不同初始pH值下反硝化包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性

曾金平,陳光輝,李 軍*,鄧海亮,王秀杰

(1.北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124；2.青島大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山東 青島 266071)

不同初始pH值下反硝化包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性

曾金平1,陳光輝2,李 軍1*,鄧海亮1,王秀杰1

(1.北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124；2.青島大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,山東 青島 266071)

采用批式實(shí)驗(yàn)研究了不同初始pH值下反硝化包埋顆粒在反應(yīng)過(guò)程中、TN和pH值的變化規(guī)律,并探究了反硝化包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性.結(jié)果表明,在進(jìn)水為30mg/L,反應(yīng)溫度控制在30℃,C/N比為6,反應(yīng)周期為5h條件下,反硝化污泥經(jīng)包埋后經(jīng)過(guò)2周的適應(yīng)性培養(yǎng)即表現(xiàn)出很好的反硝化性能,不同的初始pH值下,反硝化過(guò)程中的去除主要在0～1h內(nèi),的積累在1h時(shí)達(dá)到最大,同時(shí)pH值出現(xiàn)拐點(diǎn),在1h達(dá)到最大后略有降低,這一拐點(diǎn)可以作為亞氮積累達(dá)到最大時(shí)的指示參數(shù).動(dòng)力學(xué)研究表明,反硝化最大比反硝化速率Kden出現(xiàn)在pH=7.5和8.0時(shí),為2.9mg/(gM LVSS·h),表明最適宜反硝化包埋顆粒的pH值為7.5～8.0,TN去除率在91.7%以上.通過(guò)硝酸鹽氮的比反硝化速率和亞硝酸鹽氮的比反硝化速率的比較,可知在反硝化過(guò)程中硝酸鹽氮的還原速率都大于亞硝酸鹽氮的還原速率,是造成亞氮積累的原因.

反硝化；固定化；包埋菌；pH值；動(dòng)力學(xué)

反硝化作為生物脫氮過(guò)程中的重要步驟,反硝化過(guò)程中的影響因素有很多,如微生物組成[1]、碳源種類(lèi)[2]、pH值[3]、DO[4]和C/N[5]等.包埋固定化技術(shù)是現(xiàn)代生物工程領(lǐng)域中一項(xiàng)新興的微生物固定技術(shù),它是將微生物包埋在聚物膜或凝膠小格中,使微生物細(xì)胞被包埋在載體內(nèi)部,載體的網(wǎng)格結(jié)構(gòu)可以將微生物活細(xì)胞固定在特定的位置不至于滲漏,同時(shí)允許小分子底物及反應(yīng)代謝產(chǎn)物自由擴(kuò)散[6-7].

包埋固定化技術(shù)應(yīng)用在污水處理中具有諸多優(yōu)勢(shì),如:能使裝置設(shè)備化,維持裝置內(nèi)生物量的高濃度和高活性;容易固液分離;能夠?qū)Χ喾N特殊菌種進(jìn)行包埋;能增強(qiáng)微生物對(duì)環(huán)境和毒性物質(zhì)的耐受能力[8].利用包埋固定化技術(shù)將反硝化污泥進(jìn)行包埋固定化能有效提高反硝化污泥的抗負(fù)荷沖擊能力,同時(shí)能夠改善反應(yīng)器中污泥上浮和污泥解體現(xiàn)象.袁林江[9]采用聚乙烯醇(PVA)對(duì)反硝化細(xì)菌進(jìn)行包埋后發(fā)現(xiàn)反硝化細(xì)菌表現(xiàn)出明顯的耐受性,尤其在低溫情況(10℃)下仍表現(xiàn)出良好的脫氮性能;田晉紅等[10]同樣利用PVA將反硝化細(xì)菌進(jìn)行包埋,在進(jìn)水為150mg/L時(shí),發(fā)現(xiàn)包埋后的反硝化細(xì)菌的最適溫度未變,而且在10℃時(shí)包埋后的反硝化細(xì)菌仍表現(xiàn)出良好的脫氮性能,去除負(fù)荷接近未包埋的反硝化菌的3倍.

