國內(nèi)外水體富營養(yǎng)化現(xiàn)狀及聚磷菌研究進(jìn)展

劉有華 王思婷 楊喬喬 韓迎亞 王倩楠 安賢惠 李聯(lián)泰

摘要：水體的富營養(yǎng)化打破了水環(huán)境原有的生態(tài)平衡，嚴(yán)重者會導(dǎo)致水生生物大量死亡，加劇水環(huán)境污染。水體富營養(yǎng)化主要由氮、磷等營養(yǎng)鹽含量過多引起，其中磷是導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化最為關(guān)鍵的因素之一?？刂扑w中的磷含量是解決水體富營養(yǎng)化問題的關(guān)鍵一環(huán)。有一類聚磷菌在厭氧/好氧交替培養(yǎng)下能將大量的磷吸入，并以多聚磷酸鹽的形式儲存于體內(nèi)。利用這些細(xì)菌控制水體磷含量，不僅成本低、效率高，而且不會造成二次污染，是一種環(huán)境友好型的解決方法，對解決水體富營養(yǎng)化問題、緩解水資源匱乏以及改善城鄉(xiāng)居住環(huán)境具有重要意義。針對水體富營養(yǎng)化問題，著重介紹了國內(nèi)外水體富營養(yǎng)化現(xiàn)狀及危害;比較了幾種常用除磷方法的優(yōu)缺點(diǎn);總結(jié)了生物除磷的發(fā)展歷程，目前分離篩選的聚磷菌種類、特性及其聚磷機(jī)理以及聚磷菌在除磷工藝中的應(yīng)用;探討了聚磷菌在富營養(yǎng)化水體治理中的應(yīng)用前景，以期為解決磷超標(biāo)問題提供有益的參考。

關(guān)鍵詞：水體富營養(yǎng)化;磷;聚磷菌;生物除磷

中圖分類號： X52;X172 ?文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A ?文章編號：1002-1302（2021）09-0026-10

隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展，大量未經(jīng)處理的廢水直接進(jìn)入水體，導(dǎo)致各水體中氮、磷的含量不斷增加，水體富營養(yǎng)化越來越嚴(yán)重[1-2]。各國都在努力解決這一問題，制定嚴(yán)格的廢水排放標(biāo)準(zhǔn)，限制工礦企業(yè)對氮、磷元素的排放。同時多個國際組織也很重視水體富營養(yǎng)化問題，從不同渠道為該問題的解決提供理論依據(jù)和處理手段[3]。早在20世紀(jì)70年代，包括美國在內(nèi)的18個成員國之間建立了國際富營養(yǎng)化研究合作計劃，該計劃在世界各地進(jìn)行了大量的調(diào)查與研究，確定了氮、磷元素是水體富營養(yǎng)化的主要原因和物質(zhì)基礎(chǔ)[4]?？刂扑w中的氮、磷含量，是解決水體富營養(yǎng)化的重要手段。生物除磷為水體富營養(yǎng)化的解決提供了有效途徑，其中應(yīng)用最廣的是聚磷菌（phosphate accumulating organisms，PAOs）。探討聚磷菌的研究現(xiàn)狀及應(yīng)用前景，可為解決水體富營養(yǎng)化問題提供有益的幫助。

