氮、 磷的过量排放是引起水体富营养化的主要原因. 传统生物营养物去除系统中，氮的去除通过两个阶段完成，即好氧硝化和缺氧反硝化，而磷的去除则是利用聚磷微生物(polyphosphate accumulating organisms，PAOs)的厌氧释磷及好氧(或缺氧)超量吸磷特性在交替厌氧/好氧运行环境下实现^{[1, 2, 3, 4]}.

对于可实现同步脱氮除磷功能的污水处理厂工艺，硝化和好氧吸磷通常在同一个反应池中进行. 脱氮过程的中间产物——亚硝酸盐，在硝化和反硝化过程中均会产生. 在当今能源危机及倡导低碳节能技术的时代背景下，短程脱氮工艺因其处理效率高、 能源消耗低及污泥产量少等优点受到众多研究者和污水厂运营管理者青睐，采用短程脱氮技术便意味着好氧过程中有更多量亚硝酸盐的积累. 近几年，关于亚硝酸盐对污水生物处理系统各菌群抑制特性的研究颇多^{[5, 6, 7, 8, 9, 10, 11]}，其中以澳大利亚昆士兰大学Yuan Zhiguo教授课题组的研究最为深入，其研究结果表明，污水脱氮除磷系统内的真正抑制剂是亚硝酸盐的质子化产物——游离亚硝酸(free nitrous acid，FNA)而非亚硝酸盐本身^{[12, 13, 14, 15, 16, 17, 18, 19, 20]}. 截至目前，关于FNA的研究主要包括对氨氧化细菌(AOB)、 亚硝酸盐氧化菌(NOB)、 反硝化细菌及聚磷菌等微生物增殖与产能的抑制作用^{[14, 15, 16, 17, 18, 19, 20, 21, 22, 23]}. 然而，上述研究大多采用批式试验，关于FNA长期抑制作用的研究鲜有报道. 实验室研究和实际污水处理厂运营经验显示，原有的生物营养物去除工艺极易丧失其除磷功能，此外，对实现短程脱氮的污水处理厂的调查发现，好氧段亚硝酸盐积累量基本维持在20 mg ·L^-1以内，因此，考察该浓度范围内的亚硝酸盐及相应浓度的FNA对好氧吸磷系统的长期抑制作用尤为必要.

本研究采用交替厌氧/好氧(An/O)SBR反应器，在温度为21-23℃的条件下启动该脱氮除磷系统并向系统内长期投加亚硝酸盐，以考察FNA对好氧吸磷性能的长期抑制作用及驯化后污泥吸磷方式的转化.

SBR反应器由有机玻璃制成，上部为圆柱形，底部为圆锥体，总有效容积5.4 L. 反应器壁垂直方向设置一排间距10 cm的取样口，用于取样和排水，底部设有排泥口； 曝气采用空气压缩机，气量由转子流量计调节，黏砂块曝气头用以向混合液传递氧气； 反应器进/出水、 搅拌、 曝气及运行阶段的pH值调节均采用带有Labview软件编程的计算机系统加以控制，试验装置如图 1所示.

图 1

Fig. 1

图 1 SBR生物除磷反应器示意 Fig. 1 Schematic diagram of SBR for enhanced biological phosphorus removal 1. 水箱； 2. HCl溶液； 3. 蠕动泵； 4. 流量型蠕动泵； 5. pH控制系统； 6. pH探头； 7. DO探头； 8. 搅拌装置； 9. 黏沙块曝气头； 10. 电磁阀； 11. Multi 3420在线测定仪； 12. 计算机； 13. 空气压缩机

反应器每天运行3个周期，每周期8 h，包括2 h厌氧，5 h好氧及1 h沉淀、 排水、 闲置，试验总共进行178 d，分为6个工况，各工况在厌氧结束，即好氧初始阶段瞬时投加不同量亚硝酸钠浓缩液，使混合液内NO₂^--N浓度分别为0、 2、 5、 10、 15、 20 mg ·L^-1，相应的FNA浓度由公式：

缺氧吸磷小试： 分别于试验各工况的稳定运行期间进行，厌氧结束后于SBR反应器取泥水混合液置于2 L反应瓶中加电解质溶液洗泥，缺氧段初始瞬时投加磷(PO₄^3--P=20 mg ·L^-1)和电子受体(NO₂^--N或NO₃^--N 10mg ·L^-1)，反应共进行5 h，其他条件同母反应器.

