侧流FNA抑制的CANON颗粒-絮体复合系统参数优化

任志强,李 冬*,王文强,张 杰,2

侧流FNA抑制的CANON颗粒-絮体复合系统参数优化

任志强1,李 冬1*,王文强1,张 杰1,2

(1.北京工业大学,水质科学与水环境恢复工程北京市重点实验室,北京 100124；2.哈尔滨工业大学,城市水资源与水环境国家重点实验室,黑龙江 哈尔滨 150090)

为探究侧流游离亚硝酸(FNA)处理抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)策略相关工艺参数的最佳组合,在颗粒-絮体复合系统的全程自养脱氮(CANON)工艺中,采用批次试验探讨污泥沉降时间、FNA处理浓度及处理时间对相关功能菌活性的影响,针对性抑制NOB活性,降低FNA对功能菌活性影响.结果显示,沉降时间影响处理污泥中功能菌群活性,随着沉降时间的延长,排出污泥中厌氧氨氧化菌(AnAOB)活性逐渐减弱.沉降1min后进行排泥排出了大部分NOB并且反应器内保留了尽可能多的AnAOB,此时排出的污泥中AnAOB、氨氧化菌(AOB)和NOB的相对活性分别为15.79%、54.55%和68.63%.综合FNA对NOB和AOB活性的影响,采用0.6mg/L的FNA抑制12h后AOB活性为38.71%,而NOB活性仅为12.5%.响应曲面分析结果显示,FNA处理时间、处理浓度是影响NOB、AOB活性的关键因素.

颗粒-絮体；CANON；FNA；NOB；响应曲面

全程自养脱氮(CANON)工艺相比其他传统生物脱氮工艺,具有节省曝气量、污泥产量低、无需外加碳源等诸多优点[1-2].亚硝酸盐氧化菌(NOB)是CANON工艺的限制因素,阻碍了该工艺的规模化应用[3].有研究表明NOB倾向于生长在直径2.5～ 22.5μm的微生物聚集体中,NOB在相对较小的颗粒中更容易生长[4-5].利用这一特性可以达到针对性筛分颗粒-絮体复合系统反应器内NOB附着的絮体污泥进行处理的目的.一定浓度的游离亚硝酸(FNA)对NOB有强烈的抑制作用[6],与颗粒-絮体污泥系统结合应用能够弥补FNA无法直接在CANON工艺中使用的难题.目前关于FNA对AOB、NOB活性的影响已经有大量研究,Jiang等[7]和Miao等[8]分别使用1.2mg/L和0.118mg/L的FNA处理后发现对AOB和NOB活性均产生了影响,但对NOB的抑制作用明显比AOB更强,甚至导致NOB完全失活,而AOB依然能够保持一定的活性,分别为52.50%、72.30%.Wang等[9]利用侧流FNA处理排出反应器部分污泥,发现当FNA浓度为0.24mg/L时,可完全抑制短程硝化中NOB的活性,但同时造成了污泥的浪费.研究者在不同实验条件下得到的结论差异较大,并且多数实验都是在主流的短程硝化过程中实现的,在侧流FNA抑制的实验中因为污泥的流失问题对该策略的应用也造成了困难,在CANON工艺中更是鲜有报道.

本实验提出了颗粒-絮体复合系统CANON工艺结合侧流FNA处理抑制NOB活性的方法,探究了FNA处理不同沉降时间排出污泥的相关功能菌活性差异,选择适宜的沉降时间;设置不同浓度梯度的FNA对排出的污泥处理不同的时间,通过对功能菌活性的分析优选出最佳的组合;最后通过响应曲面法验证FNA浓度和处理时间对AOB、NOB活性影响的相关性.

1 材料与方法

1.1 实验污泥

反应器接种污泥为实验室运行的颗粒-絮体复合系统CANON反应器中的污泥,由于NOB的异常增殖导致该反应器出水NO3--N严重积累,短程硝化被破坏.

