蔡 慶,張代鈞,丁佳佳(1.重慶工程職業(yè)技術(shù)學(xué)院,礦業(yè)與環(huán)境工程學(xué)院,重慶 40007；.重慶大學(xué)環(huán)境科學(xué)系,重慶 40000；.重慶市環(huán)境科學(xué)研究院,重慶 401147)

全自養(yǎng)脫氮顆粒污泥的培養(yǎng)及脫氮性能的恢復(fù)與強化

蔡 慶1*,張代鈞2,丁佳佳3(1.重慶工程職業(yè)技術(shù)學(xué)院,礦業(yè)與環(huán)境工程學(xué)院,重慶 400037；2.重慶大學(xué)環(huán)境科學(xué)系,重慶 400030；3.重慶市環(huán)境科學(xué)研究院,重慶 401147)

采用交替限氧-厭氧和低充放比(30%)運行模式,在SBR反應(yīng)器中成功啟動全自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝,啟動過程經(jīng)歷常規(guī)硝化主導(dǎo)階段、短程硝化主導(dǎo)階段和全自養(yǎng)脫氮階段,總氮去除速率和總氮去除效率分別達(dá)到(312±15)mg/(L·d)和(71.2±4.3)%.培養(yǎng)得到的污泥中顆粒污泥(粒徑≥300μm)和絮狀污泥(粒徑<300μm)體積分別占污泥總體積的39%和61%.在自養(yǎng)脫氮性能惡化的SBR反應(yīng)器進(jìn)水中長期添加適量N2H4,反應(yīng)器脫氮性能得以恢復(fù)甚至強化,反應(yīng)器總氮去除速率升高到(480±34)mg/(L·d),顆粒污泥的比例增加到污泥總體積的51%.

全自養(yǎng)脫氮；顆粒污泥；N2H4；恢復(fù)；強化

結(jié)合短程硝化和厭氧氨氧化的全自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝[1]與傳統(tǒng)的硝化反硝化工藝相比,理論上可節(jié)省62.5%的硝化需氧量和100%的反硝化需COD量,在處理高氨氮、低COD廢水方面具有良好的應(yīng)用前景[2-3].CANON工藝已在眾多特定結(jié)構(gòu)的反應(yīng)器內(nèi)得以實現(xiàn)[1,4-8],但富集的多為絮狀污泥[1,6-8]或提供填料后附著生長的生物膜[4-5,9],培養(yǎng)CANON顆粒污泥的報道[10-11]并不多見.

相關(guān)研究報道表明,CANON工藝均能達(dá)到較高的氮去除速率和去除效率[2,8,12],但采用CANON工藝的污水處理廠運行不穩(wěn)定導(dǎo)致出水硝態(tài)氮(NO3--N)升高、系統(tǒng)脫氮性能惡化的事件[2,13]常有發(fā)生,且常規(guī)的調(diào)控手段難以恢復(fù)系統(tǒng)性能.Joss等[2]報道了一個采用CANON工藝的污水處理廠穩(wěn)定運行2a后出水NO3--N濃度從15mg/L逐步上升到200mg/L,不通過排泥無法洗脫亞硝酸鹽氧化菌(NOB)[2,14];Cho等[13]在升流式生物膜反應(yīng)器中啟動CANON過程,總氮去除速率為350mg/(L·d),NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值高達(dá)0.47±0.26,減少曝氣量無法降低此比值.N2H4具有生物毒性,對好氧氨氧化菌(AOB)和NOB存在抑制作用[15];N2H4又是厭氧氨氧化過程中間產(chǎn)物[16],添加適量N2H4可快速恢復(fù)NO2-對厭氧氨氧化的抑制[15],甚至強化厭氧氨氧化過程[17-18].Yao等[19]發(fā)現(xiàn)添加適量N2H4可在強化CANON系統(tǒng)自養(yǎng)脫氮性能的同時減少NO3-的產(chǎn)生,適宜的N2H4添加濃度為3.99mg/L.而N2H4對脫氮性能惡化的CANON系統(tǒng)的恢復(fù)作用目前幾乎未見報道[19].本文在SBR反應(yīng)器中采用交替限氧-厭氧模式保持適宜的充放比培養(yǎng)全自養(yǎng)脫氮顆粒污泥,轉(zhuǎn)換為持續(xù)限氧模式系統(tǒng)脫氮性能惡化后,研究不同的策略特別是添加適量N2H4對CANON反應(yīng)器的恢復(fù)和強化作用.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置、污水及污泥

