高氨氮低碳廢水生物脫氮技術

中國污水處理工程網時間：2017-10-8 9:10:27

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　　厭氧氨氧化(ANAMMOX)作為一種新型生物脫氮技術, 與傳統生物脫氮技術相比, 因其具有無需外加碳源、污泥產量低、耗氧量低等諸多優勢[1], 正在逐步運用于不同行業的高氨氮低碳廢水的處理中[2].亞硝化工藝可利用氨氧化菌(ammonia-oxidizing bacteria, AOB)將進水中的NH4+-N氧化成NO2--N, 因此在處理高NH4+-N廢水時常將亞硝化工藝作為ANAMMOX工藝的前置工藝.近年來如何實現前置亞硝化工藝的穩定運行一直是研究的難點和熱點, 國內外眾多研究者通過控制溫度[3, 4]、溶解氧(DO)[5~7]、pH[8, 9]、游離氨(FA)[10, 11]、游離亞硝酸(FNA)[12~14]、污泥齡、缺氧/好氧[10, 15, 16]等因素實現了AOB的富集和NOB的淘汰.然而目前的研究大都針對的是實驗室規模的亞硝化的研究, 很少有涉及到中試亞硝化的啟動及其能力提升的過程, 且在實驗室規模的研究中大都采用SBR運行模式啟動亞硝化[17~20], 而SBR運行模式在與ANAMMOX工藝聯合的過程中也有一定的弊端, 比如間歇式的運行模式增加了反應器的運行成本, 且在SBR模式運行的后期隨著反應器中的NH4+-N濃度的降低, FA濃度也隨之降低, 也會使其對NOB的抑制作用減弱, 在SBR運行模式的補水及排水期間, ANAMMOX工藝很難得到較好的進水配比, 這些弊端也都限制了在聯合ANAMMOX工藝時采用SBR的運行模式作為ANAMMOX工藝的前置工藝.然而目前有關在連續流中快速啟動亞硝化的研究報道較少, 中試規模下連續流亞硝化的快速啟動的報道更是鮮見.

　　本研究在中試規模下研究了連續流亞硝化反應器的啟動過程以及在啟動階段的調控策略, 以期為中試規模下連續流亞硝化的快速啟動提供理論方法及技術支撐, 并為聯合ANAMMOX工藝實現高效脫氮提供參考依據.

　　1 材料與方法1.1 實驗裝置與運行條件

　　實驗裝置由聚乙烯板制成(如圖 1), 總有效體積5 400 L, 主要包括部分好氧區4 000 L和沉淀區1 400 L, 在工藝運行過程中利用亞硝化過程的尾氣將沉淀區出水回流至好氧區.在啟動亞硝化的過程中, 進水運行方式為連續流, 流量由蠕動泵控制.曝氣系統采用回轉式鼓風機, 氣體流量由氣體流量計控制.好氧區加入填料, 采用掛膜啟動亞硝化.中試亞硝化啟動過程中溫度保持在19~25℃之間.好氧區T、pH、DO、ORP由WTW在線監測儀監控.

圖 1 實驗裝置示意

　　1.2 接種污泥

　　反應器在亞硝化啟動的過程中接種污水處理廠壓濾后的污泥, 并過100目的篩網去除雜質, 加入污泥后好氧區污泥濃度約為11 000 mg·L-1.好氧區選用填料為聚乙烯懸浮填料, 此填料具有較大的比表面積以提高生物量; 適當的水氣通道適合生物膜生長, 掛膜周期短; 掛膜后比重接近于水易于流化; 使用壽命長等特點.填充率為20%~25%, 填充率過高會使載體在反應器內部流動遲緩, 不利于微生物的附著, 過低會使反應啟動周期延長, 且隨著反應器能力的提升也容易處于限制步驟.

　　1.3 實驗用水

　　本實驗所用進水均由人工配置, 配水中含有NH4+-N、CaCl2、MgSO4·7H2O、KH2PO4及微量元素. NH4+-N由NH4CO3提供, 濃度按需配置.堿度通過投加NaHCO3進行調控.

　　1.4 分析項目與方法

　　各種指標測定方法均按照文獻[21]: NH4+-N：鈉氏試劑分光光度法; (哈希2800, 美國); NO2--N和NO3--N采用離子色譜法(戴安IS-9001, 美國); pH、ORP、DO和T采用WTW在線監測儀(德國).水中FA/FNA濃度按照公式計算[22, 23].

