低C_N比条件下亚硝化颗粒污泥的培养及成因分析_刘文如.pdf

《低C_N比条件下亚硝化颗粒污泥的培养及成因分析_刘文如.pdf》由会员分享，可在线阅读，更多相关《低C_N比条件下亚硝化颗粒污泥的培养及成因分析_刘文如.pdf（8页珍藏版）》请在淘文阁 - 分享文档赚钱的网站上搜索。

1、第 33 卷第 8 期2013 年 8 月环境科学学报Acta Scientiae CircumstantiaeVol 33，No 8Aug，2013基金项目:江苏省高校自然科学研究重大项目(No 12KJA610002);江苏省普通高校研究生科研创新计划项目(No CXZZ12 _0857)Supported by the Key Project of Natural Science Research Fund of Department of Education of Jiangsu Province(No 12KJA610002)and the Project ofScientific

2、Innovation Research of Jiangsu Universities(No CXZZ12 _0857)作者简介:刘文如(1987)，男，E-mail:liu526938010126 com;*通讯作者(责任作者)，E-mail:ylshenniu126 comBiography:LIU Wenru(1987)，male，E-mail:liu526938010126 com;*Corresponding author，E-mail:ylshenniu126 com刘文如，丁玲玲，王建芳，等2013 低 C/N 比条件下亚硝化颗粒污泥的培养及成因分析 J 环境科学学报，33(8)

3、:2226-2233Liu W R，Ding L L，Wang J F，et al 2013 Granulation of granular nitrosation sludge at low C/N ratio J Acta Scientiae Circumstantiae，33(8):2226-2233低 C/N 比条件下亚硝化颗粒污泥的培养及成因分析刘文如1，丁玲玲1，王建芳1，沈耀良1，2，*1 苏州科技学院环境科学与工程学院，苏州 2150092 苏州科技学院江苏省环境科学与工程重点实验室，苏州 215009收稿日期:2012-11-15修回日期:2013-01-02录用日期:201

4、3-01-04摘要:利用柱形 SBR 反应器，以自配低 C/N 比废水为基质，以普通活性污泥为种泥，通过逐步缩短沉降时间和提升进水负荷培养亚硝化颗粒污泥，并对该过程进行考察 结果表明:系统运行 40 d 后，获得成熟的亚硝化颗粒污泥，颗粒污泥颜色为黄色，平均沉降速率达 60 8 m h1，其中粒径大于 045 mm 的约占总数的 96%;出水中亚硝酸盐累积率稳定在 75%80%，亚硝酸盐累积速率达 0 6 0 8 kg m3d1;DO、温度和SRT 都不是导致亚硝酸盐积累的关键因素，高浓度 FA 是造成本研究亚硝化成功实现的主要原因;颗粒污泥 SBR 的单周期反应过程可依次划分为 COD 迅速

5、降解阶段、第一过渡阶段、氨氮去除优势阶段、第二过渡阶段和饥饿阶段 5 部分;另外，研究中还发现进水 COD 对颗粒污泥的形成和亚硝化过程的实现具有重要贡献关键词:低 C/N 比;亚硝化;颗粒污泥;SBR;游离氨文章编号:0253-2468(2013)08-2226-08中图分类号:X703文献标识码:AGranulation of granular nitrosation sludge at low C/N ratioLIU Wenru1，DING Lingling1，WANG Jianfang1，SHEN Yaoliang1，2，*1 School of Environmental Scie

6、nce and Engineering，Suzhou University of Science and Technology，Suzhou 2150092 Jiangsu Key Lab of Environmental Science and Engineering，Suzhou University of Science and Technology，Suzhou 215009Received 15 November 2012;received in revised form 2 January 2013;accepted 4 January 2013Abstract:The forma

7、tion of granular nitrosation sludge by seeding conventional activated sludge in column-type sequencing batch reactors(SBR)usingsynthetic wastewater at low C/N ratio was investigated The matured granules，with yellow color and settling velocity of 60 8 mh1，formed in thereactor by gradually decreasing

