SBR短程硝化工藝的啟動及穩(wěn)定運行適宜DO探究

卞 偉，李 軍，王 盟，侯愛月，張舒燕，闞睿哲，王文嘯

（北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院，北京 100124）

SBR短程硝化工藝的啟動及穩(wěn)定運行適宜DO探究

卞 偉，李 軍，王 盟，侯愛月，張舒燕，闞睿哲，王文嘯

（北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院，北京 100124）

在溫度21～23℃時，通過考察溶解氧（DO）對短程硝化快速啟動的影響發(fā)現(xiàn)，ρ（DO）為0.25～1.25 mg/L時均能啟動短程硝化，其中0.25～0.75 mg/L屬于實現(xiàn)短程硝化快速啟動的 ρ（DO）范圍；ρ（DO）為0.25～0.50 mg/L與0.50～0.75 mg/L對快速啟動的效果相當(dāng)，主要是因為當(dāng)ρ（DO）為0.25～0.50 mg/L時，雖然氨氧化菌（AOB）的競爭優(yōu)勢更加顯著，但是AOB自身利用基質(zhì)倍增所需的時間卻會增大.在短程硝化的運行階段，當(dāng)ρ（DO）較高（1.50～1.75 mg/L）時，可以通過間歇性大幅降低ρ（DO）至0.50～0.75 mg/L的方法實現(xiàn)短程硝化的長期穩(wěn)定運行.對穩(wěn)定運行后期的污泥樣品進行微生物分析，總細菌通用引物分析結(jié)果表明:AOB、亞硝酸鹽氧化菌（NOB）占總細菌的比例分別為22.50%、3.75%，其中，亞硝化單胞菌屬（Nitrosomonas sp.）是AOB的優(yōu)勢菌屬，比例高達總細菌的17.50%.

溶解氧；短程硝化；快速啟動；穩(wěn)定運行；分子生物學(xué)

無論是異養(yǎng)型的短程脫氮工藝還是自養(yǎng)型的脫氮工藝，短程硝化都是至關(guān)重要的環(huán)節(jié)，因此如何實現(xiàn)短程硝化的快速啟動和穩(wěn)定運行已成為污水處理領(lǐng)域的熱點問題.目前，通過高溫、低溶解氧（DO）條件實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化已經(jīng)得到了中外學(xué)者的一致認可［1-3］，但是，實際工程中，通過升高溫度來實現(xiàn)短程硝化并不可取，而由于自控技術(shù)的發(fā)展趨于成熟，使得通過DO控制實現(xiàn)短程硝化具有較高的可行性.短程硝化實現(xiàn)的關(guān)鍵是將硝化過程控制在NO-2階段，硝化出水中亞氮的積累率NAR是體現(xiàn)短程硝化效果最直觀、最有效的指標(biāo)，其中NAR= NO-2/（NO-2+NO-3），NO-2、NO-3均是指由NH+4氧化而來的部分.

低DO質(zhì)量濃度能實現(xiàn)穩(wěn)定的短程硝化已經(jīng)毋庸置疑，但是關(guān)于ρ（DO）范圍的報道還存在一定的差異:Balmelle等［4］和 Laanbroek等［5］認為ρ（DO）應(yīng)該不高于0.5 mg/L；張朝升等［6］報道的ρ（DO）上限為1.0 mg/L；Ruiz等［7］指出實現(xiàn)短程硝化所需的ρ（DO）應(yīng)在1.4 mg/L以內(nèi).另外，在現(xiàn)有文獻報道中［8-11］，SBR工藝中關(guān)于短程硝化的快速啟動考慮比較多的是完成短程硝化所需的周期數(shù)，而縮短的硝化時間（硝化速率的提高）對快速啟動的積極作用往往不被量化甚至忽略.關(guān)于短程硝化的穩(wěn)定運行一般通過控制較低的ρ（DO）來實現(xiàn)，而低ρ（DO）導(dǎo)致的效率降低問題同樣需要考慮.因此在上述背景下，研究DO對短程硝化的快速啟動及穩(wěn)定運行的影響非常有必要.本實驗將著重考察短程硝化快速啟動的最適宜ρ（DO）；在此基礎(chǔ)上，在ρ（DO）較高時（1.50～1.75 mg/L），通過采取間歇性大幅度降低ρ（DO）的方法成功實現(xiàn)了短程硝化的長期穩(wěn)定運行.