　　1.5 實驗方法

　　首先通過較高的供氣量使反應器內部發生全程硝化反應, 同時也可去除反應器內部加入的污泥中含有的部分有機物, 其后通過減少供氣量以及提升進水NH4+-N負荷的方式使硝化反應停留在亞硝化階段即使反應器內部出現NO2--N積累.最后通過縮短水力停留時間(HRT)和增加進水NH4+-N濃度兩種方式提高進水NH4+-N負荷, 實現反應器內部NO2--N濃度的積累以及高NO2--N產率的獲得.

　　采用定量PCR技術對反應的不同階段所取得的微生物進行定量分析, 主要功能菌包括總菌、AOB、NOB.

　　2 結果與討論2.1 連續流亞硝化啟動過程中氮素轉化特性

　　中試連續運行過程中氮素的轉化情況如圖 2所示, 運行參數如圖 3(a)所示, 氮素負荷變化如圖 3(b)所示.啟動階段(階段Ⅰ)反應器進水NH4+-N濃度為150 mg·L-1, 進水氮負荷為(0.04±0.005) kg·(m3·d)-1, 出水NH4+-N濃度為20 mg·L-1, NO2--N濃度僅有不到10 mg·L-1, NO3--N濃度很高, 超過了100 mg·L-1, 反應器初始階段基本沒有NO2--N積累(NAR)的現象, NH4+-N去除率達到92.2%.隨即(階段Ⅱ)將進水NH4+-N濃度調整至(400±10) mg·L-1, 此時的進水氮負荷達到0.120 kg·(m3·d)-1, 出水NH4+-N和NO2--N濃度有所提升, NO3--N濃度雖較階段Ⅰ稍有下降, 但濃度依然很高, 開始出現NO2--N的累積, NAR為62%, NH4+-N去除率達到51%.反應運行至階段Ⅲ時, 增加進水流量的方式提高進水負荷, 此時進水氮負荷為0.160 kg·(m3·d)-1, NO2--N產生速率(NPR)從0.05 kg·(m3·d)-1增加至0.12 kg·(m3·d)-1, NAR也增加至80%, NH4+-N去除率達到90.8%.為了獲得更高的NAR和NPR, 將進水NH4+-N濃度提高至(990±10) mg·L-1(階段Ⅳ), 此時的進水氮負荷達到0.39 kg·(m3·d)-1, 隨著反應的運行, 反應器中的NO2--N濃度逐漸增加, NH4+-N和NO3--N濃度逐漸降低, 運行至73 d時, 反應器中的NAR達到97%, NH4+-N去除率達到96.4%, 此時的NPR為0.36 kg·(m3·d)-1.在階段Ⅴ的運行中, 通過增加進水流量的方式將HRT由2.53 d縮短為0.93 d, 此時的進水氮負荷為1.06 kg·(m3·d)-1.在這一階段的運行中, NPR有了進一步的提升, 從0.36 kg·(m3·d)-1提升至1.014 kg·(m3·d)-1, 而NAR也是達到了99%, NH4+-N去除率達到98%.反應運行至88 d(階段Ⅵ)時, 將進水濃度降低至520 mg·L-1, 將HRT縮短為0.48 d, 此時的進水氮負荷為1.1 kg·(m3·d)-1, 較階段Ⅴ變化不大, NPR有所下降, 在兩周的運行過程中, 反應器內部的NPR也從0.486 kg·(m3·d)-1恢復至0.998 kg·(m3·d)-1, NAR也穩定在97%, NH4+-N去除率也恢復到94.1%.當反應運行至101 d時(階段Ⅶ), 進一步提升進水流量, 此時反應器內部的進水氮負荷為1.43 kg·(m3·d)-1, 經過11 d的運行, NPR提升至1.27 kg·(m3·d)-1, NAR也穩定在98%, NH4+-N去除率也穩定在90%以上.

圖 2 氮素濃度隨運行時間的變化

圖 3 運行參數以及氮素負荷

　　亞硝化的成功啟動總共經歷了111 d的時間, NPR達到了1.27 kg·(m3·d)-1, NAR也穩定在98%, 出水NO3--N濃度小于10 mg·L-1.

