目前，水环境氮磷元素污染是我国水污染防治的首要目标之一。在处理生活污水时，生物法脱氮除磷因具有处理成本低、效果好且稳定等优点，成为主要治理手段。然而，冬季环境温度过低，城市污水厂常规生物工艺经常出现处理效率下降、出水水质不达标等情况。针对低温污水的强化处理方法主要有投加化学药剂、投加耐低温菌剂和优化运行工艺，但存在运行费用高、驯化周期长、容易引起二次污染等问题。因此，探索一种行之有效的低温脱氮除磷方法对寒冷地区污水处理至关重要。

铁碳微电解（ICME）利用电化学腐蚀原理和一系列协同作用（包括絮凝沉淀、络合反应和物理吸附等）去除污染物，是水处理领域最具潜力的环境友好型技术。但传统铁碳微电解技术在污水处理中会出现处理效率低、易钝化等问题。有学者提出以微电解颗粒作为微生物载体，提升污水中抗生素、重金属和常规污染物的去除效果，并延长微电解填料的使用寿命。微电解颗粒在低温污水处理系统及低碳氮比污水处理工艺中均具有良好的脱氮除磷及有机物去除效果。但微电解强化低温除磷机理及对活性污泥生化系统的影响还有待进一步研究。笔者制备了新型铁碳微电解颗粒填料，构建了ICME-SBR低温污水处理系统，并分析其处理效果及强化除磷机制，旨在为微电解强化低温脱氮除磷实际工程应用提供技术支撑，并为我国北方地区冬季低温污水处理提供参考。

1、材料与方法

1.1 试验用水和接种污泥

试验进水为人工模拟生活污水，选用无水乙酸钠作为碳源，磷源为磷酸二氢钾，氮源由氯化铵和硝酸钠共同提供，具体水质：COD为170~220mg/L，TP为7~11mg/L，NH4+-N为15~30mg/L，NO3--N为0~2.8mg/L，微量元素为1mL/L。

试验所用活性污泥取自辽宁省抚顺市三宝屯污水处理厂二沉池回流污泥，该污水厂采用A2/O工艺，污泥经闷曝后在SBR装置中进行驯化。

1.2 SBR装置与运行

低温污水处理影响因素试验采用SBR反应器，如图1所示。SBR装置由双层有机玻璃制成，为圆柱体，其内径为14cm、高为85cm，工作容积为12L，外层与水浴桶相连进行冷水循环。反应器侧壁设有多个取样口以及水浴进出口，在底部一侧设有排泥口，反应器底部内侧安装微孔曝气盘，还设有气体转子流量计以实现系统定量曝气，顶部安装电动搅拌装置。系统连接酸度仪和蠕动泵实时控制pH。SBR每日运行4个周期，每个周期6h，运行模式为瞬时进水-厌氧120min-好氧120min-沉淀30min-瞬时排水-静置。MLSS为3000mg/L，室温运行SRT为15d，低温运行SRT为20d，利用时控器和电磁阀实现系统自动控制。

1.3 检测项目及方法

COD、TP、TN等常规指标参照《水和废水监测分析方法》（第4版）进行检测。

利用扫描电子显微镜（SEM）检测铁碳微电解颗粒切面形貌；利用X-射线衍射仪（XRD）分析颗粒的晶体结构；利用比表面积和孔隙分析仪检测颗粒比表面积和孔隙；利用气相色谱检测糖原（Gly）浓度；利用硫酸蒽酮法检测胞内聚羟基烷酸酯（PHB）含量；利用钼锑抗分光光度法测定聚磷（poly-P）含量；利用TTC-DHA活性检测方法和INT-ETS活性检测方法测定微生物活性指标；利用高通量测序对样品基因组进行提取，并以稀释后的基因组DNA为模板，采用带Barcode引物341F与806R扩增16SrDNA基因的V3-V4区域，再进行测序分析，以探究系统微生物菌群的变化规律。