1　實驗材料與方法

1.1實驗裝置

實驗裝置主要由SBR反應(yīng)器、定時攪拌器、DO探頭、pH探頭、水質(zhì)分析儀（WTW）、恒溫水浴槽、加熱棒、精確曝氣裝置等組成（見圖1）.其中，SBR反應(yīng)器由有機玻璃制成，為立方體結(jié)構(gòu)，總有效容積為5.2 L，長、寬、高分別為18、12、24 cm.進入反應(yīng)器的實驗廢水為人工配置，氨氮（NH4Cl）質(zhì)量濃度為70 mg/L；堿度（CaCO3）為500 mg/L；磷（KH2PO4）的質(zhì)量濃度為2 mg/L，實驗廢水中添加適量營養(yǎng)液以提供體系內(nèi)微生物的生理活動所需的微量元素，各組分的質(zhì)量濃度分別為:鐵（FeSO4·7H2O）1 mg/L，硼（H3BO3）0.2 mg/L，錳（MnCl2·4H2O）0.2 mg/L，鋅（ZnSO4·7H2O）0.2 mg/L，銅（CuSO4·5H2O）0.1 mg/L，鎂（MgSO4·7H2O）0.1 mg/L，鎳（NiCl2· 6H2O）0.2 mg/L，鈷（CoCl2·6H2O）0.3 mg/L.反應(yīng)器內(nèi)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，f值在0.7左右，SVI值在90左右，實驗過程中MLSS控制在3 500 mg/L左右，溫度為21～23℃，pH為7.9～7.2.

1.2實驗方案

本實驗中采用亞氮積累率NAR作為評價短程硝化啟動完成與長期穩(wěn)定運行效果的重要指標(biāo).同時，短程硝化長期穩(wěn)定運行以期在維持較高水平的亞氮積累率的前提下，最大限度地提高運行的ρ（DO），縮短硝化時間，提高處理能力.

實驗主要分為2部分.第1部分通過考察不同ρ（DO）對短程硝化啟動的影響，確定短程硝化快速啟動的最適宜 ρ（DO）范圍，包括 A（0.25～0.50 mg/L）、B（0.50～0.75 mg/L）、C（0.75～1.00 mg/L）、D（1.00～1.25 mg/L）、E（1.25～1.50 mg/L）5個不同ρ（DO）范圍，以亞氮積累率達到90%指示短程硝化啟動的完成，每隔10個周期測定一次亞氮積累率NAR和硝化時間t，則啟動所需總時間的計算公式為:T=10×（0.5t1+t2+…+ tn-1+0.5tn），其中，T為總時間；t1、t2、…、tn-1、tn分別為各次測量確定的硝化時間；n根據(jù)NAR的變化確定；總周期數(shù)應(yīng)為10（n-1），以10個周期為一組，各組相應(yīng)的曝氣時間分別為t1、t2、…、tn-1.由硝化時間、污泥濃度以及氨氮濃度確定各測量周期的硝化速率v，v=ρ（NH+4）/（ρ（MLSS）×t）.第2部分選取ρ（DO）為1.50～1.75 mg/L進行短程硝化的長期運行，根據(jù)運行效果，采取間歇性大幅度降低ρ（DO）（具體ρ（DO）借鑒第1部分的實驗）的方法以期實現(xiàn)短程硝化的長期穩(wěn)定運行.同樣，每隔10個周期測定一次亞氮積累率NAR和硝化時間t，并計算相應(yīng)的硝化速率v.采集長期穩(wěn)定運行后期的泥樣進行微生物定量分析，為后續(xù)的理論研究提供進一步的依據(jù).

1.3常規(guī)分析項目與方法

NH4+:納氏試劑分光光度法；NO2-:N-（1-萘基）-乙二胺光度法；NO-3:麝香草酚分光光度法；DO、pH、溫度采用在線探頭監(jiān)測（WTW，德國）；MLSS、MLVSS:質(zhì)量法［12］；SV:30 min沉降法，100 mL量筒.

1.416SrDNA提取、PCR擴增、克隆測序及系統(tǒng)發(fā)育分析

DNA提取采用上海生工生產(chǎn)的試劑盒，采用通用引物27f（AGAGTTTGATCCTGGCTCAG）和1492r （TACGGYTACCTTGTTACGACTT）進行總細菌的PCR擴增.

