李 冬,王 朗,陳冠宇,梁瑜海,張 杰,2(.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 0024；2.哈爾濱工業(yè)大學(xué),城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 50090)

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兩級CSTR亞硝化啟動(dòng)及穩(wěn)定運(yùn)行試驗(yàn)研究

李 冬1*,王 朗1,陳冠宇1,梁瑜海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)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,黑龍江 哈爾濱 150090)

摘要：采用兩級CSTR反應(yīng)器對實(shí)際生活污水亞硝化的啟動(dòng)過程及穩(wěn)定運(yùn)行主要影響因素進(jìn)行了研究.通過向生活污水里投加(NH4)2SO4來提高進(jìn)水氨氮濃度,并逐漸調(diào)整兩級反應(yīng)器的曝氣強(qiáng)度至DO濃度分別為(1.5±0.12),(0.35±0.1)mg/L,歷經(jīng)45d即實(shí)現(xiàn)了亞硝化的啟動(dòng),亞硝化率保持在90.3％以上,氨氧化率保持在91.2％以上.低氨氮生活污水運(yùn)行時(shí),通過第一級反應(yīng)器中三組DO/ALR的效果對比,表明DO/ALR在1.2～2.0mgO2/(gN·d)時(shí)亞硝化效果最好.降低氨氮濃度以及增大HRT兩種情況下導(dǎo)致ALR改變時(shí),維持上述DO/ALR范圍依然可以保證亞硝化的穩(wěn)定.

關(guān)鍵詞：實(shí)際生活污水；亞硝化；DO/ALR；CSTR

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

相比于傳統(tǒng)脫氮工藝,厭氧氨氧化工藝(Anammox)節(jié)省曝氣能耗、無需外加有機(jī)碳源,被認(rèn)為是污水處理領(lǐng)域最經(jīng)濟(jì)、最可持續(xù)的處理工藝之一[1-3].亞硝化做為厭氧氨氧化的前置工藝,近年來國內(nèi)外研究者在序批式反應(yīng)器(SBR)[4-7]或連續(xù)流反應(yīng)器中對污泥消化上清液、垃圾滲濾液等高氨氮廢水中研究較廣泛[8-12],而在連續(xù)流低氨氮廢水中還鮮有研究.MA等[13]在前置反硝化反應(yīng)器中將溶解氧濃度(DO)控制在0.3～0.7mg/L,以生活污水啟動(dòng)兩個(gè)月以上才實(shí)現(xiàn)了NO2--N的積累[13];仲航等[14]在低DO條件下嘗試以低氨氮配水及A/O除磷工藝的出水啟動(dòng)單級連續(xù)流全混合式反應(yīng)(CSTR),在短期內(nèi)未啟動(dòng)成功,低氨氮連續(xù)流轉(zhuǎn)為高氨氮SBR啟動(dòng)成功后,再轉(zhuǎn)入連續(xù)流低DO條件下運(yùn)行,運(yùn)行一段時(shí)間會(huì)出現(xiàn)亞硝化效果惡化的現(xiàn)象.上述研究由于氨氮濃度較低,游離氨濃度(FA)也較低,無法抑制NOB實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽氮的快速積累,導(dǎo)致啟動(dòng)失敗或時(shí)間較長.而穩(wěn)定運(yùn)行階段長時(shí)間低DO條件可能會(huì)導(dǎo)致NOB產(chǎn)生適應(yīng),破壞亞硝化的穩(wěn)定性.故本研究采用兩級CSTR反應(yīng)器并向生活污水中投加氨氮做為進(jìn)水,嘗試?yán)脙杉塂O梯度及高氨氮進(jìn)水下FA抑制來啟動(dòng)亞硝化,低氨氮運(yùn)行時(shí)引入進(jìn)水氨氮濃度(ALR),將DO/ALR做為控制因素,并對不同DO/ALR運(yùn)行效果進(jìn)行對比,尋求亞硝化穩(wěn)定運(yùn)行的最佳工況條件.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)設(shè)備與操作條件

