牛 萌,王淑瑩,杜 睿,操沈彬,彭永臻 (北京工業(yè)大學(xué)國家工程實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

水污染與控制

甲醇為碳源短程反硝化亞硝酸鹽積累特性

牛 萌,王淑瑩*,杜 睿,操沈彬,彭永臻 (北京工業(yè)大學(xué)國家工程實(shí)驗(yàn)室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術(shù)研究中心,北京 100124)

接種反硝化過程中亞硝態(tài)氮(NO-2-N)積累效果穩(wěn)定的短程反硝化污泥,以甲醇為碳源,通過批次試驗(yàn)研究了不同碳氮比(C/N)、硝態(tài)氮(NO-3-N)濃度及pH條件下短程反硝化過程中NO-2-N積累特性.實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明:當(dāng)C/N為2.5時(shí),NO-2-N積累率最高為89%,且NO-2-N不會被還原;當(dāng) C/N為 3～5時(shí),NO-2-N積累到最大值后開始降低,但 NO-2-N最大積累量和比反硝化速率沒有明顯差異.當(dāng) NO-3-N濃度在14.91～82.58mg/L范圍內(nèi),NO-3-N濃度越高,達(dá)到NO-2-N最大積累率理論所需C/N越低.且當(dāng)NO-3-N濃度小于58.71mg/L時(shí),比NO-3-N還原速率、比NO-2-N積累速率隨NO-3-N濃度增加而上升.當(dāng)pH=7時(shí),NO-2-N積累量、比NO-3-N還原速率和比NO-2-N積累速率最高,分別為24.49mg/L、18.96 (mg/(gVSS?h))、18.91 (mg/(gVSS?h)),然后依次是pH=6、8、9.pH=5和10時(shí),短程反硝化基本不能進(jìn)行.本研究可以為短程反硝化的實(shí)現(xiàn)及應(yīng)用提供理論依據(jù).

短程反硝化；亞硝積累；甲醇；C/N；pH值

傳統(tǒng)生物反硝化是利用反硝化菌將 NO-3-N還原為 N2的生化反應(yīng)過程,NO-2-N作為反硝化過程的中間產(chǎn)物,其不同程度的積累現(xiàn)象經(jīng)常被研究者觀察到[1-4].實(shí)際過程中,為提高脫氮效率,污水處理廠通常通過投加外碳源的方式提高C/N,以確保 NO-3-N被完全還原為N2,不僅大大增加了污水處理的能耗和成本,造成能源浪費(fèi),而且還會產(chǎn)生大量的剩余污泥,增加了剩余污泥的處理和處置費(fèi)用.20世紀(jì)90年代,荷蘭Delft大學(xué)首次在反硝化反應(yīng)器中發(fā)現(xiàn)了厭氧氨氧化現(xiàn)象[5],可以在缺氧條件下以NO-2-N作為電子受體,直接把氨氮(NH+-N)氧化為 N2,具有無需有機(jī)碳4源、曝氣量少、污泥產(chǎn)量低等優(yōu)點(diǎn).城市生活污水中的氮素主要以NH+-N的形式存在,而自然水4體中并不存在NO-2-N,因此,通常需要前處理工藝為厭氧氨氧化提供底物NO-2-N.

最近,反硝化過程中NO-2-N積累率達(dá)到80%以上的亞硝積累現(xiàn)象被發(fā)現(xiàn)[2],并且實(shí)現(xiàn)了穩(wěn)定維持,證明了短程反硝化能夠成功實(shí)現(xiàn),從而為厭氧氨氧化技術(shù)中NO-2-N的來源提供了一種新途徑.起初,Cao等[2]以厭/缺氧污泥為接種污泥,在序批式反應(yīng)器(SBR)中成功培養(yǎng)出短程反硝化污泥;隨后,Cao等[6-7]、Du等[8-9]將短程反硝化與厭氧氨氧化相結(jié)合,利用短程反硝化過程產(chǎn)生的NO-2-N作為厭氧氨氧化反應(yīng)底物,實(shí)現(xiàn)了廢水中NH+4-N和NO-3-N穩(wěn)定高效去除.

