任志強,李 冬*,王文強,王天朔,張 杰,2

基于側流FNA處理的顆粒-絮體污泥CANON啟動

任志強1,李 冬1*,王文強1,王天朔1,張 杰1,2

(1.北京工業(yè)大學水質科學與水環(huán)境恢復工程北京市重點實驗室,北京 100124；2.哈爾濱工業(yè)大學城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室,黑龍江 哈爾濱 150090)

為探究游離亞硝酸(FNA)側流處理絮體污泥抑制亞硝酸鹽氧化菌(NOB)活性啟動全程自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝的可行性,考察了FNA處理對氨氧化菌(AOB)和NOB活性的影響,探究在顆粒-絮體污泥SBR反應器中水力篩分的絮狀污泥經(jīng)側流FNA處理的運行效果. 結果表明:0.6mg/L FNA處理后的R1經(jīng)過30d運行,NH4+-N去除率恢復到處理前的水平,并且短程硝化穩(wěn)定,系統(tǒng)平均出水總氮為13.84mg/L,且△NO3--N/△NH4+-N比值接近CANON反應方程式理論比值0.11,成功啟動CANON工藝. 而0mg/L FNA處理的R2由于NOB大量增殖導致啟動失敗. 批次試驗結果證實,經(jīng)過0.6mg/L FNA處理后,6h內NOB活性僅為對照組(FNA=0mg/L)的16.39%,并且在隨后的運行中并未發(fā)現(xiàn)NOB活性的恢復,NOB得到了有效的抑制. 但與此同時,AOB的活性也受到了影響,反應器中NH4+-N去除率僅為處理前的69.69%,AOB活性6h僅恢復68.06%.

游離亞硝酸(FNA)；亞硝酸鹽氧化菌(NOB)；全程自養(yǎng)脫氮(CANON)；顆粒-絮體；影響因素

全程自養(yǎng)脫氮(CANON)工藝與傳統(tǒng)硝化反硝化工藝相比是一種節(jié)能的脫氮工藝[1],無需外加碳源,污泥產量低,可節(jié)約60%曝氣量的優(yōu)點使其具有廣泛的應用前景[2].然而在實際應用中該工藝還有一定局限性,例如:亞硝酸鹽氧化菌(NOB)在CANON工藝中易增殖,難以得到有效抑制[3],并與厭氧氨氧化菌(AnAOB)競爭NO2--N,成為優(yōu)勢菌種,破壞工藝的穩(wěn)定性.已經(jīng)有很多研究探討了抑制NOB的方式,如pH值[4]、溫度[5]、溶解氧濃度[6]、游離氨(FA)[7-9]、游離亞硝酸(FNA)[10-12]等. FNA是一種強有力的細菌抑制劑,利用NOB對FNA的敏感程度高于AOB的特點能夠有效選擇性抑制NOB[13-14].另外FNA可由污泥厭氧消化液短程硝化原位產生,在水廠易于獲得且經(jīng)濟可行[15-16]. Jiang等[17]發(fā)現(xiàn),1.2mg/L FNA處理18h后,NOB完全失活,而AOB依然有52.50%的活性. Miao等[18]用0.118mg/L的FNA處理后,AOB、NOB活性分別下降了27.7%、54.4%,有些研究[19]利用側流FNA處理成功實現(xiàn)了短程硝化,但在有AnAOB等其他功能菌存在時,由于AnAOB等功能菌對FNA的敏感程度比NOB的敏感程度更高[13],阻礙了FNA在一體化的CANON工藝中的應用.

有研究指出[20],在CANON工藝中AnAOB主要存在于顆粒污泥中,而AOB、NOB更傾向于生長在絮體污泥上.這樣,顆粒+絮體混合污泥在重力作用下會在反應器中形成生物質分區(qū),能夠為針對性選擇處理微生物創(chuàng)造條件.將這一微生物分區(qū)特性與側流FNA工藝進行結合是一個很好的處理策略,不僅能夠有效地對NOB進行針對性的抑制而且還可以有效避免FNA對AnAOB的不利影響.

本實驗設置R1、R2兩組序批式反應器(SBR),均接種顆粒+絮體的混合污泥.其中,R1設置側流FNA處理單元,R2作為對照組未設置FNA處理單元.探究了FNA處理絮體污泥對CANON工藝啟動過程中脫氮性能、胞外聚合物(EPS)、粒徑以及功能菌活性的影響.

