卞 偉,李 軍,趙白航,闞睿哲,張彥灼,張舒燕,王文嘯

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硝化污泥中AOB/NOB對硝化特性的影響

卞 偉,李 軍*,趙白航,闞睿哲,張彥灼,張舒燕,王文嘯

(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)

為了深入研究硝化污泥中AOB/NOB(A/N)對其硝化特性的影響,在兩個(gè)SBR反應(yīng)器中,通過控制單一基質(zhì),并結(jié)合影響因素控制和定期排泥,各自經(jīng)過80個(gè)周期的運(yùn)行,成功實(shí)現(xiàn)了AOB、NOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng).依據(jù)Monod方程理論確定出AOB、NOB活性污泥中的豐度比約為1:1.不同A/N硝化特性的研究表明:亞硝化率、氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率以及好氧速率均受硝化污泥中A/N的影響,想要實(shí)現(xiàn)短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行必須使得A/N接近于1:0;氨氧化速率與硝化污泥中AOB的數(shù)量并不存在顯著的正比關(guān)系;常規(guī)的生活污水硝化工藝中,A/N應(yīng)不低于1:2;結(jié)合好氧速率的在線監(jiān)測,當(dāng)好氧速率趨于穩(wěn)定時(shí),指示短程硝化的啟動(dòng)已經(jīng)接近完成.

硝化污泥；A/N；豐度比；亞硝化率；氨氧化速率；亞硝酸鹽氧化速率；好氧速率

污水處理過程中,硝化細(xì)菌是最重要的功能菌群之一,其通過硝化過程參與含氮污染物從污水中的去除[1].硝化過程主要分兩步進(jìn)行,氨氧化過程和亞硝酸鹽氧化過程[2],對應(yīng)地,硝化細(xì)菌可分為氨氧化細(xì)菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化細(xì)菌(NOB).目前,針對硝化污泥中AOB/NOB (A/N)變化的研究,多集中在運(yùn)用分子生物學(xué)、熒光原位雜交等技術(shù)檢測出由于工況(溫度、溶解氧、水力停留時(shí)間、pH值等)變化導(dǎo)致的AOB/ NOB比例的變化[3-5],而AOB/NOB的變化對硝化過程的硝化特性的影響并沒有得到太多深入的研究.

本研究首先在兩個(gè)SBR反應(yīng)器中通過分別控制單一進(jìn)水,結(jié)合影響因素控制和定期排泥實(shí)現(xiàn)AOB、NOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng).待AOB、NOB活性污泥的培養(yǎng)滿足條件后,將兩者按不同比例混合,分別同時(shí)在廣口瓶中進(jìn)行硝化實(shí)驗(yàn),考察A/N對硝化特性的影響.從微生物角度來看,短程硝化的啟動(dòng)過程實(shí)際上就是硝化污泥中AOB的比例逐漸增加,NOB的比例逐漸減少的過程[6-7],因此,本試驗(yàn)的研究能夠?qū)Χ坛滔趸膯?dòng)過程進(jìn)行相應(yīng)的模擬,為實(shí)現(xiàn)短程硝化的高效啟動(dòng)提供一定的參考.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

圖1所示為用于AOB、NOB活性污泥分別優(yōu)化培養(yǎng)的SBR反應(yīng)器,均由有機(jī)玻璃制成,為圓柱體,有效體積為6L.反應(yīng)器側(cè)壁上有1個(gè)口,用于排水、排泥;以曝氣砂盤作為微孔曝氣器,采用鼓風(fēng)曝氣的方式,并以轉(zhuǎn)子流量計(jì)調(diào)節(jié)進(jìn)氣量;溶解氧探頭連接WTW主機(jī)用于監(jiān)控溶解氧數(shù)值;采用溫度可調(diào)節(jié)型加熱棒來控制反應(yīng)器內(nèi)的溫度在所需范圍.

確定AOB、NOB活性污泥的豐度比試驗(yàn)以及不同A/N下的硝化特性試驗(yàn)均在如圖2所示的裝置中進(jìn)行.1、2、3、4為四個(gè)規(guī)格相同的玻璃廣口瓶,通過曝氣頭向其曝氣,廣口瓶體積為500mL,均被放置在水浴槽中,水浴槽中的溫度通過加熱棒進(jìn)行控制.