1.4 新型铁碳微电解颗粒的制备

铁碳微电解颗粒以海绵铁（65%）和活性炭（22%）为主要电极材料，以水性聚氨酯为黏合剂，以碳酸铵为致孔剂，并添加催化剂等物质。首先，将海绵铁在10%氢氧化钠溶液中浸泡120min以去除表面油渍，在稀盐酸中浸泡60min以去除表面氧化物，再用超纯水洗涤至中性并进行干燥。然后，将海绵铁（65%）、活性炭（22%）、致孔剂（2.5%的碳酸铵）、催化剂（5%的Cu）、复合金属催化剂（3%的CO、Mn、Ti、Ni）和添加剂（2.5%）等原料混合并搅拌均匀；将0.24%的N，N-亚甲基双丙烯酰胺和1.5%的过硫酸钾加入到含固量为10%的水性聚氨酯中并搅拌均匀，再加入上述混合物，制成颗粒，颗粒直径控制在5~10mm。最后，在颗粒表面覆盖活性炭粉，并将其置于真空干燥箱中，在无氧、100℃条件下干燥60~90min，制得铁碳微电解颗粒。

1.5 单因素试验

SBR反应器在室温下启动，逐渐降低温度至10℃，运行稳定后考察不同微电解颗粒投加量（0、1.0、1.7、2.6、3.3、4.0g/gMLSS，用Ⅰ~Ⅵ表示）、pH（6.5、7.0、7.5、8.0，用1~4表示）、DO（0.98~1.77、1.75~2.18、2.84~3.22、3.95~4.24mg/L，用①~④表示）对ICME-SBR系统污水处理效果的影响，检测COD、TP、NH4+-N、NO3--N、TN浓度。

1.6脱氮除磷机理及菌群结构试验

每隔30min于稳定运行的低温ICME-SBR系统取适量污泥样品，检测PHB、poly-P、Gly、COD、TP及DHA和ETS活性，分析微电解颗粒对聚磷菌（PAOs）代谢特征及酶活性的影响。从污水厂、低温SBR和低温ICME-SBR系统取污泥样品，分别记作H1、H2、H3，进行高通量测序，分析微电解颗粒对低温SBR系统菌群结构的影响。

2、结果与讨论

2.1 微电解颗粒性能分析

2.1.1 微电解颗粒微观形态

微电解颗粒使用前的表面形貌如图2所示。使用前微电解颗粒表面凹凸不平，还有一些不规则裂缝。内部结构疏松多孔，骨架结构丰富。微电解颗粒使用前为均匀的圆球形，表面相对平滑，颗粒表面略有粗糙感，但总体结构完整，形态规则，显示出较好的初始机械强度。使用一年后，颗粒形态从圆球形变为椭球形，表面变得更加粗糙，出现了明显凹凸不平和表面磨损的痕迹。此外，颗粒表面还出现了一些黑色斑点和局部剥落现象，未见显著破碎。这些变化表明，微电解颗粒在长时间的使用过程中，虽然经历了水流冲刷和颗粒碰撞，但仍保持了较好的机械强度和结构完整性。颗粒在保持良好机械强度的同时拥有发达的孔隙，有利于颗粒与污水和活性污泥之间充分接触，反应活性位点数量增加，微电解反应效率得到较大提升。

2.1.2 微电解颗粒中金属元素状态

微电解颗粒XRD的表征结果如图3所示。

微电解颗粒中的铁元素主要以零价铁形式存在，还有部分以铁的氧化物FeO、Fe2O3和Fe3O4形式存在，C以石墨形式存在，此外还有少量SiO2。颗粒整体锋形尖锐，没有明显肩形态存在，表明物质晶体结构较完整，晶体化程度高，Fe和C作为电化学反应电极可形成大量微小催化原电池，保证了铁碳微电解电化学反应的进行。

2.1.3 微电解颗粒的结构性能

为了考察新型铁碳微电解颗粒内部孔隙情况，采用氮吸附脱附法分析了新型铁碳微电解颗粒的结构性能。经检测，微电解颗粒的BET比表面积为10.93m2/g，Langmuir比表面积为25.39m2/g，颗粒总孔容积为0.0124cm3/g，BJH孔径为4.86nm，属于典型介孔结构。可见，微电解颗粒在处理污水过程中可能存在一定程度的吸附作用，但主要是在传质中提供通道和构建微电解反应场所。

微电解颗粒的氮吸附脱附曲线如图4所示。可以看出，等温线为Ⅱ型，吸附量曲线随相对压力的增大迅速上升，曲线呈现上凸状态，通常单层吸附完成后曲线会出现拐点，相对压力继续增大，并逐渐形成多层吸附，达到饱和蒸气压时吸附层数无穷多。