利用大高徑比(內(nèi)徑11cm,高50cm,有效體積2.5L)的SBR反應(yīng)器(SBR1、SBR2),控制低的充放比(30%)培養(yǎng)CANON顆粒污泥.反應(yīng)器內(nèi)的溫度通過恒溫水浴層控制在(31±1)℃;曝氣段DO通過轉(zhuǎn)子流量計控制.試驗污水為人工合成廢水,基質(zhì)為(NH4)2SO4,以NaHCO3為無機碳源(濃度1.5g NaHCO3/L),微量元素參考相關(guān)文獻(xiàn)報道[20-21]分2類配置(微量元素液Ⅰ和微量元素液Ⅱ),微量元素液Ⅰ的組分為(g/L):EDTA,15.0; (NH4)6Mo7O24·4H2O,1.1;MnCl2·4H2O,0.99; CaCl2· 2H2O,4.2;CoCl2·6H2O,0.24;H3BO4,0.014;微量元素液Ⅱ的組分為(g/L):MgSO4·7H2O,5.0; FeSO4· 7H2O,5.0;ZnSO4·7H2O,0.43; CuSO4·5H2O, 0.25; NiSO4.6H2O,0.21.1L合成廢水各加入1.25mL微量元素液Ⅰ和微量元素液Ⅱ.反應(yīng)器SBR1接種污泥取自重慶市某污水處理廠和實驗室EGSB反應(yīng)器[22];反應(yīng)器SBR2的接種污泥取自成功啟動CANON工藝后的SBR1反應(yīng)器.

1.2 試驗方案

反應(yīng)器SBR1采用交替限氧-厭氧運行模式啟動CANON過程,運行周期240min,其中進(jìn)水12min、限氧曝氣138min、厭氧66min、沉淀12min、出水12min;每周期進(jìn)水0.75L,使充放比保持在30%;限氧曝氣段通過玻璃轉(zhuǎn)子流量計控制曝氣速率使DO保持在0.2～0.4mg/L;反應(yīng)器啟動的各個階段選定典型運行周期,測定NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度、DO濃度和pH值的變化,同時觀察污泥形態(tài),并測定粒徑分布.反應(yīng)器SBR2采用與SBR1相同的交替限氧-厭氧運行模式快速啟動CANON過程,穩(wěn)定運行33d后,轉(zhuǎn)換為持續(xù)限氧模式,脫氮性能惡化后研究CANON系統(tǒng)的恢復(fù)策略.持續(xù)限氧模式運行周期90min,其中進(jìn)水5min、限氧曝氣76min、沉淀4min、出水5min.SBR2反應(yīng)器的運行分為7個階段:第Ⅰ階段(1～33d),交替限氧-厭氧模式穩(wěn)定運行;第Ⅱ階段(34～80d),持續(xù)限氧模式運行;第Ⅲ階段(81～87d),進(jìn)水添加少量NO2-并排泥;第Ⅳ階段(88～95d),進(jìn)水添加NO2-、降低曝氣量并排泥;第Ⅴ階段(96～104d),降低曝氣量并排泥;第Ⅵ階段(105～119d),進(jìn)水添加N2H4并增加曝氣量;第Ⅶ階段(120～188d),進(jìn)水添加N2H4并保持適宜的曝氣量.SBR2反應(yīng)器各階段的運行條件詳見表1.

表1 反應(yīng)器SBR2的運行條件Table 1 The operational conditions of SBR2

1.3 分析方法

pH值采用pH在線電極(pH2100e, METTLER TOLEDO)測定,DO采用便攜式溶氧儀(JPBJ-608,上海精科)測定;污泥粒徑采用激光粒度分析儀(S3500,美國Microtrac公司)測定;采用透反偏光顯微鏡(XPV-600E,上海長方光學(xué)儀器有限公司)對污泥形態(tài)進(jìn)行觀察;NH4+-N、NO2--N和NO3--N濃度的測定均采用文獻(xiàn)[23]方法;N2H4濃度采用分光光度法測定[24],NO2-的干擾通過添加5%的氨基磺酸消除[25].理想的CANON系統(tǒng)(不存在NOB)中NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值為0.11[14],硝化系統(tǒng)中為1,NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值越高表明CANON系統(tǒng)NOB的活性越好,因此本文采用NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值這一指標(biāo)評價CANON系統(tǒng)的穩(wěn)定性[19].