PCR反應(yīng)體系（50 μL）為:10×PCR buffer 5 μL，dNTP（各2.5 mmol/L）1 μL，27f（20 μmol/L）1 μL，1 492r（20 μmol/L）1 μL，Taq DNA聚合酶（5U）0.5 μL，DNA模板0.5 μL，加ddH20至50 μL. PCR采用降落式擴增程序，具體反應(yīng)條件為:首先95℃預(yù)變性1.5 min；然后95℃變性0.5 min，60℃退火0.5 min，72℃延伸2 min，5個循環(huán)；之后95℃變性0.5 min，55℃退火0.5 min，72℃延伸2 min，5個循環(huán)；之后95℃變性0.5 min，50℃退火0.5 min，72℃延伸2 min，15個循環(huán)；最后60℃延伸10 min.

對PCR擴增產(chǎn)物進行切膠純化，將PCR回收產(chǎn)物與pMD18-T載體進行連接后，轉(zhuǎn)入JM109感受態(tài)細胞，最后進行藍白斑篩選.挑取陽性克隆子，送往上海生工進行測序.將所得序列利用BLAST程序與GenBan中已登錄的序列進行同源性比較，并利用MEGA4.0軟件構(gòu)建系統(tǒng)發(fā)育樹.

2　實驗結(jié)果與討論

2.1DO對短程硝化快速啟動的影響

圖2、3所示分別為5個不同ρ（DO）范圍下亞氮積累率NAR和硝化速率v隨周期的變化.

由圖2可以看出，A、B、C、D四個ρ（DO）范圍均能實現(xiàn)短程硝化的啟動，其成功啟動短程硝化所需的周期數(shù)分別為70、80、100、120；E水平只進行了50個周期的實驗，但亞氮積累率幾乎無變化，表明E水平不能啟動短程硝化.A、B、C、D四個范圍所需的周期數(shù)依次增大，結(jié)合圖2中A、B、C、D的平均斜率可以看出，其亞氮積累率的周期變化率依次減小.由圖3可以看出，A、B、C、D的硝化時間均逐漸降低，只有E的硝化時間幾乎保持不變，原因在于A、B、C、D的亞氮積累率的提高導(dǎo)致其相應(yīng)硝化時間的降低；同樣的，圖3中A、B、C、D的平均斜率依次減小，與圖2中A、B、C、D的亞氮積累率的平均變化率保持一致，即亞氮積累率提高得越快，硝化速率提高得就越快.由圖3中A、B、C、D、E的起始硝化速率可以看出，隨著ρ（DO）的升高，硝化速率逐漸提高，但是提高的幅度存在比較明顯的差異，A—B、B—C的提高值要高于C—D、D—E，分析其原因應(yīng)該為AOB、NOB的氧飽和常數(shù)不同，且AOB的氧飽和常數(shù)低于NOB［13］，全程硝化時硝化時間與AOB、NOB的活性均相關(guān)，低ρ（DO）時，NOB活性受抑制比較明顯，此時隨著ρ（DO）的升高，硝化速率的提高必然比較明顯；同樣由A、B、C、D實現(xiàn)短程硝化時的硝化速率可以看出，此時只有A—B的提高值明顯高于B—C、C—D，原因在于此時硝化速率只受AOB活性的影響，根據(jù)氧飽和常數(shù)的差異性，短程硝化時DO對硝化速率影響比較顯著的濃度范圍就會有所降低.

SBR工藝中，在保證出水效果的前提下，短程硝化的快速啟動不僅與所需的周期數(shù)有關(guān)，同時也與各周期的硝化時間有關(guān)，各周期硝化時間的累加就是所需的總時間（不包括非反應(yīng)時間），總時間越小，即短程硝化的啟動越快速.每個周期亞氮積累率的提高幅度決定著完成短程硝化啟動所需的總周期數(shù)；而硝化速率的快慢決定著所需的硝化時間.結(jié)合圖2、3可以看出，ρ（DO）較低時，完成短程硝化啟動所需的周期數(shù)較少，但硝化速率也整體偏低（硝化時間偏高）.為了進一步對4個能實現(xiàn)短程硝化的ρ（DO）范圍的快速啟動效果進行評價，表1列出了A、B、C、D四個ρ（DO）范圍下啟動短程硝化過程中，每隔10個周期硝化時間的測定結(jié)果.

