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高氨氮低碳废水生物脱氮技术

发布时间:2017-10-8 9:10:27  中国污水处理工程网

  厌氧氨氧化(ANAMMOX)作为一种新型生物脱氮技术, 与传统生物脱氮技术相比, 因其具有无需外加碳源、污泥产量低、耗氧量低等诸多优势[1], 正在逐步运用于不同行业的高氨氮低碳废水的处理中[2].亚硝化工艺可利用氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)将进水中的NH4+-N氧化成NO2--N, 因此在处理高NH4+-N废水时常将亚硝化工艺作为ANAMMOX工艺的前置工艺.近年来如何实现前置亚硝化工艺的稳定运行一直是研究的难点和热点, 国内外众多研究者通过控制温度[3, 4]、溶解氧(DO)[5~7]、pH[8, 9]、游离氨(FA)[10, 11]、游离亚硝酸(FNA)[12~14]、污泥龄、缺氧/好氧[10, 15, 16]等因素实现了AOB的富集和NOB的淘汰.然而目前的研究大都针对的是实验室规模的亚硝化的研究, 很少有涉及到中试亚硝化的启动及其能力提升的过程, 且在实验室规模的研究中大都采用SBR运行模式启动亚硝化[17~20], 而SBR运行模式在与ANAMMOX工艺联合的过程中也有一定的弊端, 比如间歇式的运行模式增加了反应器的运行成本, 且在SBR模式运行的后期随着反应器中的NH4+-N浓度的降低, FA浓度也随之降低, 也会使其对NOB的抑制作用减弱, 在SBR运行模式的补水及排水期间, ANAMMOX工艺很难得到较好的进水配比, 这些弊端也都限制了在联合ANAMMOX工艺时采用SBR的运行模式作为ANAMMOX工艺的前置工艺.然而目前有关在连续流中快速启动亚硝化的研究报道较少, 中试规模下连续流亚硝化的快速启动的报道更是鲜见.

  本研究在中试规模下研究了连续流亚硝化反应器的启动过程以及在启动阶段的调控策略, 以期为中试规模下连续流亚硝化的快速启动提供理论方法及技术支撑, 并为联合ANAMMOX工艺实现高效脱氮提供参考依据.

  1 材料与方法1.1 实验装置与运行条件

  实验装置由聚乙烯板制成(如图 1), 总有效体积5 400 L, 主要包括部分好氧区4 000 L和沉淀区1 400 L, 在工艺运行过程中利用亚硝化过程的尾气将沉淀区出水回流至好氧区.在启动亚硝化的过程中, 进水运行方式为连续流, 流量由蠕动泵控制.曝气系统采用回转式鼓风机, 气体流量由气体流量计控制.好氧区加入填料, 采用挂膜启动亚硝化.中试亚硝化启动过程中温度保持在19~25℃之间.好氧区T、pH、DO、ORP由WTW在线监测仪监控.

图 1 实验装置示意

  1.2 接种污泥

  反应器在亚硝化启动的过程中接种污水处理厂压滤后的污泥, 并过100目的筛网去除杂质, 加入污泥后好氧区污泥浓度约为11 000 mg·L-1.好氧区选用填料为聚乙烯悬浮填料, 此填料具有较大的比表面积以提高生物量; 适当的水气通道适合生物膜生长, 挂膜周期短; 挂膜后比重接近于水易于流化; 使用寿命长等特点.填充率为20%~25%, 填充率过高会使载体在反应器内部流动迟缓, 不利于微生物的附着, 过低会使反应启动周期延长, 且随着反应器能力的提升也容易处于限制步骤.

  1.3 实验用水

  本实验所用进水均由人工配置, 配水中含有NH4+-N、CaCl2、MgSO4·7H2O、KH2PO4及微量元素. NH4+-N由NH4CO3提供, 浓度按需配置.碱度通过投加NaHCO3进行调控.

  1.4 分析项目与方法

  各种指标测定方法均按照文献[21]: NH4+-N:钠氏试剂分光光度法; (哈希2800, 美国); NO2--N和NO3--N采用离子色谱法(戴安IS-9001, 美国); pH、ORP、DO和T采用WTW在线监测仪(德国).水中FA/FNA浓度按照公式计算[22, 23].