1 材料與方法

1.1 接種污泥

反應器接種成熟的厭氧氨氧化(Anammox)顆粒污泥和硝化絮狀污泥.Anammox污泥來自實驗室穩(wěn)定運行的SBR反應器,平均總氮去除率在80%以上.硝化污泥有良好的生物活性.兩種污泥以1:1比例混合,將混合均勻的污泥平均分成兩份,分別接種在R1、R2兩個相同的反應器內.

1.2 實驗用水

實驗采用人工配水,在進水桶中添加NH4Cl提供 80mg/L的NH4+-N,投加NaHCO3提供無機碳源及維持pH值為7.0～8.0. MgSO4·7H2O 25mg/L, K2HPO420mg/L,CaCl2·2H2O 8mg/L,微量元素濃縮液Ⅰ和Ⅱ為1mg/L. Ⅰ的組成:EDTA 5g/L,FeSO45g/ L;Ⅱ的組成:EDTA 15g/L,H3BO40.014g/L, MnCl2·4H2O 0.99g/L, CuSO4·5H2O 0.25g/L, ZnSO4·7H2O 0.43g/L, NaSeO4·10H2O 0.21g/L, NaMoO4·2H2O 0.22g/L, CoC12·6H2O 0.24g/L, NiCl2·6H2O 0.19g/L.

1.3 實驗裝置

實驗采用2個由有機玻璃制成的SBR反應器,分別命名為R1和R2,有效容積均為10L,每周期運行6h,包括10min進水,320min反應,20min沉淀,5min排水,其余時間閑置.采用機械攪拌,反應器底部安裝曝氣盤,采用間歇曝氣(曝氣:停曝=30min:90min)方式,通過氣體流量計控制曝氣期間DO=(0.35±0.05) mg/L.使用加熱帶控制反應器運行溫度在(30±1)℃.反應器的運行通過時控開關進行控制,容積交換率為70%.

1.4 運行方法

實驗分為S1和S2兩個階段運行. S1階段(1～ 10d)為接種污泥適應馴化階段, R1、R2接種Anammox顆粒污泥和硝化絮狀污泥平行運行.S2階段(11～60d)R1采用側流FNA抑制處理:停止攪拌1min后,排出反應器頂部絮狀污泥,約占反應器有效容積的25%,在0.6mg/L FNA處理罐缺氧處理12h后,洗去表面殘余亞硝酸鹽,將污泥手動灌回R1繼續(xù)運行,R2在第11天采取與R1相同方式進行排泥,使用與FNA同體積的蒸餾水缺氧處理12h后灌回R2繼續(xù)運行.

1.5 批次試驗FNA處理方法及功能菌活性測定

R1排出的部分污泥用蒸餾水在4000r/min的離心機內處理3min以去除溶解態(tài)有機物、NH4+-N、NO2--N和NO3--N.將排出的污泥濃縮平均分成兩份分別轉移至1L密閉容器,其中一份作為實驗組添加一定量NaNO2控制容器內FNA濃度為0.6mg/L缺氧處理12h,控制溫度為(26±1)℃,調節(jié)pH值為6.0. 12h后,使用蒸餾水在4000r/min條件下清洗污泥,洗去附著在污泥表面的亞硝酸鹽;另一份加入0mg/LFNA作為對照組(本實驗中0.6mg/L的實驗組和0mg/L的對照組所指的FNA濃度為實驗中設置的污泥處理條件,0mg/L僅代表并未向密閉容器內投加NaNO2,并非實驗過程中污泥處理的實驗環(huán)境).清洗完畢后分別測量AOB、NOB活性,密閉容器內添加20mg/L NH4+-N、NO2--N.每20min取一次樣,測量NH4+-N、NO2--N和NO3--N. 實驗結束后測量各自容器內的MLVSS. AOB、NOB活性分別采用比氨氧化速率(SAOR)和比硝氮生成速率(SNOR)來表征. FNA濃度由公式(1)計算.

1.6 分析方法

NH4+-N采用納氏試劑光度法測定;NO2--N采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定;NO3--N采用紫外分光光度法;胞外聚合物(EPS)中多糖(PS)采用蒽酮硫酸法測定,蛋白質(PN)采用改進的Lowry法測定[21];混合液懸浮固體含量(MLSS)和揮發(fā)性懸浮固體含量(MLVSS)采用標準重量法測定;pH值、DO和溫度使用便攜式WTW pH/Oxi 340i 測定儀測定;污泥的粒徑分布使用激光粒度儀(Malvern Mastersizer 2000)測定;污泥形態(tài)使用光學顯微鏡(Olympus BX51)觀察和記錄;其余水質指標的分析方法均采用國標方法. SAOR、SNOR的測定方法參照文獻[22].