表1　硝化時間的測定結(jié)果Table 1 Measurement results about nitrification time min

運用前述的總時間計算公式對A、B、C、D四個范圍所需的總時間進行計算，計算結(jié)果如表1所示，A、B、C、D對應(yīng)的總時間分別為12 515、12 540、14 510、16 160 min，考慮到實驗的誤差，計算結(jié)果之間的關(guān)系可以表示為A≈B＜C＜D，則亞氮積累率的絕對提高速率關(guān)系可以表示成A≈B＞C＞D，由計算結(jié)果可以看出，較低的ρ（DO）（A、B）確實能相對快速地啟動短程硝化；低ρ（DO）對短程硝化快速啟動的優(yōu)勢作用并沒有多數(shù)報道［14-16］指出的那么顯著，最大的差距（A、D）也在30%以內(nèi)，究其原因是多數(shù)研究的水力停留時間（HRT）均為固定值，沒有充分考慮到出水的達標(biāo)，而本實驗在研究過程中實際上是模擬的實時控制技術(shù)（“氨谷”點），即變化的HRT，計算結(jié)果對應(yīng)用實時控制技術(shù)實現(xiàn)短程硝化的快速啟動有一定借鑒意義；A、B兩個DO水平的總時間幾乎一樣，表明ρ（DO）過低（A）未必更加有利于短程硝化的快速啟動，有研究表明［15］，當(dāng)ρ（DO）為0.5 mg/L時，AOB的增殖速率為正常的60%，A與B相比，雖然AOB的競爭優(yōu)勢更加顯著，但是AOB自身利用基質(zhì)倍增所需的時間卻會增大，這樣就會出現(xiàn)A、B兩個ρ（DO）范圍在實現(xiàn)短程硝化快速啟動方面的“勢均力敵”作用，0.25～0.75 mg/L均屬于短程硝化快速啟動的優(yōu)勢ρ（DO）范圍.

李凌云等［8］在溫度為30℃、ρ（DO）為2.0 mg/ L時通過實時控制系統(tǒng)運行32周期，實現(xiàn)了穩(wěn)定的短程硝化，亞硝酸鹽積累率達到90%以上，所用總硝化時間為9 376 min.與其相比，本實驗雖然所用時間偏長，但是綜合考慮溫度之后，本實驗的優(yōu)勢還是比較明顯的.李冬等［14］通過控制反應(yīng)器主要參數(shù)為ρ（DO）0.15～0.40 mg/L、pH值7.52～8.30、溫度22.3～27.1℃、曝氣時間為8 h，采取高、低氨氮質(zhì)量濃度（245.28、58.08 mg/L）交替進水的方式，經(jīng)過57個周期的穩(wěn)定運行成功實現(xiàn)了亞硝化的快速啟動，亞硝化率高達100%，所用總硝化時間為27 360 min.對比本實驗可以看出，其所用時間偏長的原因可能是ρ（DO）過低以及低氨氮濃度時曝氣時間過長.周露等［9］在溫度30℃、ρ（DO）0.5～0.7 mg/L時采用實時控制策略，經(jīng)過129個周期的運行，實現(xiàn)了短程硝化的啟動，所用總硝化時間為15 480 min.根據(jù)本實驗的結(jié)論，由于其ρ（DO）屬于適宜范圍，而溫度卻比本實驗高，所用的時間應(yīng)該比本實驗短，但結(jié)果并非如此.分析原因應(yīng)該是其采用好氧/缺氧的運行方式，進水碳氮比高達8，大量的COD在硝化階段被異養(yǎng)菌氧化，延長了硝化時間.

2.2短程硝化長期穩(wěn)定運行的實現(xiàn)

圖4所示為短程硝化運行210個周期的效果圖，其中，第60～80、160～180周期的 ρ（DO）為0.50～0.75 mg/L，其余周期均為1.50～1.75 mg/L.

