自养脱氮污泥的亚硝化活性恢复策略

张肖静, 周 月, 张 楠, 郑凯伟, 傅浩强, 陈 涛, 张宏忠

郑州轻工业学院材料与化学工程学院， 环境污染治理与生态修复河南省协同创新中心， 河南 郑州 450001

自养脱氮污泥的亚硝化活性恢复策略

张肖静, 周 月, 张 楠, 郑凯伟, 傅浩强, 陈 涛, 张宏忠*

郑州轻工业学院材料与化学工程学院， 环境污染治理与生态修复河南省协同创新中心， 河南 郑州 450001

为考察自养脱氮污泥亚硝化活性快速恢复的策略，在3个反应器内分别采用不同的方法对经过长期冷冻保存后的污泥进行了恢复活性的研究. 其中R1为MBR(膜生物反应器)，采用低ρ(DO)(0.30 mg/L)连续流恢复策略；R2为SBR(序批式反应器)，采用低ρ(DO)(0.30 mg/L)间歇流恢复策略；R3为SBR，采用低ρ(NH4+-N)预培养-高曝气-低ρ(DO)运行三阶段的恢复策略. 结果表明，R1的恢复时间为46 d，NH4+-N氧化速率达到4.99 mg/(h·g)(以N计)，最终ρ(MLSS)达到5.43 g/L；R2的恢复时间为39 d，NH4+-N氧化速率达到4.61 mg/(h·g)，最终ρ(MLSS)达到4.47 g/L；R3的恢复时间为48 d，NH4+-N氧化速率达到5.64 mg/(h·g)，最终ρ(MLSS)达到5.16 g/L. 3个反应器均能长期抑制亚硝酸盐氧化细菌的活性，使亚硝化稳定运行. 3个反应器中，R3恢复所需时间最长，但污泥活性最好;R1中的污泥活性较低，但是膜组件有效截留了污泥，达到了最高的ρ(MLSS). 研究显示，通过厌氧预培养后转为膜生物反应器连续流运行的策略，可有助于污泥的极大保留及污泥活性的最大恢复.

脱氮； 亚硝化； 恢复策略； 序批式反应器； 膜生物反应器

自养脱氮工艺是近年来发展起来的新型脱氮工艺，相比传统的硝化-反硝化脱氮工艺可以节省60%以上的曝气量和100%的有机碳源，符合目前污水处理节能降耗及资源化利用的要求，被认为是最经济高效的脱氮途径[1- 2]. 自养脱氮包括亚硝化和厌氧氨氧化两个过程. 在亚硝化过程中，NH4+-N被AOB(好氧氨氧化菌，ammonia-oxidizing bacteria)氧化为NO2--N，同时NOB(亚硝酸盐氧化菌，nitrite-oxidizing bacteria)的活性需被有效抑制，进而实现NO2--N积累[3- 4]. 之后，剩余的NH4+-N和NO2--N在厌氧氨氧化阶段被AAOB(厌氧氨氧化菌，anaerobic ammonia-oxidizing bacteria)转化为N2排放，完成脱氮. 因此，亚硝化是整个自养脱氮工艺的关键步骤，决定了工艺的整体脱氮效率及稳定性[5- 6].

目前，自养脱氮污泥还存在培养时间长、来源少的缺陷，限制了自养脱氮工艺的发展[7- 8]. 培养好的自养脱氮污泥一般选择冷冻保存，留作启动新反应器时接种使用[9]. 经冷冻保存的污泥中微生物活性下降，甚至大量死亡，因此，如何快速高效恢复冷冻污泥的活性，对于自养脱氮工艺的应用发展至关重要. 有研究考察了自养脱氮污泥经受多种毒性冲击之后的恢复策略，包括金属离子、pH、基质浓度等[10- 12]，然而关于冷冻保存后的污泥活性的恢复策略鲜见报道. 因此，该研究采用三种不同的策略对经过长期冷冻保存的自养脱氮污泥进行亚硝化活性的恢复，并比较了各种方法的优劣，以期选择出最适合的恢复策略.