經(jīng)包埋固定化的反硝化污泥具有許多優(yōu)勢(shì),但在具體的實(shí)驗(yàn)過(guò)程中,如何確定實(shí)驗(yàn)條件下的反硝化動(dòng)力學(xué)參數(shù)尤為重要.本文采用水性聚氨酯(WPU)作為包埋材料對(duì)反硝化污泥進(jìn)行包埋固定化,采用Bicinchoninic Acid(BCA)法對(duì)反硝化包埋顆粒內(nèi)的生物量進(jìn)行測(cè)定,同時(shí)利用零級(jí)動(dòng)力學(xué)模型在不同初始pH值條件下對(duì)反硝化包埋顆粒的動(dòng)力學(xué)特性進(jìn)行研究,進(jìn)而為固定化反硝化系統(tǒng)奠定基礎(chǔ).

1 材料方法

1.1 反硝化反應(yīng)器

圖1 反硝化SBR反應(yīng)器Fig.1 The SBR of denitrification

反硝化反應(yīng)器采用有機(jī)玻璃制造序批式反應(yīng)器(SBR),如圖1所示.反應(yīng)器直徑170mm,高245mm,有效容積2L,上部密封,只留一個(gè)排氣口,為保證包埋顆粒在反應(yīng)器內(nèi)分布均勻,上部設(shè)有攪拌裝置,外部設(shè)有水浴層,通過(guò)水浴加熱保持反應(yīng)器內(nèi)溫度維持在30℃.反應(yīng)器的運(yùn)行過(guò)程:反應(yīng)器每天運(yùn)行4個(gè)周期,每個(gè)運(yùn)行周期t=5h,其中進(jìn)水5min,反應(yīng)285min,沉淀5min,出水5min,閑置60min.

1.2 包埋顆粒的制備

1.3 實(shí)驗(yàn)水質(zhì)

表1 人工配水成分組成Table 1 The Compositions of artificial wastewater

1.4 批式實(shí)驗(yàn)

SBR反應(yīng)器運(yùn)行30d后,進(jìn)行批式實(shí)驗(yàn).將包埋顆粒按填充率15%投加到1L的血清瓶中,然后將血清瓶置于恒溫磁力攪拌機(jī)上,設(shè)置轉(zhuǎn)速為400r/min.實(shí)驗(yàn)裝置如圖2,實(shí)驗(yàn)采用瞬時(shí)進(jìn)水,進(jìn)水質(zhì)量濃度為30mg/L,COD質(zhì)量濃度為180mg/L(C/N=6)左右,并投加少量KH2PO4,HRT為5h.通過(guò)恒溫磁力攪拌器控制溫度在30℃,設(shè)置不同初始pH值:6.0、6.5、7.0、7.5、8.0、9.0進(jìn)行試驗(yàn),每小時(shí)取樣檢測(cè)反應(yīng)器中、、COD和pH值變化.

圖2 批式實(shí)驗(yàn)反應(yīng)器Fig.2 The batch tests reactor

1.5 水質(zhì)分析方法

1.6 包埋顆粒生物量測(cè)定

在包埋顆粒中,微生物被包埋在載體內(nèi)或附著在載體表面,由于包埋材料的存在,因此直接測(cè)定MLSS或MLVSS的方式并不適合包埋顆粒.本研究采用測(cè)定蛋白質(zhì)含量的方式,間接測(cè)得包埋顆粒內(nèi)生物量,取用于包埋固定化的反硝化污泥,設(shè)置VSS梯度(以mg計(jì))分別為:10、30、50、70、90、110、130、150,將取出的污泥經(jīng)PBS緩沖液清洗后放入超聲波細(xì)胞破碎儀內(nèi)進(jìn)行破碎處理,破碎功率為10%,破碎時(shí)間10min(設(shè)置破碎2s,間歇5s),之后采用BCA法[13]測(cè)定梯度污泥的蛋白質(zhì)含量,得到蛋白質(zhì)含量與VSS的線(xiàn)性關(guān)系.取20mL包埋顆粒,碾碎按處理污泥相同的方式測(cè)定蛋白質(zhì)濃度,通過(guò)之前測(cè)得的蛋白質(zhì)含量與VSS的線(xiàn)性關(guān)系圖,得到包埋顆粒的MLVSS濃度.

1.7 反硝化速率的計(jì)算公式

采用CH3COO Na為碳源時(shí),在不考慮細(xì)胞合成時(shí),生物反硝化可用式(1)[14]和式(2)[15]表示:

將上述兩式簡(jiǎn)化,根據(jù)文獻(xiàn)[16-17],廢水中硝酸鹽氮反硝化過(guò)程可簡(jiǎn)化為式(3)表示:

反硝化過(guò)程中硝酸鹽氮的轉(zhuǎn)化速率和亞硝酸鹽氮的轉(zhuǎn)化速率計(jì)算公式,如式(4):

反硝化過(guò)程中硝酸鹽氮的比反硝化速率計(jì)算如式(5):

式中:CX為反硝化包埋顆粒生物量,g/L.