1.2 实验装置

图1 实验装置示意

1.搅拌器;2.进水口;3.取样口;4.排泥口;5.微孔曝气盘;6.磁力搅拌器转子

A.CANON反应单元;B.FNA处理单元;C.主要为颗粒污泥;D.主要为絮体污泥

用于接种污泥的CANON反应器R0有效容积为20L,每天运行4个周期,每周期运行6h,包括10min进水,320min反应,20min沉淀,10min排水及闲置.进水采用人工配水,添加NH4Cl提供80mg/L的NH4+-N,投加NaHCO3提供无机碳源,其他配水组分及实验条件参考文献[10].采用机械搅拌,反应器底部安装曝气盘,采用间歇曝气方式,曝气速率为30mL/min.通过气体流量计控制曝气量.使用加热带控制反应器运行温度在(30±1)℃.反应器的运行通过KG316T时控开关进行控制,容积交换率为70%.实验装置如图1所示.

1.3 实验方法

为了优化FNA侧流处理颗粒-絮体复合系统CANON工艺结合水力筛分絮状污泥抑制NOB活性的工艺参数,恢复CANON工艺,本实验分2个批次进行以优化污泥沉降时间、FNA处理浓度以及FNA处理时间3项关键参数.

批次试验1:污泥沉降性能优化实验.CANON反应器R0停止搅拌和曝气之后2min时,从取样口排出R0反应器内污泥,该取样口可排出反应器内1/4有效容积的泥水混合物,排出污泥测量体积平均粒径、污泥体积指数(SVI)、比厌氧氨氧化速率(SAA)、比氨氧化速率(SAOR)、比硝态氮生成速率(SNPR)、混合液悬浮固体浓度(MLSS)及混合液挥发性悬浮固体浓度(MLVSS),配水组分及实验条件见表1.实验结束将污泥返回R0.按相同方法进行沉降时间为1.5,1,0.5,0min的批次试验.SAA测定方法如下:在120mL厌氧瓶中加入NH4Cl和NaNO2,使NH4+-N、NO2--N浓度分别为(50±0.5)mg/ L、(60±0.5)mg/L,加入污泥,保持初始污泥浓度约为2000mg VSS/L,用N2吹脱15min,以去除反应器溶解氧(DO).使用磁力搅拌器以90r/min的速率搅拌,每30min取一次样,测NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度,由基质浓度降解曲线,计算SAA[11].

表1 批次试验1配水组分及实验条件

批次试验2:FNA处理浓度、处理时间优化实验.在批次试验1的基础上排出反应器内污泥用蒸馏水借助离心机(转速为4000r/min)离心机洗泥3次,以去除溶解态有机物、NH4+-N、NO2--N和NO3--N.然后再将污泥分装到10个容积为120mL的反应瓶,并用人工配水定容,使得反应器内MLVSS约为2000mg/L.最后依次加入不同质量NaNO2使FNA浓度依次为0,0.01,0.05,0.1,0.3,0.6,1.0,1.2,1.6,2mg/L.其中FNA浓度根据公式(1)计算[12].试验控制温度为(26±1)℃,并通过添加0.1mol/L的HCl和NaOH控制反应器内pH值为7.0, DO>6mg/L.活性污泥经FNA缺氧处理6,12,24h.

处理结束后进行AOB和NOB活性测定.每30min取一次样,测量NH4+-N、NO2--N和NO3--N. AOB、NOB活性分别采用SAOR和SNOR来表征.以FNA浓度为0mg/L为对照组,其余各组SAOR、SNPR以对照组的比值来表示AOB、NOB活性. 批次试验结束时测定MLSS、MLVSS.

考虑运行策略和投资主体利益的电转气容量双层优化配置//许志恒,张勇军,陈泽兴,林晓明,陈伯达//(13):76

1.4 分析方法

NH4+-N采用纳氏试剂光度法测定;NO2--N采用-(1-萘基)-乙二胺光度法测定;NO3--N采用紫外分光光度法;MLSS和MLVSS采用标准重量法测定;pH值、DO和温度使用便携式WTW pH/Oxi 340i 测定仪测定;污泥的粒径分布使用激光粒度仪(Malvern Mastersizer2000)测定;其余水质指标的分析方法均采用国标方法. SAA、SAOR、SNOR的测定方法参照文献[13].