實(shí)驗(yàn)裝置由兩個(gè)恒流攪拌反應(yīng)器(CSTR) 和二沉池組成,如圖1,兩個(gè)反應(yīng)器有效容積都為15L,底部設(shè)置曝氣環(huán),通過可調(diào)式氣泵為反應(yīng)過程提供溶解氧,由轉(zhuǎn)子流量計(jì)控制氣量,反應(yīng)器內(nèi)通過便攜式WTW測定儀分別測定反應(yīng)器中的pH、DO及溫度并設(shè)置攪拌器,提供泥水混合動(dòng)力.

圖1　反應(yīng)器裝置示意Fig.1 Schematic diagram of the experimental equipment　1.進(jìn)水泵;2.取水口;3.CSTR反應(yīng)器;4.攪拌器;5.曝氣孔;6.豎流二沉池;7.溢流口;8.回流泵;9.出水口;10.排泥口

采用兩級CSTR反應(yīng)器啟動(dòng)亞硝化,擬通過控制兩級DO濃度的變化來將硝化反應(yīng)控制在亞硝態(tài)氮階段; HRT (水力停留時(shí)間)控制在6h左右,兩級分別為3h;SRT(污泥停留時(shí)間)控制在15d左右;回流比R為60％～120％;試驗(yàn)階段不定期投加一定堿度來確保亞硝化所需pH值和無機(jī)碳源的充足.

1.2 接種污泥和實(shí)驗(yàn)用水

接種污泥取自北京高碑店污水處理A2/O工藝回流污泥,接種后反應(yīng)器污泥濃度為5000mg/L.試驗(yàn)用水為北京工業(yè)大學(xué)西校區(qū)小區(qū)化糞池的生活污水,NH4+–N:S1～S3 階段向生活污水里投加(NH4)2SO4至NH4+–N濃度為233.1～ 275.29mg/L;S4～S6及S8階段為實(shí)際生活污水, NH4+–N濃度為52.29～80.60mg/L;S7階段將生活污水稀釋一倍左右,NH4+–N濃度為31.27～ 42.25mg/L,COD:121.2～335.5mg/L,NO2－–N:0.05～ 0.51mg/L,NO3－–N:0.01～3.36mg/L,堿度:275～ 400mg/L,pH值:7.0～8.0,溫度為室溫,不控制.

1.3 分析方法

定期檢測反應(yīng)器內(nèi)混合液的MLSS、SV30及進(jìn)出水NH4+–N、NO2－–N、NO3－–N 的濃度等參數(shù),通過WTW便攜式測定儀監(jiān)定DO、pH 和水溫等.水樣分析中NH4+–N測定采用納氏試劑光度法,NO2－–N采用N-(1-萘基)乙二胺光度法,NO3－–N采用紫外分光光度法,COD采用快速測定儀,其余水質(zhì)指標(biāo)的分析方法均采用國標(biāo)方法.

本實(shí)驗(yàn)中亞硝化率、氨氧化率按下式計(jì)算:

式中:ρ(NH4+–Nin)為進(jìn)水氨氮濃度;ρ(NH4+–N)為進(jìn)出水氨氮的濃度差;ρ(NO2-–N)為進(jìn)出水亞硝酸鹽氮的濃度差;ρ(NO3-–N)為進(jìn)出水硝酸鹽氮的濃度差;ρ(NH4+–Ninner)為反應(yīng)器中氨氮濃度;T為水溫.

2 結(jié)果與討論

2.1 CSTR亞硝化的啟動(dòng)

啟動(dòng)期在實(shí)際生活污水投加(NH4)2SO4后進(jìn)水氨氮濃度見圖2,DO具體控制見表1,此條件下運(yùn)行55d,分為3個(gè)階段,每階段分別為12, 17,26d.

