對(duì)于可實(shí)現(xiàn)同步脫氮除磷功能的污水處理廠工藝，硝化和好氧吸磷通常在同一個(gè)反應(yīng)池中進(jìn)行. 脫氮過(guò)程的中間產(chǎn)物――亞硝酸鹽，在硝化和反硝化過(guò)程中均會(huì)產(chǎn)生. 在當(dāng)今能源危機(jī)及倡導(dǎo)低碳節(jié)能技術(shù)的時(shí)代背景下，短程脫氮工藝因其處理效率高、 能源消耗低及污泥產(chǎn)量少等優(yōu)點(diǎn)受到眾多研究者和污水廠運(yùn)營(yíng)管理者青睞，采用短程脫氮技術(shù)便意味著好氧過(guò)程中有更多量亞硝酸鹽的積累. 近幾年，關(guān)于亞硝酸鹽對(duì)污水生物處理系統(tǒng)各菌（fungus)群抑制特性的研究頗多[5, 6, 7, 8, 9, 10, 11]，其中以澳大利亞昆士蘭大學(xué)Yuan Zhiguo教授課題組的研究最為深入，其研究結(jié)果表明，污水脫氮除磷系統(tǒng)內(nèi)的真正抑制劑是亞硝酸鹽的質(zhì)子化產(chǎn)物――游離亞硝酸和電子受體，反應(yīng)共進(jìn)行5 h，其他條件同母反應(yīng)器.
1.2 試驗(yàn)水質(zhì)及接種污泥
試驗(yàn)用模擬(定義:對(duì)真實(shí)事物或者過(guò)程的虛擬)廢水由碳源液、 磷液、 濃縮液及微量元素配制而成. 碳源液由乙酸鈉配制而成，磷液由 KH2PO4配制而成，其中溶解性正磷酸鹽質(zhì)量濃度為4 g ?L-
1. 濃縮液由53.5 g NH4Cl，45 g MgSO4 ?7H2O，18 g KCl組成，微量元素(trace element)液[27]由5.51 g檸檬酸，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組成. 1 L模擬廢水加入磷液2 mL，碳源液乙酸鈉6.08 g溶于水中、 濃縮液1 mL及微量元素液1 mL，由此得出，進(jìn)水中主要污染物為COD 400或550 mg ?L-1，PO43--P 8 mg ?L-1，NH4+-N 14 mg ?L-1.
接種污泥取自甘肅省七里河區(qū)污水處理廠4號(hào)曝氣池，該污水廠污泥具有一定脫氮除磷性能，污泥各項(xiàng)指標(biāo)性能良好.
1.3 分析項(xiàng)目及方法
水質(zhì)分析(Analyse)項(xiàng)目中，COD采用COD快速測(cè)定儀測(cè)定，PO43--P采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定，NH4+-N采用納氏試劑分光光度法測(cè)定，NO2--N采用N--乙二胺分光光度法測(cè)定，NO3--N采用麝香草酚分光光度法測(cè)定，MLSS，MLVSS采用濾紙(Filter Paper)重量法測(cè)定，SV采用30 min沉降法測(cè)定. 溫度、 pH值和溶解氧(Oxygen)測(cè)定采用德國(guó)Multi 3420在線測(cè)定儀在線監(jiān)測(cè).
2 結(jié)果與討論
2.1 不同F(xiàn)NA濃度下系統(tǒng)的污染物去除性能
反應(yīng)器運(yùn)行期間，檢測(cè)發(fā)現(xiàn)出水COD濃度均低于10 mg ?L-1，進(jìn)水中95%以上COD被去除，說(shuō)明本研究采用的FNA濃度對(duì)COD降解沒有影響.