8、setting time and increasing influent loading rate in 40 days Granules with diameters larger than 0 45 mm accounted forabout 96%of the total The ratio of nitrite accumulation in effluent was 75%80%，and values of nitrite accumulation loading rate were as high as0.6 08 kg m3d1 Of the factors tested，hig

9、h concentration of free ammonia posed greater impact on the nitrosation than DO，temperature andsludge retention time The reaction in one cycle of SBR granular sludge could be divided into five stages in order，i e COD rapid degradation，firsttransition，predominant removal of ammonia，second transition

10、and starvation It was found that the presence of influent COD played a positive role in theformation of granules and the realization of nitrosationKeywords:low C/N ratio;nitrosation;granular sludge;SBR;free ammonia(FA)1引言(Introduction)对于诸如污泥厌氧消化液、城市垃圾渗滤液和养殖废水厌氧消化液等低 C/N 比污水的处理，传统生物脱氮技术会面临碳源不足、脱氮效率低的

11、窘境 针对这一问题，彭永臻等(2009)提出，从充分利用碳源和减少生物脱氮碳源需求量 2 个方面来实现高效生物脱氮 改进常规工艺，实现废水中原有碳源充分利用的策略尽管能在一定程度上改善脱氮性能，但从传统脱氮生化机理和化学计量学方面分析，该策略对于低 C/N 比污水的作用效果非常有限 短程硝化反硝化、厌氧氨氧化(ANAMMOX)、完全自养脱氮工艺(CANON)等新型生物脱氮技术从根本上改变了传统生物脱氮路线，具有碳源需求量8 期刘文如等:低 C/N 比条件下亚硝化颗粒污泥的培养及成因分析低、污泥产量少、节省反应器容积及曝气量等优点(Khin et al，2004;Peng et al，2006;

12、Vanhulleet al，2010)但是，新型生物脱氮技术的功能菌(如好氧氨氧化细菌、厌氧氨氧化细菌等)生长速率慢、细胞产率低、对环境变化敏感，导致优势菌富集驯化时间长、处理效率低、反应器生物截留能力要求高等难题，使得新型生物脱氮技术的应用受到限制当前提出的新型生物脱氮技术多是以亚硝酸盐为基质或中间体实现的，也被称为“亚硝酸盐路线(nitrite route)”脱 氮(Vzquez-Padnet al，2010)因此，高效、稳定的亚硝化反应是新型生物脱氮工艺的基础和关键(杨洋等，2007)在实践应用中最成功的有 SHARON 和 SHARON-ANAMMOX组合工艺 但因 SHARON 工艺

13、无污泥截留能力(HRT=SRT)，在洗脱硝酸菌(NOB)的同时亚硝酸菌(AOB)也会随水流失，造成反应器内 AOB 生物浓度无法进一步提高，致使亚硝酸盐的生成速率成为整个脱氮工艺的限速步骤(Fux et al，2002;van derStar et al，2007)近年来的研究表明，微生物通过自凝聚(无需外加载体)形成的颗粒污泥具有沉降性能好、生物浓度高、耐冲击负荷和抗毒性作用等特点，可以较好的解决传统工艺泥水分离时间长、污泥易流失、容积负荷率问题，奠定了高效生物反应器开发与应用的技术基础(Abma et al，2007;王建龙等，2009)可见，将短程硝化过程和颗粒污泥统一于亚硝化颗粒污泥系

14、统的策略有望解决SHARON 工艺面临的难题本实验以自配低 C/N 比废水为研究对象，以普通活性污泥为种泥，研究 SBR 反应器中亚硝化颗粒污泥的形成过程，并对相关影响因素进行分析，初步探索亚硝化颗粒污泥在低 C/N 比污水中实现的可能性2材料与方法(Materials and methods)2 1实验装置与运行试验所用装置为圆柱形 SBR 反应器，由有机玻璃制成，有效容积为4 L(H/D=5)(图1)反应器底部装有曝气装置，为污泥系统提供溶解氧和剪切力，控 制 曝 气 量 为 3 Lmin1(表 面 上 升 流 速1 cm s1)排水比为 1/2 通过时间程序控制器实现对 SBR 反应过程

