本案例位于我国西南地区某市，该污水处理厂的设计规模为10×10⁴ m³·d⁻¹，主要处理生活污水及少量工业废水，采用改良型A²/O微孔曝气Carrousel氧化沟工艺。工程分2期建设，每期的处理规模均为5×10⁴ m³·d⁻¹。一期工程的生化池分2组，分别为1^#池和2^#池；二期工程的生化池分2组，分别为3^#池和4^#池。这两期工程的构筑物参数基本一致，生化池的布置如图1所示。

该污水处理厂的工艺优化调控内容主要体现在生化池运行方式方面。生化池的池型具有完全混合及推流模式的特点，活性污泥浓度变化系数小，进水迅速被稀释，系统的抗冲击负荷能力较强。预缺氧、厌氧、缺氧、好氧段的水力停留时间(HRT)分别为0.5、1.3、1.8和5.6 h。设计污泥龄为10～15 d，污泥外回流比为100％。通过闸板阀可调节进入预缺氧池和厌氧池的污泥量；混合液回流量采用闸板控制，利用好氧区已有水下推流器将混合液送至缺氧区或厌氧区，可省去常规的内回流泵，起到节省电耗的作用。

优化调控包括2个方面：1)通过关闭部分曝气立管阀门，减少曝气量，调节系统供氧量；2)通过调整闸板开合，改变回流方式，充分发挥反硝化除磷菌的作用。

该污水处理厂设计进出水水质如表1所示。各项出水指标均达到GB18918－2002《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标排放标准。该污水处理厂的实际进水水质如表2所示。进水水质各指标的波动较大，COD、TP、TN等指标最大值远超设计进水指标，某些指标最大值甚至超过平均值的2倍。

1)生物释磷过程。取外回流污泥淘洗3遍，稀释3倍后取均匀混合污泥检测混合液悬浮固体浓度(MLSS)、污泥挥发性悬浮固体浓度(MLVSS)等指标；再投加乙酸钠(以COD计，质量浓度约为200 mg·L⁻¹)并对污泥进行搅拌；分别在反应时间为15、30、60、90和120 min时进行取样；过滤样品并测定其中的正磷酸盐质量浓度和COD。实验温度控制在(25±1)℃

2)好氧吸磷和缺氧吸磷过程。参照上述步骤使污泥保持在厌氧条件；为去除$ {\rm{PO}}_4^{3-} $-P和剩余部分碳源，再将释磷后的污泥淘洗2遍；加入磷酸二氢钠，控制磷酸盐质量浓度为20 mg·L⁻¹；将污泥分为2份，对其中1个容器进行曝气(溶解氧的质量浓度大于3 mg·L⁻¹)，在另一容器中加入过量硝酸盐(硝态氮的质量分数约7 mg·g⁻¹，以每克MLSS计)并搅拌；在反应时间分别为15、30、60和120 min时，过滤2个容器中的样品并测定滤液中的正磷酸盐质量浓度。实验温度控制在(25±1)℃。

COD、${\rm{PO}}_4^{3-} $-P、TP、${\rm{NH}}_4^{+} $-N和TN等水质指标，以及MLSS、MLVSS等污泥指标均按《水和废水检测分析方法》(第4版)测定。采用质量平衡分析法分析构筑物对污染物去除的贡献^[14]。基于物料守恒原理，根据每组池中流入/流出的水量及相应污染物质量浓度，算出污染物的削减量，即可计算该构筑物对去除某污染物的贡献率。以缺氧池为例，具体计算方程如式(1)所示。

式中：△A_an,C,N,P指缺氧池内污染物的削减容量，kg·d⁻¹；Q₀与Q_r 分别指进水流量及内回流量，m³·d⁻¹；C_r 指内回流硝化液中污染物的浓度，g·m⁻³；C_inf、C_eff分别指构筑物进水及出水的污染物浓度, g·m⁻³；C、N、P分别指COD、TN及TP。预缺氧池、厌氧池及好氧池对污染物的削减量亦可参照式(1)计算。

每组生化池好氧区均设有16根曝气管，每根曝气管通过阀门调整开度。对好氧区曝气系统进行优化，关闭好氧区后端5根曝气管的阀门，平均曝气量由8 800 m³·h⁻¹降至7 000 m³·h⁻¹，好氧区末端的平均DO从2.5 mg·L⁻¹降至低于1.0 mg·L⁻¹。在搅拌器及水流的推动下，混合液中的溶解氧继续往好氧区后端较快流动。尽管部分曝气管被关闭，但从溶解氧数值上来看，系统仍处于好氧状态，故好氧段的HRT并未缩短。虽然进水COD波动较大(80～526 mg·L⁻¹)，但是出水COD十分稳定，始终低于30 mg·L⁻¹(见图2(a))，说明进水COD的波动对出水影响很小。如图2(b)所示，系统对${\rm{NH}}_4^{+} $-N的处理较稳定，出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N始终低于5 mg·L⁻¹，大多数情况${\rm{NH}}_4^{+} $-N均小于1 mg·L⁻¹。上述结果表明，尽管曝气量的下降抑制了系统的硝化效果，使得出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N时有上升，但是系统的硝化效果仍能使出水${\rm{NH}}_4^{+} $-N达标，说明调控前系统存在过曝情况。 进水TN(见图2(c))及TP(见图2(d))波动较大，而出水TN和TP在调控前后变化较明显。调控前，污水处理厂出水平均TN为9.1 mg·L⁻¹。经过优化曝气系统后，出水TN平均值降至7.0 mg·L⁻¹，出水TP平均值为0.21 mg·L⁻¹，2种指标均更稳定。

