影响污水生物除磷的因素

1、污水生物除磷的影响因素 排放富含氮磷的污水会导致受纳水体的富营养化，特别是湖泊和流速较小的河流 (Sundblad et al., 1994; Danalewich et al., 1998) 。目前，具有除磷功能的污水厂多数采用化学 沉淀法，常用的混凝剂为硫酸铝或石灰 (Stratful et al., 1999) 。生物除磷就是利用微生物超过 其正常代谢需要地聚集磷酸盐( 作为细胞内的聚磷 )(Brdjanovic et al., 1998; Mino et al., 1998) 。BPR 工艺的主要特征就是使活性污泥循环处于厌氧和好氧环境，并使进水进入厌氧区 (Wagner and Lo

2、y, 2002) 。在厌氧区，必须有充足的易生物降解碳源，如 VFAs ，诱导除磷菌 吸收酸并释放磷酸盐 (Morse et al., 1998) 。在好氧区，发生超量吸磷，导致总磷去除率高达 80-90% (Morse et al., 1998)。通过排放富含磷的剩余污泥实现磷的高效去除 (Mino et al.,1998)。 Mino et al.(1998)总结了 BPR工艺的微生物学和生物化学过程。此外，反硝化聚磷菌 (DPAO=denitrifying P-accumulating organisms) 也 被广泛报道与讨 论 (Kerm-Jespersen and Henze, 1

3、993; Rensink et al., 1997, Meinhold et al., 1999; Hu et al., 2002)。 Ekama andWentzel(1999a)认为，在适宜的条件下，不同种类的PAO可以完成缺氧磷吸收，但除磷效果明显较低，而且与好氧吸磷 PAO 相比，其利用进水中易生物降解 COD 的效率也低。1.1 污水水质 要使 BPR 成功运行，污水进水越稳定越好，应避免进水量的剧烈波动。可采取在较长 时间内逐渐增加的办法来提高负荷率(Shehab et al., 1996)。 BPR系统对干扰很敏感，例如暴雨时的污水稀释 (Brdjanovic et al., 1

4、998) ，较长时间的干扰导致长达 4周的恢复时间 (Okada et al., 1992)。有机碳负荷较低的时期过后的1-2d，出水磷酸盐明显升高(Carucci et al., 1999a)。当进水有机组分从 VFAs 变为糖类，如葡萄糖，会诱导聚糖原微生物(GAOs=glycogenaccumulating organisms)的增殖(Satoh et al., 1994)。COD 负荷过高将使 BPR 系统除磷效果恶化。 Morgenroth and Wilderer(1998) 在生物膜系 统中发现，当进水乙酸盐浓度增加到400mg/L时，导致高效厌氧释磷(超过100mgP/L)，提

5、高了除磷效果。但是，当进水乙酸盐浓度进一步增加到600mg/L 时，厌氧释磷却停止，除磷效果恶化。较高的进水乙酸盐浓度也会给 BPR 带来不利影响 (Randall and Chapin, 1997) 。 据报道，污泥的 COD-SS负荷较低时，具有较高的吸磷动力(Chuang et al., 1998)。当污泥的COD-SS 负荷较高时，污泥将进水中的有机物转化为贮存物 3-hydroxyvalerate(3HV) ，导致 BPR 恶化 (Liu et al., 1996) 。 3HV 是可被 GAO 细菌利用的主要贮存物。较高的进水 COD/P 比也会降低 BPR 效果。 在厌氧区内， 如

6、果 COD 未被消耗完毕， 剩余的基质会导致好氧区内 丝状菌的生长(Chang et al., 1996)。Furumai et al.(1999)发现，当污泥具备较高的生物除磷能 力后，降低有机负荷导致 BPR 恶化，同时出水硝酸盐浓度升高。污泥负荷升高后，除磷效 果恢复。一般认为，要使得出水 P 水平 <1.0mg/L ，要求厌氧区进水的 BOD5:TP>20:1 ，或 COD:P>4O:1(Randall et al., 1992)。当COD:P低于50时，单独的 BPR就不满足出水磷要求 (Pitman, 1991)。进水中每增加 7.5mg乙酸盐/L，将使出水中减少

7、 1.0mgP/L(Manoharan, 1988)。1.2. VFAsBarnard(1993)发现，去除 1mg 磷需要 7-9mgVFA。而 Oldham 等(1994)利用 VFAs 使出 水磷降低至 0.2-0.3mg/L 。 VFAs 可在现场生产，且运行费用低，不存在贮存和操作问题，这 使其成为具有吸引力的营养物去除碳源(Manaraj and Elefsiniotis, 2001)。除VFAs夕卜，更多的有机化合物，包括：羧酸类 (carboxylic acids) ，糖类，和氨基酸，也可被富含 PAO 的污泥在 厌氧条件下利用(Satoh et al., 1996)。Caru

