城镇污水生物脱氮除磷工艺存在问题的调控措施

蒙小俊，王秋利，龚晓松

（安康学院旅游与资源环境学院，陕西安康725000）

随着工农业迅速发展和人们生活水平的提高，城市污水的排放量迅速增加，水污染状况日趋严重〔1〕。大量未经处理的污水排入河道，水体中的COD、NH3-N、TP 等污染物严重超标， 易造成水体富营养化并导致河流水体黑臭现象发生， 破坏水环境生态系统〔2〕。 为保护水环境，须对城镇污水进行处理。

微生物技术因高效、 能耗低和二次污染小等优点而成为最有效的污水处理方式。 生物脱氮除磷工艺因结构简单，工艺技术成熟、工程设计经验丰富，运行控制较容易及具有同步脱氮除磷等特点而被国内外城市污水处理企业广泛应用〔3-4〕。 诸多因素如有机负荷、 污泥龄和基质竞争等会对生物脱氮除磷产生不利影响，致使脱氮除磷效率低，时常不能满足排放要求。 随着《水污染防治行动计划》、《城市黑臭水体整治工作指南》等一系列生态文明建设制度的出台，对城镇污水生物脱氮除磷工艺进行优化升级，提高脱氮除磷效率已迫在眉睫。

笔者对城镇污水生物脱氮除磷机理和工艺进行了分析，指出生物脱氮除磷工艺存在的主要问题，提出了生物脱氮除磷的调控措施并进行展望。

1 生物脱氮除磷机理

氮磷可依靠微生物的新陈代谢作用在适宜的环境条件下被脱除。传统生物脱氮主要通过氨化、硝化和反硝化过程，使氮素最终以N2形式排入大气。 在厌氧或好氧条件下，细菌、真菌和放线菌将有机氮化合物转化为氨氮的过程为氨化； 好氧条件下氨氮在氨氧化细菌（AOB）作用下氧化为亚硝酸盐，然后进一步被亚硝酸氧化菌（NOB）氧化为硝酸盐的过程为硝化。 硝化细菌均是化能自养型，生长极其缓慢，平均世代时间在10 h 以上，且易受pH、温度等外界条件的影响。 参与污水硝化过程的细菌主要为亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）和硝化菌属（Nitrobacter）〔5-6〕，完整的硝化氮素过程为→NH2OH→→；缺氧条件下硝酸盐在反硝化细菌的作用下转变为N2，完整的反硝化氮素反应包括以下几个过程：→NO→N2O→，反硝化细菌分属于假单胞菌属（Pseudomonaceae）、产碱杆菌属（Caicaiigenes）、芽孢杆菌属（Bacillus）等50 多个属〔8〕。氨化、硝化和反硝化氮代谢的过程需要多种酶系参与，编码这些酶的基因可作为相应的功能基因〔9〕（见图1），其中反硝化相关基因所占比例最高，达80.81%，其次是氨化（12.78%）和硝化（4.38%）〔10〕。 随着对微生物脱氮认识的深入，发现了自养反硝化、异养硝化、好氧反硝化和聚磷菌反硝化等，特征和影响〔11〕见表1，这些丰富了生物脱氮理论和生物脱氮工艺的发展。

生物除磷经厌氧和好氧环境交替达到去除效果。 厌氧条件下，聚磷微生物（PAOs）水解多聚磷酸盐从而释放磷酸盐并从中获得能量， 同时摄取可溶性有机碳源合成胞内聚β-羟基丁酸（PHB）储存于细胞内，好氧条件下PAOs 以分子氧为电子受体，氧化代谢胞内贮存物PHB 并产生能量，过量从污水中吸收磷并积累磷酸盐〔12〕，污水处理通过剩余污泥外排达到除磷。 已发现的PAOs 种类主要有不动杆菌属（Acinetobacte）、气单胞菌属（Aeromona）、假单胞菌属（Pseudomonas）、小月菌属（Microlunatus）、俊片菌属（Lamproprdia）、红环菌 属（Rhodocyclus）、产碱杆菌属（Alcaligenes）和酵母菌型PAOs 等〔5〕。

2 生物脱氮除磷工艺

基于对微生物世界认识发展起来的生物脱氮除磷工艺主要有氧化沟、厌氧—缺氧—好氧（A2/O）、序批式活性污泥法（SBR）、曝气生物滤池（BAF）、膜生物反应器（MBR）、移动床生物膜反应器（MBBR）、厌氧氨氧化、膜曝气生物反应器（MABR）和好氧颗粒污泥等，各工艺发展如图2 所示（S-曲线描述了技术系统的生命发展周期〔13〕）。