1 材料与方法

采用3个反应器，分别为1个连续流的MBR(膜生物反应器，membrane bioreactor)及2个SBR(序批式反应器，sequencing batch reactor)，分别记为R1、R2和R3. MBR中的膜组件能够将所有微生物截留在反应器中，有利于自养脱氮微生物的生存及增殖[13- 14]. SBR反应器能够灵活控制曝气时间，进而在NH4+-N氧化完全时及时停止供氧，有利于自养脱氮亚硝化活性的恢复及稳定[15- 16].

R1直径14 cm，高40 cm，有效体积为5 L. 底部放置曝气环，内置膜组件，孔径为0.1 μm，膜有效面积为0.05 m2，动力搅拌，如图1所示. R2和R3设置完全相同，直径10 cm，高15 cm，有效体积为1 L，底部放置曝气环供氧，电动搅拌使反应器混合均匀，如图2所示. R2和R3每天运行两个周期，换水比90%，各周期设置：进水5 min、曝气搅拌反应480 min、沉淀30 min、排水5 min、静置200 min. 每个周期开始前用配好的水充分洗泥，以保证各周期开始时三氮浓度一致.

R1采用低ρ(DO)连续流恢复策略，R2采用低ρ(DO) 间歇流恢复策略，R3则采用低ρ(NH4+-N)预培养-高曝气-低ρ(DO)运行三阶段的恢复策略，具体运行参数如表1所示. 3个反应器的温度均控制在25 ℃左右，以考察常温条件下自养脱氮污泥亚硝化活性的恢复策略.

注：1—进水桶；2—进水泵；3—膜组件；4—出水泵；5—出水；6—空气泵；7—气体流量计；8—搅拌器；9—水浴.图1 MBR反应器设置原理Fig.1 Schematic diagram of MBR

注：1—电动搅拌器；2—DO/pH/T便携式检测仪；3—气泵；4—探头；5—曝气环；6—进水；7—取样口；8—排水口.图2 SBR反应器设置原理Fig.2 Schematic diagram of SBR

反应器运行阶段运行时间∕d进水ρ(NH4+-N)∕(mg∕L)ρ(DO)∕(mg∕L)pHHRT∕hR1Ⅰ392000.307.816Ⅱ72000.307.818R2392000.307.838Ⅰ361000.057.568R3Ⅱ52007.507.788Ⅲ72000.307.828

注：HRT为水力停留时间.

1.2接种污泥和配水

接种污泥取自经长期冷冻保存的自养脱氮污泥，接种前在-20 ℃ 条件下保存了约8个月. 接种的ρ(MLSS)(污泥浓度)为5.45 g/L，ρ(MLVSS)(挥发性污泥浓度)为4.25 g/L. R1、R2和R3的接种量分别为5、1和1 L.

试验用水为人工配水，主要包括(NH4)2SO4和NaHCO3，分别提供NH4+-N和碱度. 另外包括68 mg/L的KH2PO4、150 mg/L的MgSO4·7H2O、68 mg/L的CaCl2，以及1 mL/L的微量元素Ⅰ号和Ⅱ号溶液.

A组患者死亡1例（8.33%），B组患者死亡6例（26.09%），C组患者死亡5例（46.15%），三组患者的死亡率与急诊门诊留置时间呈正相关；差异有统计学意义（P＜0.05）。

1.3分析方法

ρ(NH4+-N)采用纳氏试剂分光光度法测定，ρ(NO2--N)测定采用N- 1-萘基乙二胺分光光度法测定，ρ(NO3--N)采用紫外分光光度法测定，pH、ρ(DO) 和水温采用多参数测定仪(德国，WTW)测定. NH4+-N去除率(η，%)、NO2--N积累率(NAR，%)、NH4+-N氧化速率〔AOT，mg/(h·g)〕计算：

η=([NH4+-N]in-[NH4+-N]eff)/

[NH4+-N]in×100%

NAR=[NO2--N]/([NO2--N]+

[NO3--N])×100%

AOT=([NH4+-N]sta-[NH4+-N]end)/

(t×MLVSS)

式中：[NH4+-N]in和[NH4+-N]eff分别为进水和出水中的ρ(NH4+-N)，mg/L；[NO2--N]和[NO3--N]分别为系统中的ρ(NO2--N)和ρ(NO3--N)，mg/L；[NH4+-N]sta和[NH4+-N]end分别为初始和结束时的ρ(NH4+-N)，mg/L；t为时间，h；MLVSS为系统中ρ(MLVSS)，g/L.

