微压内循环生物相反应器(MPR)工艺原理及实验装置如图1所示。反应器材质为有机玻璃板。上部提升部分尺寸为130 mm×90 mm×400 mm的长方体，呈敞开式，起抬高水位和气体排出作用。下部主反应区尺寸为直径900 mm、高90 mm的圆柱体，提升部分使主反应区处于微小压力状态。反应器有效容积为40 L。底部单侧设置穿孔曝气管。单侧曝气延长了气泡的行程，使气泡与污水的接触时间变长，从而提高了氧的传质效率，增加了氧的利用率。在曝气驱动下，混合液在反应器内形成了稳定的循环流。由于污水与气泡主要在曝气侧和反应器顶部接触，因此,在曝气充氧、流速梯度和氧传质作用下，一定程度上可减少氧和其他基质的传质阻力，并使MPR系统形成较为稳定的DO分区。从外环区域到中心区域，DO浓度逐渐降低，形成外环好氧、中部缺氧、中心厌氧的3种氧环境。反应器通过空气压缩机进行曝气，利用转子流量计控制曝气量为1.6 L·min⁻¹。pH计和DO仪的探头置于反应器内，实现反应过程中pH、DO及温度的实时监测。反应器进水温度为(19±1) ℃，通过调节室温控制进水温度。反应器等间距设有取样口(其中3为排水孔，4为测样孔，5为排泥孔)。

反应器采用间歇运行方式，在1 d内运行2个周期，每周期为12 h，由10 min进水、480 min曝气、180 min沉淀、10 min排水、40 min闲置组成。排水比为0.4，日处理水量32 L。在曝气停止前30 min，分别排泥800、570和445 mL，将SRT控制在50、70和90 d。实验接种的活性污泥来自长春市某污水处理厂。在实验运行前，活性污泥经过了约30 d的污泥驯化。反应器初始MLSS浓度控制为(4 000±200) mg·L⁻¹。

本实验用水为人工模拟城市污水，通过投加淀粉、乙酸钠(CH₃COONa)、氯化铵(NH₄Cl)、磷酸二氢钾(KH₂PO₄)、牛肉膏、蛋白胨、高岭土配置而成。实验进水中微量元素由牛肉膏、蛋白胨提供，进水水质见表1。

COD采用重铬酸钾法，TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法，$ {\rm{NH}}_4^ + $-N采用纳氏试剂分光光度法，TP采用钼酸铵分光光度法，MLSS采用重量法，SV采用100 mL量筒30 min沉降法。操作方法均按照国家的水与废水检测标准^[16]进行。pH使用雷磁PHSJ-4A酸度计，DO使用德国WTW的Oxi3310便携式溶解氧仪检测。

图2为不同SRT下MPR中MLSS及SVI的变化情况。表2为不同SRT下污泥增长及排放情况。由图2(a)和图2(b)可知，随着SRT的增加，MLSS随之增加，系统的污泥负荷(Ns)降低。在3个阶段中，平均Ns分别为0.07、0.04、0.03 kg·(kg·d)⁻¹，系统一直处于低负荷运行状态。由表2可知，在系统稳定期，3个阶段平均MLSS分别为5 128、9 215、13 252 mg·L⁻¹，平均污泥增长速率分别为32.16%、90.39%、44.36%。SRT在70 d内，充足的营养物质供应，使微生物处于增殖期，MLSS增长较快。SRT在90 d内，平均Ns为0.03 kg·(kg·d)⁻¹，内源呼吸和原位消化减弱了微生物的代谢作用，导致MLSS增长速率降低。对比一般污水厂控制的SRT(12~20 d)，MPR在3个阶段下分别运行了50、50、60 d，分别可减少60~127、72~138、93~173 L的剩余污泥排放。此外，由图2(a)可知，MPR系统中的SVI整体呈现出先下降后趋于稳定的趋势，在运行初期SVI值达到170 mL·g⁻¹，在136 d后稳定在70 mL·g⁻¹左右。这是因为，随着SRT的延长，MLSS有所增加，活性污泥不断成熟，形成紧而密实的较大污泥絮体，从而改善了系统的沉降性能。且反应器中较高的MLSS使微生物处于内源代谢期，活性污泥的活性难以处于较高的水平，这也有利于污泥沉降。詹咏等^[17]发现，在一定范围内，SRT越长，污泥絮凝越好。沉降性能的提升可保证MPR系统的长期稳定运行。

