基于侧流FNA处理的颗粒-絮体污泥CANON启动

任志强,李 冬*,王文强,王天朔,张 杰,2

基于侧流FNA处理的颗粒-絮体污泥CANON启动

任志强1,李 冬1*,王文强1,王天朔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)

为探究游离亚硝酸(FNA)侧流处理絮体污泥抑制亚硝酸盐氧化菌(NOB)活性启动全程自养脱氮(CANON)工艺的可行性,考察了FNA处理对氨氧化菌(AOB)和NOB活性的影响,探究在颗粒-絮体污泥SBR反应器中水力筛分的絮状污泥经侧流FNA处理的运行效果. 结果表明:0.6mg/L FNA处理后的R1经过30d运行,NH4+-N去除率恢复到处理前的水平,并且短程硝化稳定,系统平均出水总氮为13.84mg/L,且△NO3--N/△NH4+-N比值接近CANON反应方程式理论比值0.11,成功启动CANON工艺. 而0mg/L FNA处理的R2由于NOB大量增殖导致启动失败. 批次试验结果证实,经过0.6mg/L FNA处理后,6h内NOB活性仅为对照组(FNA=0mg/L)的16.39%,并且在随后的运行中并未发现NOB活性的恢复,NOB得到了有效的抑制. 但与此同时,AOB的活性也受到了影响,反应器中NH4+-N去除率仅为处理前的69.69%,AOB活性6h仅恢复68.06%.

游离亚硝酸(FNA)；亚硝酸盐氧化菌(NOB)；全程自养脱氮(CANON)；颗粒-絮体；影响因素

全程自养脱氮(CANON)工艺与传统硝化反硝化工艺相比是一种节能的脱氮工艺[1],无需外加碳源,污泥产量低,可节约60%曝气量的优点使其具有广泛的应用前景[2].然而在实际应用中该工艺还有一定局限性,例如:亚硝酸盐氧化菌(NOB)在CANON工艺中易增殖,难以得到有效抑制[3],并与厌氧氨氧化菌(AnAOB)竞争NO2--N,成为优势菌种,破坏工艺的稳定性.已经有很多研究探讨了抑制NOB的方式,如pH值[4]、温度[5]、溶解氧浓度[6]、游离氨(FA)[7-9]、游离亚硝酸(FNA)[10-12]等. FNA是一种强有力的细菌抑制剂,利用NOB对FNA的敏感程度高于AOB的特点能够有效选择性抑制NOB[13-14].另外FNA可由污泥厌氧消化液短程硝化原位产生,在水厂易于获得且经济可行[15-16]. Jiang等[17]发现,1.2mg/L FNA处理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处理后,AOB、NOB活性分别下降了27.7%、54.4%,有些研究[19]利用侧流FNA处理成功实现了短程硝化,但在有AnAOB等其他功能菌存在时,由于AnAOB等功能菌对FNA的敏感程度比NOB的敏感程度更高[13],阻碍了FNA在一体化的CANON工艺中的应用.

有研究指出[20],在CANON工艺中AnAOB主要存在于颗粒污泥中,而AOB、NOB更倾向于生长在絮体污泥上.这样,颗粒+絮体混合污泥在重力作用下会在反应器中形成生物质分区,能够为针对性选择处理微生物创造条件.将这一微生物分区特性与侧流FNA工艺进行结合是一个很好的处理策略,不仅能够有效地对NOB进行针对性的抑制而且还可以有效避免FNA对AnAOB的不利影响.

本实验设置R1、R2两组序批式反应器(SBR),均接种颗粒+絮体的混合污泥.其中,R1设置侧流FNA处理单元,R2作为对照组未设置FNA处理单元.探究了FNA处理絮体污泥对CANON工艺启动过程中脱氮性能、胞外聚合物(EPS)、粒径以及功能菌活性的影响.

1 材料与方法

1.1 接种污泥

反应器接种成熟的厌氧氨氧化(Anammox)颗粒污泥和硝化絮状污泥.Anammox污泥来自实验室稳定运行的SBR反应器,平均总氮去除率在80%以上.硝化污泥有良好的生物活性.两种污泥以1:1比例混合,将混合均匀的污泥平均分成两份,分别接种在R1、R2两个相同的反应器内.