2 结果与讨论

2.1低ρ(DO)连续流恢复策略

对于亚硝化而言，在恢复AOB活性的同时需要有效抑制NOB的活性[17- 18]，从而使NH4+-N的氧化停留在NO2--N阶段，为后续厌氧氨氧化提供合适的进水. 结合已有研究[19- 21]，控制R1的ρ(DO)为0.3 mg/L左右，pH为7.8左右，利用低ρ(DO)和高pH联合抑制NOB的活性. 由图3可见，在R1中，接种之后开始运行的前几天，出水中ρ(NH4+-N)与进水几乎相等，并且出水中检测不到NO2--N和NO3--N，这说明此时污泥中的AOB几乎没有活性. 此时反应器内的污泥发白，黏性较小，多以单独颗粒状悬浮于反应器中. 之后随着反应器的进行，污泥颜色逐渐变亮，从灰白色转变为浅黄色，这是典型的亚硝化污泥的颜色[22]，显示污泥中的微生物开始恢复活性，到运行第9天时，出水NH4+-N显著降低，出水NO2--N逐渐升高，AOB开始将一部分NH4+-N氧化为NO2--N. NH4+-N去除率增至8%，之后，出水ρ(NH4+-N)进一步降低，ρ(NO2--N)进一步升高.

在阶段Ⅰ后期(30～39 d)，NH4+-N去除率稳定在40%左右，不再升高，说明污泥中的AOB活性达到稳定的状态. 考虑到在自养脱氮工艺中，亚硝化反应器需要为后续厌氧氨氧化反应器提供进水，因此出水ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N)需要为1.32左右，NH4+-N氧化率需要达到50%以上[23- 24]. 在阶段Ⅰ后期，R1的NH4+-N去除负荷为0.312 kg/(m3·d)(以N计). 在稳定的微生物活性下NH4+-N去除负荷是相等的，若想降低出水中的ρ(NH4+-N)，增大NH4+-N去除率，需要延长HRT. 因此，通过计算，在阶段Ⅱ(40～46 d)将HRT延长为8 h，以提高NH4+-N去除率. 从图3可见，NH4+-N去除率增加为55%左右，出水ρ(NH4+-N)稳定在93 mg/L左右，出水ρ(NO2--N)稳定在105 mg/L左右，ρ(NO2--N)/ρ(NH4+-N)符合厌氧氨氧化的进水要求. 该反应器在ρ(DO)为0.3 mg/L、pH为7.8、HRT为6～8 h的条件下，成功恢复自养脱氮污泥的亚硝化活性，并稳定7 d以上，共历时46 d，最终的ρ(MLSS)达到5.31 g/L，ρ(MLVSS)达到3.67 g/L，NH4+-N氧化速率为4.99 mg/(h·g). NO2--N积累率保持在99%左右，整个恢复过程几乎没有NO3--N生成，说明NOB得到了持续抑制，这对亚硝化的长期稳定运行是有利的. 这一方面是由于接种污泥中NOB含量较少，另一方面是MBR的低ρ(DO)、高pH以及高负荷成功抑制了NOB活性[19,25]. 此外，经计算，R1反应器内ρ(FA)(FA为游离氨)为3.4～41.4 mg/L，能够有效抑制NOB活性[26- 27]，这也保证了恢复活性后的亚硝化能够长期稳定.

图3 R1反应器的运行效果Fig.3 Reactor performance of R1

图4 R2反应器的运行效果Fig.4 Reactor performance of R2

2.2低ρ(DO)间歇流恢复策略

由图4可见，与R1相似，R2反应器中污泥在刚接种运行的前几天没有活性，出水ρ(NH4+-N)与进水几乎相等，出水中ρ(NO2--N)与ρ(NO3--N)均为0，说明AOB及NOB均没有活性. 同时污泥松散，沉淀后的上清液中出水浑浊，可见有解体的污泥排出. 这说明在经过冷冻之后，污泥的絮凝性能变差，重新接入反应器后，有一些微生物死亡，导致污泥菌胶团解体. 同时R2内的曝气加剧了老化污泥的解体，从而导致污泥流失；而R1则由于内置膜组件截留了所有微生物在反应器内，因此没有污泥流失[19,21].

