张兰河， 周广吉 ，庞香蕊 ，王灵川 ，张海丰

（1东北电力大学化学工程学院，吉林 吉林 132012；2辽宁大学环境学院，辽宁 沈阳 110036）

含氮、磷污水的过度排放，能够导致水体的富营养化[1]。序批式生物反应器（SBR）工艺具有同时脱除N、P污染物，其投资省、占地面积小、操作灵活和管理方便等优点在城镇污水和工业废水处理中得到了广泛应用[2-3]，近年来受到广泛关注。温度是影响污水处理效率的重要因素，不仅影响微生物的比增长速率和酶活性，而且影响氧的传递效率和基质扩散的速率[4]。生物除磷作用在低温下部分或完全失效，低温影响有机物的去除，对硝化反硝化作用的冲击也较大，直接影响出水水质[5-8]。国外许多学者考察了温度变化对 SBR工艺同步脱氮除磷的影响。例如，Panswad等[9]研究了温度对聚磷菌和聚糖菌竞争生长的影响，一定温度范围内（20～35.5 ℃），随着温度升高，聚磷菌（polyphosphate accumulating organisms，PAOs）对基质的利用能力下降增长速率变慢，PAOs数量减少，聚糖菌（glycogen accumulating organisms，GAOs）取代PAOs成为优势菌群。此外，温度降低，硝化能力减弱，温度低于 15 ℃，硝化能力明显下降，温度降至 5 ℃以下时，硝化作用几乎停止[10-12]。国内关于温度变化对 SBR工艺同步脱氮除磷的影响亦进行了研究。王淑莹等[13]考察了变频控制DO条件下温度对中试 SBR脱氮除磷的影响时发现，温度对COD和TP去除率的影响较小，对NH4+-N去除率的影响较大。当温度为 11～26 ℃时，比氨氧化速率随温度的下降而降低。当温度为 18～26 ℃时，释磷和吸磷速率分别为0.25 kgPO43−-P/ (kgMLSS·d)和 0.05 kgPO43−-P/(kgMLSS·d)，保持稳定；当温度为 11～18 ℃时，释磷和吸磷速率随温度的下降而大大降低。姜体胜等[14]探讨了温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响，在温度分别为 5 ℃和33 ℃条件下，硝化速率分别为 0.01 kgNH4+-N/(kgVSS·d)和 0.28 kgNH4+-N/(kgVSS·d)，反硝化速率 分 别 为 0.097 kgNO3−-N/(kgVSS·d)和 0.476 kgNO3−-N/(kgVSS·d)，温度对吸磷和释磷速率的影响较小。但是，关于不同温度下N/P和SRT对AOASBR工艺同步脱氮除磷的影响报道尚少。

污泥龄（biological solid retention time，SRT）反映了活性污泥系统中微生物的生长状态、生长条件与世代周期等基本特征。在AOA-SBR系统中，硝化菌、反硝化菌、反硝化聚磷菌（Denitrifying phosphate removal bacteria，DPB）及非聚磷异养菌等微生物共存于同一悬浮污泥系统中，共同经历了厌氧、好氧和缺氧环境。在单污泥生物处理系统中各类菌群的生长繁殖速率和活性存在差异，所需的适宜温度和SRT不同[15-16]。低温（8～10 ℃）导致厌氧释磷和缺氧吸磷的生化反应速率下降，但是低温对反硝化聚磷菌抑制作用较小[17]。由于硝化菌和聚磷菌的竞争，SRT越长，硝化作用越明显，但是SRT过长则排出的剩余污泥量太少，除磷效率较低。SRT越短，除磷效果越好。但是SRT过短，硝化菌被系统排出，大大地影响硝化反应进程，氨氮去除率较低。SRT过短或过长均不利于系统的稳定运行。平衡系统SRT是系统稳定运行的关键。目前，温度对同步脱氮除磷工艺运行特性的影响尚不清楚。

本研究利用AOA-SBR对模拟生活污水进行了长期试验，考察温度对同步脱氮除磷的影响，分析不同N/P和污泥龄下AOA-SBR工艺氮、磷同步去除效率的变化，为同步脱氮除磷工艺在实际城市污水处理厂的应用提供理论依据和技术参考。