1.5 响应曲面设计方案

根据AOB、NOB活性变化情况,设置FNA浓度、FNA处理时间2个影响因素,使用Design-Expert软件Miscellaneous设计响应面,最终确定的因素水平如表2所示.

表2 响应曲面实验因素水平

2 结果与讨论

2.1 沉降时间优化

如图2所示,随着沉降时间的延长,排出污泥的体积平均粒径显著降低,由0min的438.29μm下降至2min的102.59μm,仅为原来的23.41%.有研究指出在停止搅拌和曝气后的SBR反应器中因颗粒的大小差异会以不同的速度沉降[14].(10)、(50)、(90)分别表示有10%、50%、90%的颗粒粒径小于该值[15].沉降时间从0min延长到2min后,(90)从938.98μm下降到200.142μm,下降了78.69%.而(10)变化相对稳定,从46.12mm下降至32.56μm,下降了29.40%,相比(90)下降的更少,说明沉降时间影响较大的是混合污泥系统中的较大颗粒,Chu等[16]在对单级部分硝化-厌氧氨氧化的研究中发现,颗粒中以AnAOB占主导地位.延长沉降时间有利于将AnAOB留在反应器内,利于本实验后续进行.

图2 不同沉降时间排出污泥体积平均粒径及d(10)、d(50)、d(90)

90是(90)和(10)的比值,是评价颗粒污泥粒径分布均匀性的关键参数,该数值越大,系统中颗粒污泥粒径分布的差异越大[17].SVI值反应污泥的松散程度和凝聚沉降性.由表3可见,0min排出的污泥90的值为20.35,说明排出的污泥粒径分布差异较大,属于颗粒-絮体的复合系统,有研究表明CANON反应器中污泥更倾向于颗粒污泥和絮体污泥的共存状态[18].随着时间增加,90的值逐渐降低,第2min排出的污泥仅为6.14,粒径相对较均匀,大部分为絮体.2min的沉降时间排出污泥的SVI是0min的3.51倍,沉降性能较差.

表3 不同沉降时间污泥的K90、SVI变化

由以上分析可知,沉降时间越长,能够把大多数颗粒污泥留在反应器内不至于流失,但并不是沉降时间越长越好,沉降时间过长会导致NOB附着的大多数絮状污泥同样留在反应器内导致无法排出,而沉降时间过短则会导致大量颗粒污泥的流失.为了确定最佳沉降时间,对排出的污泥进行了功能菌的活性测定,通过分析SAA、SAOR、SNPR变化规律确定最佳沉降时间.

图3 不同沉降时间AnAOB、AOB、NOB活性

以0min沉降时间SAA、SAOR、SNPR为基准,其他沉降时间与其的比值表示AnAOB、AOB、NOB的活性.由图3可知,随着沉降时间的延长,AnAOB的活性降低显著,从第0.5min的50.58%下降至1.5min的5.26%,而2min的沉降时间未检测到AnAOB活性.有研究指出颗粒污泥中的AnAOB丰度和活性随着粒径的增长而升高[19].本研究1min以上的沉淀时间对AnAOB留在反应器内是有利的.NOB的活性在1min的沉降时间以后有明显的下降,1～2min从68.63%下降至15.69%,在同一时间段内,AOB活性从54.55%下降到了20.00%.为了将更多的NOB排出反应器,沉降时间不宜过长,超过1min的沉降时间NOB活性已经很低,说明排出的NOB已经很少,不利于有效处理NOB.综合以上分析,1min的排泥时间对本实验是相对较合适的,此时AnAOB、AOB和NOB的活性分别为34.21%、54.55%和68.63%,有利于排出更多NOB并且能够将更多的AnAOB留在反应器内.

2.2 不同浓度、时间的FNA处理对AOB、NOB活性的影响

采用0～2mg/L不同浓度梯度的FNA处理排出的污泥6,12和24h后测定SAOR、SNPR.分别以0mg/L的FNA,处理时间6,12,24h为基准,其他FNA浓度与其的比值表示AOB、NOB活性,结果如图4所示.

