度. 在實際運行中，可采用SBR厭氧預培養+高曝氣+MBR連續流運行的方式，在快速恢復亞硝化活性的同時，增大反應器的污泥濃度.

[1] KARTAL B,KUENEN J G,VAN LOOSDRECHT M C M.Sewage treatment with anammox[J].Science,2010,328:702- 703.

[2] SLIEHERS A O,DERWORT N,CAMPOS-GOMEZ J L,etal.Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor[J].Water Research,2002,36(10):2475- 2482.

[3] PARK S,CHING J,RITTMANN B E,etal.Nitrite accumulation from simultaneous free-ammonia and free-nitrous-acid inhibition and oxygen limitation in a continuous-flow biofilm reactor[J].Biotechnology and Bioengineering,2015,112(1):43- 52.

[4] SUI Qianwen,LIU Chong,ZHANG Junya,etal.Response of nitrite accumulation and microbial community to free ammonia and dissolved oxygen treatment of high ammonium wastewater[J].Applied Microbiology and Biotechnology,2016,100(9):4177- 4187.

[5] 朱亮,李祥,黃勇.基于ANAMMOX 處理低C/N廢水高效脫氮聯合工藝研究進展[J].水處理技術,2015,41(8):11- 15.

[6] SOLIMAN M,ELDYASTI A.Development of partial nitrification as a first step of nitrite shunt process in a sequential batch reactor (SBR) using ammonium oxidizing bacteria (AOB) controlled by mixing regime[J].Bioresource Technology,2016,221:85- 95.

[7] TOMAR S,GUPTA S K,KUMAR B.Performance evaluation of the anammox hybrid reactor seeded with mixed inoculum sludge[J].Environmental Technology,2016,37(9):1065- 1076.

[8] KIM B,CUI F,KIM M.Partial nitrification process by seeding aerobic and anaerobic granular sludge[J].Desalination and Water Treatment,2015,57(17):1- 11.

[9] ENGLBRECHT S,FONDENGCAP M T,RATHSACK K,etal.Highly efficient long-term storage of carrier-bound anammox biomass[J].Water Science & Technology,2016,74:1911- 1918.

[10] ZHANG Zhengzhe,CHENG Yafei,ZHOU Yuhuang,etal.A novel strategy for accelerating the recovery of an anammox reactor inhibited by copper(II):EDTA washing combined with biostimulation via low-intensity ultrasound[J].Chemical Engineering Journal,2015,279:912- 920.

[11] HE Shilong,ZHANG Yanlong,NIU Qigui,etal.Operation stability and recovery performance in an anammox EGSB reactor after pH shock[J].Ecological Engineering,2016,90:50- 56.

[12] ZHANG Yanlong,HE Shilong,NIU Qigui,etal.Characterization of three types of inhibition and their recovery processes in an anammox UASB reactor[J].Biochemical Engineering Journal,2016,109:212- 221.

[13] HUANG X,URATA K,WEI Q,etal.Fast start-up of partial nitritation as pre-treatment for anammox in membrane bioreactor[J].Biochemical Engineering Journal,2016,105:371- 378.

[14] DAI W,XU X,LIU B,etal.Toward energy-neutral wastewater treatment:a membrane combined process of anaerobic digestion and nitritation:anammox for biogas recovery and nitrogen removal[J].Chemical Engineering Journal,2015,279:725- 734.

[15] SUN Hongwei,PENG Yongzhen,WANG Shuying,etal.Achieving nitritation at low temperatures using free ammonia inhibition on Nitrobacter and real-time control in an SBR treating landfill leachate[J].Journal of Environmental Sciences,2015,30:157- 163.

[16] MAURICIO L M,VANGSGAARD A,GERNAEY K V.A novel control strategy for single-stage autotrophic nitrogen removal in SBR[J].Chemical Engineering Journal,2015,260:64- 73.

[17] LIANG Yuhai,LI Dong,ZHANG Xiaojing,etal.Stability and nitrite-oxidizing bacteria community structure in different high-rate CANON reactors[J].Bioresource Technology,2015,175:189- 194.

[18] POOT V,HOEKSTRA M,GELEIJNSE M A A,etal.Effects of the residual ammonium concentration on NOB repression during partial nitritation with granular sludge[J].Water Research,2016,106:518- 530.

[19] 陳宗姮,黃勇,李祥.pH對亞硝化、厭氧氨氧化反應及聯合工藝氮素轉化的影響[J].環境工程,2016,34(1):55- 60. CHEN Zongheng,HUANG Yong,LI Xiang.Effect of pH on nitrogen conversion performance in the nitrification,anammox and combined process[J].Environmental Engineering,2016,34(1):55- 60.

[20] ZHANG Xiaojing,LI Dong,LIANG Yuhai,etal.Start-up,influence factors,and the microbial characteristics of partial nitrification in membrane bioreactor[J].Desalination and Water Treatment,2014,54:581- 589.

[21] LV Yongtao,JU Kai,WANG Lei,etal.Effect of pH on nitrous oxide production and emissions from a partial nitritation reactor under oxygen-limited conditions[J].Process Biochemistry,2016,51:765- 771.