在运行到第8天时，R2的出水ρ(NH4+-N)略低于进水，说明AOB开始恢复活性，之后出水ρ(NH4+-N)进一步降低，NH4+-N去除率逐渐升高，出水ρ(NO2--N)逐渐增加，AOB的活性不断得到增强[28]. 到第31天时，NH4+-N去除率增加到50%以上，说明污泥的亚硝化活性恢复成功. 在整个过程中，NO3--N生成量一直很低，说明NOB的活性没有得到诱导，这与R2内的低ρ(DO)、高pH以及间歇运行的条件有关[29]. 研究[27]表明，在SBR亚硝化反应器间歇运行的每一个周期中，随着周期反应的进行，ρ(NH4+-N)逐渐降低，ρ(NO2--N)逐渐上升，从而导致ρ(FA)逐渐下降的同时ρ(FNA)(FNA为游离亚硝酸)逐渐上升，FA和FNA交替抑制了NOB的活性. 因此，多种因素保证了NOB受到持续的抑制. 最终，R2的NH4+-N去除率在50%以上，稳定7 d，共历时39 d，NO2--N积累率稳定在99%以上，亚硝化得到成功高效的恢复. 最终的ρ(MLSS)为4.47 g/L，ρ(MLVSS)为2.98 g/L， NH4+-N氧化速率为4.61 mg/(h·g).

2.3低ρ(NH4+-N)预培养-高曝气-低ρ(DO)运行三阶段的恢复策略

考虑到经过长时间冷冻的污泥在曝气条件下容易解体，在R3中采用了缺氧低ρ(NH4+-N)预培养的策略，恢复过程中氮素变化如图5所示. 第一阶段不进行曝气，进水ρ(NH4+-N)为100 mg/L，机械搅拌导致一些空气进入反应器，反应过程中ρ(DO)约为0.05 mg/L. 由图5可见，在阶段Ⅰ的前20 d，污泥中的微生物几乎完全没有活性，虽然污泥的颜色已经从灰白色变为了浅黄色，但出水ρ(NH4+-N)很高，几乎没有NO2--N生成. 20 d之后，NH4+-N去除率有所增高，增加到15%左右之后进入平台区，NH4+-N去除达到稳定，一直到第36天均没有进一步增高的趋势.

图5 R3反应器的运行效果Fig.5 Reactor performance of R3

由于从污泥的外观观察其已经恢复活性，推测出水ρ(NH4+-N)较高是因为ρ(DO)不足，因此在阶段Ⅱ采用高强度的曝气，各周期初始ρ(DO)调整为7.5 mg/L. 同时考虑到高ρ(DO)可能会诱导NOB的活性，因此将进水ρ(NH4+-N)增至200 mg/L，结合高pH，以抑制NOB活性. 从图5可见，在高ρ(DO)下，AOB活性得到快速恢复，出水ρ(NH4+-N)迅速降至109 mg/L，第1天的NH4+-N去除率即升至45.7%. 之后在高曝气的5 d内，NH4+-N去除率持续升至80%以上. 由于ρ(DO)过高，存在诱导NOB活性，从而破坏亚硝化稳定性的风险，因此，在阶段Ⅲ将ρ(DO) 降低为0.3 mg/L. 可以看到反应器内出水ρ(NH4+-N)仍然较低，与高曝气时接近，说明AOB活性经过高曝气阶段已经完全恢复. 降低的ρ(DO)并没有限制AOB的活性，NH4+-N去除率维持在75%以上，没有NO3--N生成，说明采用该方法的恢复之后的亚硝化较为稳定[30]. 最终结果表明，采用低ρ(NH4+-N)预培养-高曝气-低ρ(DO)结合的方式，恢复时间需要48 d，最终ρ(MLSS)为5.16 g/L，ρ(MLVSS)为3.61 g/L，NH4+-N氧化速率达到5.64 mg/(h·g).

