亚硝酸盐对A2O系统脱氮除磷的影响

宋姬晨,王淑莹,杨 雄,彭永臻 (北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

亚硝酸盐对A2O系统脱氮除磷的影响

宋姬晨,王淑莹*,杨 雄,彭永臻 (北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京市污水脱氮除磷处理与过程控制工程技术研究中心,北京 100124)

在A2O系统中,通过分别向缺氧区和好氧区投加亚硝酸盐的方式,考察和分析了亚硝酸盐的存在对系统脱氮除磷性能的影响.结果表明,系统的硝化、反硝化及除磷性能均对亚硝酸盐的存在比较敏感.亚硝酸盐存在于好氧段时对硝化性能的影响较大,当好氧段亚硝酸盐浓度达到 25mg/L时,系统硝化速率仅有 5.26mg/(L·h).亚硝酸盐存在于缺氧段时对反硝化性能的抑制作用较大,且当亚硝酸盐长期存在于缺氧段时,系统的反硝化速率降低至11.83mg/(L·h),与正常情况相比下降了60%;亚硝酸盐存在于好氧段时会严重抑制聚磷菌的吸磷能力,系统磷去除率仅有22%.当亚硝酸盐存在于缺氧段时,会引发系统的污泥膨胀问题,导致聚磷菌流失,聚磷菌数量减少到2.02%左右,继而引发系统除磷效果严重恶化.

亚硝酸盐；脱氮除磷；缺氧条件；好氧条件；微生物种群结构

随着水体富营养化问题的日益严峻,如何稳定高效地脱氮除磷成为了当今污水处理领域的研究热点.活性污泥法因其处理成本低廉、效果稳定、运行管理简单而被绝大多数的污水处理厂所采用.活性污泥是由众多微生物组成的微生物群落,这些微生物群落以丝状菌为骨架,各种硝化菌、反硝化菌、除磷菌及异养菌等通过自身分泌的胞外聚合物(EPS)粘附其上,构成大量独立的菌胶团体[1-2].菌胶团体在交替经历厌氧、缺氧和好氧的条件下,其微生物分别以污水中的氮、磷等污染物质为基质进行生长代谢,从而实现污水的脱氮除磷.微生物的活性直接决定了系统的污水处理效果.因此,要维持系统稳定的脱氮除磷性能,需要给微生物提供良好的生长环境,以维持好的微生物活性.然而,影响活性污泥微生物活性的因素众多,如系统污泥龄过长或过短[3],好氧池溶解氧(DO)浓度过低[4],进水负荷[5]、温度[6]、pH值[7]等参数过高或者过低都会影响到微生物正常的新陈代谢活性,致使微生物种群结构发生改变,宏观上表现为脱氮除磷性能的降低.近年来,已有大量针对这些影响因素的研究报道,为污水处理厂的稳定运行提供了重要的理论指导.但是随着研究的进行以及新的活性污泥工艺的开发,又产生了一些新的可能影响到活性污泥脱氮除磷性能的因素,亚硝酸盐就是其中之一.

亚硝酸盐是硝化反应的中间产物,以城市生活污水为进水的短程硝化系统,其在好氧阶段的累积量可达到20mg/L以上[8];短程硝化系统的缺氧阶段也会存在较多的亚硝酸盐[9];甚至在全程脱氮系统的缺氧段亚硝酸盐累积的现象也容易发生[10].由此可见,亚硝酸盐可能存在于污水处理的各个阶段.研究表明[11],当亚硝酸盐积累到一定程度时,能够影响微生物种群的呼吸作用和细胞增殖.研究证明,硝化菌(氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB))和反硝化菌的活性均容易受到亚硝酸盐的抑制[12-14],致使硝化反应和反硝化反应遭到破坏[15-16].尤其是在低pH值与亚硝酸盐联合作用时,抑制程度更加明显.此外,亚硝酸盐也会影响生物除磷系统(EBPR)内的除磷过程[17].在Meinhold等[18]和Yoshida等[19]的研究发现当亚硝酸盐达到一定浓度后,会抑制聚磷菌的好氧吸磷和反硝化吸磷.在亚硝酸盐积累量较多的SBR短程系统中,也会出现释磷量减少的现象[20].然而,已有研究大多采用SBR运行方式,考察单一运行条件下亚硝酸盐对单一性能或单一菌种的抑制情况,而以实际生活污水为研究对象,在活性污泥法系统中同时考察亚硝酸盐对系统脱氮性能和除磷性能的综合影响的研究鲜有报道.此外,以往的报道也未能证明亚硝酸盐的抑制作用和抑制程度是否与亚硝酸盐的存在条件有关.