综上所述，ICME颗粒的物理和化学性质表明它适合作为污水处理的生物载体。

2.2 ICME-SBR系统低温处理污水影响因素分析

2.2.1 微电解颗粒投加量的影响

当ICME-SBR系统水温为10℃时，微电解颗粒投加量对COD和TP去除效果的影响如图5所示。可以看出，随着微电解颗粒投加量的增加，COD和TP去除效果有所提高。当投加量由0增加至2.6g/gMLSS时，COD平均去除率由66.50%增加至78.87%，平均出水COD浓度降至40.79mg/L；TP平均去除率由65.57%增加至94.34%，平均出水TP浓度降至0.48mg/L，出水COD和TP浓度均达到污水排放一级A标准。当投加量继续增加时，对COD和TP的去除效果趋于稳定。

分析认为，铁碳微电解颗粒在污水处理过程中作为微生物的固定化载体对微生物活性起到了强化作用，提高了微生物对污染物的吸收和代谢能力，同时通过颗粒物化作用可去除部分污染物，提高污水处理效果。此外，铁元素属于微生物体内的矿物营养，是微生物生长所必需的物质，同时也是氧化还原载体，适量铁离子的存在对微生物具有促进作用，且达到微生物所需含量之前促进作用明显，当投加量超过2.6g/gMLSS时，促进作用不再明显提升。TP去除率的提高不仅与ICME颗粒促进微生物代谢有关，还与铁离子引起的化学磷沉淀有关。微电解颗粒在污水中发生催化原电池反应，在阳极附近生成Fe2+，在有氧环境下，生成的Fe2+亦可被溶液中的溶解氧氧化为Fe3+，二者均会与磷酸盐反应生成沉淀，降低污水中TP的浓度。

同时发现，随着微电解颗粒投加量的增加，NH4+-N和TN去除率均呈上升趋势，当投加量为2.6g/gMLSS时，去除率均达到最大值，分别为65.43%和51.71%，分别增加了21.56个百分点和21.88个百分点。分析认为，铁离子作为微生物的矿物营养、细胞膜和酶活性的激活剂，对微生物的生长代谢具有促进作用，又因为硝化细菌的细胞多具有复杂的膜内褶结构，铁离子能够改善细胞膜的渗透性，营养物质吸收加快，进而促进硝化作用的进行。因此，综合考虑低温脱氮除磷及有机物去除效果，确定ICME-SBR系统低温运行的微电解颗粒最佳投加量为2.6g/gMLSS。

2.2.2 pH的影响

在ICME-SBR系统水温为10℃、微电解颗粒投加量为2.6g/gMLSS条件下，进水初始pH对有机物降解的影响很小。当进水pH由6.5增加到7.0时，COD去除率由73.85%提高到77.75%，平均出水COD浓度为43.26mg/L；继续提高进水pH至8.0，COD去除率曲线先保持不变后呈平缓下降趋势，说明进水pH在6.5~8.0范围内时，ICME-SBR系统具有较强的有机物降解能力。分析原因，能够降解有机物的微生物种类较多，且不同微生物适宜生长的pH范围不尽相同，同时在微电解颗粒中添加的复合金属催化剂保证了在较高pH条件下微电解的反应速率。

pH对TP和TN去除效果的影响如图6所示。可以看出，随着pH的升高，TP和TN的去除率呈先小幅度上升随即下降的趋势，NH4+-N去除率的变化趋势亦相同。酸性环境会导致微生物酶活性降低，引起细胞结构破裂并影响生化反应的正常进行，聚磷菌代谢活动变得缓慢使生长繁殖受到影响，但相对较低的pH更有利于铁碳微电解电化学反应的进行，在较低的pH条件下，ICME产生的Fe2+较多，在有氧环境中其被氧化为Fe3+，与磷酸根反应生成沉淀从而被去除，使TP去除率得以提高，这也是系统在较低pH条件下能够保证较高TP去除率的原因。同时还发现，当系统pH为7.0时，聚磷菌与微电解的协同作用对TP的去除效果最好，TP去除率为95.00%，平均出水TP浓度为0.47mg/L。有研究指出，在10℃低温条件下，pH为7.5比pH为7.0更适合PAOs生长，较高的pH可能会降低聚糖菌的丰度，增加PAOs比例，此结论与本试验结果并不相同。分析认为，pH对微电解反应的影响大于生化反应，ICME-SBR系统除磷包括生物除磷和微电解化学除磷，pH为7.0更有利于微电解反应，不仅能够促进低温聚磷菌活性以提升生物除磷效率，而且还能够产生磷胶体沉淀。