对NOB活性的变化情况,处理时间为6h时, NOB活性随FNA浓度升高依次为108.82%、120.59%、91.18%、79.41%、70.59%、47.06%、0.00%、0.00%、0.00%.当FNA浓度小于0.05mg/L时,非但没有抑制NOB活性,反而促进了NOB活性,并且随着FNA浓度升高,NOB活性达到108.59%.分析原因FNA浓度由NO2--N提供,NO2--N既是NOB的底物,也是它的抑制物.较低浓度的FNA无法达到NOB的抑制阈值,在该阈值范围内,随着底物浓度的升高,NOB的氧化性提高,使NOB活性升高[20].在12和24h的处理时间也有同样的现象,并且随着时间的延长这种促进效果变得明显.当浓度超过0.1mg/L时,FNA开始对NOB有抑制效果,并且处理时间为6h时,排出污泥经1.2mg/L的FNA处理后已经观察不到NOB活性.处理时间越长,对NOB的抑制效果越强.FNA浓度为0.6mg/L时,12h的处理时间下,NOB活性仅为6h的17.71%,但处理时间延长至24h时,NOB活性是6h时的18.28%,相比较12h的处理时间并没有对NOB有进一步的抑制效果.当FNA浓度进一步升高,达到1.2mg/L时,3个处理时间下均未检测到NOB活性,此时NOB活性已经完全被抑制.有研究表明,FNA对NOB的合成代谢具有强烈的抑制作用[21-22],并且能够抑制基因转录过程并误导酶组合使其失活[23].

综合污泥沉降时间、FNA处理浓度及处理时间对NOB和AOB活性的影响,为了尽可能抑制NOB活性而让AOB活性尽可能高,在污泥筛分阶段宜采取1min的沉降时间进行絮体污泥和颗粒污泥的分离,并在该沉降时间下对污泥进行侧流处理,处理阶段采取0.6mg/L的FNA浓度处理12h较恰当,此时AOB活性为38.71%,而NOB活性仅为12.50%.虽然此浓度并未完全抑制NOB,但此时NOB活性已经极低,大多数NOB已被杀死,而AOB活性虽然也被抑制一部分,但根据以前的研究,FNA对AOB的抑制作用是可逆的,在AOB恢复活性过程中会与残留NOB竞争DO,因为NOB此时数量较低,AOB占主要部分,而AOB对DO亲和力要高于NOB,会在DO的竞争中占据优势,NOB无法获得充分DO而被逐渐淘洗出反应器[24-25].

图4 不同浓度、不同时间FNA处理污泥对AOB、NOB活性的影响

2.3 FNA浓度、FNA处理时间响应曲面分析

为验证批次实验是否反映了功能菌活性变化和FNA处理浓度、处理时间的相关性,并进一步优化处理组合方案,进行了响应曲面分析.如表4所示,Design-Expert软件共设计了如下13组实验设计方案,包括FNA处理浓度和处理时间的交互项,一次项,二次项进行组合及相应组合下对AOB、NOB活性情况的预测.

由表5可知,AOB活性模型的值小于0.05,该模型差异显著,模型拟合度较高,结果可靠,适应实际[26-27].相关系数2=0.9938.值为223.5,远比1大,说明模型中输入的数据变量足以解释数据方差[28].调整确定系数2adj=0.9893,能够解释98.93%的响应值变化,模型2校正值和预测值接近,模型合理[29].因此使用该模型来分析和预测不同浓度FNA、不同处理时间对AOB活性的影响可行.方差分析结果表明一次项、、二次项2、2对AOB活性影响显著.表明各因素对AOB影响不是简单的线性关系,FNA浓度和处理时间均对AOB影响显著.