　　2.2 溫度對連續流中試亞硝化反應器的影響

　　氨氧化細菌(ammonia oxidizing bacteria, AOB)和亞硝酸鹽氧化細菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)是影響硝化反應過程的重要微生物, 不同的生長溫度也會對亞硝化顆粒污泥的結構和亞硝化性能有著重要的影響[24]. Balmelle等[25]的研究表明當溫度在10~20℃之間硝化菌屬活性最大, 在此條件下, 基本無NO2--N積累; 20~25℃時硝酸菌活性緩慢降低, 而亞硝酸菌活性逐漸升高, 25℃時亞硝酸菌活性達到最大.雖然不同的學者得出結論不盡相同, 但是普遍認為高溫條件30~35℃有利于實現和維持亞硝化[26], 原因是由于AOB的比增長速率(μAOB)高于NOB的比增長速率(μNOB).本實驗在啟動亞硝化的過程中, 反應器內部的溫度在19~27℃之間, 不是AOB的最適溫度, 而在此溫度下NOB的增長速率要高于AOB的增長速率, 這意味著AOB很難在中溫條件19~27℃下競爭過NOB.但隨著運行時間的增加, 本研究仍然能夠在中溫條件下實現亞硝化的成功啟動, 并獲得了較高的NPR以及NAR, 筆者認為與pH、DO、FA、FNA等因素有著密切的關系.

　　2.3 DO對連續流中試亞硝化反應器的影響

　　傳統觀點認為低DO是維持短程硝化穩定的關鍵因素之一[27]. Ruiz等[28]報道控制DO在1.0mg·L-1左右, 能夠實現穩定的亞硝化.李冬等[29]將DO平均濃度控制在0.72 mg·L-1時, 亞硝化率可以維持在93%左右. Blackburne等[30]研究進一步表明低DO下亞硝酸大量積累是由于亞硝酸菌對DO的親和力較硝酸菌強.亞硝酸菌氧飽和常數一般為0.2~0.4mg·L-1, 硝酸菌的為1.2~1.5mg·L-1.低溶氧下, 亞硝酸菌和硝酸菌增殖速率均下降.當DO為0.5 mg·L-1時, 亞硝酸菌增殖速率為正常時的60%, 而硝酸菌則不超過正常值的30%.而本實驗在啟動亞硝化的過程中采取了前期高DO刺激硝化反應, 后隨著硝化能力的提升逐漸降低DO實現了亞硝化.在亞硝化啟動的前9d(階段Ⅰ), 為了將加入反應器中的有機物去除掉, 控制DO濃度在(6.0±1.0) mg·L-1, 此時系統中的出水NH4+-N濃度在20 mg·L-1左右, NO2--N含量很低, 出水以NO3--N為主, 基本無NO2--N積累.系統中有30 mg·L-1左右的總氮損失, 推測是與加入的污泥中含有的部分有機物反應去除的.隨著進水NH4+-N濃度的提升(階段Ⅱ), 進水氮負荷達到0.116 kg·(m3·d)-1, 此時將DO濃度提升(增大鼓風機氣量)至(11.0±1.0) mg·L-1以提供更多的溶解氧進行硝化反應, 在如此高DO的情況下, 出水中仍有200 mg·L-1的NH4+-N剩余, 但出水中NO2--N濃度開始逐漸增高且NO3--N濃度沒有繼續增長的情況下, 繼續增大氣量以刺激硝化反應, 本階段結束時, 出水中開始出現一定的NO2--N積累, NAR達到65%.接下來的運行過程中隨著進水氮負荷的提升, 亞硝化能力逐漸提升, 但鼓風機的供氣量并沒有隨著提高, 反映在DO上表現為DO濃度的逐漸下降.亞硝化成功啟動并提升能力后, DO濃度最終降低至(0.6±0.1) mg·L-1, NPR達到1.2 kg·(m3·d)-1, NAR一直維持在95%以上, 系統達到了很穩定的亞硝化效果.

　　2.4 pH/FA/FNA對連續流中試亞硝化反應器的影響

　　FA和FNA濃度受系統pH、溫度、NH4+-N和NO2--N濃度影響. pH對亞硝化過程中FA及FNA濃度影響較大, 一般通過改變pH值抑制AOB和NOB. pH在7.5~8.5將有利于NO2--N積累. Anthonisen等[31]報道FA對AOB的抑制閾值差異較大, FA濃度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生長的濃度分別為0.4 mg·L-1和0.02 mg·L-1, 因此可以利用FA或FNA的選擇抑制作用使系統中的NOB受到抑制而AOB不受抑制, 從而將硝化控制在亞硝化階段.

