生物除磷理论及实践新突破-从主流EBPR到侧流EBPR

传统主流EBPR工艺除磷机理模型是建立在厌氧条件下Accumulibacter类PAO对进水中可快速降解有机物主要是挥发性脂肪酸（VFAs）的摄取而发生磷的释放基础上，运行实践也表明，进水VFAs充足情况下，通过良好的设计和可靠的运行，传统EBPR工艺出水TP可以达到0.5～1.0mg/L；但是最近10～20年以来的一些没有前置厌氧的活性污泥工艺获得高效且较为稳定的除磷现象在欧美一些污水厂被观察到，仅依靠生物除磷出水TP可以达到0.1mg/L，经典理论模型已经无法解释这种“非主流”除磷现象。与此同时，随着对污水厂排放标准要求的日益提高，常规主流的强化生物脱氮除磷工艺面临越来越高的技术挑战，如进水水质特性尤其是低C/N比污水对脱氮除磷工艺运行的可靠性、稳定性与可持续影响，外回流携带的NO ₃ ^- -N进入厌氧区破坏厌氧环境而影响厌氧释磷过程。此外，传统主流脱氮除磷工艺（如A/O、A ² O、Bardenpho工艺）中通过生物絮凝作用捕获和吸附的胶体、颗粒性有机物，在生化厌氧、缺氧过程中由于水解作用不充分并没有被作为有效碳源被脱氮除磷过程充分利用。

1972年被誉为“脱氮除磷之父”的James Barnard在进行规模为100m ³ /d的“A/O-A/O”构型的脱氮中试（装置有一个用于调节池容分配的可移动式隔板，无意中创造了一个“死区”形成了一个“发酵区”）中发现，这个带有“发酵死区”的“A/O-A/O”脱氮系统获得了高效的生物除磷效率，在进水TP 为9mg/L情况下，出水TP可以低于0.2mg/L，在第二段缺氧区，混合液PO ₄ ^3- -P达到30mg/L；当取消“死区”后，装置出水TP达到2mg/L。试验分析，显然是“死区”的厌氧过程发生了污泥和混合液的水解作用，产生了VFAs，大量的VFAs通过25mm连接管涌入到第二段缺氧区，促进形成了厌氧环境进而发生了P释放。显然，这次著名的四级反应器的脱氮试验，那个可以来回移动的可调节“好氧-缺氧池容”的隔板及上面25mm的2个孔洞，为日后侧流活性污泥强化生物除磷（S2EBPR）技术的发现和进一步发展，打开了一扇窗。

James Barnard 先生1972年采用的“A/O-A/O”脱氮工艺实际上就是其1975年提出的“四段式Bardenpho”工艺的前身，根据此试验结果后来进一步提出了带有厌氧区的Bardenpho工艺，也就是目前常用的“五段式Bardenpho”工艺。然而，James Barnard那次试验发现“死区”促进BPR，但当时其并没有在这个试验研究基础上进一步提出侧流污泥发酵或者混合液发酵的概念。那次试验的前后几年光阴，也是活性污泥工艺前端设置一个厌氧区作为实现生物除磷的基本工艺控制条件刚刚被认知的年代，也是在1975年-1976年，James Barnard在Bardenpho工艺基础上正式提出个发展带有前置厌氧段的Phoredox系列同步脱氮除磷工艺，这些工艺构型至今仍然在污水处理领域中扮演重要角色。

继续梳理侧流活性污泥发酵的技术发展史会发现，真正提出活性污泥侧流发酵理念和工程应用是1990年后的事情了。较早介绍并将侧流活性污泥水解技术应用于工程实践的是丹麦克鲁格公司（Kruger A/S）及Envidan公司，Brinch P.于1997年报道了利用“回流活性污泥水解”补充SCOD强化脱氮除磷的理念和做法， Vollertsen J.G. Petersen G.等人利用丹麦Aalbog东、西两座污水厂进行了侧流活性污泥水解的前期开创性工作，并对污泥水解动力学参数进行了系统研究。 实际上，最初的实践是对初沉污泥进行水解，工程案例主要集中在丹麦、瑞典和北美，主要工艺控制参数SRT为2～5d。由于初沉污泥水解需控制水解和产酸过程，而不进入产甲烷化，水解产物需要进行“泥-液”二次分离，因此存在SCOD及VFAs从泥水混合液中分离、“洗出”效率的问题，同时初沉污泥水解易受到进水水质、水量波动及初沉池排泥影响。相对于初沉污泥水解，活性污泥水解产物SCOD产率虽然较低，但是活性污泥水解无需进行发酵液的二次分离，泥水混合液可全部引入到厌氧池，同时回流的活性污泥流量及浓度可控，因此，活性污泥水解工艺稳定性更高，近些年受到越来越多的研究和工程化应用。