2 結果與討論

2.1 脫氮性能

圖1a、b分別為R1、R2運行過程脫氮性能變化,由圖可知,S1階段NH4+-N去除效果較差,分析原因是接種污泥進入到新環(huán)境需要適應,沒有達到最佳的活性狀態(tài),但很快隨著AOB、AnAOB活性的恢復,NH4+-N去除效果逐漸升高,在第10d R1、R2去除率分別達到了89.56%、85.82%.雖然NH4+-N去除效果逐漸改善,但R1、R2出水NO3--N逐漸積累,分別達到了35.78、34.49mg/L,導致出水TN濃度嚴重超標.原因是反應器內存在大量的NOB,對CANON工藝的啟動造成了不利的影響,繼續(xù)以常規(guī)方式啟動存在困難,需要采取其他措施.

在S2階段第11d,在R1停止攪拌的1min后,排出距反應器頂部1/4有效容積處的污泥進行側流FNA抑制處理,處理期間反應器繼續(xù)運行,待排出污泥FNA缺氧處理12h后,重新手動灌回R1反應器繼續(xù)運行. 以該策略運行后R1的出水NH4+-N較處理前相比突然增加到37.41mg/L,原因一方面是短暫的流失污泥影響了反應器的NH4+-N去除效果,另一方面是經(jīng)過側流FNA的抑制處理后AOB活性同樣受到影響,導致出水NH4+-N是處理前的4.5倍.在R1運行到第35d,也就是經(jīng)過25d恢復后,出水NH4+-N重新降回到原來的水平,AOB活性在短期內得到恢復,有研究指出FNA對AOB的影響具有可逆性[23],與本研究的結果一致.側流FNA抑制處理對NOB的活性抑制非常顯著,出水NO3--N從第10d的35.78mg/L驟降至第11d的11.87mg/L,但觀察到出水中仍然存在少量的NO3--N,可能是系統(tǒng)中剩余未排出的絮狀泥中的NOB和少量附著在顆粒上的NOB未排出反應器,仍然保持活性導致的. 但殘留的NOB在后續(xù)通過間歇曝氣模式得到有效淘洗,并且在隨后的運行中出水NO3--N都保持在較低水平,NOB得到了有效的抑制.最終R1的平均出水總氮為13.84mg/L.

S2階段R2的出水NH4+-N去除率始終保持在86%以上,但出水NO3--N始終處于較高的水平,導致出水TN較高. R2運行到第26d時,由于出水NO3--N始終呈升高趨勢,NOB的異常活性對系統(tǒng)內AnAOB造成了不利影響,因此排出了反應器頂部少量的絮狀污泥,由圖1b可以看出,排泥影響了出水NO3--N濃度,從25d的45.78mg/L降至36.42mg/L. 17d后,NO3--N逐漸恢復至原來的水平,但出水NH4+-N僅有略微的波動,這得益于AnAOB良好的活性. 直到第60d,R2的出水NO3--N仍未得到有效控制,并且波動較大,這表明反應器內NOB并沒有得到有效淘洗,單純排泥措施抑制NOB是不可行的.

DNO3--N/DNH4+-N值可間接反映系統(tǒng)中的主要脫氮途徑.根據(jù)CANON工藝總反應式可知,DNO3--N/DNH4+-N的理論值約為0.11.如圖2所示,在實驗初期,R1、R2由于大量NOB的存在導致DNO3--N/DNH4+-N值變化浮動較大,反應器主要脫氮途徑改變,NOB的異常增殖影響了系統(tǒng)中菌群的分布. 25d以后R1反應器的DNO3--N/DNH4+-N值穩(wěn)定在0.1左右,說明反應器內主要以短程亞硝化-厭氧氨氧化途徑去除總氮,CANON工藝成功啟動.而R2反應器的比值在0.4到0.7之間波動,遠大于理論比值0.11,反應器內脫氮路徑不但有短程硝化厭氧氨氧化反應,還有全程硝化反應,導致CANON系統(tǒng)未能成功啟動.

