SBR系统除磷的影响因素分析

李师，王毅

（1.武汉启瑞药业有限公司，湖北武汉 430223；2.三川德青科技有限公司，湖北武汉 430075）

SBR（全称 Sequencing Batch Reactor Activated Sludge Process）即序列间歇式活性污泥法，也称序列式活性污泥法，是一种利用间歇曝气运行的活性污泥污（废）水处理方法。所谓活性污泥法是指通过人工充氧对各种微生物进行连续混合培养以形成活性污泥，然后根据其生物絮凝、吸附、氧化、沉淀作用等降解污水中的有机物并去除氮、磷及重金属等污染物，该系统主要由曝气池、二沉池及回流系统等组成。目前，活性污泥法已广泛应用于全世界各地城市生活污水、工农业废水等的处理。而SBR主要是基于活性污泥法的基础，使均化、初沉、二沉、生物降解等多个功能均通过 SBR 反应池实现，具有在运行上的间歇操作和有序运行的特点，在流量变化较大和间歇排放的污水处理场合得到了广泛应用。此外，SBR 法具有处理设备及占地少、运行灵活、高效、投资低、构造相对简单、污泥不易膨胀、耐冲击负荷及便于操作与维护管理等优点，并能有效脱氮除磷。

1 除磷机理

夏宏生等[1]认为生物除磷法是指磷以溶解态形式被微生物摄取，并与微生物共成一体而随之与污水分离的除磷方法，即聚磷菌（PAB）等微生物过量（超出其自身生理需求）地从外部污水环境吸收磷，并以聚合态贮藏于自身体内（即聚磷过程），最后将形成的富磷污泥排出系统即实现污水的除磷。Akin等[2]则提出生物除磷是利用聚磷菌的厌氧释磷和好氧摄磷原理，即在污水处理的厌氧条件时，聚磷菌将有机磷转化为无机磷并促进其释放，而该过程中产生的能量则用来摄取污水中溶解性的有机基质来合成好氧段需要的聚-β-羟基丁酸盐（PHB）颗粒；在污水处理的好氧条件时，聚磷菌则会降解PHB 用来提供摄取磷时所需要的能量来完成整个聚磷的过程。Ahn等[3]还发现反硝化除磷菌（DPB）可在NO3-状态（缺O2环境）下完成摄磷，它和聚磷菌（PAOs）是有着很相似的除磷原理，不同的是氧化DPB 细胞内聚羟基脂肪酸（PHA）的电子受体是NO3-，而氧化PAOs的PHA的电子受体则为O2。

2 除磷的影响因素

广泛应用的生物除磷技术常体现为在厌氧环境释放磷的活性污泥于好氧环境中表现出很强的吸磷能力，且吸磷量远远大于微生物正常生长代谢的需磷量，这种除磷技术也称为增强型生物除磷（EBPR）。因此，选择厌氧区成为了生物除磷技术的关键，厌氧区可以称为聚磷菌的“生物选择器”，在厌氧区合成的PHA 量对后续好氧区磷的去除有决定性的作用，通常在厌氧区PHA的合成量越多，则厌氧区释放的磷也越多，而后续好氧区吸收的磷一样也会越多[4]。在此基础上，考虑工艺的运行与处理效果，则SBR系统除磷的影响因素主要可以归纳为以下四个方面：一是工艺的运行参数和运行方式，如溶解氧（DO）、pH值等；二是环境因子，如温度等； 三是除磷系统内的微生物群体平衡因素，如污泥泥龄 等；四是城市污水的水质，如有机物、重金属等污染物的含量[5]。