圖 2為各工況條件下，投加不同濃度亞硝酸鹽后反應(yīng)器出水各形態(tài)氮及總氮的去除情況. 從中可知，在反應(yīng)器運(yùn)行的178 d內(nèi)，出水NH4+-N始終未檢出，去除率達(dá)100%; 對(duì)各運(yùn)行工況的周期監(jiān)測(cè)也顯示，NH4+-N在60 min均已徹底降解，說(shuō)明本研究采用的FNA濃度對(duì)NH4+-N的去除沒有影響，對(duì)比發(fā)現(xiàn)，本研究FNA最高濃度為1.94×10-3 mg ?L-1，與已有報(bào)道的AOB活性受抑制程度為50%時(shí)對(duì)應(yīng)的FNA濃度相差近100倍[14]，進(jìn)一步證明常規(guī)污水處理廠由亞硝酸鹽積累所得FNA對(duì)AOB的增殖與產(chǎn)能代謝活動(dòng)影響甚微. 此外，亞硝酸鹽投加量為0-15 mg ?L-1范圍內(nèi)，系統(tǒng)出水中殘留的NO2--N量均小于0.1 mg ?L-1，出水NO3--N積累量則隨著好氧初始階段NO2--N投量的加大而增多，最高投加量對(duì)應(yīng)的平均值為5.11 mg ?L-1，總氮損失率一直保持平穩(wěn)，均高于80%. 亞硝酸鹽投量提升至20 mg ?L-1后，出水逐步出現(xiàn)NO2--N的積累，平均值達(dá)4.75 mg ?L-1，NO3--N平均積累量也升至9.77 mg ?L-1，總氮損失率僅為56.88%.
圖 2 不同F(xiàn)NA濃度下系統(tǒng)出水各形態(tài)（pattern)氮及總氮去除情況
表 1列出了不同F(xiàn)NA濃度下好氧階段氮的轉(zhuǎn)化情況. 從中可以看出，各工況下，好氧初始階段投加的NO2--N損失量由未投加時(shí)的0 mg ?L-1逐漸升至投加15 mg ?L-1時(shí)的11.495 mg ?L-
1. 試驗(yàn)的第132-138 d，撤銷進(jìn)水中的NH4+-N，結(jié)合圖 2發(fā)現(xiàn)，好氧段投加的15 mg ?L-1 NO2--N轉(zhuǎn)化為出水NO3--N的量?jī)H有3.382 mg ?L-1，該時(shí)間段同本工況未撤銷進(jìn)水NH4+-N的NO3--N積累量差值為1.725 mg ?L-1，這與NO2--N投量為0 mg ?L-1時(shí)，即進(jìn)入體系內(nèi)的氮僅由進(jìn)水NH4+-N提供時(shí)的NO3--N積累量相當(dāng). 同時(shí)，對(duì)各工況下混合液溶合氧的在線監(jiān)測(cè)顯示，進(jìn)入好氧階段后，溶解氧在30 min內(nèi)均快速升至2 mg ?L-1以上，該環(huán)境并不利于同步硝化反硝化作用，而且此后體系內(nèi)NO2--N濃度仍保持下降趨勢(shì)，NO3--N濃度卻趨于平穩(wěn)，說(shuō)明NO3--N的轉(zhuǎn)化在好氧階段的前30 min內(nèi)已基本完成，后270 min內(nèi)NO2--N并非被NOB利用，其消耗可能由其他菌種完成，這一現(xiàn)象與Pijuan等的研究一致[17]. 還值得一提的是，好氧階段30 min后混合液中NO2--N與PO43--P濃度同時(shí)下降，眾所周知，除O2外NO2--N和NO3--N也能被PAOs利用，不同的是NO2--N和NO3--N作為電子受體用以吸磷在缺氧(hypoxia)條件下進(jìn)行，因此，如果假設(shè)有O2和NO2--N兩種電子受體同時(shí)存在的情況下，排除PAOs利用不同電子受體吸磷的產(chǎn)能差異，NO2--N和O2對(duì)PAOs具有相同競(jìng)爭(zhēng)力，因而，NO2--N在好氧條件下同樣能被PAOs利用，這才合理解釋了NO2--N在好氧段大量損失這一現(xiàn)象.