以上数据表明，该污水处理厂的出水COD、${\rm{NH}}_4^{+} $-N、 TN、TP指标均可达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)一级A标准(COD < 50 mg·L⁻¹，${\rm{NH}}_4^{+} $-N <5 mg·L⁻¹，TN<15 mg·L⁻¹，TP<0.5 mg·L⁻¹)。优化曝气系统后，曝气量减少了20%，在出水水质指标达标的前提下，节能效果显著。随着缺氧区溶解氧由0.7 mg·L⁻¹降至0.3 mg·L⁻¹，厌氧区溶解氧由0.3 mg·L⁻¹降至0.1 mg·L⁻¹，故在好氧池能与进水耗氧污染物(以COD计)反应的溶解氧大量减少，进而可提高进水碳源利用率。在PAO的代谢过程中，有3种起重要作用的化合物：聚磷酸盐、糖元质、聚-β-羟丁酸(PHB)。过量曝气发生时，PAO在快速氧化完PHB之后会氧化糖元质，使得PAO在厌氧条件下吸收易降解有机物的能力降低，因而会对生物吸磷产生不利影响^[15]。另外，内源聚合物的积累对反硝化脱氮有重要作用，过量曝气会使PAO快速氧化完并会消耗内源聚合物^[16]，进而影响脱氮效率。因此，控制适宜的曝气量除了可促进生物脱氮除磷，还可降低曝气能耗。

采用质量守恒分析方法研究不同生化池对污染物去除量的贡献，可为污水处理过程的控制提供参考。如图3所示，COD的去除主要发生在预缺氧池，占总去除量的68.9%，其主要作用为异养菌对有机物的吸收、活性污泥对有机物的吸附等；而23.0%的COD在厌氧池被去除。在预缺氧池中，有明显的释磷现象发生。预缺氧池出水磷含量为进水的3.7倍，表明生物释磷效果良好。在HRT为0.5 h时，预缺氧段不仅能去除外回流液中的硝态氮，其生物释磷作用也很明显，说明反硝化菌和PAO在该池段内具有较高的反应速率。在厌氧池中，89.5%的TP被去除，70.8%的TN被去除。开启闸板阀2^#(见图1)后，污泥通过内回流进入厌氧区，带入大量的硝酸盐，产生了明显的反硝化现象。

综上所述，厌氧池为脱氮除磷的主要场所，对氮磷的去除贡献均超过70%。同时，这表明在厌氧池内发生了明显的反硝化除磷现象，实现了“一碳两用”，节约了碳源，也节约了好氧吸磷所需要的曝气量。

取外回流污泥，分析了厌氧状态下其释磷情况及释磷速率，结果如图4所示。投加过量乙酸钠后，反应进行至15 min时，水中磷的质量浓度快速升至6.1 mg·L⁻¹，相应的释磷速率(以每克 VSS降解的磷质量浓度计，下同)达到8.7 mg·h⁻¹。随后，尽管释放的磷酸根不断增多，但是释磷速率呈下降趋势。反应进行至120 min时，污泥中磷酸根达到18.7 mg·L⁻¹，平均释磷速率为3.35 mg·h⁻¹。此时的释磷速率较快，表明活性污泥中PAO量多。

将释磷后的污泥清洗2遍，再进行吸磷实验，结果如图5所示。吸磷在2种状态下进行：曝气状态(好氧)和硝酸盐状态(缺氧)。最初的15 min，好氧和缺氧状态的吸磷速率(以每克VSS吸收的磷质量浓度计，下同)分别达到6.9和5.0 mg·h⁻¹，好氧吸磷速率明显快于缺氧吸磷速率。这是由于在吸磷过程中，起始阶段的PAO体内有充足聚羟基脂肪酸酯(polyhydroxyalkanoates，PHAs)，分子氧更易被PAO利用，故吸磷速率较高。在没有分子氧的环境中，DPAO迫切需要利用硝酸盐氧化细胞内贮存的PHAs，进行呼吸作用实现能量储存，并从环境中实现对磷的吸收，从而达到同步反硝化和超量吸磷的效果，最终达到提升脱氮除磷效率的目的。反应进行至120 min时，活性污泥在好氧及缺氧状态下的吸磷速率相差不大，此时磷的削减量分别为11.51 mg、10.75 mg。该结果表明，PAO可在好氧或缺氧状态下吸磷，且在好氧状态下吸磷效果更佳，证实PAO中90%以上为DPAO。这2种吸磷过程均存在过量吸磷和微生物合成作用消耗磷的情况，但由于停留时间较短，污泥产量较少，可忽略微生物合成作用，所以可推断大多数磷酸盐是被PAO所吸收去除。因此，可利用该方法来估算微生物菌DPAO在PAO中的占比。