2.1 溶解氧对除磷的影响

污水生物除磷最主要是在聚磷菌（PAOs）的作用下，对污水中磷先后完成厌氧释放（即对多聚磷酸盐（Poly-P）的水解）和好氧过量吸收（即合成Poly-P），最终将富磷的剩余污泥排放，即形成整个除磷过程。为保障除磷效果，厌氧区必须保证足够细胞内碳能源存贮物PHB的合成，这就要求厌氧区具有良好的厌氧条件，一般应控制DO ＜0.2 mg/L，DO 含量过高，一方面会抑制厌氧菌的发酵产酸作用，并因此减少了PAOs 对有机基质的吸收；另一方面还会造成活跃的好氧菌对废水中的有机基质快速分解，由此进一步影响了PAOs 对有机基质的吸收，最终不但影响了释磷过程，还抑制了PHB的合成。而好氧区则必须具有足够的DO，PAOs 才能降解PHB 并产生足以过量摄磷的能量[6]，DO过低，则兼性厌氧菌易产生脂肪酸并诱导释磷，事实上，少量DO 就足以使已释磷的污泥重新吸磷，因此好氧区DO 一般宜维持在2.0 mg/L 左右。

2.2 pH值对除磷的影响

生物体内几乎所有生长代谢都受到酶的控制，而酶的催化反应必须要有合适的pH值，因此，生物体势必也受到环境pH值的影响。不同环境条件下SBR系统有不同的最适除磷pH值。李楠研究发现[7]，SBR系统的厌氧释磷能力随pH值升高而增强，低pH值对有机物的降解形成抑制，由此抑制了磷的释放；在pH=6 环境下长期运行的SBR系统则具有大量的聚糖菌；而在pH=8时，活性污泥中的聚磷菌属于优势菌种；pH值在6～8之间变化时，SBR系统对乙酸的吸收及PHB的合成随着pH值升高而增强；在pH=8时，SBR生物除磷系统达到了对磷的充分释放与吸收，可取得最好的除磷效果；当pH值升高至8.5时，聚磷酸盐分解释放的能量则主要用于克服细胞膜两侧电势差，从而造成PHB 合成动力不足，进而对好氧区磷的吸收产生抑制；此外，不同pH值环境下长期运行的SBR系统，也导致了不同微生物种群结构的产生。

2.3 温度对除磷的影响

温度对吸磷与释磷速率的影响不大。参与活性污泥处理的微生物多数属于嗜温菌，其适宜温度范围一般在10～45℃，因此通常控制活性污泥处理的温度在15～35℃之间，低于5℃微生物生长缓慢，而温度过高将导致微生物死亡。此外，Converti 等[8]在不同温度下进行间歇实验，表明温度冲击将导致磷的释放，但能很快恢复。

2.4 泥龄对除磷的影响

SBR 除磷系统中的泥龄会对污泥中磷含量和剩余污泥排放量造成影响，从而进一步对其除磷效果造成影响。研究表明[9]，泥龄越短，则污泥中磷含量越高；反之，泥龄越长则污泥中磷含量越低，单位重量磷的去除需通过更多BOD的消耗来完成。降低SBR除磷系统中的污泥泥龄可以通过排放较多污泥的方式去除污水中较多的磷，但会导致出水水质恶化和污泥处理费用的提高；而延长污泥泥龄，则可以减慢聚磷菌的衰亡速度，并由此增加污泥中聚磷菌的数量而提升除磷效果。

2.5 厌氧区SRT 对除磷的影响

冷寒[10]发现，厌氧区污泥停留时间（SRT）的长短对环境中极为敏感的硝化细菌及其之后好氧区的硝化作用不会造成影响，但随着SBR 工艺运行SRT的逐渐增长，污泥对已吸收磷的释放将明显增加，从而导致污泥浓缩池上清液与污泥脱水液中磷浓度很高，该部分水通过回流最终增加了SBR系统的磷负荷。传统主流A/O 除磷工艺中厌氧区SRT 很短，通常仅0.5～1.0 h，而在SBR系统中适当提高厌氧段的SRT，则可增加EBPR 效果，但厌氧SRT 与好氧SRT 比过大却会导致EBPR 失效[11]。