  1.5 实验方法

  首先通过较高的供气量使反应器内部发生全程硝化反应, 同时也可去除反应器内部加入的污泥中含有的部分有机物, 其后通过减少供气量以及提升进水NH4+-N负荷的方式使硝化反应停留在亚硝化阶段即使反应器内部出现NO2--N积累.最后通过缩短水力停留时间(HRT)和增加进水NH4+-N浓度两种方式提高进水NH4+-N负荷, 实现反应器内部NO2--N浓度的积累以及高NO2--N产率的获得.

  采用定量PCR技术对反应的不同阶段所取得的微生物进行定量分析, 主要功能菌包括总菌、AOB、NOB.

  2 结果与讨论2.1 连续流亚硝化启动过程中氮素转化特性

  中试连续运行过程中氮素的转化情况如图 2所示, 运行参数如图 3(a)所示, 氮素负荷变化如图 3(b)所示.启动阶段(阶段Ⅰ)反应器进水NH4+-N浓度为150 mg·L-1, 进水氮负荷为(0.04±0.005) kg·(m3·d)-1, 出水NH4+-N浓度为20 mg·L-1, NO2--N浓度仅有不到10 mg·L-1, NO3--N浓度很高, 超过了100 mg·L-1, 反应器初始阶段基本没有NO2--N积累(NAR)的现象, NH4+-N去除率达到92.2%.随即(阶段Ⅱ)将进水NH4+-N浓度调整至(400±10) mg·L-1, 此时的进水氮负荷达到0.120 kg·(m3·d)-1, 出水NH4+-N和NO2--N浓度有所提升, NO3--N浓度虽较阶段Ⅰ稍有下降, 但浓度依然很高, 开始出现NO2--N的累积, NAR为62%, NH4+-N去除率达到51%.反应运行至阶段Ⅲ时, 增加进水流量的方式提高进水负荷, 此时进水氮负荷为0.160 kg·(m3·d)-1, NO2--N产生速率(NPR)从0.05 kg·(m3·d)-1增加至0.12 kg·(m3·d)-1, NAR也增加至80%, NH4+-N去除率达到90.8%.为了获得更高的NAR和NPR, 将进水NH4+-N浓度提高至(990±10) mg·L-1(阶段Ⅳ), 此时的进水氮负荷达到0.39 kg·(m3·d)-1, 随着反应的运行, 反应器中的NO2--N浓度逐渐增加, NH4+-N和NO3--N浓度逐渐降低, 运行至73 d时, 反应器中的NAR达到97%, NH4+-N去除率达到96.4%, 此时的NPR为0.36 kg·(m3·d)-1.在阶段Ⅴ的运行中, 通过增加进水流量的方式将HRT由2.53 d缩短为0.93 d, 此时的进水氮负荷为1.06 kg·(m3·d)-1.在这一阶段的运行中, NPR有了进一步的提升, 从0.36 kg·(m3·d)-1提升至1.014 kg·(m3·d)-1, 而NAR也是达到了99%, NH4+-N去除率达到98%.反应运行至88 d(阶段Ⅵ)时, 将进水浓度降低至520 mg·L-1, 将HRT缩短为0.48 d, 此时的进水氮负荷为1.1 kg·(m3·d)-1, 较阶段Ⅴ变化不大, NPR有所下降, 在两周的运行过程中, 反应器内部的NPR也从0.486 kg·(m3·d)-1恢复至0.998 kg·(m3·d)-1, NAR也稳定在97%, NH4+-N去除率也恢复到94.1%.当反应运行至101 d时(阶段Ⅶ), 进一步提升进水流量, 此时反应器内部的进水氮负荷为1.43 kg·(m3·d)-1, 经过11 d的运行, NPR提升至1.27 kg·(m3·d)-1, NAR也稳定在98%, NH4+-N去除率也稳定在90%以上.

图 2 氮素浓度随运行时间的变化

图 3 运行参数以及氮素负荷

  亚硝化的成功启动总共经历了111 d的时间, NPR达到了1.27 kg·(m3·d)-1, NAR也稳定在98%, 出水NO3--N浓度小于10 mg·L-1.