[22] ZHANG X,LI D,LIANG Y,etal.Application of membrane bioreactor for completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process[J].Chemosphere,2013,93:2832- 2838.

[23] STROUS M,HEIJNEN J J,KUENEN J G,etal.The sequencing batchreactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms[J].Applied Environmental Microbiology,1998,50:589- 596.

[24] HUANG X,URATA K,WEI Q,etal.Fast start-up of partial nitritation as pre-treatment for anammox in membrane bioreactor[J].Biochemical Engineering Journal,2016,105:371- 378.

[25] WANG Lan,ZHENG Ping,ABBAS G,etal.A start-up strategy for high-rate partial nitritation based on DO-HRT control[J].Process Biochemistry,2016,51:95- 104.

[26] 吳莉娜,徐瑩瑩,史梟,等.短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝深度處理垃圾滲濾液[J].環境科學研究,2016,29(4):587- 593. WU Lina,XU Yingying,SHI Xiao,etal.Advanced treatment of landfill leachate by combined process of partial nitrification and anaerobic ammonium oxidation[J].Research of Environmental Sciences,2016,29(4):587- 593.

[27] MENG F,CHAE S,DREWS A,etal.Recent advances in membrane bioreactors (MBRs):membrane fouling and membrane material[J].Water Research,2009,43:1489- 1512.

[28] ZHOU J,WANG H,YANG K,etal.Optimization of operation conditions for preventing sludge bulking and enhancing the stability of aerobic granular sludge in sequencing batch reactors[J].Water Science & Technology,2014,70(9):1519- 1525.

[29] 張肖靜,李冬,周利軍,等.堿度對常低溫處理生活污水亞硝化的影響[J].哈爾濱工業大學學報,2013,45(4):682- 687. ZHANG Xiaojing,LI Dong,ZHOU Lijun,etal.Effect of alkalinity on partial nitrification of domestic sewage at ordinary and low temperature[J].Journal of Harbin Institute of Technology,2013,45(4):682- 687.

[30] 李蕓,李軍,陳剛,等.晚期垃圾滲濾液厭氧氨氧化脫氮性能及其污泥特性[J].環境科學研究,2016,29 (3):411- 418. LI Yun,LI Jun,CHEN Gang,etal.Nitrogen removal performance and characteristics of granular sludge in ANAMMOX reactor fed with mature landfill leachate[J].Research of Environmental Sciences,2016,29 (3):411- 418.

Strategy for Recovering the Partial Nitrification Activity of Autotrophic Nitrogen Removal Sludge

ZHANG Xiaojing, ZHOU Yue, ZHANG Nan, ZHENG Kaiwei, FU Haoqiang, CHEN Tao, ZHANG Hongzhong*

Henan Collaborative Innovation Center of Environmental Pollution Control and Ecological Restoration, School of Material and Chemical Engineering, Zhengzhou University of Light Industry, Zhengzhou 450001, China

In order to investigate a recovery strategy for the partial nitrification (PN) activity in autotrophic nitrogen removal sludge, three reactors were adopted in this study. R1 was operated under low DO (0.30 mg/L) and high pH (7.8) conditions in a continuous membrane bioreactor; R2 was operated under low DO (0.30 mg/L) condition in a sequencing batch rector; and R3 was operated under the conditions of anoxic-high DO-low DO (0.30 mg/L) in a sequencing batch reactor. The results showed that the recovery periods for R1, R2 and R3 were 46 d, 39 d and 48 d, respectively. The ammonia oxidation rates for the three reactors were 4.99, 4.61 and 5.64 mg/(h·g), and the final concentrations of mixed liquid suspended solids were 5.43, 4.47 and 5.16 g/L, respectively. The nitrite-oxidizing bacteria were completely suppressed in all the three reactors, which was profitable for the stability of the PN reactor. The recovery in R3 took the longest time but got a best microbial activity, while R2 enabled the highest sludge concentration. Therefore, the strategy of combining pre-cultivation under anaerobic condition with membrane bioreactor under low DO condition was favorable for recovering the PN bioactivity of autotrophic nitrogen removal sludge.

nitrogen removal; partial nitrification; recovery strategy; sequencing batch reactor; membrane bioreactor

2016-10-28

：2017-06-09

河南省重點科技攻關項目(152102310376)；河南省教育廳重點科研項目(16A610013)；國家級大學生創新創業訓練計劃項目(201610462068)

張肖靜(1986-)，女，河南開封人，講師，博士，主要從事污水處理新技術研究，zhangxiaojing@zzuli.edu.cn.

*責任作者，張宏忠(1968-)，男，河南新鄉人，教授，博士，主要從事膜分離在污水處理中的應用研究，zhz@zzuli.edu.cn

X703.1

：1001- 6929(2017)09- 1464- 07

ADOI：10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.80

張肖靜,周月,張楠,等.自養脫氮污泥的亞硝化活性恢復策略[J].環境科學研究,2017,30(9):1464- 1470.

ZHANG Xiaojing,ZHOU Yue,ZHANG Nan,etal.Strategy for recovering the partial nitrification activity of autotrophic nitrogen removal sludge[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(9):1464- 1470.