亞硝酸鹽對A2O系統脫氮除磷的影響

宋姬晨,王淑瑩,楊 雄,彭永臻 (北京工業大學,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124)

亞硝酸鹽對A2O系統脫氮除磷的影響

宋姬晨,王淑瑩*,楊 雄,彭永臻 (北京工業大學,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京市污水脫氮除磷處理與過程控制工程技術研究中心,北京 100124)

在A2O系統中,通過分別向缺氧區和好氧區投加亞硝酸鹽的方式,考察和分析了亞硝酸鹽的存在對系統脫氮除磷性能的影響.結果表明,系統的硝化、反硝化及除磷性能均對亞硝酸鹽的存在比較敏感.亞硝酸鹽存在于好氧段時對硝化性能的影響較大,當好氧段亞硝酸鹽濃度達到 25mg/L時,系統硝化速率僅有 5.26mg/(L·h).亞硝酸鹽存在于缺氧段時對反硝化性能的抑制作用較大,且當亞硝酸鹽長期存在于缺氧段時,系統的反硝化速率降低至11.83mg/(L·h),與正常情況相比下降了60%;亞硝酸鹽存在于好氧段時會嚴重抑制聚磷菌的吸磷能力,系統磷去除率僅有22%.當亞硝酸鹽存在于缺氧段時,會引發系統的污泥膨脹問題,導致聚磷菌流失,聚磷菌數量減少到2.02%左右,繼而引發系統除磷效果嚴重惡化.

亞硝酸鹽；脫氮除磷；缺氧條件；好氧條件；微生物種群結構

隨著水體富營養化問題的日益嚴峻,如何穩定高效地脫氮除磷成為了當今污水處理領域的研究熱點.活性污泥法因其處理成本低廉、效果穩定、運行管理簡單而被絕大多數的污水處理廠所采用.活性污泥是由眾多微生物組成的微生物群落,這些微生物群落以絲狀菌為骨架,各種硝化菌、反硝化菌、除磷菌及異養菌等通過自身分泌的胞外聚合物(EPS)粘附其上,構成大量獨立的菌膠團體[1-2].菌膠團體在交替經歷厭氧、缺氧和好氧的條件下,其微生物分別以污水中的氮、磷等污染物質為基質進行生長代謝,從而實現污水的脫氮除磷.微生物的活性直接決定了系統的污水處理效果.因此,要維持系統穩定的脫氮除磷性能,需要給微生物提供良好的生長環境,以維持好的微生物活性.然而,影響活性污泥微生物活性的因素眾多,如系統污泥齡過長或過短[3],好氧池溶解氧(DO)濃度過低[4],進水負荷[5]、溫度[6]、pH值[7]等參數過高或者過低都會影響到微生物正常的新陳代謝活性,致使微生物種群結構發生改變,宏觀上表現為脫氮除磷性能的降低.近年來,已有大量針對這些影響因素的研究報道,為污水處理廠的穩定運行提供了重要的理論指導.但是隨著研究的進行以及新的活性污泥工藝的開發,又產生了一些新的可能影響到活性污泥脫氮除磷性能的因素,亞硝酸鹽就是其中之一.

亞硝酸鹽是硝化反應的中間產物,以城市生活污水為進水的短程硝化系統,其在好氧階段的累積量可達到20mg/L以上[8];短程硝化系統的缺氧階段也會存在較多的亞硝酸鹽[9];甚至在全程脫氮系統的缺氧段亞硝酸鹽累積的現象也容易發生[10].由此可見,亞硝酸鹽可能存在于污水處理的各個階段.研究表明[11],當亞硝酸鹽積累到一定程度時,能夠影響微生物種群的呼吸作用和細胞增殖.研究證明,硝化菌(氨氧化細菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB))和反硝化菌的活性均容易受到亞硝酸鹽的抑制[12-14],致使硝化反應和反硝化反應遭到破壞[15-16].尤其是在低pH值與亞硝酸鹽聯合作用時,抑制程度更加明顯.此外,亞硝酸鹽也會影響生物除磷系統(EBPR)內的除磷過程[17].在Meinhold等[18]和Yoshida等[19]的研究發現當亞硝酸鹽達到一定濃度后,會抑制聚磷菌的好氧吸磷和反硝化吸磷.在亞硝酸鹽積累量較多的SBR短程系統中,也會出現釋磷量減少的現象[20].然而,已有研究大多采用SBR運行方式,考察單一運行條件下亞硝酸鹽對單一性能或單一菌種的抑制情況,而以實際生活污水為研究對象,在活性污泥法系統中同時考察亞硝酸鹽對系統脫氮性能和除磷性能的綜合影響的研究鮮有報道.此外,以往的報道也未能證明亞硝酸鹽的抑制作用和抑制程度是否與亞硝酸鹽的存在條件有關.

