李冬，高鑫，楊杰，陳昊，張杰，2

（1 北京工業(yè)大學(xué)水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程北京市重點實驗室，北京 100124；2 哈爾濱工業(yè)大學(xué)城市水資源與水環(huán)境國家重點實驗室，黑龍 江哈爾濱 150090）

游離亞硝酸（FNA）[4-6]作為一種生物抑制劑對大多數(shù)微生物都有比較明顯的抑制作用，但不同微生物對于FNA 的抑制閾卻有明顯差異[7-9]。研究表明，DPAOs對FNA的抑制閾值是高于PAOs的，證明利用FNA 改變系統(tǒng)的除磷路徑是一種可行的方法[10]。現(xiàn)有的研究均為定期額外投加NO-2來提高FNA 的濃度，這無疑增加了運行成本且效果維持時間有限[11-12]。因此作為氨氮氧化的中間產(chǎn)物，若能通過調(diào)節(jié)曝氣強度以控制運行過程中NO-2的產(chǎn)生與積累來實現(xiàn)FNA 的抑制就顯得十分有必要。此外，PAOs 受FNA 抑制的程度不僅取決于濃度，還與抑制時長具有重要的關(guān)系，因此瞬時的亞氮積累引起的FNA 濃度升高對PAOs 的抑制程度是有限的，實現(xiàn)亞氮積累并延長亞氮積累時間對有效抑制PAOs的活性十分重要。

據(jù)氨氮兩步氧化理論，實現(xiàn)亞氮積累的關(guān)鍵在于抑制NOB的活性，或是擴大氨氧化細(xì)菌（AOB）與NOB之間的活性差[13]。由于具有更低的氧半飽合常數(shù)，即更強的親氧能力，在有限的溶解氧（DO）供應(yīng)下，AOB 能夠優(yōu)先于NOB 進行代謝反應(yīng)，所以不少學(xué)者通過降低DO 的濃度來實現(xiàn)短程硝化[14-15]。但當(dāng)長期處于低溶解氧狀態(tài)下，AOB 的增長速率同樣會受到抑制[16]，且隨著長期運行NOB產(chǎn)生適應(yīng)性，耐低DO的NOB的出現(xiàn)使得系統(tǒng)轉(zhuǎn)為全程硝化[17]。此外，Jiang 等[18]研究發(fā)現(xiàn)，在長期低DO 的運行條件下污泥的沉降性能發(fā)生了惡化。顯然長期以低DO模式運行系統(tǒng)是缺乏穩(wěn)定性的。

綜上，本研究提出在降低曝氣強度的同時延長曝氣時間，不僅能夠?qū)崿F(xiàn)更高濃度的亞硝酸鹽積累，還能保證延長FNA 抑制的持續(xù)時間。同時相鄰周期設(shè)置短水力停留時間（HRT）周期結(jié)合高曝氣強度，節(jié)省曝氣量的同時提高AOB 的增長速率與系統(tǒng)的沉降性能，避免NOB產(chǎn)生耐低DO的適應(yīng)性導(dǎo)致系統(tǒng)崩潰。

因此，本研究設(shè)置兩組同規(guī)格SBR 反應(yīng)器，其中一組采用長/短HRT聯(lián)合低/高曝氣策略，另一組采用恒定曝氣強度模式運行。通過對比兩組反應(yīng)器的運行情況，考察長/短HRT下低/高曝氣強度交替模式對系統(tǒng)污染物質(zhì)去除性能、除磷通路的轉(zhuǎn)化及功能菌活性的影響，實現(xiàn)除磷方式由傳統(tǒng)除磷向短程反硝化除磷轉(zhuǎn)變，并維持長期穩(wěn)定運行。

1 材料和方法

1.1 實驗裝置與運行方法

以兩組有效容積為6L的SBR反應(yīng)器進行實驗。每天共設(shè)置4個周期，相鄰周期按照長/短HRT交替的模式運行，厭氧/好氧/缺氧各段時間分配見表1。此外，還包括5min 進水、3min 沉淀、5min 排水（換水比為2/3）、7min 閑置，R1 采用恒定8L/(h·L)的曝氣強度，R2 長HRT 周期采用4.5L/(h·L)，短HRT周期采用8L/(h·L)的曝氣強度。