表 1 不同F(xiàn)NA條件下好氧階段氮的轉(zhuǎn)化量1)
圖 3為不同F(xiàn)NA濃度下系統(tǒng)進(jìn)、 出水和厭氧末期的PO43--P濃度及其去除率. 從中可見，除投加20 mg ?L-1 NO2--N的前30 d外，投加NO2--N后系統(tǒng)厭氧末期磷濃度平均高于投加前. 本研究（research)中NO2--N投加量<5 mg ?L-1，即折合FNA濃度低于0.53×10-3 mg ?L-1時(shí)，系統(tǒng)的出水PO43--P濃度雖有小幅波動(dòng)但很快能趨于穩(wěn)定，除磷率保持在95%以上，出水濃度低于0.5 mg ?L-
1. 進(jìn)一步提高FNA濃度至0.99×10-3 mg ?L-1后，系統(tǒng)除磷性能迅速惡化，出水磷濃度嚴(yán)重超標(biāo)，在改變FNA濃度的前4 d內(nèi)，磷幾乎無(wú)去除，此后由于系統(tǒng)中PAOs對(duì)FNA的適應(yīng)能力逐步增強(qiáng)，污泥除磷性逐漸恢復(fù)，但恢復(fù)所需時(shí)間較長(zhǎng)，50 d后除磷率平均恢復(fù)至64.42%，最高71.1%. 上述FNA濃度對(duì)應(yīng)的吸磷性能受抑制程度明顯低于文獻(xiàn)報(bào)道的FNA臨界濃度分別為0.000 5 mg ?L-1和0.001 mg ?L-1時(shí)所對(duì)應(yīng)的吸磷性能受抑制程度50%和75%[17]. 以上分析表明，F(xiàn)NA對(duì)PAOs好氧吸磷能力的不利影響可通過(guò)長(zhǎng)期運(yùn)行逐步恢復(fù)，但不能完全恢復(fù). 在此期間的某個(gè)周期內(nèi)，撤銷FNA投加試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，系統(tǒng)的除磷能力有一定程度的提高，說(shuō)明FNA對(duì)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為1.46×10-3 mg ?L-1，出水磷濃度在改變工況后再次出現(xiàn)大幅下降，但對(duì)比上一個(gè)工況，波動(dòng)的幅度有所減小. 分析認(rèn)為，由于長(zhǎng)期投加NO2--N的馴化效應(yīng)使得PAOs對(duì)FNA的適應(yīng)能力增強(qiáng)，該工況內(nèi)經(jīng)過(guò)12 d運(yùn)行系統(tǒng)除磷率平均恢復(fù)至67.33%，較前一工況的恢復(fù)過(guò)程大為縮短. 再次提高FNA濃度至1.94×10-3 mg ?L-1，除磷率再度大幅波動(dòng)，在該工況的前10 d內(nèi)，出水PO43--P濃度有時(shí)甚至高于進(jìn)水濃度，之后，除磷率經(jīng)過(guò)20 d逐步恢復(fù)到44.14%.
圖 3 不同F(xiàn)NA濃度下系統(tǒng)各階段磷濃度及其去除率
由于最后一個(gè)工況出水中存在大量NO2--N和NO3--N積累，試驗(yàn)后期還曾提高進(jìn)水COD濃度至550 mg ?L-1以期加強(qiáng)反硝化從而改善系統(tǒng)除磷性能，經(jīng)過(guò)近40 d的運(yùn)行該階段出水NO2--N和NO3--N積累量逐步下降至0.30 mg ?L-1和4.62 mg ?L-1，而厭氧末期PO43--P濃度則在提高碳源量后即刻由原來(lái)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，盡管如此，對(duì)出水PO43--P的監(jiān)測(cè)卻發(fā)現(xiàn)其去除率不升反降，隨后緩慢恢復(fù)至25%左右. 分析認(rèn)為，提高COD可減緩PAOs與異養(yǎng)反硝化菌對(duì)碳源的爭(zhēng)奪，而由此提高的釋磷量導(dǎo)致聚磷菌吸磷負(fù)荷增大，從而引起除磷率因吸磷時(shí)間不足而下降的現(xiàn)象，但釋磷量和吸磷量的增大，即PAOs的比釋磷速率和比吸磷速率均提高至未增加碳源量的2倍以上，反映出提高進(jìn)水碳源有助于緩解FNA對(duì)好氧吸磷的抑制.
2.2 不同F(xiàn)NA濃度下系統(tǒng)典型周期內(nèi)污染物的變化規(guī)律
圖 4為不同工況下系統(tǒng)典型周期內(nèi)PO43--P和各形態(tài)氮及DO的濃度變化規(guī)律. 從中可知，試驗(yàn)進(jìn)行的6個(gè)工況內(nèi)均有釋磷和吸磷現(xiàn)象且最大釋磷濃度出現(xiàn)在厭氧(Oxygen)結(jié)束時(shí)刻. 在各工況厭氧時(shí)段內(nèi)，DO濃度維持在極低范圍，即0.02 mg ?L-1左右，PAOs將體內(nèi)聚磷以正磷酸鹽的形式釋放出來(lái)并產(chǎn)生能量，進(jìn)而利用該能量吸收混合液中的揮發(fā)性脂肪酸(fatty acids)并以聚羥基脂肪酸的形式貯存在體內(nèi); 在此期間，NH4+-N濃度由于活性污泥的吸附作用有小幅降低. 好氧時(shí)段內(nèi)，DO濃度從0.02 mg ?L-1快速升至2 mg ?L-1以上，PAOs以降解PHAs為能量來(lái)源實(shí)現(xiàn)微生物(Micro-Organism)生長(zhǎng)、 糖原合成以及磷的過(guò)量吸收; NH4+-N被快速降解轉(zhuǎn)化為NO2--N，并最終轉(zhuǎn)化為NO3--N. 工況1中，即系統(tǒng)的啟動(dòng)階段，厭氧段結(jié)束時(shí)的磷濃度為25.14 mg ?L-1; NH4+-N維持在3.35 mg ?L-1以上. 好氧階段，DO濃度快速升高并維持在4-6 mg ?L-1之間，PAOs在反應(yīng)時(shí)間內(nèi)完成吸磷過(guò)程(guò chéng)，出水<0.5 mg ?L-1; NH4+-N在有氧條件下快速降解，反應(yīng)末端出現(xiàn)1.617 mg ?L-1的NO3--N積累. 工況2中，盡管在厭氧段結(jié)束時(shí)刻向系統(tǒng)內(nèi)投加濃度為2 mg ?L-1的NO2--N，但厭氧釋磷量較工況1有大幅升高，磷濃度達(dá)42.78 mg ?L-
1. 分析認(rèn)為，由于FNA的解耦聯(lián)作用，PAOs必須提高呼吸速率，即分解更多的聚磷以泵出更多質(zhì)子從而維持質(zhì)子驅(qū)動(dòng)力的恒定. 研究（research)還發(fā)現(xiàn)，由于釋磷量的提高導(dǎo)致PAOs在好氧段的負(fù)荷增大，但吸磷過(guò)程在反應(yīng)時(shí)間內(nèi)仍能徹底完成，說(shuō)明PAOs的吸磷能力有所提高; 對(duì)好氧初始階段向系統(tǒng)投加的NO2--N濃度測(cè)定及數(shù)據(jù)分析發(fā)現(xiàn)，NO2--N投加總量出現(xiàn)95%以上的損失，僅有剩余一小部分轉(zhuǎn)化為NO3--N，說(shuō)明NO2--N在好氧階段被除亞硝酸鹽氧化（oxidation)菌以外的其他微生物所消耗，但具體被哪種微生物菌群利用及其降解機(jī)制仍不明確. 工況3中，NO2--N的投加量提高至5 mg ?L-1，除磷率仍接近100%，說(shuō)明FNA濃度低于0.53×10-3 mg ?L-1時(shí)，系統(tǒng)的除磷性能未受抑制. 工況4，即NO2--N投加量為10 mg ?L-1，換算為FNA濃度為0.99×10-3 mg ?L-1，除磷性能開始出現(xiàn)受抑制現(xiàn)象，表現(xiàn)為厭氧末端磷濃度降至25.13 mg ?L-1且好氧階段吸磷能力減弱，反應(yīng)結(jié)束時(shí)仍有2.33 mg ?L-1的PO43--P殘留. 進(jìn)一步加大NO2--N投加量至15 mg ?L-1和20 mg ?L-1，即FNA為1.46×10-3 mg ?L-1和1.94×10-3 mg ?L-1，抑制現(xiàn)象更加明顯，厭氧釋磷量及好氧吸磷量進(jìn)一步減少，且系統(tǒng)內(nèi)NO3--N的積累量逐步提高.
圖 4 不同F(xiàn)NA濃度下典型周期內(nèi)各形態(tài)氮及PO43--P的濃度變化規(guī)律
2.3 不同濃度FNA對(duì)系統(tǒng)比釋/吸磷速率的影響
圖 5為不同F(xiàn)NA濃度下，各工況穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)系統(tǒng)的比釋磷速率和比吸磷速率. 從中可見，投加FNA后，反應(yīng)器混合液的比釋磷速率和比吸磷速率均高于投加前. 結(jié)合圖 3不難發(fā)現(xiàn)，聚磷菌的釋磷和吸磷能力在短期內(nèi)會(huì)受到FNA抑制，而長(zhǎng)期運(yùn)行其活性會(huì)逐步恢復(fù)，由此推測(cè)，PAOs可能是借還原亞硝酸鹽用以解毒. 對(duì)各濃度條件下的比反應(yīng)速率曲線擬合發(fā)現(xiàn)，隨著FNA濃度的增高，系統(tǒng)比釋/吸磷速率呈現(xiàn)先增大后減小的拋物線趨勢(shì)，說(shuō)明低濃度的FNA不僅未抑制污泥的釋磷及吸磷能力，反而起到了促進(jìn)作用，這一現(xiàn)象可以由FNA的解耦聯(lián)作用解釋. 通過(guò)對(duì)熒光假單胞菌的研究（research)，研究者證實(shí)了FNA可以作為質(zhì)子載體透過(guò)細(xì)胞膜且在膜兩側(cè)往復(fù)運(yùn)動(dòng)而不產(chǎn)生能量[25, 26, 27]，但FNA的解偶聯(lián)作用導(dǎo)致其透過(guò)細(xì)胞膜后胞外驅(qū)動(dòng)質(zhì)子的能量增加，因此，PAOs必須提高呼吸速率，即分解更多的聚磷以泵出更多質(zhì)子從而維持質(zhì)子驅(qū)動(dòng)力的恒定[28]. 對(duì)圖 5的分析還發(fā)現(xiàn)，比釋磷速率的標(biāo)準(zhǔn)偏差范圍均大于比吸磷速率的標(biāo)準(zhǔn)偏差范圍，且比釋磷速率的曲線變化趨勢(shì)明顯，說(shuō)明FNA對(duì)厭氧放磷的影響大于好氧吸磷.
圖 5 不同F(xiàn)NA濃度下系統(tǒng)的比釋磷速率和比吸磷速率
FNA濃度高于0.99×10-3 mg ?L-1后，系統(tǒng)比釋/吸磷速率呈現(xiàn)略減趨勢(shì). 有學(xué)者提出，如果PAOs體內(nèi)的亞硝酸鹽還原酶在好氧條件下能將NO2-依次還原為N
O、 N2O和N2，而NO2-或NO又與氧化還原酶反應(yīng)，其產(chǎn)物會(huì)抑制PAOs的好氧呼吸，從而抑制能量產(chǎn)生，使PAOs體內(nèi)糖原和Poly-P的合成以及細(xì)胞的生長(zhǎng)受到影響[29]. 盡管如此，其真實(shí)的機(jī)制尚不清楚，因此，有關(guān)FNA對(duì)聚磷菌好氧吸磷的抑制機(jī)制有待進(jìn)一步研究.
2.4 投加FNA前后污泥缺氧吸磷能力的變化
圖 6為系統(tǒng)投加FNA前后以NO2-和NO3-為電子受體的缺氧吸磷(P)試驗(yàn)中PO43--P和NOx--N的變化規(guī)律. 對(duì)圖 6 中兩種電子受體吸磷曲線進(jìn)行線性擬合并分析可知，馴化前，系統(tǒng)以NO2-和NO3-為電子受體的反硝化吸磷均能進(jìn)行，但NO3-型的比吸磷速率為7.95 mg ?-1及電子受體比利用速率為5.33 mg ?-1略高于NO2-型的比吸磷速率為7.32 mg ?-1及電子受體比利用速率5.06 mg ?-1，而且，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)系統(tǒng)中仍有少量PO43--P和電子受體存在. 投加FNA馴化65 d后，對(duì)圖 6的分析發(fā)現(xiàn)，兩種類型缺氧吸磷的吸磷速率和電子受體利用速率均有大幅提升且污泥的缺氧吸磷方式發(fā)生轉(zhuǎn)變，NO3-型的比吸磷速率26.64 mg ?-1 及電子受體比利用速率12.75 mg ?-1 均小于NO2-型的比吸磷速率28.25 mg ?-1及電子受體比利用速率14.07 mg ?-1，缺氧吸磷能力分別為馴化前的3.35倍和3.86倍. 上述現(xiàn)象說(shuō)明，向好氧吸磷系統(tǒng)內(nèi)投加FNA并長(zhǎng)期馴化有利于系統(tǒng)內(nèi)篩選具有以NO2-為電子受體的反硝化聚磷菌.
圖 6 FNA馴化前后污泥的缺氧(Oxygen)吸磷能力
2.5 不同F(xiàn)NA濃度下的系統(tǒng)污泥量及其沉降性能
圖 7為FNA投加量對(duì)系統(tǒng)內(nèi)污泥量及其沉降性能的影響. 從中分析可知，試驗(yàn)進(jìn)行的前20 d，系統(tǒng)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，F(xiàn)NA的抑制作用致使部分微生物被殺滅或細(xì)胞增殖量低于排泥量，然而，經(jīng)過(guò)一段時(shí)間后，尤其是投加0.99×10-3 mg ?L-1的FNA后污泥濃度趨于平穩(wěn)，說(shuō)明系統(tǒng)內(nèi)污泥進(jìn)入適應(yīng)期. 由不同F(xiàn)NA濃度下反應(yīng)器內(nèi)污泥體積指數(shù)的變化可見，隨著試驗(yàn)的進(jìn)行，SVI逐步降低直至穩(wěn)定，這與污泥濃度變化趨勢(shì)一致. 分析原因： 一方面，F(xiàn)NA抑制了絲狀菌的生長(zhǎng); 另一方面，圖 4顯示的比釋磷速率和比吸磷速率的增大表明PAOs活性增強(qiáng)或數(shù)量增多，因而活性污泥比重較大，更有利于污泥的沉降.具體參見污水寶商城資料(Means)或
圖 7 FNA對(duì)系統(tǒng)污泥量及其沉降性能的影響
3 結(jié)論
FNA為0-1.46×10-3 mg ?L-1濃度范圍內(nèi)，出水無(wú)NO2--N積累，NO3--N積累量隨著FNA投加量的增大而增多，總氮損失率均高于80%，NO2--N損失量由0 mg ?L-1升至11.495 mg ?L-1，F(xiàn)NA為1.94×10-3mg ?L-1時(shí)，系統(tǒng)內(nèi)逐步出現(xiàn)NO2--N的積累.
投加FNA后污泥的釋磷和吸磷能力不僅未受到抑制，比釋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時(shí)，系統(tǒng)除磷率均大于96.9%; 當(dāng)FNA濃度提高至0.99×10-3、 1.46×10-3、 1.94×10-3 mg ?L-1時(shí)，除磷率均有大幅下降，分別經(jīng)過(guò)50、
12、 30 d的運(yùn)行，除磷性能恢復(fù)至64.42%、 67.33%、 44.14%，說(shuō)明抑制作用導(dǎo)致的除磷性能惡化可以恢復(fù)且長(zhǎng)期馴化作用能縮短恢復(fù)過(guò)程.
投加FNA馴化后，污泥的NO3-型和NO2-型缺氧吸磷能力分別為馴化前的3.35倍和3.86倍且吸磷方式有所轉(zhuǎn)變，說(shuō)明向好氧吸磷系統(tǒng)內(nèi)長(zhǎng)期投加FNA有利于系統(tǒng)內(nèi)富集以NO2-為電子受體的反硝化聚磷菌; 而且，長(zhǎng)期馴化過(guò)程有利于系統(tǒng)內(nèi)污泥的沉降.
