林燕，杨永哲，袁林江，彭党聪，王志盈
( 西安建筑科技大学环境与市政工程学院，陕西西安710055)

　　摘　要：在参阅大量国内外文献资料的基础上，综述了生物除磷脱氮技术的现状及发展趋势，介绍了针对系统环境条件、碳源需求以及对反硝化聚磷的诱导与调控等领域内的研究动向。
　　关键词：生物处理；除磷；脱氮
　　中图分类号：X703.1
　　文献标识码：B
　　文章编号：1000-4602(2002)07-0020-03

　　氮、磷等植物营养型污染物的排放会导致水体的富营养化。《污水综合排放标准》(GB8978—1996)对所有排放污水中的氮、磷含量都做出了明确的规定，其中磷(以正磷酸盐计)的排放要严格控制在0.5mg/L(一级标准)和1mg/L(二级标准)以下，因此今后大多数城市污水处理厂都要考虑采用除磷脱氮的技术措施。
　　生物脱氮除磷技术由于具有同时脱除C、N、P且处理成本低等优点而得到广泛应用。各国学者根据厌氧、缺氧、好氧等池子的大小、排列、数量增减以及混合液循环和回流方式的变化，开发出了一系列生物除磷工艺和技术，其中有很多工艺是由A2/O工艺改进而来，如VIP工艺、UCT工艺以及JHB等。另外，还有通过对曝气供氧的控制在空间和 时间上形成厌氧与缺氧环境的氧化沟工艺和SBR工艺。在这些生物除磷脱氮工艺中，目前发展并应用于工程实践的有：Bardenpho工艺、A/O工艺、MUCT工艺、SBR工艺、Phoredox工艺和氧化沟工艺等，各种工艺都是尽可能将除磷和脱氮过程分开以排除相互干扰。虽然有些工艺几乎完全 解决了两者之间的主要矛盾，但工艺变得复杂了，增加了构筑物以及处理成本。
　　随着近代生物学的发展以及人们对生物技术的掌握，脱氮除磷技术由以单纯工艺改革向着以生物学特性研究、促进工艺改革的方向发展，以达到高效低耗。

1 对系统环境条件的研究

　　系统中硝化菌与聚磷菌间的矛盾主要在于泥龄。由于硝化菌世代周期较长，而聚磷菌多为短世代微生物，在泥龄上存在着矛盾。针对此矛盾，在污水处理工艺的系统设计及运行中，一般将泥龄控制在较窄的范围内，以兼顾除磷与脱氮的需要。另外为了能够充分发挥脱氮菌与聚磷菌的各自优势，有的研究者提出了改良的工艺流程以使两种菌的泥龄矛盾得以解决。近几年有很多研究提出将活性污泥法与生物膜法相结合以缓解这一矛盾^［1］，这时系统中就存在两种菌群：短泥龄悬浮态活性污泥菌群和长泥龄的生物膜上附着的菌群，这样就很好地解决了硝化菌与聚磷菌间的泥龄矛盾。
　　由于快速生物降解COD理论的发展，人们逐渐认识到反硝化菌与聚磷菌间的矛盾主要是由基质竞争引起的，因而现今有很大一部分研究者将工作的重点转移到了对碳源需求的研究上。

