2.2.1 典型周期内SOP的变化

　　实验组和对照组SOP的变化情况见图 3. 厌氧阶段，两组反应器的变化比较一致，发生快速的释磷现象，90 min后释磷量达到zui大值. 厌氧阶段，COD的去除率为*，进入侧流SBR的上清液中不含有机碳源，聚磷菌等异养菌无法生长，从而在侧流阶段无法发生吸磷现象. 之后上清液回流至主流SBR，利用反硝化除磷菌[22]同步去除氮磷. 是吸磷速率下降，这是因为聚磷菌胞内碳源被大量消耗所致(胞内PHA在*个缺氧段消耗量占整个消耗量的71.8%). 对照组反应器厌氧段结束后SOP浓度为62.00 mg ·L-1，与实验组相近，可能的原因是系统中聚磷菌的活性较高，厌氧条件下正常释磷，同时吸收溶液中的有机碳源用于后续

的吸磷作用，这也与对照组除磷效果比脱氮好的现象一致. 从图 3(c)可知，*个好氧段，SOP的去除量zui大，达到37.70 mg ·L-1，吸磷速率(即每克VSS每小时的吸磷量)也zui快，为15.70 mg ·(g ·h)-1. 之后吸磷速率明显降低，两个缺氧段的吸磷速率分别为3.60 mg ·(g ·h)-1和1.60 mg ·(g ·h)-1.

　　2.2.2 典型周期内NH4+-N、 NO2--N、 NO3--N的变化

　　从图 3可知，实验组厌氧阶段氨氮浓度出现轻微下降，是微生物生长吸收了一定量的氨氮的原因[23, 24, 25]. 氨氮的转化主要发生在侧流反应器，由于缺乏有机碳源，异养细菌无法正常生存而从系统中分离出去，系统主要菌群为氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB). 经过120 min的曝气，出水中氮只有NO2--N(0.23 mg ·L-1)、 NO3--N(21.90 mg ·L-1). 侧流出水进入主流SBR，进行进一步的反硝化脱氮. 90 min缺氧段，NO3--N的浓度从17.40 mg ·L-1降低至0.90 mg ·L-1，而NO2--N的浓度一直处于0左右，反硝化速率(即每

克VSS每小时的脱氮量)为6.33 mg ·(g ·h)-1. 这一阶段反硝化细菌胞内的储能物质比较充足，反硝化作用发生迅速，NO2--N不积累就快速转化为N2. NH4+-N的浓度下降0.65 mg ·L-1，可能的原因是回流的上清液中残留的溶解氧存在. 20 min的微曝气阶段，NH4+-N的浓度降低3.04 mg ·L-1，而NO3--N浓度升高至3.20 mg ·L-1，NO3--N的生成量小

于NH4+-N的减少量，说明此阶段存在轻微的反硝化作用; 之后缺氧段和好氧段，进一步发生反硝化和氨氮的转化. zui后的30 min缺氧段，NO3--N浓度只出现轻微地降低，反硝化速率为1.66 mg ·(g ·h)-1，说明此时提供反硝化除磷的能量和还原力比较少. 这一过程中，NO2--N的浓度一直接近零左右，说明生成的亚硝氮一部分直接转化成硝态氮，另一部分作为电子受体参与反硝化除磷菌的代谢.

　　相同的进水条件下，对照组厌氧段存在3.20 mg ·L-1 NO3--N，这是由上一周期残留所致. *个好氧段，氨氮发生快速硝化，转化量略大于硝氮和亚硝氮的

实验组zui终出水SOP浓度为0.35 mg ·L-1，可见增加的微曝气阶段，并没有增加有机碳源的过度消耗，反而可以达到很好的效果. 从图 3(a)可知，吸磷作用主要发生在*段缺氧段，吸磷量

达到49.40 mg ·L-1. 随后，SOP的浓度继续降低，但

生成量，说明存在轻微的反硝化作用，这与Kim等[26]的研究结果相一致. 60min的缺氧

段，反硝化作用显著，反硝化速率为5.00 mg ·(g ·h)-1，但是弱于实验组*缺氧段. zui后的60 min缺氧段和20 min好氧段，NO3--N的浓度并未明显地减少，说明这一阶段反硝化作用很弱，可能的原因是系统内反硝化细菌的比例和活性比较低，致使反硝化过程比较缓慢，或者系统的储能物质大部分用于除磷和细菌的消耗，而用于反硝化脱氮的碳源和能量不足，无法维持正常的反硝化作用.

　　2.2.3 典型周期内糖原和PHA的变化

　　实验组主流SBR中糖原和PHA的变化如图 4(a)所示. 从中可知，PHA的主要成分为PHB，同时存在少量的PHV和PH2MV. 有报道提出，当乙酸作为碳能有丙酰*的结合作用，但由于丙酰*的合成量少，所以PH2MV的浓度很低. 在厌氧阶段，聚磷菌分解体内的聚磷和糖原产生能量，摄入乙酸，并以PHA等有机颗粒的形式储存于细胞

内[29]. 这一阶段PHA的浓度(以C计)从1.90 mmol ·L-1增加到9.80 mmol ·L-1，糖原的浓度(以C计)从4.50 mmol ·L-1 减少到2.50 mmol ·L-1. 之后的缺氧及好氧阶段，PHA被用于细胞的生长、 聚磷的合成以及糖原的重新形成[30]. 这一过程所需的能量是以ATP的形式进行的，而ATP的形成过程涉及氧化磷酸化，需要氧气、 硝酸盐、 亚硝