基于以上背景,本研究以實際生活污水為試驗用水,通過分別向好氧區和缺氧區投加亞硝酸鹽的方式,考察了好氧和缺氧 2種條件下亞硝酸鹽的存在對A2O系統中污染物質去除性能的綜合影響.一方面考察亞硝酸鹽存在時A2O系統性能和種群結構的變化;另一方面對比亞硝酸鹽存在于缺氧條件和好氧條件時對系統性能的影響差異,以期補充和完善亞硝酸鹽抑制機理的理論體系,并對實際污水處理廠短程硝化系統的穩定運行提供借鑒.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置與運行方式

A2O裝置如圖1所示.整套裝置由有機玻璃制成,生化池有效容積為 66L,二沉池有效容積為22.5L,進水箱為198L.生化池分為8個格室,第1格室為厭氧區,第2、3格室為缺氧區,4～8格為好氧區;厭氧區、缺氧區和好氧區的容積比為1:2:5.在厭氧區和缺氧區均安裝有機械攪拌器,使泥水充分的混合;好氧區通過安裝空氣流量計來控制曝氣量大小,維持好氧區的平均溶解氧濃度大于2.0mg/L;通過加熱棒使生化池內的水溫保持在(25±1) ;℃進水流量設定為8.25L/h,以維持水力停留時間(HRT)為 8h;每天從好氧區最后一格排出4.4L的泥水混合物,維持生化池污泥齡(SRT)在15d左右;根據進水流量調節硝化液回流泵及污泥回流泵的轉速,以控制硝化液回流比為 150%,污泥回流比為100%.

試驗分為 4個階段,階段Ⅰ(1～60d)和階段Ⅲ(121～210d)為污泥馴化期和污泥性能恢復期,目的是使污泥性狀穩定且具有正常的脫氮除磷能力,為下一階段的試驗做準備;階段Ⅱ(61～120d)和階段Ⅳ(211～270d)中分別向好氧區第一格室和缺氧區第一格室中投加濃度為5g/L的亞硝酸鹽溶液,使得投加格室的平均亞硝酸鹽濃度為25mg/L左右,對比2種條件下亞硝酸鹽的存在對系統脫氮除磷性能的影響差異.

為了確定污泥的硝化速率和反硝化速率,在各階段污泥達到穩定狀態后,將好氧格剩余污泥取出(分別在第56,115,202和264d取樣),對其分別進行硝化和反硝化小試.單次速率測定均同時開展3個平行試驗,最終結果取平均值.試驗在1L的廣口瓶中進行,污泥濃度保持在(2000±200) mg/L,溫度恒定為25 .℃其中,硝化小試進行前,需投加生活污水和30mg/L氨氮,通過曝氣使DO濃度保持在 2.0mg/L以上;反硝化小試進行前先給污泥曝氮氣以吹脫DO,加入生活污水和45mg/L硝態氮,并經計算后投加少量乙酸鈉,以保證充足的碳源,然后用封口膜封口,使反硝化小試過程中DO濃度維持在 0.2mg/L以下.小試期間每隔30min取一次樣,通過對氨氮、硝酸鹽和亞硝酸鹽濃度的測定,計算出硝化速率和反硝化速率.

圖1 A2O反應器裝置示意Fig.1 Set-up diagram of SBR reactor

1.2 試驗水質與污泥

本試驗采用實際生活污水,從實驗室附近生活小區化糞池中抽取生活污水到貯水箱,進水水質如表 1所示.試驗期間每天在同一時間從化糞池取水,貯存在水箱里備用.每天加水時測定進水COD和氨氮濃度,并通過計算向存儲原水的水箱中投加少量乙酸鈉,以維持進水的 C/N比在 5:1左右.污泥取自北京高碑店污水處理廠A2O系統的二沉池剩余污泥,該污泥具有良好的脫氮除磷能力和沉降性能,SVI值在100mL/g左右.