1 國內(nèi)外水體富營養(yǎng)化現(xiàn)狀

1.1 國外水體富營養(yǎng)化現(xiàn)狀

1.1.1 湖泊、水庫和河流的富營養(yǎng)化 水體富營養(yǎng)化是全球性的重大環(huán)境問題，根據(jù)OECD（經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織）總磷富營養(yǎng)化界值（0.035 mg/L），世界各地的富營養(yǎng)化情況相差懸殊，部分地區(qū)富營養(yǎng)化極其嚴(yán)重。其中，湖泊和水庫由于水體流動性較差，水體富營養(yǎng)化情況最為嚴(yán)重[5]。例如，西班牙800多座水庫中，有1/3處于重度富營養(yǎng)化[6]。加拿大的31.8萬個湖泊中，有1/4的湖泊處于富營養(yǎng)化狀態(tài)，嚴(yán)重影響了當(dāng)?shù)鼐用裆钣盟甗7]。除西班牙和加拿大外，美國在1996年的水質(zhì)調(diào)查報告中也顯示，高達(dá)51%的湖泊和水庫遭受著富營養(yǎng)化的威脅。國際富營養(yǎng)化研究合作計劃也曾對全球水體富營養(yǎng)化狀況做過調(diào)查，結(jié)果顯示全球30%～40%的湖泊和水庫遭受著不同程度水體富營養(yǎng)化污染[7]。水體富營養(yǎng)化的主要原因是工農(nóng)業(yè)、畜牧業(yè)以及污水處理廠的排污，部分是由于自然原因[8]。

相對湖泊和水庫來說，河流的富營養(yǎng)化情況較為樂觀，因為低程度的富營養(yǎng)化可以促進(jìn)水底植物的生長，反而有益于提高河流系統(tǒng)的自凈能力。但依然存在著一些河流富營養(yǎng)化的問題。法國、印度和扎伊爾等國家的環(huán)境調(diào)查報告中顯示，很多河流由于葉綠素值過高，藻類生長十分迅速，大量大型植物降低了水流，影響航運(yùn)交通[4]。美國水質(zhì)調(diào)查報道也顯示，有40%的河流受到富營養(yǎng)化的負(fù)面影響[7]。

1.1.2 海洋的富營養(yǎng)化 海洋富營養(yǎng)化是由于海洋中限制性營養(yǎng)鹽的增加，使原有的生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生結(jié)構(gòu)改變和功能退化。國外有許多關(guān)于海洋水體富營養(yǎng)化的報道，比如：黑海、北海、墨西哥灣、巴倫支海和格林蘭海域等都受到了水體富營養(yǎng)化的威脅，使得海洋生態(tài)遭受破壞，降低了海洋生態(tài)系統(tǒng)的物種多樣性和穩(wěn)定性[9-11]。意大利、法國等多個沿海地區(qū)也因為富營養(yǎng)化問題，暫停漁業(yè)捕撈作業(yè)，關(guān)閉海濱浴場，直接減緩了海洋經(jīng)濟(jì)和國民經(jīng)濟(jì)的發(fā)展。

1.2 我國水體富營養(yǎng)化現(xiàn)狀

我國水資源總量較多，但人均淡水資源占有量卻低于世界平均水平，其主要原因之一就是我國水資源遭受嚴(yán)重污染?！?011年中國環(huán)境狀況公報》表明，調(diào)查的26個重點(diǎn)湖泊中，有57.7%沒有達(dá)到Ⅲ類水質(zhì)指標(biāo)[12]。此外，還對139座主要水庫進(jìn)行了調(diào)查，有21座沒有達(dá)到Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)，其中8座水庫處于劣Ⅴ類水質(zhì)狀態(tài)。在對長江、黃河等十大水系實時監(jiān)測的約470個斷面中，Ⅰ～Ⅲ類占610%，沒達(dá)到Ⅲ類水質(zhì)指標(biāo)占39%（其中Ⅳ～Ⅴ類占26.7%，劣Ⅴ類占13.7%）。

直到2018年，生態(tài)環(huán)境部調(diào)查報告顯示，監(jiān)測的111個重點(diǎn)湖泊/水庫中，Ⅰ～Ⅲ類占66.6%、Ⅳ～Ⅴ類占25.2%、劣Ⅴ類占8.1%，其中有6座處于中度富營養(yǎng)化狀態(tài)，25座處于輕度富營養(yǎng)化狀態(tài)[13]。對長江、黃河等十大流域監(jiān)測的1 600多個斷面中，Ⅰ～Ⅲ類占74.3%，相比2011年提高13.3百分點(diǎn);Ⅳ～Ⅴ類占18.9%，同比降低7.9百分點(diǎn);劣Ⅴ類斷面比例為6.9%，同比降低6.8百分點(diǎn)（圖1）。雖然近年來我國水環(huán)境有所改善，但水體富營養(yǎng)化仍是當(dāng)前須迫切解決的環(huán)境污染問題之一。

