張倩，王淑瑩，苗圓圓，王曉霞，彭永臻

（北京工業(yè)大學(xué)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，北京市污水脫氮除磷處理與過(guò)程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

間歇低氧曝氣下CANON工藝處理生活污水的啟動(dòng)

張倩，王淑瑩，苗圓圓，王曉霞，彭永臻

（北京工業(yè)大學(xué)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，北京市污水脫氮除磷處理與過(guò)程控制工程技術(shù)研究中心，北京 100124）

利用序批式反應(yīng)器（SBR）接種短程硝化和厭氧氨氧化污泥處理實(shí)際生活污水，在間歇低氧曝氣條件下實(shí)現(xiàn)了CANON工藝的啟動(dòng)。同時(shí)，保證適宜的溫度和污泥濃度對(duì)處理效果及系統(tǒng)的穩(wěn)定也很重要。該運(yùn)行模式下，可實(shí)現(xiàn)對(duì)亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的抑制淘洗，短程硝化和厭氧氨氧化為主導(dǎo)反應(yīng)，自養(yǎng)脫氮體系穩(wěn)定。系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行后污染物去除效果良好：進(jìn)水總氮和氨氮質(zhì)量濃度為63.9 mg·L?1和62.7 mg·L?1，出水總氮和氨氮質(zhì)量濃度為12.3 mg·L?1和7.6 mg·L?1，總氮和氨氮去除率為77.8%和86.7%，總氮去除負(fù)荷達(dá)0.16 kg N·(m3·d)?1。試驗(yàn)研究為間歇低氧曝氣運(yùn)行模式推廣應(yīng)用于城市污水自養(yǎng)脫氮提供了參考。

廢水；溶解氧；CANON；曝氣；間歇式

引 言

傳統(tǒng)的污水生物脫氮技術(shù)中硝化過(guò)程需大量曝氣消耗能量，同時(shí)反硝化過(guò)程需利用有機(jī)碳源，然而實(shí)際生活污水常存在碳源不足問(wèn)題，投加外碳源進(jìn)一步增加運(yùn)行成本。厭氧氨氧化菌(anaerobicammonium oxidation bacteria，縮寫(xiě)為AnAOB) 缺氧條件下利用無(wú)機(jī)碳源，以亞硝態(tài)氮為電子受體，氧化氨氮生成氮?dú)鈁1-2]。因而對(duì)厭氧氨氧化（ANAMMOX）為代表的自養(yǎng)脫氮技術(shù)的研究已成為熱點(diǎn)。生活污水中亞硝態(tài)氮含量極低，缺乏厭氧氨氧化反應(yīng)的基質(zhì)，故單級(jí)SBR中需先將原水中的氨氮部分轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮，即先進(jìn)行部分短程硝化反應(yīng)[3-4]。在同一反應(yīng)器中實(shí)現(xiàn)短程硝化反應(yīng)和厭氧氨氧化反應(yīng)的CANON工藝，相較于傳統(tǒng)工藝具有節(jié)能降耗、污泥產(chǎn)量低、占地面積小、二次污染少等優(yōu)勢(shì)[5-6]。目前CANON工藝主要應(yīng)用在處理如污泥消化液等高溫高氨氮廢水[7-9]，應(yīng)用于城市生活污水中還存在短程硝化不穩(wěn)定、污泥流失生物量減少、啟動(dòng)時(shí)間長(zhǎng)難以穩(wěn)定維持等問(wèn)題[10-11]。

短程硝化過(guò)程中，過(guò)長(zhǎng)的曝氣時(shí)間和過(guò)高的曝氣量都可能造成亞硝態(tài)氮被繼續(xù)氧化為硝態(tài)氮，短程硝化被破壞，而且過(guò)高的溶解氧可能對(duì)厭氧氨氧化菌的活性產(chǎn)生抑制。因而系統(tǒng)中適宜的溶解氧濃度，既能保證對(duì)亞硝酸鹽氧化菌的抑制淘洗，又能實(shí)現(xiàn)氨氧化菌和厭氧氨氧化菌的協(xié)同反應(yīng)，顯得尤為重要[12-15]。