在pH为7.0时NH4+-N去除率达到最大值70.61%，平均出水NH4+-N浓度为6.21mg/L，铁碳微电解颗粒对NH4+-N去除效果的提升主要是铁离子促进硝化细菌的硝化作用。继续提高pH至8.0时，脱氮除磷率均降低，对TP和TN的去除率分别降低了16.34个百分点和21.42个百分点。这可能是因为pH的升高使系统电解产生的Fe2+和Fe3+易形成氢氧化铁或氧化铁沉淀，并附着在细菌表面，降低了细菌的脱氮活性。因此，综合考虑低温脱氮除磷及有机物去除效果，确定ICME-SBR系统低温运行最佳pH为7.0。

2.2.3 DO的影响

当ICME-SBR系统水温为10℃、微电解颗粒投加量为2.6g/gMLSS、进水初始pH为7.0时，在好氧阶段不同DO浓度的环境中，COD去除率相对于其他水质参数变化较小，COD浓度随着DO浓度的增加逐渐降低并趋于稳定。当DO浓度增至2.84~3.22mg/L时，COD平均去除率为80.57%，平均出水COD浓度为38.58mg/L，能够达到污水排放一级A标准。继续增加DO浓度，COD去除效果并没有进一步提高。分析认为，大部分有机物已经被厌氧反应阶段的异养微生物降解，好氧反应阶段的溶解氧对COD去除并没有影响。

DO对TP和TN去除效果的影响如图7所示。从图7（a）可以看出，ICME-SBR系统对TP的去除率呈先上升后下降的趋势，较低的DO浓度不利于PAOs在好氧阶段对磷的吸收，同时好氧阶段聚磷菌与硝化细菌之间存在竞争氧气的关系，使磷的好氧吸收过程进一步受阻。当DO浓度增至2.84~3.22mg/L时，TP平均去除率达到最大值94.88%，平均出水TP浓度为0.49mg/L，此后继续增加DO浓度则TP去除率开始下降。这主要是因为过高的DO会使PAOs胞内储存的PHB被大量消耗，持续的高浓度DO运行将逐渐使胞内PHB反应枯竭以及ploy-P达到饱和，导致后续周期磷的释放不足，对磷的去除能力下降，同时高浓度的DO还会增加系统内聚糖菌的丰度以及铁碳微电解颗粒的消耗量。

提高好氧阶段系统中的DO浓度可以明显提高NH4+-N和TN的去除效果，即DO浓度的增加显著促进了硝化和反硝化作用。NH4+-N和TN的去除率在DO浓度为2.84~3.22mg/L时分别达到最大值70.01%、58.12%。继续增加DO浓度，对提高NH4+-N和TN的去除效果不明显。根据Monod方程，硝化细菌的生长速率受系统中NH4+-N和DO浓度的共同影响。当进水NH4+-N浓度一定时，在一定DO范围内生长速率会随DO的增加而加快，较高的DO浓度有利于NH4+-N降解。因此，ICME-SBR系统低温运行最佳DO浓度为2.84~3.22mg/L。

2.3 ICME-SBR系统磷的代谢机理分析

2.3.1 ICME-SBR中PAOs的代谢特性

在低温环境下，ICME-SBR系统中COD、TP、PHB、ploy-P和Gly浓度的变化如图8所示。

厌氧释磷阶段，活性污泥ploy-P和Gly含量呈下降趋势，分解量分别为83.78和45.53mg/gVSS，PHB积累量为78.93mg/gVSS。厌氧反应结束后，COD浓度降至34.87mg/L，TP浓度达到31.63mg/L，是初始TP浓度的2.76倍。释磷速率较文献有较大提升。由此可知，低温ICME-SBR系统富集了大量高活性聚磷菌。在厌氧阶段，PAOs能够水解细胞内的poly-P转化为PO43-释放到细胞外部，使污水中磷酸盐浓度增加，在该过程中产生的能量用于吸收污水中的外碳源，使COD浓度大幅降低，并以PHB的形式储存在细胞内，糖原也被转化为PHB储存在细胞内。