15、的自动控制，单个周期时间为 3h，其中 3 min 进水，排水和闲置共 3 min，曝气时间和沉降时间根据运行工况进行调整(见表 1)反应器在 28 35 环境中运行图 1试验装置及工艺流程示意图Fig1Experimental apparatus and process scheme chart表 1SBR 具体运行状况Table 1Operational conditions in the sequencing batch reactor编号运行时间/d进水 NH+4-N/(mg L1)曝气时间/min沉降时间/min容积负荷/(kg m3 d1)NCOD11 41001695040825

16、 1220016950816313 1530016951224416 1730017041224518 1930017131224620 58300172212242 2污泥来源与试验用水水质试验所用接种污泥来源于苏州新区第一污水处理厂氧化沟好氧区，经过闷曝、静置浓缩后进行接种，反应器接种后 MLSS 为 5700 mgL1，SVI 为45 mL g1 试验用水为人工配制低 C/N 比为 2 的废水，其中以氯化铵为氮源(100 300 mgL1)，乙7222环境科学学报33 卷酸钠为有机碳源(200 600 mgL1)，用碳酸氢钠调节进水 pH 在 7 8 8 0;同时配水中还包括磷酸二氢钾、

17、磷酸氢二钾、硫酸镁、氯化钙及微量元素2 3分析方法MLSS、COD、NH+4-N、NO2-N、NO3-N 分别采用标准重量法、标准重铬酸钾法、纳氏试剂比色法、N-(1-萘基)-乙二胺光度法、紫外分光光度法测定(APHA，1995);pH 由雷磁 PHSJ-4A 型 pH 计测定;污泥及颗粒污泥形态通过 OLYMPUS CX41 型显微镜及数码相机观察;颗粒污泥沉降速率采用清水静沉测速法测定耗氧速率(OUR)采用 WTW 便携式 Oxi1970i 溶氧仪测定，即从反应器中取出定量的混合液进行曝气，使其中的 DO 饱和或接近饱和，然后在密闭容器中每隔一定的时间间隔记录1 个DO 浓度数值;通过最小

18、二乘法拟和得到DO 的变化速率即为耗氧速率 比耗氧速率(SOUR)由耗氧速率和 MLSS 的比值得到颗粒污泥粒径分布采用筛分法，从反应器中取出部分污泥颗粒，清洗后分别通过孔径为 0 96、0.64、0 45、0 21 mm 的分样筛，测量留在筛网上的颗粒质量，然后将各部分相加得到污泥总重，最终确定每一部分所占比例2 4相关计算公式氨氮容积负荷(kg m3 d1)=NH+4-N V r 8V(1)亚硝酸盐累积率=NO2-N NO2-N+NO3-N100%(2)亚硝酸盐累积速率(kg m3 d1)=NO2-N V r 8V(3)式中，NH+4-N为进水中 NH+4-N 浓度，单位为mg L1;NO

19、2-N、NO3-N分别为出水中 NO2-N 和 NO3-N 的浓度，单位为 mg L1;V 为 SBR 反应器有效容积，单位为 L;r 为 SBR 排水比;8 为 SBR每天运行的周期数3结果(Results)3 1颗粒污泥的形成过程控制沉降时间来创造较强的选择压，是颗粒污泥快速形成的重要驱动力之一(Qin et al，2004;高景峰等，2007)笔者通过逐步缩短 SBR 中沉降时间，成功实现了污泥的颗粒化 反应器中污泥形态的变化过程如图 2 所示 在启动之始，设定沉降时间为 5 min，运行 14 d 后反应器中仅出现少量细小聚集体(图 2b)随后，为了加速污泥颗粒化进程，在第15 20