1.2 实验用水

实验采用人工配水,在进水桶中添加NH4Cl提供 80mg/L的NH4+-N,投加NaHCO3提供无机碳源及维持pH值为7.0～8.0. MgSO4·7H2O 25mg/L, K2HPO420mg/L,CaCl2·2H2O 8mg/L,微量元素浓缩液Ⅰ和Ⅱ为1mg/L. Ⅰ的组成:EDTA 5g/L,FeSO45g/ L;Ⅱ的组成: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 实验装置

实验采用2个由有机玻璃制成的SBR反应器,分别命名为R1和R2,有效容积均为10L,每周期运行6h,包括10min进水,320min反应,20min沉淀,5min排水,其余时间闲置.采用机械搅拌,反应器底部安装曝气盘,采用间歇曝气(曝气:停曝=30min:90min)方式,通过气体流量计控制曝气期间DO=(0.35±0.05) mg/L.使用加热带控制反应器运行温度在(30±1)℃.反应器的运行通过时控开关进行控制,容积交换率为70%.

1.4 运行方法

实验分为S1和S2两个阶段运行. S1阶段(1～ 10d)为接种污泥适应驯化阶段, R1、R2接种Anammox颗粒污泥和硝化絮状污泥平行运行.S2阶段(11～60d)R1采用侧流FNA抑制处理:停止搅拌1min后,排出反应器顶部絮状污泥,约占反应器有效容积的25%,在0.6mg/L FNA处理罐缺氧处理12h后,洗去表面残余亚硝酸盐,将污泥手动灌回R1继续运行,R2在第11天采取与R1相同方式进行排泥,使用与FNA同体积的蒸馏水缺氧处理12h后灌回R2继续运行.

1.5 批次试验FNA处理方法及功能菌活性测定

R1排出的部分污泥用蒸馏水在4000r/min的离心机内处理3min以去除溶解态有机物、NH4+-N、NO2--N和NO3--N.将排出的污泥浓缩平均分成两份分别转移至1L密闭容器,其中一份作为实验组添加一定量NaNO2控制容器内FNA浓度为0.6mg/L缺氧处理12h,控制温度为(26±1)℃,调节pH值为6.0. 12h后,使用蒸馏水在4000r/min条件下清洗污泥,洗去附着在污泥表面的亚硝酸盐;另一份加入0mg/LFNA作为对照组(本实验中0.6mg/L的实验组和0mg/L的对照组所指的FNA浓度为实验中设置的污泥处理条件,0mg/L仅代表并未向密闭容器内投加NaNO2,并非实验过程中污泥处理的实验环境).清洗完毕后分别测量AOB、NOB活性,密闭容器内添加20mg/L NH4+-N、NO2--N.每20min取一次样,测量NH4+-N、NO2--N和NO3--N. 实验结束后测量各自容器内的MLVSS. AOB、NOB活性分别采用比氨氧化速率(SAOR)和比硝氮生成速率(SNOR)来表征. FNA浓度由公式(1)计算.

1.6 分析方法

NH4+-N采用纳氏试剂光度法测定;NO2--N采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定;NO3--N采用紫外分光光度法;胞外聚合物(EPS)中多糖(PS)采用蒽酮硫酸法测定,蛋白质(PN)采用改进的Lowry法测定[21];混合液悬浮固体含量(MLSS)和挥发性悬浮固体含量(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 Mastersizer 2000)测定;污泥形态使用光学显微镜(Olympus BX51)观察和记录;其余水质指标的分析方法均采用国标方法. SAOR、SNOR的测定方法参照文献[22].

2 结果与讨论

2.1 脱氮性能

图1a、b分别为R1、R2运行过程脱氮性能变化,由图可知,S1阶段NH4+-N去除效果较差,分析原因是接种污泥进入到新环境需要适应,没有达到最佳的活性状态,但很快随着AOB、AnAOB活性的恢复,NH4+-N去除效果逐渐升高,在第10d R1、R2去除率分别达到了89.56%、85.82%.虽然NH4+-N去除效果逐渐改善,但R1、R2出水NO3--N逐渐积累,分别达到了35.78、34.49mg/L,导致出水TN浓度严重超标.原因是反应器内存在大量的NOB,对CANON工艺的启动造成了不利的影响,继续以常规方式启动存在困难,需要采取其他措施.