表1 反應(yīng)器運行工況

1.2 接種污泥與實驗用水

采用人工配制的合成污水進行實驗，配制中涉及的主要物質(zhì)如下：水、KH2PO4、NH4Cl、CH3CH2COONa、CaCl2、 MgSO4·7H2O 和NaHCO3，各項指標(biāo)如表2所示。以穩(wěn)定運行且處理性能良好的同步硝化反硝化除磷顆粒污泥為接種污泥，混合液懸浮固體濃度（MLSS）約為3300mg/L。

表2 人工配水水質(zhì)情況

1.3 分析項目與檢測方法

COD 和TP 的測定采用5B-3B 型COD 多參數(shù)快速測定儀，NH+4-N、NO-3-N 和NO-2-N 分別采用納氏試劑光度法、麝香草酚紫外分光光度法以及N-(1-萘基)-乙二胺光度法，每2天對上述參數(shù)進行測量；DO和pH的測定均采用WTW-pH/Oxi 340i便攜式多參數(shù)測定儀進行周期監(jiān)測。

1.4 計算公式

游離亞硝酸濃度計算如式(1)所示。

1.5 批次實驗

1.5.1 不同F(xiàn)NA濃度下PAOs、DPAOs活性批次實驗

1.5.2 AOB與NOB活性批次實驗

AOB 和NOB 的活性分別用SAOR 和SNaPR 表示[19]，測定方法如下：從反應(yīng)器內(nèi)取出500mL污泥并用蒸餾水沖洗三次；將沖洗過的污泥置于1L燒杯中，并加入NH4Cl和NaNO2使得溶液中的初始NH+4-N 與NO-2-N 濃度分別為25mg/L 和15mg/L，加入碳酸氫鈉調(diào)節(jié)反應(yīng)的pH維持在7.5左右并作為無機碳源；持續(xù)進行曝氣，使得DO 控制在2.5～4.0mg O2/L；每20min 對溶液中的NO+4-N、NO-2-N、NO-3-N濃度進行一次測定；測定泥水混合物的MLSS和MLVSS。

AOB 活性采用比氨氧化速率SAOR[mgN/(gMLVSS·h)]表示，見式(4)。

NOB 活性采用比硝態(tài)氮生成速率SNaPR[mgN/(gMLVSS·h)]表示，見式(5)。

3.信息溝通。信息溝通是內(nèi)部控制的必要條件，指信息在公司內(nèi)部各層級、各部門之間以及公司與客戶、供應(yīng)商、監(jiān)管者和股東等之間的傳遞。包括信息收集機制、信息溝通機制、內(nèi)部報告、保密管理及信息技術(shù)整體控制。企業(yè)信息溝通的內(nèi)容，應(yīng)包括信息收集機制、信息溝通機制、內(nèi)部報告管理、保密管理和信息技術(shù)整體控制五個方面。企業(yè)應(yīng)識別來源于本企業(yè)內(nèi)部及外部、與經(jīng)營管理相關(guān)的各類信息，明確本企業(yè)的信息收集渠道和方式，建立內(nèi)部及外部溝通機制，制定內(nèi)部報告體系及信息保密制度，并加強信息技術(shù)整體控制。

2 結(jié)果與討論

2.1 曝氣策略實現(xiàn)FNA抑制的批次實驗

2.1.1 PAOs、DPAOs受FNA抑制程度的批次實驗結(jié)果對已成功啟動的同步硝化反硝化污泥中PAOs及DPAOs進行不同F(xiàn)NA濃度下的吸磷量批次實驗，結(jié)果如表3 所示。為了比較FNA 對PAOs 及DPAOs的抑制作用，將結(jié)果擬合為圖1所示直線。圖中兩條直線的斜率分別表征PAOs和DPAOs受FNA抑制的影響程度，其斜率分別為-15.59 和-5.67，表明FNA 的抑制作用對PAOs 更為明顯。在FNA 從0.8μg/L上升到1.4μg/L時，DPAOs的活性幾乎沒有下降，這是因為NO-2作為反硝化除磷的電子受體，其濃度的增加會在一定程度上提升DPAOs 的缺氧吸磷速率[20-21]。只有在亞硝酸鹽濃度過高時，F(xiàn)NA對DPAOs 的抑制作用才會開始展現(xiàn)。當(dāng)FNA 濃度在1.1μg/L 附近時，PAOs 好氧吸磷量從45.18mg/L降低至33.79mg/L，降低了25%。研究表明，由于PAO 與DPAOs 在顆粒污泥中分布的位置不同[22-23]，DPAOs 在顆粒污泥內(nèi)部作為核心，因而受到FNA抑制的影響較小。綜上，可以選定1.0～1.4μg/L 的FNA 濃度，即實現(xiàn)15mg/L 附近的亞氮積累為DPAOs 提供電子受體的同時抑制PAOs，最終實現(xiàn)除磷路徑的改變來適應(yīng)低COD的污水。