图1 脱氮过程及其功能基因

表1 新型生物脱氮技术

图2 污水处理工艺发展及应用

因工艺技术成熟、工程设计经验丰富，具备同步脱氮除磷功能，A2/O、 氧化沟、SBR 及其变形工艺应用最为广泛，优缺点见表2。

A2/O 由厌氧、缺氧和好氧单元组成，能对有机物进行有效矿化，对N 和P 进行脱除；氧化沟通过曝气设备驱动沟渠中的活性污泥和污水混合液循环流动，起到曝气充氧、推流和混合等作用，以去除污染物〔16〕；SBR 流态上属于完全混合式，但污染物随时间的推移而被降解，流程由进水、反应、沉淀、出水和闲置过程组成。 A2/O 应用最为广泛，其排放的污泥中含大量聚磷菌， 比一般好氧活性污泥系统对磷的去除率高，而中、小型城市污水处理厂优先选择的工艺分别是氧化沟和SBR 工艺〔17〕。 研究表明，A2/O 工艺缺氧池内存在反硝化除磷作用， 对的去除率高达86.4%，除磷潜力较大；而前置预缺氧池内的反硝化作用明显，对的去除率高达81.2%〔18〕。

生物脱氮除磷工艺中存在对碳源的竞争、 脱氮菌与除磷菌对溶解氧的竞争和不同功能菌在污泥龄方面的矛盾等〔19〕，致使工艺在实际应用过程中经常出现脱氮除磷效率低的现象。 对生物脱氮除磷工艺中存在的问题进行深入剖析有利于工艺改进， 对工艺稳定运行、提高脱氮除磷效率有重要意义。

表2 生物脱氮除磷工艺性能特点〔14-15〕

3 生物脱氮除磷工艺存在的问题

3.1 进水水质水量多变、碳源不足

由生活污水、 工业废水和雨水组成的城镇污水水质水量变化较大，这与雨水和工业废水的比例、排放特点、排水体制、用水和生活习惯、社会经济水平、城镇管网系统、季节以及气象条件等有关。我国用污水处理率来评价污水处理水平， 但污水处理率仅考虑了污水处理设施进水处理的水量， 忽略了雨污合流、地下水混入、抽取河水处理等原因导致的污染物收集水平不足，污水处理厂进水浓度普遍偏低，进水水质存在季节性波动〔20〕。 污水处理中BOD5/TN＞4 时可满足脱氮效果，而50%的污水处理厂生物脱氮工艺反硝化碳源不足〔21〕。 反硝化过程中大量异养菌以有机碳为电子供体将转化为N2， 碳源不足将影响脱氮效率；进水碳源过低（BOD5/TP＜17），除磷效率降低，即便是碳源满足除磷要求，反硝化碳源不足，大量存在的将抑制生物除磷。

3.2 不同菌属微生物的相互竞争

对于生物脱氮除磷工艺， 氧气主要用于异养微生物脱碳和自养微生物氮素的硝化作用， 异养微生物与硝化细菌存在对氧的竞争。 污水处理过程中通常采用机械曝气或鼓风曝气， 曝气量不足会降低硝化效率；碳源主要消耗在反硝化脱氮、厌氧释磷以及满足异养微生物自身生长代谢， 其中厌氧释磷和反硝化脱氮在碳源消耗中占有较大比重〔22〕，反硝化脱氮和厌氧释磷对碳源存在竞争， 碳源大量被反硝化利用则影响除磷效率， 若被厌氧释磷大量利用则影响脱氮效率。 污水脱氮除磷过程中不同菌属还存在污泥龄（SRT）的竞争，SRT 决定活性污泥中微生物的种类， 世代时间长于污泥龄的微生物在污泥中不能成为优势菌种。 SRT 短的活性污泥分解有机物能力较强，但凝聚沉降性能较差；SRT 长的活性污泥分解代谢能力较差，凝聚沉降性能较好〔23〕。硝化细菌生长极其缓慢，SRT 越长，有机负荷越低，越易成为优势菌，硝化效果越好；一定条件下，PAOs 的SRT 越短，有机负荷越高，除磷越好。

3.3 工艺条件影响生物活性

工艺条件如温度、DO、污泥负荷、污泥回流比等对活性污泥中微生物的种类及活性影响较大， 特别是低温对生物脱氮除磷酶活有重大影响。 反应器内DO 越高越有利于硝化，而反硝化需在较低的DO 浓度下进行；同一系统中，当DO 浓度较好满足硝化时，反硝化受到抑制，过高或过低的DO 均会降低系统对总氮和总磷的去除率；出水氨氮、总氮和总磷的去除率受污泥负荷的影响较大， 随着污泥负荷的增大呈先上升后降低的趋势； 污泥回流比过低会降低反应器内的污泥浓度，使硝化菌数量减少，硝化效果变差；污泥回流比过高会加大污泥耗氧量，导致过多污泥在反应器中沉积，影响泥水分离和出水水质〔23〕。温度过高过低均会影响生物酶促反应， 温度过高使酶变性失活， 导致脱氮除磷微生物代谢下降甚至死亡，温度过低使酶促反应降低。 温度5~30 ℃内对硝化的影响遵循阿伦尼乌斯公式， 温度越低硝化速率越慢〔24〕。低温可以改变微生物群落结构，使其吸附能力和代谢能力受到影响，污水处理效率降低，污泥沉降性能降低〔25〕。 低温是污水处理厂生物脱氮除磷效率降低的重要原因。