在S2阶段第11d,在R1停止搅拌的1min后,排出距反应器顶部1/4有效容积处的污泥进行侧流FNA抑制处理,处理期间反应器继续运行,待排出污泥FNA缺氧处理12h后,重新手动灌回R1反应器继续运行. 以该策略运行后R1的出水NH4+-N较处理前相比突然增加到37.41mg/L,原因一方面是短暂的流失污泥影响了反应器的NH4+-N去除效果,另一方面是经过侧流FNA的抑制处理后AOB活性同样受到影响,导致出水NH4+-N是处理前的4.5倍.在R1运行到第35d,也就是经过25d恢复后,出水NH4+-N重新降回到原来的水平,AOB活性在短期内得到恢复,有研究指出FNA对AOB的影响具有可逆性[23],与本研究的结果一致.侧流FNA抑制处理对NOB的活性抑制非常显著,出水NO3--N从第10d的35.78mg/L骤降至第11d的11.87mg/L,但观察到出水中仍然存在少量的NO3--N,可能是系统中剩余未排出的絮状泥中的NOB和少量附着在颗粒上的NOB未排出反应器,仍然保持活性导致的. 但残留的NOB在后续通过间歇曝气模式得到有效淘洗,并且在随后的运行中出水NO3--N都保持在较低水平,NOB得到了有效的抑制.最终R1的平均出水总氮为13.84mg/L.

S2阶段R2的出水NH4+-N去除率始终保持在86%以上,但出水NO3--N始终处于较高的水平,导致出水TN较高. R2运行到第26d时,由于出水NO3--N始终呈升高趋势,NOB的异常活性对系统内AnAOB造成了不利影响,因此排出了反应器顶部少量的絮状污泥,由图1b可以看出,排泥影响了出水NO3--N浓度,从25d的45.78mg/L降至36.42mg/L. 17d后,NO3--N逐渐恢复至原来的水平,但出水NH4+-N仅有略微的波动,这得益于AnAOB良好的活性. 直到第60d,R2的出水NO3--N仍未得到有效控制,并且波动较大,这表明反应器内NOB并没有得到有效淘洗,单纯排泥措施抑制NOB是不可行的.

DNO3--N/DNH4+-N值可间接反映系统中的主要脱氮途径.根据CANON工艺总反应式可知,DNO3--N/DNH4+-N的理论值约为0.11.如图2所示,在实验初期,R1、R2由于大量NOB的存在导致DNO3--N/DNH4+-N值变化浮动较大,反应器主要脱氮途径改变,NOB的异常增殖影响了系统中菌群的分布. 25d以后R1反应器的DNO3--N/DNH4+-N值稳定在0.1左右,说明反应器内主要以短程亚硝化-厌氧氨氧化途径去除总氮,CANON工艺成功启动.而R2反应器的比值在0.4到0.7之间波动,远大于理论比值0.11,反应器内脱氮路径不但有短程硝化厌氧氨氧化反应,还有全程硝化反应,导致CANON系统未能成功启动.

图2 运行过程中DNO3--N/DNH4+-N变化

2.2 粒径及EPS分析

反应器运行到第11d,停止搅拌和曝气1min后排出顶部絮状污泥进行侧流FNA处理的同时,在R1反应器的中部和底部取100mL污泥进行显微镜观察.顶部、中部、底部显微镜图分别如图3a、b、c所示.

图3 取自不同位置污泥显微镜观察图

取自顶部的污泥体积平均粒径为(102.593± 2.24)μm,0.5为(64.656±1.59)μm,中部的污泥平均粒径为(265.647±5.11)μm,0.5为(189.684±6.04)μm,底部的污泥平均粒径(519.384±6.55)μm,0.5为(480.742± 5.71)μm. 3个部位污泥样品SV5与SV30的比值分别为2.1, 1.4, 1.0说明顶部污泥沉降性能差,主要以絮体为主,而取自底部的污泥沉降性能好,主要以颗粒为主.

停止搅拌1min后反应器内的絮体和颗粒发生了明显的分层现象,为水力筛分AOB、NOB为主的絮状污泥创造了条件,并且避免了Anammox颗粒污泥被大量排出,能够有效降低FNA对系统AnAOB的抑制作用.