2.4三种恢复策略的比较

比较三种恢复策略，R1的恢复时间(46 d)较短，同时达到了最高的污泥浓度，这说明膜组件很好地截留了微生物，避免了污泥流失；NH4+-N氧化速率较高，说明MBR中连续流低ρ(DO)的方式能够恢复较高的亚硝化活性. R2的恢复时间(37 d)最短，但是最终的污泥浓度最低，这是因为前期的曝气造成了污泥流失，同时其NH4+-N氧化速率最低，说明R2内的AOB活性最差. R3恢复时间(48 d)最长，但是达到了较高的污泥浓度，虽然污泥浓度比R1低，但是高于一直曝气的R2，这说明厌氧预培养极大限度的保留了污泥，避免了污泥流失. 同时，R3的NH4+-N氧化速率最高，说明该反应器内的AOB活性最好，这说明低ρ(NH4+-N)预培养-高曝气-低ρ(DO)运行的方式能够最大限度地恢复污泥的亚硝化活性. 结合3个 反应器的恢复效果，为了同时达到较高的污泥浓度及较高的污泥活性，可首先在SBR内经厌氧预培养+高曝气彻底恢复污泥活性后，再转入MBR连续流运行，增大污泥浓度，从而进一步提高反应器的NH4+-N去除负荷.

3 结论

a) 在MBR内连续流低ρ(DO)下恢复亚硝化污泥活性需46 d，ρ(MLSS)达到5.31 gL，ρ(MLVSS)达到3.67 gL，NH4+-N氧化速率达到4.99 mg(h·g).

b) 在SBR内间歇流低ρ(DO)条件下恢复亚硝化污泥活性需37 d，ρ(MLSS)达到4.47 gL，ρ(MLVSS)达到2.98 gL，NH4+-N氧化速率达到4.61 mg(h·g).

c) 在SBR内经厌氧预培养，加高曝气之后转低曝气，恢复亚硝化污泥活性需48 d，最终ρ(MLSS)为5.16 gL，ρ(MLVSS)为3.61 gL ，NH4+-N氧化速率达到5.64 mg(h·g).

d) 厌氧预培养+高曝气+低曝气运行的方式能够最大限度的恢复污泥的亚硝化活性，而MBR能够达到较高的污泥浓度. 在实际运行中，可采用SBR厌氧预培养+高曝气+MBR连续流运行的方式，在快速恢复亚硝化活性的同时，增大反应器的污泥浓度.

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

[2] SLIEHERS A O,DERWORT N,CAMPOS-GOMEZ J L,etal.Completely autotrophic nitrogen removal over nitrite in one single reactor[J].Water Research,2002,36(10):2475- 2482.

[3] PARK S,CHING J,RITTMANN B E,etal.Nitrite accumulation from simultaneous free-ammonia and free-nitrous-acid inhibition and oxygen limitation in a continuous-flow biofilm reactor[J].Biotechnology and Bioengineering,2015,112(1):43- 52.

[4] SUI Qianwen,LIU Chong,ZHANG Junya,etal.Response of nitrite accumulation and microbial community to free ammonia and dissolved oxygen treatment of high ammonium wastewater[J].Applied Microbiology and Biotechnology,2016,100(9):4177- 4187.

[5] 朱亮,李祥,黄勇.基于ANAMMOX 处理低C/N废水高效脱氮联合工艺研究进展[J].水处理技术,2015,41(8):11- 15.

[6] SOLIMAN M,ELDYASTI A.Development of partial nitrification as a first step of nitrite shunt process in a sequential batch reactor (SBR) using ammonium oxidizing bacteria (AOB) controlled by mixing regime[J].Bioresource Technology,2016,221:85- 95.

[7] TOMAR S,GUPTA S K,KUMAR B.Performance evaluation of the anammox hybrid reactor seeded with mixed inoculum sludge[J].Environmental Technology,2016,37(9):1065- 1076.

[8] KIM B,CUI F,KIM M.Partial nitrification process by seeding aerobic and anaerobic granular sludge[J].Desalination and Water Treatment,2015,57(17):1- 11.

[9] ENGLBRECHT S,FONDENGCAP M T,RATHSACK K,etal.Highly efficient long-term storage of carrier-bound anammox biomass[J].Water Science & Technology,2016,74:1911- 1918.