表1 進水水質Table 1 Characteristic of influent

1.3 分析項目與方法

表2 FISH分析中采用的寡核苷酸探針Table 2 16SRNA-targeted Oligonucleotide probes used

氨氮濃度采用納氏試劑光度法測定;亞硝酸鹽濃度采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法測定;硝酸鹽采用麝香草酚分光光度法測定;磷酸鹽采用鉬銻抗分光光度法測定[21].系統中溫度、DO、pH值采用WTW Multi340i測定儀及相應探頭測定.

通過分子熒光原位雜交技術(FISH)[22]對氨氧化菌(AOB)、亞硝酸鹽氧化菌(NOB)、聚磷菌(PAOs)及聚糖菌(GAOs)進行定量.FISH進行種群定量鑒定前,采用多聚甲醛溶液對污泥進行固定預處理;對固定后的樣品進行超聲分散,將樣品均勻涂抹在明膠包被過的載玻片上;樣品干燥后先后用50%、80%、99%的乙醇浸泡脫水各3min;脫水完成并干燥后,將寡核苷酸探針和雜交緩沖溶液混合液(體積比8:1)滴加到樣品上,46℃條件雜交 2h,最后采用清洗緩沖液[23]在 48℃下清洗15min,干燥、拍照.本文所用的寡核苷酸探針如表2所示.采用Olympus BX_61型顯微鏡對每個污泥樣品隨機拍攝50～70張照片用于定量計數,并將計數結果作統計分析.

2 結果與分析

2.1 亞硝酸鹽存在對反硝化性能的影響

通過對 A2O中典型周期內水樣的測定發現(圖2),在階段Ⅰ和階段 ,Ⅲ進入反硝化區的亞硝酸鹽和硝酸鹽均能完全被反硝化去除.反硝化速率測定結果顯示(表 3),階段Ⅰ和階段Ⅲ的反硝化速率達到 29.4mg/(L·h)和 27.6mg/(L·h).說明在沒有亞硝酸鹽積累的條件下,系統的反硝化性能良好.

階段Ⅱ向好氧格內投加亞硝酸鹽,考察好氧條件下亞硝酸鹽的存在對脫氮除磷效果的影響,系統沿程的氮化合物變化情況如圖 2b所示.在A1格內,亞硝酸鹽和硝酸鹽的含量分別積累到5mg/L和25mg/L以上,而到A2格內,兩者含量變化較小,由此可見系統的反硝化效果并不理想.通過反硝化速率測定小試可知,反硝化進行較緩慢,階段Ⅱ反硝化速率降低至 18.69mg/(L·h).比較階段Ⅰ和階段Ⅲ的反硝化速率可知,好氧條件下亞硝酸鹽的長期作用對反硝化菌的活性造成了一定程度的抑制,反硝化能力與無亞硝酸鹽積累時相比有較大程度的降低.

階段Ⅳ是向缺氧格內投加亞硝酸鹽,沿程的氮化合物變化情況如圖2d所示.A1格中亞硝酸鹽和硝酸鹽的濃度均在25mg/L以上,且從A1格到 A2格兩種氮氧化物的濃度值變化很小.經測定該階段的反硝化速率僅為 11.83mg/(L·h),較階段Ⅰ減小了 60%.雖然反硝化速率測定小試過程中碳源充足,但是反硝化時間依然長達 210min,與階段Ⅰ的反硝化時間(90min)相比延長了120min.