2 水體富營養(yǎng)化中磷的來源途徑及其危害

無機(jī)磷化合物、含磷有機(jī)物以及PH3（磷化氫）是磷存在的主要3種形式[14]。無機(jī)磷主要包括正磷酸鹽和偏磷酸鹽，偏磷酸鹽很不穩(wěn)定，容易在有氧環(huán)境下轉(zhuǎn)化為正磷酸鹽[15]，一般存在于化肥、電鍍、磷化工廠廢水中。有機(jī)磷主要是有機(jī)磷農(nóng)藥，不溶于水，通過農(nóng)業(yè)施肥、農(nóng)藥、食物殘屑、工業(yè)廢水以及沉積物釋放等方式進(jìn)入水體。PH3也是普遍存在的一種磷形態(tài)，它有較強(qiáng)的還原性，很容易在光和氧的條件下轉(zhuǎn)化為溶解態(tài)的磷酸鹽。在某種意義上，PH3可以看作是沉積態(tài)的磷向溶解態(tài)磷轉(zhuǎn)化的一種中間產(chǎn)物[16]。大多研究者認(rèn)為PH3是由于某些厭氧細(xì)菌分解有機(jī)磷化合物的結(jié)果[17]。

水體富營養(yǎng)化會誘發(fā)藻類大量繁殖，如果不及時治理就會危害到整個水環(huán)境。主要危害包括以下幾點(diǎn)：第一、水體富營養(yǎng)化使得大量藻類覆蓋于水面，隔斷了大氣和水體間的氧平衡，加上水生生物呼吸會消耗大量溶氧，導(dǎo)致水體缺氧，造成赤潮或水華;第二、引起水生動植物大量死亡，危及整個水環(huán)境質(zhì)量，使水體變得腐敗、腥臭，還會導(dǎo)致水體透明度下降，影響整個水體的感官性狀;第三、水生動植物尸體污染水源，擴(kuò)大水體污染范圍，加大水處理的難度和成本;第四、水體富營養(yǎng)化促進(jìn)藻類生長，能分泌毒素的藻類不僅危害水生生物，而且通過海產(chǎn)品進(jìn)入人體導(dǎo)致人慢性中毒[18]。

3 3種除磷法的比較及生物除磷的發(fā)展歷程

3.1 3種除磷方法的優(yōu)缺點(diǎn)比較

3種除磷方法包括物理除磷法、化學(xué)除磷法和生物除磷法（表1）。

物理除磷法是通過吸附或絮凝生成沉淀而達(dá)到去磷目的，主要包括吸附和絮凝2種[19]。相較于其他方法，物理除磷法耗能少，不會造成污染或污染較小，且除磷快，可循環(huán)。但物理法也存在許多弊端，如：pH值對物理除磷影響較大，且在物理除磷工藝中pH值不易控制。此外，物理法成本較高，選擇性強(qiáng)，技術(shù)復(fù)雜，難以得到普遍應(yīng)用等[20]。

化學(xué)除磷法包括化學(xué)凝聚法、化學(xué)吸附法、結(jié)晶法等，這種方法是通過化學(xué)藥劑與磷酸鹽反應(yīng)生成不可溶性沉淀然后去除。此方法設(shè)備及操作簡單，處理效果較穩(wěn)定，應(yīng)用范圍廣。但由于化學(xué)藥劑的投加會產(chǎn)生大量污泥，難以后續(xù)處理，加上技術(shù)相對不夠成熟，極有可能給環(huán)境帶來二次污染[21]。

生物除磷法是通過聚磷微生物在厭氧/好氧條件下交替培養(yǎng)，將磷以聚合的形態(tài)超量儲藏在菌體內(nèi)并形成高磷污泥排出系統(tǒng)外，達(dá)到從廢水中除磷的效果。多項研究表明，在水體污染治理中，生物除磷具有良好的應(yīng)用效果[22-27]。生物除磷法的優(yōu)點(diǎn)主要有：（1）成本低、工作量小，效率高，適用范圍廣;（2）化學(xué)藥劑使用較少，不會造成二次污染;（3）水中鹽濃度較低，易于后續(xù)處理;（4）污泥肥分較高，有益于二次利用。但生物除磷法同時也存在一些缺陷，如：（1）過度依賴水質(zhì)，水質(zhì)變化對除磷效果影響較大;（2）穩(wěn)定性和靈活性比較差;（3）污泥中的磷隨著工藝循環(huán)有可能回流，影響除磷效果。