20、天期间，沉降时间逐步降至 2 min，随之反应器内絮体污泥迅速消失，污泥聚集体数量大幅上升，颗粒污泥逐渐形成(图 2c、2d)随着运行时间的延长，颗粒污泥结构更加密实、边缘更加清晰，呈现为较规则的圆形或椭圆形(图 2e、2f)图 3 为第图 2亚硝化颗粒污泥在培养过程中的形态变化Fig 2Morphology of nitrifying granules during cultivation82228 期刘文如等:低 C/N 比条件下亚硝化颗粒污泥的培养及成因分析40 天时反应器内颗粒污泥的粒径分布，粒径范围为0 0 21、0 21 0 45、0 45 0 64、0 64 0 96 mm及大于

21、 0 96 mm 的颗粒污泥的质量分数分别为0.48%、3 37%、6.49%、38 94%及 50 48%，即反应器中粒径大于 0 45 mm 的污泥成绝对优势(约为96%)，可见反应器内已实现污泥的颗粒化 整个过程中，污泥的颜色也发生了显著变化，由接种时的灰褐色逐渐变为浅黄色，最后形成黄色的颗粒污泥图 3第 40 d 时颗粒污泥的粒径分布Fig3Particle size distribution of granules on day 40一般富集硝化细菌并形成硝化颗粒污泥的过程比较缓慢，因为硝化细菌生长速度慢、细胞产率低且对于颗粒污泥形成具有重要作用的胞外聚合物(EPS)产率相对较小(T

22、suneda et al，2001)有研究报道(Tsuneda et al，2001;Bassin et al，2012)，异养细菌产生的大量 EPS 可用于强化硝化细菌黏附、聚集生长，因此，除其他利于颗粒污泥形成的控制因素外(如沉降时间、表面剪切力)，对于含有一定量有机质的废水其颗粒污泥的形成时间往往较以单纯的无机含氮废水为基质的培养时间短，且颗粒粒径较大 本研究中控制进水 C/N 为2，表面上升速率为 1 cm s1，通过逐步缩短沉降时间和提升进水负荷快速获得颗粒污泥，40 天时约有 90%的颗粒粒径达 0 64 mm 以上整个培养过程中，SBR 中污泥的 SVI 和 MLSS的变化情况如

23、图 4 所示 SVI 经历了先升高再下降，最后趋于稳定的变化过程;相反，MLSS 则先下降再上升 SVI 是反映污泥凝聚、沉降性能的重要参数之一，启动初期，较强的选择压使反应器中细小的、沉降性能差的絮体污泥不断被洗出，同时强选择压致使 MLSS 大幅下降，所以即使污泥沉降性能有所提高，SVI 数值却呈上升趋势;随后，随着颗粒污泥的逐渐形成，污泥不但具有更佳的沉降性能(第 40 天时，颗粒污泥的平均沉降速率为 60 8 mh1)，MLSS 也不断升高，后期 SVI 稳定在 40 mLg1左右图 4SVI 和 MLSS 的变化过程Fig4Time courses of SVI and MLSS3

24、2亚硝化过程的实现图 5 所示为实验过程中进出水氨氮、亚硝酸盐图 5进出水氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮及氨氮容积负荷的变化过程Fig5Time courses of NH+4-N，NO2-N，NO3-N in the effluent/influent solution and volumetric NH+4-N loading rate9222环境科学学报33 卷氮、硝酸盐氮及氨氮容积负荷的变化情况 反应器运行前期(1 12 d)，进水氨氮容积负荷分别提高为0 4 kg m3 d1和0 8 kg m3 d1，系统即具有良好的除氨氮效果，但亚硝酸盐累积率在低于 50%范围内剧烈波动，硝化类型以全