图3为MPR不同氧分区的DO的历时变化。反应器在单侧曝气作用下，污泥混合均匀，逐渐稳定，形成明显的氧分区(厌氧、缺氧、好氧)环境。由图3可知，厌氧区的DO浓度一直保持在0.03 mg·L⁻¹左右，这有利于厌氧细菌的生长繁殖。缺氧区的DO浓度在330 min前一直保持在0.02 mg·L⁻¹左右，在330 min后出现拐点，此后逐渐上升，稳定在1.5 mg·L⁻¹左右。缺氧区主要是缺氧型细菌在发挥作用。好氧区的DO浓度在300 min前一直保持在0.5 mg·L⁻¹以下，300 min出现拐点，此后迅速上升，稳定在4.3 mg·L⁻¹左右。这说明好氧区的DO较充足，能够满足好氧微生物的代谢活动。出口的DO浓度在300 min前一直保持在0.8 mg·L⁻¹左右，300 min出现拐点，在450 min后稳定在4.9 mg·L⁻¹。以上结果表明，MPR系统内存在明显的氧分区，DO由厌氧区到好氧区呈现递增的趋势，这不仅提高了氧的利用率，为保障系统较高的脱氮除磷效果提供了良好的环境，且丰富了系统微生物的种类，为系统长SRT、高MLSS下的稳定运行提供了有利条件。

图4为不同SRT条件下MPR中COD的去除情况。3个运行阶段反应器的COD平均出水值分别为26.17、25.25、24.73 mg·L⁻¹，相应的平均去除率分别为93.83%、93.99%、94.24%。随着SRT的增加，MLSS亦增加，Ns则有所降低^[18]，MPR系统对COD的去除能力有所提升。当SRT为90 d时，微生物对有机物有了充分的利用，反应器出水达到最佳去除效果。这是因为，较高的MLSS使系统一直处于低负荷运行状态，一定程度上增强了系统微生物对耗氧有机物的分解代谢能力，为后续的脱氮除磷过程提供了物质保障。同时MPR独特的流态使活性污泥处于不同DO区域，耗氧有机物的降解主要发生在好氧区域，而对于难降解的有机物，可以在厌氧区或缺氧区域完成酸化水解，这保证了系统COD的去除率不受影响。此外，在整个实验运行期间，反应器进水COD值波动较大，但出水较为稳定，COD的平均去除率稳定维持在93%以上且有一定提升，这表明超长SRT有利于MPR工艺对COD的去除。

图5为不同SRT下MPR对$ {\rm{NH}}_4^ + $-N去除效果变化情况。3个运行阶段反应器的$ {\rm{NH}}_4^ + $-N平均出水浓度分别为0.64、0.63、0.49 mg·L⁻¹，相应平均去除率分别为97.92%、97.77%、98.21%。由图5可知，随着SRT的增加，$ {\rm{NH}}_4^ + $-N的去除效果有所提升，平均出水浓度由SRT在50 d下的0.64 mg·L⁻¹降低至SRT在90 d下的0.49 mg·L⁻¹。这是因为，延长SRT保证了硝化菌的数量，$ {\rm{NH}}_4^ + $-N在AOB(氨氧化菌)作用下被氧化成$ {\rm{NO}}_2^ - $-N，继而在NOB(亚硝酸盐氧化菌)的作用下转化成$ {\rm{NO}}_3^ - $-N，完成硝化反应。此外，MPR单侧曝气延长了气泡的行程，使气泡与污水的接触时间变长，为气泡与污水接触的区域提供了较充足的DO。在曝气充氧、流速梯度及氧传质的作用下，系统的DO转移效率增强，保障了系统硝化反应的条件，使超长SRT下$ {\rm{NH}}_4^ + $-N的去除效果未受到影响。

图6为不同SRT下MPR对TN去除效果的影响。TN平均出水浓度分别为11.23、7.09、6.99 mg·L⁻¹，相应平均去除率分别为75.97%、83.38%、84.60%。由图6可知，当SRT为50 d时，TN的去除效果较差。由于反硝化反应所需的反硝化菌数量较少，系统滞留了大量$ {\rm{NO}}_x^ - $-N未被转化，反硝化成为MPR脱氮的限制条件，因而此时系统脱氮效果较差；当SRT为70 d时，MPR对TN的去除能力得到提升，TN的出水浓度逐渐降低；当SRT为90 d时，系统平均MLSS达到13 252 mg·L⁻¹，TN的平均出水浓度为6.99 mg·L⁻¹，系统达到了最佳脱氮效果。这是因为，随着MLSS增加，微生物数量增加，有机底物和DO得到了充分的利用，系统DO浓度整体降低，使中心厌氧区域进一步扩大，这为反硝化菌的增殖提供了有利环境，从而增强了反硝化作用。此外，反硝化反应中可利用的碳源较为广泛，而MPR工艺独特的厌氧、缺氧、好氧生化反应环境^[11]，使多功能菌群分区，在协同作用下，可降解部分难降解的有机物，为生物脱氮提供所需的碳源^[19]。以上结果表明，超长SRT有利于MPR系统的脱氮。