基于以上背景,本研究以实际生活污水为试验用水,通过分别向好氧区和缺氧区投加亚硝酸盐的方式,考察了好氧和缺氧 2种条件下亚硝酸盐的存在对A2O系统中污染物质去除性能的综合影响.一方面考察亚硝酸盐存在时A2O系统性能和种群结构的变化;另一方面对比亚硝酸盐存在于缺氧条件和好氧条件时对系统性能的影响差异,以期补充和完善亚硝酸盐抑制机理的理论体系,并对实际污水处理厂短程硝化系统的稳定运行提供借鉴.

1 材料与方法

1.1 试验装置与运行方式

A2O装置如图1所示.整套装置由有机玻璃制成,生化池有效容积为 66L,二沉池有效容积为22.5L,进水箱为198L.生化池分为8个格室,第1格室为厌氧区,第2、3格室为缺氧区,4～8格为好氧区;厌氧区、缺氧区和好氧区的容积比为1:2:5.在厌氧区和缺氧区均安装有机械搅拌器,使泥水充分的混合;好氧区通过安装空气流量计来控制曝气量大小,维持好氧区的平均溶解氧浓度大于2.0mg/L;通过加热棒使生化池内的水温保持在(25±1) ;℃进水流量设定为8.25L/h,以维持水力停留时间(HRT)为 8h;每天从好氧区最后一格排出4.4L的泥水混合物,维持生化池污泥龄(SRT)在15d左右;根据进水流量调节硝化液回流泵及污泥回流泵的转速,以控制硝化液回流比为 150%,污泥回流比为100%.

试验分为 4个阶段,阶段Ⅰ(1～60d)和阶段Ⅲ(121～210d)为污泥驯化期和污泥性能恢复期,目的是使污泥性状稳定且具有正常的脱氮除磷能力,为下一阶段的试验做准备;阶段Ⅱ(61～120d)和阶段Ⅳ(211～270d)中分别向好氧区第一格室和缺氧区第一格室中投加浓度为5g/L的亚硝酸盐溶液,使得投加格室的平均亚硝酸盐浓度为25mg/L左右,对比2种条件下亚硝酸盐的存在对系统脱氮除磷性能的影响差异.

为了确定污泥的硝化速率和反硝化速率,在各阶段污泥达到稳定状态后,将好氧格剩余污泥取出(分别在第56,115,202和264d取样),对其分别进行硝化和反硝化小试.单次速率测定均同时开展3个平行试验,最终结果取平均值.试验在1L的广口瓶中进行,污泥浓度保持在(2000±200) mg/L,温度恒定为25 .℃其中,硝化小试进行前,需投加生活污水和30mg/L氨氮,通过曝气使DO浓度保持在 2.0mg/L以上;反硝化小试进行前先给污泥曝氮气以吹脱DO,加入生活污水和45mg/L硝态氮,并经计算后投加少量乙酸钠,以保证充足的碳源,然后用封口膜封口,使反硝化小试过程中DO浓度维持在 0.2mg/L以下.小试期间每隔30min取一次样,通过对氨氮、硝酸盐和亚硝酸盐浓度的测定,计算出硝化速率和反硝化速率.

图1 A2O反应器装置示意Fig.1 Set-up diagram of SBR reactor

1.2 试验水质与污泥

本试验采用实际生活污水,从实验室附近生活小区化粪池中抽取生活污水到贮水箱,进水水质如表 1所示.试验期间每天在同一时间从化粪池取水,贮存在水箱里备用.每天加水时测定进水COD和氨氮浓度,并通过计算向存储原水的水箱中投加少量乙酸钠,以维持进水的 C/N比在 5:1左右.污泥取自北京高碑店污水处理厂A2O系统的二沉池剩余污泥,该污泥具有良好的脱氮除磷能力和沉降性能,SVI值在100mL/g左右.