圖2 系統內含N污染物沿程變化情況Fig.2 Containing N pollutants change in system

由上述結果可知,好氧條件和缺氧條件下亞硝酸鹽的存在均對系統的反硝化性能產生了影響,且缺氧條件下亞硝酸鹽的存在對系統的反硝化性能的影響更大.在反硝化過程中,硝酸鹽通過硝酸鹽還原酶生成亞硝酸鹽,亞硝酸鹽再通過亞硝酸鹽還原酶生成氮氣.據文獻[16]報道,當反硝化區存在較高濃度的亞硝酸鹽時,亞硝酸鹽會抑制反硝化細菌的活性,反硝化過程會受到較大程度的抑制.同時,當硝酸鹽和亞硝酸鹽同時存在于缺氧區時,兩種氮氧化物會為爭奪共同的電子供體(碳源)而相互競爭.其中,硝酸鹽還原酶的生長速率是亞硝酸鹽還原酶的3倍[24],這使得種群間失去平衡,硝酸鹽反硝化菌的生長更具優勢,造成亞硝酸鹽被還原成氮氣的步驟受到限制,進而導致反硝化速率降低.由圖2可知,階段Ⅱ和階段Ⅳ的反硝化區均存在一定濃度的亞硝酸鹽,因此這兩個階段的反硝化性能均被削弱,又由于階段Ⅳ反硝化區的亞硝酸鹽濃度高于階段Ⅱ近20mg/L,從而使得階段Ⅳ時表現出了更嚴重的反硝化性能抑制.此外,有研究稱[25],在亞硝酸鹽系統中,反硝化菌的直接抑制劑為 FNA,當 FNA達到0.01mg NO2-N/L時便會對反硝化菌產生抑制作用.經計算可得[26],在本系統的缺氧格內,階段Ⅱ和階段Ⅳ內 FNA的平均濃度分別為 0.003mg NO2-N/L 和 0.012mg NO2-N/L,階段Ⅳ中 FNA值大于抑制閾值,因此在階段Ⅳ內,FNA也是反硝化反應受到抑制的因素之一.此外,在本研究中,亞硝酸鹽的投入使得進水C/N比減小,系統內可供反硝化菌利用的碳源不足,在長期的運行過程中,反硝化菌的活性必然遭受一定程度的影響,這也可能是導致階段Ⅱ和階段Ⅳ反硝化能力低下的原因.但是,由于反硝化菌并沒有完全失活,致使系統中仍殘留有部分反硝化能力.

表3 各階段反硝化和硝化速率Table 3 Denitrification and nitrification rate in each phase

2.2 亞硝酸鹽存在對硝化性能的影響

硝化反應是系統中脫氮的關鍵,它分為氨氧化反應和亞硝酸鹽氧化反應.圖3為出水中氨氮、亞硝酸鹽和硝酸鹽濃度及氨氮去除率的變化情況.由圖 3可知,在污泥馴化期(階段 )Ⅰ和污泥性能恢復期(階段 ),Ⅲ 出水中氨氮濃度較低,平均去除率均在85%以上,硝化反應良好;而在階段Ⅱ和階段 ,Ⅳ氨氮去除率曲線出現了小范圍的波動,尤其是在階段 ,Ⅱ氨氮去除率出現了低于 60%的情況,出水氨氮濃度不穩定.這是好氧區內亞硝酸鹽作用的結果.當好氧區內積累大量亞硝酸鹽時,會對硝化反應產生影響[12].通過小試試驗,對系統內各階段的污泥硝化速率進行了計算評估,如表3所示.階段Ⅱ、Ⅳ的硝化速率均低于階段Ⅰ、 ,Ⅲ進一步證實了在亞硝酸鹽存在的系統中硝化反應會受到抑制,致使硝化速率降低.而相對于階段Ⅳ的 8.97mg/(L·h),階段Ⅱ的硝化速率更低,僅為5.26mg/(L·h).以上結果說明,與缺氧投加亞硝酸鹽相比,亞硝酸鹽存在于好氧條件時對硝化反應的抑制程度更大.

觀察圖 3中硝酸鹽和亞硝酸鹽出水濃度的變化情況可知,在階段Ⅱ和階段Ⅳ的初期(前15d),系統內有一部分亞硝酸鹽剩余,這可能是由于NOB的活性和生長代謝受到抑制造成的.文獻[9]指出,較高濃度的亞硝酸鹽對亞硝酸鹽氧化反應會有一定的抑制作用,但是其主要抑制劑為FNA[27].NOB對于FNA的存在很敏感,當FNA濃度達到0.011mg NO2--N/L時[28],便會對NOB的活性產生抑制作用.因此,在本系統中,FNA抑制NOB的活性是導致出水中亞硝酸鹽有剩余的直接原因.但是,隨著反應的進行,出水中亞硝酸鹽含量逐漸減少,亞硝酸鹽氧化反應恢復正常.原因可能有以下兩點:其一,FNA完全抑制NOB的濃度為0.026mg NO2--N/L[29],由于NOB的活性并沒有完全受到抑制,系統中仍會有部分亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽.其二,由于微生物對于長期存在的環境具有適應性,因此在長時間運行過程中,NOB適應了少量FNA的環境,致使FNA的抑制作用減弱,NOB的活性得到恢復.