[10] ZHANG Zhengzhe,CHENG Yafei,ZHOU Yuhuang,etal.A novel strategy for accelerating the recovery of an anammox reactor inhibited by copper(II):EDTA washing combined with biostimulation via low-intensity ultrasound[J].Chemical Engineering Journal,2015,279:912- 920.

[11] HE Shilong,ZHANG Yanlong,NIU Qigui,etal.Operation stability and recovery performance in an anammox EGSB reactor after pH shock[J].Ecological Engineering,2016,90:50- 56.

[12] ZHANG Yanlong,HE Shilong,NIU Qigui,etal.Characterization of three types of inhibition and their recovery processes in an anammox UASB reactor[J].Biochemical Engineering Journal,2016,109:212- 221.

[13] HUANG X,URATA K,WEI Q,etal.Fast start-up of partial nitritation as pre-treatment for anammox in membrane bioreactor[J].Biochemical Engineering Journal,2016,105:371- 378.

[14] DAI W,XU X,LIU B,etal.Toward energy-neutral wastewater treatment:a membrane combined process of anaerobic digestion and nitritation:anammox for biogas recovery and nitrogen removal[J].Chemical Engineering Journal,2015,279:725- 734.

[15] SUN Hongwei,PENG Yongzhen,WANG Shuying,etal.Achieving nitritation at low temperatures using free ammonia inhibition on Nitrobacter and real-time control in an SBR treating landfill leachate[J].Journal of Environmental Sciences,2015,30:157- 163.

[16] MAURICIO L M,VANGSGAARD A,GERNAEY K V.A novel control strategy for single-stage autotrophic nitrogen removal in SBR[J].Chemical Engineering Journal,2015,260:64- 73.

[17] LIANG Yuhai,LI Dong,ZHANG Xiaojing,etal.Stability and nitrite-oxidizing bacteria community structure in different high-rate CANON reactors[J].Bioresource Technology,2015,175:189- 194.

[18] POOT V,HOEKSTRA M,GELEIJNSE M A A,etal.Effects of the residual ammonium concentration on NOB repression during partial nitritation with granular sludge[J].Water Research,2016,106:518- 530.

[19] 陈宗姮,黄勇,李祥.pH对亚硝化、厌氧氨氧化反应及联合工艺氮素转化的影响[J].环境工程,2016,34(1):55- 60. CHEN Zongheng,HUANG Yong,LI Xiang.Effect of pH on nitrogen conversion performance in the nitrification,anammox and combined process[J].Environmental Engineering,2016,34(1):55- 60.

[20] ZHANG Xiaojing,LI Dong,LIANG Yuhai,etal.Start-up,influence factors,and the microbial characteristics of partial nitrification in membrane bioreactor[J].Desalination and Water Treatment,2014,54:581- 589.

[21] LV Yongtao,JU Kai,WANG Lei,etal.Effect of pH on nitrous oxide production and emissions from a partial nitritation reactor under oxygen-limited conditions[J].Process Biochemistry,2016,51:765- 771.

[22] ZHANG X,LI D,LIANG Y,etal.Application of membrane bioreactor for completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process[J].Chemosphere,2013,93:2832- 2838.

[23] STROUS M,HEIJNEN J J,KUENEN J G,etal.The sequencing batchreactor as a powerful tool for the study of slowly growing anaerobic ammonium-oxidizing microorganisms[J].Applied Environmental Microbiology,1998,50:589- 596.

[24] HUANG X,URATA K,WEI Q,etal.Fast start-up of partial nitritation as pre-treatment for anammox in membrane bioreactor[J].Biochemical Engineering Journal,2016,105:371- 378.

[25] WANG Lan,ZHENG Ping,ABBAS G,etal.A start-up strategy for high-rate partial nitritation based on DO-HRT control[J].Process Biochemistry,2016,51:95- 104.

[26] 吴莉娜,徐莹莹,史枭,等.短程硝化-厌氧氨氧化组合工艺深度处理垃圾渗滤液[J].环境科学研究,2016,29(4):587- 593. WU Lina,XU Yingying,SHI Xiao,etal.Advanced treatment of landfill leachate by combined process of partial nitrification and anaerobic ammonium oxidation[J].Research of Environmental Sciences,2016,29(4):587- 593.