表1 进水水质Table 1 Characteristic of influent

1.3 分析项目与方法

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

氨氮浓度采用纳氏试剂光度法测定;亚硝酸盐浓度采用 N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定;硝酸盐采用麝香草酚分光光度法测定;磷酸盐采用钼锑抗分光光度法测定[21].系统中温度、DO、pH值采用WTW Multi340i测定仪及相应探头测定.

通过分子荧光原位杂交技术(FISH)[22]对氨氧化菌(AOB)、亚硝酸盐氧化菌(NOB)、聚磷菌(PAOs)及聚糖菌(GAOs)进行定量.FISH进行种群定量鉴定前,采用多聚甲醛溶液对污泥进行固定预处理;对固定后的样品进行超声分散,将样品均匀涂抹在明胶包被过的载玻片上;样品干燥后先后用50%、80%、99%的乙醇浸泡脱水各3min;脱水完成并干燥后,将寡核苷酸探针和杂交缓冲溶液混合液(体积比8:1)滴加到样品上,46℃条件杂交 2h,最后采用清洗缓冲液[23]在 48℃下清洗15min,干燥、拍照.本文所用的寡核苷酸探针如表2所示.采用Olympus BX_61型显微镜对每个污泥样品随机拍摄50～70张照片用于定量计数,并将计数结果作统计分析.

2 结果与分析

2.1 亚硝酸盐存在对反硝化性能的影响

通过对 A2O中典型周期内水样的测定发现(图2),在阶段Ⅰ和阶段 ,Ⅲ进入反硝化区的亚硝酸盐和硝酸盐均能完全被反硝化去除.反硝化速率测定结果显示(表 3),阶段Ⅰ和阶段Ⅲ的反硝化速率达到 29.4mg/(L·h)和 27.6mg/(L·h).说明在没有亚硝酸盐积累的条件下,系统的反硝化性能良好.

阶段Ⅱ向好氧格内投加亚硝酸盐,考察好氧条件下亚硝酸盐的存在对脱氮除磷效果的影响,系统沿程的氮化合物变化情况如图 2b所示.在A1格内,亚硝酸盐和硝酸盐的含量分别积累到5mg/L和25mg/L以上,而到A2格内,两者含量变化较小,由此可见系统的反硝化效果并不理想.通过反硝化速率测定小试可知,反硝化进行较缓慢,阶段Ⅱ反硝化速率降低至 18.69mg/(L·h).比较阶段Ⅰ和阶段Ⅲ的反硝化速率可知,好氧条件下亚硝酸盐的长期作用对反硝化菌的活性造成了一定程度的抑制,反硝化能力与无亚硝酸盐积累时相比有较大程度的降低.

阶段Ⅳ是向缺氧格内投加亚硝酸盐,沿程的氮化合物变化情况如图2d所示.A1格中亚硝酸盐和硝酸盐的浓度均在25mg/L以上,且从A1格到 A2格两种氮氧化物的浓度值变化很小.经测定该阶段的反硝化速率仅为 11.83mg/(L·h),较阶段Ⅰ减小了 60%.虽然反硝化速率测定小试过程中碳源充足,但是反硝化时间依然长达 210min,与阶段Ⅰ的反硝化时间(90min)相比延长了120min.