试验用模拟废水由碳源液、 磷液、 浓缩液及微量元素配制而成. 碳源液由乙酸钠配制而成，磷液由 KH₂PO₄配制而成，其中溶解性正磷酸盐(PO₄^3--P)质量浓度为4 g ·L^-1. 浓缩液(1 L)由53.5 g NH₄Cl，45 g MgSO₄ ·7H₂O，18 g KCl组成，微量元素液^[27](1L)由5.51 g柠檬酸，4.03 g苯甲酰胺基酯酸，3.03 g FeCl₃ ·6H₂O，0.5 g H₃BO₃，0.12 g CuSO₄ ·5H₂O，0.06 g KI，0.24 g MnCl₂ ·4H₂O，0.06 g NaMoO₄ ·2H₂O，0.3 g ZnSO₄ ·7H₂O，0.06 g CoCl ·6H₂O，10 g EDTA，0.06 g NaMoO₄ ·2H₂O，0.06 g NiCl₂ ·6H₂O组成. 1 L模拟废水加入磷液2 mL，碳源液乙酸钠6.08 g溶于水中、 浓缩液1 mL及微量元素液1 mL，由此得出，进水中主要污染物为COD 400(1-138 d)或550 mg ·L^-1(138-178 d)，PO₄^3--P 8 mg ·L^-1，NH₄⁺-N 14 mg ·L^-1.

接种污泥取自甘肃省兰州市七里河区污水处理厂4号曝气池，该污水厂污泥具有一定脱氮除磷性能，污泥各项指标性能良好.

水质分析项目中，COD采用COD快速测定仪测定，PO₄^3--P采用钼锑抗分光光度法测定，NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法测定，NO₂^--N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法测定，NO₃^--N采用麝香草酚分光光度法测定，MLSS，MLVSS采用滤纸重量法测定，SV采用30 min沉降法测定. 温度、 pH值和溶解氧(Dissolved oxygen，DO)测定采用德国Multi 3420在线测定仪在线监测.

反应器运行期间，检测发现出水COD浓度均低于10 mg ·L^-1，进水中95%以上COD被去除，说明本研究采用的FNA浓度对COD降解没有影响.

图 2为各工况条件下，投加不同浓度亚硝酸盐后反应器出水各形态氮及总氮的去除情况. 从中可知，在反应器运行的178 d内，出水NH₄⁺-N始终未检出，去除率达100%； 对各运行工况的周期监测也显示，NH₄⁺-N在60 min均已彻底降解(未给出)，说明本研究采用的FNA浓度对NH₄⁺-N的去除没有影响，对比发现，本研究FNA最高浓度(以HNO₂-N计，下同)为1.94×10^-3 mg ·L^-1，与已有报道的AOB活性受抑制程度为50%时对应的FNA浓度相差近100倍^[14]，进一步证明常规污水处理厂由亚硝酸盐积累所得FNA对AOB的增殖与产能代谢活动影响甚微. 此外，亚硝酸盐投加量为0-15 mg ·L^-1范围内，系统出水中残留的NO₂^--N量均小于0.1 mg ·L^-1，出水NO₃^--N积累量则随着好氧初始阶段NO₂^--N投量的加大而增多，最高投加量对应的平均值为5.11 mg ·L^-1，总氮损失率一直保持平稳，均高于80%. 亚硝酸盐投量提升至20 mg ·L^-1后，出水逐步出现NO₂^--N的积累，平均值达4.75 mg ·L^-1，NO₃^--N平均积累量也升至9.77 mg ·L^-1，总氮损失率仅为56.88%.