3.2 生物除磷的發(fā)展歷程

聚磷菌的首次發(fā)現(xiàn)，是Greenburg等于1955年發(fā)現(xiàn)污泥中的磷量和微生物正常生長所需量間的關(guān)系，而推斷出生物吸磷[29]。

1959年來自印度的Srinarh等曾報道廢水處理廠中污泥出現(xiàn)超量吸磷現(xiàn)象[30]，隨后Alarcon等在1961年發(fā)現(xiàn)污泥在攪拌和曝氣后有過量吸磷現(xiàn)象并發(fā)表相關(guān)報道[31]。

1965年，Shapiro和他的學(xué)生Levin對磷的吸收和釋放現(xiàn)象做了大量研究，并指出該現(xiàn)象和微生物生長代謝有關(guān)[32]。直到1972年，Shapiro等對吸磷現(xiàn)象進(jìn)行了解釋，這也就伴隨著生物除磷工藝（Phostrip工藝）的誕生[32]。

1975年，F(xiàn)uhs等發(fā)現(xiàn)活性污泥出現(xiàn)大量吸磷的前提是對磷的釋放;不久就報道了磷在厭氧條件下釋放是生物超量吸磷的前提，而且只有在較低的ORP條件下才能實現(xiàn)[33]。

20世紀(jì)90年代，人們發(fā)現(xiàn)硝酸鹽對生物除磷也具有促進(jìn)作用。1993年，Kuba等發(fā)現(xiàn)在厭氧/好氧交替條件下存在一類兼有反硝化和聚磷作用的細(xì)菌，即反硝化聚磷菌（denitrifying phosphate accumulating organisms，DPAOs），從此反硝化聚磷菌正式問世[34]。

21世紀(jì)初，王亞宜等國內(nèi)學(xué)者對反硝化聚磷菌也做了大量研究，并認(rèn)為以反硝化聚磷菌進(jìn)行除磷可減少污泥的產(chǎn)生，進(jìn)一步在我國生物除磷技術(shù)方面取得突破[35]。

直到如今，聚磷菌的發(fā)展歷程還在延續(xù)，在環(huán)境治理中仍是國內(nèi)外研究熱點(diǎn)。

4 聚磷菌的研究現(xiàn)狀

4.1 傳統(tǒng)聚磷菌的種類

聚磷菌是一類復(fù)雜的微生物群體，早期的研究認(rèn)為主要的聚磷菌是不動桿菌，實則其數(shù)量僅占1%～10%。直至目前已報道的聚磷菌按菌屬來分（表2），主要有不動桿菌屬、葡萄球菌屬、氣單胞菌屬、假單胞菌屬、微絲菌屬、莫拉氏菌屬等，其中氣單胞菌和假單胞菌就占15%～20%[16]。

4.2 反硝化聚磷菌的種類

反硝化聚磷菌是一類能夠在厭氧狀態(tài)下釋磷，缺氧存在硝酸鹽（NO-3）或亞硝酸鹽（NO-2）的情況下超量聚磷的微生物[46]。近年來，反硝化聚磷菌被陸續(xù)發(fā)現(xiàn)，其中主要包括不動桿菌屬、氣單胞菌屬、假單胞菌屬、芽孢桿菌屬、產(chǎn)堿菌屬等[47]（表3）。