圖1 SBR1反應(yīng)器脫氮性能Fig.1 The nitrogen removal rate in SBR1

2 結(jié)果與討論

2.1 反應(yīng)器運行效果

由圖1可知,CANON工藝的啟動過程經(jīng)歷3個階段:常規(guī)硝化主導(dǎo)階段、短程硝化主導(dǎo)階段和全自養(yǎng)脫氮階段.從啟動第1d到第22d為常規(guī)硝化主導(dǎo)階段(圖1Ⅰ),此階段氧化的NH4+-N大部分轉(zhuǎn)化為NO3--N,僅有少量的NO2--N積累,幾乎不存在總氮去除,表明此階段的主導(dǎo)微生物過程為常規(guī)硝化過程.從啟動第23d到第73d為短程硝化主導(dǎo)階段(圖1Ⅱ),此階段第34d的典型運行周期內(nèi)NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度、DO濃度和pH值的變化見圖2.此階段NO2--N大量積累,出水NO3--N濃度較低(圖1Ⅱ和圖2),表明NOB的生長受到抑制;曝氣段短程硝化消耗堿度使pH值降低,厭氧段厭氧氨氧化產(chǎn)生堿度使pH值略有升高(圖2);總氮去除速率和總氮去除效率均逐步升高(圖1Ⅱ),表明厭氧氨氧化菌(ANAOB)開始生長繁殖.從啟動第74d到第160d為全自養(yǎng)脫氮階段(圖1Ⅲ),此階段第103d的典型運行周期內(nèi)NH4+-N、NO2--N、NO3--N濃度、DO濃度和pH值的變化見圖3.此階段NO2--N積累現(xiàn)象消失(圖1Ⅲ),典型運行周期內(nèi)NH4+-N迅速降低,NO3--N濃度略有升高;曝氣段pH值略微降低,短程硝化消耗堿度和厭氧氨氧化產(chǎn)生堿度幾乎達(dá)到平衡;厭氧段厭氧氨氧化產(chǎn)生堿度使pH值顯著升高(圖2).反應(yīng)器內(nèi)總氮去除速率穩(wěn)定在312mg/(L·d)左右,高于任宏洋等[22]和Sliekers等[1]報道的CANON絮狀污泥的總氮去除速率,但低于Vlaeminck等[11]和De Clippeleir等[10]培養(yǎng)的CANON顆粒污泥總氮去除速率.

圖2 短程硝化主導(dǎo)階段典型運行周期內(nèi)(第34d)NH4+濃度、NO2-濃度、NO3-濃度、DO濃度和pH值變化Fig.2 Variations of NH+concentration, NO-42concentration, NO3-concentration, DO and pH during a typical cycle at partitial-nitritationleading phase on day 34

全自養(yǎng)脫氮工藝啟動歷經(jīng)的三個階段與反應(yīng)器內(nèi)微生物演替過程相對應(yīng).接種污泥中AOB和NOB為其主導(dǎo)微生物,硝化過程為其主導(dǎo)微生物過程;限氧條件下運行使NOB受到抑制,短程硝化逐漸成為主導(dǎo)微生物過程;運行后期AOB和ANAOB成為反應(yīng)器中的主導(dǎo)微生物,二者協(xié)同作用完成自養(yǎng)脫氮.

AOB中存在NO2-還原酶(Nir)和NO還原酶(Nor),可在氧化NH4+的同時還原NO2-和NO3-進(jìn)行反硝化[26],進(jìn)而完成氮去除,且硝化菌反硝化在限氧條件下更易發(fā)生[26-27],因此AOB的硝化菌反硝化現(xiàn)象也可能對SBR1反應(yīng)器中的總氮去除存在貢獻(xiàn).SBR1反應(yīng)器第Ⅲ階段中NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值為0.105±0.021 (圖1Ⅲ,取113～160d的平均值),與CANON系統(tǒng)的理論值(0.11)[14]接近,表明反應(yīng)器中氮去除主要由ANAOB完成.