1.2 接種污泥與試驗(yàn)水質(zhì)

本試驗(yàn)中用于AOB、NOB優(yōu)化培養(yǎng)的接種污泥取自北京某污水處理廠曝氣池,其硝化性能良好,值在0.7左右,SVI值在90 mL/g左右,起始的MLSS約為6000 mg/L.用于不同A/N硝化特性研究的混合污泥分別源自AOB、NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的兩個(gè)SBR反應(yīng)器.

培養(yǎng)AOB活性污泥的SBR反應(yīng)器的進(jìn)水以NH4Cl和NaHCO3為主,相應(yīng)的NH4+-N濃度和堿度(以CaCO3計(jì))分別為70和500mg/L;培養(yǎng)NOB活性污泥的SBR反應(yīng)器的進(jìn)水以NaNO2和NaHCO3為主,相應(yīng)的NO2--N濃度和堿度(以CaCO3計(jì))分別為70和250mg/L. 確定AOB、NOB活性污泥豐度比的試驗(yàn)的進(jìn)水水質(zhì)與各自優(yōu)化培養(yǎng)的水質(zhì)相同.硝化特性研究試驗(yàn)的進(jìn)水主要基質(zhì)為NH4Cl和NaHCO3,相應(yīng)的NH4+-N濃度和堿度(以CaCO3計(jì))分別為70和500mg/L.

1.3 試驗(yàn)方案

試驗(yàn)主要包含3部分,首先是AOB、NOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng);接著是已優(yōu)化AOB、NOB活性污泥的豐度比的確定;最后是硝化污泥在不同A/N下的硝化特性研究.

AOB、NOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng)試驗(yàn)分別在如圖1所示的兩個(gè)相同的SBR反應(yīng)器中進(jìn)行.優(yōu)化培養(yǎng)均是通過溫度和溶解氧控制結(jié)合大量排泥實(shí)現(xiàn)的,兩個(gè)反應(yīng)器的運(yùn)行周期數(shù)均為80,分別在第20、40、60周期將兩個(gè)反應(yīng)器的MLSS降到4000、2000、2000mg/L,具體做法為:指定周期曝氣結(jié)束時(shí)測定其泥水混合液的MLSS,按預(yù)定的要求計(jì)算需要排除的混合液的體積.后續(xù)周期的好氧曝氣時(shí)間相應(yīng)調(diào)整.每周期瞬時(shí)進(jìn)水,沉淀1h,排水5min,每個(gè)周期進(jìn)水5.5L,排水5.5L,容積交換率72%~85.5%.試驗(yàn)分4個(gè)階段運(yùn)行,具體的運(yùn)行情況詳見表1.

表1 AOB、NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的條件 Table 1 Conditions for AOB and NOB sludge cultivation

豐度比確定試驗(yàn)在1、2號廣口瓶中進(jìn)行,1號為AOB活性污泥,2號為NOB活性污泥,曝氣時(shí)間分別為150、90min.硝化特性研究試驗(yàn)中1、2、3、4號廣口瓶中的A/N分別為1:0、2:1、1:1、1:2,曝氣時(shí)間依次為150、150、180、180min.豐度比確定試驗(yàn)在與硝化特性研究試驗(yàn)除進(jìn)水水質(zhì)外,其他工況基本相同,均是通過水浴將溫度控制在25℃左右,溶解氧濃度均在2~3mg/L, MLSS均為2500mg/L,兩個(gè)試驗(yàn)均做了2次,每次運(yùn)行1個(gè)周期.上述兩個(gè)試驗(yàn)均從0min開始每隔30min取樣1次,并測定其NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度.

1.4 分析方法

水樣分析中NH4+-N采用納氏試劑分光光度法;NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO3--N采用麝香草酚分光光度法;DO、pH值、溫度采用在線探頭監(jiān)測(WTW,德國).MLSS、MLVSS采用重量法測定[8];SV%采用30min沉降法(100ml量筒)測定.

本試驗(yàn)中亞硝化率、氨氧化率、氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率按下式計(jì)算:

好氧速率由氨氧化速率與亞硝酸鹽氧化速率計(jì)算得出,好氧速率=16/7(1.5′氨氧化速率+ 0.5′亞硝酸鹽氧化速率),單位為mgO2/L.