表4 响应曲面实验设计方案与结果

NOB活性模型的值小于0.05,该模型差异显著.模型拟合度良好,相关系数2=0.9647.调整确定系数2adj=0.9394,能够解释93.94%的响应值变化.因此使用该模型来分析和预测不同浓度FNA、不同处理时间对AOB活性的影响是可行的.方差分析结果表明一次项,二次项2对NOB活性影响显著.表明各因素对NOB影响不是简单的线性关系,FNA浓度对NOB影响比FNA处理时间显著.使用Design-Expert 10软件处理数据,得到的FNA处理浓度和处理时间对AOB、NOB活性影响的二项式多项回归方程分别为:

表5 AOB、NOB活性回归方程方差分析

如图5(a)、(c)所示,FNA浓度一定时,随着处理时间的延长,AOB活性有微弱降低的趋势;处理时间一定时,FNA浓度升高,AOB活性显著降低,FNA浓度对AOB的影响程度要比处理时间高.如图5(b)、(d)所示,FNA浓度一定时,随着处理时间的延长, NOB活性有降低的趋势,且这种趋势要比AOB的更微弱;处理时间一定时,FNA浓度升高,NOB活性显著降低.

图5 AOB、NOB活性的等高线和响应面

3 结论

3.1 在0～2min的沉降时间范围内,随着时间延长,排出污泥的AnAOB、AOB、NOB活性呈下降趋势,且粒径分布变得更均匀.1min的排泥时间有利于颗粒-絮体复合系统排出更多NOB并且保留AnAOB,此时排出污泥的AnAOB、AOB、NOB活性分别为34.21%、54.55%和68.63%.

3.2 FNA浓度小于0.1mg/L时,AOB活性随处理时间延长变化不明显,主要受FNA浓度影响. 当FNA浓度超过0.1mg/L时,处理时间对AOB活性影响变大.

3.3 FNA对NOB的活性具有双重影响.FNA< 0.1mg/L时,对NOB活性具有促进效果,FNA浓度越高,处理时间越长,这种效果越明显.FNA浓度超过0.1mg/L时开始对NOB活性有抑制效果,且处理时间越长,抑制越明显.当FNA>1.2mg/L时,NOB活性被完全抑制.

3.4 最适宜本研究的FNA处理条件是0.6mg/L处理12h.此时AOB、NOB活性分别是38.71%、12.5%,既有利于AOB活性的恢复,又能够抑制更多的NOB活性.

3.5 响应曲面分析结果验证了FNA处理浓度、处理时间与AOB、NOB活性的显著相关性.

[1] Ma B, Wang S Y, Cao S B, et al. Biological nitrogen removal from sewage via anammox: recent advances [J]. Bioresource Technology, 2016,200(1):981-990.

[2] Heng Wang, Bolin Li, Ye Li, et al. Sludge ratio affects the start-up performance and functional bacteria distribution of a hybrid CANON system [J]. Chemosphere, 2021,264(Pt2):12476.

[3] Yang Y, Zhang L, Cheng J, et al. Microbial community evolution in partial nitritation/anammox process: from sidestream to mainstream [J]. Bioresource Technology, 2018,251(3):327-333.

[4] 李柏林,赵婉情,王 恒,等.污泥比例强化CANON系统抵御快速降温效能及机理 [J]. 中国环境科学, 2021,41(6):2622-2630.

Li B L, Zhao W Q, Wang H, et al. Mechanism and efficiency of the CANON system against rapid cooling enhanced by flocculent sludge ratiosv[J]. China Environmental Science, 2021,41(6):2622-2630.

[5] Yang D H, Chen W J, Liu W R,et al. High-throughput sequencing- based microbial characterization of size fractionated biomass in an anoxic anammox reactor for low-strength wastewater at low temperatures [J]. Bioresource Technology, 2017,231(5):45-52.

[6] Zheng M, Wang Z Y, Meng J, et al. Inactivation kinetics of nitrite-oxidizing bacteria by free nitrous acid [J]. Science of the Total Environment, 2021,752:141876.

[7] Jiang C, Xu S, Wang R, et al. Achieving efficient nitrogen removal from real sewage via nitrite pathway in a continuous nitrogen removal process by combining free nitrous acid sludge treatment and DO control [J]. Water Research, 2019,161(9):590-600.

[8] Miao J, Yin Q, Hori T, et al. Nitrifiers activity and community characteristics under stress conditions in partial nitrification systems treating ammonium-rich wastewater [J]. Journal of Environmental Science, 2018,73:1-8.