圖3 全自養(yǎng)脫氮階段典型運行周期內(nèi)(第103d)NH4+濃度、NO2-濃度、NO3-濃度、DO濃度和pH值變化Fig.3 Variations of NH+concentration, NO-42concentration, NO3-concentration, DO and pH during a typical cycle at CANON phase on day 103

2.2 污泥的形態(tài)特征

50倍放大的光學(xué)顯微鏡觀察結(jié)果顯示,反應(yīng)器SBR1初始接種污泥(第1d)為絮狀(圖4b),體積平均粒徑為91.28μm,粒徑呈正態(tài)分布(圖4a);經(jīng)過34d的培養(yǎng),短程硝化主導(dǎo)階段污泥粒徑增加到108.8μm,粒徑分布見圖4c,污泥形態(tài)未發(fā)生明顯變化,仍為絮狀(圖4d);第103d反應(yīng)器處于全自養(yǎng)脫氮階段,污泥體積平均粒徑達(dá)到387.6μm,污泥粒徑分布出現(xiàn)明顯的雙峰(圖4e),表明反應(yīng)器中存在兩種形態(tài)的污泥,一種為粒徑在15～300μm之間的絮狀污泥,占污泥總體積的61%;另一種為粒徑在300～1600μm之間的顆粒污泥,平均粒徑在1mm左右,占污泥總體積的39%.顯微照片觀察也發(fā)現(xiàn)了絮狀污泥(圖4f)和顆粒污泥(圖4g、4h),與粒徑分布測試結(jié)果一致.顯微照片中顆粒污泥呈暗紅色,與De Clippeleir等[10]的報道一致.絮狀污泥(圖4f)也存在明顯的紅色區(qū)域,表明培養(yǎng)的污泥中存在豐富的ANAOB[10].

強烈的水力選擇壓力是CANON顆粒污泥形成的先決條件[28];但過高的水力選擇壓力又會洗脫反應(yīng)器內(nèi)生長緩慢的ANAOB,因此保持合適的最小沉降速率和充放比顯得尤為重要[10], Vlaeminck等[11]控制低的充放比(25%)成功培養(yǎng)出與本文相似的CANON顆粒污泥和絮狀污泥的混合物,顆粒污泥平均粒徑1.8mm,占污泥總體積的57%;100μm以下的絮狀污泥占污泥總體積的43%.

圖4 不同階段污泥粒徑分布和顯微照片F(xiàn)ig.4 Granule size distribution and micrograph of sludge at different phases

2.3 反應(yīng)器脫氮性能的恢復(fù)與強化

反應(yīng)器SBR2中,以交替限氧-厭氧模式運行的第Ⅰ階段(圖5Ⅰ,1～33d),總氮去除平均速率為(283±18)mg/(L·d),總氮去除平均效率為(65.0± 6.3)%,略低于反應(yīng)器SBR1;NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值在0.128左右,接近理論值0.11,表明此階段SBR系統(tǒng)運行良好.

第Ⅱ階段(圖5Ⅱ,34～80d),將交替限氧-厭氧模式轉(zhuǎn)換為持續(xù)限氧模式,出水NO3--N濃度逐步升高,總氮去除速率和總氮去除效率均逐步降低.第80d出水NO3--N濃度高達(dá)92.9mg/L,總氮去除速率為156mg/(L·d),總氮去除效率僅為29.7%,此時ANAOB活性受到抑制,常規(guī)硝化過程逐漸成為系統(tǒng)的主導(dǎo)微生物過程,系統(tǒng)脫氮性能惡化.

第Ⅲ階段(圖5Ⅲ,81～87d),在進(jìn)水中添加15mg/L左右的NO2--N并每天排泥,總氮去除速率和總氮去除效率比第Ⅱ階段略有降低,出水NO3--N濃度仍保持在較高水平,NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值(0.49左右)變化不顯著,仍遠(yuǎn)高于0.11,系統(tǒng)脫氮性能未得到恢復(fù).

第Ⅳ階段(圖5Ⅳ,88～95d),進(jìn)水中添加135mg/L左右的NO2--N,曝氣段曝氣量降低至100mL/min,同時每天排泥.此階段由于進(jìn)水添加了大量的NO2-基質(zhì),同時曝氣量減少,大大降低了DO對ANAOB的抑制,系統(tǒng)總氮去除速率最高達(dá)428mg/(L·d),但出水NO3--N濃度進(jìn)一步升高,NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值有所升高(0.55左右),表明此策略仍無法有效抑制NOB的生長.