活性污泥中的EPS与微生物代谢的多种理化特性有关,在污泥颗粒化及维持颗粒污泥的结构稳定中起到重要作用.如图4所示,取自不同位置污泥的PN、PS分布有较大差异,但共同特点是3个样品中PN是EPS中主要组成部分,PS含量很低,并且底部的污泥PN含量最高,为42.65mg/(g VSS),顶部污泥含量最低,为36.50mg/(g VSS).有研究发现随着污泥粒径的增大,EPS中PN组分增多[24].另有研究表明[25],PN是影响AnAOB凝聚的关键性物质, Anammox污泥EPS主要成分为PN,与本实验的结果一致.底部的总EPS高达51.65mg/(g VSS),比顶部污泥多10.39%,从这里可知,PN含量的变化主导了EPS的含量变化,而PN中又以TB-PN为主. PN与PS的比值反应了污泥的结构性能,与污泥的稳定性有关[26].研究表明[27]PN/PS较低的污泥具有较差的结构和性能,取自顶部污泥大多以絮状污泥为主,PN/PS的值较低,仅有3.55,取自底部的污泥PN/PS的比值为4.74,沉降性能良好.

图4 取自R1不同部位污泥的PN、PS、EPS及PN/PS

TB:紧密结合 LB:松散结合

如图5所示,实验组(0.6mg/L FNA)侧流FNA处理后的EPS[51.51mg/(g VSS)]较对照组(0mg/L FNA) [46.79mg/(g VSS)]有所增加,因为FNA改变了污泥原有的外部环境,刺激细胞产生更多EPS.与对照组相比,实验组的PN略微降低,但PS却由对照组的10.29mg/ (g VSS)升高至17.57mg/(g VSS),实验组是对照组的1.71倍,表明FNA处理对污泥PS的影响高于PN, LB-PS和TB-PS分别增加至对照组的198.40%和166.92%,有研究指出[30]经FNA处理的污泥,为保持菌胶团的完整性,会分泌更多促进细胞黏附的PS,以增强细胞间的结合程度.虽然实验组的PN含量有所降低,但LB-PN的含量对照组的4.81倍,FNA处理后对LB-PN的分泌影响明显.另外疏水作用力理论表明PN是疏水性的,因此PN是维持聚集体结构和絮凝能力的关键,实验组的TB-PN由对照组的34.38mg/(g VSS)降至24.47mg/(g VSS),说明影响污泥结构稳定性的主要是TB-PN. PN/PS由3.54降低到1.93,污泥结构较对照组变得不稳定.有研究指出污泥的沉降性能与构成絮体结构的EPS密切相关,进而影响污泥的脱氮性能[31-33].由图1c可以看出,FNA处理后R1的脱氮性能短期内明显下降,因此FNA处理后的污泥沉降性能变差可能是系统脱氮性能降低的另一个原因.

图5 FNA处理后污泥的PN、PS变化情况

2.3 功能菌活性分析

实验组和对照组MLVSS值分别为1931, 2045mg/L.由图6可知,实验组NH4+-N浓度在实验起始阶段有短暂的升高,原因是FNA处理后杀死的微生物会将体内的蛋白质释放到溶液当中,在微生物的作用下分解成氨基酸,随后进一步分解成NH4+-N,造成短时间内NH4+-N浓度的升高.

相比对照组,实验组的AOB活性降低,出水NH4+-N浓度增加,然而出水NO3--N相比之下有大幅度降低,说明NOB活性同样受到影响.在随后的几个小时内,实验组NH4+-N浓度开始下降,从第120min的16.68mg/L下降到最后的5.99mg/L,AOB逐渐恢复了一定的活性,但在实验的最后依旧没能恢复至对照组的水平,NH4+-N去除速率仅为对照组的70.05%.对于NO2--N,实验组初始阶段NO2--N并没有积累的现象发生,100min后开始有一定的NO2--N积累,并有逐渐增高的趋势,分析原因可能是在最初AOB活性并没有恢复,可能仅有的细微活性也会被仅存的NOB剩余活性反应,这是造成实验初期就产生了NO3--N的原因.而对照组NO2--N从实验初始时的19.45mg/L,经过初期的增加后,直至实验结束系统内NO2--N为25.46mg/L,增加了6.01mg/L,实验结束NO2--N并没有消耗完全,分析原因是由于系统内大部分为AOB和NOB,仅有极少的AnAOB被排出,造成了NO2--N反应不完全,而实验初期NO2--N浓度呈现升高的趋势,可能是AOB产生NO2--N的速率大于NOB消耗NO2--N的速率,随着NH4+-N不断消耗,AOB产生NO2--N的速率降低,NO2--N的浓度开始转为降低的趋势.在整个试验周期内,实验组NO2--N浓度并未明显下降,且NO3--N浓度未明显升高,系统维持稳定的短程硝化效果,这与Wang等[34]研究结果相似.最终在对照组检测到了大量NO3--N,而实验组的NO3--N微乎其微,这是因为在FNA处理后,系统中大部分NOB都被杀死,活性无法恢复,而剩余的少量NOB虽然存活下来,但是相较于数量众多的AOB,在DO的争夺中无法占有优势,活性受到进一步抑制[35].