　　亞硝化反應器啟動過程中FA、FNA以及氮素濃度如圖 4所示, 本實驗在啟動亞硝化的過程中, 起初沒有實現對pH的及時調控, 出水pH在6.5~7.0之間, 而NOB對較低的pH有更好的適應性, 且階段Ⅰ的過程中由于進水氮負荷不足, 加上較高的DO使得反應器中的NO3--N濃度很高, 基本無NO2--N積累.隨即加大進水NH4+-N濃度至400 mg·L-1(階段Ⅱ), 此時的進水氮負荷達到0.116 kg·(m3·d)-1, 由于階段Ⅰ過程中pH較低且硝化反應是一個pH降低的反應, 所以將進水pH從8.25提升至8.45, 此階段由于較高的進水NH4+-N濃度以及較高的pH, 盡管在階段Ⅱ增大了DO的情況下, NO3--N濃度并沒有持續增長, 反而在反應器中開始出現了NO2--N的積累.對比階段Ⅰ和階段Ⅱ可以得出, 在溫度基本不變的情況下, 階段Ⅱ的過程中的FA濃度較階段Ⅰ中要大許多, 達到了(18±1) mg·L-1, 根據前人研究得出當FA濃度處于10~150 mg·L-1會抑制AOB活性, 處于0.1~1 mg·L-1會抑制NOB活性, 而在階段Ⅱ的過程中FA濃度遠遠大于1.0 mg·L-1, 超過了NOB的耐受限度, 因此反應器中的NO3--N濃度不再繼續升高反而開始下降, NO3--N濃度從85 mg·L-1下降至55 mg·L-1, NAR穩定在75%.運行至階段Ⅱ后期時, 反應器中NH4+-N濃度較低的情況下, FA濃度也有所下降, 從18 mg·L-1降低至(2.0±1) mg·L-1, 對NOB的抑制作用相對減弱, 此時反應器中出現了NO3--N濃度的小幅度增加, NO3--N濃度從55 mg·L-1增大至67 mg·L-1, NOB的活性開始逐漸恢復.反應器運行至階段Ⅲ時, 將進水NH4+-N濃度提升至990 mg·L-1時, 由于反應器中NH4+-N濃度的及時補充, NO3--N濃度并沒有繼續增加, 開始逐漸下降, 從階段Ⅱ的67 mg·L-1下降至27 mg·L-1.比較階段Ⅱ和階段Ⅲ, 反應器中的FA濃度相差不大, 除了反應后期NH4+-N濃度很低的時候FA較低的情況外, 其余FA濃度基本都在5~20 mg·L-1之間, 而反應器在階段Ⅱ和階段Ⅲ反應期間出水NO3--N濃度差異很大, 即有另外的影響因素導致了階段Ⅱ和階段Ⅲ之間出水NO3--N濃度的差異.對比階段Ⅱ和階段Ⅲ發現兩個階段之間的FNA濃度也有所差異, 階段Ⅱ的過程中進水NH4+-N濃度在400 mg·L-1左右, 因而反應器中的NO2--N濃度最大只能達到400 mg·L-1, 而在NO2--N濃度為400 mg·L-1, pH在7.75以及溫度為22.4℃時, 理論FNA最大濃度只能達到0.017 1 mg·L-1, 小于可對NOB造成抑制的0.02 mg·L-1, 因而在階段Ⅱ并不能抑制NOB的活性.而在階段Ⅲ的過程中由于提升了進水NH4+-N濃度至990 mg·L-1, 也使得反應器中的NO2--N濃度有所提升, 加之稍降低進水的pH, 因而反應器內部的pH也稍有下降, 盡管溫度稍有升高的情況下, 反應器內部的FNA濃度仍因NO2--N濃度的升高逐漸升高, 達到0.033 mg·L-1, 超過了NOB的耐受范圍, 抑制了NOB的活性.至階段Ⅲ結束時, NAR穩定在97%.階段Ⅳ通過提升進水流量的方式獲得了較大的NPR的同時NAR也有所提高, 從階段Ⅲ至階段Ⅳ的過程中, 系統中的FNA濃度依然穩定在0.033 mg·L-1, 繼續對NOB產生抑制, 至階段Ⅳ運行結束時, 反應器中出水NO3--N濃度僅為8.0 mg·L-1, NAR也達到了99%.反應器運行至階段Ⅴ時, 通過降低進水NH4+-N濃度以及提升進水流量的方式維持反應器中的進水氮負荷不變, 在這一階段的運行過程中, 將進水中的pH從8.35提高到8.45, FA濃度得以維持在5~10 mg·L-1.由于進水NH4+-N濃度的下降導致反應器中生成的NO2--N濃度隨之下降, FNA濃度最高達到0.017 mg·L-1, 不足以達到抑制NOB活性的濃度, 反應器中僅有FA可對NOB產生抑制, 這一階段產生的NO3--N濃度稍有提高, 但濃度變化不大, NAR依然維持在97%以上.階段Ⅵ和階段Ⅶ的運行過程中僅通過提高進水流量的方式提升亞硝化能力, 進水的NH4+-N濃度變化不大的情況下, 反應器中的FA以及FNA濃度變化不大, FA濃度雖有所降低, 但仍處在可對NOB產生抑制的濃度范圍之內, 出水NO3--N濃度穩定在8 mg·L-1, NAR穩定在98%以上.