1 材料与方法

1.1 实验装置

AOA-SBR反应器采用有机玻璃制成，反应器内径为16 cm，有效高度为40 cm，工作容积为3 L。反应装置（图1）采用ACO-003电磁式空气泵曝气，利用曝气砂头作为曝气设备。通过转子流量计控制曝气泵进气流量。采用电磁式搅拌器使泥水充分混合，控制搅拌转速为300 r/min。pH值、ORP、DO探头分置于反应器内，实时监测指标的变化。为了分析和检测方便，设置3个取样口。采用KG316T时间继电器控制每个反应运行周期的时间。每个运行周期为9 h，采用瞬时进水→厌氧搅拌180 min→曝气搅拌240 min→缺氧搅拌120 min→静止沉淀30 min→排水→闲置的方式运行。控制pH值为7.2±0.2，好氧段 DO 浓度为2.5～3.5 mg/L。

图1 SBR实验装置示意图

活性污泥取自吉林市污水处理厂二沉池回流污泥池，经过2个月的驯化培养，使污泥具有一定的脱氮除磷的能力。混合液悬浮固体浓度（MLSS）约为3200 mg/L，MLVSS/MLSS为0.52。

1.2 实验水质

实验用水采用模拟生活污水，主要成分为乙酸钠、氯化铵、磷酸二氢钾、MgSO4·7H2O、CaCl2·2H2O和微量元素液 1 mL/L。微量元素液的成分为FeSO4·7H2O，20 mg/L；CuSO4·5H2O，50 mg/L；H3BO3， 50 mg/L ； MnSO4·H2O ， 50 mg/L ；Na2MoO4·2H2O，10 mg/L；ZnCl·7H2O，10 mg/L；CoCl2·6H2O，50 mg/L。控制进水 COD为300～400 mg/L，进水TP为6～10 mg/L，通过调节进水氨氮浓度调整N/P比分别为2～3、3～5和5～7。进水水质见表1。

表1 进水水质

1.3 检测项目和分析方法

COD、NH4+-N、TN、NO2−-N、NO3−-N、TP、SVI、MLSS、MLVSS等采用国家标准分析方法测定[18]，DO采用德国WTW （Oxi 340i型）分析仪监测定；ORP和pH值采用德国WTW（pH3310型）分析仪监测；MLSS采用滤纸重量法；温度由 0～100 ℃水银温度计监测定。

2 结果与讨论

2.1 不同温度下N/P对同步脱氮除磷的影响

图2 不同温度下N/P比对氮磷去除率的影响

将驯化好的污泥平均分为4组，分别接种于4个AOA-SBR反应器内，SRT控制在15 d，每个反应器均连续运行两个月。不同温度下 N/P对AOA-SBR工艺同步脱氮除磷效果的影响，如图 2所示。在相同N/P条件下，随着温度的升高，氨氮、TN和TP的去除率明显提高。在N/P为2～3的条件下，当温度为10 ℃时，氨氮、TN和TP的去除率分别为 78.13%、69.52%和 56.88%。当温度为35 ℃时，氨氮、TN和TP的去除率分别为93.18%、88.02%和66.41%。可见，硝化过程对温度的变化最为敏感[19]。随着温度的增加，硝化细菌活性增强，氨氮的去除率逐渐升高。Kim等[20]研究发现，30 ℃时硝化菌的硝化效率是10 ℃硝化效率的3倍。随着氨氮去除率的增加，缺氧段作为电子受体的NO3−-N增多，反硝化聚磷菌利用NO3−-N作为电子受体过量吸磷同时反硝化，使得出水 NH4+-N和NO3−-N浓度较低，TP和TN去除率升高。相反，低温能够抑制硝化细菌的活性，这与Euiso和蔡军等[21-23]的研究结果一致。试验中发现，随着温度的增加，释磷和吸磷速率均加快，但是释磷量和吸磷量变化较小。随着温度的降低，反硝化率降低，系统的反硝化脱氮效果下降。