[9] Wang Q, Ye L, Jiang G, et al. Side-stream sludge treatment using free nitrous acid selectively eliminates nitrite oxidizing bacteria and achieves the nitrite pathway [J]. Water Research, 2014,55(5):245-255.

[10] 任志强,李 冬,张 杰,等.基于侧流FNA处理的颗粒-絮体污泥CANON的启动 [J]. 中国环境科学, 2022,42(9):4129-4136.

[11] Ren Z Q, Li D, Zhang J, et al.Start-up of granular-flocculate sludge CANON process based on side-flow FNA treatment[J]. China Environmental Science, 2022,42(9):4129-4136.

[12] Dapena-Mora A, Fernández I, Campos J L, et al. Evaluation of activity and inhibition effects on anammox process by batch tests based on the nitrogen gas production [J]. Enzyme Microbial Technology, 2006,40(4):859-865.

[13] 张宇坤,王淑莹,董怡君,等.游离氨和游离亚硝酸对亚硝态氮氧化菌活性的影响[J]. 中国环境科学, 2014,34(5):1242-1247.

Zhang Y K, Wang S Y, Dong Y J, et al. Effect of FA and FNA on activity of nitrite-oxidising bacteria[J]. China Environmental Science, 2014,34(5):1242-1247.

[14] 郑照明,李 军,侯爱月,等.城市生活污水SNAD生物膜脱氮特性[J]. 中国环境科学, 2017,37(4):1322-1330.

Zheng Z M, Li J, Hou A Y, et al. Nitrogen removal performance of SNAD biofilm cultured by domestic wastewater [J]. China Environmental Science, 2017,37(4):1322-1330.

[15] 祁明镒.沉降技术的粒度分析[J]. 武汉钢铁学院学报, 1983,2:12- 26.

Qi M Y. Ore grain sizing by sedimentation technique [J]. Journal of Wuhan Institute of Iron and Steel, 1983,2:12-26.

[16] 李 冬,刘名扬,张 杰,等.厌氧氨氧化颗粒污泥的长期保藏及快速活性恢复[J]. 环境科学, 2021,42(6):2957-2965.

Li D, Liu M Y, Zhang J, et al. Long-term storage and rapid activity recovery of anammox granular sludge [J]. Environmental Science, 2021,42(6):2957-2965.

[17] Chu Z R, Wang K, Li X K, et al. Microbial characterization of aggregates within a one-stage nitritation–anammox system using high-throughput amplicon sequencing [J]. Chemical Engineering, 2015,262(2):41-48.

[18] 李 冬,刘名扬,张 杰,等.水力筛分间歇饥饿CANON工艺参数调控及稳定运行[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2022,54(2):1-7.

Li D, Liu M Y, Zhang J, et al. Optimization and stable operation of CANON process of intermittent starvation based on hydraulic screening [J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2022,54(2): 1-7.

[19] Li B, Wang Y, Li X, et al. Comparing the nitrogen removal performance and microbial communities of flocs-granules hybrid and granule-based CANON systems [J]. Science of Total Environment, 2020,703(2):134949.

[20] Vlaeminck S E, Terada A, Smets B F, et al. Aggregate size and architecture determine microbial activity balance for one-stage partial nitritation and anammox [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2010,76(3):900-909.

[21] 吕心涛.游离氨(FA)和游离亚硝酸(FNA)对亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性的影响试验研究[D]. 兰州:兰州交通大学, 2017.

Lv X T. Research on the effect of free ammonia(FA) and free nitrous acid(FNA) on the nitrite-oxidizing bacteria(NOB) acticity [D]. Lanzhou:Lanzhou Jiaotong University, 2017.

[22] Yan Z, Ganda L, Lim M, et al. Free nitrous acid (FNA) inhibition on denitrifying poly-phosphate accumulating organisms (DPAOs) [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2010,88(1):359-369.

[23] 吕心涛,蒋 勇,孟春霖,等.好氧和缺氧条件下游离亚硝酸对氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的选择性抑制[J]. 微生物学通报, 2019,46(8): 1927-1935.