表3 FNA抑制下吸磷批次實驗

圖1 FNA對吸磷抑制作用的擬合

2.1.2 不同曝氣組合下的典型周期實驗污染物去除特性

上述實驗表明，適宜的FNA 濃度能在對DPAOs 活性影響很小的情況下較大程度地抑制PAOs 的活性，使得好氧除磷占比逐漸降低，提供更多的COD 為反硝化除磷所利用。而要想實現(xiàn)適宜的FNA濃度就要提升亞氮積累程度和維持時間，實現(xiàn)這一目標(biāo)的關(guān)鍵就在于曝氣強度和曝氣時長，因此特根據(jù)DO和氮素濃度變化對不同HRT下的曝氣強度進行分析和調(diào)整，通過控制AOB 和NOB 的活性實現(xiàn)亞硝酸鹽積累，為反硝化聚磷菌提供足夠的亞硝酸鹽，并提升FNA濃度以實現(xiàn)上述目標(biāo)。

長HRT 周期內(nèi)不同曝氣強度下的實驗結(jié)果如圖2 所示。當(dāng)采用8L/(h·L)的曝氣強度時，好氧段的最后30min內(nèi)DO快速上升，最終達到6.74mg/L，此時的氨氮濃度降低為0.75mg/L，這表明氨氧化反應(yīng)在好氧段結(jié)束前已經(jīng)完成，由于高曝氣的存在，NO-2-N并不能實現(xiàn)積累，而是隨著反應(yīng)進行繼續(xù)被氧化為NO-3-N，使得其濃度達到7.30mg/L，此時最高FNA濃度僅為0.34μg/L，不僅浪費了曝氣量，還使得以NO-2為電子受體的DPAOs 在與NO-3型DPAOs 的競爭中處于劣勢。因此將曝氣強度調(diào)低為4.5L/(h·L)，此時好氧段的DO全程均未發(fā)生前述突增，一直處于2.25mg/L范圍內(nèi)，由于較低的曝氣濃度以及AOB 與NOB 對于底物的競爭，使得亞硝酸鹽出現(xiàn)一定程度的積累，達到4.41mg/L，而硝態(tài)氮則沒有積累，對應(yīng)地產(chǎn)生了1.18μg/L的FNA，且該FNA抑制維持了90min以上。由此可見，該曝氣濃度下既能穩(wěn)定地為DPAOs 提供電子受體，又能達到FNA對PAOs的抑制閾和抑制時間。但本階段TN的減少量為30.34mg/L，與高曝氣時相比略有減少，這主要是由電子受體突然從NO-3轉(zhuǎn)變?yōu)镹O-2等因素引起的。繼續(xù)降低曝氣強度為3L/(h·L)，好氧段DO的整體濃度仍維持在與曝氣強度為4.5L/(h·L)時的相似水平，這主要是因為在低DO下硝化細(xì)菌活性的下降使得其消耗溶解氧的能力降低，此時好氧末殘留的氨氮濃度為9.61mg/L，并未被完全氧化，出水TN 為3 組實驗中最高，亞氮積累程度較低的主要原因并非NOB 的氧化作用，而是因為AOB 的活性受到了低DO 的限制，因此不宜采用。因此最終確定長HRT 周期的曝氣強度為4.5L/(h·L)來進行長期穩(wěn)定運行。