2.6 硝酸盐对除磷的影响

与溶解氧相似，厌氧区硝酸盐（NO3-）影响生物除磷的方式有两种：一是产酸菌以NO3-作为最终电子受体来氧化有机基质，由此NO3-的存在对产酸菌的厌氧发酵作用及挥发性脂肪酸（VFA）的产生形成抑制作用；二是厌氧区的NO3-将为厌氧反硝化菌提供较好的生长环境，反硝化菌可通过NO3-进行反硝化，并消耗掉易生物降解的有机基质，从而导致PAOs 因缺乏碳源而使其厌氧放磷也受到抑制[4]。

2.7 有机物浓度对除磷的影响

在SBR 除磷系统的厌氧条件下，聚磷菌会对细胞内以聚磷形式贮存的磷进行水解从而转化为无机磷且对其加以释放，同时这个过程产生的能量被用来吸收污水中的有机物加以合成PHA 并将其储存在聚磷菌细胞体内，在好氧条件下利用PHA 来吸磷和增加微生物的量。有机物基质会促进聚磷菌在厌氧条件下充分地水解细胞内的聚磷并合成PHA 用于好氧条件下磷的吸收，但实现高效生物除磷要求SBR系统将微生物细胞糖类有机物含量维持在较低水平[12]，同时COD 负荷要满足SBR 反应器中生物量实现净增长的要求[13]。

2.8 重金属离子浓度对除磷的影响

微量重金属有利于微生物的生长代谢，有些重金属还是其机体及各种酶的重要组分，但重金属含量过高反过来又会对微生物产生毒害，甚至致死[14]，从而降低除磷效果。秦海霞[15]研究发现污水中Zn2+、Cu2+、Pb2+和Cd2+在低浓度下对生物除磷有促进作用，高浓度时则产生抑制作用，且不同重金属离子对生物除磷的影响程度体现出一定的差异性（毒性影响Zn2+＜Pb2+＜Cd2+＜Cu2+），此外，重金属离子含量越高，对生物除磷的抑制作用越强。实际上，随其种类、含量及形态的不同，重金属离子可不同程度地破坏微生物的线粒体功能并抑制其呼吸作用、降低细胞内麦角固醇含量及抑制细胞内合成色素等，进而对微生物产生毒害甚至致死，并改变微生物的群落结构，最终降低SBR 工艺的除磷效果[16]。陈纯等[17]研究进一步表明，重金属离子会对许多原生动物和细菌的成长造成影响，并降低细菌活力，导致SBR系统的除磷效果大幅度下降。

3 不同重金属离子对SBR系统除磷的影响

3.1 重金属离子对SBR系统除磷的影响

3.1.1 Zn离子

Zn 属于微生物所必需的营养元素，微量的Zn有利于微生物合成RNA 及DNA 聚合酶等[18]，研究发现[19]Zn2+含量较低（1 mg/L）可以提升单级好氧SBR的除磷效果；但过量的Zn 会抑制微生物活性从而降低SBR的除磷效果，印华斌等[20]发现Zn2+含量达到40 mg/L时在实验前期会对SBR系统的污泥活性产生显著的抑制作用，到实验后期则抑制作用不明显，而Zn2+含量达到80 mg/L 对SBR系统的污泥活性具有显著的抑制。贾利涛[19]研究表明Zn2+含量较高不但会抑制PAOs中的磷酸盐激酶（PPK）活性，从而影响Poly-P的分解与合成过程；还会抑制PHA的合成，并导致相对代谢旺盛的聚糖菌（GAOs）竞争糖原，从而使得好氧吸磷过程能量不足，最终使得SBR 除磷效果随Zn2+含量升高而降低。