采用間歇曝氣的運(yùn)行方式，通過(guò)人為地控制一定的缺好氧時(shí)間比，形成缺好氧交替環(huán)境。相較于連續(xù)曝氣，更易實(shí)現(xiàn)短程硝化[16-17]，從而有利于CANON工藝的穩(wěn)定運(yùn)行。采用低溶解氧（DO≤1.0 mg·L?1）條件下間歇曝氣的運(yùn)行模式，直接投加短程硝化污泥和厭氧氨氧化污泥于 SBR中，實(shí)現(xiàn)CANON工藝啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行等方面的研究較少。因而本研究采用該運(yùn)行模式處理實(shí)際生活污水，以期為其推廣應(yīng)用提供更多參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與運(yùn)行

試驗(yàn)裝置如圖1（a）所示，采用高徑比為5（高700 mm，直徑140 mm）的敞口圓柱體SBR，材質(zhì)為有機(jī)玻璃，有效容積10 L，在反應(yīng)器壁垂直方向設(shè)置一排取樣口用于取樣和排水。進(jìn)水由蠕動(dòng)泵控制，攪拌裝置采用機(jī)械調(diào)速攪拌器，曝氣裝置采用空氣泵和曝氣砂頭，時(shí)間繼電器控制空氣泵的開(kāi)關(guān)，曝氣量通過(guò)轉(zhuǎn)子流量計(jì)調(diào)節(jié)。反應(yīng)器用黑色遮光材料包裹，避光運(yùn)行。

圖1 試驗(yàn)裝置及周期運(yùn)行示意圖Fig.1 Schematic diagram of experimental device and operational process of each cycle

運(yùn)行方式如圖1（b）所示，其中間歇曝氣階段采用8 min曝氣/22 min攪拌的方式循環(huán)運(yùn)行，曝氣量控制在0.20～0.24 L·min?1之間，DO濃度在0～1.2 mg·L?1之間。每天運(yùn)行4個(gè)周期，排水比60%。污泥濃度不控制，不單獨(dú)排泥。系統(tǒng)運(yùn)行過(guò)程分 3個(gè)階段，各階段劃分見(jiàn)表1。

表1 系統(tǒng)運(yùn)行階段表Table 1 Operation schedule of system

1.2 接種污泥和試驗(yàn)用水

接種污泥中短程硝化污泥取自實(shí)驗(yàn)室中試規(guī)模的短程硝化反硝化SBR[11]，污泥濃度（MLSS）為 8000 mg·L?1，揮發(fā)性固體濃度（MLVSS）為MLSS的85%左右。厭氧氨氧化污泥取自低基質(zhì)濃度厭氧氨氧化UASB[11]，MLSS為 14080 mg·L?1。根據(jù)兩種污泥中功能菌的活性（即亞硝態(tài)氮的生成速率和消耗速率）結(jié)合間歇曝氣中缺好氧時(shí)間來(lái)配比兩種污泥的投加量，投加4 L短程硝化污泥和0.5 L厭氧氨氧化污泥，接種后反應(yīng)器內(nèi)MLSS為3904 mg·L?1，MLVSS為3384 mg·L?1，f = MLVSS/MLSS= 86%。試驗(yàn)用水取自某高校家屬區(qū)化糞池的實(shí)際生活污水，經(jīng)曝氣預(yù)處理去除水中有機(jī)物后貯存于進(jìn)水箱，進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)見(jiàn)表2。

表2 進(jìn)水水質(zhì)Table 2 Characteristics of influent wastewater

1.3 檢測(cè)指標(biāo)和分析方法

水樣經(jīng)0.45 μm濾膜過(guò)濾后測(cè)定各參數(shù)。其中COD采用5B-3型COD快速測(cè)定儀測(cè)定；采用納氏試劑分光光度法測(cè)定；采用 N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法測(cè)定；采用麝香草酚分光光度法測(cè)定；MLSS采用濾紙稱(chēng)重法測(cè)定；MLVSS采用馬弗爐灼燒重量法測(cè)定；溫度、pH、DO采用德國(guó)WTW Multi 340i便攜多功能測(cè)定儀在線監(jiān)測(cè)。

采用實(shí)時(shí)定量 PCR技術(shù)進(jìn)行活性污泥內(nèi)部各功能菌群豐度分析。首先根據(jù)試劑盒（fast DNA spin kit for soil, BIO 101 system, USA）說(shuō)明對(duì)污泥樣品進(jìn)行DNA的提取，隨后利用NanoDrops ND-1000紫 外 分光 光 度 計(jì) （NanoDrop Technologies, Wilmington, DE, USA）檢測(cè)DNA提取效果及濃度。采用 ABI 7300實(shí)時(shí)定量 PCR 擴(kuò)增儀(Applied Biosystems, CA, USA)測(cè)定，測(cè)定方法為 SYBY Green法，擴(kuò)增體系20 μl，配制如下：SYBY Ex Taq（Takara，大連，中國(guó)）10 μl，ROX Reference Dye 0.4 μl，前引物和后引物（10 μmol·L?1）各0.3 μl，DNA樣品2 μl，ddH2O 7 μl。擴(kuò)增程序?yàn)椋?5℃預(yù)變性3 min，95℃變性30 s，退火30 s，72℃延伸45 s，40個(gè)循環(huán)。每個(gè)樣品設(shè)立平行，取均值，以每克干污泥中菌的基因拷貝數(shù)表示菌的含量。

試驗(yàn)中各功能菌發(fā)生的主要化學(xué)反應(yīng)方程式如下所示，結(jié)果分析中化學(xué)計(jì)量系數(shù)均按照下述方程式計(jì)算。

厭氧氨氧化的反應(yīng)方程式

氨氮氧化的反應(yīng)方程式

亞硝態(tài)氮氧化的反應(yīng)方程式

CANON工藝的反應(yīng)方程式

2 結(jié)果與討論

2.1 系統(tǒng)脫氮性能分析

實(shí)際生活污水COD含量高且波動(dòng)大，易引起異養(yǎng)菌的增長(zhǎng)，不利于自養(yǎng)菌的生長(zhǎng)和系統(tǒng)的穩(wěn)定[18]，故原水經(jīng)曝氣預(yù)處理后再進(jìn)入CANON反應(yīng)器。進(jìn)水COD由平均196 mg·L?1降至平均57.5 mg·L?1，處于45～73 mg·L?1之間。預(yù)處理僅去除大部分易降解的有機(jī)物，不進(jìn)行氮元素的去除。由圖2（b）知，CANON反應(yīng)器進(jìn)出水的COD幾乎未變化，表明系統(tǒng)中好氧異養(yǎng)菌和反硝化菌存在量低且作用小。由條件的改變將系統(tǒng)運(yùn)行劃分為Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ階段，各階段氮元素濃度變化如圖2所示。

圖2 氮素濃度、COD濃度及總氮去除率變化Fig.2 Variation of nitrogen concentrations, COD concentrations and removal rates of TN

第Ⅱ階段（60～89 d）為避免冬季低溫的不利影響，將系統(tǒng)溫度由20～25℃提高至30～35℃，以保證微生物較好的活性。同時(shí)溫度升高時(shí)AOB活性提高較NOB更快，從而有利于短程硝化[23]。然而，試驗(yàn)結(jié)果表明：60～80 d間平均總氮和氨氮去除率分別為52.2%和67.1%，處理效果在升溫后未能完全恢復(fù)。80 d后又再次出現(xiàn)了處理效果的惡化，總氮去除率降至30%。在進(jìn)水負(fù)荷、溫度、溶解氧等運(yùn)行條件不變時(shí)，考慮到系統(tǒng)處理效果不僅與微生物活性有關(guān)，還可能受到微生物量的影響[24]，又由圖3可知該階段系統(tǒng)污泥濃度降低為啟動(dòng)初期的54%左右，分析認(rèn)為生物量的不足可能是此時(shí)引起處理效果變差的原因。