甲醇因其價(jià)格低廉、易獲取,反應(yīng)過程中不會產(chǎn)生副產(chǎn)物,是污水處理廠廣泛使用的外加碳源[10-11].本課題組利用甲醇為碳源馴化短程反硝化污泥,獲得穩(wěn)定的 NO-2-N積累效果,進(jìn)而考察不同條件下短程反硝化NO-2-N積累效果.

反硝化過程中的 NO-2-N積累是由多種因素引起的,例如C/N、NO-3-N濃度、pH等.Sun等[12]、Ge等[1]、Krishna Mohana等[13]指出,在低C/N時(shí)易發(fā)生NO-2-N積累,其原因是NaR和NiR對電子競爭能力的差異.Krishna Mohana等[13]實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)表明,最大NO-2-N量和NO-2-N積累率隨NO-3-N濃度增加而增加.Glass等[14]研究表明,當(dāng)pH在6.5～9范圍內(nèi),pH越高,反硝化過程中積累的NO-2-N峰值越大;徐亞同[15]同樣發(fā)現(xiàn),當(dāng)pH超越適宜范圍,尤其是高于適宜值時(shí),會出現(xiàn)NO-2-N積累現(xiàn)象.

本研究旨在探討以甲醇為碳源的條件下,C/N由2.5提高至5、NO-3-N濃度從14.96mg/L增加到82.58mg/L、以及pH在5～10的范圍內(nèi)時(shí),短程反硝化過程中NO-2-N積累的變化規(guī)律,為短程反硝化工藝應(yīng)用提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置批次試驗(yàn)所用裝置是有效容積為500mL的錐形瓶,瓶內(nèi)固定pH探頭,取樣采用注射器抽取.反應(yīng)器底部配有磁力攪拌裝置,轉(zhuǎn)速為400r/min.

1.2 試驗(yàn)接種污泥與用水

試驗(yàn)接種污泥為以甲醇為碳源的短程反硝化污泥,各錐形瓶中污泥質(zhì)量濃度(MLVSS)為(1800±250)mg/L.實(shí)驗(yàn)用水采用人工配水,通過配置NaNO3溶液模擬NO-3-N廢水,同時(shí)加入3mg/L KH2PO4,8mg/L MgSO4·7H2O,8mg/L CaCl2及適量微量元素,根據(jù)設(shè)定的 COD濃度,在反應(yīng)起始投加甲醇溶液.

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 C/N對NO-2-N積累的影響 設(shè)置6組反應(yīng)器,控制各反應(yīng)器內(nèi)NO-3-N濃度為30mg/L左右,在反應(yīng)初始投加不同體積甲醇溶液.由于前期馴化過程固定C/N為4,因此批次試驗(yàn)中使各反應(yīng)器C/N分別為2.5、3、3.5、4、4.5、5,以考察不同C/N對NO-2-N積累的影響,并選擇適宜C/N.

1.3.2 初始 NO-3-N 濃度對 NO-2-N積累的影響 設(shè)置6組反應(yīng)器,通過投加不同體積的NO-3-N母液使各反應(yīng)器內(nèi)NO-3-N濃度分別為15、29、42、59、67、83mg/L,并且控制各反應(yīng)器C/N為2.5.

1.3.3 pH對NO-2-N積累的影響:設(shè)置6組反應(yīng)器,控制各反應(yīng)器內(nèi) NO-3-N濃度為 30mg/L左右,C/N為2.5,用1mol/L HCl和1mol/L NaOH溶液調(diào)節(jié)pH,使各反應(yīng)器初始及反應(yīng)過程中pH保持在5、6、7、8、9、10.