图2表明，在相同温度下，N/P对氨氮的去除率影响较小，N/P对TP 和TN的去除效果影响较大。在不同温度下，随着N/P比的升高，TN的去除率下降，TP去除率先升高后下降。N/P为 3～5条件下 TP去除率达到最高。温度过低微生物生长缓慢且酶活性下降，温度过高，硝化菌大量繁殖，聚磷菌PAOs对基质的利用能力下降，增长速率变慢，PAOs数量减少[9]，温度25 ℃下的TP去除率最大（91.37%）。当N/P为2～3时，由于进水氨氮浓度较低，好氧段通过硝化作用转化的氨氮量减少，导致缺氧段作为电子受体的NO3−-N不足，TP不能充分去除，出水TP浓度较高。当N/P为3～5时，COD被充分利用，系统脱氮除磷效果良好。Wachtmeister等[24]研究发现，厌氧段COD 与O2或NO3−共存时，PAOs 将进行释磷，只有在 COD 被消耗殆尽时，才发生过量吸磷过程。本试验厌氧段有 机 物 转 化 为 聚 -β- 羟 丁 酸 盐 （ poly-βhydroxybutyrate，PHB）被大量去除，为后续好/缺氧段吸磷奠定了基础。当温度≥20 ℃时，好氧段具有较高的硝化速率，而硝化作用产生的 NO3−-N在缺氧段作为电子受体被充分利用，具体体现为磷被去除的同时，NO3−-N也被去除，且两者具有适当的比例，充分反应没有过多剩余。在温度≥20 ℃时，出水氨氮、NO3−-N、NO2−-N和TP浓度分别低于5 mg/L、1.3 mg/L、0.6 mg/L和1 mg/L（表2）。所以适宜的N/P能够达到最佳的脱氮除磷效果。当N/P升高至5～7时，脱氮除磷效果开始下降。原因是进水氨氮浓度过高，一部分氨氮未被硝化菌转化，导致出水氨氮浓度较高，根据表2可知，在25 ℃条件下达到8.26 mg/L。同时，好氧末期NO3−-N较高，TP浓度保持稳定，剩余的NO3−-N未被充分利用，导致出水NO3−-N明显升高。由表2可知，当温度为25 ℃时，出水NO3−-N和NO2−-N平均浓度为7.43 mg/L和7.36 mg/L，TN去除率明显下降。而残留的NO3−-N和NO2−-N进入下一周期厌氧段，首先利用COD进行反硝化，消耗COD的同时，抑制了厌氧释磷量和PHB的合成，导致缺氧段吸磷效果不佳。具体表现为，在出水TP浓度较高的情况下，NO3−-N和NO2−-N出水浓度也较高，不利于磷的吸收和TN的去除。

因此，在温度为25 ℃条件下，当N/P为3～5时，系统具有较好的脱氮除磷效果。氨氮、TN、TP和COD去除率分别高于88%、82%、90%和92%。

2.2 不同温度下SRT对同步脱氮除磷的影响

将驯化好的污泥平均分为4组，分别接种于4个 AOA-SBR反应器内，控制反应器内活性污泥SRT分别保持在5 d、10 d、15 d和20 d，每个反应器均连续运行两个月。在N/P为3～5条件下，考察不同温度下SRT对脱氮除磷效果的影响，结果如图3所示。

由图3可以看出，SRT对有机物的去除率影响较小，COD去除率均高于 86%。然而，SRT对氨氮、TN和TP的去除率影响较大。在温度为25 ℃条件下，SRT为5 d时，氨氮、TN和TP去除率分别为69.41%、61.83%和64.51%。SRT为10 d时，氨氮、TN和TP去除率分别为82.36%、75.34%和79.21%。SRT为15 d时，氨氮、TN和TP去除率分别为88.75%、84.16%和91.37%。SRT为20 d时，氨氮、TN和TP去除率分别为89.27%、81.22%和86.08%。可见，随着污泥龄的增加，氨氮去除率明显升高，TP和TN的去除率先升高后降低。这一方面由于硝化菌（亚硝酸菌和硝酸菌）世代周期较长，一般需 10 d以上的污泥龄才能积累大量的硝化菌[25]。SRT过短，硝化菌被系统排出，大大地影响硝化反应进程，导致氨氮去除率降低。另一方面由于DPB生长速率缓慢，过短的 SRT 导致DPB从污泥系统中流失，除磷效果降低。当SRT≥10 d时，氮和磷去除率的变化较小，可见，只要保持系统SRT大于硝化菌和DPB的世代时间，就能够得到较好的脱氮除磷效果。但是SRT过长，系统有机负荷过低，许多微生物由于营养匮乏而死亡，微生物的内源呼吸作用增强。导致后续反硝化所需碳源不足[26]，不利于反硝化和除磷。