試驗(yàn)S1階段(1～12d),初始氨氧化率為37.2％,亞硝化率僅為10.8％,由于接種污泥為A2O回流污泥,反應(yīng)器內(nèi)含反硝化細(xì)菌、聚磷菌等雜菌較多;另外以實(shí)際生活污水為進(jìn)水也會(huì)帶入反應(yīng)器一部分雜菌,以上兩種情況對硝化細(xì)菌增殖都有一定限制,為了加快硝化細(xì)菌的增殖速度,逐漸增大兩級的曝氣量至一級DO濃度為1.5～2.5mg/L,二級DO濃度為1.6～2.25mg/L,如圖2所示,隨著DO濃度的提高,兩級出水氨氮濃度都迅速降低,氨氧化率也隨之提高,至第12d已經(jīng)達(dá)到90.2％;如圖3所示,兩級出水NO2--N、NO3--N濃度都在升高,但明顯NO3--N濃度增長速率比NO2--N濃度增長速率快, NO3--N最大積累量為132.3mg/L, NO2--N最大僅為50.81mg/L,前12d大多數(shù)時(shí)候出水NO2--N濃度比一級出水NO2--N濃度低,也就是說第二級反應(yīng)器中不僅沒有NO2--N積累,還將第一級中積累的NO2--N進(jìn)一步氧化成NO3--N.同時(shí)亞硝化率增加緩慢,12d時(shí)僅為27.8％.分析原因可能是由于進(jìn)水含有COD及高氨氮基質(zhì)濃度,此時(shí)異養(yǎng)菌、AOB開始增殖,氨氧化率逐漸升高,而兩級DO濃度都較高,無法抑制NOB的增殖,表現(xiàn)為生成的NO2--N大多被NOB氧化成NO3--N,亞硝化率增長緩慢.

表1　各階段反應(yīng)器兩級DO變化情況Table 1 The variation of two reactors of DO in each stage

S2階段(13～29d)逐漸降低兩級曝氣量至一級DO濃度1.5～1.8mg/L,二級DO濃度0.9～1.1mg/L,如圖2所示,氨氧化率逐漸下降,至第15d時(shí)下降到66.6％,而后又開始緩慢升高,至29d時(shí)達(dá)到92.6％.分析原因可能是由于降低DO濃度使硝化細(xì)菌初期不適應(yīng)而增殖受限,但后期微生物逐步適應(yīng)低氧環(huán)境后,低DO能加快AOB的增殖速率,補(bǔ)償?shù)虳O變化所造成的微生物代謝活性下降[15-16].如圖3所示,出水NO2--N總體保持著緩慢波動(dòng)上升的趨勢,但本階段后期(22～29d)也出現(xiàn)了出水NO2--N濃度比一級出水NO2--N濃度低的現(xiàn)象;而NO3--N出水初期下降明顯,后期一級NO3--N出水穩(wěn)定在21.2～53.8mg/L,平均為36.1mg/L,而出水NO3--N逐漸升高,最大為112.2mg/L;亞硝化率初期迅速升高后保持平穩(wěn)波動(dòng),后期有下降趨勢,平均為57.9％,較前一階段有明顯提高.分析原因可能是在第一級反應(yīng)器中由于COD較高,異養(yǎng)菌基質(zhì)充足,會(huì)優(yōu)先利用溶解氧而快速增殖,AOB與NOB爭奪剩余溶解氧來維持自養(yǎng)菌的增殖,DO不足的條件下由于“飽食饑餓”原理AOB更具有競爭優(yōu)勢,NOB受到一定抑制,此外,高氨氮進(jìn)水使一級反應(yīng)器中FA濃度平均為1.53mg/L,介于NOB與AOB的抑制濃度范圍之間[17],對NOB也產(chǎn)生抑制;而水流入二級反應(yīng)器時(shí),易降解的COD被消耗殆盡,異養(yǎng)菌缺少基質(zhì)受到抑制,此時(shí)DO充足而二級反應(yīng)器中氨氮濃度進(jìn)一步降低,因此FA較低,無法抑制NOB增殖.