3.1.2 Cu离子

Cu 属于活性污泥微生物所必需的营养元素，Cu2+在低含量（2.5 mg/L）可提高除磷效率[21]，但达到3 mg/L 则会完全抑制好氧吸磷过程[22]。Cu2+会抑制微生物合成代谢酶，使胞外聚合物（EPS）含量和微生物活性降低，高含量（5 mg/L）Cu2+的积累还会破坏微生物细胞膜，并导致其细胞自溶释放溶解性代谢产物（SMP）[23]，引起微生物大量死亡。此外，长期的Cu2+暴露不但会导致聚磷酸盐水解酶及PPK 等酶的活性降低[24]，还会损害微生物细胞的表面完整性[25]。王学江等[26]研究表明随Cu2+含量升高，SBR除磷效率逐渐降低，Cu2+含量＜10 mg/L 仍不会对SBR系统带来明显冲击，但Cu2+含量达到20 mg/L则SBR系统出水水质将显著降低。

3.1.3 Cd离子

Cd 含量很低也具有高毒性，废水中Cd 会对糖原的转化过程和酶的活性产生抑制作用[27]，从而影响SBR系统的除磷效果。张杉[28]研究则显示Cd 在低含量（1 mg/L）的长期暴露（64 d 后）和高含量（10 mg/L）的长期暴露（24 d 后）均会使得SBR系统的污泥活性和微生物量下降，并降低胞外聚合物中的多糖及蛋白质含量，最终使SBR系统除磷效果快速下降。严素定等[29]研究还发现Cd2+对SBR系统的运行会产生一定的胁迫作用，且在脱氮除磷模式的临界胁迫含量为0.14 mg/L。

3.1.4 Cr离子

研究表明，低含量Cr（总Cr 含量为0.5 mg/L）的积累会导致污泥胞外聚合物中多糖含量的下降，并对除磷微生物群落的丰度与多样性产生抑制作用[30]，且对微生物的生长和衰亡抑制毒性Cr6+＞Cr3+[31]。废水中的Cr3+一般会积累在活性污泥微生物细胞膜的表面，而Cr6+则被转移至其细胞内部并继续被还原成Cr3+[32-33]，从而毒害微生物，影响SBR的除磷效果。

3.1.5 Ni离子

Ni 也属于活性污泥微生物所必需的营养元素，少量的Ni是一些水解酶的激活剂[34]，有利于微生物的生长，但同时Ni2+也是一种较强急性生物毒性的重金属离子[35]，含量过高会毒害微生物而影响SBR系统的除磷效果。王伟等[36]研究表明Ni2+在低含量时（＜5 mg/L）能显著提高微生物利用碳源的能力，但含量过高（＞10 mg/L）反而会抑制其对碳源的利用。在活性污泥系统，Ni2+还会影响污泥的呼吸速率，在一定范围内（0～5 mg/L），活性污泥的呼吸速率随Ni2+含量增加而增加，且Ni2+含量达到10 mg/L 污泥具有最大活性，但含量继续增大反而会降低其呼吸速率，甚至几乎停止呼吸（Ni2+含量达到160 mg/ L）[37]。

3.2 多种重金属离子对SBR系统除磷的影响

在实际处理过程中，排入SBR系统的废水通常含有多种重金属，这些重金属间存在着一些相关性（包括协同作用和拮抗作用）和非相关性行为[38]，而重金属间的相关性行为会进一步对SBR的除磷效率形成影响。Dilek 等[39]研究证实在一定含量范围Ni2+与Cr6+同时存在相对单一Ni2+或Cr6+而言，对活性污泥微生物的生长无明显影响，二者具有一定的协同作用。王菊思等[40]研究Zn2+、Cu2+、Ni2+、Cr6+对厌氧污泥微生物的毒性作用，结果发现这四者具有协同作用。Zumriye 等[41]发现单一Ni2+或Cu2+在低含量时（＜1 mg/L）均可促进活性污泥微生物的呼吸速率，但适宜含量的二者同时存在则反而会降低活性污泥微生物的呼吸速率和好氧速率，二者可能具有拮抗作用或能反应产生抑制微生物生长的化合物。Muñoz 等[42]研究表明Pb2+与Ni2+对污泥的毒性影响具有拮抗作用。You 等[43]研究则得出Pb2+、Cd2+、Ni2+在SBR系统的毒性Cd2+＜Pb2++ Cd2+＜Ni2++ Cd2+＜Ni2++ Pb2++ Cd2+。