图 2

Fig. 2

图 2 不同FNA浓度下系统出水各形态氮及总氮去除情况 Fig. 2 Nitrogen in effluent and total nitrogen removal of the system under different FNA levels

表 1列出了不同FNA浓度下好氧阶段氮的转化情况. 从中可以看出，各工况下，好氧初始阶段投加的NO₂^--N损失量由未投加时的0 mg ·L^-1逐渐升至投加15 mg ·L^-1时的11.495 mg ·L^-1. 试验的第132-138 d，撤销进水中的NH₄⁺-N，结合图 2发现，好氧段投加的15 mg ·L^-1 NO₂^--N转化为出水NO₃^--N的量仅有3.382 mg ·L^-1，该时间段同本工况未撤销进水NH₄⁺-N的NO₃^--N积累量差值为1.725 mg ·L^-1，这与NO₂^--N投量为0 mg ·L^-1时，即进入体系内的氮仅由进水NH₄⁺-N提供时的NO₃^--N积累量(1.617 mg ·L^-1)相当. 同时，对各工况下混合液溶解氧的在线监测显示，进入好氧阶段后，溶解氧在30 min内均快速升至2 mg ·L^-1以上，该环境并不利于同步硝化反硝化作用，而且此后体系内NO₂^--N浓度仍保持下降趋势，NO₃^--N浓度却趋于平稳，说明NO₃^--N的转化在好氧阶段的前30 min内已基本完成，后270 min内NO₂^--N并非被NOB利用，其消耗可能由其他菌种完成，这一现象与Pijuan等的研究一致^[17]. 还值得一提的是，好氧阶段30 min后混合液中NO₂^--N与PO₄^3--P浓度同时下降，众所周知，除O₂外NO₂^--N和NO₃^--N也能被PAOs利用，不同的是NO₂^--N和NO₃^--N作为电子受体用以吸磷在缺氧条件下进行，因此，如果假设有O₂和NO₂^--N两种电子受体同时存在的情况下，排除PAOs利用不同电子受体吸磷的产能差异，NO₂^--N和O₂对PAOs具有相同竞争力，因而，NO₂^--N在好氧条件下同样能被PAOs利用，这才合理解释了NO₂^--N在好氧段大量损失这一现象.

表 1 (Table 1)

表 1 不同FNA条件下好氧阶段氮的转化量1) Table 1 Variation of nitrogen in aerobic phase under different FNA levels 运行天数 /d NO2--N投加量 /mg ·L-1 FNA平均值 /mg ·L-1 NO2--N积累量 /mg ·L-1 NO3--N积累量 /mg ·L-1 NO2--N损失量 /mg ·L-1 0-7 0 0 0.019±0.000 1.617±0.168 0 8-17 2 0. 19×10-3 0.009±0.007 1.692±0.311 1.925±0.039 18-31 5 0. 53×10-3 0.015±0.008 2.796±1.292 3.821±0.055 32-108 10 0. 99×10-3 0.032±0.014 5.009±0.500 6.595±0.061 109-131 15 1.46×10-3 0.034±0.013 5.107±0.494 11.495±0.156 132-138 152) 1.46×10-3 0.030±0.013 3.382±0.303 11.588±0.204 139-178 20 1.94×10-3 4.751±0.840 9.766±1.289 7.119±0.825 1)表中数据形式为平均值±标准偏差； 2)代表该试验阶段进水NH+4-N=0mg ·L-1，其余为14 mg ·L-1

表 1 不同FNA条件下好氧阶段氮的转化量1) Table 1 Variation of nitrogen in aerobic phase under different FNA levels

图 3为不同FNA浓度下系统进、 出水和厌氧末期的PO₄^3--P浓度及其去除率. 从中可见，除投加20 mg ·L^-1 NO₂^--N的前30 d外，投加NO₂^--N后系统厌氧末期磷浓度平均高于投加前. 本研究中NO₂^--N投加量＜5 mg ·L^-1，即折合FNA浓度低于0.53×10^-3 mg ·L^-1时，系统的出水PO₄^3--P浓度虽有小幅波动但很快能趋于稳定，除磷率保持在95%以上，出水浓度低于0.5 mg ·L^-1. 进一步提高FNA浓度至0.99×10^-3 mg ·L^-1后，系统除磷性能迅速恶化，出水磷浓度严重超标，在改变FNA浓度的前4 d内，磷几乎无去除，此后由于系统中PAOs对FNA的适应能力逐步增强，污泥除磷性逐渐恢复，但恢复所需时间较长，50 d后除磷率平均恢复至64.42%，最高71.1%. 上述FNA浓度对应的吸磷性能受抑制程度明显低于文献报道的FNA临界浓度分别为0.000 5 mg ·L^-1和0.001 mg ·L^-1时所对应的吸磷性能受抑制程度50%和75%^[17]. 以上分析表明，FNA对PAOs好氧吸磷能力的不利影响可通过长期运行逐步恢复，但不能完全恢复. 在此期间的某个周期内，撤销FNA投加试验发现，系统的除磷能力有一定程度的提高，说明FNA对好氧吸磷性能的抑制是可逆的. 增大NO₂^--N投量至15 mg ·L^-1，即FNA为1.46×10^-3 mg ·L^-1，出水磷浓度在改变工况后再次出现大幅下降，但对比上一个工况，波动的幅度有所减小. 分析认为，由于长期投加NO₂^--N的驯化效应使得PAOs对FNA的适应能力增强，该工况内经过12 d运行系统除磷率平均恢复至67.33%，较前一工况的恢复过程大为缩短. 再次提高FNA浓度至1.94×10^-3 mg ·L^-1，除磷率再度大幅波动，在该工况的前10 d内，出水PO₄^3--P浓度有时甚至高于进水浓度，之后，除磷率经过20 d逐步恢复到44.14%.