25、程硝化为主;随后，提升进水氨氮浓度和负荷分别至 300 mgL1和 1.2kg m3 d1，出水中亚硝酸盐氮浓度迅速升高，亚硝酸盐累积速率升至 0 6 0 8 kg N m3 d1，随后亚硝酸盐累积率一直维持在 75%80%，且系统运行稳定，氨氮去除率在 99%以上亚硝化过程的实现受众多因素影响，如污泥停留时间(SRT)、温度、溶解氧(DO)、pH、游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)等 由于 AOB 和 NOB 比生长速率的不同，研究者常在较高温度(25 35)条件下通过控制 SRT 实现 NOB 的“洗脱”(Hellingaet al，1998)，但硝化颗粒污泥独特的生物种群空间分布决定了

26、传统的 SRT 控制策略难以应用于亚硝化颗粒污泥的控制 研究表明，因沉降速率的差异导致颗粒污泥在柱形反应器内成垂直分布，高密度、大粒径的分布在底部，密度小、粒径小的主要位于污泥床上部，使处于不同高度的颗粒污泥逐渐形成生物相的差异(Winkler et al，2011a)Winkler 等(2011b)证实，在柱形 CANON 反应器的沉降污泥床顶部存在富含 NOB 的白色颗粒污泥，并通过控制特定范围的 SRT，定期排放含 NOB 颗粒污泥成功实现了高效的亚硝化/厌氧氨氧化过程 而本研究过程中未对 SRT 进行特定控制:在启动初期，由于絮体污泥的大量洗出，SRT 较低;当颗粒污泥形成以后，污泥沉

27、降性能大大改善，污泥流失量甚微，随着运行时间的延续，SRT 不断升高 即使在未控制 SRT的前提下，系统仍实现了稳定的亚硝酸盐积累(见图 5)，所以，SRT 并非本研究中亚硝化实现的关键因素基于 AOB 较 NOB 在低 DO 环境条件下具有更强的氧亲和力这一特性，控制反应器在低 DO(一般1 5 mg L1)环境下运行成为实现短程硝化的一条重 要 途 径(Wang et al，2004;Peng et al，2006)但本研究中曝气量始终保持在 3 Lmin1，启动初期 DO 达 5 0 mg L1以上，第 25 天时 DO 最低值仍在 3 0 mg L1以上 虽然，有研究报道，因颗粒污泥固

28、有结构对氧传质的限制，使亚硝酸氮氧化受阻即抑制了亚硝酸氮氧化细菌的活性，从而产生了亚硝酸氮积累现象(高景峰等，2007)，但从图 2和图 5 中可见，亚硝酸盐开始稳定积累的时间是在颗粒污泥大量形成之前 因此，DO 不是造成本研究中亚硝盐积累的主要原因FA/FNA 的选择性抑制作用在亚硝化工艺的快速启动方面似乎更具应用价值 张树军等(2009)在控制好氧区 FA 为 1 0 10 3 mgL1的条件下，获得亚硝酸盐累积率达 70%80%Liu 等(2008)发现，随着进水中氨氮浓度的变化，硝化颗粒污泥的硝化类型可以在全程硝化和短程硝化之间变换Kwiatkowska 等(2011)分析认为，由于进

29、水中氨氮浓度的提升，FA 浓度达到抑制 Nitrobacter 作用的范围(而对 Nitrosomonas 无抑制)，从而实现亚硝酸盐的积累 图 5 可见，本研究中亚硝酸盐的积累亦是随进水氨氮浓度增加实现的 根据 Anthonisen 等(1976)报道 的 FA 计 算 公 式，当 进 水 氨 氮 浓 度 由 200mg L1提升至 300 mgL1(反应器内氨氮浓度为150 mgL1)时，系统初始 FA 约为 8 8 13.6mg L1;但在曝气反应几分钟后 pH 最高可升至8.6 8 7(见图 8)，此时 FA 高达 44 3 52.5mg L1，远高于 Anthonisen 等报道的