图2 系统内含N污染物沿程变化情况Fig.2 Containing N pollutants change in system

由上述结果可知,好氧条件和缺氧条件下亚硝酸盐的存在均对系统的反硝化性能产生了影响,且缺氧条件下亚硝酸盐的存在对系统的反硝化性能的影响更大.在反硝化过程中,硝酸盐通过硝酸盐还原酶生成亚硝酸盐,亚硝酸盐再通过亚硝酸盐还原酶生成氮气.据文献[16]报道,当反硝化区存在较高浓度的亚硝酸盐时,亚硝酸盐会抑制反硝化细菌的活性,反硝化过程会受到较大程度的抑制.同时,当硝酸盐和亚硝酸盐同时存在于缺氧区时,两种氮氧化物会为争夺共同的电子供体(碳源)而相互竞争.其中,硝酸盐还原酶的生长速率是亚硝酸盐还原酶的3倍[24],这使得种群间失去平衡,硝酸盐反硝化菌的生长更具优势,造成亚硝酸盐被还原成氮气的步骤受到限制,进而导致反硝化速率降低.由图2可知,阶段Ⅱ和阶段Ⅳ的反硝化区均存在一定浓度的亚硝酸盐,因此这两个阶段的反硝化性能均被削弱,又由于阶段Ⅳ反硝化区的亚硝酸盐浓度高于阶段Ⅱ近20mg/L,从而使得阶段Ⅳ时表现出了更严重的反硝化性能抑制.此外,有研究称[25],在亚硝酸盐系统中,反硝化菌的直接抑制剂为 FNA,当 FNA达到0.01mg NO2-N/L时便会对反硝化菌产生抑制作用.经计算可得[26],在本系统的缺氧格内,阶段Ⅱ和阶段Ⅳ内 FNA的平均浓度分别为 0.003mg NO2-N/L 和 0.012mg NO2-N/L,阶段Ⅳ中 FNA值大于抑制阈值,因此在阶段Ⅳ内,FNA也是反硝化反应受到抑制的因素之一.此外,在本研究中,亚硝酸盐的投入使得进水C/N比减小,系统内可供反硝化菌利用的碳源不足,在长期的运行过程中,反硝化菌的活性必然遭受一定程度的影响,这也可能是导致阶段Ⅱ和阶段Ⅳ反硝化能力低下的原因.但是,由于反硝化菌并没有完全失活,致使系统中仍残留有部分反硝化能力.

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

2.2 亚硝酸盐存在对硝化性能的影响

硝化反应是系统中脱氮的关键,它分为氨氧化反应和亚硝酸盐氧化反应.图3为出水中氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐浓度及氨氮去除率的变化情况.由图 3可知,在污泥驯化期(阶段 )Ⅰ和污泥性能恢复期(阶段 ),Ⅲ 出水中氨氮浓度较低,平均去除率均在85%以上,硝化反应良好;而在阶段Ⅱ和阶段 ,Ⅳ氨氮去除率曲线出现了小范围的波动,尤其是在阶段 ,Ⅱ氨氮去除率出现了低于 60%的情况,出水氨氮浓度不稳定.这是好氧区内亚硝酸盐作用的结果.当好氧区内积累大量亚硝酸盐时,会对硝化反应产生影响[12].通过小试试验,对系统内各阶段的污泥硝化速率进行了计算评估,如表3所示.阶段Ⅱ、Ⅳ的硝化速率均低于阶段Ⅰ、 ,Ⅲ进一步证实了在亚硝酸盐存在的系统中硝化反应会受到抑制,致使硝化速率降低.而相对于阶段Ⅳ的 8.97mg/(L·h),阶段Ⅱ的硝化速率更低,仅为5.26mg/(L·h).以上结果说明,与缺氧投加亚硝酸盐相比,亚硝酸盐存在于好氧条件时对硝化反应的抑制程度更大.

观察图 3中硝酸盐和亚硝酸盐出水浓度的变化情况可知,在阶段Ⅱ和阶段Ⅳ的初期(前15d),系统内有一部分亚硝酸盐剩余,这可能是由于NOB的活性和生长代谢受到抑制造成的.文献[9]指出,较高浓度的亚硝酸盐对亚硝酸盐氧化反应会有一定的抑制作用,但是其主要抑制剂为FNA[27].NOB对于FNA的存在很敏感,当FNA浓度达到0.011mg NO2--N/L时[28],便会对NOB的活性产生抑制作用.因此,在本系统中,FNA抑制NOB的活性是导致出水中亚硝酸盐有剩余的直接原因.但是,随着反应的进行,出水中亚硝酸盐含量逐渐减少,亚硝酸盐氧化反应恢复正常.原因可能有以下两点:其一,FNA完全抑制NOB的浓度为0.026mg NO2--N/L[29],由于NOB的活性并没有完全受到抑制,系统中仍会有部分亚硝酸盐氧化为硝酸盐.其二,由于微生物对于长期存在的环境具有适应性,因此在长时间运行过程中,NOB适应了少量FNA的环境,致使FNA的抑制作用减弱,NOB的活性得到恢复.

2.3 亚硝酸盐存在对除磷性能的影响

系统中PO43--P去除情况如图4所示,各阶段磷去除效果存在明显不同.在阶段 ,Ⅰ磷去除率达到 90%以上,缺氧区释磷达到 14mg/L,好氧区 P出水浓度低于 1mg/L,系统中存在明显释磷和吸磷现象.在好氧格投加亚硝酸盐后,磷去除效果明显恶化,无释磷发生,平均去除率只有 22%.阶段Ⅲ停止投加亚硝酸盐后,系统除磷性能逐渐得到恢复,最终磷去除率达到 95%,但恢复速度缓慢,恢复周期长达 60d.阶段Ⅳ向缺氧格投加亚硝酸盐,除磷效果再次恶化,系统几乎完全丧失除磷能力,平均磷去除率仅为 6%.这说明亚硝酸盐的存在会严重影响系统的除磷能力.