[27] MENG F,CHAE S,DREWS A,etal.Recent advances in membrane bioreactors (MBRs):membrane fouling and membrane material[J].Water Research,2009,43:1489- 1512.

[28] ZHOU J,WANG H,YANG K,etal.Optimization of operation conditions for preventing sludge bulking and enhancing the stability of aerobic granular sludge in sequencing batch reactors[J].Water Science & Technology,2014,70(9):1519- 1525.

[29] 张肖静,李冬,周利军,等.碱度对常低温处理生活污水亚硝化的影响[J].哈尔滨工业大学学报,2013,45(4):682- 687. ZHANG Xiaojing,LI Dong,ZHOU Lijun,etal.Effect of alkalinity on partial nitrification of domestic sewage at ordinary and low temperature[J].Journal of Harbin Institute of Technology,2013,45(4):682- 687.

[30] 李芸,李军,陈刚,等.晚期垃圾渗滤液厌氧氨氧化脱氮性能及其污泥特性[J].环境科学研究,2016,29 (3):411- 418. LI Yun,LI Jun,CHEN Gang,etal.Nitrogen removal performance and characteristics of granular sludge in ANAMMOX reactor fed with mature landfill leachate[J].Research of Environmental Sciences,2016,29 (3):411- 418.

Strategy for Recovering the Partial Nitrification Activity of Autotrophic Nitrogen Removal Sludge

ZHANG Xiaojing, ZHOU Yue, ZHANG Nan, ZHENG Kaiwei, FU Haoqiang, CHEN Tao, ZHANG Hongzhong*

Henan Collaborative Innovation Center of Environmental Pollution Control and Ecological Restoration, School of Material and Chemical Engineering, Zhengzhou University of Light Industry, Zhengzhou 450001, China

In order to investigate a recovery strategy for the partial nitrification (PN) activity in autotrophic nitrogen removal sludge, three reactors were adopted in this study. R1 was operated under low DO (0.30 mg/L) and high pH (7.8) conditions in a continuous membrane bioreactor; R2 was operated under low DO (0.30 mg/L) condition in a sequencing batch rector; and R3 was operated under the conditions of anoxic-high DO-low DO (0.30 mg/L) in a sequencing batch reactor. The results showed that the recovery periods for R1, R2 and R3 were 46 d, 39 d and 48 d, respectively. The ammonia oxidation rates for the three reactors were 4.99, 4.61 and 5.64 mg/(h·g), and the final concentrations of mixed liquid suspended solids were 5.43, 4.47 and 5.16 g/L, respectively. The nitrite-oxidizing bacteria were completely suppressed in all the three reactors, which was profitable for the stability of the PN reactor. The recovery in R3 took the longest time but got a best microbial activity, while R2 enabled the highest sludge concentration. Therefore, the strategy of combining pre-cultivation under anaerobic condition with membrane bioreactor under low DO condition was favorable for recovering the PN bioactivity of autotrophic nitrogen removal sludge.

nitrogen removal; partial nitrification; recovery strategy; sequencing batch reactor; membrane bioreactor

2016-10-28

：2017-06-09

河南省重点科技攻关项目(152102310376)；河南省教育厅重点科研项目(16A610013)；国家级大学生创新创业训练计划项目(201610462068)

张肖静(1986-)，女，河南开封人，讲师，博士，主要从事污水处理新技术研究，zhangxiaojing@zzuli.edu.cn.

*责任作者，张宏忠(1968-)，男，河南新乡人，教授，博士，主要从事膜分离在污水处理中的应用研究，zhz@zzuli.edu.cn

X703.1

：1001- 6929(2017)09- 1464- 07

ADOI：10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.80

张肖静,周月,张楠,等.自养脱氮污泥的亚硝化活性恢复策略[J].环境科学研究,2017,30(9):1464- 1470.

ZHANG Xiaojing,ZHOU Yue,ZHANG Nan,etal.Strategy for recovering the partial nitrification activity of autotrophic nitrogen removal sludge[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(9):1464- 1470.