4.3 聚磷菌的影響因子

4.3.1 pH值對聚磷菌的影響 生物除磷過程中的每個階段都有各自適宜的pH值，pH值的變化會引起細(xì)胞膜電荷的變化從而影響聚磷菌對營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，最終影響聚磷菌的聚磷效率。此外，pH值還會影響細(xì)胞代謝過程中酶的活性，從而影響除磷過程中的生化反應(yīng)速率。有研究表明，聚磷菌的適宜pH值范圍為7.0～8.0，此范圍內(nèi)pH值對聚磷菌的代謝和聚磷效率影響不大[72]。當(dāng)pH值為8時，除磷系統(tǒng)能充分實現(xiàn)釋磷和吸磷，并取得最好的除磷效果[73];當(dāng)pH值上升到8.5時，釋磷量反而下降，這是由于部分磷酸鹽沉淀，阻礙了聚磷菌對碳源的吸收以及磷的釋放[74-75]。

4.3.2 溫度對聚磷菌的影響 溫度對生物除磷系統(tǒng)存在一定影響，但影響不大，一般在4～37 ℃均可進(jìn)行除磷工作[70，76]。彭黨聰?shù)妊芯恳脖砻鳎?dāng)溫度在20～25 ℃之間，生物除磷速率能達(dá)到最大值[77]。而李微等研究顯示，溫度低于13 ℃時，聚磷菌不能發(fā)揮作用，除磷率低[78]。實際上，溫度主要是通過影響聚磷菌的數(shù)量和活躍程度進(jìn)而影響其聚磷效率[79]。在可控溫度范圍內(nèi)，升高溫度會加快生化反應(yīng)速率，除磷工藝運(yùn)轉(zhuǎn)速率也隨之加快，聚磷效率也更高。

4.3.3 其他因素對聚磷菌的影響 影響生物除磷系統(tǒng)的因素還有很多，比如DO（溶解氧）、COD（化學(xué)需氧量）、總有機(jī)碳/磷值等。DO是好氧微生物進(jìn)行生命活動最直接的氧化劑，而氧又是聚磷反應(yīng)的電子受體，會直接影響聚磷菌在好氧階段的聚磷效率。COD濃度對聚磷菌的聚磷效果也有直接影響，低濃度的COD會導(dǎo)致聚磷菌需求的碳源供應(yīng)不足，從而減少在厭氧階段合成的聚羥基烷酸鹽，最終影響好氧階段的聚磷效率，增加COD濃度，有利于聚磷菌除磷。

當(dāng)總有機(jī)碳含量偏低、磷含量偏高時，聚磷菌會缺乏足夠的有機(jī)質(zhì)合成聚羥基烷酸鹽，導(dǎo)致除磷機(jī)制崩潰，除磷效率變低。相反，當(dāng)總有機(jī)碳變高、磷含量變低時，充足的有機(jī)質(zhì)導(dǎo)致好氧階段的異養(yǎng)菌數(shù)量增加，與聚磷菌產(chǎn)生競爭導(dǎo)致其比重下降[80]。因此，適宜的總有機(jī)碳/磷值對生物除磷系統(tǒng)也很重要。

4.4 反硝化聚磷菌的影響因子

4.4.1 pH值對反硝化聚磷菌的影響 pH值的變化會導(dǎo)致酶活性改變，引起細(xì)胞膜電荷的變化從而影響反硝化聚磷菌對營養(yǎng)物質(zhì)的吸收，進(jìn)而影響菌株代謝。馬放等研究發(fā)現(xiàn)，pH值是DPAOs的重要理化因素，雖然對菌株生長影響較小，但對菌株的除磷效果影響卻很大，只有當(dāng)DPAOs處于中性偏堿性時，才能有效進(jìn)行脫氮除磷[81]。Filipe等認(rèn)為pH值7.25是反硝化聚磷菌的一個臨界值[82]：當(dāng)pH值>7.25時，有利于DPAOs進(jìn)行脫氮除磷工作;當(dāng)pH值<7.25時，除磷系統(tǒng)遭受破壞，除磷效果顯著下降。