30、NOB 受 FA 抑制浓度 因此，高 FA 可能是本研究中亚硝化实现的主要原因3 3SBR 单周期内各特征参数的变化本研究分别选取了颗粒污泥快速形成阶段和成熟阶段中的任 2 个周期进行考察，即第 25d、第45d 时 SBR 的单周期反应过程，以了解 SBR 中相关反应的动态详情和不同时段颗粒污泥的有关变化3 3 1COD 及氮化合物的浓度变化图 6 所示为第 45 天时 SBR 单周期内各物质浓度的变化情况从中可见，COD 的去除主要发生在单周期的前 20min，而在之后的时间内 COD 浓度仅有轻微降低 这和颗粒污泥内微生物种群分布规律是相适应的，有研究报道硝化颗粒污泥中异养细菌主要分布于

31、颗粒内部核心区域(Ni et al，2008;Matsumoto et al，2010)在曝气初期，液相中较高的 COD 浓度足以使有机质穿透到颗粒污泥内部，而被异养微生物快速利用;但随着有机质去除反应的进行，当 COD 浓度下降至一定数量时，就难以传送至颗粒内部，此后COD 浓度变化较小 图 6 所示氨氮在第 90 min 时已基本转化完全，亚硝酸盐作为主要硝化产物随氨氮浓度的降低逐渐升高，第 90min 时升至 约 150mg L1，随后基本保持稳定;而另一硝化产物硝酸盐虽 然 也 有 上 升 趋 势，但 浓 度 始 终 保 持 在 5003228 期刘文如等:低 C/N 比条件下亚硝化颗

32、粒污泥的培养及成因分析mg L1以下，可见，颗粒污泥具有良好的短程硝化性能图 6第 45 天时单周期内各参数的变化情况Fig6Time courses of various parameters in one cycle on day 45图 7第 25 天时单周期内 SOUR 和 DO 变化过程Fig 7Time courses of SOUR and DO in one cycle on day 253 3 2SOUR 及 DO 的变化图 7 所示为系统启动第 25 天时 SBR 单周期内污泥 SOUR 和 DO 的变化情况 可以看出，在曝气开始后，SOUR 逐渐升高，在第 15 min

33、时达到最高值，约为 90 mgg1h1(或360 mgL1h1)，和 Ni 等(2008)的报道值(350mg L1 h1)接 近，此 阶 段 DO 保 持 在 3 3.5mg L1;随后 SOUR 迅速下降，同时 DO 迅速上升，约在第 20 min 时 SOUR 降至 58 mg g1 h1，DO 升至 4 2 mg L1以上;在第 20 90 min 期间，SOUR和 DO 均保持小幅度变化;在第 90 130min 期间，二者分别又出现一定范围的升高和降低，SOUR 从约 42 mg g1h1降到 15 mgg1h1，而 DO 从约5.0 mg L1升至 6 5 mgL1;最后至该周期

34、结束，二者再无显著变化 本研究中 SOUR 包括了异养菌和自养菌等耗氧微生物共同的作用 Ni 等(2008)报道，好氧颗粒污泥中异养菌、自养菌各自的最大耗氧速率发生在好氧周期的不同阶段，丁文川等(2012)认为，曝气初期溶解氧主要被异养菌用于降解污水中有机物，和图 6 中所示 COD 浓度的变化过程相吻合 可见，在曝气初期异养菌充分降解 COD使 SOUR 处于较高水平，但当 COD 浓度降解到一定程度后，颗粒污泥内异养菌无法得到足够有机质的供给，耗氧能力低下，致使 SOUR 迅速下降，DO 迅速升高 后续，SOUR 将以自养菌耗氧过程为主，当硝化过程基本完成后，颗粒污泥进入饥饿阶段(Liet