图 3

Fig. 3

图 3 不同FNA浓度下系统各阶段磷浓度及其去除率 Fig. 3 Concentrations of phosphorus at different phase and its removal efficiency under different FNA levels

由于最后一个工况出水中存在大量NO₂^--N和NO₃^--N积累(图 2)，试验后期还曾提高进水COD浓度至550 mg ·L^-1以期加强反硝化从而改善系统除磷性能(未给出)，经过近40 d的运行该阶段出水NO₂^--N和NO₃^--N积累量逐步下降至0.30 mg ·L^-1和4.62 mg ·L^-1，而厌氧末期PO₄^3--P浓度则在提高碳源量后即刻由原来的24.45 mg ·L^-1大幅上升至55 mg ·L^-1左右，好氧吸磷量亦由17.71 mg ·L^-1提高至45.51 mg ·L^-1，尽管如此，对出水PO₄^3--P的监测却发现其去除率不升反降，随后缓慢恢复至25%左右. 分析认为，提高COD可减缓PAOs与异养反硝化菌对碳源的争夺，而由此提高的释磷量导致聚磷菌吸磷负荷增大，从而引起除磷率因吸磷时间不足而下降的现象，但释磷量和吸磷量的增大，即PAOs的比释磷速率和比吸磷速率均提高至未增加碳源量的2倍以上，反映出提高进水碳源有助于缓解FNA对好氧吸磷的抑制.