4.4.2 溫度對反硝化聚磷菌的影響 反硝化聚磷菌的溫度范圍較寬，但溫度過低或過高仍會對其有一定的影響。低溫會導(dǎo)致菌膜凝膠，阻礙營養(yǎng)物質(zhì)運(yùn)輸，從而影響菌株的生長。當(dāng)溫度升高到一定限值時，菌體內(nèi)蛋白質(zhì)、酶和核酸會發(fā)生變性、失活，導(dǎo)致細(xì)菌死亡。Li等研究發(fā)現(xiàn)，溫度過低（<10 ℃）時，會明顯降低DPAOs的生長和聚磷效率[83];隨著溫度升高至35 ℃，菌內(nèi)的酶遭受破壞，DPAOs的生長受到抑制，聚磷作用也顯著下降。在20～30 ℃溫度范圍內(nèi)，有利于菌株生長和脫氮除磷效果。馬放等也發(fā)現(xiàn)反硝化聚磷菌的適宜溫度范圍為20～30 ℃，在此范圍菌株生長和除磷效果均最佳[81]。

4.4.3 其他因素對反硝化聚磷菌的影響 碳源是反硝化脫氮除磷過程中所需的重要營養(yǎng)物質(zhì)之一。由于碳源的組成成分存在差異導(dǎo)致其分解速率不同，對反硝化聚磷菌的除磷效果也不相同。Wachtmeister等研究發(fā)現(xiàn)，在厭氧釋磷階段加入一定量的乙酸、丙酸和葡萄糖等有機(jī)物，能誘發(fā)反硝化聚磷菌對磷的釋放，特別是加入乙酸時，除磷效果最佳[84]。在脫氮除磷系統(tǒng)中，不同的氮源對反硝化聚磷菌的生長和除磷效果的影響也存在一定差異。Carvalho等研究發(fā)現(xiàn)，某些反硝化聚磷菌在乙酸鹽的作用下，能夠利用O2和亞硝酸鹽進(jìn)行除磷工作而不能利用硝酸鹽[85]。Barak等指出，NO-3-N是反硝化聚磷菌缺氧吸磷階段進(jìn)行高效除磷的必備條件[86]。

4.5 聚磷菌的聚磷機(jī)理

聚磷菌在厭氧/好氧交替培養(yǎng)下，從外部環(huán)境攝取大量的磷，以聚合的形態(tài)儲藏在菌體內(nèi)并形成高磷污泥排出系統(tǒng)外，達(dá)到從廢水中除磷的效果[87]。目前公認(rèn)的聚磷理論包含厭氧釋磷和好氧吸磷2個過程。在厭氧階段，聚磷菌通過水解胞內(nèi)貯存的多聚磷酸鹽而獲得能量，并將其水解產(chǎn)生的正磷酸鹽釋放到細(xì)胞外;同時，聚磷菌將細(xì)胞外的有機(jī)大分子轉(zhuǎn)化為揮發(fā)性脂肪酸，并將其聚合產(chǎn)生的聚羥基脂肪酸作為好氧階段所需的能源儲存于細(xì)胞內(nèi)。在好氧階段，聚磷菌將聚羥基脂肪酸氧化分解供自身生長以及為攝取細(xì)胞外大量磷元素提供能量，并以多聚磷酸鹽的形式積累在細(xì)胞內(nèi)，而完成整個聚磷流程。聚磷菌的聚磷過程見圖2。Chuang等認(rèn)為反硝化聚磷菌與傳統(tǒng)聚磷菌有相似的除磷機(jī)理和潛力[88-90]。實則兩者不同于缺氧階段，反硝化聚磷菌以NO-3和O-2為電子受體，利用厭氧階段產(chǎn)生的聚羥基脂肪酸作能源，分解成乙酰CoA。得到的乙酰CoA經(jīng)過三羧酸循環(huán)和乙醛酸循環(huán)，以及聚羥基脂肪酸的分解都會產(chǎn)生氫離子和電子，它們經(jīng)過電子傳遞產(chǎn)生能量供自身生長以及大量攝取環(huán)境中的磷并合成多聚磷酸鹽。反硝化聚磷菌的聚磷過程見圖3。