第Ⅴ階段(圖5Ⅴ,96～104d),曝氣段曝氣量保持在100mL/min,每天排泥50mL.系統(tǒng)總氮去除效率和總氮去除速率均顯著降低,NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值(0.48左右)仍遠(yuǎn)高于0.11,表明系統(tǒng)NOB并未得到有效抑制.DO是控制全自養(yǎng)脫氮工藝啟動與運行的關(guān)鍵因子[3].DO可逆抑制厭氧氨氧化過程[29],同時對AOB和NOB影響顯著.絮狀CANON污泥系統(tǒng)中DO濃度超過0.2mg/L時,ANAOB活性受到抑制,導(dǎo)致NO2-積累,但ANAOB活性在停止曝氣數(shù)分鐘內(nèi)迅速恢復(fù)[2].第Ⅴ階段實驗結(jié)果顯示,在持續(xù)限氧運行模式下,系統(tǒng)脫氮性能惡化后,隨著DO(0.1mg/L以下)濃度的降低,總氮去除速率迅速降低,表明雖然DO對ANAOB的抑制作用得到緩解,但DO降低導(dǎo)致AOB的生長代謝受到抑制,NO2-產(chǎn)生速率過低,ANAOB仍受到抑制.第Ⅵ階段(圖5Ⅵ,105～119d),向反應(yīng)器進(jìn)水中添加9.85mg/L的N2H4,曝氣量增加到250mL/min,此時SBR2曝氣段的DO濃度升高到0.4mg/L左右.此階段總氮去除速率有所升高,出水NO3-濃度增加,但這一階段末期NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值出現(xiàn)降低趨勢.

圖5 不同恢復(fù)策略下SBR2反應(yīng)器的性能Fig.5 The performances of SBR2 with different recovery strategies

第Ⅶ階段(圖5Ⅶ,120～188d),反應(yīng)器進(jìn)水中添加9.85mg/L N2H4,先將曝氣量降低到150mL/min,再逐步升高到230mL/min,最終穩(wěn)定在210mL/min.此階段出水NO3-濃度逐步降低,NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的比值迅速降低,最終穩(wěn)定在0.12左右,與全自養(yǎng)脫氮NO3--N產(chǎn)生量與NH4+-N去除量的理論比值(0.11)接近,表明系統(tǒng)中NOB活性受到抑制.此階段前期出現(xiàn)NO2-的積累,隨后雖然逐步增大曝氣量,出水NO2-卻降到較低水平;系統(tǒng)總氮去除速率和去除效率均逐步增加,總氮去除速率由第120d的242mg/(L·d)上升到188d的560mg/(L·d),總氮去除效率由第120d的32.5%逐步上升到188d的70.7%.N2H4作用下持續(xù)限氧運行模式獲得的平均總氮去除速率為(480±34)mg/(L·d),遠(yuǎn)高于SBR1反應(yīng)器交替限氧-厭氧模式下的總氮去除速率;平均總氮去除效率為(69.3±5.4)%(取158～188d穩(wěn)定運行數(shù)據(jù)的平均值),系統(tǒng)自養(yǎng)脫氮性能得以恢復(fù)并強化.SBR2反應(yīng)器運行第Ⅶ階段第186d粒徑分布結(jié)果見圖6,污泥顯微照片與圖4全自養(yǎng)脫氮階段類似(未給出). 污泥體積平均粒徑增加到481.5μm,污泥粒徑分布仍出現(xiàn)明顯的雙峰特征,粒徑在300μm以上的顆粒污泥占污泥總體積的51%.添加N2H4強化后的污泥體積平均粒徑和顆粒污泥占污泥總體積的比例均有所增加.

持續(xù)限氧模式運行理論上可比交替限氧-厭氧模式獲得更高的總氮去除速率,但運行模式改變后系統(tǒng)總氮去除性能惡化(SBR2反應(yīng)器的第Ⅰ、Ⅱ階段),表明交替限氧-厭氧模式比持續(xù)限氧模式更有利于CANON工藝的穩(wěn)定運行;進(jìn)水添加NO2-、降低曝氣量和排泥等常規(guī)策略(第Ⅲ、Ⅳ、Ⅴ階段)均不能恢復(fù)SBR2的自營養(yǎng)脫氮性能;進(jìn)水長期添加N2H4(第Ⅵ、Ⅶ階段),自營養(yǎng)脫氮性能得以迅速恢復(fù)甚至強化.N2H4強化的反應(yīng)器SBR2獲得總氮去除速率在480mg/(L·d)左右,遠(yuǎn)高于采用交替限氧-厭氧模式運行的SBR1反應(yīng)器的總氮去除速率.