35、 al，2006)3 3 3pH 的变化氨氮的氧化需定量消耗碱度，造成系统 pH 下降 相反，乙酸盐的降解等比例消耗H+，导致 pH 升高(Yang et al，2004)，生成的 CO2随曝气被吹脱也使 pH 增高 本研究中 pH 的综合变化过程如图 8 所示，在曝气反应的初期，第 25 天时的 pH(pH25)和第45 天的 pH(pH45)均呈上升趋势，最高达 8 6 8 7(高于进水的 7 8 8 0)由此可见，在曝气初期以乙酸盐的降解和 CO2的吹脱为主，与图 6、7 所示吻合 有机质的快速降解消耗 H+，不但造成利于 AOB 生长的高 pH 环境，而且强化了 FA对 NOB 的抑制

36、作用，促使亚硝化过程顺利实现 另外，pH 常被用做指示硝化反应进程的重要参数之一(Yang et al，2007)对比 pH25和 pH45的变化过程，发现二者有明显不同:首先，pH45经历了先升高后降低，最后又回升的变化过程，而 pH25没有回升的现象;其次，二者第一次出现最高点的时刻不同，pH45较 pH25早 由前述分析可知，pH45和 pH25第一次最高点为 COD 快速降解过程结束点，而随后的 pH45最低点即为硝化反应基本完成点 因此，亚硝化颗粒污泥 SBR 在第 45d 时较第 25d 具有更快的除污效果图 8第 25 天和第 45 天时单周期内 pH 的变化情况Fig8Time

37、 courses of pH in one cycle on day 25 and 45综合图 6 8 可知，根据各时段 SBR 内优势反应的不同，可以将本研究中颗粒污泥 SBR 单周期过程划分为以下五个阶段:有机质迅速降解阶段，在该阶段以异养菌耗氧为主，自养菌作用微弱，COD浓度迅速下降，SOUR 和 pH 均迅速升高，反应器中DO 较低;第一过渡阶段，在该阶段异养菌耗氧能力迅速下降，COD 快速降解过程结束，自养菌作用迅速增强，SOUR 和 pH 下降，DO 升高;氨氮去除1322环境科学学报33 卷主要阶段，该阶段以硝化细菌的作用为优势，硝化产物浓度不断升高，pH 持续降低，SOUR 和

38、 DO 保持平缓变化;第二过渡阶段，该阶段硝化细菌耗氧能力明显下降，氨氮去除速率明显降低，SOUR 和DO 分别有较大幅度降低和升高;饥饿阶段，该阶段微生物作用微弱，硝化过程基本结束，SOUR、DO基本保持不变，pH 迅速上升并保持在一定数值4结论(Conclusions)1)以自配低 C/N 比(为 2)废水为基质，以普通活性污泥为种泥，在维持曝气量为3 L min1的条件下，通过逐步缩短沉降时间和提升进水基质浓度，运行 40 天后在柱形 SBR 反应器中成功获得成熟的亚硝化颗粒污泥，粒径大于 0 45 mm 的污泥约占总数的 96%，颗粒污泥颜色为黄色，平均沉降速率达60 8 m h1;出

39、水中亚硝酸盐累积率稳定在 75%80%，亚硝酸盐累积速率达 0 6 0 8 kg m3 d12)较高 pH 值条件下形成的高浓度 FA(约44 3 52 5 mgL1)是亚硝化成功实现的主要原因3)进水 COD 不但能促进颗粒污泥的快速形成及粒径的增大，同时，在曝气初期因 COD 的降解消耗 H+和 CO2吹脱，形成利于 AOB 生长的高 pH 值(8 6 8 7)环境且强化 FA 对 NOB 的抑制作用，对亚硝化的实现具有重要贡献责任作者简介:沈耀良(1961)，男，博士，教授，博士生导师 长期从事水污染控制和水质工程的理论教学、科学研究及科技咨询服务工作，主要研究方向为废水处理理论与技术，

40、已在国内外学术刊物发表学术论文 200 余篇，其中 SCI、EI 摘录多篇 E-mail:ylshenniu126 com参考文献(References):Abma W R，Schultz C E，Mulder J W，et al 2007 Full-scale granularsludge Anammox process J Water Science and Technology，55(8/9):27-33Anthonisen A C，Loehr R C，Prakasam T B S，et al 1976 Inhibition ofnitrification by ammonia and