當(dāng)系統(tǒng)中還殘余硝酸鹽氮時(shí) 亞硝酸鹽氮的比反硝化速率計(jì)算公式如式(6):

當(dāng)系統(tǒng)中的硝酸鹽氮全部消耗完畢時(shí),亞硝酸鹽氮的比反硝化速率計(jì)算公式如式(7):

反硝化脫氮模型采用零級(jí)模型[18]示:

式中:CN為t時(shí)刻(或)質(zhì)量濃度,mg/L; CN0為t=0時(shí)刻的質(zhì)量濃度,mg/L;CX為微生物質(zhì)量濃度,g/L; Kden為最大比反硝化速率,mg/(gMLVSS·h).

2 結(jié)果與討論

2.1 反硝化反應(yīng)器的啟動(dòng)

反硝化污泥包埋后,在經(jīng)過(guò)2周的適應(yīng)后表現(xiàn)出良好的反硝化性能,實(shí)驗(yàn)所用水質(zhì)見(jiàn)表1.在第15d對(duì)反硝化反應(yīng)器進(jìn)行沿程實(shí)驗(yàn),實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖3所示.

圖3 反硝化包埋顆粒反應(yīng)效果Fig.3 The denitrifying performance of immobilized granules

不同的pH值對(duì)硝酸鹽氮還原酶、亞硝酸鹽氮還原酶和微生物細(xì)胞活性的抑制程度不同,一般來(lái)說(shuō)在反硝化系統(tǒng)中最佳pH值在7.5左右,pH=6.5、9.0時(shí)硝酸鹽氮的去除率將為最佳去除率的70%左右,超過(guò)該范圍時(shí)硝酸鹽氮的去除率將急劇下降[20].本實(shí)驗(yàn)過(guò)程中反硝化的最佳pH是7.5和8.0,pH=6.5、7.0時(shí)硝酸鹽氮去除率達(dá)到94.67%和96.10%;而pH=6.0、9.0時(shí)硝酸鹽氮去除率雖然很高,達(dá)到99.7%和96.3%,但存在很明顯的亞氮積累現(xiàn)象(圖4b).

影響反硝化過(guò)程中NO2-N積累的因素主要有微生物種類(lèi)[21]、pH值[3]、碳源種類(lèi)[22-25]和C/N比[18,26].Van Rijn[27]利用施氏假單胞菌(Pseudomonas stutzeri)為單一的菌種對(duì)反硝化進(jìn)行研究時(shí)發(fā)現(xiàn)以乙酸為碳源時(shí),與其它碳源相比存在較高的亞氮積累現(xiàn)象;馬娟等[28]在研究反硝化過(guò)程中的積累問(wèn)題時(shí)發(fā)現(xiàn):乙酸鈉作為碳源,系統(tǒng)存在有大量的積累.袁怡等[16]利用乙酸鈉為碳源,將C/N比控制在2.5和3.0時(shí),積累率較高.本實(shí)驗(yàn)采用乙酸鈉為碳源,也存在類(lèi)似的積累問(wèn)題.討論反硝化過(guò)程中的積累問(wèn)題時(shí),可采用2步反硝化模型[29],即把看成反硝化過(guò)程中的唯一中間產(chǎn)物,表示為式(9).

由于不同初始pH值下硝酸鹽還原酶和亞硝酸鹽還原酶的活性不同,導(dǎo)致反硝化過(guò)程中的積累量有所差異.由圖4b可以看出:在前1h,不同的初始pH值下的亞氮積累達(dá)到最大.初始pH=6.0時(shí),在1h時(shí)積累效果最為明顯,達(dá)到19.2mg/L,積累率高達(dá)63.9%, pH=9.0時(shí),積累率也很高,達(dá)到16.4mg/L,在反應(yīng)5h后,殘余量仍很高,分別為9.1和9.7mg/L,積累率還高達(dá)30.3%和32.2%,積累現(xiàn)象明顯;在初始pH=6.5、7.0、7.5、8.0時(shí),0～1h也存在較高的積累,分別為16.3、11.5、13.4、14.3mg/L,但是經(jīng)過(guò)5h后,殘余量都在2.0mg/L以下,可認(rèn)為無(wú)的積累.