由圖4可以看出，當(dāng) ρ（DO）為 1.50～1.75 mg/L（第0～60周期）時，隨著長期運行的進行，亞氮積累率在第0～30周期維持相對穩(wěn)定，然后出現(xiàn)較為明顯的下降；當(dāng) ρ（DO）為0.50～0.75 mg/L（第60～80周期）時，亞氮積累率出現(xiàn)了明顯的上升，在后續(xù)的運行周期中，存在著同樣的規(guī)律.由亞氮積累率的周期性變化可以看出，在運行階段的ρ（DO）較高（1.50～1.75 mg/L）時，采取間歇性大幅降低ρ（DO）至0.50～0.75 mg/L的方法能較好地實現(xiàn)短程硝化的長期穩(wěn)定運行，這樣既能保證硝化速率，又能節(jié)省碳源.基于上述研究可以發(fā)現(xiàn)，間歇性大幅降低ρ（DO）的方法的使用還存在一定的弊端，即何時降低ρ（DO）的問題，因為亞氮積累率并非一個可以簡單實時監(jiān)控的指標(biāo).根據(jù)圖4中硝化時間的變化可以看出，硝化時間與亞氮積累率之間存在比較高的協(xié)同性，即亞氮積累率降低，硝化時間升高.目前，SBR工藝中以pH值作為指標(biāo)的實時控制技術(shù)能較好地指示氨氧化的結(jié)束（“氨谷”點）［17］，等效于硝化時間，連接電腦能對各周期的硝化時間進行記錄，當(dāng)硝化時間出現(xiàn)較大幅度提高時，表明亞氮積累率出現(xiàn)了較大的降低，此時應(yīng)將ρ（DO）調(diào)低，當(dāng)硝化時間回歸到原始水平附近時，將ρ（DO）調(diào)節(jié)至正常水平.間歇性大幅降低ρ（DO）的方法與實時控制技術(shù)的結(jié)合能簡單易行地實現(xiàn)氮素的高效、低耗去除.

本實驗中短程硝化的穩(wěn)定運行共進行了210個周期，2個月左右.實驗過程中出現(xiàn)了2次短程硝化的部分破壞，均通過大幅降低 ρ（DO）至0.50～0.75 mg/L的方法實現(xiàn)了短程硝化的恢復(fù).周露等［9］通過控制適宜的ρ（DO）和適度的曝氣時間，經(jīng)過11 d的運行成功實現(xiàn)了SBR系統(tǒng)短程硝化的完全恢復(fù).王淑瑩等［18］采用實際的生活污水，在SBR反應(yīng)器內(nèi)分別考察了DO對短程硝化系統(tǒng)的短期和長期影響，結(jié)果表明:DO對短程硝化的影響是可恢復(fù)的.綜合上述分析可以看出，間歇性大幅降低ρ（DO）的方法與實時控制技術(shù)的結(jié)合能實現(xiàn)短程硝化更長時間的穩(wěn)定運行，不限于本實驗中的210個周期.

2.3微生物菌群結(jié)構(gòu)分析

污泥樣品取自穩(wěn)定運行階段（第210周期）.表2所示為總細菌克隆序列測序比對后的信息. GenBank中注冊的登錄號為KP411846-KP411869.

由表2可見，該污泥樣品中微生物多樣性豐富，主要有十大類群，其中，β-變形菌（β-Proteobacteria）類群、未培養(yǎng)菌（uncultured bacterium）類群和擬桿菌（Bacteroidetes）類群在文庫中所占比例最大，分別為32.50%、28.75%、17.50%；酸桿菌（Acidobacteria）、硝化螺旋菌（Nitrospirae）、螺旋體（Spirochaetes）、疣微菌（Verrucomicrobia）、α-變形菌（α-Proteobacteria）、δ-變形菌（δ-Proteobacteria）和綠彎菌（Chloroflexi）類群所占比例相對較小，分別為7.50%、3.75%、3.75%、2.50%、1.25%、1.25%、1.25%.金浩等［19］研究結(jié)果表明:污水處理活性污泥的微生物以變形菌門、厚壁菌門和擬桿菌門為主.該污泥樣品中未檢測到厚壁菌門原因在于其主要作用是纖維素降解、有機物水解、長鏈脂肪酸降解，生成小分子物質(zhì)［20］，而該實驗為人工配水，添加物質(zhì)以小分子量為主.該污泥樣品中包含部分未培養(yǎng)菌，證實了傳統(tǒng)純種分離、培養(yǎng)等微生物學(xué)分析測定技術(shù)難以真實準(zhǔn)確地反映微生物的群落結(jié)構(gòu)及數(shù)量，而分子生物學(xué)技術(shù)能有效、快速地得到樣品中原有的微生物信息［21］.