图 4为不同工况下系统典型周期内PO₄^3--P和各形态氮及DO的浓度变化规律. 从中可知，试验进行的6个工况内均有释磷和吸磷现象且最大释磷浓度出现在厌氧结束时刻. 在各工况厌氧时段内，DO浓度维持在极低范围，即0.02 mg ·L^-1左右，PAOs将体内聚磷以正磷酸盐的形式释放出来并产生能量，进而利用该能量吸收混合液中的挥发性脂肪酸(VFAs)并以聚羟基脂肪酸(PHAs)的形式贮存在体内； 在此期间，NH₄⁺-N浓度由于活性污泥的吸附作用有小幅降低(＜1 mg ·L^-1). 好氧时段内，DO浓度从0.02 mg ·L^-1快速升至2 mg ·L^-1以上，PAOs以降解PHAs为能量来源实现微生物生长、 糖原合成以及磷的过量吸收； NH₄⁺-N被快速降解转化为NO₂^--N，并最终转化为NO₃^--N. 工况1中，即系统的启动阶段，厌氧段结束时的磷浓度为25.14 mg ·L^-1； NH₄⁺-N维持在3.35 mg ·L^-1以上. 好氧阶段，DO浓度快速升高并维持在4-6 mg ·L^-1之间，PAOs在反应时间内完成吸磷过程，出水＜0.5 mg ·L^-1； NH₄⁺-N在有氧条件下快速降解，反应末端出现1.617 mg ·L^-1的NO₃^--N积累. 工况2中，尽管在厌氧段结束时刻向系统内投加浓度为2 mg ·L^-1的NO₂^--N，但厌氧释磷量较工况1有大幅升高，磷浓度达42.78 mg ·L^-1. 分析认为，由于FNA的解耦联作用，PAOs必须提高呼吸速率，即分解更多的聚磷(Poly-P)以泵出更多质子从而维持质子驱动力(PMF)的恒定. 研究还发现，由于释磷量的提高导致PAOs在好氧段的负荷增大，但吸磷过程在反应时间内仍能彻底完成，说明PAOs的吸磷能力有所提高； 对好氧初始阶段向系统投加的NO₂^--N浓度测定及数据分析发现，NO₂^--N投加总量出现95%以上的损失，仅有剩余一小部分转化为NO₃^--N，说明NO₂^--N在好氧阶段被除亚硝酸盐氧化菌(NOB)以外的其他微生物所消耗，但具体被哪种微生物菌群利用及其降解机制仍不明确. 工况3中，NO₂^--N的投加量提高至5 mg ·L^-1，除磷率仍接近100%，说明FNA浓度低于0.53×10^-3 mg ·L^-1时，系统的除磷性能未受抑制. 工况4，即NO₂^--N投加量为10 mg ·L^-1，换算为FNA浓度为0.99×10^-3 mg ·L^-1，除磷性能开始出现受抑制现象，表现为厌氧末端磷浓度降至25.13 mg ·L^-1且好氧阶段吸磷能力减弱，反应结束时仍有2.33 mg ·L^-1的PO₄^3--P残留. 进一步加大NO₂^--N投加量至15 mg ·L^-1和20 mg ·L^-1(工况5，6)，即FNA为1.46×10^-3 mg ·L^-1和1.94×10^-3 mg ·L^-1，抑制现象更加明显，厌氧释磷量及好氧吸磷量进一步减少，且系统内NO₃^--N的积累量逐步提高.

图 4

Fig. 4

图 4 不同FNA浓度下典型周期内各形态氮及PO43--P的浓度变化规律 Fig. 4 Variation of nitrogen and phosphorus concentrations of typical cycles under different FNA levels

图 5为不同FNA浓度下，各工况稳定运行时系统的比释磷速率和比吸磷速率. 从中可见，投加FNA后，反应器混合液的比释磷速率和比吸磷速率均高于投加前. 结合图 3不难发现，聚磷菌的释磷和吸磷能力在短期内会受到FNA抑制，而长期运行其活性会逐步恢复，由此推测，PAOs可能是借还原亚硝酸盐用以解毒. 对各浓度条件下的比反应速率曲线拟合发现，随着FNA浓度的增高，系统比释/吸磷速率呈现先增大后减小的抛物线趋势，说明低浓度的FNA(＜0.99×10^-3 mg ·L^-1)不仅未抑制污泥的释磷及吸磷能力，反而起到了促进作用，这一现象可以由FNA的解耦联作用解释. 通过对荧光假单胞菌的研究，研究者证实了FNA可以作为质子载体透过细胞膜且在膜两侧往复运动而不产生能量^{[25, 26, 27]}，但FNA的解偶联作用导致其透过细胞膜后胞外驱动质子的能量增加，因此，PAOs必须提高呼吸速率，即分解更多的聚磷(Poly-P)以泵出更多质子从而维持质子驱动力的恒定^[28]. 对图 5的分析还发现，比释磷速率的标准偏差范围均大于比吸磷速率的标准偏差范围，且比释磷速率的曲线变化趋势明显，说明FNA对厌氧放磷的影响大于好氧吸磷.

图 5

Fig. 5

图 5 不同FNA浓度下系统的比释磷速率和比吸磷速率 Fig. 5 Specific anaerobic phosphate release rate and specific aerobic phosphate uptake rate under different FNA levels

FNA浓度高于0.99×10^-3 mg ·L^-1后，系统比释/吸磷速率呈现略减趋势. 有学者提出，如果PAOs体内的亚硝酸盐还原酶(nir)在好氧条件下能将NO₂^-依次还原为NO、 N₂O和N₂，而NO₂^-或NO又与氧化还原酶反应，其产物会抑制PAOs的好氧呼吸，从而抑制能量产生，使PAOs体内糖原和Poly-P的合成以及细胞的生长受到影响^[29]. 尽管如此，其真实的机制尚不清楚，因此，有关FNA对聚磷菌好氧吸磷的抑制机制有待进一步研究.