目前,关于亚硝酸盐抑制除磷的机理研究证实:亚硝酸盐会抑制微生物体内能量的产生.在缺氧过程中,亚硝酸盐能够通过PAOs体内NO3--N还原酶、NO还原酶和N2O还原酶的作用,依次还原为NO、N2O和N2.NO与氧化还原酶发生反应,其产物抑制了PAOs好氧呼吸,进而对ATP的产生造成抑制.一旦ATP产量降低,一方面会降低聚磷酸盐的生成量,致使聚磷酸根的吸收量减少

[30];另一方面会导致PAOs体内的各种生理活动(如糖原的再生、细胞的生长等)受到影响,从而抑制聚磷菌对磷的吸收.

图4 系统内PO43--P去除情况Fig.4 Phosphorus removal in the system

对比阶段Ⅱ和阶段Ⅳ发现,亚硝酸盐存在于缺氧条件时对除磷性能的影响程度大于其在好氧条件时的影响程度.分析认为,造成上述现象的原因有以下两点:其一,当厌氧格内存在亚硝酸盐或者硝酸盐时,反硝化菌会与 PAOs争夺原水中的有机碳源,由于反硝化反应优先发生,致使PAOs不能充分释磷,从而影响到后续缺氧吸磷和好氧吸磷[17].在阶段Ⅱ和阶段Ⅳ中,由于反硝化效果恶化,二沉池中亚硝酸盐和硝酸盐浓度均较阶段Ⅰ和阶段Ⅲ高,回流污泥中携带较多的氧化态氮(包括硝态氮和亚硝态氮)进入到厌氧格内,阶段Ⅳ厌氧格中的氧化态氮浓度甚至达到40mg/L,严格厌氧条件遭到破坏,PAOs的释磷效果遭到了严重的影响,致使 PAOs在好氧格内的吸磷能力减弱,从而导致除磷效果恶化.此外,反应器不同格室之间存在返混现象,阶段Ⅱ和阶段Ⅳ亚硝酸盐的投加致使 A1格氧化态氮浓度很高,A1格的部分氧化态氮进入厌氧区也会使得厌氧环境遭到破坏;其二,在阶段Ⅳ中,亚硝酸盐存在于缺氧条件时发生了严重的丝状菌膨胀,SVI达到 400mL/g以上,由于菌胶团大量解体、菌胶团数量减少,致使PAOs流失严重,除磷性能遭到破坏.

2.4 亚硝酸盐存在对种群结构的影响通过FISH对微生物种群数量分布情况进行定量分析,结果如图 5所示,系统中污泥种群结构发生了很大变化.在阶段Ⅰ和阶段Ⅲ中,NOB分别为总菌群数的 1.53%±0.64%和 1.33%±0.34%,在亚硝酸盐存在的阶段Ⅱ和阶段Ⅳ中,NOB的含量均略微降低,分别占总菌群数的 0.46%±0.21%和0.47%±0.19%,NOB的生长代谢略微受到抑制.各个阶段 AOB数量占总菌数量的百分比分别为2.7%、2.22%、2.14%和 2.15%,可见亚硝酸盐的进入对 AOB的种群数量影响较小,系统内仍存在一定数量的 AOB来进行硝化反应,这也是硝化效果恶化程度不是十分严重的原因.