1.4 NO-2-N積累率計(jì)算方法

NO-2-N積累率(NAR):

式中:為反應(yīng)開始(t=0)時(shí)NO-2-N質(zhì)量濃度,mg/L;為t時(shí)刻N(yùn)O-2-N質(zhì)量濃度,mg/L;為反應(yīng)開始(t=0)時(shí)NO-3-N質(zhì)量濃度,mg/L;為t時(shí)刻N(yùn)O-3-N質(zhì)量濃度,mg/L.

1.5 測定參數(shù)與方法

NO-2-N:N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO-3-N:麝香草酚分光光度法;COD采用連華科技 5B?1型 COD快速測定儀測定; pH采用德國 WTWpH3310儀在線監(jiān)測;MLVSS采用馬弗爐灼燒質(zhì)量法測定[16].

2 結(jié)果與討論

2.1 以甲醇為碳源短程反硝化污泥的馴化

試驗(yàn)接種的短程反硝化污泥在以甲醇為碳源的條件下馴化數(shù)10d,馴化過程如圖1所示.初始階段將C/N定為4,短程反硝化污泥逐漸適應(yīng)甲醇,運(yùn)行第 8d后出水穩(wěn)定,NO-2-N積累率為60%左右.根據(jù)不同 C/N批次試驗(yàn)結(jié)果,運(yùn)行第20d后將C/N降低為2.5,NO-2-N積累率迅速提高并維持在 80%以上.經(jīng)馴化短程反硝化污泥能適應(yīng)以甲醇為碳源,后續(xù)通過批次試驗(yàn)考察不同因素對短程反硝化NO-2-N積累的影響.

圖1 以甲醇為碳源短程反硝化的馴化Fig.1 Domestication of partial denitrification with methanol

2.2 C/N對NO-2-N積累的影響

圖2所示為C/N分別為2.5、3、3.5、4、4.5、5時(shí)反硝化過程中NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應(yīng)時(shí)間的變化曲線以及比反應(yīng)速率.從圖 2可以看出:反應(yīng)初始出現(xiàn)遲滯現(xiàn)象,與反應(yīng) 10～40min相比,反應(yīng)前10min NO-3-N、NO-2-N和COD濃度變化較為緩慢.這可能與甲醇性質(zhì)有關(guān),甲醇不能被反硝化細(xì)菌直接利用,需經(jīng)過降解轉(zhuǎn)化為甲酸[17],然后才能被利用.

6種C/N條件下NO-3-N均能被完全還原,且所需反應(yīng)時(shí)間相近,說明碳源充足.而各C/N條件下 NO-2-N變化曲線為先積累后還原.C/N為2.5、3時(shí),NO-2-N分別于60min、120min達(dá)到最大積累量 24.43mg/L、24.80mg/L,隨后由于碳源耗盡,NO-2-N沒有明顯減少.C/N為3.5～5時(shí),NO-2-N積累到最高值后,由于NO-3-N被還原完全,剩余碳源開始還原NO-2-N,NO-2-N轉(zhuǎn)折點(diǎn)與NO-3-N轉(zhuǎn)折點(diǎn)對應(yīng).由于C/N為2.5、3.5、4.5的反應(yīng)器接種污泥濃度略高,因此其反應(yīng)速率高于C/N為3、4、5的反應(yīng)器,到達(dá)NO-2-N轉(zhuǎn)折點(diǎn)后NO-2-N還原速率也更高,導(dǎo)致C/N為3.5和4.5反應(yīng)器的NO-2-N剩余量低于同時(shí)刻C/N為4和5的反應(yīng)器.由表1可以看出,在NO-2-N積累階段,6種C/N條件下的NO-2-N最大積累量、NO-2-N最大積累率和比反應(yīng)速率均相近.這是因?yàn)榻臃N的短程反硝化污泥具有較高的NO-2-N積累效果,當(dāng)NO-3-N和NO-2-N同時(shí)存在時(shí),短程反硝化污泥能優(yōu)先還原NO-3-N,NO-3-N耗盡后NO-2-N開始被還原.因此,在不同C/N條件下,NO-2-N最大積累量和NO--N最大積累率相近.短程反硝化污泥利用單位

2甲醇還原NO-3-N的能力有限,當(dāng)C/N為2.5時(shí),比反硝化速率已達(dá)到最大,此時(shí)NaR和NiR的所有活性位置均被基質(zhì)分子占有,提高C/N不會對比反硝化速率造成影響[18].