  2.2 温度对连续流中试亚硝化反应器的影响

  氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)是影响硝化反应过程的重要微生物, 不同的生长温度也会对亚硝化颗粒污泥的结构和亚硝化性能有着重要的影响[24]. Balmelle等[25]的研究表明当温度在10~20℃之间硝化菌属活性最大, 在此条件下, 基本无NO2--N积累; 20~25℃时硝酸菌活性缓慢降低, 而亚硝酸菌活性逐渐升高, 25℃时亚硝酸菌活性达到最大.虽然不同的学者得出结论不尽相同, 但是普遍认为高温条件30~35℃有利于实现和维持亚硝化[26], 原因是由于AOB的比增长速率(μAOB)高于NOB的比增长速率(μNOB).本实验在启动亚硝化的过程中, 反应器内部的温度在19~27℃之间, 不是AOB的最适温度, 而在此温度下NOB的增长速率要高于AOB的增长速率, 这意味着AOB很难在中温条件19~27℃下竞争过NOB.但随着运行时间的增加, 本研究仍然能够在中温条件下实现亚硝化的成功启动, 并获得了较高的NPR以及NAR, 笔者认为与pH、DO、FA、FNA等因素有着密切的关系.

  2.3 DO对连续流中试亚硝化反应器的影响

  传统观点认为低DO是维持短程硝化稳定的关键因素之一[27]. Ruiz等[28]报道控制DO在1.0mg·L-1左右, 能够实现稳定的亚硝化.李冬等[29]将DO平均浓度控制在0.72 mg·L-1时, 亚硝化率可以维持在93%左右. Blackburne等[30]研究进一步表明低DO下亚硝酸大量积累是由于亚硝酸菌对DO的亲和力较硝酸菌强.亚硝酸菌氧饱和常数一般为0.2~0.4mg·L-1, 硝酸菌的为1.2~1.5mg·L-1.低溶氧下, 亚硝酸菌和硝酸菌增殖速率均下降.当DO为0.5 mg·L-1时, 亚硝酸菌增殖速率为正常时的60%, 而硝酸菌则不超过正常值的30%.而本实验在启动亚硝化的过程中采取了前期高DO刺激硝化反应, 后随着硝化能力的提升逐渐降低DO实现了亚硝化.在亚硝化启动的前9d(阶段Ⅰ), 为了将加入反应器中的有机物去除掉, 控制DO浓度在(6.0±1.0) mg·L-1, 此时系统中的出水NH4+-N浓度在20 mg·L-1左右, NO2--N含量很低, 出水以NO3--N为主, 基本无NO2--N积累.系统中有30 mg·L-1左右的总氮损失, 推测是与加入的污泥中含有的部分有机物反应去除的.随着进水NH4+-N浓度的提升(阶段Ⅱ), 进水氮负荷达到0.116 kg·(m3·d)-1, 此时将DO浓度提升(增大鼓风机气量)至(11.0±1.0) mg·L-1以提供更多的溶解氧进行硝化反应, 在如此高DO的情况下, 出水中仍有200 mg·L-1的NH4+-N剩余, 但出水中NO2--N浓度开始逐渐增高且NO3--N浓度没有继续增长的情况下, 继续增大气量以刺激硝化反应, 本阶段结束时, 出水中开始出现一定的NO2--N积累, NAR达到65%.接下来的运行过程中随着进水氮负荷的提升, 亚硝化能力逐渐提升, 但鼓风机的供气量并没有随着提高, 反映在DO上表现为DO浓度的逐渐下降.亚硝化成功启动并提升能力后, DO浓度最终降低至(0.6±0.1) mg·L-1, NPR达到1.2 kg·(m3·d)-1, NAR一直维持在95%以上, 系统达到了很稳定的亚硝化效果.

  2.4 pH/FA/FNA对连续流中试亚硝化反应器的影响

  FA和FNA浓度受系统pH、温度、NH4+-N和NO2--N浓度影响. pH对亚硝化过程中FA及FNA浓度影响较大, 一般通过改变pH值抑制AOB和NOB. pH在7.5~8.5将有利于NO2--N积累. Anthonisen等[31]报道FA对AOB的抑制阈值差异较大, FA浓度10~150 mg·L-1抑制AOB活性, 0.1~1 mg·L-1抑制NOB活性. FNA完全抑制AOB和NOB生长的浓度分别为0.4 mg·L-1和0.02 mg·L-1, 因此可以利用FA或FNA的选择抑制作用使系统中的NOB受到抑制而AOB不受抑制, 从而将硝化控制在亚硝化阶段.