Lv X T, Jiang Y, Meng C L, et al. Inhibitory of FNA on the activity of AOB and NOB under aerobic and anoxic conditions [J]. Microbiol. China, 2019,46(8):1927-1935.

[24] Baumann B, Meer J, Snozzi M, et al. Inhibition of denitrification activity but not of mRNA induction in paracoccus denitrificans by nitrite at a suboptimal pH [J]. Antonie Van Leeuwenhoek, 1997,72(3): 183-189.

[25] 吴 军,张 悦,徐 婷,等.AOB溶解氧亲和力低于NOB条件下序批反应器中NOB淘汰的实现机制 [J]. 中国环境科学, 2016,36(12): 3583-3590.

Wu J, Zhang Y, Xu T, et al. Mechanisms of partial nitrification in sequencing batch reactor under the condition of AOB oxygen affinity lower than NOB[J]. China Environmental Science, 2016,36(12): 3583-3590.

[26] Tokutomi T. Operation of a nitrite-type airlift reactor at low DO concentration [J]. Water Science and Technology, 2004,49(5/6):81- 88.

[27] TONG J, CHEN Y G. Recovery of nitrogen and phosphorus from alkaline fermentation liquid of waste activated sludge and application of the fermentation liquid to promote biological municipal wastewater treatment [J]. Water Research, 2009,43(12):2969-2976.

[28] 付 雪.生物膜填料系统SBBR处理生活污水脱氮性能试验研究[D]. 兰州:兰州交通大学, 2021.

Fu X. Experimental study on the denitrification performance of SBBR biofilm packing system treating domestic sewage [D]. Lanzhou: Lanzhou Jiaotong University, 2021.

[29] Ma J X, Wang Z W, Wu Z C, et al. Aqueous nitrate removal by D417 resin: thermodynamic, kinetic and response surface methodology studies [J]. Asia-Pacific Journal of Chemical Engineering, 2012,7(6): 856-867.

[30] Michaelis M, Leopold C S. A measurement system analysis with design of experiments:Investigation of the adhesion performance of a pressure sensitive adhesive with the probe tack test [J]. International Journal of Pharmaceutics, 2015,496(2):448-456.

Parameter optimization of CANON granular-flocculate composite system with side-flow FNA suppression.

REN Zhi-qiang1,LI Dong1*, WANG Wen-qiang1, 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(11)：5100～5107

In order to explore the best combination of process parameters related to the strategy of inhibiting nitrite oxidizing bacteria (NOB) by side flow free nitrous acid (FNA) treatment, in the completely autotrophic nitrogen removal over nitrite (CANON) process of granular-flocculate composite system, batch test was used to explore the effects of sludge sedimentation time, FNA treatment concentration and FNA processing and processing time to the related functional bacteria activity influence. The NOB activity was targeted inhibition and treatment time on the activity of relevant functional bacteria, so as to inhibit the activity of NOB and reduce the effect of FNA on the activity of functional bacteria. The result showed that the settling time affected the activity of functional bacteria in the treated sludge. With the prolongation of the settling time, the activity of anaerobic ammonium oxidizing bacteria (AnAOB) in the discharged sludge gradually decreased. After settling for 1min, most of the discharged sludge was NOB, and retained as much AnAOB as possible in the reactor. At this time, the relative activities of AnAOB, ammonia oxidizing bacteria (AOB) and NOB were 15.79%, 54.55% and 68.63%, respectively. Considering the effect of FNA on the activity of NOB and AOB, the activity of AOB was 38.71%, while the NOB activity was only 12.5% after inhibition with 0.6mg/L FNA for 12h. The results of response surface analysis showed that the treatment time and treatment concentration of FNA were the key factors affecting the activity of NOB and AOB.

granular-flocculate；CANON；FNA；NOB；response surface

X703.1

A

1000-6923(2022)11-5100-08

任志强(1995-),男,辽宁凌源人,北京工业大学硕士研究生,主要研究方向为污水深度处理与再生回用技术.发表论文3篇.

2022-04-02

北京高校卓越青年科学家计划项目(BJJWZYJH012019 10005019)

* 责任作者, 教授, lidong2006@bjut.edu.cn