2 結(jié)果與討論

2.1 AOB、NOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng)

AOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的關(guān)鍵是從反應(yīng)器中淘洗出NOB,NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的關(guān)鍵是從反應(yīng)器中淘洗出AOB.本試驗(yàn)中分別采用亞硝化率、氨氧化率來衡量AOB、NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的效果.AOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的反應(yīng)器中亞硝化率的測定直接在第0、10、20、30、40、50、60、70、80個(gè)周期的出水中取樣;而NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的反應(yīng)器中氨氧化率的測定是在第0、10、20、30、40、50、60、70、80個(gè)周期外增加1個(gè)測定周期,該周期將進(jìn)水由NO2--N 改為NH4+-N,在其出水中取樣.

圖3為AOB、NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的效果.由圖3a可知,經(jīng)過50個(gè)周期的優(yōu)化培養(yǎng),出水的亞硝化率達(dá)到95%以上,實(shí)現(xiàn)了短程硝化;為了進(jìn)一步優(yōu)化AOB活性污泥,又進(jìn)行了30個(gè)周期的穩(wěn)定運(yùn)行并定期排泥,亞硝化率一直維持在98%以上,至第80個(gè)周期結(jié)束認(rèn)為AOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng)完成.由圖3b可知,經(jīng)過50個(gè)周期的優(yōu)化培養(yǎng),NOB活性污泥的氨氧化率從85.4%降到7.6%,其AOB的數(shù)量及活性得到大幅降低;同樣,為了進(jìn)一步優(yōu)化NOB活性污泥,又進(jìn)行了30個(gè)周期的穩(wěn)定運(yùn)行并定期排泥,從第60個(gè)周期開始,其氨氧化率一直維持在2%以下,至第80個(gè)周期結(jié)束認(rèn)為NOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng)完成.

根據(jù)方興[9]提出的AOB、NOB最大比增殖速率的溫度轉(zhuǎn)化公式并參考Hellinga等[10]報(bào)道的參數(shù)值,可以計(jì)算出本試驗(yàn)中AOB、NOB的最大比增殖速率分別為1.4810、0.4495d-1.計(jì)算公式以及參數(shù)選取如下:

由于進(jìn)水水質(zhì)單一且其他影響因素均處于有利狀態(tài),故可認(rèn)為最大比增殖速率即為比增殖速率.世代時(shí)間與比增殖速率之間為倒數(shù)關(guān)系,因此,本試驗(yàn)中的AOB、NOB世代時(shí)間即為0.6752、2.2246d.由表1可以計(jì)算出AOB、NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)的兩個(gè)反應(yīng)器的總曝氣(總倍增)時(shí)間分別為170、340h,分別為各自世代時(shí)間的10.49、6.42倍,AOB、NOB在各自的反應(yīng)器中將會得到大量倍增,另外培養(yǎng)過程中定期大量的排泥實(shí)際上更有利于優(yōu)化培養(yǎng).由于本試驗(yàn)的排泥量明顯多于產(chǎn)泥量,因此試驗(yàn)過程中控制的污泥停留時(shí)間(SRT)要明顯小于正常情況,通過測定計(jì)算出兩個(gè)反應(yīng)器的實(shí)際有效SRT分別控制在35~39和62~67h.綜上可以看出,在第80個(gè)周期結(jié)束時(shí)認(rèn)為AOB、NOB活性污泥優(yōu)化培養(yǎng)已經(jīng)完成具有較強(qiáng)的理論依據(jù).

2.2 AOB、NOB活性污泥的豐度比

AOB、NOB對底物的降解速率受微生物本質(zhì)特征參數(shù)、該底物濃度和另外一種底物濃度的影響,符合雙因素限制的Monod方程式[11],氨氮、亞硝酸鹽氮的比降解速率方程式可以表示為:

根據(jù)Wiesmann[12]報(bào)道的參數(shù)值,本試驗(yàn)中的A,NH、A,O、N,NO、N,O分別可以取1.1、0.3、0.51、1.1;O取2、3的平均值,即2.5;出水的NH、NO均大于8,因此在試驗(yàn)過程中、均可認(rèn)為約等于1.、的計(jì)算結(jié)果分別為0.89、0.69.至此,氨氮、亞硝酸鹽氮的比降解速率之比可以表示成:

方興[9]以及Hellinga等[10]的研究工況與本研究相似,根據(jù)他們的研究,A,max、N,max可以分別取6.8、13.86d-1,這樣,

AOB、NOB活性污泥豐度比的確定試驗(yàn)中,氨氮(1號廣口瓶)、亞硝酸鹽氮(2號廣口瓶)的降解曲線如圖4所示.由圖4可以看出,AOB活性污泥對氨氮以及NOB活性污泥對亞硝酸鹽氮的降解過程均是線性的,屬于零級反應(yīng).兩者的降解速率之比為12.514:20.1≈0.62,本試驗(yàn)中,AOB、NOB活性污泥的MLSS控制相等,因此兩種活性污泥的比降解速率之比即為0.62.之前的理論分析指出,AOB與NOB在本試驗(yàn)的工況下的比降解速率之比應(yīng)為0.63,由此可以認(rèn)為,AOB活性污泥與NOB活性污泥的豐度比約為1:1.

2.3 硝化污泥在不同A/N下的硝化特性

硝化特性研究的試驗(yàn)結(jié)果表明,亞硝化率、氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率和好氧速率均受A/N的影響,下面就這四方面進(jìn)行詳細(xì)闡述.

2.3.1 亞硝化率的特性 圖5所示為試驗(yàn)周期內(nèi),4個(gè)廣口瓶中亞硝化率的變化.4個(gè)廣口瓶中AOB活性污泥與NOB活性污泥的質(zhì)量比分別為1:0、2:1、1:1、1:2.前述試驗(yàn)已經(jīng)得出AOB活性污泥與NOB活性污泥的豐度比約為1:1,那么本試驗(yàn)的4個(gè)廣口瓶中AOB與NOB的數(shù)量比即為1:0、2:1、1:1、1:2.由圖5可以看出,當(dāng)A/N為1:0時(shí),整個(gè)周期內(nèi)亞硝化率一直維持在95%以上;當(dāng)A/N為2:1時(shí),亞硝化率大幅降低,介于45%~35%之間;當(dāng)A/N為1:1時(shí),第30min的亞硝化率降至20%左右,隨著氨氮的降解結(jié)束,亞硝化率接近于0;當(dāng)A/N為1:2時(shí),整個(gè)周期內(nèi)的亞硝化率均低于5%.

試驗(yàn)結(jié)果表明,想要實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化必須使A/N接近于1:0.陳曉軒等[6]通過控制低DO濃度和逐步提高氨氮進(jìn)水負(fù)荷成功實(shí)現(xiàn)了短程硝化的啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行,平均亞硝化率達(dá)到83.4%,AOB、NOB的相對豐度分別為7.25%、2.14%,兩者之比約為3.4:1;孫紅芳等[13]通過MPN法測定短程SBR反應(yīng)器中AOB 與NOB 的數(shù)量之比為103:1;鄭亞楠等[14]通過FISH檢測出短程SBR反應(yīng)器中AOB的相對豐度為8%~9%,NOB 的相對豐度為低于0.5%.

微生物角度來看,短程硝化啟動(dòng)的過程實(shí)質(zhì)就是A/N不斷提高的過程,由于水質(zhì)等外界條件的不同使得A/N提高的下限不同,但是理想上限均為1:0.根據(jù)本試驗(yàn)中不同A/N下亞硝化率的變化趨勢可以看出,在啟動(dòng)短程硝化之前對A/N進(jìn)行測定顯得尤為重要,因?yàn)榭梢愿鶕?jù)啟動(dòng)前的A/N選擇相對不同的啟動(dòng)方法.以本試驗(yàn)為例,A/N為1:2時(shí),首先應(yīng)采取較為苛刻的方法實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽氮的初期積累,比如將提前停曝氣與DO、溫度控制綜合起來實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽氮的初期積累,然后可以取消溫度控制;A/N為1:1時(shí),將提前停曝氣與DO控制綜合起來即可;而A/N為2:1時(shí),可以采取及時(shí)停曝氣與DO控制的方法實(shí)現(xiàn)短程硝化的啟動(dòng).郭建華等[15]在初始A/N為3.5:3.1的情況下利用好氧曝氣時(shí)間實(shí)時(shí)控制結(jié)合DO控制成功實(shí)現(xiàn)了短程硝化的啟動(dòng);曾薇等[16]通過控制曝氣量使系統(tǒng)DO處于較低水平,同時(shí)結(jié)合好氧硝化時(shí)間的優(yōu)化控制,即在pH值“氨谷”點(diǎn)前停止曝氣,強(qiáng)化AOB的競爭優(yōu)勢.待AOB的競爭優(yōu)勢初步形成后,每周期曝氣時(shí)間隨著亞硝化率的提高逐漸延長,從而提高NH4+-N的去除率,進(jìn)一步增強(qiáng)AOB在系統(tǒng)中的競爭優(yōu)勢,短程硝化成功啟動(dòng).