圖2 不同曝氣強度下長周期好氧段內(nèi)NH+4、NO-2、NO-3、FNA、pH和DO濃度變化

短HRT 周期的實驗結(jié)果如圖3，在4.5L/(h·L)曝氣強度下好氧末并沒有硝態(tài)氮積累，氨氮恰好完全被轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽，相同曝氣強度下短HRT 卻能實現(xiàn)亞氮積累的主要原因在于短周期產(chǎn)生的亞硝酸鹽尚未被NOB 利用就進入了缺氧段，進而被缺氧段反硝化利用掉。此外，考慮到短HRT 周期的好氧段過短，即使FNA 濃度夠高，其抑制時長也相對較短，因此不計入考慮，所以短HRT周期采取相對較高的曝氣強度不僅可以保障氨氮處理效果，還能補償?shù)虳O帶來的AOB活性下降，并避免因長期處于低DO條件下帶來的污泥上浮等負(fù)面影響。

圖3 短周期好氧段內(nèi)NH+4、NO-2、NO-3、pH和DO濃度變化

2.2 低/高曝氣策略對系統(tǒng)處理性能的影響

2.2.1 COD和TP去除性能

圖4為運行過程中COD和TP的去除性能變化，圖4(a)、(b)分別為長HRT 周期內(nèi)R1、R2 的去除性能，(c)、(d)則為短HRT 周期內(nèi)的去除性能。區(qū)別于啟動硝化反硝化除磷顆粒時較高的COD 濃度，將人工合成廢水的COD 由250～300mg/L 降低至150～200mg/L，模擬實際生活污水的低COD 特性，為通入生活污水做馴化準(zhǔn)備。由于突然的進水基質(zhì)濃度改變，微生物在適應(yīng)初期出現(xiàn)了處理性能下降的現(xiàn)象[24]。在COD 濃度降低以后，出水COD 的濃度仍然滿足排放標(biāo)準(zhǔn)，長HRT 階段兩組反應(yīng)器的出水COD濃度均在10mg/L以下，去除率達到95%。但在COD 濃度下降初期，TP 去除率發(fā)生了明顯的惡化，R1 和R2 的除磷率分別降低至25%和43%。但兩者TP 去除率下降的主要原因不同，R1 的TP去除率下降的主要原因為COD 的下降限制了PAOs的釋磷和吸磷能力，這也正是該工藝處理生活污水時去除效率較低的原因之一。而采用低/高曝氣的反應(yīng)器TP 去除率低的主要原因為，長HRT 周期下較低的曝氣量使得亞氮積累進而使得FNA 濃度達到PAOs 的抑制閾，因而在好氧階段，好氧除磷的活性受到比較嚴(yán)重的抑制作用。此外，由于之前DPAOs主要以NO-3作為電子受體，低曝氣量限制了NO-3的生成，進而影響DPAOs的除磷能力。隨著反應(yīng)的不斷進行，F(xiàn)NA 抑制作用下PAOs 的豐度逐漸降低，底物充足的NO-2型DPAOs逐漸占據(jù)R2的顆粒內(nèi)部，出水TP去除率不斷提高，在低COD條件下總磷去除率達到98%。但R1 的TP 去除率仍然較低，R1的好氧末TP濃度與出水相似，這是因為DPAOs在與PAOs競爭碳源的過程中處于劣勢地位，TP的去除基本在好氧段進行，反硝化除磷菌由于缺少內(nèi)碳源進行同步脫氮除磷，使得整體處理效果降低。

圖4 運行過程不同反應(yīng)器長、短周期的COD和TP濃度變化

2.2.2 脫氮性能

圖5(a)、(b)為系統(tǒng)運行期間長HRT周期進出水含氮無機物濃度變化的情況。在反應(yīng)初期，R1 和R2 的TN 去除率均有明顯下降，分別為47.66%和58.31%。其中，R1 的TN 去除率低的主要原因為PAOs 與DPAOs 競爭碳源，限制了反硝化脫氮能力。此外，以硝氮作為電子受體的反硝化脫氮對碳源的需求量又比較高，因此脫氮效果受到抑制。而R2 TN 去除率低的主要原因并非COD 不足，因為FNA 對PAOs 的抑制以及短程反硝化較低的碳源需求都使得當(dāng)前COD 濃度在理論上能夠滿足脫氮除磷需求，因此該階段脫氮效果不佳的主要原因為DPAOs 尚未實現(xiàn)從硝氮向亞氮的轉(zhuǎn)化。隨著反應(yīng)的不斷運行，在第40天時，兩個反應(yīng)器的TN去除率均達到穩(wěn)定，分別為79.18%和95.88%，相比于R1 而言，R2 有明顯更高的去除率，R1 出水TN 中的主要組成成分為NO-3，證實了短程硝化反硝化脫氮除磷對于處理低C/N比污水的優(yōu)勢。