笔者曾对侧流活性污泥发酵技术工艺构型做过总结，在早期的侧流活性污泥水解案例中，设置侧流污泥发酵单元的初衷就是对部分回流活性污泥（RAS）进行厌氧水解发酵，将产生的SCOD和VFAs提供给主流厌氧区的PAOs释磷过程，因此，2010年前的关于侧流活性污泥发酵的文献，都是关于水解产率、影响因素及动力学等方面研究和论述。

3.1  Tetrasphaera 菌属的发现与分离

很久以来， Candidatus  Accumulibacter一直被视为EBPR最主要的PAOs。2010年前后，丹麦和美国一些研究者发现一些未设传统前置厌氧区的侧流EBPR项目实现了高效生物除磷，而按照传统PAOs生化代谢模型已经不能解释和拟合这些“非主流”工艺实际的运行状况和出水水质。但是，当时的研究关注点尚未对水解发酵过程微观领域如菌群结构特性等进一步解析，只是停留在宏观水解反应动力学参数及影响因子的定量化研究等方面，对侧流活性污泥技术的认知也不够深入。后来分子生物学技术手段的快速发展为揭开动力学参数背后隐藏的“秘密”提供了通道，实际上，2000年前后Maszenan A.M.等人、Hanada A.等人从活性污泥中分离出了具有聚磷能力的 Tetrasphaera 菌属，并确认为是一种新型的PAOs，这一发现拓展了对PAOs菌属种类的认知及定义。但这个时期的研究仅仅是确认了 Tetrasphaera 的形态、生理生化及分类特性， Tetrasphaera 菌属的生态位及其与深度厌氧环境、侧流RAS发酵之间的本质联系并没有被揭示。丹麦奥尔堡大学的研究团队通过对丹麦实际污水厂EBPR菌群结构的定量化解析，发现 Tetrasphaera 的丰度超过了Accumulibacter,且 Tetrasphaera 类PAOs具有发酵特性并能直接利用葡萄糖和氨基酸进行厌氧释磷，并在后续工作中进一步建立了 Tetrasphaera 生化代谢模型（见图1）。美国东北大学April G.团队通过传统主流EBPR和侧流EBPR系统的对比也发现了类似规律，即S2EBPR工艺的活性污泥中 Tetrasphaera 具有较高的丰度，侧流EBPR系统能够实现更高的除磷效率，此外，与传统主流除磷工艺相比，S2EBPR中较低含量的GAOs（聚糖菌）使其出水水质更为稳定。上述两个团队的研究确立了深度厌氧环境下EBPR菌群结构的多样性，尤其是侧流EBPR工艺与 Tetrasphaera 菌属与之间的内在本质联系。可以说， Tetrasphaera 在生物除磷过程中的发现和分离，以及后续对代谢生化模型的建立大大推进了对传统EBPR理论的拓展及完善，这也促使一些具有远见的科学家不得不重新反思目前常规的主流脱氮除磷机理及工艺流程的技术缺欠和改进的机会。

图1  Tetrasphaera 的厌氧生化代谢模型

3.2 “双PAOs”共生协同作用及模型建立

生化过程机理一旦被解析，工艺控制条件随之被认识和优化，后续工艺控制条件的深入研究进一步揭示了深度厌氧环境（ORP为-300mV）独特的工艺特性。传统厌氧区的ORP在-150~-250mV，实际项目往往存在过度混合，且SRT往往较短（≤1.5h），难以培育更加丰富的厌氧生物菌群结构， PAOs主要以Accumulibacter为主；深度厌氧环境下，ORP可以稳定保持在-300mV以下，且污泥在侧流池内停留时间长，使得EBPR菌群结构更加丰富，尤其是PAOs多样性发生很大变化，Mielczarek A.T.等利用FISH技术对丹麦具有EBPR功能的污水厂活性污泥种群进行了分析，发现两种不同的PAOs协同共生，其中 Tetrasphaera 占据活菌总量的27%，而传统的Accumulibacter仅占3.7%。美国东北大学的 April Z. Gu团队研究也发现，S2EBPR系统的生物除磷性能显著高于常规AAO系统，且S2EBPR释磷比（P/PHA）是AAO的3倍，进一步的菌群结构定量分析表明，相对传统主流EBPR，S2EBPR污泥中 Tetrasphaera 在聚磷菌占据主体地位（见表1）,且GAO数量要显著低于常规AAO系统，在侧流活性污泥工艺中，同时发现对EBPR有负面作用的 Competibacter类的GAO生长受到明显抑制。

