ABR-MBR工艺实验装置及处理流程如图1所示，其由含有7个隔室的ABR反应器及好氧MBR反应器组成。反应器总有效容积为11.4 L，其中ABR有效容积为7.6 L，A1~A4为厌氧区，A5~A7为缺氧区，MBR设有沉淀区进行硝化液回流，有效容积为3.8 L，采用间歇抽吸出水，抽吸周期为10 min (8 min抽吸出水和2 min反冲洗)。ABR-MBR工艺设有3个回流为R1、R2、R3。污泥回流R1(污泥为A7~A2)，将富含DPBs的污泥回流至厌氧A2隔室，通过A1隔室的水解酸化作用，旨在为DPBs提供优质碳源；污泥回流R2(污泥为A3~A5)，利用A4隔室对剩余碳源进一步降解，消除传统反硝化菌对DPBs电子受体的竞争；硝化液回流R3从MBR沉淀区回流至A5，为DPBs提供电子受体。

表1为实验过程及其中对应的参数。由表1可知，实验分为4个工况，第1工况共运行22 d，其他每个工况均运行14 d。实验前152 d主要包括反硝化除磷的启动和考察HRT对系统的影响，得出最佳条件：ABR反应器HRT为9 h、污泥回流比保持在80%、硝化液回流比稳定在300%、反硝化除磷功能区(A2、A3、A5~A7)污泥龄(SRT)为25 d。控制MBR反应器内溶解氧在0.5~1.0 mg·L⁻¹，水温通过水浴加热维持在(30±2) ℃，污泥龄为15 d。控制系统进水C/N/P值不变，逐步提高进水基质浓度，稳定MBR内短程硝化的运行，以实现ABR-MBR短程反硝化除磷工艺的优化与稳定。

COD、${\rm{NH}}_4^ + $-N、${\rm{NO}}_2^ - $-N、${\rm{NO}}_3^ - $-N、${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P、TN等指标采用标准方法^[5]测定，水样采用0.45 μm中速滤纸过滤，以去除悬浮物的影响，其中COD采用快速消解法；${\rm{NH}}_4^ + $-N采用纳氏试剂光度法测定；${\rm{NO}}_2^ - $-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定；${\rm{NO}}_3^ - $-N采用紫外分光光度法；${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P采用钼锑抗分光光度法；TN采用过硫酸钾氧化-紫外分光光度法；MLSS采用滤纸称重法测定。

亚硝酸盐积累率(NAR)按照式(1)计算。游离亚硝酸(FNA)及游离氨(FA)值按照式(2)和式(3)进行计算。

式中：η为亚硝酸盐积累率；${C_{{\rm{NO}}_2^ - \rm{\text{-} N}}}$和${C_{{\rm{NO}}_3^ - \rm{ \text{-} N}}}$为反应器中${\rm{NO}}_2^ - $-N及${\rm{NO}}_3^ - $-N的质量浓度，mg·L⁻¹。

式中：C_FNA为游离亚硝酸的浓度，mg·L⁻¹；C_FA为游离氨的浓度，mg·L⁻¹；T为该系统的温度，℃；$C_{{\rm{NH}}_4}^ + {{\rm{ \text{-} N}}}$为反应器中${\rm{NH}}_4^ + $-N的质量浓度，mg·L⁻¹。

如图2所示，在工况A、B、C和D下，MBR反应器内对应的平均亚硝酸盐积累率分别为43.9%、51.3%、56.8%和61.7%。在工况A下，${\rm{NH}}_4^ + $-N转化率高达98%；随着反应的持续进行，较低的${\rm{NH}}_4^ + $-N负荷使得AOBs的基质逐步缺失，同时较低的${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度也使得FA值较低，因此，MBR反应器对NOBs的抑制效果较差，具有较强活性的NOBs会将${\rm{NO}}_2^ - $-N继续氧化为${\rm{NO}}_3^ - $-N，从而使得NAR较低，所以，保证充足的氨氮浓度和抑制NOBs的生长是短程硝化稳定运行的关键所在^[6]。随着基质浓度的上升，${\rm{NH}}_4^ + $-N负荷逐渐升高，在工况C和工况D下，出水${\rm{NH}}_4^ + $-N出现少量剩余，这说明AOBs基质浓度充足，且其活性逐渐增强。

本研究中，短程硝化稳定运行的因素主要归于以下几点：首先是合适的SRT。MULDER等^[7]的研究表明，在14 ℃以上时，AOBs和NOBs的世代周期分别为8~36 h和12~59 h。因此，将污泥龄控制在AOBs与NOBs最小世代周期内，NOBs就会被逐渐淘洗掉，使AOBs成为优势菌群，本研究通过排除泥水混合液将泥龄控制在15 d。其次是适宜的温度。在20 ℃时，AOBs和NOBs的比增长速率μ_max分别为0.801 d⁻¹和0.788 d⁻¹；当温度低于20 ℃时，AOBs的μ_max小于NOBs，大于20 ℃时则相反^[8]。再次是维持较低的DO浓度。有研究^[9]表明，AOBs的氧饱和系数为0.2~0.4 mg·L⁻¹，NOBs的氧饱和系数为1.2~1.6 mg·L⁻¹，因此，控制DO浓度是实现短程硝化的限制性因素，本研究将DO浓度基本维持在0.7 mg·L⁻¹左右，由于NOBs的活性长期受到抑制，故使得NAR逐渐升高。最后是控制较高的FA值，从而抑制NOBs的生长^[10]。有研究^[11]表明，当FA浓度为0.1~1.0 mg·L⁻¹时，NOBs则会受到其抑制作用，FA浓度达到6 mg·L⁻¹时，则NOBs的生长代谢则几乎被完全抑制，而AOBs对FA的受抑制范围则为10~150 mg·L⁻¹。在工况A、B、C和D下，FA的浓度分别为4.48、6.72、8.96和11.19 mg·L⁻¹，在工况D下，${\rm{NH}}_4^ + $-N浓度为150 mg·L⁻¹，NAR稳定在60%以上，通过FA选择性抑制NOBs，可使系统短程硝化高效稳定运行。

图3为系统对COD的去除情况。由图3可知，在工况A、B、C和D下，系统对COD的去除率分别为90.6 %、93.3 %、94.6 %和95.3%。随着进水COD逐渐上升，其对应的ABR容积负荷(以COD计)分别为1.02、1.53、2.04和2.55 kg·(m³·d)⁻¹。在工况A和工况B时，对COD去除占主导作用的是前3个隔室，主要是通过A1厌氧隔室的水解酸化作用产生VFA，使DPBs利用优质碳源进行厌氧释磷完成对COD的去除。而随着基质浓度的升高，容积负荷(VLR)的升高使得前3个隔室对COD的去除效率下降。在工况C和工况D时，对COD去除作用的功能隔室则逐渐后移，A4厌氧隔室通过产甲烷菌对剩余的COD进一步去除，剩余耗氧有机污染物(以COD计)则通过常规异养反硝化菌在缺氧段利用硝化液中的${\rm{NO}}_x^ - $-N被去除，至此大部分耗氧有机污染物(以COD计)已在ABR反应器去除，ABR反应器的出水分别为35.9、38.1、40.8和45.1 mg·L⁻¹。从工况A至工况D，虽然COD呈梯度上升，但前端厌氧及缺氧隔室对${\rm{NH}}_4^ + $-N仅有少量同化作用而去除，而经过前端ABR反应器对COD较高的去除率，使得进入MBR反应器的C/N值逐渐降低。张婷等^[12]研究表明，当C/N=1时，有利于短程硝化的运行，而过高的C/N值会导致普通异养菌的快速增殖，进而降低硝化反应的速率。本研究中进入MBR反应器的C/N值低于1，因此，C/N不会成为短程硝化的限制性因素。

如图4所示，在工况A、B、C和D下，TN平均去除率分别为71.4%、76.6%、76.8%和56.3%。在工况A下，基质浓度较低，大部分耗氧有机污染物(以COD计)在缺氧段之前已经被完全去除，因此，系统脱氮则完全由DPBs主导，此时脱氮效率相对较低。在工况B和工况C条件下，虽然NAR稳定在55%以上，但由于回流硝化液中${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度较低，尚未达到抑制缺氧吸磷的阈值，所以系统反硝化除磷脱氮效果依然很好，并且有剩余耗氧有机污染物(以COD计)参与了常规反硝化的作用，使得脱氮效率逐步提高。同时，GAOs可能对脱氮也具有一定的贡献。GAOs与PAOs具有相似的代谢机制，在反硝化除磷过程中，GAOs的增殖始终伴随着PAOs的富集^[13]。有研究^[14]报道，在缺氧条件下，GAOs可以进行与有氧条件下相同的代谢，GAOs在厌氧环境下形成的PHAs，在缺氧中利用其完成糖原的再生以及脱氮的作用，在脱氮过程中发挥了重要作用。在工况D条件下，由于基质浓度的升高使得MBR反应器内的NAR较高，进而使得回流硝化液中${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度超过了DPBs的耐受限度，导致反硝化吸磷效果较低，从而降低了脱氮的效能。而较高的基质浓度使得AOBs对氨氮的转化率也下降至84.2%，测定到的出水${\rm{NH}}_4^ + $-N平均浓度为22.92 mg·L⁻¹，因此，一定的基质浓度范围有利于系统的脱氮效能。

如图5所示，在工况A、B、C和D下，对应的ABR反应器中容积负荷(以${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P计)分别为0.021、0.032、0.043和0.053 kg·(m³·d)⁻¹，系统对磷的平均去除率分别为89.96%、95.74%、93.3%和1.84%。在工况A条件下，MBR反应器NAR平均为43.9%，且系统除磷率达到89.96%。这表明${\rm{NO}}_2^ - $-N能够作为电子受体实现除磷，与ZHANG等^[15]的研究结论一致，即低浓度的${\rm{NO}}_2^ - $-N并未抑制反硝化吸磷作用的进行。RUBIO-RINCÓN等^[13]使用16S rRNA基因扩增子测序和多聚磷酸盐激酶基因(ppk1)作为遗传标记，结果表明，“Candidatus Accumulibacter ”分为2个主要的支系(PAO Ⅰ和PAO Ⅱ)。同时，通过宏基因组分析表明，PAO II的宏基因组缺乏呼吸硝酸盐还原酶(nar)，但具有利用亚硝酸盐还原为氮气的能力，这表明PAO Ⅱ不能利用硝酸盐进行除磷，而PAO Ⅰ则能够利用O₂、${\rm{NO}}_2^ - $-N及${\rm{NO}}_3^ - $-N。

在工况B条件下，虽然ABR进水磷负荷升高至0.032 kg·(m³·d)⁻¹，MBR反应器平均NAR为51.3%，${\rm{NO}}_2^ - $-N平均浓度达到10.60 mg·L⁻¹，但出水${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P依旧稳定在0.5 mg·L⁻¹左右，${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P的去除率高达95.74%，表明DPBs对${\rm{NO}}_2^ - $-N的耐受并未达到极限。在工况C条件下，随着容积负荷的升高，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N平均浓度为13.28 mg·L⁻¹，回流硝化液中${\rm{NO}}_2^ - $-N浓度随之升高，这对DPBs有一定的影响，在第190天时，出水${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P增至2.41 mg·L⁻¹。随着ABR反应器内反硝化除磷功能区对DPBs的驯化，出水平均${\rm{PO}}_4^{3 - }$-P稳定至1.0 mg·L⁻¹以下。在工况D下，回流${\rm{NO}}_x^ - $-N中${\rm{NO}}_2^ - $-N/${\rm{NO}}_3^ - $-N为0.617，出水${\rm{NO}}_2^ - $-N平均浓度高达24.9 mg·L⁻¹，磷去除率瞬间下降，甚至出现了负值，磷吸收阶段受到严重的抑制作用。诸多研究^[16-18]表明，亚硝酸质子化产物—游离亚硝酸(FNA)是缺氧吸磷真正的抑制剂，而并非是亚硝酸盐的影响所致。在工况D条件下，FNA为0.001 3 mg·L⁻¹，低于ZHOU等^[19]所报道的FNA对缺氧磷吸收完全抑制的浓度。FNA对吸磷的抑制作用主要是通过对微生物新陈代谢的影响得以实现：首先，FNA影响ATP的合成，能够提高质子透过膜的透过性，导致质子推动力的效果变差，从而影响了胞内聚磷的合成^[17]；其次，FNA抑制反硝化酶的活性以及缺氧过程PHA的氧化，ZENG等^[18]的研究表明，在缺氧条件下，当FNA完全抑制吸磷时，PHA首先被用于${\rm{NO}}_2^ - $-N的还原从而实现解毒作用，而不是作为吸磷的能量来源被DPBs分解。

1)控制ABR反应器HRT为9 h、C/N/P值不变、提高进水基质浓度，在此条件下，MBR反应器在工况A、B、C和D下平均亚硝酸盐积累率分别为43.9%、51.3%、56.8%和61.7%；通过SRT、DO浓度、温度及FA的协同作用稳定短程硝化的运行，控制FA选择性抑制NOBs的功能，可使AOBs逐渐成为优势菌群。

2)随着基质浓度的上升，负荷的升高使得前3隔室的COD去除率下降。在工况C和工况D下，对COD去除作用的功能隔室则逐渐后移，剩余耗氧有机污染物(以COD计)则通过常规异养反硝化菌在缺氧段利用硝化液中的${\rm{NO}}_x^ - $-N被去除；同时基质浓度的上升也提高了脱氮率，在一定的基质浓度范围内有利于系统的处理效能。

3) FNA是缺氧吸磷真正的抑制剂。在FNA为0.001 3 mg·L⁻¹时，磷去除率骤降，缺氧吸磷受到严重的抑制，这主要是因为FNA影响了ATP的合成，并且FNA抑制反硝化酶的活性以及缺氧过程中PHA的氧化。