在已確定的菌群中，T-14、T-84、T-85屬于AOB，占總細菌的比例為22.50%；T-109屬于NOB，占總細菌的比例為3.75%，可以看出，AOB呈現(xiàn)明顯的優(yōu)勢作用，其中T-14、T-85均為亞硝化單胞菌屬（Nitrosomonas sp.），比例高達17.50%.曾薇等［22］采用 PCR-DGGE對 SBR大型中試反應(yīng)器、UASB-A/O小型反應(yīng)器和A/O中試反應(yīng)器的污泥樣品中的AOB做初步定性分析，結(jié)果顯示3種短程脫氮系統(tǒng)中的AOB均以Nitrosomonas-like為主；王曉慧等［23］通過對功能基因amoA的系統(tǒng)發(fā)育分析表明，污水處理系統(tǒng)中優(yōu)勢AOB均為Nitrosomonas sp.，而非Nitrosospira sp..T-38、T-66屬于紅環(huán)菌科，占總細菌的比例為10%，毛?。?4］的研究指出紅環(huán)菌科具有反硝化性能，而實驗并未單獨設(shè)置反硝化過程，也沒有添加碳源，分析其原因可能是反應(yīng)器為立方體結(jié)構(gòu)，空間上存在一定的死區(qū)，形成局部缺氧；有機碳源可能來自微生物自身，屬內(nèi)源反硝化［25］.

表2　總細菌16SrDNA克隆文庫分析結(jié)果Table 2 Data of total bacteria 16SrDNA clone library

3　結(jié)論

1）SBR工藝中，溫度在21～23℃時，A（0.25～0.50 mg/L）、B（0.50～0.75 mg/L）、C（0.75～1.00 mg/L）、D（1.0～1.25 mg/L）、E（1.25～1.50 mg/L）5個不同DO質(zhì)量濃度中，A、B、C、D能啟動短程硝化，而E卻不能；經(jīng)過計算，亞氮積累率的絕對提高速率關(guān)系可以表示成A≈B＞C＞D，即0.25～0.75 mg/L屬于短程硝化快速啟動的優(yōu)勢DO質(zhì)量濃度范圍.

2）在短程硝化的運行階段，當(dāng)運行DO質(zhì)量濃度較高時（1.5～1.75 mg/L），可以通過間歇性大幅降低DO質(zhì)量濃度至0.50～0.75 mg/L的方法實現(xiàn)短程硝化的長期穩(wěn)定運行；間歇性大幅降低DO質(zhì)量濃度的方法與實時控制技術(shù)的結(jié)合將會是實現(xiàn)氮素高效、低耗去除的簡單易行的方法.

3）穩(wěn)定運行階段的總細菌通用引物分析結(jié)果表明，AOB、NOB占總細菌的比例分別為22.50%、3.75%，直觀展示了AOB的優(yōu)勢作用，從微生物角度證明了短程硝化的實現(xiàn)；AOB中亞硝化單胞菌屬（Nitrosomonas sp.）的比例高達總細菌的17.50%，占到AOB的77.80%.

［1］ALLEMAN J E.Elevated nitrite occurrence in biological wastewater treatment systems［J］.Water Science andTechnology，1984，17:409-419.

［2］BERNAT N，DANGJONG N，DELGENES J P，et al. Nitrification at low oxygen concentration in biofilm reactor ［J］.J Environ Eng，2001，127（3）:266-271.

［3］唐曉雪，汪傳新，徐竹兵，等.城市污水自養(yǎng)脫氮系統(tǒng)中有機物與磷的回收［J］.化工學(xué)報，2013，64（8）: 3017-3022. TANG X X，WANG C X，XU Z B，et al.Recovery of phosphorus and organic matter in an autotrophic nitrogen removal system［J］.CIESC Journal，2013，64（8）:3017-3022.（in Chinese）

［4］BALMELLE B，NGUYEN K M，CAPDEVILLE B.Study of factors controlling nitrite build-up in biological processes of water nitrification［J］.Water Science and Technology，1992，26（5/6）:1017-1025.

［5］LAANBROEK H J，GERARDS S.Competition for limiting amounts of oxygen between Nitrosomanas europaea and Nitrobacteriawinogradsigrowninmixedcontinuous cultures［J］.Arch Microbiology，1993，159:453-459.

［6］張朝升，章文菁，方茜，等.DO對好氧顆粒污泥短程同步硝化反硝化脫氮的影響［J］.環(huán)境工程學(xué)報，2009，3（3）:413-416. ZHANG C S，ZHANG W J，F(xiàn)ANG Q，et al.Effect of DO on nitrogen removal process by granular sludge in shortened simultaneous nitrification and denitrification［J］.Chinese Journal of Environmental Engineering，2009，3（3）:413-416.（in Chinese）

［7］RUIZ G，JEISON D，CHAMY R.Nitrification with high nitrite accumulation for treatment of wastewater with high ammonia concentration［J］.Water Research，2003，37 （6）:1371-1377.