图7为不同SRT下MPR中TP去除情况。根据生物除磷的原理，生物除磷主要通过微生物的同化作用和PAOs的过量吸磷，再经过剩余污泥排放完成除磷。传统观点认为，SRT越长，反应器污泥系统富集的磷越多，去除效果会越差^[20]。各阶段TP的平均出水浓度分别为0.07、0.08、0.07 mg·L⁻¹，平均去除率分别为97.54%、97.53%、97.83%。在SRT由50 d提升至90 d的过程中，系统一直处于低负荷运行状态，但TP的去除效果未受到影响，MPR工艺对磷仍可保持高效的去除率。结合图2可知，MLSS升高，PAOs数量亦随之增加，使系统PAOs体内的β-PHA(聚羟基烷酸)总量增加，得到了更多的吸磷驱动力^[2]，聚磷能力增强。此外，随着MLSS的升高，单位有机质浓度有所升高，排放单位体积的剩余污泥的TP浓度亦随之增加，系统的除磷能力增强。同时，MPR工艺单一池体形成的独特生化反应环境也有利于磷的去除。以上结果表明，在超长SRT下，MPR工艺可保证TP稳定高效的去除。

不同SRT条件下MPR典型周期内COD历时和DO历时变化见图8。由图8可知，曝气60 min后，COD值便达到50 mg·L⁻¹以下，随后持续缓慢降低，表明MPR工艺对COD有较强的去除能力。3个历时阶段，出水COD浓度整体呈现降低趋势，SRT为90 d的出水COD值低于70 d，70 d低于50 d。其原因有2方面：一方面是污泥吸附与稀释作用，在未曝气时，3个阶段系统COD分别从422.9、429.5、439.4 mg·L⁻¹降至246.8、179.1、87.29 mg·L⁻¹，这表明MLSS随着SRT的延长而升高，微生物量有所增加，导致污泥吸附作用变强；另一方面，曝气初期，微生物处于饥饿状态，MLSS越高，微生物量越大，对耗氧有机污染物(以COD计)的降解能力越强。从DO历时来看，在0~330 min内，对于3个运行阶段，其DO浓度分别由0.51、0.56、0.48 mg·L⁻¹升至1.42、0.98、0.71 mg·L⁻¹，均在330 min时发生DO的突跃，完成了对耗氧有机污染物(以COD计)的降解。以上结果表明，在超长SRT下，随着SRT的增加，系统DO利用率亦增加，对耗氧有机污染物(以COD计)的降解能力得到增强。

不同SRT下MPR典型周期内各形态氮的转化历时见图9。MPR运行的3个阶段，在前300 min均有TN的去除：当SRT为50 d时，在前180 min内，$ {\rm{NO}}_3^ - $-N变化不大，质量浓度维持在0.9 mg·L⁻¹；当SRT为70 d和90 d时，在前300 min内，$ {\rm{NO}}_3^ - $-N变化不大，所对应的质量浓度分别维持在0.02 mg·L⁻¹和0.16 mg·L⁻¹。在300 min后TN均变化不大。当SRT为50 d时，在180 min后，$ {\rm{NO}}_3^ - $-N开始累积；当SRT为70、90 d时，在300 min后，$ {\rm{NO}}_3^ - $-N开始累积，均于450 min达到峰值。在3个阶段，$ {\rm{NO}}_2^ - $-N含量在150 min前均为0 mg·L⁻¹，分别在150、180、210 min后开始累积，于240、330、390 min达到峰值。而反应过程中$ {\rm{NH}}_4^ + $-N一直在降低。在历时过程中，出水TN和$ {\rm{NH}}_4^ + $-N浓度在SRT为50 d时最高，在SRT为70 d时最低。由图9可知：在超长SRT下，SRT由50 d提升至70 d，系统脱氮能力增强；SRT由70 d提升至90 d，脱氮能力受到了一定限制。以上结果表明，一定程度上延长SRT，有利于增强系统的脱氮能力。由图9(c)和图9(d)可知，当SRT为70 d时，在前180 min内，$ {\rm{NO}}_3^ - $-N和$ {\rm{NO}}_2^ - $-N的浓度几乎为0 mg·L⁻¹，此时脱氮是由SND(同步硝化反硝化)完成。而3个运行阶段分别在150、180、210 min前$ {\rm{NO}}_3^ - $-N和$ {\rm{NO}}_2^ - $-N未形成持续累积，这表明此时段内一直伴随着SND作用。3个运行阶段在450 min时$ {\rm{NH}}_4^ + $-N均出现氨谷，$ {\rm{NO}}_2^ - $-N含量为0 mg·L⁻¹，$ {\rm{NO}}_3^ - $-N含量分别为10.91、6.58、5.25 mg·L⁻¹。这说明此时硝化反应彻底，系统内滞留部分$ {\rm{NO}}_3^ - $-N未被转化成氮气，反硝化作用限制了脱氮能力。而$ {\rm{NO}}_3^ - $-N含量随着SRT的延长而降低，这表明延长SRT有利于提高MPR的反硝化能力。