图6 0, 0. 6mg/L FNA处理后NH4+-N、NO2--N、NO3--N的变化

SAOR和SNPR能够反映AOB和NOB的活性,以0.6mg/L FNA处理的污泥SAOR和SNPR分别与对照组(FNA=0mg/L)的SAOR和SNPR相除的百分数比值来表征AOB、NOB活性的变化.

由图7可知,0mg/L FNA处理污泥的SAOR活性在实验的起始阶段较高,前60min达到了2.25mg/(g VSS·h),此时较高的活性可能归因于充足的底物浓度,随着反应的进行,SAOR值逐渐降低,底物浓度成为AOB活性的限制因素,最终6h内的SAOR降至1.13mg/(g VSS·h).前240min NH4+-N去除率达到了89.89%,实验结束时去除率接近100%.而0.6mg/L FNA处理后的污泥SAOR的值较低,甚至出现了由于NH4+-N升高成为负值的情况.随着AOB活性的恢复,SAOR值有所上升,并且在第180min SAOR的值达到了0.69mg/(g VSS·h),在随后的运行中SAOR并没有显著的变化,实验结束时略微上升至0.75mg/(g VSS·h),分析原因是虽然此时AOB活性逐渐恢复,但由于恢复过程中底物浓度不断消耗,底物不足限制了AOB的降解速率,导致后续SAOR并未发生显著升高,并且直至实验结束NH4+-N去除率仅为69.69%. AOB活性仅恢复到68.06%.对于反映NOB活性的SNPR,0mg/L FNA处理的污泥SNPR始终维持着较高的水平,并且随着实验进行有不断升高的趋势,从前60min的0.28mg/(g VSS·h)上升至实验结束时的0.75mg/(g VSS·h),NOB活性没有受到底物消耗的影响,原因是实验初期提供了充足的底物浓度,随着反应的进行,NO2--N被消耗,但AOB活性良好,源源不断地为NOB提供电子受体,保持SNPR的稳定.相比之下,0.6mg/L FNA处理后的污泥SNPR在前180min仅为0.07mg/(g VSS·h),直至实验结束SNPR仅为0.11mg/(g VSS·h),在实验过程中SNPR并未发生显著变化,NOB活性仅为16.39%,说明处理后对NOB产生了有效的抑制,并且FNA对NOB活性的抑制影响要远远大于对AOB活性的影响,NOB对FNA的敏感性和不适应性高于AOB[17],为最终实现CANON工艺的启动创造了条件.

图7 0, 0. 6mg/L FNA处理后SAOR、SNPR及实验组AOB、NOB活性

3 结论

3.1 经过0.6mg/L FNA处理后的R1在第30d成功启动CANON工艺,出水DNO3--N/DNH4+-N的值稳定在0.1左右,而采用常规启动方式的R2直到第60d未能成功启动.

3.2 颗粒-絮体混合污泥沉降1min后在反应器内有良好的纵向分布,体积平均粒径从上到下分别为(102.593±2.24), (265.647±5.11), (519.384±6.55)μm.这为水力筛分侧流FNA处理絮体污泥创造了条件.

3.3 FNA影响污泥EPS分泌.用0.6mg/L FNA处理后EPS由46.79增加至51.51mg/(g VSS).处理后污泥PN略微降低,但PS由10.29mg/(g VSS)升高至17.57mg/(g VSS),是对照组的1.71倍,侧流FNA处理对污泥的PS影响要高于PN.虽然FNA处理后污泥的PN含量有所降低,但LB-PN的含量是对照组的4.81倍,处理后对LB-PN的分泌影响明显. PN与PS的比值由3.54降低到1.93.

3.4 FNA处理后成功抑制了NOB的活性,并且没有发现出水NO3--N有增加的趋势,AOB的活性虽然很快恢复,但最终活性仅恢复到68.06%.

[1] Isaac O, Andriy M, Elzbieta P. Pre-concentration of ammonium to enhance treatment of wastewater using the partial nitritation/anammox process [J]. Environmental Technology, 2015,36(9-12):1256-1264.