4.6 聚磷菌在除磷工藝中的應(yīng)用

4.6.1 傳統(tǒng)聚磷菌除磷工藝 自1972年美國的Shapiro和他的學(xué)生Levin提出生物除磷工藝（Phostrip工藝）以來，大量的除磷工藝不斷被開發(fā)[32]。主要有傳統(tǒng)聚磷菌除磷工藝和反硝化聚磷菌除磷工藝。傳統(tǒng)的聚磷菌除磷工藝是在厭氧和好氧交替運(yùn)行的條件下達(dá)到除磷效果，典型的傳統(tǒng)聚磷菌除磷工藝包括：Phostrip工藝、A/O工藝、A2/O 工藝、Bardenpho工藝、Phoredox工藝、UCT工藝、SBR工藝和VIP工藝等[91-92]。

（1）A/O工藝和A2/O工藝。A/O工藝即Anaerobic/Oxic的簡稱，是Spector于1975年研究活性污泥菌絲膨脹時所開發(fā)出來的一種生物除磷工藝。A/O工藝與Bardenpho工藝較為相似，是當(dāng)前最簡單的除磷工藝。其流程圖如圖4（實線部分）所示，在厭氧階段聚磷微生物將胞內(nèi)的磷釋放于體外，并在好氧階段將外界的磷超量攝取。利用其超量攝磷能力將高含磷污泥以剩余污泥的方式排出處理系統(tǒng)而達(dá)到除磷目的。Anaerobic/Anoxic/Oxic即為A2/O工藝，就是在A/O工藝的基礎(chǔ)上增加一個缺氧階段，流程圖如圖4（虛線部分）[93]。缺氧段的增加能使好氧區(qū)中的混合液回流至缺氧段中，從而進(jìn)行反硝化脫氮。所以A2/O工藝既能除磷也有脫氮作用。

（2）Bardenpho工藝和Phoredox工藝。1973年，南非學(xué)者Barnard為克服A/O工藝脫氮的不完全，在試驗中發(fā)現(xiàn)，若反硝化很徹底時除磷效果比較顯著，而且認(rèn)為ORP值越低，越能促進(jìn)磷的吸收，于是開發(fā)出Bardenpho工藝（圖5實線部分）。該除磷工藝在美國、加拿大等國家被廣泛應(yīng)用。為解決回流污泥中存在的硝酸鹽和亞硝酸鹽問題，在Bardenpho工藝基礎(chǔ)上增加一個厭氧發(fā)酵池（圖5虛線部分）。使回流污泥和原廢水于厭氧池中完全混合，并進(jìn)行2輪硝化和反硝化反應(yīng)而達(dá)到徹底反硝化目的，以期促進(jìn)磷的吸收。Phoredox工藝脫氮除磷效果顯著，適用于低負(fù)荷污水廠。

（3）UCT工藝。1976年，Barnard對Phoredox工藝進(jìn)行中試研究時發(fā)現(xiàn)，倘若污泥和原廢水直接回流到厭氧池中，多少會帶有NO-3，這不利于厭氧池反應(yīng)。于是對其進(jìn)行改進(jìn)，保證厭氧區(qū)為真正的非充氧區(qū)，使污泥回流至缺氧池而非厭氧池，再將混合液由缺氧池回流到厭氧池，好氧池混合液回流至缺氧池，具體流程見圖6（即UCT工藝）。UCT工藝缺氧段中的硝酸鹽濃度低，為生物需氧量轉(zhuǎn)為發(fā)酵產(chǎn)物提供最佳條件，使厭氧階段生物除磷效果更加理想[94]。

4.6.2 反硝化聚磷菌除磷工藝 反硝化聚磷菌除磷工藝與傳統(tǒng)聚磷菌除磷工藝相比，由于反硝化聚

磷菌是以NO-3作為電子受體，能減少一定的生物需氧量和氧的消耗，并相應(yīng)減少一半的剩余污泥量。還能避免硝化時間過長和有機(jī)物的大量消耗等弊端。典型的反硝化除磷工藝有BCFS工藝和Dephanox工藝等。