2.3 亞硝酸鹽存在對除磷性能的影響

系統中PO43--P去除情況如圖4所示,各階段磷去除效果存在明顯不同.在階段 ,Ⅰ磷去除率達到 90%以上,缺氧區釋磷達到 14mg/L,好氧區 P出水濃度低于 1mg/L,系統中存在明顯釋磷和吸磷現象.在好氧格投加亞硝酸鹽后,磷去除效果明顯惡化,無釋磷發生,平均去除率只有 22%.階段Ⅲ停止投加亞硝酸鹽后,系統除磷性能逐漸得到恢復,最終磷去除率達到 95%,但恢復速度緩慢,恢復周期長達 60d.階段Ⅳ向缺氧格投加亞硝酸鹽,除磷效果再次惡化,系統幾乎完全喪失除磷能力,平均磷去除率僅為 6%.這說明亞硝酸鹽的存在會嚴重影響系統的除磷能力.

目前,關于亞硝酸鹽抑制除磷的機理研究證實:亞硝酸鹽會抑制微生物體內能量的產生.在缺氧過程中,亞硝酸鹽能夠通過PAOs體內NO3--N還原酶、NO還原酶和N2O還原酶的作用,依次還原為NO、N2O和N2.NO與氧化還原酶發生反應,其產物抑制了PAOs好氧呼吸,進而對ATP的產生造成抑制.一旦ATP產量降低,一方面會降低聚磷酸鹽的生成量,致使聚磷酸根的吸收量減少

[30];另一方面會導致PAOs體內的各種生理活動(如糖原的再生、細胞的生長等)受到影響,從而抑制聚磷菌對磷的吸收.

圖4 系統內PO43--P去除情況Fig.4 Phosphorus removal in the system

對比階段Ⅱ和階段Ⅳ發現,亞硝酸鹽存在于缺氧條件時對除磷性能的影響程度大于其在好氧條件時的影響程度.分析認為,造成上述現象的原因有以下兩點:其一,當厭氧格內存在亞硝酸鹽或者硝酸鹽時,反硝化菌會與 PAOs爭奪原水中的有機碳源,由于反硝化反應優先發生,致使PAOs不能充分釋磷,從而影響到后續缺氧吸磷和好氧吸磷[17].在階段Ⅱ和階段Ⅳ中,由于反硝化效果惡化,二沉池中亞硝酸鹽和硝酸鹽濃度均較階段Ⅰ和階段Ⅲ高,回流污泥中攜帶較多的氧化態氮(包括硝態氮和亞硝態氮)進入到厭氧格內,階段Ⅳ厭氧格中的氧化態氮濃度甚至達到40mg/L,嚴格厭氧條件遭到破壞,PAOs的釋磷效果遭到了嚴重的影響,致使 PAOs在好氧格內的吸磷能力減弱,從而導致除磷效果惡化.此外,反應器不同格室之間存在返混現象,階段Ⅱ和階段Ⅳ亞硝酸鹽的投加致使 A1格氧化態氮濃度很高,A1格的部分氧化態氮進入厭氧區也會使得厭氧環境遭到破壞;其二,在階段Ⅳ中,亞硝酸鹽存在于缺氧條件時發生了嚴重的絲狀菌膨脹,SVI達到 400mL/g以上,由于菌膠團大量解體、菌膠團數量減少,致使PAOs流失嚴重,除磷性能遭到破壞.

2.4 亞硝酸鹽存在對種群結構的影響通過FISH對微生物種群數量分布情況進行定量分析,結果如圖 5所示,系統中污泥種群結構發生了很大變化.在階段Ⅰ和階段Ⅲ中,NOB分別為總菌群數的 1.53%±0.64%和 1.33%±0.34%,在亞硝酸鹽存在的階段Ⅱ和階段Ⅳ中,NOB的含量均略微降低,分別占總菌群數的 0.46%±0.21%和0.47%±0.19%,NOB的生長代謝略微受到抑制.各個階段 AOB數量占總菌數量的百分比分別為2.7%、2.22%、2.14%和 2.15%,可見亞硝酸鹽的進入對 AOB的種群數量影響較小,系統內仍存在一定數量的 AOB來進行硝化反應,這也是硝化效果惡化程度不是十分嚴重的原因.