Glass等[30]在對(duì)高濃度硝酸鹽廢水反硝化過(guò)程的研究結(jié)果中發(fā)現(xiàn),反硝化在不同的pH值范圍內(nèi)的反應(yīng)機(jī)理有所不同:當(dāng)pH＜7時(shí),硝酸鹽氮可反硝化完全;pH值在7.5～9.0時(shí),有明顯的亞氮積累現(xiàn)象.宋佳強(qiáng)等[31]研究發(fā)現(xiàn)在酸性條件下,反硝化速率不高,而在中性和偏堿性條件下,反硝化速率明顯提高,而且去除率也有提升,但是初始pH=8.0和9.0時(shí),出現(xiàn)了亞氮積累現(xiàn)象.本實(shí)驗(yàn)在0～1h內(nèi)產(chǎn)生較高的亞氮積累,但由于COD在此時(shí)仍有剩余,因此積累的亞氮會(huì)繼續(xù)被還原,而5h之后僅在初始pH=6.0和9.0時(shí)出現(xiàn)亞氮積累,說(shuō)明在偏酸性和偏堿性條件對(duì)亞硝酸鹽還原酶的抑制作用較為明顯.

圖4 反硝化過(guò)程中NO3-N、NO2-N、TN和pH值的變化規(guī)律Fig.4 The rule of NO3-N、NO2-N、TN and pH in the denitrification process under different initial pH

在反硝化過(guò)程會(huì)不斷產(chǎn)生堿度,理論上每還原1.0g硝酸鹽氮會(huì)產(chǎn)生3.6g堿度(以碳酸鈣計(jì)).從圖4c中可以看出,不同的初始pH值變化在前1h內(nèi)增長(zhǎng)很快,在1h時(shí)pH達(dá)到最大值,此時(shí)含量都低于5.0mg/L,而積累達(dá)到最大,之后pH略有降低;系統(tǒng)中pH有此變化的原因主要有以下幾個(gè):前0～1h內(nèi)pH值大幅升高,是由于在被還原過(guò)程中產(chǎn)生的被不斷的還原,而產(chǎn)生堿度;在之后的幾個(gè)小時(shí)內(nèi),積累的亞氮繼續(xù)被還原進(jìn)而繼續(xù)產(chǎn)生堿度,而實(shí)驗(yàn)采用乙酸鈉作為碳源,乙酸根離子在水中會(huì)發(fā)生水解反應(yīng)(式10)產(chǎn)生OH.

反硝化過(guò)程不斷消耗系統(tǒng)中的乙酸根離子和產(chǎn)生堿度導(dǎo)致反應(yīng)朝左邊移動(dòng),使得OH離子的濃度不斷下降,致使在反應(yīng)的后4h內(nèi)pH值略有下降.

由圖4可以看出,反硝化包埋系統(tǒng)在不同的初始pH值下, NO3-N的去除主要發(fā)生在0～1h內(nèi),從進(jìn)水30.0mg/L降解為5.0mg/L以下,平均去除速率達(dá)到25.0mg/(L·h);NO2-N在0～1h內(nèi)增長(zhǎng)迅速,在1h時(shí)積累達(dá)到最大,之后繼續(xù)被還原,在此過(guò)程中,pH增長(zhǎng)很快,pH=6.0、6.5、7.0、7.5、8.0、9.0增長(zhǎng)速率分別為1.6,1.3,1.4,1.5,1.4,0.6/h.從圖4b和圖4c可以看出NO2-N積累達(dá)到最大的同時(shí) pH值也達(dá)到最大值,之后則略有降低即出現(xiàn)pH值拐點(diǎn),這一拐點(diǎn)值可作為反硝化包埋系統(tǒng)中NO2-N積累達(dá)到最大的指示性參數(shù).

2.3 不同初始pH值下反硝化動(dòng)力學(xué)特性

在批式實(shí)驗(yàn)階段,認(rèn)為反硝化包埋顆粒生物量變化不大,經(jīng)BCA法測(cè)定出反硝化包埋顆粒的生物量平均為2.1gMLVSS/L.反硝化動(dòng)力學(xué)特性用反硝化脫氮零級(jí)模型來(lái)表征,根據(jù)式(4)～(7)計(jì)算出硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的轉(zhuǎn)化速率以及比反硝化速率(表2).