表2 不同温度和N/P下污染物出水浓度

在温度分别为 10 ℃和 35 ℃条件下，当SRT分别为20 d和10 d时，氨氮、TN和TP去除率分别为73.08%、65.92%、78.21% 和87.51%、82.12%、87.26%。温度对硝化细菌的生长速率和硝化速率均有较大影响，低温导致酶活性降低，微生物生长繁殖速度较慢。因此，在低温条件下，适当增加污泥龄促进硝化菌生长繁殖，能提高系统硝化能力，为后续反硝化除磷提供电子受体。当温度为35 ℃时，微生物生长繁殖迅速，一方面硝化速率增大，氨氮去除率升高；另一方面系统反硝化脱氮除磷能力增强，好氧段产生的硝酸盐在缺氧段作为反硝化吸磷的电子受体被消耗，出水NO3−-N下降，TN和TP去除率升高。在温度分别为20 ℃和25 ℃条件下，当SRT为15 d时，氨氮、TN和TP的去除率分别为86.82%、82.51%、91.03%和88.75%、84.16%、91.37%，TP去效率较高。然而，当SRT为20 d时，TP去除效果下降。分析认为，SRT过长，硝化菌大量繁殖，反硝化聚磷菌失去种群优势，在系统中所占比例减少。同时，SRT过长则排出的剩余污泥量太少，除磷效果下降。

在单污泥系统AOA-SBR中，选择适宜的泥龄须先考虑硝化菌而非DPB，良好的硝化转化率是后续反硝化和除磷的基础。本试验中，在温度为25 ℃条件下，SRT为15 d时，脱氮除磷效率最高。

2.3 不同温度下 SRT对污泥含磷量和污泥产率的影响

表3表明不同温度和污泥龄下，污泥负荷NS、污泥产率YS和污泥含磷率PC的变化。污泥产率系数YS采用乘修正系数的方法[27]，按式（1）进行计算。

表3 不同温度和污泥龄下NS、YS和PC的变化

式中，Nj为进水悬浮固体浓度，kg/m3；Lj为进水BOD浓度，kg/m3；FT为异养微生物生长温度休整系数，FT=1.072(T−15)，（T为温度，℃）；K一般取经验值[28]，为0.8～0.9。

在相同温度下，随着污泥龄的增加，污泥负荷NS、污泥产率YS和污泥含磷率PC均下降，混合液悬浮固体浓度MLSS上升。在温度为25 ℃条件下，当SRT为5 d时，MLSS、NS、YS和PC分别为1.88 g/L、0.439 kgCOD/(kgMLSS·d)、0.385 kgSS/ (kgBOD5)和8.05%；当SRT为10 d时，MLSS、NS、YS和 PC分别为 2.81 g/L、0.381 kgCOD/(kgMLSS·d) 、 0.301 kgSS/(kgBOD5) 和7.21%；当 SRT为 15 d时，MLSS、NS、YS和 PC的浓度分别为 3.34 g/L、0.315 kgCOD/ (kgMLSS·d)、0.253 kgSS/(kgBOD5)和6.35%；当SRT为20 d时，MLSS、NS、YS和PC的浓度分别为3.62 g/L、0.277 kgCOD/(kgMLSS·d) 、 0.221 kgSS/(kgBOD5) 和5.69%。在短泥龄和高负荷条件下，剩余污泥排放量较大，MLSS较低，PC、NS和YS提高。然而，在长泥龄和低负荷条件下，微生物处于营养匮乏的饥饿状态，微生物由于内源呼吸作用和微生物间的捕食作用，细胞物质的分解代谢加强，合成代谢减弱，导致污泥本身的净产率系数变小，能够实现长泥龄污水处理系统的污泥减量。

在相同污泥龄下，随着温度的升高，污泥负荷NS和污泥产率YS下降，混合液悬浮固体浓度MLSS和污泥含磷率PC上升。在SRT为15 d条件下，当温度为10 ℃时，MLSS、NS、YS和PC分别为2.89 g/L、0.398 kgCOD/(kgMLSS·d)、0.386 kgSS/ (kgBOD5)和5.87%；当温度为20 ℃时，MLSS、NS、YS和污泥含磷率 PC分别为 3.26 g/L、0.331 kgCOD/(kgMLSS·d)、0.293 kgSS/(kgBOD5)和6.19%；当温度为 25 ℃时，MLSS、NS、YS和 PC浓度分别为 3.34 g/L、0.315 kgCOD/(kgMLSS·d)、0.253 kgSS/(kgBOD5)和6.33%。当温度为35 ℃时，MLSS、NS、YS和PC的浓度分别为为 3.52 g/L、0.289 kgCOD/(kgMLSS·d)、0.186 kgSS/(kgBOD5)和6.44%。温度影响微生物的比增长速率和氧的传递效率。供氧不足、温度低时，微生物生长缓慢，MLSS较低，污泥负荷升高。基质扩散到细胞的速率慢和氧的传递效率低抑制了生物活性，生化降解速率较慢，推迟了微生物进入内源呼吸状态，微生物处于内源呼吸状态时间短，污泥产率高。温度升高，系统脱氮除磷效果好，出水磷浓度低，污泥含磷率升高。

3 结 论

（1）温度对系统脱氮除磷效果的影响显著。当温度为25 ℃、N/P为2～3时，氨氮和TN去除率分别为91.96%和87.72%，TP去除率仅为65%；当 N/P为 5～7时，脱氮除磷率分别为 78.82%和59.39%；当N/P为3～5时，氨氮、TN和TP的去除率分别高于88%、84%和91%，脱氮除磷率最高。

（2）在SRT≤10 d、温度为20 ℃条件下，氨氮、TN和TP去除率分别低于78%、71%和76%。当SRT=15 d、温度≥20 ℃时，氨氮、TN和TP的去除率分别高于86%、82%和91%。当SRT=20 d、温度≥20 ℃时，氨氮、TN和TP去除率分别高于87%、80%和80%。SRT过短硝化菌被淘汰，脱氮除磷效果差。当温度为25 ℃、SRT=15 d时，氨氮、TN和TP去除率分别为88.75%、84.16%和91.37%，脱氮除磷效率最高。

（3）污泥产率 YS随温度和污泥龄的增加而降低，长泥龄使系统具有较高的活性污泥总量，降低了污泥产率系数。温度低时，微生物生长缓慢，MLSS较低，污泥产率高。温度升高，系统脱氮除磷效果好，出水磷浓度低，污泥含磷率升高。当温度为35 ℃、SRT=20 d时，污泥污泥产率最低。

[1]Seviour R J， Mino T，Onuki. The microbiology of biological phosphorus removal inactivated sludge systems[J]. FEMS Microbiology Reviews，2003，27（1）：99-127.

[2]Ni B J，Xie W M，Liu S G，et al. Modeling and simulation of the sequencing batch reactor at a full scale municipal wastewater treatment plant[J]. AIChE Journal，2009，55（8）：2186-2196.

[3]Shaw A，Watts J，Fairey A W，et al. Intelligent sequencing batch reactor control from theory，through modeling，to full scale application[J]. Water Science and Technology，2009，59（1）：167-173.

[4]Leslie Grady C P，Glen T D，Henry C L，et al. Biological Wastewater Treatment[M]. 2rd ed. Beijing：Chemical Industry Press，2003：73.

[5]Baetens D，Vanrolleghem P A，van Loosdrecht CM，et al.Temperature effects in bio-P removal[J]. Water Science and Technology，1999，39（1）：215-225.