好氧吸磷阶段，污泥中的Gly和ploy-P逐渐积累。同时，PHB和TP曲线呈稳定下降趋势，好氧结束时TP浓度为0.47mg/L，PHB分解量为82.74mg/gVSS，好氧阶段聚磷合成量和糖原积累量分别为91.28和37.70mg/gVSS。这是由于PAOs以氧作为电子受体，以厌氧阶段体内储存的胞内聚合物PHB作为碳源和能量源，对污水中可溶性正磷酸盐过量吸收并储存转化为poly-P，在细胞内积累，达到除磷的目的。此外，好氧阶段COD浓度曲线持续下降，反应结束时出水COD浓度为23.92mg/L。好氧反应过程中微生物自身生长繁殖消耗掉部分外碳源，此外，活性污泥系统少量异养菌进一步降解有机物。有研究者利用SBR装置以相同的运行模式并投加相同碳源在20℃时对聚磷菌的代谢特性进行了相关研究，与本试验结果相近。可见，铁碳微电解颗粒的投加强化了低温条件下聚磷菌的代谢，使其与室温条件下的代谢能力相近甚至更高。

2.3.2 ICME-SBR中酶活性的变化

典型周期内活性污泥系统酶活性的变化如图9所示。可知，在厌氧阶段进行到30min时，DHA和ETS活性在厌氧阶段均达到最大值，分别为12.40和99.56μg/（mgVSS·h）。同时，微生物快速适应了好氧环境，并在好氧反应30min时DHA和ETS活性均达到最大值，分别为13.34和102.88μg/（mgVSS·h），之后呈下降趋势。据文献报道，低温条件下，微电解颗粒的电化学反应速率有所减慢，这会进一步影响电子的传递效率，从而减弱对微生物活性的促进作用。本试验结果与其相同，尽管存在低温影响，但微电解仍能显著增强ICME-SBR系统中功能酶的活性。模拟生活污水中有机物分子颗粒较小，容易被活性污泥微生物吸收利用。随着好氧吸磷过程的进行，基质被消耗，脱氢酶和电子传递体数量明显减少，DHA和ETS活性逐渐降至6.54和78.65μg/（mgVSS·h），与好氧30min时的数值形成鲜明对比。该系统在厌氧阶段的酶活性主要与PAOs厌氧释磷和有机物降解有关，而好氧阶段酶的活性主要与PAOs好氧吸磷有关。

2.4 ICME-SBR系统菌群结构

2.4.1 微生物种群多样性和丰富度分析

采用IlluminaNovaSeq测序平台对三个污泥样本进行分析，三个样品的物种覆盖度均达到了99%以上，表明此次高通量测序结果能够准确代表样本中微生物的真实情况。选取ACE指数、Chao1指数、Shannon指数和Simpson指数表征样品中物种分布的多样性和均匀度。三个样品中Chaol指数和ACE指数均为H1>H3>H2，这是由于H2和H3样本菌群受水质和低温环境的影响，物种总数降低，投加微电解颗粒后系统中的微生物得到强化，物种总数呈上升状态。Shannon指数和Simpson指数均为H1最大、H3最小，可见污水厂中污泥样本物种数量多且分布均匀，当环境温度逐渐降低时，竞争能力较弱的菌群逐渐减少，菌种的复杂度和均匀度下降。而投加铁碳微电解颗粒后，物种的复杂程度和均匀度继续降低。分析认为，微电解颗粒的投加增强了系统中某些优势菌种在低温环境下的相对丰度，导致整体复杂程度和均匀度下降，在菌群物种数量增多的同时，优势菌增加更为显著。