圖2　進(jìn)、出氨氮濃度及氨氧化率變化規(guī)律Fig.2 Variation of ammonia concentration and ammonia oxidation rate in influent and effluent

圖3　進(jìn)、出水亞、硝態(tài)氮濃度及亞硝化率變化Fig.3 Variation of nitrite and nitrate concentration and nitrite accumulation rate in influent and effluent

因此在S3階段(30～55d)一級反應(yīng)器曝氣量基本不變,DO為1.4～1.62mg/L,降低二級反應(yīng)器曝氣量至DO為0.25～0.45mg/L.如圖2所示,出水氨氮在初期上升,而后逐漸下降,氨氧化率也隨之緩慢上升,至44d時(shí)達(dá)到95.7％,而后一直維持在91％以上,平均為94.5％.如圖3所示,二級反應(yīng)器中NO2--N積累量開始升高,出水NO2--N也快速升高,出水NO3--N隨之降低,亞硝化率緩緩升高至41d時(shí)達(dá)到90.2％.說明此時(shí)第二級反應(yīng)器中由于DO下降使NOB產(chǎn)生抑制.從45d開始,亞硝化率,氨氧化率均保持在90％以上,亞硝化啟動(dòng)成功.

2.2 不同DO/ALR對亞硝化的影響

反應(yīng)器在啟動(dòng)成功后,從56d開始轉(zhuǎn)為不投加(NH4)2SO4的生活污水運(yùn)行,在連續(xù)流系統(tǒng)中低氨氮條件下,僅利用一個(gè)影響因素DO來維持亞硝化的穩(wěn)定比較困難,而進(jìn)水氨氮負(fù)荷(ALR)是一個(gè)包含氨氮濃度和進(jìn)水流量的參數(shù),可以有效反映反應(yīng)器的進(jìn)水氨氮情況;另外根據(jù)Bernet 等[18]和Peng等[19]的研究,發(fā)現(xiàn)適宜的DO/ALR的比值對于能否控制亞硝化的穩(wěn)定十分重要,相比于DO/NH4+–N能更為全面的調(diào)控整個(gè)亞硝化反應(yīng)器的運(yùn)行狀況.由此本實(shí)驗(yàn)引入DO/ALR作為控制亞硝化的關(guān)鍵影響因素.

根據(jù)啟動(dòng)期的經(jīng)驗(yàn),由于進(jìn)水氨氮濃度的降低,將第二級反應(yīng)器中DO濃度始終控制在0.2mg/L以下,來試圖通過調(diào)整第一級中DO/ ALR的比例變化來確定整個(gè)反應(yīng)過程中亞硝化的實(shí)現(xiàn)與穩(wěn)定最適合的DO/ALR.此過程分為三個(gè)階段S4、S5、S6,分別為14d、11d、20d.三個(gè)階段的進(jìn)水水質(zhì)情況如圖4所示,此過程中SRT依然保持在15d左右,兩級HRT保持不變,各為3h,進(jìn)水流量也不變,而ALR在此條件下僅與進(jìn)水氨氮濃度有關(guān),0.52±0.11gN/(L·d),此時(shí)一級反應(yīng)器中的DO/ALR隨DO的變化而變化,三個(gè)階段具體DO變化見表1.