表1. 侧流活性污泥水解工艺PAOs、GAOs组成及释磷比情况

过去传统生物除磷理论认为PAOs（主要是指Accumulibacter菌属）利用进水中VFAs（挥发性脂肪酸）进行厌氧释磷，因此进水中的VFAs含量直接决定了厌氧释磷的效果，在 Tetrasphaera 与Accumulibacter共生协同机制被揭示后，美国Black& Veatch公司开发了基于“双PAOs”侧流EBPR模型（见图2）。不同种类的PAOs在EBPR过程中可有选择地实现不同的生化代谢途径， Tetrasphaera 菌属可以直接利用大分子的葡萄糖、氨基酸等进行发酵释磷，而糖酵解途径比TCA循环更具有优势，这就意味着 Tetrasphaera 菌属的发酵作用减少了对进水VFAs的依赖，这也是为何没有前置厌氧区的“非主流”工艺能取得高效生物除磷效果的原因所在。进一步讲，在侧流反应器内， Tetrasphaera 与Accumulibacter存在共生协同促进作用， Tetrasphaera 在深度厌氧环境下通过水解发酵作用将污水中的可慢速降解有机物进行水解产生VFAs并释放磷酸盐，水解过程产生的VFAs被Accumulibacter吸收储存并同时释磷，显然，对于碳源不足或者进水VFAs匮乏的污水处理，通过引进侧流污泥发酵、利用“双PAOs”协同作用可有效强化EBPR。

图2 发酵PAO- Tetrasphaera 与传统PAO共生协同促进代谢机制

在 “双PAO模型”基础上，Black & Veatch公司进一步建立了基于ORP抑制的 Tetrasphaera 厌氧发酵因子函数，发现厌氧ORP对 Tetrasphaera 厌氧活性具有直接影响，随着ORP升高，其发酵及释磷活性大幅降低（见图3），显然，这进一步证实了 Tetrasphaera 与Accumulibacter具有完全不同的生态位。

图3 ORP对 Tetrasphaera 类聚磷菌厌氧发酵及释磷效率的影响

综上所述， Tetrasphaera 的发现和其代谢模型的建立，使是对几十年以来传统生物除磷理论的重大拓展和突破，必将更新对传统生物除磷的技术认知，并促进设计及运营两个层面从不同的维度，去思考如何优化现有EBPR系统、如何重新构建新型的高效EBPR系统。

4.1基本构型

实际上，工艺的最初提出和发展并不是始于特殊功能的微生物的发现，而是始于运营中特殊现象、效果被发现而逐渐优化改进处理工艺，侧流污泥水解工艺就是如此，最初的侧流活性污泥工艺构型由丹麦研究团队提出，即侧流活性污泥水解概念（Side-stream activated sludge hydrolysis）；美国东北大学及BLACK&VEATCH公司提出了“S2EBPR”概念及构型，虽然归属不同的名词，但本质上都是“侧流（side-stream）活性污泥发酵”范畴，即旨在创造一个深度厌氧环境（ORP≤-300mV）以提高PAO种群多样性、促进 Tetrasphaera 的繁殖。

侧流反应器在结构和功能上是独立于主生物池之外，通过独立的反应器设置，独立的生境环境，进行污泥或者混合液的发酵和特殊功能微生物的培育，进而为主生物池进行接种。侧流反应器可以与生物池合建，也可以单独另行新建；对于改造项目，也可以从主生物池首端划分出一个区段作为侧流池。活性污泥发酵工艺常用的设计流程见图（4）所示。

图4 不同的活性污泥水解工艺构型

其中4（a）是活性污泥的侧流水解经典流程，将回流污泥RAS一部分引入到一个独立的侧流反应器进行水解产酸过程；4（b）与4（a）类似，只不过是4（b）在采用RAS发酵的同时还进一步补充VFA，这部分VFA可以来自初沉污泥的发酵液，亦可以单独投加商业碳源，投加VFA的目的是缩短侧流水解池的SRT。图4（c）为混合液在线发酵，通过厌缺氧区搅拌器的关闭实现了活性污泥混合液的水解发酵；4（d）是混合液的侧流离线发酵模式，将混合液引入一个独立的侧流反应器进行水解。

4.2近些年工程化应用及构型新发展

随着机理的解析，工艺技术发展及应用方式也愈加灵活和纷呈。侧流污泥水解除了上述经典的构型，实际中还有很多与不同工艺相结合的灵活运用方式，可将S2EBPR理念嫁接到不同的主流处理工艺中。