由表2可以看出,反應(yīng)結(jié)束時(shí)的硝酸鹽氮比反硝化速率從pH=6.0時(shí)的2.7一直增加到pH=7.5和8.0時(shí)的2.9mgNO3-N/(gMLVSS·h);當(dāng)pH值升到9.0時(shí),硝酸鹽氮比反硝化速率下降到2.8mgNO3-N/(gMLVSS·h).亞硝酸鹽氮的比反硝化速率特有類(lèi)似先升高后降低的規(guī)律,從pH=6.0時(shí)的1.2mg/(gMLVSS·h)緩慢增加到pH=8.0.時(shí)的1.5mg/(gMLVSS·h);pH值升高到9.0時(shí),亞硝酸鹽氮的比反硝化速率降到0.8m/(gMLVSS·h).硝酸鹽氮比反硝化速率的最大值都出現(xiàn)在pH=7.5和8.0時(shí),亞硝酸鹽氮比反硝化速率的最大值出現(xiàn)在pH=8.0時(shí);在pH=6.0和9.0時(shí),硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的比反硝化速率都不高,進(jìn)一步說(shuō)明在偏酸性(pH=6.0)和偏堿性(pH=9.0)下反硝化系統(tǒng)都受到了不同程度的抑制.表2中可看出硝酸鹽氮的比反硝化速率都大于亞硝酸鹽氮的比反硝化速率,硝酸鹽氮的比反硝化速率幾乎都在亞硝酸鹽氮的比反硝化速率的1.9倍以上,正是硝酸鹽的還原速率遠(yuǎn)大于亞硝酸鹽的還原速率,從而導(dǎo)致亞氮的積累.

表2 不同初始pH值下的比反硝化速率[mgNOx-N/(gMLVSS·h)]Table 2 The specific denitrification rate under different initial pH value [mgNOx-N/(gMLVSS·h)]

圖5 不同初始pH下CN-CN0隨時(shí)間的變化規(guī)律Fig.5 The rule of CN-CN0with time under different initial pH

根據(jù)反硝化脫氮零級(jí)模型(式8),以時(shí)間t為橫坐標(biāo),CN-CN0為縱坐標(biāo),繪制不同初始pH值下CN-CN0隨時(shí)間t的變化曲線(xiàn)(圖5).經(jīng)過(guò)origin8.0軟件線(xiàn)性擬合出不同初始pH值下的擬合方程(表3).

表3 不同初始pH值下的Kden值Table 3 The Kdenunder different initial pH value

徐亞同等[32]研究了反硝化污泥在馴化和未馴化時(shí)不同pH值對(duì)反硝化速率的影響,結(jié)果發(fā)現(xiàn)無(wú)論反硝化污泥是否經(jīng)過(guò)了馴化,pH值在從6.0升高到9.5過(guò)程中,反硝化速率是先增加后降低的,最大反硝化速率出現(xiàn)在pH=7.5.本實(shí)驗(yàn)的結(jié)果與其有類(lèi)似的變化規(guī)律,產(chǎn)生此變化規(guī)律的原因可能是由于在過(guò)酸或過(guò)堿條件下均會(huì)對(duì)系統(tǒng)反硝化過(guò)程造成了抑制作用.根據(jù)姜體勝等[33]的研究,反硝化在pH低于6.0時(shí)會(huì)受到強(qiáng)烈的抑制,當(dāng)pH=4.7時(shí),污泥就已經(jīng)惡化,微生物酶的活性降低,導(dǎo)致細(xì)胞結(jié)構(gòu)受到破壞,出現(xiàn)解絮現(xiàn)象,影響反硝化過(guò)程的正常進(jìn)行.從表3可看出,在初始pH=6.0和 9.0時(shí)最大比反硝化速率最低,為2.1和1.9mg/(gMLVSS·h);系統(tǒng)反硝化過(guò)程中最大比反硝化速率出現(xiàn)在初始pH=7.5和8.0時(shí),為2.9mg/(gMLVSS·h),是pH=6.0時(shí)的1.4倍,為pH=9.0時(shí)的1.5倍;初始pH=7.5時(shí)次之,為2.9mg/(gMLVSS·h),pH=6.5和pH=7.0時(shí),最大比反硝化速率也比較高,都達(dá)到2.8mg/(gMLVSS·h).在pH=6.0和9.0下,反應(yīng)結(jié)束時(shí)還有較高的亞氮積累(圖4b),反硝化效果較差,可能是最大比反硝化速率低的原因;在pH=7.5和8.0時(shí),反硝化效果最好,最大比反硝化速率也很高,因此認(rèn)為反硝化包埋顆粒的最適pH值范圍比反硝化活性污泥略高,為7.5～8.0.

3 結(jié)論

3.1 反硝化污泥經(jīng)包埋后,在為期2周的適應(yīng)性培養(yǎng)后,即表現(xiàn)出很好地反硝化性能,并能夠維持穩(wěn)定的運(yùn)行.在進(jìn)水為30mg/L,COD為180mg/L時(shí),經(jīng)過(guò)5h反應(yīng)TN去除率達(dá)92.4%, COD去除率達(dá)到87.6%.

3.2 反硝化包埋顆粒對(duì)硝酸鹽氮表現(xiàn)出良好的去除能力,僅1h對(duì)硝酸鹽氮的去除率就已達(dá)到80.0%以上,在1h時(shí)亞硝酸鹽氮積累達(dá)到最大,其中pH為6.0和9.0在反應(yīng)結(jié)束時(shí)仍有較高的亞氮積累.反硝化最適宜pH值范圍7.5～8.0,硝酸鹽氮去除率都在98.0%以上,TN去除率分別為92.4%和91.7%.

3.3 在反硝化包埋系統(tǒng)中,pH值達(dá)到最大值時(shí)的拐點(diǎn)可作為積累達(dá)到最大的指示性參數(shù).

3.4 反硝化脫氮零級(jí)模型能很好地表征反硝化動(dòng)力學(xué)特性,在反硝化過(guò)程中,pH值從6.0升高到9.0,反硝化比反硝化速率呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì),硝酸鹽氮比反硝化速率最大值出現(xiàn)在pH=7.5和8.0,為2.9mg/(g MLVSS·h),在不同的初始pH值下,所有硝酸鹽氮的比反硝化速率都大于亞硝酸鹽氮的比反硝化速率,從而導(dǎo)致亞氮的積累;反硝化過(guò)程中最大比反硝化速率出現(xiàn)在pH=7.5和8.0,為2.9mg/(g MLVSS·h)進(jìn)一步表明反硝化包埋顆粒的最適pH值范圍為7.5～8.0.

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Kinetic characteristics of immobilized denitrification granu lesunder different initial pH.

ZENG Jin-ping1, CHEN Guang-hui2, LI Jun1*, DENG Hai-liang1, WANG Xiu-jie1
(1.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science & Water Environment Recovery Engineering, College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.College of Environmental Science and Engineering, Qingdao University, Qingdao 266071, China).China Environmental Science, 2017,37(2)：526～533

The rule of、、TN and pH during denitrification process was studied by using different initial pH in a bath-scale sequencing batch reactor with synthetic wastewater. The kinetic characteristics of immobilized granules also were investigated by batch tests. Under the condition of temperature 30℃,C/N 6and HRT 5h, the immobilized denitrification granules showed good performance during two weeks. Under the different initial pH, the nitrate removal occurs mainly in the 0～1h, and the nitrite accumulation attain its maximumat 1h, meanwhile the pH attained its maximumthen slightly reduced, formed a breakpoint of pH curve. Therefore, the breakpoint of pH curve could be used as an indicator to showthe maximumaccumulation of nitrite. K inetics study showed the maximumspecific denitrification rate occurred at pH=8.0, the pH=7.5was the next. It showed the most suitable denitrifying pH range was 7.5～8.0, and the removal of TN was 91.74%. Compared with nitrate and nitrite specific denitrification rate, the reason for nitrite accumulation is that the reductive rate of nitrate was more than nitrite during denitrification process.

denitrification；immobilization；immobilize granules；pH；kinetic

X703.1

A

1000-6923(2017)02-0526-08

曾金平(1991-),男,江西省贛州人,北京工業(yè)大學(xué)碩士研究生,主要從事污水處理及資源化方面研究.

2016-05-10

水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)(2015ZX07202-013);16人才培養(yǎng)質(zhì)量建設(shè)-雙培養(yǎng)計(jì)劃新興專(zhuān)業(yè)建設(shè)(004000542216031)

* 責(zé)任作者, 教授, jglijun@bjut.edu.cn