試驗(yàn)S4階段(56～69d), DO范圍0.34～ 0.45mg/L,DO/ALR大致為0.5～0.9mgO2/gN·d,如圖4、圖5所示,此階段平均出水氨氮濃度10.61mg/L,氨氧化率有下降趨勢,69d降至最低67.1％,平均出水亞、硝態(tài)氮濃度分別為38.79、9.76mg/L,亞硝化率保持在73.8％以上.說明此DO/ALR范圍下由于DO不足導(dǎo)致硝化細(xì)菌活性下降,從而出水氨氮升高,氨氧化率下降.S5階段(70～80d)提高曝氣至1.32～1.65mg/L,對應(yīng)DO/ALR范圍2.5～3.7mgO2/ gN·d,此時(shí)平均出水氨氮濃度降低2.99mg/L,氨氧化率明顯升高,最高接近100％,本階段開始一周內(nèi)出水NO2--N濃度和亞硝化率也逐漸升高,但77d開始出水亞硝態(tài)氮呈減低趨勢,從52.3mg/L降低至35.1mg/L,亞硝化率也由91.5％降至69.7％,分析原因可能為硝化細(xì)菌在前一階段因低氧環(huán)境所造成的微生物代謝活性下降,增殖速度降低在本階段得到改善,充足的DO解除了硝化細(xì)菌的生長限制,而NOB在此環(huán)境下慢慢恢復(fù)了一定活性,表現(xiàn)為出水硝態(tài)氮最高為15.9mg/L.S6階段降低曝氣至0.68～ 0.8mg/L,DO/ALR范圍1.2～ 2.0mgO2/gN·d,此階段平均出水氨氮、亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮濃度為4.16、45.51、6.86mg/L,較開始階段效果有一定提高.經(jīng)歷20d的運(yùn)行,氨氧化率(除前兩天低于90％外)維持在90％以上,平均為93.52％,亞硝化率也基本維持在85％以上,平均為89.3％.

圖4　進(jìn)、出水氮素變化情況Fig.4 Variation of nitrogen concentration in influent and effluent

圖5可以看出本過程三個(gè)階段下反應(yīng)器的運(yùn)行情況,在S6階段DO/ALR 1.2～2.0mgO2/gN·d范圍內(nèi),亞硝化率與氨氧化率都維持在較高水平,反應(yīng)器運(yùn)行效果良好,說明在低氨氮下適宜的DO濃度應(yīng)該與給定的ALR相匹配,二者的比值DO/ALR想較與單一控制DO濃度,更有利于控制反應(yīng)器的運(yùn)行.

圖5　不同DO/ALR對亞硝化的影響Fig.5 Effect of variation of DO/ALR on partial nitrification

2.3 變化ALR下保持恒定DO/ALR的效果

然而上述三個(gè)階段由于進(jìn)水氨氮濃度變化不大,故ALR值基本穩(wěn)定在(0.52±0.11)gN/(L·d),嚴(yán)格來說DO/ALR值主要是依賴于DO的變化而變化.但在實(shí)際運(yùn)行過程中進(jìn)水氨氮濃度、HRT改變等因素都可能導(dǎo)致ALR變化,不能總是保持在一定的范圍,上述給出的DO/ALR范圍能否在ALR變化的進(jìn)水水質(zhì)下依然有效將在S7、S8階段進(jìn)行研究.

S7階段(101～115d)保持HRT為6h不變,將進(jìn)水稀釋后作為反應(yīng)器進(jìn)水,進(jìn)水氨氮濃度如圖6,此時(shí)進(jìn)水ALR范圍變?yōu)?0.29±0.05)gN/(L·d), DO控制見表1,根據(jù)每天不同的ALR適時(shí)調(diào)節(jié)對應(yīng)的DO濃度,使其DO/ALR范圍保持在1.2～ 2mgO2/(gN·d)運(yùn)行15d,如圖6所示,平均進(jìn)水氨氮為36.95mg/L,平均出水氨氮濃度為2.24mg/L,氨氧化率保持在89.7％以上,平均為93.99％,亞硝化率保持在88.3％以上,平均為93.5％.反應(yīng)器運(yùn)行效果良好,由此可知在進(jìn)水氨氮濃度大幅度降低進(jìn)而導(dǎo)致ALR變化的情況下,保持DO/ALR 在1.2～2mgO2/(gN·d)內(nèi)仍可以保持反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行.