2.4.2 门和属水平优势微生物分析

细菌在门水平和属水平的分布如图10所示。从图10（a）可以看出，变形菌门（Proteobacteria）为系统中的优势菌群，在H1、H2和H3中的相对丰度分别为39.60%、31.60%和48.80%，该门的细菌形状具有多变性，且都属于革兰氏阴性菌。相比低温SBR，变形菌门在低温ICME-SBR系统中的相对丰度提高了17.20%。有研究表明，污水处理系统中具有脱氮除磷和反硝化除磷功能的细菌大部分属于变形菌门，小部分属于拟杆菌门。在3个样本中，变形菌门占比的变化是由于受低温影响，部分变形菌门微生物活性被抑制甚至死亡，使该菌门在H2中的相对丰度较低，而投加适量微电解颗粒后，变形菌门相对丰度增加，可见微电解颗粒的加入对变形菌门细菌有较强的促进作用。在ICME-SBR系统中，具有反硝化除磷功能的变形菌门占18.47%，具有脱氮功能的放线菌门占4.80%、酸杆菌门占0.16%，具有铁循环功能的酸杆菌门占0.16%。

从图10（b）可以看出，H2和H3样本中优势菌属为Candidatus_Accumulibacter，该菌属属于变形菌门的红环菌科Rhodocyclus，是活性污泥中占主导地位PAOs，在H1、H2和H3中的相对丰度分别为0.60%、3.54%和8.19%。相比低温SBR，Candidatus_Accumulibacter在低温ICME-SBR中的相对丰度提高了4.65%，这一比例的增长说明Candidatus_Accu⁃mulibacter在SBR反应器低温环境下厌氧-好氧的运行模式中得到了富集，同时微电解颗粒的投加对除磷功能菌起到了促进作用。不动杆菌属（Acineto⁃bacter）是公认的PAOs，在H1样本中的相对丰度仅为0.30%，在H2、H3中分别增加至1.00%和2.70%。说明聚磷菌在低温环境下竞争生长能力较强，铁碳微电解颗粒的投加也促进了其增殖，在系统除磷过程中发挥了关键性作用，这一现象与典型周期内磷的代谢情况相符。ICME-SBR系统中的第二优势菌属为热单胞菌（Thermomonas），在H3中的相对丰度为7.33%，其在低温下能够脱氮除磷，Xing等也得到了类似结果。系统中还存在其他与脱氮有关的细菌，包括Terrimonas、亚硝化单胞菌属（Nitrosomonas）、Dokdonella、unidentified_Nitrospiraceae、氢噬胞菌属（Hydrogenophaga）、Acidovorax、Flavobacterium等。此外系统中还存在大量与活性污泥稳定性和降解有机物相关的菌属，包括Zoogloea、Kineosphaera、Ferruginibacter、Haliangium和Ferribacterium。系统中不明细菌占比较大，说明可能存在其他具有污水处理能力的菌属，需要进行进一步研究。

3、结论

①新型微电解颗粒实现了在低温条件下强化SBR脱氮除磷的效果。分析微电解颗粒的性能发现，微电解颗粒适合作为污水处理过程中的微生物载体。

②在铁碳微电解颗粒投加量为2.6g/gMLSS、pH为7.0、DO浓度为2.84~3.22mg/L的条件下，系统对COD、TP、NH4+-N和TN的去除率分别达到80.57%、94.88%、70.61%和58.12%，处理效果较好。

③系统通过硝化细菌、反硝化细菌和电化学反应产生的电子去除氮，通过化学沉淀与微生物代谢作用去除磷。PAOs在厌氧阶段释放的ploy-P和Gly分别达到83.78和45.53mg/gVSS，在好氧阶段合成的ploy-P高达91.28mg/gVSS。同时DHA和ETS活性达到峰值，分别为13.34和102.88μg/（mgVSS∙h）。适量投加铁碳微电解颗粒可以增强低温条件下聚磷菌的代谢能力，使其与室温条件下的代谢能力相近甚至更高。

④系统在门水平的优势菌门为Proteobacteria，在属水平的优势菌属为Candidatus_Accumulibacter。投加适量微电解颗粒后，Proteobacteria和Candidatus_Accumulibacter的相对丰度分别增加至48.80%和8.19%，相较于低温SBR分别提高了17.20%和4.65%，说明微电解颗粒的加入对Proteobacteria有较强的促进作用，使Candidatus_Accumulibacter在低温环境下好氧/厌氧的运行模式中得到了富集，同时微电解颗粒的投加对除磷功能菌起到了促进作用，并改善了低温污水活性污泥的菌群结构。