表1 不同C/N條件下短程反硝化特性參數(shù)Table 1 Parameters of partial denitrification under different C/N

另外,由圖2可看出,6種C/N條件下COD降解過程相似,COD最低值為 35.93±1.69mg/L,剩余部分為難降解有機(jī)物.反應(yīng)末期出現(xiàn) COD濃度升高現(xiàn)象,這可能是反硝化細(xì)菌自身細(xì)胞分解所致[19].

圖2 不同C/N條件下NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應(yīng)時(shí)間的變化曲線及比反硝化速率Fig.2 Change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and specific denitrification rate under different C/N

2.3 底物濃度對NO-2-N積累的影響圖3所示為NO-3-N濃度為14.96、29.01、41.69、58.71、66.52、82.58mg/L時(shí)反硝化過程中NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應(yīng)時(shí)間的變化曲線以及比反應(yīng)速率.由圖3可見,不同NO-3-N濃度下短程反硝化反應(yīng)趨勢相似.由表2可以看出,不同NO -3-N濃度下NO-2-N最大積累率相近,說明短程反硝化污泥的NO-2-N積累效果不受NO-3-N濃度影響.但NO-2-N最大積累量、比NO-3-N還原速率和比NO-2-N積累速率均隨NO-3-N濃度增加而升高.其中,NO-3-N濃度為58.71、41.69、29.01、14.96mg/L時(shí), 比NO-3-N還原速率比例關(guān)系為1.8:1.5:1.4:1,比NO-2-N積累速率比例關(guān)系與比NO-3-N還原速率一致.而當(dāng) NO-3-N濃度繼續(xù)增加到 66.52、82.58mg/L時(shí),比NO-3-N還原速率、比NO-2-N積累速率與NO-3-N濃度為58.71mg/L時(shí)相比增加量很小.這說明當(dāng)NO-3-N濃度達(dá)到58.71mg/L時(shí),短程反硝化污泥比反硝化速率達(dá)到最高,繼續(xù)增加NO-3-N濃度,比反硝化速率不會有明顯變化.另外,由圖 3可以發(fā)現(xiàn),當(dāng) NO-3-N濃度為14.96mg/L時(shí),C/N在2.5條件下提供的電子供體不足以將 NO-3-N完全還原,反應(yīng)至 30min時(shí)COD已降低至20.34mg/L,之后不再降低,而NO-3-N濃度為58.71、66.52、82.58mg/L時(shí),在NO-3-N還原終點(diǎn)COD分別為36.91、39.61、27.48mg/L,并且呈繼續(xù)降低趨勢,COD過量導(dǎo)致NO-2-N開始還原.出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因可能是微生物自身利用有機(jī)物所致.假定 COD在反應(yīng)過程中有兩種利用途徑,一種是為反硝化過程提供電子,另一種是微生物自身利用,例如微生物呼吸作用、細(xì)胞合成、轉(zhuǎn)化為細(xì)胞貯存物等[20-22].在污泥濃度相似時(shí),同一種微生物自身所需 COD量也相似.因此,當(dāng)?shù)孜餄舛容^低時(shí),反硝化所需 COD也降低,但微生物自身所需 COD不變,致使相同 C/N下COD不足以將NO-3-N還原完全;而當(dāng)?shù)孜餄舛容^高時(shí),反硝化所需 COD升高,但微生物自身所需COD仍然不變,從而引起COD剩余,NO-2-N被還原.由此可見,在實(shí)際運(yùn)行過程中,當(dāng)?shù)孜餄舛壬邥r(shí),應(yīng)注意適當(dāng)降低C/N,以防止 COD過量影響NO-2-N積累效果.