圖6　恒定DO/ALR下亞硝化變化規(guī)律Fig.6 the variation of the nitrite under constant DO/ALR

上述S1～S7階段反應(yīng)器均在HRT穩(wěn)定在6h情況下運(yùn)行,故S8階段(116～130d)調(diào)整反應(yīng)器HRT為7h,兩級分別為3.5h,進(jìn)水水質(zhì)與S4～S6階段保持一致,此時(shí)ALR范圍變?yōu)?0.49±0.06)gN/ (L?d),DO控制如表1所示,同樣根據(jù)每天不同的ALR適時(shí)調(diào)節(jié)曝氣量使DO/ALR在1.2～2mgO2/ (gN·d),也運(yùn)行15d.如圖5,平均進(jìn)、出水氨氮濃度分別為71.89,1.73mg/L,氨氧化率保持在93.6％以上,平均為97.55％,亞硝化率保持在89.6％以上,平均為92.54％,因此在改變反應(yīng)器水力停留時(shí)間而導(dǎo)致ALR變化的情況下,保持DO/ALR在相應(yīng)的范圍同樣可以保持反應(yīng)器的穩(wěn)定運(yùn)行.另外在整個(gè)低氨氮運(yùn)行過程中,CDD去除情況和啟動(dòng)階段相似,在第一級反應(yīng)器中COD平均去除率80％左右,易降解的COD基本去除完全.

2.4 整個(gè)運(yùn)行過程中COD的變化情況

反應(yīng)器運(yùn)行130d內(nèi),S1～S8階段的進(jìn)水COD、一級出水COD及出水COD情況如圖7所示,除啟動(dòng)階段的前12d外,剩余118d的COD去除情況良好,出水COD基本在50mg/L左右波動(dòng),易降解COD被去除完全;另外由圖可知在一級出水階段就已經(jīng)去除絕大部分COD,異養(yǎng)菌在高DO情況下迅速氧化易降解COD,而后由AOB氧化氨氮,這與Peng的研究結(jié)果相符[19].由此可知,在兩級CSTR亞硝化反應(yīng)器中,COD可以有效去除,出水COD穩(wěn)定在50mg/L左右.

圖7　進(jìn)、出水COD變化情況Fig.7 Variation of COD concentration in influent and effluent

3 結(jié)論

3.1 在兩級CSTR反應(yīng)器中,逐漸調(diào)整兩級反應(yīng)器DO濃度至(1.5±0.12),(0.35±0.1)mg/L時(shí),通過兩級DO濃度梯度及高氨氮進(jìn)水時(shí)第一級反應(yīng)器中的游離氨抑制,45d即可實(shí)現(xiàn)亞硝化的啟動(dòng).

3.2 低氨氮生活污水運(yùn)行階段,一級反應(yīng)器中DO/ALR值可做為控制參數(shù),當(dāng)其控制在1.2～ 2.0mgO2/(gN·d),二級DO保持在0.2mg/L以下時(shí)可獲得良好的亞硝化效果.

3.3 降低進(jìn)水氨氮濃度及增大HRT兩種情況下導(dǎo)致ALR變化時(shí),實(shí)時(shí)調(diào)整曝氣強(qiáng)度來保持相應(yīng)的DO/ALR在1.2～2.0mgO2/(gN·d),依然可以維持亞硝化的穩(wěn)定.

3.4 在實(shí)際生活污水運(yùn)行中兩級,CSTR反應(yīng)器可以穩(wěn)定去除進(jìn)水中易降解COD,出水COD可以降低至50mg/L左右.

參考文獻(xiàn)：

[1] 劉常敬,李澤兵,鄭照明,等.不同有機(jī)物對厭氧氨氧化耦合反硝化的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2015,35(1):87-94.

[2] Lackner S, Terada A, Horn H, et al. Nitritation performance in membrane-aerated biofilm reactors differs from conventional biofilm systems [J]. Water Research, 2010,44(20):6073-6084.

[3] Kartal B, Kuenen J G, van Loosdrecht M. Sewage Treatment with Anammox [J]. Science, 2010,328(5979):702-703.

[4] Guo J H, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Effective and robust partial nitrification to nitrite by real-time aeration duration control in an SBR treating domestic wastewater [J]. Process Biochemistry, 2009,44(9):979-985.