3.4 污泥膨胀

污泥膨胀调控困难、恢复缓慢，是污水生物脱氮除磷工艺运行的问题之一。 一般情况下， 将SVI＞150 mL/g 的活性污泥定义为污泥膨胀，SVI 均值＞150 mL/g 时划分为膨胀期，SVI 均值＜100 mL/g 时划分为非膨胀期〔26〕。 研究表明，低溶解氧浓度、低负荷（F/M）、高BOD/N 和高BOD/P、高硫化物浓度、低温等条件都有可能引起不同丝状菌的过度生长， 约有95%的污泥膨胀现象与丝状菌有关， 优势菌有诺卡氏 菌（Nocardiaform）、微丝菌（Microthrix parvicella）和放线菌（Actinomycetes）等〔27-29〕。 污泥膨胀后，污泥絮体的结构比正常絮体松散，体积增大，含水率增高，不易沉淀，出水污泥含量增高，导致回流污泥量和生化反应池内污泥量减少， 中后期会伴随大量生物泡沫产生，难以保持正常的生化处理性能，SVI 达到300 mL/g 以上时会造成大量活性污泥流失，导致出水浑浊，SS 含量较高，出水水质较差，从而严重影响污水处理厂的稳定运行〔30〕。

3.5 生物泡沫

污水生物脱氮除磷中， 泡沫多是由丝状菌过度增殖造成，常在污泥膨胀发生后出现，形成和稳定需要气泡、表面活性物质和疏水性颗粒3 个必备条件〔31-33〕。 研究表明，泡沫具有良好的生物活性，除丝状菌外，还有大量硝化菌和反硝化菌，影响生物泡沫形成的因素主要有温度、 营养物质、pH、 溶解氧和SRT 等〔33〕。 其危害在于〔30〕：生物泡沫一般有一定黏性， 大量活性污泥会随其一起漂浮在生物反应池表面，形成漂浮泡沫层，泡沫层会阻碍氧气进入生化反应池的混合液中，降低活性污泥的溶解氧含量；泡沫浮渣层影响二沉池泥水分离过程， 导致出水水质恶化；生物泡沫飘落到工作通道上，影响设备巡检和维修；可能存在病原微生物，具有随风传播的风险。

4 生物脱氮除磷工艺调控措施

4.1 调整工艺运行条件

温度、DO、 回流比和碳氮比等工艺运行条件对微生物有重要影响， 调整工艺运行条件可改变脱氮除磷微生物的群落结构， 从而改变其菌群微生物的数量、种类和活性。研究表明，COD/TKN<10 时，总氮去除率随碳氮比的增大而增加；COD/TP 增大，总磷去除率提高，但当COD/TP>60 时，去除率提高缓慢；混合液回流比＜3 时， 对总磷总氮的去除均有影响；温度对脱氮的影响比除磷显著，＜15 ℃氮去除率明显下降，8~10 ℃时仍有较好的除磷效果， 较低的温度有利于PAOs 的富集；温度在10~15 ℃之间时（进水TN 高于30 mg/L），增加混合液回流和DO 可以提高脱氮效果，高于15 ℃时（进水TN 低于30 mg/L），无需混合液回流即可实现良好的脱氮效果〔34〕。

依据污水处理的实际情况应及时对工艺运行条件进行调整，保持高效的生物脱氮除磷效率。值得高度重视的是低温引起的污水脱硝效率低、污泥膨胀和生物泡沫等问题。 可以适当提高污水HRT 和DO含量，增大污泥回流比以及提高污泥SRT，以应对低温的不利影响。