[6]Brdjanovic D，Loosdrecht M，Hooiimans C，et al. Temperature effects on physiology of biological phosphorus removal[J]. Journal of Environmental Engineering，1997，123（2）：144-153.

[7]Oleszkiewicz J，Berquist S. Low temperature nitrogen removal in sequencing batch reactors[J]. Water Research，1988，22（9）：1163-1171.

[8]Knoop S，Kunst S. Influence of temperature and sludge loading on activated sludge settling，especially on microthrix parvicella[J]. Water Science& Technology，2003，37（4-5）：27-35.

[9]Panswad T，Doungchai A，Anotai J. Temperature effect on microbial community of enhanced biological phosphorus removal system[J].Water Research，2003，37（2）：409-415.

[10]Gerday C，Aittaleb M，Arpiqny J L，et al. Psychrophilic enzymes a thermodynamic challenge[J]. Biochim Biophysica Acta，1997，1342（2）：119-131.

[11]Head M A，Oleszkiewicz J A. Bioaugmentation for nitrification at cold temperatures[J]. Water Research，2004，38（2）：523-530.

[12]Choi E，Rhu D，Zuwhan Y，et al. Temperature effects on biological nutrient removal system with weak municipal wastewater[J]. Water Science& Technology， 1998，37（9）：219-226.

[13]王淑莹，顾升波，杨培，等. 频控制DO条件下温度对中试SBR脱氮除磷的影响[J]. 土木建筑与环境工程，2010，32（4）：113-117.

[14]姜体胜，杨琦，尚海涛，等. 温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响[J]. 环境工程学报，2007，1（9）：10-14.

[15]王亚宜，王淑莹，彭永臻，等. 污水有机碳源特征及温度对反硝化聚磷菌的影响[J]. 环境科学学报，2006，26（2）：186-192.

[16]Kuba T，van Loosdrecht M C M，Heijinen J J. Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two-sludge system[J]. Water Research，1996，30（7）：1702-1710.

[17]鲍林林，李相昆，李冬，等. 温度和污泥质量浓度对反硝化除磷的影响[J]. 哈尔滨商业大学学报，2008，24（4）：400-403.

[18]国家环保总局. 水和废水监测分析方法[M]. 第4版. 北京：中国环境科学出版社，2002：200-284.

[19]Obaja D，Mace S，Costa J，et al. Nitrification，denitrification and biological phosphorus removal in piggery wastewater using a sequencing batch reactor[J]. Bioresource Technology，2003，87（1）：103-111.

[20]Kim D，Kim K Y，Ryu H D，et al. Long term operation of pilot-scale biological nutrient removal process in treating municipal wastewater[J]. Bioresource Technology，2009，100 （13）：3180-3884.

[21]Choi E，Rhu D，Yun Z. Temperature effects on biological nutrient removal system with weak municipal wastewater[J]. Water Science and Technology，1998，37（9）：219-226.

[22]Marsili L S，Giunti L. Fuzzy predictive control for nitrogen removal in biological wastewater treatment[J]. Water Science and Technology，2002，45（4-5）：37-44.

[23]蔡军，安立超，黄荣富，等. 曝气生物滤池处理焦化废水脱氮的研究[J]. 环境污染治理技术与设备，2006，7（11）：138-141.

[24]Wachtmeister A，Kuba T，van Loosdrecht M C M，et al. A sludge characterization assay for aerobic and denitrifying phosphorus removing sludge[J]. Water Research，1997，31（3）：471-478.

[25]Pollice A，Laera G，Saturno D，et al. Effects of sludge retention time on the performance of a membrane bioreactor treating municipal sewage[J]. Journal of Membrane Science，2008，317（1-2）：65-70.

[26]Sorm R，Bortone G，Saltarelli R. Phosphate uptake anoxic conditions and fixed-film nitrifycation in nutrient removal activated sludge system[J]. Water Research，1996，30（7）：1573-1584.

[27]周雹，周丹，张礼文，等. 活性污泥工艺的设计计算方法探讨[J].中国给水排水，2001，5（17）：45-49.

[28]张辰，陈嫣，邹伟国. 活性污泥法脱氮除磷工艺设计方法探讨[J].给水排水，2007， 43 （294）：37-40.