  亚硝化反应器启动过程中FA、FNA以及氮素浓度如图 4所示, 本实验在启动亚硝化的过程中, 起初没有实现对pH的及时调控, 出水pH在6.5~7.0之间, 而NOB对较低的pH有更好的适应性, 且阶段Ⅰ的过程中由于进水氮负荷不足, 加上较高的DO使得反应器中的NO3--N浓度很高, 基本无NO2--N积累.随即加大进水NH4+-N浓度至400 mg·L-1(阶段Ⅱ), 此时的进水氮负荷达到0.116 kg·(m3·d)-1, 由于阶段Ⅰ过程中pH较低且硝化反应是一个pH降低的反应, 所以将进水pH从8.25提升至8.45, 此阶段由于较高的进水NH4+-N浓度以及较高的pH, 尽管在阶段Ⅱ增大了DO的情况下, NO3--N浓度并没有持续增长, 反而在反应器中开始出现了NO2--N的积累.对比阶段Ⅰ和阶段Ⅱ可以得出, 在温度基本不变的情况下, 阶段Ⅱ的过程中的FA浓度较阶段Ⅰ中要大许多, 达到了(18±1) mg·L-1, 根据前人研究得出当FA浓度处于10~150 mg·L-1会抑制AOB活性, 处于0.1~1 mg·L-1会抑制NOB活性, 而在阶段Ⅱ的过程中FA浓度远远大于1.0 mg·L-1, 超过了NOB的耐受限度, 因此反应器中的NO3--N浓度不再继续升高反而开始下降, NO3--N浓度从85 mg·L-1下降至55 mg·L-1, NAR稳定在75%.运行至阶段Ⅱ后期时, 反应器中NH4+-N浓度较低的情况下, FA浓度也有所下降, 从18 mg·L-1降低至(2.0±1) mg·L-1, 对NOB的抑制作用相对减弱, 此时反应器中出现了NO3--N浓度的小幅度增加, NO3--N浓度从55 mg·L-1增大至67 mg·L-1, NOB的活性开始逐渐恢复.反应器运行至阶段Ⅲ时, 将进水NH4+-N浓度提升至990 mg·L-1时, 由于反应器中NH4+-N浓度的及时补充, NO3--N浓度并没有继续增加, 开始逐渐下降, 从阶段Ⅱ的67 mg·L-1下降至27 mg·L-1.比较阶段Ⅱ和阶段Ⅲ, 反应器中的FA浓度相差不大, 除了反应后期NH4+-N浓度很低的时候FA较低的情况外, 其余FA浓度基本都在5~20 mg·L-1之间, 而反应器在阶段Ⅱ和阶段Ⅲ反应期间出水NO3--N浓度差异很大, 即有另外的影响因素导致了阶段Ⅱ和阶段Ⅲ之间出水NO3--N浓度的差异.对比阶段Ⅱ和阶段Ⅲ发现两个阶段之间的FNA浓度也有所差异, 阶段Ⅱ的过程中进水NH4+-N浓度在400 mg·L-1左右, 因而反应器中的NO2--N浓度最大只能达到400 mg·L-1, 而在NO2--N浓度为400 mg·L-1, pH在7.75以及温度为22.4℃时, 理论FNA最大浓度只能达到0.017 1 mg·L-1, 小于可对NOB造成抑制的0.02 mg·L-1, 因而在阶段Ⅱ并不能抑制NOB的活性.而在阶段Ⅲ的过程中由于提升了进水NH4+-N浓度至990 mg·L-1, 也使得反应器中的NO2--N浓度有所提升, 加之稍降低进水的pH, 因而反应器内部的pH也稍有下降, 尽管温度稍有升高的情况下, 反应器内部的FNA浓度仍因NO2--N浓度的升高逐渐升高, 达到0.033 mg·L-1, 超过了NOB的耐受范围, 抑制了NOB的活性.至阶段Ⅲ结束时, NAR稳定在97%.阶段Ⅳ通过提升进水流量的方式获得了较大的NPR的同时NAR也有所提高, 从阶段Ⅲ至阶段Ⅳ的过程中, 系统中的FNA浓度依然稳定在0.033 mg·L-1, 继续对NOB产生抑制, 至阶段Ⅳ运行结束时, 反应器中出水NO3--N浓度仅为8.0 mg·L-1, NAR也达到了99%.反应器运行至阶段Ⅴ时, 通过降低进水NH4+-N浓度以及提升进水流量的方式维持反应器中的进水氮负荷不变, 在这一阶段的运行过程中, 将进水中的pH从8.35提高到8.45, FA浓度得以维持在5~10 mg·L-1.由于进水NH4+-N浓度的下降导致反应器中生成的NO2--N浓度随之下降, FNA浓度最高达到0.017 mg·L-1, 不足以达到抑制NOB活性的浓度, 反应器中仅有FA可对NOB产生抑制, 这一阶段产生的NO3--N浓度稍有提高, 但浓度变化不大, NAR依然维持在97%以上.阶段Ⅵ和阶段Ⅶ的运行过程中仅通过提高进水流量的方式提升亚硝化能力, 进水的NH4+-N浓度变化不大的情况下, 反应器中的FA以及FNA浓度变化不大, FA浓度虽有所降低, 但仍处在可对NOB产生抑制的浓度范围之内, 出水NO3--N浓度稳定在8 mg·L-1, NAR稳定在98%以上.