圖5 各階段污泥種群的變化情況Fig.5 Sludge structure changes in each phase

整個過程中PAOs含量隨著亞硝酸鹽的存在發生了較大變化.在好氧投加亞硝酸鹽的階段Ⅱ中,PAOs占總菌群數的 9.92%±1.27%,比階段Ⅰ中 PAOs含量減少了 1.4%.進行到階段 Ⅲ,PAOs含量(10.27%±2.82%)稍許升高,其生長代謝情況良好.階段 Ⅳ, PAOs 含量減少到 2.02%±0.89%,較階段Ⅰ降低了近 10%.由此可見,階段Ⅱ中 PAOs活性受到了抑制,但是其數量并沒有大量減少.然而階段Ⅳ中 PAOs數量銳減,這種差異可能是由于多種原因造成的:其一,與階段Ⅱ相比,階段Ⅳ中污泥沉降性能遭到破壞,系統內發生了比較嚴重的污泥膨脹,絲狀菌滋生,菌膠團菌大量解體,使得 PAOs失去了附著的載體,從而隨出水大量流失.其二,亞硝酸鹽的存在抑制了PAOs的活性,階段Ⅳ是從缺氧格投加亞硝酸鹽,其作用時間較階段Ⅱ長,故使得PAOs活性喪失遭到淘汰.此外,在階段Ⅰ和階段Ⅲ中,PAOs與GAOs的比值分別為15.27和17.71;而階段Ⅱ和階段Ⅳ中,其比值降低為 6.89和 4.12.結果表明,亞硝酸鹽存在使得

PAOs與GAOs的比值降低,兩者間數量的差異減小.有報道證實:在除磷系統中,會存在一定數量的GAOs,與PAOs爭奪碳源,會造成除磷效果的

不穩定[31].本試驗說明亞硝酸鹽存在時,使 PAOs競爭碳源的能力減弱,與 GAOs相比,亞硝酸對

PAOs生長代謝的抑制程度更強,致使PAOs的生長優勢減弱.

3 結論

3.1 亞硝酸鹽存在于好氧段時對硝化性能的影響較大;當好氧段亞硝酸鹽濃度達到 25mg/L時,系統硝化速率從 15.3mg/(L·h)降低至 5.26mg/ (L·h).

3.2 亞硝酸鹽的存在對系統的反硝化性能有抑制作用,且當亞硝酸鹽存在于缺氧段時對反硝化性的抑制程度更大;亞硝酸鹽長期存在于缺氧段時,系統的反硝化速率降低至11.83mg/(L·h),與正常情況相比下降了60%.

3.3 亞硝酸鹽的存在嚴重影響系統的除磷性能;亞硝酸鹽存在于好氧條件時會抑制PAOs的吸磷能力,系統磷去除率僅有22%;當亞硝酸鹽存在于缺氧條件時,會引發系統的污泥膨脹問題,導致

PAOs流失,PAOs占全菌的數量減少到 2.02%± 0.89%,系統除磷效果嚴重惡化.

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Effect of nitrite on nutrient removal in A2O system.

SONG Ji-chen, WANG Shu-ying*, YANG Xiong, PENG

Yong-zhen (Engineering Research Center of Beijing, Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China). China Environmental Science, 2014,34(9)：2231～2238

Experiment operated through dosing nitrite to aerobic and anoxic conditions respectively in A2O system. Effect of nitrite on nitrogen and phosphorus removal was analyzed. Results showed that nitrification, denitrification and phosphorus removal performance of the system were more sensitive to the presence of nitrite.Nitrite existed in aerobic period had more influence on the performance of nitrification, when nitrite concentration in aerobic period reached to 25mg/L, nitrification rate of the system was only 5.26mg/(L·h). Nitrite existed in anoxic period had more inhibition on denitrification performance, when nitrite existed in anoxic period for long time, denitrification rate of the system down to 11.83mg/(L·h) that fall by 60% compared with normal condition. Nitrite existed in aerobic period could inhibit the phosphorus absorption ability of phosphorus-accumulating bacteria seriously with phosphorus removal rate of the system was only 22%; When nitrite existed in anoxic period, it could cause sludge bulking problem in the system, lead to the loss of phosphorus-accumulating bacteria, the number of phosphorus-accumulating bacteria decreased to about 2.02%, which in turn trigger phosphorus removal performance deteriorated seriously.

nitrite；nutrient removal；anoxic condition；aerobic condition；microbial community structure

X703

A

1000-6923(2014)09-2231-08

宋姬晨(1987-),女,吉林長春人,北京工業大學碩士研究生,從事污水生物處理理論與應用研究.

2013-12-03

國家“863”項目(2012AA063406);北京市教委科技創新平臺項目

* 責任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn