氮、 磷的过量排放是引起水体富营养化的主要原因，其中又以磷为关键因素，因而，各国制定的污水综合排放标准中针对出水磷的浓度更为严格. 强化生物除磷(enhanced biological phosphorus removal，EBPR)就是利用聚磷微生物(polyphosphate accumulating organisms，PAOs)的厌氧释磷及好氧(或缺氧)超量吸磷特性，在交替厌氧/好氧(缺氧)运行环境下实现水体中磷的去除^[1,2,3].

溶解氧(DO)浓度是影响PAOs生长的重要因素. 通常，EBPR系统的DO浓度控制在2-3 mg ·L^-1，但在实际的污水处理厂，很多工艺尤其是间歇流工艺会在好氧末期出现溶解氧过高的现象，而过高的DO浓度(5.5-7.0 mg ·L^-1)或过曝气会使厌氧阶段贮存在聚磷菌体内的聚羟基脂肪酸(PHAs)过度消耗^[4]，导致污泥活性降低，从而引发EBPR系统的失效； 另一方面，对实际运营的城市污水处理厂调研发现，曝气成本约占总运行费用的50%-80%且好氧段的过曝气现象普遍存在，这种高能耗的污水处理方式无疑背离了当前所提倡的低碳经济及建设节约型社会的发展方向. 研究表明，低DO条件下PAOs依然具有良好的释、 吸磷能力，系统除磷性能良好^[5]. 因此，低DO条件下实现EBPR系统的稳定运行以节约污水生物除磷的处理成本，这在能源问题突出的今天尤为重要.

温度是影响EBPR系统除磷性能的另一主要因素. 文献报道降低温度会减慢聚磷菌的生化反应速度，从而影响其释磷及吸磷速率^[6]. 另有研究表明，PAOs是一种嗜冷性细菌^[7]，即使在较低温度条件下也能成功运行EBPR系统^[8,9,10]； 此外，从与聚糖菌(GAOs)的竞争角度分析，低温更不适宜于GAOs的生长，降低温度可有效减弱GAOs对EBPR 系统的不利影响^[11,12,13]. 然而，在实际污水处理厂或实验室研究过程中发现，由于PAOs对温度条件的不适而经常处于竞争劣势，低温条件下EBPR系统的生物除磷效果明显下降，甚至消失^[14]. 在实际工程应用中，调节温度在操作上难度较大、 可行性较低，因此，考察EBPR系统的低温启动及运行对实际污水处理厂的运营，尤其对季节性低温条件下的工艺运行及管理更有意义.

本研究采用交替厌氧/好氧(An/O)SBR反应器，在温度为13-16℃的条件下启动并长期运行EBPR系统，考察了低温低DO下系统的污染物去除性能、 PAOs的释、 吸磷能力以及污泥沉降性能，并进行了反硝化吸磷冲击小试及系统除磷性能的恢复试验. 1 材料与方法 1.1 试验装置及运行

SBR反应器由有机玻璃制成，上部为圆柱形，底部为圆锥体，总有效容积5.4 L. 在反应器壁上的垂直方向设置一排间距10 cm的取样口，用于取样和排水，底部设有排泥口； 以黏砂块作为微孔曝气器，采用鼓风机曝气，气量由转子流量计调节； 反应器进、 出水，搅拌及曝气过程的溶解氧浓度均采用带有Labview软件编程的计算机系统加以控制，整个试验装置如图 1所示.

图 1

Fig. 1

1.水箱; 2.蠕动泵; 3.搅拌装置; 4.黏沙块曝气头; 5.排泥口; 6.pH探头; 7.DO探头; 8.Multi 3420在线测定仪; 9.电磁阀; 10.流量计; 11.空气压缩机; 12. DO控制系统; 13.计算机 图 1 SBR生物除磷反应器示意 Fig. 1 Schematic diagram of SBR for biological phosphorus removal

试验共经历4个阶段：第1-26 d为启动阶段，控制DO临界值2 mg ·L^-1； 第27-48 d降低DO临界值为1 mg ·L^-1； 第49-91 d进一步降低DO临界值至0.5 mg ·L^-1； 第92-120 d为恢复阶段，撤销DO浓度控制.

试验每天共进行3个周期，每周期8 h，包括2 h厌氧，5 h好氧及1 h沉淀、 排水、 闲置. 反应器排水比1/3，温度保持在13-16℃，pH值维持在6.8-7.5之间，污泥龄为10 d，反应器内溶解氧浓度由DO控制系统根据不同阶段的试验需求分别稳定在2、 1及0.5 mg ·L^-1.

缺氧吸磷小试：分别于试验前3个阶段的稳定运行期间进行，在缺氧段初始瞬时投加NO₂^--N或NO₃^--N 10 mg ·L^-1. 试验周期8 h，包括2 h厌氧，5 h缺氧及1 h沉淀、 排水、 闲置，其他参数同厌氧/好氧稳定运行模式. 1.2 试验水质及接种污泥

试验采用模拟废水，由碳源液、 磷液、 浓缩液及微量元素配制而成. 碳源液由乙酸和丙酸组成(乙酸与丙酸摩尔比为3 ∶1)，磷液由 KH₂PO₄配制而成，其中溶解性正磷酸盐(SOP)质量浓度为4 g ·L^-1. 浓缩液^[15](1L)由21 g NH₄Cl，45 g MgSO₄ ·7H₂O，80 g MgCl₂ ·6H₂O，21 g CaCl₂ ·2H₂O，10 g酵母浸膏，61 g蛋白胨和0.25 g硝化抑制剂(ATU)组成，微量元素组成^[16]见表 1. 1 L模拟废水加入磷液5 mL，碳源液乙酸0.26 mL、 丙酸0.098 mL，浓缩液1 mL及微量元素液1 mL，由此得出，进水COD 400 mg ·L^-1，PO₄^3--P 20 mg ·L^-1，NH₄⁺-N 5.33 mg ·L^-1，NO₂^--N 0.01 mg ·L^-1，NO₃^--N 0.64 mg ·L^-1.

表 1(Table 1)

表 1 微量元素液成分及其浓度 Table 1 Composition and concentration of trace elements 基质种类 浓度/g·L-1 基质种类 浓度/g·L-1 柠檬酸 5.51 NaMoO4·2H2O 0.06 苯甲酰胺基酯酸 4.03 ZnSO4·7H20 0.3 FeCl3·6H20 3.03 CoCl·6H20 0.06 H3BO3 0.5 EDTA 10 CuSO4·5H2O 0.12 NaMoO4·2H2O 0.06 KI 0.06 NiCl2·6H2O 0.06 MnCl2·4H2O 0.24

表 1 微量元素液成分及其浓度 Table 1 Composition and concentration of trace elements

试验所用污泥接种自甘肃省兰州市七里河城市污水处理厂4号曝气池，该污水厂污泥具有一定脱氮除磷性能，污泥各项指标性能良好. 1.3 分析项目及方法

试验所有水样均采用定性滤纸过滤后测定，水质分析项目中COD采用COD快速测定仪测定，PO₄^3--P采用钼锑抗分光光度法测定，NH₄⁺-N采用纳氏试剂分光光度法测定，NO₂^--N采用N-(1萘基)-乙二胺分光光度法测定，NO₃^--N采用麝香草酚分光光度法测定，MLSS，MLVSS采用滤纸重量法测定，SV采用30 min沉降法测定. 温度、 pH和DO测定采用德国Multi 3420在线测定仪在线监测. 2 结果与讨论 2.1 低温条件下不同DO浓度EBPR系统的污染物去除性能

图 2为120 d低温运行过程中，不同DO条件下系统的污染物去除性能. 从中可见，在阶段1和2，DO浓度分别维持在2 mg ·L^-1和1 mg ·L^-1，系统出水磷浓度仅在启动前5 d有小幅波动，此后，PO₄^3--P浓度均小于0.5 mg ·L^-1，除磷率保持在97.4%以上. 在试验1、 2阶段，温度由启动时的16℃逐步降低后一直稳定维持在13-15℃之间，说明此温度范围对生物除磷没有影响. 进一步降低DO浓度至0.5 mg ·L^-1后(阶段3)，系统除磷性能迅速恶化，出水磷浓度严重超标，在降低溶解氧至0.5 mg ·L^-1的4d内，出水磷浓度甚至大于进水磷浓度，经过40多天的运行，除磷率最高仅恢复至50.2%. 在此期间，曾提高COD浓度以改善PAOs的放磷性能及系统的除磷性能，但结果显示除磷率不升反降，出水磷浓度再次接近进水浓度. 为了考察低DO对生物除磷系统性能的影响，试验阶段4中撤消对DO控制，反应器内好氧阶段末期溶解氧达到4 mg ·L^-1以上，经过近90个周期的运行，平均出水磷浓度为14.7 mg ·L^-1，除磷率低于56.7%，系统未能恢复到阶段1、 2的除磷效果，说明低DO条件运行导致的EBPR系统失效问题在短期内不可逆.

图 2

Fig. 2

图 2 不同DO条件下系统进、 出水COD、 PO43--P浓度及其去除率 Fig. 2 Influent and effluent concentrations of COD,PO43--P and its removal efficiency under different DO levels

图 3为不同试验阶段典型周期内COD、 PO₄^3--P和DO的浓度变化规律. 从中各阶段典型周期内COD的降解规律分析，在EBPR启动阶段(阶段1)，有机物迅速降解，仅需约1 h左右即消耗完毕. 此过程中，底物浓度与反应时间基本呈线性关系. 而在阶段2和阶段3中，即DO临界值低于2 mg ·L^-1以下时，有机物的降解速率受到好氧段DO浓度的影响，且表现为DO浓度越低，降解速率越小. 当DO临界值降低至0.5 mg ·L^-1时，COD完全降解需要整个厌氧段的时间(120 min). 1、 2、 3阶段COD比利用速率分别为0.067、 0.049和0.034 mg ·(g ·h)^-1. 在试验恢复阶段(阶段4)，尽管未对系统DO加以控制，但降解相同浓度进水COD的时间较试验前3个阶段均有所延长，需210 min，且厌氧结束后仍有少量COD存在，只能通过好氧阶段去除，该阶段COD比利用速率仅为0.017 mg ·(g ·h)^-1. 结合图 2，尽管最终出水COD浓度接近，但各阶段COD利用速率减慢说明聚磷菌活性的降低，原因是，COD的降解几乎发生在厌氧阶段，放磷产生的能量被聚磷菌利用摄取有机碳源并合成PHAs.

图 3

Fig. 3

图 3 不同DO条件下典型周期内COD和PO43--P的浓度变化规律 Fig. 3 Variarions of COD and PO43--P concentration during typical cycles under different DO levels

由图 3还可以看出，试验的4个阶段均有释、 吸磷现象，但前3个阶段的释、 吸磷量随DO浓度的降低相应减小. 在阶段1的厌氧时段内，DO浓度维持在极低范围，约0.02 mg ·L^-1左右，PAOs释放磷的同时利用挥发性脂肪酸(VFA)并以PHAs的形式储存在体内，厌氧结束时释磷量约为40 mg ·L^-1； 好氧时段内DO浓度从0.02 mg ·L^-1 快速上升并以2 mg ·L^-1为基准上下浮动，在此期间，PAOs以降解PHAs为能量来源实现微生物生长、 糖原合成以及磷的吸收，吸磷过程在120 min内迅速完成. 降低DO临界浓度至1 mg ·L^-1，厌氧结束时磷浓度为35.32 mg ·L^-1，较阶段1有所下降，且吸磷过程延长至300 min. 进一步降低DO至0.5 mg ·L^-1，厌氧结束后释磷浓度降至22 mg ·L^-1左右，好氧反应结束时系统中仍有10 mg ·L^-1的磷，说明完成吸磷需要更长的时间. 在试验恢复阶段，系统没有明显的释、 吸磷现象，且并未观察到除磷性能恢复的迹象，这从另一个方面证明EBPR系统一旦失效，短期内不可逆转. 2.3 不同DO条件下EBPR系统的释、 吸磷状况及NO_x^-冲击试验

图 4为EBPR系统在120 d的运行期间内各阶段厌氧及好氧末期反应器内的磷浓度. 由于系统在启动及长期运行过程中均投加ATU以抑制系统内硝化作用的发生，且试验过程中未检测到NO_x^-，为此，分别在不同试验阶段投加10 mg ·L^-1 NO₂^--N或NO₃^--N进行冲击试验以考察系统内聚磷菌的缺氧吸磷性能，其中箭头位置表示进行冲击试验的时间.

图 4

Fig. 4

图 4 不同DO条件下系统的厌氧、 好氧末期PO43--P的浓度 Fig. 4 Concentration of PO43--P at the end of anaerobic and aerobic phases under different DO levels

由图 4可见，在1、 2两阶段投加NO_x^-会降低系统厌氧释磷量，但经过若干周期后释磷量会有所恢复. 对比两次投加可以发现，投加NO₂^-冲击后需6个周期的运行厌氧释磷量才有所恢复，而投加NO₃^-冲击后恢复只需3个周期. 在阶段3的试验中，投加NO_x^-同样出现了释磷恢复迹象，但由于系统内DO浓度过低，NO_x^-冲击所造成的不利影响明显增大.

在试验启动阶段，系统厌氧结束时磷的浓度由第1 d的16.38 mg ·L^-1快速递增到第7 d的35.26 mg ·L^-1，说明EBPR系统在短期内(<6 d)成功启动且未受低温影响，这与所接种的污泥除磷性能很好有部分关系，原因是本试验进水磷浓度(20 mg ·L^-1)远远高于污水处理厂的进水浓度(3-5mg ·L^-1)，因此驯化方式和配水方案是决定快速启动系统的主要因素； 降低DO临界浓度至1 mg ·L^-1，系统厌氧阶段释磷量逐渐降低，由38.34 mg ·L^-1递减到34. 52 mg ·L^-1； 当DO浓度降低至0.5 mg ·L^-1，系统中没有充足的氧气供应，影响PAOs的吸磷作用，进而影响厌氧释磷能力，加之NO_x^-对系统的冲击影响，EBPR系统开始恶化并失效. 撤消对系统的溶解氧控制，使DO浓度在好氧阶段逐渐升高，系统的释、 吸磷状况并未恢复到最初的情况.

表 2归纳了系统在不同阶段的释、 吸磷量，比释磷速率和比吸磷速率及MLSS和VSS. 从中可以看出，随着试验各阶段DO浓度的降低，系统的比释磷速率和比吸磷速率均在减小. 当DO浓度降至0.5 mg ·L^-1时，释、 吸磷量分别从之前DO浓度为1 mg ·L^-1时的(15.94±0.1) mg ·g^-1、 (19.66±0.1) mg ·g^-1大幅降低至(3.74±0.1) mg ·g^-1、 (4.72±0.1) mg ·g^-1，系统开始失效. 通过计算释磷量与吸磷量的比值可以发现，随着试验阶段的进行，释磷量与吸磷量的比值由0.83降低到0.34，除磷性能逐渐下降.

表 2(Table 2)

表 2 不同DO条件下EBPR系统的释、 吸磷情况及污泥量 1) Table 2 Phosphate released,adsorption and sludge amount of the EBPR system under different DO levels 试验阶段 释磷量 /mg·g-1 比释磷速率 /mg·(g·h)-1 吸磷量 /mg·g-1 比吸磷速率 /mg·(g·h)-1 释磷量 /吸磷量 MLSS /mg·L-1 VSS /mg·L-1 VSS /MLSS 1 16.94±0.2 8.12 20.35±0.2 4.68 0.83±0.2 2 961.3±1.2 1 986.5±1.2 0.68±1.2 2 15.94±0.1 7.97 19.66±0.1 3.93 0.81±0.1 2 475.3±1.3 1 807.5±1.3 0.73±1.3 3 3.74±0.1 1.87 4.72±0.1 0.94 0.79±0.1 2 392.9±1.1 1 989.3±1.1 0.84±1.1 4 0.92±0.1 0.46 1.72±0.1 0.34 0.53±0.1 2 488.7±1.2 2 182.5±1.2 0.87±1.2 1)释磷及吸磷量以每克VSS吸收的PO43--P质量计，表中数据形式为平均值±标准偏差

表 2 不同DO条件下EBPR系统的释、 吸磷情况及污泥量 1) Table 2 Phosphate released,adsorption and sludge amount of the EBPR system under different DO levels

Lu等^[17] 的研究表明，活性污泥微生物的含磷量可采用污泥中混合液挥发性悬浮固体浓度(VSS)与混合液悬浮固体浓度(MLSS)的比值(VSS/MLSS)表征，VSS/MLSS越大表示微生物含磷量越小. 由表 2可见，试验由阶段1进行至阶段4，VSS/MLSS的数值由0.68增加到0.87，说明微生物体内含磷量逐渐降低，即微生物的聚磷能力逐步降低，这也从另一个方面说明了系统的恶化和失效.

NO_x^-的存在会抑制EBPR系统的释磷性能. 厌氧阶段，反硝化细菌将优先利用碳源并以NO_x^-为电子受体进行反硝化从而抑制PAOs的释磷和PHAs的合成，因此，向长期投加硝化抑制剂的EBPR系统内投加NO_x^-会对PAOs的释、 吸磷能力造成冲击，最终影响除磷的效果.

图 5为NO_x^-冲击试验中，EBPR系统缺氧段NO_x^-、 P浓度变化规律. 从中可见，对比投加电子受体后缺氧段(300 min)的PO₄^3--P和NO_x^-浓度变化可以发现，在试验第21 d和第69 d投加10 mg ·L^-1 NO₂^-后系统均发生了二次释磷现象，这与曾薇等^[18]的试验现象一致. 厌氧条件下NO₂^-的投加促进磷酸盐的释放，其原因是NO₂^-的存在破坏PAOs细胞的质子驱动力(pmf)^[19]，为了维持pmf恒定并为PAOs吸收VFA提供能量，PAOs需要分解更多的聚磷为厌氧代谢过程提供能量； 另一个原因可能是，系统内不存在或缺少以NO₂^-为电子受体的反硝化聚磷菌. 在第40 d和第56 d投加10 mg ·L^-1 NO₃^-的试验发现，系统虽有吸磷现象发生，但吸磷不完全，说明系统内虽有以NO₃^-为电子受体的反硝化聚磷菌存在但数量较少或活性较低，系统内的PAOs不能适应NO₃^-的冲击，这与长期投加硝化抑制剂有直接关系.

图 5

Fig. 5

图 5 NOx-冲击试验缺氧段的NOx-及PO43--P浓度变化规律 Fig. 5 Variations of NOx- and PO43--P concentrations during anoxic period in NOx- shocking experiments

pH值是影响生物除磷性能的一个关键因素. pH值的变化能够引起细胞膜电荷的变化，从而影响微生物对营养物质的吸收、 利用和代谢过程中酶的活性. 当生物除磷系统pH值发生变化时，活性污泥的微生物种群也会相应地发生显著变化. 对本研究各试验阶段典型周期的监测发现，pH值介于6.8-7.5之间，与文献^[20,21,22]报道的PAOs生长适宜pH值(7.0-8.0)相近，因此，本研究中pH值不是影响系统除磷性能的因素. 2.4 DO浓度对EBPR系统污泥性质的影响

低DO一直被认为是引起丝状菌膨胀并导致污泥流失的主要因素之一^{[23,24,25,26]}. 从图 6中不同DO浓度下反应器内污泥体积指数(SVI)的变化可以看 出，BEPR系统在运行初期有微膨胀的现象(150< SVI<180)，但随着试验的进行，SVI逐步降低直至稳定，说明系统的污泥沉降性能在整个运行过程中并未受到DO浓度变化的影响. 分析原因，一方面由于PAOs比丝状菌更容易吸收易降解性有机物，抑制了丝状菌的生长； 另一方面，含有PAOs的活性污泥比重较大，有利于污泥的沉降. 此外，低DO环境下菌群活性减弱，代谢过程缓慢，使得在菌胶团形成中起主要作用的荚膜(含水量90%-98%)分泌量减少，污泥含水率下降，从而使SVI值降低.

图 6

Fig. 6

图 6 DO浓度对EBPR系统污泥性质的影响 Fig. 6 Influence of DO level on sludge properties of the EBPR system

(1)在低温条件下(温度13-16℃)，EBPR系统可在短期内(<6 d)成功启动，且对系统COD和磷的去除效果几乎没有影响.

(2)低DO对系统有机物的去除基本没有影响，但随着DO浓度的降低，COD的利用速率减慢； 低DO影响EBPR系统的稳定运行，当DO浓度≥1 mg ·L^-1时，磷去除率均大于97.4%，DO浓度降至0.5 mg ·L^-1时，出水水质恶化，系统丧失除磷性能且这种失效在短期内不可逆.

(3)以NO₂^-及NO₃^-为电子受体的缺氧除磷小试对EBPR系统的稳定运行具有冲击作用，但由此产生的不利影响可在6个周期内得以恢复，且长期低温运行有利于EBPR系统内污泥的沉降.