圖3 污泥濃度和f值的變化Fig.3 Variation of sludge concentrations and f

第Ⅲ階段（90～160 d）為提高系統(tǒng)的生物量，90 d時(shí)向系統(tǒng)添加與啟動(dòng)時(shí)相同性質(zhì)的短程硝化污泥，添加量為此時(shí)系統(tǒng)MLVSS的10%。添加后，出水-N濃度迅速?gòu)?5 mg·L?1降至25 mg·L?1左右。130 d后-N濃度低于10 mg·L?1，-N濃度低于2 mg·L?1，-N濃度維持5 mg·L?1左右。130～160 d出水總氮和氨氮均值為 12.3 mg·L?1和7.6 mg·L?1，平均總氮和氨氮去除率分別為 77.8%和 86.7%，總氮去除負(fù)荷為 0.16 kgN·(m3·d)?1。雖然進(jìn)水氨氮濃度處于波動(dòng)狀態(tài)，但處理效果趨于穩(wěn)定，系統(tǒng)啟動(dòng)成功并穩(wěn)定運(yùn)行?？梢?jiàn)溫度適宜情況下，由于系統(tǒng)中功能菌均為自養(yǎng)菌，生長(zhǎng)緩慢，保證一定的生物量對(duì)處理效果也很關(guān)鍵[25]。

2.2 系統(tǒng)菌群結(jié)構(gòu)分析

在第Ⅰ階段（1～59 d）由系統(tǒng)污泥濃度和f值的變化（圖3）知，經(jīng)30 d的間歇低氧曝氣運(yùn)行，系統(tǒng)MLSS和MLVSS均降低，且MLVSS降幅超過(guò)MLSS，f由86%降到80%。由系統(tǒng)全菌及功能菌豐度變化（圖 4）可知，全菌含量降低，但是自養(yǎng)菌AOB和NOB的含量均上升。同時(shí)結(jié)合圖2（b）中進(jìn)水COD含量低、進(jìn)出水COD基本無(wú)變化的情況，推測(cè)此時(shí)異養(yǎng)菌的死亡可能是造成污泥濃度和全菌含量降低的原因。同時(shí)AOB的含量增幅高于NOB，因而 30 d前后系統(tǒng)出現(xiàn)亞硝酸鹽積累的現(xiàn)象。NOB含量較AOB、AnAOB高，但是亞硝態(tài)氮氧化反應(yīng)卻不占優(yōu)勢(shì)，表明該運(yùn)行條件對(duì) NOB存在一定抑制作用。30～50 d系統(tǒng)的微生物量大幅下降，MLSS降至1780 mg·L?1，f降至60%。又由圖4可知，AOB和NOB含量均降低。表明溫度降低引起系統(tǒng)微生物活性的下降，進(jìn)而引起微生物含量的降低是系統(tǒng)脫氮效果惡化的主要原因[26]。

圖4 全菌及功能菌豐度變化Fig.4 Variation of total bacteria and functional bacteria abundance targeting on 16S rRNA

在第Ⅱ階段（60～89 d）溫度升高，MLSS升至2083 mg·L?1，f增至65%，但是并沒(méi)有完全恢復(fù)系統(tǒng)的處理效果。在第Ⅲ階段（90～160 d）添加短程硝化污泥后MLSS增至3294 mg·L?1，f增至72%。AnAOB含量出現(xiàn)小幅增長(zhǎng)，而添加的污泥中并無(wú)厭氧氨氧化菌，因而推測(cè)厭氧氨氧化菌含量的增加得益于溫度的升高。120 d時(shí)，AOB含量略有下降，NOB含量大幅降低，由7.94×109copies·(g MLSS)?1降為1.92×109copies·(g MLSS)?1，MLSS回升至3294 mg·L?1。此時(shí)各功能菌含量接近，處理效果趨于穩(wěn)定且系統(tǒng)污泥濃度不再下降。160 d時(shí)，MLSS和f變化不明顯，NOB被抑制淘洗進(jìn)一步下降至0.06×109copies·(g MLSS)?1，AOB和AnAOB優(yōu)勢(shì)生長(zhǎng)含量小幅升高。

系統(tǒng)菌群結(jié)構(gòu)的變化微觀上解釋了處理效果的變化，最終NOB受到抑制不斷被淘洗出系統(tǒng)，弱化了其與AOB對(duì)有限溶解氧的競(jìng)爭(zhēng)，避免了亞硝態(tài)氮被進(jìn)一步氧化為硝態(tài)氮；同時(shí)也避免了其與AnAOB對(duì)亞硝態(tài)氮基質(zhì)的競(jìng)爭(zhēng)，使AnAOB得以持留，AOB與AnAOB形成良好的協(xié)同關(guān)系保證了系統(tǒng)的處理效果。

由2.1、2.2綜合分析得，間歇低氧曝氣運(yùn)行模式下，系統(tǒng)經(jīng)歷了：Ⅰ-微生物適應(yīng)和活性提高階段；Ⅱ-受溫度影響微生物活性降低，效果惡化，升溫后恢復(fù)階段；Ⅲ-生物量低，效果再次惡化，污泥添加后效果提升并最終穩(wěn)定階段。該運(yùn)行模式下，菌群結(jié)構(gòu)發(fā)生較大變化，為種泥中高NOB含量及污泥濃度持續(xù)降低等情況下實(shí)現(xiàn)CANON工藝的啟動(dòng)提供了調(diào)控策略。

2.3 系統(tǒng)自養(yǎng)脫氮效能分析

由CANON總反應(yīng)方程式[式（4）]可知，系統(tǒng)總氮去除量和氨氮消耗量的理論比值（ΔTN/Δ-N）為 0.86，硝態(tài)氮生成量和氨氮消耗量的理論比值（Δ-N/Δ-N）為0.11。試驗(yàn)中兩比值的變化如圖5所示。

圖5 ΔTN /Δ-N和Δ-N-N/Δ-N的變化Fig.5 Variation of ΔTN/Δ-N and Δ-N/Δ-N

第Ⅰ階段（1～59 d）啟動(dòng)初期比值波動(dòng)性大，30 d之前，氨氮降解量低，沒(méi)有形成自養(yǎng)脫氮體系。30 d后，比值趨于穩(wěn)定，但NOB作用下發(fā)生部分全程硝化，造成硝態(tài)氮生成量高且總氮去除量低，因而表現(xiàn)為低于理論值且高于理論值。50 d后，比值的大幅度偏離理論值也體現(xiàn)了系統(tǒng)處理效果的惡化。

2.4 系統(tǒng)典型周期分析

對(duì)系統(tǒng)啟動(dòng)成功后典型周期內(nèi)溫度、DO、pH和氮素濃度變化作具體分析。周期內(nèi)溫度穩(wěn)定在32～35℃之間，pH在7.4～7.5之間。-N濃度因上周期剩余泥水混合物的稀釋由進(jìn)水的 75.6 mg·L?1降至53.9 mg·L?1，-N和-N濃度為0。

間歇曝氣單循環(huán)[圖6(c)]中先進(jìn)行8 min的低氧曝氣，曝氣開(kāi)始4 min后DO濃度高于0.8 mg·L?1，最大值為1.1 mg·L?1，平均值為0.57 mg·L?1。曝氣過(guò)程中-N濃度由 53.9 mg·L?1降至 51.6 mg·L?1，-N濃度升至2.3 mg·L?1，-N濃度升至0.01 mg·L?1，pH波動(dòng)下降。

隨后進(jìn)行22 min的不曝氣攪拌，DO濃度由最高點(diǎn)逐漸下降。攪拌4 min后，DO濃度低于0.05 mg·L?1。-N濃度降至49.9 mg·L?1，-N被AnAOB消耗，-N濃度增至0.45 mg·L?1，pH略微回升。

至此間歇曝氣的一個(gè)循環(huán)結(jié)束，進(jìn)入下一個(gè)循環(huán)。由圖6（a）可知，氨氮的減少伴隨著硝態(tài)氮的增加，亞硝態(tài)氮在單循環(huán)中先升高后降低，最終幾乎無(wú)剩余。由圖6（b）可知，系統(tǒng)pH整體無(wú)變化，溶解氧間歇性升高。由圖 6（c）可知，單循環(huán)中DO濃度高于平均值的時(shí)間有8 min，實(shí)際的好氧過(guò)程有10 min，其余20 min溶解氧濃度極低，視為缺氧過(guò)程。

由于好氧條件下AOB對(duì)氧親和力的優(yōu)勢(shì)，NOB的生長(zhǎng)明顯弱于AOB。而進(jìn)入到缺氧條件時(shí)，NOB又因缺少氧氣而不能增長(zhǎng)。經(jīng)過(guò)多個(gè)這樣的循環(huán)，NOB逐漸被抑制淘洗。通過(guò)對(duì)周期內(nèi)各氮素濃度的監(jiān)測(cè)分析，及時(shí)調(diào)整曝氣量和缺好氧時(shí)間比等運(yùn)行條件，提高功能菌的活性。綜上，間歇低氧曝氣在限制 NOB生長(zhǎng)的同時(shí)，也降低了高溶解氧對(duì)AnAOB的抑制，使得AOB和AnAOB起優(yōu)勢(shì)主導(dǎo)作用，是一種有潛力的運(yùn)行方式。

圖6 典型周期氮素濃度及DO、pH、溫度變化Fig.6 Variation of nitrogen concentrations and DO, pH, temperature in a typical cycle

3 結(jié) 論

（1）間歇曝氣條件下，控制溶解氧最高濃度為0.8～1.0 mg·L?1、溫度30～35℃、污泥濃度3000 mg·L?1左右等條件，實(shí)現(xiàn)了實(shí)際生活污水中CANON工藝的啟動(dòng)，穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)總氮和氨氮去除率分別為77.8%和86.7%，總氮去除負(fù)荷為0.16 kg N·(m3·d)?1。

（2）間歇低氧曝氣條件下，保證適宜的溫度和污泥濃度對(duì)處理效果及系統(tǒng)的穩(wěn)定也很重要，為應(yīng)對(duì)種泥中高NOB含量及污泥濃度持續(xù)降低等情況提供了調(diào)控策略。

（3）間歇低氧曝氣條件下，NOB逐漸被抑制淘洗，菌群結(jié)構(gòu)發(fā)生較大變化，短程硝化和厭氧氨氧化為主導(dǎo)反應(yīng)，系統(tǒng)自養(yǎng)脫氮性能良好。該運(yùn)行模式為CANON工藝的啟動(dòng)和穩(wěn)定運(yùn)行提供了參考。

[1]KARTAL B, KUENEN J G, VAN LOOSDRECHT M C M. Sewage treatment with Anammox[J]. Science, 2010, 328(5979): 702-703.

[2]邵和東, 王淑瑩, 張亮, 等. 常溫下厭氧氨氧化組合工藝處理低C與 N質(zhì)量濃度比的城市污水的脫氮除磷性能[J]. 中南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2016, 47(1): 344-349. SHAO H D, WANG S Y, ZHANG L, et al. Nitrogen and phosphorus removal from low mass concentration ratio between C and N municipal wastewater based on Anammox process at ambient temperatures[J]. Journal of Central South University (Science and Technology), 2016, 47(1): 344-349.

[3]BLACKBURNE R, YUAN Z Q, 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.

[4]趙夢(mèng)月, 彭永臻, 王博, 等. SBR 工藝實(shí)現(xiàn)長(zhǎng)期穩(wěn)定的部分短程硝化[J]. 化工學(xué)報(bào), 2016, 67(6): 2525-2632. ZHAO M Y, PENG Y Z, WANG B, et al. Achievement of long-term and stable partial nitritation in a sequencing batch reactor[J]. CIESC Journal, 2016, 67(6): 2524-2632.

[5]彭永臻, 馬斌. 低 C/N比條件下高效生物脫氮策略分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 29(2): 225-230. PENG Y Z, MA B. Review of biological nitrogen removal enhancement technologies and processes under low C/N ratio[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(2): 225-230.

[6]胡石, 甘一萍, 張樹(shù)軍, 等. 一體化全程自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝的效能及污泥特性[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014, 34(1): 111-117. HU S, GAN Y P, ZHANG S J, et al. Performance and sludge characteristics of the CANON process[J]. China Environmental Science, 2014, 34(1): 111-117.

[7]JOSS A, SALZGEBER D, EUGSTER J, et al. Full-scale nitrogen removal from digester liquid with partial nitritation and anammox in one SBR[J]. Environmental Science and Technology, 2009, 43(14): 5301-5306.

[8]楊延棟, 黃京, 韓曉宇, 等. 一體式厭氧氨氧化工藝處理高氨氮污泥消化液的啟動(dòng)[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2015, 35(4): 1082-1087. YANG Y D, HUANG J, HAN X Y, et al. Start-up of one-stage partial nitrification/anammox process treating ammonium-rich reject water[J]. China Environmental Science, 2015, 35(4): 1082-1087.

[9]鄭冰玉, 張樹(shù)軍, 張亮, 等. 一體化厭氧氨氧化工藝處理垃圾滲濾液的性能研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014, 34(7): 1728-1733. ZHENG B Y, ZHANG S J, ZHANG L, et al. Study on the performance of integrated ANAMMOX process treating landfill leachate[J]. China Environmental Science, 2014, 34(7): 1728-1733.

[10]程軍, 張亮, 楊延棟, 等. 一體化厭氧氨氧化反應(yīng)器的優(yōu)化及其穩(wěn)定性研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016, 36(4): 1027-1032. CHENG J, ZHANG L, YANG Y D, et al. Optimization and stability of single-stage anammox reactor[J]. China Environmental Science, 2016, 36(4): 1027-1032.

[11]唐曉雪. 生活污水厭氧氨氧化組合處理工藝及過(guò)程控制[D]. 北京:北京工業(yè)大學(xué), 2014. TANG X X. Autotrophic nitrogen removal process treating domestic wastewater based on real-time control[D]. Beijing: Beijing University of Technology, 2014.

[12]YE L, TANG B, ZHAO K F, et al. Nitrogen removal via nitrite in domestic wastewater treatment using combined salt inhibition and on-line process control[J]. Water Science and Technology, 2009, 60(6): 1633-1639.

[13]TOKUTOMI T. Operation of a nitrite-type airlift reactor at low DO concentration[J]. Water Science and Technology, 2004, 49(5/6): 81-88.

[14]PEREZ J, LOTTI T, KLEEREBEZEM R, et al. Outcompeting nitrite-oxidizing bacteria in single stage nitrogen removal in sewage treatment plants: a model-based study[J]. Water Research, 2014, 66: 208-218.

[15]LOTTI T, KLEEREBEZEM R, KIP C V E T, et al. Anammox growth on pretreated municipal wastewater[J]. Environmental Science and Technology, 2014, 48(14): 7874-7880.

[16]李亞峰, 秦亞敏, 謝新立, 等. 間歇曝氣條件下短程硝化的實(shí)現(xiàn)及影響因素研究[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2011, 5(7): 1518-1521. LI Y F, QIN Y M, XIE X L, et al. Study on achievement and influencing factors of shortcut nitrification in intermittent aeration[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2011, 5(7): 1518-1521.

[17]LI J P, ELLIOTT D, NIELSEN M, et al. Long-term partial nitrification in an intermittently aerated sequencing batch reactor (SBR) treating ammonium rich wastewater under controlled oxygen-limited conditions[J]. Biochemical Engineering Journal, 2011, 55(3): 215-222.

[18]孫艷波, 周少奇, 李伙生, 等. ANAMMOX與反硝化協(xié)同脫氮反應(yīng)器啟動(dòng)及有機(jī)負(fù)荷對(duì)其運(yùn)行性能的影響[J]. 化工學(xué)報(bào), 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.

[19]蔣軼鋒, 陳浚, 王寶貞, 等. 間歇曝氣對(duì)硝化菌生長(zhǎng)動(dòng)力學(xué)影響及積累機(jī)制[J]. 環(huán)境科學(xué), 2009, 30(1):85-90. JIANG Y F, CHEN J, WANG B Z, et al. Effect of intermittent aeration on growth kinetics of nitrifiers and mechanism foraccumulation[J]. Environmental Science, 2009, 30(1): 85-90.

[20]DOSTA J, FERNANDEZ I, VAZQUEZPADIN J R, et al. Short- and long-term effects of temperature on the Anammox process[J]. J. Hazard. Materials, 2008, 154(1/2/3): 688-693.

[21]榮宏偉, 鄧杰, 楊文杰, 等. 低溫對(duì)穩(wěn)定短程硝化體系的影響[J].中國(guó)給水排水, 2015, 31(7): 65-68. RONG H W, DENG J, YANG W J, et al. Effect of low temperature on stable shortcut nitrification system[J]. China Water and Wastewater, 2015, 31(7): 65-68.

[22]付昆明, 張杰, 曹相生, 等. CANON反應(yīng)器運(yùn)行穩(wěn)定性及溫度沖擊的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(10): 3507-3512. FU K M, ZHANG J, CAO X S, et al. Performance stability of CANON reactor and temperature impact[J]. Environmental Science, 2012, 33(10): 3507-3512.

[23]張功良, 李冬, 張肖靜, 等. 低溫低氨氮 SBR 短程硝化穩(wěn)定性試驗(yàn)研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2014, 34(3): 610-616. ZHANG G L, LI D, ZHANG X J, et al. Stability for shortcut nitrification in SBR under low ammonia at low temperature[J]. China Environmental Science, 2014, 34(3): 610-616.

[24]于莉芳. 污泥水富集硝化菌添加強(qiáng)化污水處理系統(tǒng)硝化的試驗(yàn)研究[D]. 西安: 西安建筑科技大學(xué), 2008. YU L F. Enhancing nitrification in wastewater treatment plant through bioaugment[D]. Xi'an: Xi'an University of Architecture and Technology, 2008.

[25]馬斌. 城市污水連續(xù)流短程硝化厭氧氨氧化脫氮工藝與技術(shù)[D].哈爾濱: 哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2012. MA B. Nitritation and anammox achieved in continous reactors treating sewage[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2012.

[26]DE C H, VLAEMINCK S E, DE W F, et al. One-stage partial nitritation/anammox at 15℃ on pretreated sewage: feasibility demonstration at lab-scale[J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2013, 97(23): 10199-10210.

Start-up of CANON process on domestic wastewater using intermittent aeration with low DO

ZHANG Qian, WANG Shuying, MIAO Yuanyuan, WANG Xiaoxia, PENG Yongzhen
(National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)

The CANON (completely autotropic nitrogen removal over nitrite) process has been received abroad attention in wastewater treatment recent years. In the study, a Sequencing Batch Reactor (SBR) was used to treat domestic wastewater using intermittent aeration with low dissolved oxygen (DO). After inoculating partial nitrification sludge and anammox sludge, the reactor was started-up successfully under appropriate temperature and sludge concentration. By using intermittent aeration with low DO, the system achieved the inhibition and elimination of nitrite-oxidizing bacteria (NOB). The harmonious effect of partial nitrification and anammox made the system stable. In the stable phase, the reactor had a good performance on the contaminant removal. With the influent concentrations of total nitrogen and ammonia of 63.9 mg·L?1and 62.7 mg·L?1, the effluent of them were 12.3 mg·L?1and 7.6 mg·L?1and the removal rates of them were 77.8% and 86.7%, respectively, with the volume loading of total nitrogen removal of 0.16 kg N·(m3·d)?1. Thus, the experiment provided references for the application of the operation mode in autotrophic nitrogen removal of wastewater.

waste water; dissolved oxygen; CANON; aeration; batchwise

Prof. WANG Shuying,wsy@bjut.edu.cn

X 703.1

：A

：0438—1157（2017）01—0289—08

10.11949/j.issn.0438-1157.20160799

2016-06-12收到初稿，2016-09-21收到修改稿。

聯(lián)系人：王淑瑩。

：張倩(1990—)，女，碩士研究生。

國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(51478013)；北京市教委資助項(xiàng)目。

Received date: 2016-06-12.

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