图 6为系统投加FNA前后以NO₂^-和NO₃^-为电子受体的缺氧吸磷试验中PO₄^3--P和NO_x^--N的变化规律. 对图 6(a) 中两种电子受体吸磷曲线进行线性拟合并分析可知，驯化前，系统以NO₂^-和NO₃^-为电子受体的反硝化吸磷均能进行，但NO₃^-型的比吸磷速率(以VSS计，下同)为7.95 mg ·(g ·h)^-1及电子受体比利用速率为5.33 mg ·(g ·h)^-1略高于NO₂^-型的比吸磷速率为7.32 mg ·(g ·h)^-1及电子受体比利用速率5.06 mg ·(g ·h)^-1，而且，试验结束时系统中仍有少量PO₄^3--P和电子受体存在. 投加FNA驯化65 d后，对图 6(b)的分析发现，两种类型缺氧吸磷的吸磷速率和电子受体利用速率均有大幅提升且污泥的缺氧吸磷方式发生转变，NO₃^-型的比吸磷速率26.64 mg ·(g ·h)^-1 及电子受体比利用速率12.75 mg ·(g ·h)^-1 均小于NO₂^-型的比吸磷速率28.25 mg ·(g ·h)^-1及电子受体比利用速率14.07 mg ·(g ·h)^-1，缺氧吸磷能力分别为驯化前的3.35倍和3.86倍. 上述现象说明，向好氧吸磷系统内投加FNA并长期驯化有利于系统内筛选具有以NO₂^-为电子受体的反硝化聚磷菌.

图 6

Fig. 6

图 6 FNA驯化前后污泥的缺氧吸磷能力 Fig. 6 Anoxic phosphate uptake capacity of the sludge before and after acclimation to FNA

图 7为FNA投加量对系统内污泥量及其沉降性能的影响. 从中分析可知，试验进行的前20 d，系统混合液的MLSS值由4 963 mg ·L^-1降至3 000 mg ·L^-1左右. 分析原因，FNA的抑制作用致使部分微生物被杀灭或细胞增殖量低于排泥量，然而，经过一段时间后，尤其是投加0.99×10^-3 mg ·L^-1的FNA后污泥浓度趋于平稳，说明系统内污泥进入适应期. 由不同FNA浓度下反应器内污泥体积指数(SVI)的变化可见，随着试验的进行，SVI逐步降低直至稳定，这与污泥浓度变化趋势一致. 分析原因： 一方面，FNA抑制了丝状菌的生长； 另一方面，图 4显示的比释磷速率和比吸磷速率的增大表明PAOs活性增强或数量增多，因而活性污泥比重较大，更有利于污泥的沉降.

图 7

Fig. 7

图 7 FNA对系统污泥量及其沉降性能的影响 Fig. 7 Influence of FNA on sludge concentration and its settling properties of the system

(1)FNA为0-1.46×10^-3 mg ·L^-1浓度范围内，出水无NO₂^--N积累，NO₃^--N积累量随着FNA投加量的增大而增多，总氮损失率均高于80%，NO₂^--N损失量由0 mg ·L^-1升至11.495 mg ·L^-1，FNA为1.94×10^-3mg ·L^-1时，系统内逐步出现NO₂^--N的积累.

(2)投加FNA后污泥的释磷和吸磷能力不仅未受到抑制，比释磷速率和比吸磷速率反而高于投加前. FNA低于0.53×10^-3 mg ·L^-1时，系统除磷率均大于96.9%； 当FNA浓度提高至0.99×10^-3、 1.46×10^-3、 1.94×10^-3 mg ·L^-1时，除磷率均有大幅下降，分别经过50、 12、 30 d的运行，除磷性能恢复至64.42%、 67.33%、 44.14%，说明抑制作用导致的除磷性能恶化可以恢复且长期驯化作用能缩短恢复过程.

(3)投加FNA驯化后，污泥的NO₃^-型和NO₂^-型缺氧吸磷能力分别为驯化前的3.35倍和3.86倍且吸磷方式有所转变，说明向好氧吸磷系统内长期投加FNA有利于系统内富集以NO₂^-为电子受体的反硝化聚磷菌； 而且，长期驯化过程有利于系统内污泥的沉降.