［8］李凌云，彭永臻，楊慶，等.SBR工藝短程硝化快速啟動條件的優(yōu)化［J］.中國環(huán)境科學(xué)，2009，29（3）:312-317. LI L Y，PENG Y Z，YANG Q，et al.Factors optimization of rapid start-up for partial nitrification in SBR process ［J］.China Environmental Science，2009，29（3）:312-317.（in Chinese）

［9］周露，郎建，李橋.短程硝化反硝化快速啟動及穩(wěn)定運行研究［J］.土木建筑與環(huán)境工程，2012，34（5）:132-135，158. ZHOU L，LANG J，LI Q.Analysis of rapid startup and steady operation of shortcut nitrification and denitri-fication ［J］.Journal of Civil，Architectural&Environmental Engineering，2012，34（5）:132-135，158.（in Chinese）［10］CHUANG H P，OHASHI A，IMACHI H，et al.Effective partial nitrification to nitrite by down-flow hanging sponge reactor underlimitedoxygencondition［J］.Water Research，2007，41:295-302.

［11］吳蕾，彭永臻，王淑瑩，等.短程硝化顆粒污泥SBR的快速啟動與維持［J］.化工學(xué)報，2010，61（11）: 2931-2937. WU L，PENG Y Z，WANG S Y，et al.Quick start and maintenance of nitrifying granular sludge in SBR process ［J］.CIESC Journal，2010，61（11）:2931-2937.（in Chinese）

［12］國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法［M］.4 版.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社，2002.

［13］WIESMANN U.Biological nitrogen removal from wastewater［J］.Biotechnol，1998，51:114-153.

［14］李冬，陶曉曉，李占，等.SBR亞硝化快速啟動過程中影響因子研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2011，32（8）:2317-2322. LI D，TAO X X，LI Z，et al.Factors of the rapid startup fornitrosationinsequencingbatchreactor［J］. Environmental Science，2011，32（8）:2317-2322.（in Chinese）

［15］解慶林，李小霞，李艷紅，等.SBR反應(yīng)器內(nèi)短程硝化系統(tǒng)快速啟動及影響因素研究［J］.環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2009，32（2）:134-137. XIE Q L，LI X X，LI Y H，et al.Startup and factors affecting of partial nitrification in sequencing batch reactor ［J］.Environmental Science&Technology，2009，32 （2）:134-137.（in Chinese）

［16］史舟，張軼，雷中方，等.DO和進水pH值對短程硝化及半亞硝化出水水質(zhì)的影響［J］.復(fù)旦學(xué)報（自然科學(xué)版），2012，51（3）:349-356. SHI Z，ZHANG Y，LEI Z F，et al.Effects of DO and influent pH on shortcut nitrificationand partial nitritation effluent quality［J］.Journal of Fudan University（Natural Science），2012，51（3）:349-356.（in Chinese）

［17］鄧仕槐，李曉璐，李遠偉，等.實時控制SBR系統(tǒng)中的短程硝化反硝化［J］.環(huán)境工程學(xué)報，2007，1（8）: 70-73. DENG S H，LI X L，LI Y W，et al.Research of shortcut nitrification-denitrification in SBR under the real-time control［J］.ChineseJournalofEnvironmental Engineering，2007，1（8）:70-73.（in Chinese）

［18］王淑瑩，黃惠珺，郭建華，等.DO對SBR短程硝化系統(tǒng)的短期和長期影響［J］.北京工業(yè)大學(xué)學(xué)報，2010，36（8）:1104-1110. WANG S Y，HUANG H J，GUO J H，et al.Short-term and long-term effects of DO on the partial nitrification process in an SBR reactor［J］.Journal of Beijing University of Technology，2010，36（8）:1104-1110.（in Chinese）

［19］金浩，李柏林，歐杰，等.污水處理活性污泥微生物群落多樣性研究［J］.微生物學(xué)雜志，2012，32（4）: 1-5. JIN H，LI B L，OU J，et al.Microbial population diversity of activated sludge for wastewater treatment［J］. Journal of Microbiology，2012，32（4）:1-5.（in Chinese）