反应进行至120 min时，缺氧状态下微生物吸收的磷酸盐及去除的硝酸盐分别为10.75 mg、7.92 mg，其比例(△${\rm{PO}}_4^{3-} $-P/△$ {\rm{NO}}_3^{-}$-N)为1.36。刘建广等^[17]的研究表明，缺氧阶段每消耗1 mg ${\rm{NO}}_3^{-} $-N吸收约1 mg $ {\rm{PO}}_4^{3-} $-P，故系统中足量的硝酸盐可促进缺氧吸磷的发生。在实验过程中，若混合液中残留氧气较多，将导致△${\rm{PO}}_4^{3-} $-P/△${\rm{NO}}_3^{-} $-N大于1。这是由于氧气的存在会促进磷的吸收。HU等^[18]研究了厌氧/缺氧(A/A)条件下驯化污泥中微生物以${\rm{NO}}_3^{-} $N、${\rm{NO}}_2^{-} $N、O₂ 3种物质为电子受体的反硝化除磷作用，发现只有少数微生物仅以O₂为电子受体，大部分PAO能以${\rm{NO}}_3^{-} $N、${\rm{NO}}_2^{-} $N、O₂为电子受体，超过PAO总量的50%，故可充分利用PAO进行反硝化除磷。 RONG等^[19]发现，当SBR反应器在低溶解氧((1±0.3) mg·L⁻¹)的短好氧阶段，系统可实现硝化、内源反硝化、反硝化除磷和好氧吸磷的同步进行，从而可节省约65%的曝气能耗。微生物群落分析还表明，DPAO能同时参与脱氮除磷过程^[20]。综上所述，精确管控溶解氧浓度对实现反硝化除磷十分重要。

1)减少曝气量实现节能降耗并提高反硝化除磷效率。生化池为完全混合式池型，泥水混合液在厌氧池、缺氧池、好氧池内可形成大循环。其中，好氧池末端的混合液部分流入二沉池，其余进入缺氧池；缺氧池的混合液部分进入好氧池，其余进入厌氧池。当好氧池后端的曝气阀门关闭后，系统供氧量减少，使得好氧池末端的溶解氧较低(低于1 mg·L⁻¹)，而进入缺氧池和厌氧池的溶解氧大大减少为反硝化除磷过程提供了更适宜的环境。根据沿程数据，缺氧池出水COD已达排放标准，故好氧段主要任务是削减氨氮。因此，精确管控溶解氧指标可在实现节能降耗的同时，提高系统的反硝化除磷效率。

2)改变回流方式提升了系统生化处理效率。约50%的外回流污泥进入预缺氧池中，利用进水中的有机质作为电子供体将外回流液中的硝态氮经反硝化去除，进水中多余的碳源则用于生物释磷，含有磷酸根的混合液进入厌氧池；同时，厌氧池和缺氧池间的闸板阀打开后，在水流的作用下含有硝酸盐的混合液进入厌氧池。此时，厌氧池中的硝酸盐、磷酸根及DPAO为反硝化除磷反应提供了有利条件，并强化了生物脱氮除磷效果。与传统的厌氧池生物释磷作用不同，由于进水中易降解的有机质已被PAO利用，故无法继续释磷，因此，本案例中厌氧池成为脱氮除磷的主要场所。

3)完全混合式池型内部的混合结构可保证系统的抗负荷冲击能力。完全混合式池型能保持池内各点水质和微生物均匀混合，且当污水与回流污泥进入生化池后，立即同池内原有混合液充分混合。整个系统的循环比约为50～70倍，这意味着系统进水水质、水量出现波动，甚至水质超标时，污染物被快速稀释或降解，出水水质依然稳定达标，整体抗负荷冲击能力极强。

1)预缺氧段反硝化菌和PAO具有较高的反应速率，能去除外回流液中的硝态氮，生物释磷作用也很明显。厌氧池是氮磷去除的主要场所，反硝化除磷效果显著，总氮、总磷在厌氧池的削减量分别占其总削减量的70.8%和89.5%。

2)系统中存在反硝化除磷现象。好氧吸磷和缺氧吸磷实验证实，PAO中90%以上为DPAO。DPAO亦可在好氧段吸磷。

3)完全混合式池型系统具有很强的缓冲能力和污染物处理能力，即使偶尔进水超标，系统对污染物的去除效果仍较理想，出水水质能稳定达标。

4)改良型A²/O工艺曝气系统优化后有利于PAO、DPAO和反硝化菌的生长，提高了上述优势菌的生存竞争能力和协同效应，强化了生物脱氮除磷效果，适合直接应用于低C/N污水的处理。