41、nitrous acid JJournal WaterPollution Control Federation，48(5):835-852APHA 1995 Standard Method for the Examination of Water and Wastewater(19th edition)M Washington，DC:American PublicHealth AssociationBassin J P，Kleerebezem R，Rosado A S，et al 2012 Effect of differentoperational conditions on biofilm

42、 development，nitrification，andnitrifying microbial population in moving-bed biofilm reactors J Environment Science and Technolgy，46(3):1546-1555丁文川，吴丹，曾晓岚，等 2012 不同曝气量对 SBBR 短程硝化微生物特性及氮转化的影响 J 环境科学学报，32(9):2112-2118高景峰，周建强，彭永臻 2007 处理实际生活污水短程硝化好氧颗粒污 泥 的 快 速 培 养 J环 境 科 学 学 报，27(10):1604-1611Fux C，Boe

43、hler M，Huber P，et al 2002Biological treatment ofammonium-rich wastewater by partial nitritation and subsequentanaerobic ammonium oxidation(anammox)in a pilot plant J Journal of biotechnol，99(3):295-306Hellinga C，Schellen A A J C，Mulder J W，et al 1998 The SHARONprocess:an innovative method for nitrog

44、en removal from ammoniumrich wastewater J Water Science and Technology，37(9):135-142Khin T，Annachhatre A P 2004Novel microbial nitrogen removalprocessesJ Biotechnology Advances，22(7):519-532Kwiatkowska A C，Barya I W 2011 Nitrifying granules cultivation in asequencing batch reactor at a low organics-

45、to-total nitrogen ratio inwastewaterJ Folia Microbiol，56(3):201-208Li Z H，Kuba T，Kusuda T 2006 The influence of starvation phase onthe properties and the development of aerobic granulesJ Enzyme and Microbial Technology，38(5):670-674Liu Y Q，Wu W W，Tay J H，et al 2008 Formation and long-termstability o

46、f nitrifying granules in a sequencing batch reactor J Bioresource Technology，99(9):3919-3922Matsumoto S，Katoku M，Saeki G，et al 2010 Microbial communitystructureinautotrophicnitrifyinggranulescharacterizedbyexperimentalandsimulationanalyses JEnvironmentalMicrobiology，12(1):192-206Ni B J，Yu H Q，Sun Y

47、J 2008 Modeling simultaneous autotrophic andheterotrophic growth in aerobic granules J Water Research，2008，42(6/7):1583-1594彭永臻，马斌 2009 低 C/N 比条件下高效生物脱氮策略分析J 环境科学学报，29(2):225-230Peng Y Z，Zhu G B 2006 Biological nitrogen removal with nitrificationand denitrification via nitrite pathway J Appl Microbi

48、olBiotechnol，73(1):15-26Qin L，Tay H J，Liu Y 2004 Selection pressure is a driving force ofaerobic granulation in sequencing batch reactors JProcessBiochemistry，39(5):579-584Tsuneda S，Park S，Hayashi H，et al 2001 Enhancement of nitrifyingbiofilm formation using selected EPS produced by heterotrophicbac

49、teriaJ Water Science and Technology，43(6):197-204van der Star W R L，Abma W R，Blommers D，et al 2007 Startup ofreactors for anoxic ammonium oxidation:Experiences from the firstfull-scale anammox reactor in RotterdamJ Water Research，41(18):4149-4163Vanhulle S W H，Vandeweyer H J P，Meesschaert Boudewijin

50、 D，et al2010 Engineering aspects and practical application of autotrophicnitrogen removal from nitrogen rich streams J ChemicalEngineering Journal，162(1):1-20Vzquez-Padn J R，Figueroa M，Campos J L，et al 2010 Nitrifyinggranular systems:A suitable technology to obtain stable partial23228 期刘文如等:低 C/N 比条