侧流活性污泥发酵工艺在欧美快速发展，近些年中国也开展了针对国内低C/P、C/N比污水的相关工程化应用，截至目前，国内设计、建设及运行中的侧流项目大概有10座，如淮南第一污水厂、白银市污水厂等项目，主要采用的工艺构型见图5，引10%～30%的RAS至侧流SSH池，已运行的案例证明侧流RAS水解发酵技术可实现低C/N比污水的强化生物除磷，大大降低了外加碳源及化学除磷药剂的投加量。

图5 侧流活性污泥水解强化脱氮除磷流程

美国在S2EBRP方面探索了较为灵活多样的技术构型，科罗拉多州的Pinery WRF中试项目关闭混合器后，采用UMIF运行模式，出水TP可以稳定在0.5mg/L以下而无需化学除磷；Henderson WRF项目采用UMIF运行模式后，出水TP可以稳定在0.1mg/L以下，采用UMIF运行反应器内实际的SRT可达3d，这样可为活性污泥发酵提供充分的“深度厌氧”环境及充足的SRT。

South Cary污水厂主流工艺在四段式Bardenpho工艺构型中嵌入了S2EBPR，二沉池回流污泥RAS不像传统回流模式直接至主生物池，而是将全部RAS顺序经过串联的侧流“缺氧/厌氧”池，其中再抽取厌氧池一部分污泥进入活性污泥发酵池进行发酵，发酵后的污泥再回流到厌氧池。该厂出水TN可以稳定达到3～4mg/L，出水TP达到0.5mg/L，可见，回流污泥的侧流发酵大大提高了生化工艺脱氮除磷效率。

美国West Kelowna B.C.的Westside污水厂采用全部回流污泥侧流发酵构型，为了减小侧流发酵池的SRT，将初沉污泥发酵产生的VFAs引入侧流RAS池，初沉出水不进入厌氧池而直接进入第一个缺氧区进行反硝化，这样在侧流RAS池HRT只有1.3h的情况下，出水TP≤0.1mg/L，根据对氮的物料平衡分析，缺氧区发生了明显的反硝化除磷作用，对TN的去除贡献了20%～40%。这种工艺构型对于低C/N比污水具有显著的技术优势，可以充分挖掘和使用污水内碳源，减少或取消外部碳源的投加。

实际上，有些污水厂其实“无意中”已经探索内碳源开发模式下的污泥水解模式运行，有污水厂运行人员摸索发现，储泥池按照污泥水解理念调整并改变运行方式后也能发生部分污泥水解，上清液回收引入厌缺氧池后提到了脱氮除磷效果，如中国嵊州市嵊新污水处理厂将储泥池上清液引入缺氧池后TN去除量提高了3mg/L；有污水厂厌缺氧区搅拌器故障或停运后，发现这样可导致污泥沉淀进而发生沉积层深度厌氧条件下的水解发酵，提高了脱氮除磷效率，因此将推流器或搅拌器改为“ON/OFF”实现UMIF模式运行，取得了意想不到的脱氮除磷效果。

污水处理技术的突破与发展起初往往是始于特殊现象的发现与效果的确认，很多情况，是实践先于“理论”解释，从最初的现象描述到新机理的揭示再到动力学和生化代谢模型的建立，进而逐渐形成比较完整的技术理论体系；新的理论体系完善后又进一步促进了对原有技术的变革在科学研究及工程实践中不断完善和优化前续成果，实现技术发展的反复迭代过程。侧流活性污泥发酵技术的发现发展轨迹也恰恰演绎了这种从“现象到理论”的技术发展逻辑。侧流EBPR并不是对主流EBPR的技术颠覆，而是进一步拓展和丰富了传统生物除磷技术理论，阐释了深度厌氧环境下（-300mV）可利用葡萄糖.氨基酸进行发酵并除磷的 Tetrasphaera 菌属与传统Accumulibacter菌属存在共生协同、促进EBPR过程效率的机理，“双PAOs”模型除磷理论体系的建立为未来可持续、更加高效稳定的生物脱氮除磷技术开辟了一条崭新的技术选择路线，尤其是对于我国很多地区低C/N比碳源匮乏污水的处理提供了一个崭新的可持续工艺解决方案。

近几年，出现非常有趣的现象是，对于生物脱氮，专家们的眼光从“侧流”转向了“主流”；然而，对于生物除磷，关注点却是从“主流”转向了“侧流”，脱氮与除磷这对孪生的“矛盾兄弟”，通过这次空间顺序的轮换，是否能为未来的污水处理工艺发展缔造一个新的里程碑？这不是意外，也不是巧合，亦无人导演，但此过程却不以你我的意志为转移，魅力无穷，这一切都依赖于科学家们对未知领域新探索新发现的逐步打开。