圖5 運行過程不同反應(yīng)器長、短周期的氮素濃度變化

圖5(c)為系統(tǒng)運行期間短HRT周期進出水含氮無機物變化的情況。短周期TN 去除率同樣經(jīng)歷了先下降后上升的變化過程，與長周期相比區(qū)別在于TN 去除率相對較低，這是因為長周期較長的饑餓時間促使微生物分解EPS（胞外聚合物）產(chǎn)生了可溶性微生物產(chǎn)物（SMP），在缺氧段作為反硝化的補充碳源增強了脫氮能力[25-26]，盡管短周期無法實現(xiàn)這一功效，但其出水TN去除率仍能達到90.42%，滿足排放標(biāo)準(zhǔn)。

2.3 功能菌群活性分析

為了驗證長/短HRT聯(lián)合低/高曝氣強度對主要功能菌的選擇馴化作用，分別對兩組反應(yīng)器進行批次實驗來確定AOB 與DPAOs 的活性。其中聚磷菌的三類菌屬根據(jù)電子受體不同劃分出3 種聚磷菌[27]：一類電子受體為O2，一類電子受體為O2與NO-3，還有一類電子受體為O2、NO-3和NO-2。圖6(a)表明在未經(jīng)采取低/高曝氣強度策略之前，好氧除磷是整個系統(tǒng)除磷的主要方式，以NO-2/NO-3作為電子受體的聚磷菌占比較少；當(dāng)COD濃度受限以后，未調(diào)整曝氣策略系統(tǒng)中普通PAOs 的活性和豐度受到明顯影響，而既能利用NO-3又能利用氧氣的聚磷菌活性則明顯上升，礙于較低NO-2濃度的限制，短程硝化反硝化除磷尚未實現(xiàn)；在采用低/高曝氣強度的系統(tǒng)中，在FNA 和低COD 的共同作用下，PAOs 的活性明顯下降，反硝化聚磷菌在除磷中作出主要貢獻，其中能以NO-2作為電子受體的反硝化聚磷菌占比最高，達到了馴化目標(biāo)。

圖6(b)顯示在0天時，AOB和NOB的活性分別為8.66mgN/(gMLVSS·h)和6.83mgN/(gMLVSS·h)，充足的曝氣強度使得氮主要以硝氮的形式存在，在采用低/高曝氣以后，AOB 的活性發(fā)生了可以忽略不計的輕微下降，而NOB 的活性則下降至3.28mgN/(gMLVSS·h)，僅為原來的一半，為短程硝化反硝化除磷提供了充足的亞氮積累。此外，由于具備充足的內(nèi)碳源儲存，DPAOs在低DO條件下與NOB競爭亞硝酸鹽時具有明顯的優(yōu)勢[28]，可見在PAOs 抑制成功后，DPAOs 的富集能進一步實現(xiàn)對于NOB 的抑制。

圖6 運行期間聚磷菌、AOB和NOB活性變化情況

3 結(jié)論

（1）不同類型的聚磷菌受FNA 抑制程度的批次實驗結(jié)果表明，在FNA 濃度為1.1～1.4μg/L 時，PAOs 受到的抑制作用明顯高于DPAOs，因此該濃度范圍內(nèi)的FNA 值有利于實現(xiàn)抑制PAOs 并富集DPAOs。

（2）通過延長曝氣時間結(jié)合低曝氣強度可以控制NO-2-N 的產(chǎn)生速率和積累量，進而實現(xiàn)對FNA抑制濃度和持續(xù)時間的控制，增大對PAOs 的抑制效果，同時DPAOs的富集進一步間接抑制了NOB，實現(xiàn)短程硝化反硝化脫氮除磷。

（3）通過采取長/短HRT 下的低/高曝氣策略，在降低進水COD 至150～200mg/L 后R2 仍能具有較好的適應(yīng)性與處理性能，最終出水COD、TN和TP濃度分別達到5.13mg/L、3.09mg/L 和0.21mg/L，去除率達到96.16%、94.54%和96.90%，明顯高于采用恒定曝氣策略的R1。

符號說明