4 结论与展望

影响SBR 除磷效率的因素很多，除了上述讨论之外还有氧化还原电位、原水的生物降解性能、污泥沉降性能等，但概括来说主要还是工艺的运行参数和运行方式、环境因子、除磷系统内的微生物群体平衡因素及城市污水的水质四个方面。综合来看，SBR系统在除磷方面的应用前景非常广阔。SBR 法较传统活性污泥法而言具有处理设备及占地少、运行灵活、高效、投资低、构造简单、污泥不易膨胀、耐冲击负荷及便于操作与维护管理等优点，十分适宜工业企业含磷废水的处理。

早期的SBR 受自控要求高及在线监测系统落后等因素影响而未能广泛应用，计算机技术、电气及自动化技术等的发展极大地优化了SBR的过程控制系统，使其应用日渐广泛，并可用于不同含磷废水的处理；但由于SBR 反应池同时兼具多个功能，不可避免会产生一定的维修与维护保养负担，因此发展智能化数控技术（如PLC 技术等）、研发SBR系统的自动检测与排查故障功能，从而通过精密的自动控制进一步简化SBR系统的操作并减少维护维修工作量，在信息化时代将成为SBR系统的重要发展方向。随着经济发展，废水中排放的氮、磷及有机物等持续增加，而国家对废水的管控逐年变严，因此SBR系统的长远应用势必要考虑多种污染物的同步去除，近些年发现的一些微生物使得SBR系统在同步实现脱氮除磷方面取得了重大的进展，而短程硝化、厌氧氨氧化等一些脱氮技术研究也成为SBR系统的研究热点之一，这些技术可实现经济与时间的二重节约。此外，SBR 与其他工艺或技术的联用将大大提高对污水的适用性，最新的一些研究表明，电强化SBR 工艺对于一些含苯酚等强毒性和难降解废水可显著提高降解率，而对于一些有机物含量过高的废水（如生物柴油废水和养殖废水等），ASBR-SBR-Fenton 联用、UASB-SBR-人工湿地联用等既可以提高前段对高COD的适应性并降低电耗，又确保了后端的出水达标。

据统计，我国已建成运营的污水厂约9.2%采用SBR 工艺，这在我国约30 种处理工艺中排第四，但电耗大、传统SBR 工艺无法连续进水、设备及整体的容积利用率较低、难以应用于大型污水厂等缺点使其在进一步的推广应用方面受到限制。最新的一些实验研究表明，反硝化聚磷菌颗粒污泥培养、低溶解氧污泥微膨胀等一些方法既可以保证对碳氮磷的同步去除效果，又可以降低电耗，推动这些方法的实际应用是未来亟待解决的问题。另一方面，通过对传统SBR 工艺进行改进，目前已衍生出不少可连续进水并已得到应用的工艺，如通过增加预反应区（ICEAS 工艺、CASS 工艺、DAT-IAT 工艺等）、反应区与沉淀区交替（UNITANK 工艺、MSBR 工艺等），这些工艺的发展不但在一定程度上提高了设备及整体的容积利用率，还增加了污水处理量。此外，SBR系统一般采用絮状活性污泥，其沉降效率低且存在污泥膨胀的可能，通过采用颗粒污泥（如好氧颗粒污泥、厌氧氨氧化颗粒污泥等）则可以大大提高SBR系统的沉降性能并进一步降低污泥膨胀可能性，但培养稳定的颗粒污泥仍是目前的难点问题。最后，相信随着人们对SBR系统不断的深入研究和其他相关技术的持续发展与突破，SBR系统必将在污（废）水除磷及其他方面实现更加广泛的应用。