2 解决碳源需求问题的研究

　　脱氮和除磷过程中的反硝化菌和聚磷菌间的矛盾主要是由基质竞争引起的。传统生物除磷机理认为^［2～4］：在厌氧环境下，聚磷菌只能利用污水中的易生物降解物质，其他都要经水解/发酵后转化为乙酸等VFA后才能被聚磷菌利用。而在缺氧环境下，反硝化菌先于聚磷菌利用这类有机物进行脱氮，导致PAO释磷程度降低，细胞内PHB“库存量”减少。同时厌氧条件下磷释放的充分程度和合成的PHB量是随后好氧条件下过量摄磷的充分条件和决定性因素。因此系统的除磷效率取决于污水中易生物降解的溶解性有机物(RBCOD)的多少，一般进水溶解性BOD/TP≥15时才能保证出水磷含量＜1mg/L，而实际上污水中这类有机物有限，这部分碳源相对不足导致整个系统脱氮除磷效率不佳^［2］。为此，国外自20世纪80年代以来进行了大量的研究，提出了向污水中投加甲醇(称外加有机碳源)，并应用于工程实践。然而，虽然外加有机碳源使反硝化速率加快，脱氮效率提高，但运行成本也相应大幅度增加，因而这种方法很少采用。基于以上原因，研究者们进行了大量的工艺改进。
　　①改进工艺以将除磷和脱氮在空间或时间上分开，即在不同反应器或同一反应器的不同时间段，分别设置厌氧、缺氧、好氧环境来满足脱氮与除磷要求，这样做一方面是为了使PAO能够优先摄取到污水中的VFA，尽可能充分地释放磷，聚积PHB(如A2/O工艺)；另一方面尽量避免脱氮过程中从好氧段回流来的混合液中的硝酸盐与PAO接触，以消除硝酸盐对除磷过程所造成的不良影响(如Bardenphor工艺)。
　　②快速可替代有机碳源的研究。进入20世纪90年代后，寻找快速可替代有机碳源已经成了污水生物除磷脱氮的研究热点之一。在城市污水中颗粒态有机物(占污水COD组成的60%) 可通过沉淀去除，其中一般初沉池对其去除率可达60%^［3］。这些颗粒态有机物再加上初沉池中的脂肪、蛋白质等就构成了大量的有机碳源，如果能将这些慢速降解有机碳源的一部分转化为快速降解碳源再投加到污水中去，则该部分转化来的快速有机碳源将使污水的生物除磷脱氮效率大大提高。基于这一设想，有些污水处理厂设立初沉污泥发酵池，利用发酵池上清液来补充原水VFA含量之不足，但由于初沉污泥水解发酵需要较长停留时间，发酵池所需体积较大，而且有机物降解过程也不易控制在水解发酵阶段，同时部分非聚磷苷糖元积累菌(GAO)和产甲烷菌的增殖也会消耗掉相当一部分由厌氧水解发酵菌产生的VFA，使得这一弥补碳源不足的方法难于收到预想的效果。所以国内有部分学者正在研究如何采用生物技术将初沉污泥这种潜在的碳源高速、高效地转化为快速有机碳源，以达到提高污水除磷脱氮效果和废 物利用的双重目的。

3 短程硝化反硝化的研究

　　近年来国内外学者对污水脱氮工艺实践中暴露出的问题和现象进行了大量理论和试验研究，并提出了一些新的观点和方法，其中短程生物脱氮法由于具有节能、节约外加碳源、缩短水力停留时间和减少剩余污泥排放量等优点而颇受重视，具有重要的应用价值。早在1975年，Voet就发现亚硝酸盐在硝化过程中的积累现象，并首先提出了短程硝化—反硝化的概念，随后Sauter、Sutherson等先后进行了一些试验。1984年美国普度大学Alleman根据Anthonisen的 间歇试验结果提出了选择性抑制理论，其后Mavinic又采用缩短污泥龄的方式进行了试验，但效果并不明显。有的研究采用双重抑制(混合菌群同时接触高浓度游离氨和酚)，但也发现硝化菌存在着适应性的现象。进入20世纪90年代以后，短程硝化—反硝化的研究再次进入高潮，法国应用科学研究所的Capdivil等在欧共体环境科学技术计划的支持下分别对亚硝酸盐在活性污泥、固定床以及三相流化床中的积累途径和可行性进行了研究；Mulder发明了SHARON 工艺，该工艺使硝化系统中亚硝酸盐的积累可接近100%，并且已经应用于荷兰Rotterdam和Utrech两座城市污水二级处理厂的消化上清液单独生物脱氮处理中，但SHARON工艺的出水氨氮不能达到完全氧化(主要是污泥龄太短)，在冬季仍需加温。在众多影响工艺过程的参数中，溶解氧是影响硝化过程的重要因素之一，不少研究结果证明了低溶解氧下生物膜系统可获得持久、稳定的亚硝酸盐积累。本课题组采用下向流循环生物流化床反应器(DBFB)，分别在高浓度氨和低溶解氧条件下探讨了亚硝化过程的稳定性，试验结果证明：通过高浓度游离氨 对硝化菌选择性抑制所获得的亚硝酸盐积累是不稳定的，在0.5～1.0mg/L溶解氧下，DO成为增殖的限制因素，可实现亚硝酸盐的稳定积累^［4］。
　　无论是SHARON工艺还是利用低溶解氧下亚硝酸盐的积累，其本质均是利用了微生物动力学特性固有差异而实现两类菌的动态竞争与选择的结果，尤其是降低DO作为实现短程硝化的控制是对传统好氧处理和传统生物脱氮处理的深化，但诸如活性污泥的沉降性能和污泥膨胀、低DO下同步硝化反硝化等问题仍有待于进一步研究与完善。