2.3.2 氨氧化速率、亞硝酸鹽氧化速率的特性 圖6展示了4個(gè)廣口瓶中氨氧化、亞硝酸鹽氧化的速率及其各自的好氧速率.由圖6可以看出,隨著A/N的降低,氨氧化速率逐漸降低,其中A/N為1:0時(shí)的氨氧化速率明顯高于后三者;A/N為1:1時(shí),亞硝酸鹽氧化速率最高,2:1與1:2的差距不大,1:0時(shí)接近為0;好氧速率1:0與2:1相當(dāng),隨著A/N的繼續(xù)降低,好氧速率顯著降低.

氨氧化速率的變化趨勢表明,氨氧化速率與體系中AOB的數(shù)量并不存在顯著的正比關(guān)系.彭永臻等[17]指出AOB的基質(zhì)是NH3,而不是NH4+,因?yàn)榧?xì)胞膜對于NH3是容易滲透的,而對NH4+是不易滲透的.這樣,NH4+即為AOB的間接基質(zhì),氨氧化過程受可逆平衡: NH4NH3+ H+的影響.當(dāng)AOB的數(shù)量增加時(shí),單位時(shí)間內(nèi)對NH3的總需求增加,但由于NH3會反向生成NH4+,所以氨氧化速率的提高并不會那么顯著;反之亦然.陳曉軒等[6]采用SBR反應(yīng)器成功實(shí)現(xiàn)了短程硝化的啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行,并對該過程中的相關(guān)功能菌群變化進(jìn)行檢測分析,其中AOB菌群密度從4.5×104CFU/mL增加至1.5×107CFU/mL,相對豐度從0.18%增加至7.25%,而氨氮的平均去除容積負(fù)荷僅從0.016 kg/(m3·d)提高到0.043 kg/(m3·d),兩者提高的幅度懸殊較大,與本試驗(yàn)的結(jié)論相似.

圖6還可以看出,亞硝酸鹽的氧化速率不僅與NOB的數(shù)量有關(guān),與AOB的數(shù)量還存在很大的關(guān)系,因?yàn)橄趸饔檬且粋€(gè)序列反應(yīng),先由AOB把氨氧化為亞硝酸鹽,再由NOB把亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽.迄今為止,僅有Van Kessel等[18]在水生環(huán)境中、Daim等[19]在地下深處的管道中、Santoro[20]在自來水廠的生物活性濾池中發(fā)現(xiàn)了完全氨氧化菌的存在,均屬于緩慢生長的生物膜系統(tǒng).還沒有在污水處理的活性污泥系統(tǒng)中發(fā)現(xiàn)一種硝化細(xì)菌能夠單獨(dú)把氨直接氧化為硝酸鹽[21].亞硝酸鹽氧化基質(zhì)為亞硝酸鹽以及氧氣.當(dāng)A/N較低時(shí),由于AOB氧化氨生成的亞硝酸鹽的速率較低,那么NOB的基質(zhì)就會受限,NOB的數(shù)量就呈現(xiàn)了“過?！钡默F(xiàn)象.亞硝鹽氧化速率在A/N為1:1時(shí)處于最高值,至1:2時(shí)即降低,說明常規(guī)的生活污水硝化工藝中,A/N應(yīng)不低于1:2,因?yàn)樯钗鬯械牡匾话阋园钡獮橹?那么NOB的基質(zhì)來源取決于AOB對氨的氧化,細(xì)菌的生長很大程度取決于基質(zhì),這樣NOB相對于AOB就不應(yīng)該“過?！?多數(shù)的研究報(bào)告均指出了全程硝化工藝中A/N高于1:2[14-15,22].