图5 各阶段污泥种群的变化情况Fig.5 Sludge structure changes in each phase

整个过程中PAOs含量随着亚硝酸盐的存在发生了较大变化.在好氧投加亚硝酸盐的阶段Ⅱ中,PAOs占总菌群数的 9.92%±1.27%,比阶段Ⅰ中 PAOs含量减少了 1.4%.进行到阶段 Ⅲ,PAOs含量(10.27%±2.82%)稍许升高,其生长代谢情况良好.阶段 Ⅳ, PAOs 含量减少到 2.02%±0.89%,较阶段Ⅰ降低了近 10%.由此可见,阶段Ⅱ中 PAOs活性受到了抑制,但是其数量并没有大量减少.然而阶段Ⅳ中 PAOs数量锐减,这种差异可能是由于多种原因造成的:其一,与阶段Ⅱ相比,阶段Ⅳ中污泥沉降性能遭到破坏,系统内发生了比较严重的污泥膨胀,丝状菌滋生,菌胶团菌大量解体,使得 PAOs失去了附着的载体,从而随出水大量流失.其二,亚硝酸盐的存在抑制了PAOs的活性,阶段Ⅳ是从缺氧格投加亚硝酸盐,其作用时间较阶段Ⅱ长,故使得PAOs活性丧失遭到淘汰.此外,在阶段Ⅰ和阶段Ⅲ中,PAOs与GAOs的比值分别为15.27和17.71;而阶段Ⅱ和阶段Ⅳ中,其比值降低为 6.89和 4.12.结果表明,亚硝酸盐存在使得

PAOs与GAOs的比值降低,两者间数量的差异减小.有报道证实:在除磷系统中,会存在一定数量的GAOs,与PAOs争夺碳源,会造成除磷效果的

不稳定[31].本试验说明亚硝酸盐存在时,使 PAOs竞争碳源的能力减弱,与 GAOs相比,亚硝酸对

PAOs生长代谢的抑制程度更强,致使PAOs的生长优势减弱.

3 结论

3.1 亚硝酸盐存在于好氧段时对硝化性能的影响较大;当好氧段亚硝酸盐浓度达到 25mg/L时,系统硝化速率从 15.3mg/(L·h)降低至 5.26mg/ (L·h).

3.2 亚硝酸盐的存在对系统的反硝化性能有抑制作用,且当亚硝酸盐存在于缺氧段时对反硝化性的抑制程度更大;亚硝酸盐长期存在于缺氧段时,系统的反硝化速率降低至11.83mg/(L·h),与正常情况相比下降了60%.

3.3 亚硝酸盐的存在严重影响系统的除磷性能;亚硝酸盐存在于好氧条件时会抑制PAOs的吸磷能力,系统磷去除率仅有22%;当亚硝酸盐存在于缺氧条件时,会引发系统的污泥膨胀问题,导致

PAOs流失,PAOs占全菌的数量减少到 2.02%± 0.89%,系统除磷效果严重恶化.

[1]Nakata K, Kurane R. Production of an extracellular polysaccharide bioflocculant by Klebsiella pneumoniae [J]. Bioscience Biotechnology and Biochemistry, 1999,63(12):2064-2068.

[2]李季伦.微生物生理学 [M]. 北京,北京农业大学出版社, 1993.

[3]Kargi F, Uygur A. Nutrient removal performance of a sequencing batch reactor as a function of the sludge age [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2002,31(6):842-847.

[4]Garrido J M, Vanbenthum W, Vanloosdrecht M, et al. Influenceof dissolved oxygen concentration on nitrite accumulation in a biofilm airlift suspension reactor [J]. Biotechnology and Bioengineering, 1997,53(2):168-178.

[5]Gilmore K R, Husovitz K J, Holst T, et al. Influence of organic and ammonia loading on nitrifier activity and nitrification performance for a two-stage biological aerated filter system [J]. Water Science and Technology, 1999,39(7):227-234.

[6]尚会来,彭永臻,张静蓉,等.温度对短程硝化反硝化的影响 [J].环境科学学报, 2009,29(3):516-520.

[7]Deboer W, Gunnewiek P, Veenhuis M, et al. Nitrification at Low pH by Aggregated Chemolithotrophic Bacteria [J]. Applied and Environmental Microbiology, 1991,57(12):3600-3604.

[8]Surmacz-Gorska J, Cichon A, Miksch K. Nitrogen removal from wastewater with high ammonia nitrogen concentration via shorter nitrification and denitrification [J]. Water Science and Technology, 1997,36(10):73-78.

[9]Ruiz G, Jeison D, Chamy R. Nitrification with high nitrite accumulation for the treatment of wastewater with high ammonia concentration [J]. Water Research, 2003,37(6):1371-1377.

[10]Glass C, Silverstein J. Denitrification kinetics of high nitrate concentration water: pH effect on inhibition and nitrite accumulation [J]. Water Research, 1998,32(3):831-839.