圖2 運行過程中DNO3--N/DNH4+-N變化

2.2 粒徑及EPS分析

反應器運行到第11d,停止攪拌和曝氣1min后排出頂部絮狀污泥進行側流FNA處理的同時,在R1反應器的中部和底部取100mL污泥進行顯微鏡觀察.頂部、中部、底部顯微鏡圖分別如圖3a、b、c所示.

圖3 取自不同位置污泥顯微鏡觀察圖

取自頂部的污泥體積平均粒徑為(102.593± 2.24)μm,0.5為(64.656±1.59)μm,中部的污泥平均粒徑為(265.647±5.11)μm,0.5為(189.684±6.04)μm,底部的污泥平均粒徑(519.384±6.55)μm,0.5為(480.742± 5.71)μm. 3個部位污泥樣品SV5與SV30的比值分別為2.1, 1.4, 1.0說明頂部污泥沉降性能差,主要以絮體為主,而取自底部的污泥沉降性能好,主要以顆粒為主.

停止攪拌1min后反應器內的絮體和顆粒發(fā)生了明顯的分層現(xiàn)象,為水力篩分AOB、NOB為主的絮狀污泥創(chuàng)造了條件,并且避免了Anammox顆粒污泥被大量排出,能夠有效降低FNA對系統(tǒng)AnAOB的抑制作用.

活性污泥中的EPS與微生物代謝的多種理化特性有關,在污泥顆粒化及維持顆粒污泥的結構穩(wěn)定中起到重要作用.如圖4所示,取自不同位置污泥的PN、PS分布有較大差異,但共同特點是3個樣品中PN是EPS中主要組成部分,PS含量很低,并且底部的污泥PN含量最高,為42.65mg/(g VSS),頂部污泥含量最低,為36.50mg/(g VSS).有研究發(fā)現(xiàn)隨著污泥粒徑的增大,EPS中PN組分增多[24].另有研究表明[25],PN是影響AnAOB凝聚的關鍵性物質, Anammox污泥EPS主要成分為PN,與本實驗的結果一致.底部的總EPS高達51.65mg/(g VSS),比頂部污泥多10.39%,從這里可知,PN含量的變化主導了EPS的含量變化,而PN中又以TB-PN為主. PN與PS的比值反應了污泥的結構性能,與污泥的穩(wěn)定性有關[26].研究表明[27]PN/PS較低的污泥具有較差的結構和性能,取自頂部污泥大多以絮狀污泥為主,PN/PS的值較低,僅有3.55,取自底部的污泥PN/PS的比值為4.74,沉降性能良好.

圖4 取自R1不同部位污泥的PN、PS、EPS及PN/PS

TB:緊密結合 LB:松散結合

如圖5所示,實驗組(0.6mg/L FNA)側流FNA處理后的EPS[51.51mg/(g VSS)]較對照組(0mg/L FNA) [46.79mg/(g VSS)]有所增加,因為FNA改變了污泥原有的外部環(huán)境,刺激細胞產生更多EPS.與對照組相比,實驗組的PN略微降低,但PS卻由對照組的10.29mg/ (g VSS)升高至17.57mg/(g VSS),實驗組是對照組的1.71倍,表明FNA處理對污泥PS的影響高于PN, LB-PS和TB-PS分別增加至對照組的198.40%和166.92%,有研究指出[30]經(jīng)FNA處理的污泥,為保持菌膠團的完整性,會分泌更多促進細胞黏附的PS,以增強細胞間的結合程度.雖然實驗組的PN含量有所降低,但LB-PN的含量對照組的4.81倍,FNA處理后對LB-PN的分泌影響明顯.另外疏水作用力理論表明PN是疏水性的,因此PN是維持聚集體結構和絮凝能力的關鍵,實驗組的TB-PN由對照組的34.38mg/(g VSS)降至24.47mg/(g VSS),說明影響污泥結構穩(wěn)定性的主要是TB-PN. PN/PS由3.54降低到1.93,污泥結構較對照組變得不穩(wěn)定.有研究指出污泥的沉降性能與構成絮體結構的EPS密切相關,進而影響污泥的脫氮性能[31-33].由圖1c可以看出,FNA處理后R1的脫氮性能短期內明顯下降,因此FNA處理后的污泥沉降性能變差可能是系統(tǒng)脫氮性能降低的另一個原因.