圖3 不同NO3-N濃度下NO3-N、NO2-N、COD隨反應(yīng)時(shí)間的變化曲線及比反應(yīng)速率Fig.3 The change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and

表2 不同NO-3-N濃度下短程反硝化特性參數(shù)Table 2 Parameters of partial denitrification under different NO-3-N

2.4 短程反硝化過程pH變化規(guī)律

圖4為不同C/N條件下短程反硝化過程中pH變化曲線.隨著反應(yīng)開始,pH迅速降低,反應(yīng)至10min pH出現(xiàn)第一個拐點(diǎn).此階段與反應(yīng)遲滯時(shí)間對應(yīng),pH的迅速降低是由甲醇降解為甲酸所引起的.隨后 pH仍呈降低趨勢,但降低速率明顯減緩,這是因?yàn)镹O-3-N還原為NO-2-N階段不產(chǎn)生堿度(公式2),但細(xì)胞呼吸會產(chǎn)生CO2,導(dǎo)致pH值緩慢降低.反應(yīng)至60min左右,各反應(yīng)器出現(xiàn)第二個 pH拐點(diǎn),此拐點(diǎn)與 NO-3-N還原終點(diǎn)對應(yīng),稱之為“硝酸鹽膝”[23-27],此時(shí) NO-3-N 耗盡,NO-2-N還原占主導(dǎo)地位.由公式3可知,NO-2-N還原階段產(chǎn)生堿度,因此在第二個 pH拐點(diǎn)后各反應(yīng)器pH開始升高.C/N為2.5和3時(shí),在NO-3-N耗盡后COD幾乎沒有剩余,NO-2-N還原量很少,pH上升速率緩慢,反應(yīng)至150min pH僅提升為7.24、7.32.C/N為 3.5～5時(shí),pH 上升速率較快,其中C/N=3.5、4、4.5的反應(yīng)器分別于82、113、133min出現(xiàn)第 3個pH拐點(diǎn),此時(shí)碳源耗盡,pH變化緩慢;C/N為5時(shí),由于碳源充足,直至150min仍在進(jìn)行反硝化反應(yīng),pH呈持續(xù)上升趨勢,沒有出現(xiàn)第3個pH拐點(diǎn).

圖4 不同C/N條件下pH變化曲線Fig.4 The changecurves of pH under different C/N

2.5 pH對NO-2-N積累的影響

圖5 不同pH下NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應(yīng)時(shí)間的變化曲線及比反應(yīng)速率Fig.5 The change curves of NO-3-N, NO-2-N, COD with reaction time and specific denitrification rate under different pH

微生物生存需要適宜的環(huán)境條件,環(huán)境條件 被破壞,微生物活性便會降低,pH就是微生物生存環(huán)境之一.本研究控制反應(yīng)過程 pH恒定,考察pH=5、6、7、8、9、10時(shí)短程反硝化過程N(yùn)O-2-N積累特性.

圖5所示為pH分別為5、6、7、8、9、10時(shí)短程反硝化過程中NO-3-N、NO-2-N、COD隨反應(yīng)時(shí)間的變化曲線以及比反應(yīng)速率.由圖5可知,不同 pH對短程反硝化污泥的反硝化過程有顯著影響.當(dāng)pH=5和pH=10時(shí),短程反硝化污泥幾乎不反應(yīng):反應(yīng)90min NO-3-N分別降低3.21、1.68mg/L;NO2--N 最大積累量僅為 1.52、0.61mg/L.諸多研究[14-15,28]指出,微生物生存需要適宜的pH,當(dāng)pH超越這一范圍時(shí),微生物活性會被抑制.本試驗(yàn)接種污泥在長期運(yùn)行過程中 pH在7～8范圍內(nèi),不能適應(yīng)pH=5和pH=10的環(huán)境條件,因此活性被抑制.