圖6 SBR2反應(yīng)器添加N2H4強化后污泥粒徑分布(第186d)Fig.6 Granule size distribution with N2H4addition on day 186 in SBR2

N2H4具有生物毒性,對AOB和NOB均存在抑制作用[15].好氧氨氧化過程中,NH4+在AMO酶的作用下首先氧化為NH2OH,然后NH2OH在HAO酶的作用下氧化為NO2-,而N2H4和NH2OH均可作為HAO酶的基質(zhì),因此N2H4強烈競爭性抑制HAO催化氧化NH2OH[18,30],從而抑制AOB活性.反應(yīng)器SBR2進(jìn)水長期添加N2H4時,自營養(yǎng)脫氮系統(tǒng)中NOB活性幾乎被完全抑制,總氮去除速率反而有所增加,似乎表明N2H4對AOB的抑制作用并不明顯,且遠(yuǎn)低于NOB.N2H4抑制AOB和NOB的動力學(xué)特性還需進(jìn)一步研究[19].

N2H4是厭氧氨氧化中間產(chǎn)物,N2H4在聯(lián)氨脫氫酶(HDH)作用下脫氫氧化釋放出的能量可用于ANAOB的合成代謝[16],同時其釋放出的電子(-0.75V)可通過鐵氧化還原蛋白(FD)轉(zhuǎn)移到乙酰輔酶A合成酶/CO脫氫酶中用于固碳[31],外部添加N2H4可提供更多的能量和電子用于細(xì)胞合成,促進(jìn)ANAOB的生長[19],而ANAOB是CANON系統(tǒng)脫氮的主要功能微生物,因此CANON系統(tǒng)中添加N2H4可加速恢復(fù)甚至強化自養(yǎng)脫氮性能.

3 結(jié)論

3.1 SBR反應(yīng)器中交替限氧-厭氧模式下保持低的充放比(30%)成功啟動CANON過程,啟動經(jīng)歷常規(guī)硝化主導(dǎo)階段、短程硝化主導(dǎo)階段和全自養(yǎng)脫氮階段,總氮去除速率達(dá)到(312±15)mg/(L·d),總氮去除效率為(71.2±4.3)%;培養(yǎng)得到顆粒污泥和絮狀污泥混合物,顆粒污泥(粒徑≥300μm)占污泥總體積的39%,絮狀污泥(粒徑＜300μm)占污泥總體積的61%.

3.2 在脫氮性能惡化的以持續(xù)限氧模式運行的全自養(yǎng)脫氮 SBR反應(yīng)器進(jìn)水中添加適量N2H4,可有效抑制NOB的活性,加速自養(yǎng)脫氮性能恢復(fù),系統(tǒng)的總氮去除速率增加到(480±34)mg/(L·d).顆粒污泥(粒徑≥300μm)占污泥總體積的比例增加到51%.

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The cultivation of completely autotrophic nitrogen removal over nitrite granular sludge and the recovery and enhancement of nitrogen removal.

CAI Qing1*, ZHANG Dai-jun2, DING Jia-jia3(1.Mining and Environmental Engineering, Chongqing Vocational Institute of Engineering, Chongqing 400037, China；2.Department of Environmental Science, Chongqing University, Chongqing 400030, China；3.Chongqing Academy of Environmental Science, Chongqing 401147, China). China Environmental Science, 2014,34(11)：2805～2812

Complete autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process was successfully startedup with a low volumetric exchange ratio (30%) under alternative limited-oxygen/anaerobic mode in SBR, and the total nitrogen removal rate as well as the total nitrogen removal efficiency reached (312±15)mg/(L·d) and (71.2±4.3)%, respectively. The startup of CANON SBR experienced nitrification-leading phase, partitial-nitritation-leading phase and CANON phase in general. Granular biomass and floccular biomass were both found in SBR. The volume of granular biomass (radius≥300μm) and floccular biomass (radius<300μm) made up 39% and 61% of total sludge volume, respectively. The long-term N2H4addition recovered and enhanced their autotrophic nitrogen removal capacity, with the total nitrogen removal rate increased to (480±34)mg/(L·d). The proportion of granular biomass increased to 51% of total sludge volume.

completely autotrophic nitrogen removal；granular sludge；N2H4；recovery；enhancement

X703

A

1000-6923(2014)11-2805-08

蔡 慶(1985-),男,湖北荊門人,講師,博士,主要從事廢水處理理論與技術(shù)方面的研究.發(fā)表論文8篇.

2014-02-12

國家自然科學(xué)基金資助項目(51078365);重慶市教委科學(xué)技術(shù)研究項目(KJ1403202)

* 責(zé)任作者, 講師, cai-q1985@163.com