圖5 FNA處理后污泥的PN、PS變化情況

2.3 功能菌活性分析

實驗組和對照組MLVSS值分別為1931, 2045mg/L.由圖6可知,實驗組NH4+-N濃度在實驗起始階段有短暫的升高,原因是FNA處理后殺死的微生物會將體內的蛋白質釋放到溶液當中,在微生物的作用下分解成氨基酸,隨后進一步分解成NH4+-N,造成短時間內NH4+-N濃度的升高.

相比對照組,實驗組的AOB活性降低,出水NH4+-N濃度增加,然而出水NO3--N相比之下有大幅度降低,說明NOB活性同樣受到影響.在隨后的幾個小時內,實驗組NH4+-N濃度開始下降,從第120min的16.68mg/L下降到最后的5.99mg/L,AOB逐漸恢復了一定的活性,但在實驗的最后依舊沒能恢復至對照組的水平,NH4+-N去除速率僅為對照組的70.05%.對于NO2--N,實驗組初始階段NO2--N并沒有積累的現(xiàn)象發(fā)生,100min后開始有一定的NO2--N積累,并有逐漸增高的趨勢,分析原因可能是在最初AOB活性并沒有恢復,可能僅有的細微活性也會被僅存的NOB剩余活性反應,這是造成實驗初期就產生了NO3--N的原因.而對照組NO2--N從實驗初始時的19.45mg/L,經(jīng)過初期的增加后,直至實驗結束系統(tǒng)內NO2--N為25.46mg/L,增加了6.01mg/L,實驗結束NO2--N并沒有消耗完全,分析原因是由于系統(tǒng)內大部分為AOB和NOB,僅有極少的AnAOB被排出,造成了NO2--N反應不完全,而實驗初期NO2--N濃度呈現(xiàn)升高的趨勢,可能是AOB產生NO2--N的速率大于NOB消耗NO2--N的速率,隨著NH4+-N不斷消耗,AOB產生NO2--N的速率降低,NO2--N的濃度開始轉為降低的趨勢.在整個試驗周期內,實驗組NO2--N濃度并未明顯下降,且NO3--N濃度未明顯升高,系統(tǒng)維持穩(wěn)定的短程硝化效果,這與Wang等[34]研究結果相似.最終在對照組檢測到了大量NO3--N,而實驗組的NO3--N微乎其微,這是因為在FNA處理后,系統(tǒng)中大部分NOB都被殺死,活性無法恢復,而剩余的少量NOB雖然存活下來,但是相較于數(shù)量眾多的AOB,在DO的爭奪中無法占有優(yōu)勢,活性受到進一步抑制[35].

圖6 0, 0. 6mg/L FNA處理后NH4+-N、NO2--N、NO3--N的變化

SAOR和SNPR能夠反映AOB和NOB的活性,以0.6mg/L FNA處理的污泥SAOR和SNPR分別與對照組(FNA=0mg/L)的SAOR和SNPR相除的百分數(shù)比值來表征AOB、NOB活性的變化.

由圖7可知,0mg/L FNA處理污泥的SAOR活性在實驗的起始階段較高,前60min達到了2.25mg/(g VSS·h),此時較高的活性可能歸因于充足的底物濃度,隨著反應的進行,SAOR值逐漸降低,底物濃度成為AOB活性的限制因素,最終6h內的SAOR降至1.13mg/(g VSS·h).前240min NH4+-N去除率達到了89.89%,實驗結束時去除率接近100%.而0.6mg/L FNA處理后的污泥SAOR的值較低,甚至出現(xiàn)了由于NH4+-N升高成為負值的情況.隨著AOB活性的恢復,SAOR值有所上升,并且在第180min SAOR的值達到了0.69mg/(g VSS·h),在隨后的運行中SAOR并沒有顯著的變化,實驗結束時略微上升至0.75mg/(g VSS·h),分析原因是雖然此時AOB活性逐漸恢復,但由于恢復過程中底物濃度不斷消耗,底物不足限制了AOB的降解速率,導致后續(xù)SAOR并未發(fā)生顯著升高,并且直至實驗結束NH4+-N去除率僅為69.69%. AOB活性僅恢復到68.06%.對于反映NOB活性的SNPR,0mg/L FNA處理的污泥SNPR始終維持著較高的水平,并且隨著實驗進行有不斷升高的趨勢,從前60min的0.28mg/(g VSS·h)上升至實驗結束時的0.75mg/(g VSS·h),NOB活性沒有受到底物消耗的影響,原因是實驗初期提供了充足的底物濃度,隨著反應的進行,NO2--N被消耗,但AOB活性良好,源源不斷地為NOB提供電子受體,保持SNPR的穩(wěn)定.相比之下,0.6mg/L FNA處理后的污泥SNPR在前180min僅為0.07mg/(g VSS·h),直至實驗結束SNPR僅為0.11mg/(g VSS·h),在實驗過程中SNPR并未發(fā)生顯著變化,NOB活性僅為16.39%,說明處理后對NOB產生了有效的抑制,并且FNA對NOB活性的抑制影響要遠遠大于對AOB活性的影響,NOB對FNA的敏感性和不適應性高于AOB[17],為最終實現(xiàn)CANON工藝的啟動創(chuàng)造了條件.