图 4 FA、FNA、NAR以及氮素浓度随运行时间的变化

  2.5 连续流中试亚硝化反应器启动过程中功能微生物的鉴定

  在亚硝化启动的过程中根据不同阶段的亚硝化效果取了一定量的污泥对其进行微生物种类的鉴定, 主要分为启动初期以及成功启动亚硝化反应后, 测定的微生物主要包括总菌、AOB、NOB、DB的鉴定.

  由图 5可见, 启动初期反应器内部NOB、DB两个菌种占据主导地位, 拷贝数均处于1010数量级, 而AOB的拷贝数则相对较低, 在成功启动亚硝化后反应器内部的AOB数量及占比明显增多, 从启动初期的5.3×109 copies·mL-1到成功启动后AOB的拷贝数达到了1.6×1011 copies·mL-1, NOB的拷贝数反而从1.1×1010 copies·mL-1下降到1.2×109 copies·mL-1, AOB拷贝数比NOB的要高2个数量级, AOB的占比逐渐提高, 这也是反应器内部NO3--N浓度较低以及取得高NAR的原因所在.

图 5 功能微生物定量结果

  2.6 连续流中试亚硝化反应器启动过程中的控制策略

  在影响亚硝化成功启动的众多因素中溶解氧、T、FA和FNA为主要的控制因素而备受关注, 也是启动和维持短程硝化工艺的重要手段.在对这些影响因素的调控过程中一般都是通过抑制NOB的生长, 使AOB的生长受到的抑制作用较小甚至不受影响以达到NO2--N浓度的累积.但是NOB对外界环境有一定的适应性, 一旦抑制条件改变或者变弱便会逐渐恢复活性影响亚硝化的效果, 因此在实现亚硝化的过程中如何控制好参数条件实现AOB的富集以及对NOB的抑制并淘洗出反应器显得格外重要.国内外众多研究者在启动亚硝化的过程中大都通过对2个或者更多的参数的调控实现亚硝化, 单纯依靠调控一种因素实现长期稳定的亚硝化能力的研究较少.前人在启动亚硝化的过程中大都采取控制较低的DO实现亚硝化, 究其本质主要是AOB和NOB对DO具有不同的亲和力, DO<1.0 mg·L-1时, AOB与NOB的增殖速率都会随着DO降低而减小, Hanaki等[32]和Laanbroek等[33]的研究认为, 当DO浓度过低而成为硝化过程的限制因素时, AOB将会提高增殖速率弥补AOB代谢活性下降的问题, 使氨氧化过程不会受到明显的不利影响, 相比之下NOB增殖速率并不会提高, 使得AOB逐步成为硝化细菌的主体, NO2--N积累得以实现.然而本实验在启动的过程中并未对DO进行调控, 反而是通过提高进水NH4+-N负荷的方式以匹配较高的DO, 且随着亚硝化能力提升的过程中逐渐增加的进水NH4+-N负荷, 也使得反应器中的DO逐渐下降, 最终降低至0.5 mg·L-1.而在前期较高的DO并未对亚硝化的启动产生影响, 究其原因主要是反应器在启动亚硝化的过程中较高pH高FA、稍低pH高FNA两种运行方式对NOB产生了抑制, 并且反应器运行方式为连续流, 被抑制的NOB随着出水排出反应器使得反应器在运行的过程中并没有较高浓度的NO3--N产生.