[11]Van Hulle S, Volcke E, Teruel J L, et al. Influence of temperature and pH on the kinetics of the Sharon nitritation process [J]. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2007,82(5): 471-480.

[12]Jenicek P, Svehla P, Zabranska J, et al. Factors affecting nitrogen removal by nitritation/denitritation [J]. Water Science and Technology, 2004,49(5/6):73-79.

[13]Blackburne R, Vadivelu V M, Yuan Z G, et al. Kinetic characterisation of an enriched Nitrospira culture with comparison to Nitrobacter [J]. Water Research, 2007,41(14): 3033-3042.

[14]Almeida J S, Julio S M, Reis M, et al. Nitrite Inhibition of Denitrification by Pseudomonas-Fluorescens [J]. Biotechnology and Bioengineering, 1995,46(3):194-201.

[15]Soto O, Aspe E, Roeckel M. Kinetics of cross-inhibited denitrification of a high load wastewater [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2007,40(6):1627-1634.

[16]Glass C, Silverstein J, Oh J. Inhibition of denitrification in activated sludge by nitrite [J]. Water Environment Research, 1997,69(6):1086-1093.

[17]Lee S H, Ko J H, Kim J R, et al. Identification of the adverse effect of nitrate on the phosphate release rate and improvement of EBPR process models [J]. Water Science and Technology, 2006, 53(4/5):115-123.

[18]Meinhold J, Arnold E, Isaacs S. Effect of nitrite on anoxic phosphate uptake in biological phosphorus removal activated sludge [J]. Water Research, 1999,33(8):1871-1883.

[19]Yoshida Y, Kim Y, Saito T, et al. Development of the modified activated sludge model describing nitrite inhibition of aerobic phosphate uptake [J]. Water Science And Technology, 2009,59(4): 621-630.

[20]曾 薇,杨莹莹,李 磊,等.SBR短程脱氮系统中亚硝酸盐积累对生物除磷的影响 [J]. 环境科学学报, 2011,31(2):236-244.

[21]国家环境保护总局《水和废水监测分析方法》编委会.水和废水监测分析方法 [M]. 4版.北京:中国环境科学出版社, 2002: 252-266.

[22]Amann R I, Krumholz L, Stahl D A. Fluorescent-oligonucleotide probing of whole cells for determinative, phylogenetic, and environmental-studies in microbiology [J]. Journal of Bacteriology, 1990,172(2):762-770.

[23]曾 薇,杨 庆,张树军,等.采用FISH、DGGE和Cloning对短程脱氮系统中硝化菌群的比较分析 [J]. 环境科学学报, 2006, 26(5):734-739.

[24]Turk O, Mavinic D S. Benefits of using Selective-Inhibition to Remove Nitrogen from Highly Nitrogenous Wastes [J]. Environmental Technology Letters, 1987,8(9):419-426.

[25]Ma J, Yang Q, Wang S Y, et al. Effect of free nitrous acid as inhibitors on nitrate reduction by a biological nutrient removal sludge [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,175(1-3):518-523.

[26]Anthonisen A C, Loehr R C, Prakasam T, et al. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous-acid [J]. Journal Water Pollution Control Federation, 1976,48(5):835-852.

[27]Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2011,45(15):4672-4682.

[28]Zhou Y, Oehmen A, Lim M, et al. The role of nitrite and free nitrous acid (FNA) in wastewater treatment plants [J]. Water Research, 2011,45(15):4672-4682.

[29]Vadivelu V M, Yuan Z G, Fux C, et al. The inhibitory effects of free nitrous acid on the energy generation and growth processes of an enriched Nitrobacter culture [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40(14):4442-4448.

[30]Weon S Y, Lee C W, Lee S I, et al. Nitrite inhibition of aerobic growth of Acinetobacter sp. [J]. Water Research, 2002,36(18): 4471-4476.

[31]Lopez-Vazquez C M, Oehmen A, Hooijmans C M, et al. Modeling the PAO-GAO competition: Effects of carbon source, pH and temperature [J]. Water Research, 2009,43(2):450-462.

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,吉林长春人,北京工业大学硕士研究生,从事污水生物处理理论与应用研究.

2013-12-03

国家“863”项目(2012AA063406);北京市教委科技创新平台项目

* 责任作者, 教授, wsy@bjut.edu.cn