pH=9時(shí),短程反硝化污泥也受到抑制,反應(yīng)90min NO-3-N降低12.14mg/L,NO-2-N最大積累量為10.72mg/L,COD仍有43.40mg/L剩余.由表3可以看出,pH=9時(shí),比NO-3-N還原速率、比NO--N積累速率分別為4.42和3.78 (mg/(gVSS·h)),2僅為pH=7時(shí)的1/4和1/5,但NO-2-N最大積累率與pH=6、7、8時(shí)相近.出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因一方面是接種的短程反硝化污泥具有較高的 NO-2-N積累效果,能夠優(yōu)先還原 NO-3-N;另一方面,弱堿性條件有利于 NO-2-N積累.Glass等[14]發(fā)現(xiàn),pH由7.5升高到9時(shí),NO-2-N積累量增大,其中pH由 8.5提高到 9時(shí),NO-2-N還原速率抑制率由33%增大為 63%.徐亞同[15]也指出,pH高于適宜范圍時(shí),易出現(xiàn) NO-2-N積累.本試驗(yàn)中 pH=9時(shí),NO-3-N還原速率和NO-2-N還原速率均被抑制,且 NO-2-N還原速率受到的抑制效果更強(qiáng),因此NO-2-N積累率保持在較高水平.另外,由圖5可以看出,不同pH條件下反應(yīng)初始遲滯時(shí)間不同:當(dāng)pH=6時(shí),在前20min反應(yīng)緩慢,20min后反應(yīng)速率明顯升高;當(dāng)pH=7時(shí),在反應(yīng)10min后反應(yīng)速率升高;當(dāng)pH=8和pH=9時(shí),沒有出現(xiàn)遲滯現(xiàn)象.出現(xiàn)這種現(xiàn)象的原因可能是pH對甲醇降解的影響:在2.1中提到,甲醇降解為甲酸引起pH降低,在pH=6的條件下,反應(yīng)器內(nèi)H+濃度較高,抑制了甲醇的降解,導(dǎo)致遲滯時(shí)間延長;在pH=8、9的條件下,反應(yīng)器內(nèi)的OH-促進(jìn)甲醇降解,反應(yīng)初始沒有遲滯現(xiàn)象.

表3 不同pH下短程反硝化特性參數(shù)Table 3 Parameters of partial denitrification under different pH

3 結(jié)論

3.1 以甲醇為碳源時(shí),短程反硝化反應(yīng)產(chǎn)生明顯的NO-2-N積累,C/N為2.5～5時(shí),C/N對NO-2-N最大積累量和比反硝化速率沒有明顯影響,但當(dāng)C/N＞3時(shí),NO-3-N還原完畢后,剩余碳源開始還原NO-2-N.

3.2 在C/N為2.5的條件下,當(dāng)NO-3-N濃度為14.91～82.58mg/L時(shí),NO-3-N濃度越高,短程反硝化理論所需 C/N越低.且當(dāng) NO-3-N 濃度為14.91～58.71mg/L時(shí),比 NO-3-N還原速率、比NO-2-N積累速率隨NO-3-N濃度增加而上升.

3.3 短程反硝化過程中 pH變化規(guī)律為先降低后升高,在NO-3-N還原終點(diǎn)pH有明顯拐點(diǎn),可作為指示短程反硝化結(jié)束特征點(diǎn).

3.4 pH對短程反硝化過程中最大NO-2-N積累量和反硝化速率有顯著影響.當(dāng)pH=7時(shí),NO-2-N積累量、比NO-3-N還原速率和比NO-2-N積累速率最高,然后依次是pH=6,pH=8,pH=9.當(dāng)pH=5和10時(shí),短程反硝化基本不能進(jìn)行.

[1]Ge S, Peng Y, Wang S, et al. Nitrite accumulation under constant temperature in anoxic denitrification process: The effects of carbon sources and COD/NO3--N [J]. Bioresource Technology, 2012,114:137-143.

[2]Cao S, Wang S, Peng Y, et al. Achieving partial denitrificationwith sludge fermentation liquid as carbon source: The effect of seeding sludge [J]. Bioresource Technology, 2013,149:570-574.

[3]Cao S, Li B, Du R, et al. Nitrite production in a partial denitrifying upflow sludge bed (USB) reactor equipped with gas automatic circulation (GAC) [J]. Water Research, 2016,90: 309-316.

[4]Sun H, Yang Q, Peng Y, et al. Nitrite Accumulation during the Denitrification Process in SBR for the Treatment of Pre-treated Landfill Leachate [J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2009,17(6):1027-1031.

[5]Vandegraaf A A, Mulder A, Debruijn P, et al. Anaerobic oxidation of ammonium is a biologically mediated process [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1995,61(4):1246-1251.

[6]Cao S, Du R, Niu M, et al. Integrated anaerobic ammonium oxidization with partial denitrification process for advanced nitrogen removal from high-strength wastewater [J]. Bioresource Technology, 2016,221:37-46.

[7]Cao S, Peng Y, Du R, et al. Feasibility of enhancing the DEnitrifying AMmonium OXidation (DEAMOX) process for nitrogen removal by seeding partial denitrification sludge [J]. Chemosphere, 2016,148:403-407.

[8]Du R, Cao S, Wang S, et al. Performance of partial denitrification (PD)-ANAMMOX process in simultaneously treating nitrate and low C/N domestic wastewater at low temperature [J]. Bioresource Technology, 2016,219:420-429.

[9]Du R, Peng Y, Cao S, et al. Advanced nitrogen removal from wastewater by combining anammox with partial denitrification [J]. Bioresource Technology, 2015,179:497-504.

[10]Sage M, Daufin G, Gesan-Guiziou G. Denitrification potential and rates of complex carbon source from dairy effluents in activated sludge system [J]. Water Research, 2006,40(14):2747-2755.

[11]Osaka T, Yoshie S, Tsuneda S, et al. Identification of acetate- or methanol-assimilating bacteria under nitrate-reducing conditions by stable-isotope probing [J]. Microbial Ecology, 2006,52(2): 253-266.

[12]Sun H, Yang Q, Peng Y, et al. Nitrite Accumulation during the Denitrification Process in SBR for the Treatment of Pre-treated Landfill Leachate [J]. Chinese Journal of Chemical Engineering, 2009,17(6):1027-1031.

[13]Krishna Mohan T V, Nancharaiah Y V, Venugopalan V P, et al. Effect of C/N ratio on denitrification of high-strength nitrate wastewater in anoxic granular sludge sequencing batch reactors [J]. Ecological Engineering, 2016,91:441-448.

[14]Glass C, Silverstein J. Denitrification kinetics of high nitrate concentration water: pH effect on inhibition and nitrite accumulation [J]. Water Research, 1998,32(3):831-839.

[15]徐亞同. pH 值、溫度對反硝化的影響 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 1994,14(4):308-313.

[16]Apha. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater [Z]. Washington, DC, USA: American Public Health Association, 1998.

[17]Xu Y. Volatile fatty acids carbon source for biological [J]. Journal of Environmental Sciences, 1996,8(3):257-268.

[18]Hamlin H J, Michaels J T, Beaulaton C M, et al. Comparing denitrification rates and carbon sources in commercial scale upflow denitrification biological filters in aquaculture [J]. Aquacultural Engineering, 2008,38(2):79-92.

[19]王淑瑩,操沈彬,杜 睿,等.污泥發(fā)酵液為碳源的反硝化過程亞硝酸鹽積累 [J]. 北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2014,(5):743-750.

[20]Hamlin H J, Michaels J T, Beaulaton C M, et al. Comparing denitrification rates and carbon sources in commercial scale upflow denitrification biological filters in aquaculture [J]. Aquacultural Engineering, 2008,38(2):79-92.

[21]王淑瑩,殷芳芳,侯紅勛,等.以甲醇作為外碳源的生物反硝化[J]. 北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2009,35(11):1521-1526.

[22]殷芳芳,王淑瑩,昂雪野,等.碳源類型對低溫條件下生物反硝化的影響 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2009,30(1):108-113.

[23]Wang S Y, Gao D W, Peng Y Z, et al. Nitrificationdenitrification via nitrite for nitrogen removal from high nitrogen soybean wastewater with on-line fuzzy control [J]. Water Scienceand Technology, 2004,49(5/6):121-127.

[24]Peng Y Z, Chen Y, Peng C Y, et al. Nitrite accumulation by aeration controlled in sequencing batch reactors treating domestic wastewater [J]. Water Science and Technology, 2004,50(10):35-43.

[25]Yang Q, Peng Y, Liu X, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal wastewater at low temperatures using real-time control to optimize nitrifying communities [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41(23):8159-8164.

[26]Peng Y Z, Gao J F, Wang S Y, et al. Use pH and ORP as fuzzy control parameters of denitrification in SBR process. [J]. Water Science & Technology A Journal of the International Association on Water Pollution Research, 2002,46(4/5):131.

[27]Gao D W, Peng Y Z, Liang H, et al. Using oxidation-reduction potential (ORP) and pH value for process control of shortcut nitrification-denitrification [J]. Journal of Environmental Science and Health Part A-toxic/hazardous Substances& Environmental Engineering, 2003,38(12):2933-2942.

[28]操沈彬,王淑瑩,吳程程,等.污泥發(fā)酵耦合反硝化系統(tǒng)亞硝態(tài)氮積累特性 [J]. 中南大學(xué)學(xué)報(bào)(自然科學(xué)版), 2015,46(3):1153-1159.

Nitrite accumulation properties of partial denitrificationwith methanolas carbon source.

NIU Meng, WANG Shu-ying*, DU Rui, CAO Shen-bin, PENG Yong-zhen (National Engineering Laboratory for Advanced Municipal Wastewater Treatment and Reuse Technology, Engineering Research Center of Beijing, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3301～3308

Taking partial denitrification sludge as seeding sludge, which could reduce nitrate (NO-3-N) to nitrite (NO-2-N) with stable NO-2-N accumulation. NO-2-N accumulation properties of partial denitrification with different carbon nitrogen ratio (C/N), NO-3-N and pH were studied by batch experiments with methanol as carbon source. The results showed that C/N had no significant effect on the maximum accumulation of NO-2-Nor specific denitrification rate when C/N was 2.5～5. When C/N was 2.5, NO-2-N accumulation rate was 89% and NO-2-N was not reduced. But when C/N＞3, NO-2-N would be reduced after NO-2-N accumulated to the maximum value. In the case of C/N was 2.5 and NO-3-Nwas 14.96～58.71mg/L, specific denitrification rate increased with the increase of NO-3-N. Continue to improve NO-3-N, the change of specific denitrification rate was very small. On the other hand, when NO-3-N＞29.01mg/L, the higher NO-3-N was, the lower C/N required. PH had a significant effect on the maximum accumulation of NO-2-N and the specific denitrification rate in the partial denitrification process. When pH=7, NO-2-Naccumulated rate、specific NO-3-N reduction rateand specific NO-2-N accumulation rate was 24.49mg/L、18.96 (mg/(gVSS·h))、18.91 (mg/(gVSS·h)). And then followed byp H=6、8、9. When pH=5 and 10, the partial denitrification process could not be carried out. This study could provide a theoretical basis for the realization and application of partial denitrification.

partial denitrification；nitrite accumulate；methanol；C/N；pH

X703.1

A

1000-6923(2017)09-3301-08

2016-12-29

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51478013);北京市教委資助項(xiàng)目.

* 責(zé)任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn

牛 萌(1992-),男,北京人,北京工業(yè)大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院碩士研究生,主要從事污水脫氮研究.