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

[3] Pérez J, Lotti T, Kleerebezem R, et al. Outcompeting nitrite-oxidizing bacteria in single-stage nitrogen removal in sewage treatment plants: A model-based study [J]. Water Research, 2014,66(12):208-218.

[4] 魏 琛,罗固源.FA和pH值对低C/N污水生物亚硝化的影响[J]. 重庆大学学报(自然科学版), 2006,29(3):124-127.

Wei C, Luo G Y. Effects of free ammonium and pH on partial nitrification process [J]. Journal of Chongqing University (Natural Science Edition), 2006,29(3):124-127.

[5] Yang Q, Peng Y, Liu X, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal wastewater at low temperatures using real-time control to optimize nitrifying communities [J]. Environmental Science & Technology, 2007,41(23):8159-8164.

[6] Guo J, Peng Y, Wang S, et al. Long-term effect of dissolved oxygen on partial nitrification performance and microbial community structure [J]. Bioresource Technology, 2009,100(11):2796-2802.

[7] 于德爽,殷金兰,王晓霞,等.控制DO及FA条件下短程硝化过程系统稳定性研究[J]. 环境工程学报, 2011,5(12):2677-2680.

Yu D S, Yin J L, Wang X X, et al. Study on stability of shortcut nitrification by controlling DO and FA [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2011,5(12):2677-2680.

[8] 张 亮,张树军,彭永臻.污水处理中游离氨对硝化作用抑制影响研究[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2012,44(2):75-79.

Zhang L, Zhang S J, Peng Y Z, et al. Review of study on the effects of free ammonia inhibitions on nitrifying bacteria in wastewater treatment [J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2012,44(2): 75-79.

[9] 吴莉娜,彭永臻,王淑莹,等.游离氨对城市生活垃圾渗滤液短程硝化的影响[J]. 环境科学, 2008,29(12):3428-3432.

Wu L N, Peng Y Z, Wang S Y, et al. Effect of free ammonia on the short-cut nitrification of the municipal landfill leachate [J]. Environmental Science, 2008,29(12):3428-3432.

[10] 傅金祥,汪 洋,杨 勇.FA与FNA对A/O工艺短程硝化处理垃圾渗滤液的影响[J]. 工业水处理, 2012,32(5):48-51.

Fu J X, Wang Y, Yang Y. Effect of FA and FNA on the short-cut nitrification of landfill leachate in an A/O system [J]. Industrial Water Treatment, 2012,32(5):48-51.

[11] 刘 牡,彭永臻,吴莉娜,等.FA与FNA对两级UASB-A/O处理垃圾渗滤液短程硝化的影响[J]. 化工学报, 2010,61(1):172-179.

Liu M, Peng Y Z, Wu L N, et al. Effect of FA and FNA on short-cut nitrification of landfill leachate in two-stage UASB-A/O system [J]. CIESC Journal, 2010,61(1):172-179.

[12] 韩晓宇,张树军,甘一萍,等.以FA与FNA为控制因子的短程硝化启动与维持[J]. 环境科学, 2009,30(3):809-814.

Han X Y, Zhang S J, Gan Y P, et al. Start up and maintain of nitritation by the inhibition of FA and FNA [J]. Environmental Science, 2009,30(3):809-814.

[13] Wang Q, Ye L, Jiang G, et al. Free Nitrous Acid (FNA)-based pretreatment enhances methane production from waste activated sludge [J]. Environmental Science & Technology, 2013,47(20):11897- 11904.

[14] Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2011,45(15):4672-4682.

[15] Nan X, Ma B, Qian W, et al. Achieving nitritation by treating sludge with free nitrous acid: The effect of starvation [J]. Bioresource Technology, 2019,271(1):159-165.

[16] 委 燕,王淑莹,马 斌,等.缺氧FNA对氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的选择性抑菌效应[J]. 化工学报, 2014,65(10):4145-4149.

Wei Y, Wang S Y, Ma B, et al. Selective inhibition effect of free nitrous acid on ammonium oxidizing bacteria and nitrite oxidizing bacteria under anoxic condition [J]. CIESC Journal, 2014,65(10): 4145-4149.

[17] 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(11):590-600.

[18] Miao J, Yin Q, Hori T, et al. Nitrifiers activity and community characteristics under stress conditions in partial nitrification systems treating ammoniumrich wastewater [J]. Journal of Environmental Sciences, 2018,73(11):1-8.