4.2 改造工艺结构

不同水质特征会影响脱氮技术的选择， 进水碳氮比较高（碳氮比为6~10）时适合传统硝化反硝化，处于中等水平（碳氮比为3）时适宜短程硝化反硝化，当碳氮比较低时（＜1）时适合主流厌氧氨氧化〔13〕。针对污水碳氮比的实际情况， 生物脱氮除磷工艺在调整工艺运行条件脱氮除磷受限的情况下， 对工艺结构/组成进行优化是优先选择。 倒置A2/O 工艺、改良A2/O 工艺和MSBR 工艺等在低碳源条件下可为反硝化和释放磷过程合理分配碳源， 提高脱氮除磷效率〔35〕；分段进水可解决碳源竞争问题〔22〕；倒 置A2/O-MBR 处理体系可解决不同微生物SRT 的矛盾，通过生物膜固定硝化细菌， 以满足硝化细菌生理所需的较长SRT， 不会阻碍反硝化细菌与聚磷菌的正常生长〔22〕。研究表明，两点进水倒置A2/O-MBR 系统对COD、NH3-N 有较高的去除率，出水符合《城镇污水处理厂污染物排放标准GB 18918—2002》中一级A 标准，膜对COD 和TP 有直接截留作用，系统出水几乎没有固体损失，可以精确控制污泥龄，有利于世代周期较长的硝化菌和反硝化菌的生长〔36〕。

城镇污水进水SS 达到400 mg/L 以上时应设置初沉池〔37〕；水质水量变化大需加强工艺抗冲击负荷能力，设置调节池；难降解有机物浓度高应设置水解酸化池； 若需要可考虑在原生物处理段后增加曝气生物滤池、反硝化滤池等设施。邢台市某污水处理厂原采用CASS 处理工艺， 因工业废水混入未达到设计处理效果，采用水解酸化+CASS 进行技术改造后出水水质优于一级A 标准〔38〕。

4.3 强化生物脱氮除磷

污水生物脱氮除磷过程中， 当调整工艺运行条件或改造工艺结构/组成来改变微生物群落结构，提高其生物活性而无法满足污水处理需求时， 可采用强化措施。 强化措施主要包括以下方面：（1）补充碳源。 依据工艺特点可补充甲醇、葡萄糖、乙酸和乙酸钠等。 秋冬季节，因低温对微生物活性影响，污水处理一般投加碳源较多，随着温度的升高，碳源投加量应适当减少。 （2）投加填料。 填料可促进生成稳定的生物膜， 控制环境条件使异养菌不断向生物膜外迁移，而世代周期较长且产率系数较低的自养微生物如硝化菌则逐渐向生物膜内层迁移，不同微生物种群在生物膜上呈现功能分区，如SBBR。 研究表明，BOD5/TN≥5 时，SBBR 反应器中的异养硝化菌得到优势富集，促进了系统对氨氮的去除，系统具有较高的硝化、同步脱氮及除磷速率，出水COD、NH4+-N 达到地表水环境质量Ⅲ类水体标准，PO43-、TN 达到地表水环境质量Ⅴ类水体标准〔39〕。 （3）添加化学除磷药剂。投加聚合氯化铝、聚合硫酸铁、硫酸铝、三氯化铁和聚合氯化铝铁等进行化学除磷使总磷稳定达标。（4）使用生物选择器。在曝气池的前端设置厌氧和好氧选择器，抑制某些丝状细菌的生长，可防止污泥膨胀和生物泡沫发生。 （5）添加高效微生物。 这类微生物一般是从环境中驯化筛选培养得到， 具有较高的生物活性并可改变整个污水处理系统的生物群落结构。 异养硝化-好氧反硝化复合菌株Delftiasp.YH01+Acidovoraxsp.YH02 可强化好氧SBR 脱氮，、TN 和COD 去除率分别提高了12.1%、9.2%、9.4%〔40〕。 添加高效微生物尚难以工程化，但应用潜力巨大。

5 结论与展望

受污水碳源不足、运行条件、污泥膨胀、生物泡沫以及基质竞争等影响， 生物脱氮除磷工艺在实际应用过程中时常出现脱氮除磷无法满足排放要求。针对上述问题，可通过调整工艺运行条件、改造工艺结构和强化生物脱氮除磷达到提高脱氮除磷的目的。 对于低碳源的城镇污水， 调整DO、pH、SRT、HRT、 回流比和污泥浓度一定要结合水质和气象的季节性变化，特别是温度变化；工艺A2/O-MBR 或投加填料形成生物膜可促进微生物的功能分区， 改造工艺设置调节池、 初沉池或水解酸化池要结合污水进水水质，多点进水和补充碳源可解决碳源竞争；对于将实施更加严格的污水排放标准， 宜采用多种调控措施耦合联合。 基于污水生物脱氮除磷工艺存在的问题和应对策略， 未来可从以下方面进行研究：（1）利用工程手段调控群落结构和污染物浓度构建优化控制的高效工艺；（2）微生物活性和生态关系与废水处理、污泥性能间的作用机制分析；（3）低温条件下多模式耦合联用脱氮除磷研究；（4）开发处理低碳氮比的城镇污水处理新工艺；（5）高效微生物强化脱氮除磷研究。