4 对反硝化聚磷的诱导与调控研究

　　在以上所提到的诸多方法中，提高除磷效率往往伴随着脱氮率的下降。比如，大部分改进的除磷脱氮工艺都是将厌氧区放于缺氧区之前，这样水中的有机物在经厌氧区聚磷菌的利用后已经所剩无几，因此就影响到了随后的缺氧区的反硝化过程。所以我们希望聚磷菌或者聚磷菌的一部分能够在缺氧条件下也进行反硝化作用，这样对碳源的竞争就可以在很大程度上得到缓解了。因此国内外有些学者设想如果将反硝化与除磷这两个需碳源的过程合二为一，即在缺氧环境下利用硝酸盐作为电子受体，同时进行反硝化作用和超量聚磷，这样就可以最大程度地减少碳源需求量。污泥中的细菌可以在缺氧条件下吸收一部分易生物降解溶解性有机物同时用于脱氮和摄磷，以克服污水中其不足的问题，提高脱氮除磷效率。近几年国外Baker^［5］和Kuba^［6］等就发现在某些改良的UCT脱氮除磷处理系统中污泥能够利用硝酸盐作为电子受体，在缺氧环境下同时进行反硝化作用和超量聚磷，认为存在反硝化聚磷的细菌(DNPAO)。Meinhold^［2］在实验室进行的小型间歇试验也观察到同步脱氮除磷的现象，证明部分PAO具有利用硝酸盐进行脱氮的能力。在国内，笔者等在试验中也观察到了PAO的反硝化聚磷能力，即利用这种细菌来进行生物除磷脱氮既可以基本解决以上所提到的碳源需求等问题，又可以用DNPAO来实现传统除磷脱氮工艺中的反硝化菌和聚磷菌两类细菌的功能，减少污泥产量，降低污泥处置费用，当然还可以实现减少构筑物数量和所需体积。由于有的研究表明磷的去除效果在很大程度上取决于缺氧环境中硝酸盐的浓度，硝酸盐浓度不足则磷的过量摄取受限，硝酸盐浓度过高时带入厌氧段的硝酸盐会影响磷的释放。所以在不同环境条件下，DNPAO的诱导增殖与代谢途径变化规律以及系统中DNPAO菌群演化数量的判定和调控方式等都是亟待研究的课题。

参考文献：

　　［1］Chuang S H.Effects of SRT and DO on nutrient removal in a combined AS-BIOFILM process［J］.Water Research & Technology，1997，36(12):19-27.
　　［2］Carucci A，Kuhni M，BrunR，et al.Microbial cpmpetition for the organic substrates and its impact on Ebpr system under conditions of changing carbon feed［J］.Water Science & Technology，1997，36(12):19-27.
　　［3］Henze M,Gujer W,Mino T.Activated sludge model No.2nd,Asm 2d［J］. Water Research & Technology，1999，39(1):165-182.
　　［4］王志盈，袁林江，彭党聪，等.内循环生物流化床硝化过程的选择特性研究［J］.中国给水排水,2000,16(4):1-4.
　　［5］ Baker P S，Dold P L.Denitrification behavior in biological excess phosphorus removal activated sludge system［J］.Water Research，1996，30:769-780.
　　［6］Kubat T，van Loosdrecht,MCM，et al.Occurrence of denitrifying phosphorus removing bacteria in modified UCT-type wastewater treatment plants［J］. Water Research，1997，31(4):777-786.