圖 4 FA、FNA、NAR以及氮素濃度隨運行時間的變化

　　2.5 連續流中試亞硝化反應器啟動過程中功能微生物的鑒定

　　在亞硝化啟動的過程中根據不同階段的亞硝化效果取了一定量的污泥對其進行微生物種類的鑒定, 主要分為啟動初期以及成功啟動亞硝化反應后, 測定的微生物主要包括總菌、AOB、NOB、DB的鑒定.

　　由圖 5可見, 啟動初期反應器內部NOB、DB兩個菌種占據主導地位, 拷貝數均處于1010數量級, 而AOB的拷貝數則相對較低, 在成功啟動亞硝化后反應器內部的AOB數量及占比明顯增多, 從啟動初期的5.3×109 copies·mL-1到成功啟動后AOB的拷貝數達到了1.6×1011 copies·mL-1, NOB的拷貝數反而從1.1×1010 copies·mL-1下降到1.2×109 copies·mL-1, AOB拷貝數比NOB的要高2個數量級, AOB的占比逐漸提高, 這也是反應器內部NO3--N濃度較低以及取得高NAR的原因所在.

圖 5 功能微生物定量結果

　　2.6 連續流中試亞硝化反應器啟動過程中的控制策略

　　在影響亞硝化成功啟動的眾多因素中溶解氧、T、FA和FNA為主要的控制因素而備受關注, 也是啟動和維持短程硝化工藝的重要手段.在對這些影響因素的調控過程中一般都是通過抑制NOB的生長, 使AOB的生長受到的抑制作用較小甚至不受影響以達到NO2--N濃度的累積.但是NOB對外界環境有一定的適應性, 一旦抑制條件改變或者變弱便會逐漸恢復活性影響亞硝化的效果, 因此在實現亞硝化的過程中如何控制好參數條件實現AOB的富集以及對NOB的抑制并淘洗出反應器顯得格外重要.國內外眾多研究者在啟動亞硝化的過程中大都通過對2個或者更多的參數的調控實現亞硝化, 單純依靠調控一種因素實現長期穩定的亞硝化能力的研究較少.前人在啟動亞硝化的過程中大都采取控制較低的DO實現亞硝化, 究其本質主要是AOB和NOB對DO具有不同的親和力, DO<1.0 mg·L-1時, AOB與NOB的增殖速率都會隨著DO降低而減小, Hanaki等[32]和Laanbroek等[33]的研究認為, 當DO濃度過低而成為硝化過程的限制因素時, AOB將會提高增殖速率彌補AOB代謝活性下降的問題, 使氨氧化過程不會受到明顯的不利影響, 相比之下NOB增殖速率并不會提高, 使得AOB逐步成為硝化細菌的主體, NO2--N積累得以實現.然而本實驗在啟動的過程中并未對DO進行調控, 反而是通過提高進水NH4+-N負荷的方式以匹配較高的DO, 且隨著亞硝化能力提升的過程中逐漸增加的進水NH4+-N負荷, 也使得反應器中的DO逐漸下降, 最終降低至0.5 mg·L-1.而在前期較高的DO并未對亞硝化的啟動產生影響, 究其原因主要是反應器在啟動亞硝化的過程中較高pH高FA、稍低pH高FNA兩種運行方式對NOB產生了抑制, 并且反應器運行方式為連續流, 被抑制的NOB隨著出水排出反應器使得反應器在運行的過程中并沒有較高濃度的NO3--N產生.