  本实验在启动亚硝化的过程中, 结合进水NH4+-N负荷合理地调控了各个阶段的参数使得反应器中AOB得以富集, 并淘洗出了NOB以实现了较高的NO2--N积累.在反应初期, 由于反应器中含有部分有机物以及为了刺激硝化反应并未对DO进行限制, 反应器中基本无NO2--N积累, 出水NO3--N浓度很高, 因而提高了进水的NH4+-N浓度, 使得反应器中可以提供较高的NH4+-N负荷以满足较高DO的需求, 同时也提高了进水碱度, 以维持硝化反应适宜的pH环境同时也可提高反应器中的FA浓度, 相对于AOB, NOB对FA的抑制作用更敏感[34], 这也使得反应器在接下来的运行过程中通过较高的FA实现了对NOB的抑制.在阶段Ⅱ运行后期反应器中NH4+-N浓度降低, 使得反应器中的FA浓度降低, 虽一直高于可对NOB产生抑制的最低浓度, 但是NOB对稍高的FA浓度有一定的适应性[35, 36], FA对NOB的抑制作用变弱也使得NOB的活性有了一定程度的恢复.实验运行至阶段Ⅲ时提高了进水NH4+-N浓度以提高反应器中的FA浓度,实现对NOB的抑制作用.此阶段随着亚硝化能力的提升反应器中的NH4+-N浓度逐渐降低, NO2--N浓度逐渐升高, 而较高的NO2--N浓度和较低的pH环境可使FNA浓度有所提升, 因此稍降低进水pH以提高反应器内部的FNA浓度实现其对NOB的抑制.反应至阶段Ⅲ后期出水NO3--N浓度很低, NAR也达到了97%.在接下来的运行过程中反应器中的FA浓度基本上都处于5 mg·L-1以上, FNA浓度虽不足以对NOB产生抑制, 但是由于前期的高FA、FNA对NOB产生了抑制也使得NOB活性很低.

  本研究在中温下实现了连续流亚硝化中试反应器的启动和能力提升, 与高温启动过程相比需要控制更加适宜AOB生长的其他反应条件, 比如pH、FA、FNA、DO等反应参数, 在各个反应阶段能通过控制适宜的反应参数使NOB得到充分地抑制, 可有效地缓解中温下AOB的活性低对亚硝化产生的影响, 并及时将NOB从反应系统中淘洗出去, 使中温下AOB仍是反应器内部的优势菌种, 笔者认为这也是实现连续流亚硝化反应器成功启动的关键因素.具体参见污水宝商城资料或http://www.dowater.com更多相关技术文档。

  3 结论

  (1) 中试连续流亚硝化反应器在中温(19~27℃)的条件下, 通过对不同运行阶段的溶解氧进行调控[前期DO=(6.0±1.0) mg·L-1、后期DO=(0.6±0.1) mg·L-1], 以及根据NO2--N的产生速率提升合适的进水NH4+-N负荷和对曝气量的合理调控是中试连续流亚硝化反应器快速启动的关键.经过110 d的运行, 反应器的NPR达到了1.2 kg·(m3·d)-1.

  (2) 亚硝化启动过程中高FA(5.0~20 mg·L-1)、FNA(0.025~0.033 mg·L-1)及低DO(0.6±0.1 mg·L-1)的联合抑制是实现AOB的富集、NOB的淘汰、中试连续流亚硝化反应器启动的关键, 亚硝化成功启动后出水NO3--N浓度稳定在8 mg·L-1, NAR稳定在98%以上.

  (3) 通过110 d的运行, 中试连续流亚硝化反应器中功能微生物AOB的占比逐渐提高, 从启动初期的5.3×109 copies·mL-1到成功启动后AOB的拷贝数达到了1.6×1011 copies·mL-1, NOB的拷贝数反而从1.1×1010 copies·mL-1下降到1.2×109 copies·mL-1, AOB拷贝数比NOB的要高2个数量级, 这也是反应器内部NO3--N浓度较低以及高NAR的原因所在.

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