[5] 李 冬,陶曉曉,李 占,等.SBR亞硝化快速啟動(dòng)過程中影響因子研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2011,31(8):2317-2322.

[6] 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(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2013(4):38-43.

[7] 蘇東霞,李 冬,張肖靜,等.曝停時(shí)間比對間歇曝氣SBR短程硝化的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2014,34(5):1152-1158.

[8] Tora J A, Lafuente J, Carrera J, et al. Fast start-up and controlled operation during a long-term period of a high-rate partial nitrification activated sludge system [J]. Environmental Technology, 2012,33(12):1361-1366.

[9] Zhong Q, Li D P, Tao Y, et al. Nitrogen removal from landfill leachate via ex situ nitrification and sequential in situ denitrification [J]. Waste Management, 2009,29(4):1347-1353.

[10] Peng Y Z, Zhang S J, Zeng W, et al. Organic removal by denitritation and methanogenesis and nitrogen removal by nitritation from landfill leachate [J]. Water Research, 2008, 42(4/5):883-892.

[11] 張 亮,王淑瑩,張樹軍,等.高氨氮污泥脫水液短程硝化反硝化的啟動(dòng)及穩(wěn)定 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2012(4):1064-1068.

[12] 何曉紅,楊 暖,陶 勇,等.高濃度氨氮廢水短程硝化及氨化菌群分析 [J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2013(2):313-317.

[13] 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.

[14] 仲 航,李 冬,吳 迪,等.常溫CSTR部分亞硝化影響因素及工況優(yōu)化研究 [J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2013(4):1225-1230.

[15] 郭海娟,馬 放,沈耀良.DO和pH值在短程硝化中的作用 [J].環(huán)境污染治理技術(shù)與設(shè)備, 2006(1):37-40.

[16] Antileo C, Werner A, Ciudad G, et al. Novel operational strategy for partial nitrification to nitrite in a sequencing batch rotating disk reactor [J]. Biochemical Engineering Journal, 2006,32(2): 69-78.

[17] Anthonisen 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.

[18] Bernet N, Sanchez O, Cesbron D, et al. Modeling and control of nitrite accumulation in a nitrifying biofilm reactor [J]. Biochemical Engineering Journal, 2005,24(2):173-183.

[19] Peng Y, Guo J, Horn H, et al. Achieving nitrite accumulation in a continuous system treating low-strength domestic wastewater: switchover from batch start-up to continuous operation with process control [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2012,94(2):517-526.

Start-up and stable operation of partial nitrification in a configuration of two CSTR.

LI Dong1*, WANG Lang1, CHEN Guan-yu1, LIANG Yu-hai1, ZHANG Jie1,2(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University ofTechnology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China). China Environmental Science, 2016,36(2)：437～442

Abstract：The start-up and main factor of stable operation of partial nitrification in a configuration of two CSTR using domestic wastewater were studied. By adding (NH4)2SO4to the domestic wastewater to improve the ammonia nitrogen concentration, and gradually controlling the two reactor DO to 1.5±0.12, 0.35±0.1mg/L, more than 90.3％ nitrite accumulation rate and 91.2％ removal ammonia rate could be achieved after 45d. Under low ammonia domestic wastewater, through the comparison of the three groups of DO/ALR in the first reator, it showed that the effect of DO/ALR in 1.2～2.0mg O2/g N·d was the best. To decrease the concentration of ammonia nitrogen and increase the ratio of HRT to ALR, the maintenance of the DO/ALR ratio can also ensure the stability of the partial nitrification.

Key words：domestic wastewater；partial nitrification；DO/ALR；CSTR

作者簡介：李 冬(1976-),女,遼寧丹東人,教授,博士,主要從事污水處理與回用新技術(shù)研究.發(fā)表論文100余篇.

基金項(xiàng)目：國家重大科技專項(xiàng)-水專項(xiàng)(2012ZX07202-005)

收稿日期：2015-07-01

中圖分類號：X703.5

文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A

文章編號：1000-6923(2016)02-0437-06