圖7 0, 0. 6mg/L FNA處理后SAOR、SNPR及實驗組AOB、NOB活性

3 結論

3.1 經(jīng)過0.6mg/L FNA處理后的R1在第30d成功啟動CANON工藝,出水DNO3--N/DNH4+-N的值穩(wěn)定在0.1左右,而采用常規(guī)啟動方式的R2直到第60d未能成功啟動.

3.2 顆粒-絮體混合污泥沉降1min后在反應器內有良好的縱向分布,體積平均粒徑從上到下分別為(102.593±2.24), (265.647±5.11), (519.384±6.55)μm.這為水力篩分側流FNA處理絮體污泥創(chuàng)造了條件.

3.3 FNA影響污泥EPS分泌.用0.6mg/L FNA處理后EPS由46.79增加至51.51mg/(g VSS).處理后污泥PN略微降低,但PS由10.29mg/(g VSS)升高至17.57mg/(g VSS),是對照組的1.71倍,側流FNA處理對污泥的PS影響要高于PN.雖然FNA處理后污泥的PN含量有所降低,但LB-PN的含量是對照組的4.81倍,處理后對LB-PN的分泌影響明顯. PN與PS的比值由3.54降低到1.93.

3.4 FNA處理后成功抑制了NOB的活性,并且沒有發(fā)現(xiàn)出水NO3--N有增加的趨勢,AOB的活性雖然很快恢復,但最終活性僅恢復到68.06%.

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Start-up of granular-flocculate sludge CANON process based on side-flow FNA treatment.

REN Zhi-qiang1, LI Dong1*, WANG Wen-qiang1, WANG Tian-shuo1, ZHANG Jie1,2

(1.Key Laboratory of Beijing Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China；2.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China)., 2022,42(9)：4129～4136

In order to evaluate the feasibility of the free nitrite (FNA) lateral flow treatment of flocculent sludge by initializing the autotrophic nitrogen removal (CANON) processing, this study was conducted to investigate effects of the FNA treatment on ammonia oxidizing bacteria (AOB) and nitrite oxidizing bacteria (NOB) activities and the operation efficiency of hydraulically screened flocculent sludge treatment in the granular-flocculation sludge SBR reactor. The results show that after 0.6mg/L FNA treatment of R1 for 30days, the removal rate of NH4+-N returned to the level before the treatmentand the short-range nitrification was stable. The average total effluent nitrogen of the system was 13.84mg/L; and the △NO3--N/△NH4+-N ratio was close to the theoretical one of the CANON reaction equation of 0.11, indicating successful start of the CANON process. However, R2, treated with 0mg/LFNAfailed to start due to the massive proliferation of NOB. The batch test results confirm that after the treatment of 0.6mg/L FNA, the NOB activity was only 16.39% of the control group (FNA=0mg/L), and the recovery of NOB activity was not found in subsequent operationthus NOB was effectively inhibited. Additionally, the activity of AOB was affected because the removal rate of NH4+-N in the reactor was only 69.69% of that of before treatmentand the activity of AOB recovered by only 68.06% after 6h.

free nitrous acid(FNA)；nitrite-oxidizing bacteria(NOB)；completely autotrophic nitrogen removal over nitrite(CANON)；granular-flocculated；influencing factors

X703.1

A

1000-6923(2022)09-4129-08

2022-01-12

北京高校卓越青年科學家計劃項目(BJJWZYJH012019 10005019)

*責任作者, 教授, lidong2006@bjut. edu. cn

任志強(1995-),男,遼寧朝陽人,北京工業(yè)大學碩士研究生,主要研究方向為污水深度處理與再生回用技術.