不同SRT下MPR典型周期内TP历时变化见图10，磷的释放与吸收率见表3。结合图8和图9可知，在0~60 min内，MPR系统处于低溶解氧状态(<0.5~0.6 mg·L⁻¹)，系统发生释磷作用。在60~330 min内，MPR系统处于好氧状态(>0.5 mg·L⁻¹)，系统同时发生了有机物的降解、硝化反硝化、好氧吸磷。MPR工艺具有良好的同步去除有机物和脱氮除磷效果^[21]。本实验中，当SRT为50 d时，曝气60 min时系统污泥中释磷含量为12.8 mg·L⁻¹，当SRT为70 d和90 d时，曝气30 min时系统污泥中释磷含量分别为15.2 mg·L⁻¹和13.2 mg·L⁻¹。3个阶段磷的释放量与进水TP浓度的比值分别为3.41、4.23、4.20，当SRT为70 d和90 d时，磷的释放量较多，此时系统的PAOs具备较强的储磷能力。当SRT为50 d时，在60~180 min内，DO浓度由0.62 mg·L⁻¹升至0.86 mg·L⁻¹，相应的TP浓度由12.8 mg·L⁻¹降低至0.065 mg·L⁻¹，于180 min基本完成吸磷；当SRT为70 d时，在30~210 min内，DO浓度由0.58 mg·L⁻¹升至0.83 mg·L⁻¹，相应的TP浓度由15.2 mg·L⁻¹降低至0.16 mg·L⁻¹，于300 min完成吸磷(TP浓度为0.09 mg·L⁻¹)；当SRT为90 d时，在30~330 min内，DO浓度由0.46 mg·L⁻¹升至0.71 mg·L⁻¹，相应的TP浓度由13.2 mg·L⁻¹降低至0.09 mg·L⁻¹，于330 min基本完成吸磷。在3个运行阶段中，MPR系统的吸磷速率分别为6.37、5.01和2.62 mg·(g·h)⁻¹。以上结果表明，在超长SRT下，随着SRT的增加，反应过程中DO浓度下降，好氧吸磷完成的时间延后，吸磷速率降低。MPR系统长期处于低负荷运行状态，影响了PAOs细胞内聚β-PHB(聚羟基丁酸)的含量，使磷的吸收速率下降^[22]。而较高的MLSS维持了PAOs的数量，保证了磷的去除效果不受影响。

1)在本研究的3个阶段中，出水污染物浓度均优于GB 18918-2002中一级A标准。当SRT为90 d时，MPR系统稳定期的平均MLSS为13 252 mg·L⁻¹，SVI为70 mL·g⁻¹，活性污泥沉降性能良好；此时脱氮除磷效果最佳，COD、$ {\rm{NH}}_4^ + $-N、TN、TP平均出水值分别为24.73、0.49、6.99、0.07 mg·L⁻¹，平均去除率分别为94.24%、98.21%、84.60%、97.83%。

2)当SRT由50 d提升至90 d时，MLSS升高，Ns降低，耗氧有机污染物(以COD计)的降解能力增强，同时MPR独特的工艺构造使DO转移效率增强，$ {\rm{NH}}_4^ + $-N去除率有所提升，而系统DO浓度整体降低，TN去除率得到了明显的提升，TN的平均去除率由75.97%提高到84.60%。

3) MPR系统中磷的释放量与进水TP浓度的比值随着SRT的延长而升高，系统的PAOs具备较强的储磷能力，同时随着MLSS的升高，排放单位体积的剩余污泥的TP浓度增加，系统的除磷能力增强，对TP的去除效果影响不显著，平均去除率可稳定保持在97%以上。