（1）BCFS工藝。荷蘭Delft工業(yè)大學(xué)研發(fā)了一種既能高效脫氮除磷還減少污泥量產(chǎn)生的除磷工藝——BCFS工藝（圖7）[95]。它是在UCT工藝基礎(chǔ)上增加了2個混合液內(nèi)循環(huán)（Ⅰ和Ⅲ）以及2個反應(yīng)池（接觸池和混合池）?；旌弦簝?nèi)循環(huán)Ⅰ和Ⅲ的增設(shè)，增加了硝化和反硝化的機(jī)會，使反硝化更徹底。接觸池的增加能使混合液充分混合從而吸附剩余COD，其次能很快地反硝化脫除回流污泥中的硝酸鹽氮?；旌铣貏t可以減少污泥量的產(chǎn)生以及保證污泥的再生不會影響除磷和反硝化效果。

（2）Dephanox工藝。1992年，Wanner開發(fā)出一種具有很好的除磷脫氮效果，且含硝化和反硝化雙泥回流系統(tǒng)的脫氮除磷工藝——Dephanox工藝（圖8）。Dephanox工藝增加了1個中沉池用于泥水分離，使富集氨氮的上清液直接進(jìn)入好氧（生物膜）池進(jìn)行硝化反應(yīng);而含有大量有機(jī)物的反硝化聚磷菌沉淀則與好氧（生物膜）池結(jié)束硝化反應(yīng)產(chǎn)生的消化液共同進(jìn)入缺氧階段，以NO-3作為電子受體進(jìn)行一系列除磷工作[95]。Dephanox工藝能充分節(jié)省除磷系統(tǒng)中的能量，降低剩余污泥量的產(chǎn)生及解決反硝化系統(tǒng)中碳源不足等問題。

5 結(jié)論與展望

隨著對聚磷菌研究的不斷深入和改進(jìn)，聚磷菌除磷技術(shù)已成為水污染治理的重要技術(shù)。但目前的聚磷菌除磷技術(shù)主要是基于傳統(tǒng)、單一的除磷措施，多是以A/O及A2/O工藝衍伸出來的除磷工藝，而沒有將多種除磷技術(shù)組合成有效的凈化系統(tǒng)以達(dá)到高效除磷目的。因此筆者對聚磷菌在生物除磷與其他除磷技術(shù)聯(lián)用的發(fā)展有以下幾點(diǎn)看法，為磷的高效去除提供理論依據(jù)和重要保障。

5.1 物理法模擬固定化微生物技術(shù)

固定化微生物技術(shù)（Immobilized Micro-organisms）在廢水除磷處理中廣泛使用，主要方法有吸附法、交聯(lián)法和包埋法，是通過聚乙烯醇（PVA）、海藻酸鹽、瓊脂、明膠等固定聚磷微生物，達(dá)到除磷效果。常會慶等的物理生態(tài)工程（PEEN）研究給了廢水除磷處理很大的一個啟示，利用納米材料固定聚磷微生物，模擬固定化微生物技術(shù)達(dá)到除磷目的，將是具有前景的發(fā)展方向[16]。

5.2 生物除磷與化學(xué)除磷的聯(lián)用技術(shù)

有研究表明，生物法除磷在低磷濃度的廢水中除磷效果較好，但在濃度較高時會有一定的局限性，需要化學(xué)除磷方法輔助方能很好地除磷[96]。劉鈺等為了研究生物除磷和化學(xué)除磷之間的關(guān)系，在厭氧階段添加一定量的FeCl3，結(jié)果發(fā)現(xiàn)生兩者間產(chǎn)生了協(xié)同作用，除磷效率也有很大的增強(qiáng)[97]。李子富等研究也表明，在除磷工藝中添加化學(xué)劑（聚合氯化鋁）能提高除磷效果，使出水磷含量達(dá)到污水排放標(biāo)準(zhǔn)[98]?？梢妼⑸锍缀突瘜W(xué)除磷相結(jié)合，在未來的廢水除磷中具有廣闊的發(fā)展前景。

5.3 以磷化氫的形式除磷技術(shù)

氣態(tài)磷的產(chǎn)生是由于厭氧磷酸鹽還原菌分解有機(jī)化合物的結(jié)果，這些厭氧菌的發(fā)現(xiàn)為廢水除磷找到一種新的方法。探索開發(fā)以磷化氫形式除磷的發(fā)展理念，將會是未來的研究方向。

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