好氧速率能夠表征硝化污泥的活性,由圖6中的好氧速率可以看出,硝化污泥中AOB的比例對硝化污泥整體的活性有很大影響,AOB比例升高有利于整體活性的提高,當(dāng)A/N達(dá)到2:1時(shí),好氧速率趨于穩(wěn)定.短程硝化啟動(dòng)過程,A/N逐漸提高,好氧速率也逐漸提高,此時(shí)如果想要控制DO在合理范圍內(nèi),應(yīng)相應(yīng)地提高曝氣量.另外,結(jié)合好氧速率的在線監(jiān)測,當(dāng)好氧速率趨于穩(wěn)定時(shí),指示短程硝化的啟動(dòng)已經(jīng)接近完成.王盟等[23]提出了采用比好氧速率在線監(jiān)測的方法來實(shí)現(xiàn)短程硝化的啟動(dòng),此與本試驗(yàn)有異曲同工之處.

3 結(jié)論

3.1 在兩個(gè)SBR反應(yīng)器中,各自經(jīng)過80個(gè)周期的運(yùn)行,分別實(shí)現(xiàn)了AOB、NOB活性污泥的優(yōu)化培養(yǎng).優(yōu)化所得的AOB與NOB活性污泥的豐度比約為1:1.

3.2 實(shí)現(xiàn)活性污泥法短程硝化的穩(wěn)定運(yùn)行必須使得其A/N接近于1:0;氨氧化速率與硝化污泥中AOB的數(shù)量并不存在顯著的正比關(guān)系;亞硝酸鹽的氧化速率不僅與NOB的數(shù)量有關(guān),與AOB的數(shù)量還存在很大的關(guān)系;硝化污泥中AOB的比例對其硝化活性有較大的積極影響.

3.3 在啟動(dòng)短程硝化之前可以對其系統(tǒng)中的A/N進(jìn)行測定,根據(jù)A/N選擇相對不同的控制策略;常規(guī)的生活污水硝化工藝中,A/N應(yīng)不低于1:2;結(jié)合好氧速率的在線監(jiān)測,當(dāng)好氧速率趨于穩(wěn)定時(shí),指示短程硝化的啟動(dòng)已經(jīng)接近完成.

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* 責(zé)任作者, 教授, jglijun@bjut.edu.cn

The effect of AOB/NOB in nitrifying sludge on nitrification characteristics

BIAN Wei, LI Jun*, ZHAO Bai-hang, KAN Rui-zhe, ZHANG Yan-zhuo, ZHANG Shu-yan, WANG Wen-xiao

(Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2016,36(8)：2395~2401

The effect of AOB/NOB in nitrifying sludge on nitrification characteristics was deeply investigated in this study. Firstly, activated sludge only with AOB and NOB was successfully cultivated in two same SBRs through 80 cycles, respectively. The main substrate in their inflow was single, during cultivation influencing factors were controlled and sludge was discharged at regular intervals. Secondly, the ratio of abundance between AOB sludge and NOB sludge was determined through experiment which was about 1:1. Finally, experiment results about nitrification characteristics showed that nitrosation rate, ammonia oxidation rate, nitrite oxidation rate and oxygen uptake rate were influenced by A/N in nitrifying sludge. A/N should be close to 1:0 for steady operation of partial nitrification; there was no obvious positive relationship between ammonia oxidation rate and proportion of AOB in nitrifying bacteria; A/N in conventional nitrification sludge for municipal sewage treatment should not less than 1:2; combined with online monitoring for oxygen uptake rate, when it became stable, the startup of partial nitrification could be considered as nearly achieved.

nitrifying sludge；A/N；abundance ratio；nitrosation rate；ammonia oxidation rate；nitrite oxidation rate；oxygen uptake rate

X703.1

A

1000-6923(2016)08-2395-07

卞 偉(1989-),男,江蘇高郵人,北京工業(yè)大學(xué)博士研究生,主要從事污水生物處理等方面的研究.

2016-01-05

國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2014ZX07201- 011);國家自然科學(xué)基金青年基金(51308010)