［20］張蕾，梁軍鋒，崔文文，等.規(guī)?；斩捳託獍l(fā)酵反應(yīng)器中微生物群落特征［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2014，33（3）:584-592. ZHANG L，LIANG J F，CUI W W，et al.Characteristics of microbial communities in full-scale biogas digesters with straw as substrate［J］.Journal of Agro-Environment Science，2014，33（3）:584-592.（in Chinese）

［21］鄭林雪，李軍，胡家瑋，等.同步硝化反硝化系統(tǒng)中反硝化細菌多樣性研究［J］.中國環(huán)境科學(xué)，2015，35 （1）:116-121. ZHENG L X，LI J，HU J W，et al.Analysis of denitrifyingbacteriacommunitycompositionin simultaneous nitrification and denitrification systems［J］. China Environmental Science，2015，35（1）:116-121. （in Chinese）

［22］曾薇，楊慶，張樹軍，等.采用FISH、DGGE和Cloning對短程脫氮系統(tǒng)中硝化菌群的比較分析［J］.環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2006，26（5）:734-739. ZENG W，YANG Q，ZHANG S J，et al.Analysis of nitrifying bacteria in short-cut nitrification-denitrification processes by using FISH，PCR-DGGE and Cloning［J］. Acta Scientiae Circumstantiae，2006，26（5）:734-739. （in Chinese）

［23］王曉慧，文湘華，張杰，等.城市污水處理廠活性污泥中氨氧化菌群落結(jié)構(gòu)研究［J］.環(huán)境科學(xué)，2009，30 （10）:3002-3006. WANG X H，WEN X H，ZHANG J，et al.Community structures of ammonia-oxidizing bacteria in activated sludge of wastewater treatment plants［J］.Environmental Science，2009，30（10）:3002-3006.（in Chinese）

［24］毛巍.短程硝化工藝的實現(xiàn)與耐鹽馴化及其微生物群落結(jié)構(gòu)變化研究［D］.杭州:浙江大學(xué)，2014. MAO W.Realization and salt resistance acclimation of shortcut nitrification and variation of microbial community structure［D］.Hangzhou:Zhejiang University，2014. （in Chinese）

［25］ZHU Y，ZENG G M，ZHANG C，et al.Feasibility of bioleaching combined with Fenton-like reaction to remove heavy metals from sewage sludge［J］.Bioresource Technology，2013，142:530-534.

（責(zé)任編輯 張 蕾）

Suitable Dissolved Oxygen（DO）for Startup and Steady Operation of SBR Partial Nitrification Process

BIAN Wei，LI Jun，WANG Meng，HOU Aiyue，ZHANG Shuyan，KAN Ruizhe，WANG Wenxiao
（College of Architecture and Civil Engineering，Beijing University of Technology，Beijing 100124，China）

In SBR process，rapid startup of partial nitrification was not only associated with the number of cycles needed for startup，but also with nitrification time（nitrification rate）of each cycle.When temperature was 21～23℃，the effect of dissolved oxygen（DO）on partial nitrification indicated that DO mass concentration of 0.25～1.25 mg/L was beneficial to startup of partial nitrification in which ρ（DO）of 0.25～0.75 mg/L was superior for rapid startup.The effects of ρ（DO）of 0.25～0.50 and 0.50～0.75 mg/L on rapid startup of partial nitrification were fair，mainly because when ρ（DO）was 0.25～0.50 mg/L，although competitive advantage of AOB was more significant，doubling time of AOB increased.During the operation of partial nitrification in which ρ（DO）was about 1.50～1.75 mg/L，long-term steady operation achieved by reducing ρ（DO）to 0.50～0.75 mg/L at intervals.Molecular biology was used to analyze the sludge sample taken from steady operation period.Results of general primers analysis showed that the proportion of AOB and NOB in total bacteria was 22.50%and 3.75% respectively，especially，Nitrosomonas sp.was the dominant bacterial genus in AOB，and its proportion of the total bacteria was 17.50%.

dissolved oxygen（DO）；partial nitrification；rapid startup；steady operation；molecular biology

X 703.1

A

0254-0037（2016）02-0269-08

10.11936/bjutxb2015040076

2015-04-24

國家科技重大專項資助項目（2014ZX07201-011）；北京工業(yè)大學(xué)研究生科技基金資助項目（ykj-2013-10459）

卞 偉（1989—），男，博士研究生，主要從事污水深度脫氮、污水資源化利用方面的研究，E-mail:yangzhoubw@ 126.com