　　本實驗在啟動亞硝化的過程中, 結合進水NH4+-N負荷合理地調控了各個階段的參數使得反應器中AOB得以富集, 并淘洗出了NOB以實現了較高的NO2--N積累.在反應初期, 由于反應器中含有部分有機物以及為了刺激硝化反應并未對DO進行限制, 反應器中基本無NO2--N積累, 出水NO3--N濃度很高, 因而提高了進水的NH4+-N濃度, 使得反應器中可以提供較高的NH4+-N負荷以滿足較高DO的需求, 同時也提高了進水堿度, 以維持硝化反應適宜的pH環境同時也可提高反應器中的FA濃度, 相對于AOB, NOB對FA的抑制作用更敏感[34], 這也使得反應器在接下來的運行過程中通過較高的FA實現了對NOB的抑制.在階段Ⅱ運行后期反應器中NH4+-N濃度降低, 使得反應器中的FA濃度降低, 雖一直高于可對NOB產生抑制的最低濃度, 但是NOB對稍高的FA濃度有一定的適應性[35, 36], FA對NOB的抑制作用變弱也使得NOB的活性有了一定程度的恢復.實驗運行至階段Ⅲ時提高了進水NH4+-N濃度以提高反應器中的FA濃度，實現對NOB的抑制作用.此階段隨著亞硝化能力的提升反應器中的NH4+-N濃度逐漸降低, NO2--N濃度逐漸升高, 而較高的NO2--N濃度和較低的pH環境可使FNA濃度有所提升, 因此稍降低進水pH以提高反應器內部的FNA濃度實現其對NOB的抑制.反應至階段Ⅲ后期出水NO3--N濃度很低, NAR也達到了97%.在接下來的運行過程中反應器中的FA濃度基本上都處于5 mg·L-1以上, FNA濃度雖不足以對NOB產生抑制, 但是由于前期的高FA、FNA對NOB產生了抑制也使得NOB活性很低.

　　本研究在中溫下實現了連續流亞硝化中試反應器的啟動和能力提升, 與高溫啟動過程相比需要控制更加適宜AOB生長的其他反應條件, 比如pH、FA、FNA、DO等反應參數, 在各個反應階段能通過控制適宜的反應參數使NOB得到充分地抑制, 可有效地緩解中溫下AOB的活性低對亞硝化產生的影響, 并及時將NOB從反應系統中淘洗出去, 使中溫下AOB仍是反應器內部的優勢菌種, 筆者認為這也是實現連續流亞硝化反應器成功啟動的關鍵因素.具體參見污水寶商城資料或http://www.xhxdt.com更多相關技術文檔。

　　3 結論

　　(1) 中試連續流亞硝化反應器在中溫(19~27℃)的條件下, 通過對不同運行階段的溶解氧進行調控[前期DO=(6.0±1.0) mg·L-1、后期DO=(0.6±0.1) mg·L-1], 以及根據NO2--N的產生速率提升合適的進水NH4+-N負荷和對曝氣量的合理調控是中試連續流亞硝化反應器快速啟動的關鍵.經過110 d的運行, 反應器的NPR達到了1.2 kg·(m3·d)-1.

　　(2) 亞硝化啟動過程中高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)的聯合抑制是實現AOB的富集、NOB的淘汰、中試連續流亞硝化反應器啟動的關鍵, 亞硝化成功啟動后出水NO3--N濃度穩定在8 mg·L-1, NAR穩定在98%以上.

　　(3) 通過110 d的運行, 中試連續流亞硝化反應器中功能微生物AOB的占比逐漸提高, 從啟動初期的5.3×109 copies·mL-1到成功啟動后AOB的拷貝數達到了1.6×1011 copies·mL-1, NOB的拷貝數反而從1.1×1010 copies·mL-1下降到1.2×109 copies·mL-1, AOB拷貝數比NOB的要高2個數量級, 這也是反應器內部NO3--N濃度較低以及高NAR的原因所在.