[19] 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.

[20] Zhang L, Liu M, Zhang S, et al. Integrated fixed-biofilm activated sludge reactor as a powerful tool to enrich anammox biofilm and granular sludge [J]. Chemosphere, 2015,140(12):114-118.

[21] Stedmon C A, Bro R. Characterizing dissolved organic matter fluorescence with parallel factor analysis: a tutorial [J]. Limnology and Oceanography: Methods, 2008,6(11):572-579.

[22] 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.

[23] Ma B, Yang L, Wang Q, et al. Inactivation and adaptation of ammonia-oxidizing bacteria and nitrite-oxidizing bacteria when exposed to free nitrous acid [J]. Bioresource Technology, 2017,245 (12):1266-1270.

[24] 杨明明,刘子涵,周 杨,等.厌氧氨氧化颗粒污泥EPS及其对污泥表面特性的影响[J]. 环境科学, 2019,40(5):2341-2348.

Yang M M, Liu Z H, Zhou Y, et al. Extracellular Polymeric Substances of ANAMMOX Granular Sludge and Its Effects on Sludge Surface Characteristics [J]. Environmental Science, 2019,40(5):2341- 2348.

[25] 李 冬,田海成,梁瑜海,等.水质条件对厌氧氨氧化颗粒污泥EPS含量的影响[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2017,49(2):6-12.

Li D, Tian H C, Liang Y H, et al. Effect of water quality of influent on the content of extracellular polymeric substances in anammox granule sludge [J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2017,49(2): 6-12.

[26] Puñal A, Brauchi S, Reyes J G, et al. Dynamics of extracellular polymeric substances in UASB and EGSB reactors treating medium and low concentrated wastewaters [J]. Water Science and Technology, 2003,48(6):41-49.

[27] 李 冬,曹美忠,郭跃洲,等.不同磷浓度下生物除磷颗粒系统的COD需求[J]. 环境科学, 2018,39(7):3247-3253.

Li D, Cao M Z, Guo Y Z, et al. COD Requirement for Biological Phosphorus Removal Granule System Under Different Phosphorus Concentrations [J]. Environmental Science, 2018,39(7):3247-3253

[28] 曹秀芹,赵自玲.胞外聚合物(EPS)构成的影响因素分析[J]. 环境科学与技术, 2010,33(12):420-424.

Cao X Q, Zhao Z L. Analysis of influencing factor on the component of extracellular polymeric substance (EPS) [J]. Environmental Science & Technology, 2010,33(12):420-424.

[29] Houghton J I, Stephenson T. Effect of influent organic content on digested sludge extracellular polymer content and dewaterability [J]. Water Research, 2002,36(14):3620-3628.

[30] 张家惠,巩有奎.FNA旁侧污泥预处理SBR-PN过程启动及N2O释放特性[J]. 环境工程, 2021,39(6):72-78.

Zhang J H, Gong Y K. Start-up of SBR-PN process and N2O emission in side pretreatment of wasted sludge by free nitrous acid [J]. Environmental Engineering, 2021,39(6):72-78.

[31] Nielsen P H, Jahn A, Palmgren R. Conceptual model for production and composition of exopolymers in biofilms [J]. Water Science and Technology, 1997,36(1):11-19.

[32] Song Y X, Liao Q, Yu C, et al. Physicochemical and microbial properties of settled and floating anammox granules in upflow reactor [J]. Biochemical Engineering Journal, 2017,123(7):75-85.

[33] Wang W Q, Li D, Li S, et al. Characteristics and mechanism of hollow anammox granular sludge with different settling properties [J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2022,10(2):107230.

[34] Wang Z, Zhang S, Zhang L, et al. Restoration of real sewage partial nitritation-anammox process from nitrate accumulation using free nitrous acid treatment [J]. Bioresource Technology, 2018,251(3):341- 349.

[35] 张 昭,李 冬,仲 航,等.常温下低氨氮污水的短程硝化启动研究[J]. 中国给水排水, 2012,28(9):35-39.

Zhang Z, Li D, Zhong H, et al. Start-up experiment of shortcut nitrification for low ammonia nitrogen wastewater at room temperature [J]. China Water&Wastewater, 2012,28(9):35-39.

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学家计划项目(BJJWZYJH012019 10005019)

*责任作者, 教授, lidong2006@bjut. edu. cn

任志强(1995-),男,辽宁朝阳人,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.