酸盐等作为zui终的电子受体[24, 31]. 这一阶段胞内PHA的含量不断消耗，而糖原的含量先以较快的速率升高，230 min后速率变慢，zui终浓度为5 mmol ·L-1. 从PHA转化糖原的化学计量数可知[32]，糖原/HAc为0.44，200 mg ·L-1 COD可以产生2.70 m

ol ·L-1的糖原，而实际的生成量为2.00 mmol ·L-1，比理论值小，说明部分HAc并未zui终转化成糖原储存于细胞内，或者胞内的糖原又发生部分分解，产生能量和还原当量，用于反硝化吸磷过程. 对照组糖原和PHA的变化如图 4(b)所示，虽然工艺不同，但糖

原和PHA的变化趋势还是相似的，说明改良后的工艺并未改变微生物代谢途径，而是更率地利用碳源实现氮磷的去除.

　　2.3 改良双污泥系统脱氮除磷效果分析

　　传统的双污泥脱氮除磷系统，由于工艺操作复杂，并且出水中会残留氨氮，从而限制了它的实际应用. 但是随着计算机自动化控制的发展，可以很好地解决操作复杂的问题. 因而只要解决氨氮的残留问题，这一工艺还是有很大的应用前景.

　　本研究采用的在缺氧段增加两段微曝气的技术，实验证明，可以很好地解决氨氮残留的问题. 有研究认为，O2会影响反硝化细菌的活性[25]，但是该实验*运行效果稳定，可能的原因是采用了微曝气(0.50 L ·min-1)，水中的溶解氧浓度较低，并且很快地被AOB利用. 改良型工艺能够很好地脱氮除磷，很大的可能是胞内的糖原、 PHA等聚合物得到了充分利

用，产生了较多的能量. 从表 2可知，改良型工艺单位碳源的氮、 磷去除量分别为0.17 g ·g-1和0.048 g ·g-1，明显高于多级SBR(分别为0.11 g ·g-1和0.038 g ·g-1). 李昂等[16]利用分点进水技术手段对双污泥系统进行改良，进水COD为2

源时，PHA的成分只有PHB和少量PHV，不含PH2MV[27]. 可能的原因是实验反应器中，聚磷菌能通过丙烯酸途径(丙酮酸 乳酸 丙烯酸 丙酸)或者琥珀酸-丙酸途径(丙酮酸+CO2 草酰乙酸 苹果酸

延胡索酸 琥珀酸 琥珀酰* 甲基丙二酰* 丙酰*+CO2)生产丙酰*，与通过三羧酸循环(TCA)生成的乙酰*结合形式PHV[28]. 而PH2MV的生成可

00 m

分别为33.1

8 mg ·L-1、 9.65 mg ·L-1，磷的去除效果较好，而由于进水TN较低，氮的去除效果无法具体比较. 刘婧[33]采用在缺氧段末增加曝气的方法，zui终出水水质中TN的浓度可以达到GB 18918-2002一级A标准，但出水SOP的浓度较高，只能达到一级B标准. 可见，采用本实验的改进工艺，氮磷的去除效果都比较好，尤其是磷，去除效果比相关文献中的好很多. 可能的原因是两阶段微曝气减少了氧气对系统的不利冲击，对缺氧段微生物生存环境影响较小，因而保留了较好的反硝化除磷效果.

　　而采用的传统多级SBR工艺，出水TN的浓度为13.7 mg ·L-1，说明反硝化细菌的数量或者活性不够，不能发生很好地反硝化除磷，主要原因可能是同一反应器中曝气影响了反硝化细菌的生长，而使好氧除磷菌生长占据优势. 残留的硝氮进入下一周期，会影响缺氧段磷的释放及对碳源的有效吸收[34]，减少后续脱氮除磷所需的储能物质. 另一方面，微生物吸收的碳源大部分单纯用于好氧吸磷，很少一部分可以“一碳两用”，降低了碳源的有效利用率. 同时相对较大的曝气量会消耗聚磷菌的储能物质，造成能量的浪费.

　　3 结论

　　(1)实验组通过工艺改良，在主流SBR缺氧段增加两段微曝气(0.5 L ·min-1)，达到了很好的脱氮除磷效果，并在*运行过程中维持稳定的去除效果.

　　(2)低碳源条件下，实验组出水水质效果好，其中SOP的浓度为0.35 mg ·L-1，NH4+-N浓度为0.50 mg ·L-1，TN浓度为1.82 mg ·L-1，*《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB 18918-2002一级A标准. 而对照组脱氮除磷效果较差，出水中SOP的浓度为2.50 mg ·L-1，TN浓度为13.70 mg ·L-1，系统的反硝化作用很差.

　　(3)改良后的工艺用于低碳源废水处理时，可以很好地去除水中的氮磷，因而可以有效解决城市生活污水中碳源浓度低的问题，节约因补充碳源等所增加的运营成本.（来源及作者：湖南大学环境科学与工程学院 杨伟强 王冬波 李小明 杨麒 徐秋翔 张志贝 李志军 向海弘 王亚利 孙剑）