8、cci等(1999b)发现，用其它基质，如葡萄糖和蛋白 胨代替VFA也可实现BPR。上述作者表明，葡萄糖的厌氧吸收可能实现BPR，也可能不会出现BPR。有关PAOs和GAOs的活动的研究结果还没有取得一致。这表明，有机化合物的厌氧吸收和贮存机理可能不同，可能实现BPR,也可能不会出现BPR。进水中不同碳源对 BPR活性的影响研究表明，乙酸盐(acetate)和丙酸盐(propionate)可获得最高的厌氧释磷速率，而乳酸盐(lactate)、琥珀酸盐(succinate)、苹果酸盐(malate)、丙酮酸盐(pyruvate)的厌氧释磷速率较低 (Satoh et al., 1996)。以乙酸

9、盐(acetate)和丙酸盐(propionate) 作为电子供体投加时，发现污泥中的 PHA 浓度增加，但投加其它酸基质时却逐渐下降。但 是，要指出的是，乙酸盐的存在会导致污泥沉降问题 (Canizares et al., 1999)。包括葡萄糖预发酵 (pre-fermentation) 的批次试验表明，增加 2碳到 5 碳链的 VFA ，包括 琥珀酸盐(succi nate)，但不包括丙酸盐(propi on ate)，获得很高的磷去除率(Ra ndall et al., 1997b; Hood and Randall, 2001) 。以戊酸为例， 带分枝的 VFA 比直线型相同碳原子的

10、 VFA 具有更高 的磷去除率， 且在进水摩尔浓度较低时比其它 VFA 具有更持久的除磷效果。 Rustrian 等(1996) 的研究表明，乙酸盐与丁酸盐(butyrate)相同，都是除磷的良好碳源， 然而，丙酸盐(propionate) 却是所研究的 VFA 中除磷效率最低的。人工合成的富含葡萄糖和氨基酸的废水对除磷是极 端有害的， 投加果糖 (fructose) 或淀粉 (starch) ，除磷效果也不好， 但比葡萄糖要好。 Randall and Khouri(1998) 确认， 乙酸和异戊酸 (isovaleric acid) 不但强化了短期试验时的磷去除， 也使长期 培养中系统获得

11、好的除磷效果。影响 DPAO 发生以及缺氧吸磷的一个主要因素是进入缺氧反应器内的硝酸盐负荷。亦 即硝酸盐负荷应足够大或超过普通异养菌 (OHO=ordinary heterotrophic organisms) 的反硝化 能力，亦即在缺氧反应器内非聚磷菌 (non-PAO) 与 DPAO 竞争 (Hu et al., 2002) 。根据这种竞 争，若进入主缺氧反应器的硝酸盐负荷小于 OHO 的反硝化能力， OHO 将利用有限的硝酸 盐从而具有竞争优势； 若进入主缺氧反应器的硝酸盐负荷超出了 OHO 的反硝化能力， 则 PAO 将利用剩余的硝酸盐并在系统内增殖 (Hu et al., 2002)

12、 。1.3. 阳离子 进水中阳离子的浓度和种类对强化生物除磷工艺的稳定性以及活性污泥内磷的凝固机 制起重要作用 (Sch?nborn et al., 2001) 。在强化 BPR 工艺中， P 和两种阳离子 (镁和钾 )的共同 运输(co-transport)对细胞内聚磷的稳定性很重要(Rickard and McClintock, 1992)。 Pattarkineand Randall(1999) 通过批次试验研究表明， 污泥吸磷受钾、 镁和钙的可获得性影响。 对 EBPR 来说，钾和镁同时需求，两者单独存在一种都不满足需求。在进水中人为增加镁离子浓度， 从 15mg/L 增加到 24 和

13、 31mg/L 时，磷去除效率从 85%提高到 97%(Sch?nbom et al., 2001) 。 在任何一个聚磷链 (poly-P chain) 内，需要一个阳离子来稳定每一个磷酸盐组团 (phosphate group)，而且从细胞内每排出一个磷酸盐分子则需要一个来自“或Mg2+的阳离子(Romanskiet al., 1997) 。 Jonsson et al. 等(1996)发现，在厌氧反应器内污泥每释放1mol 磷，同时释放0.27-0.36mol 钾和 0.29-0.32mol 的镁。但是， BPR 似乎不需要钙，而且看起来钙也与生物化 学沉淀无关 (Pattarkine a

14、nd Randall, 1999) 。生产规模的生物除磷污水处理厂的进水中可能经历短期或长期的钾元素缺乏。当采用试验方法模拟进水中严重缺乏钾元素的情况时发现，(a)磷去除消失；(b)生物体内的聚磷酸盐下降；(c)几天的钾缺乏会对厌氧释磷及乙酸盐吸收造成不利影响。作为对比，当钾元素过 量时， 该系统实现了完整的磷去除过程 (Brdjanovic et al., 1996) 。钾也会严重影响活性污泥系 统的沉降、脱水以及出水水质。当钾浓度接近营养需求(约占生物细胞干重的1%)时，说明钾浓度不足。 过多的钾也会对活性污泥工艺有害， 会导致较差的脱水性能和出水水质 (Murthy and Novak,

15、 1998) 。1.4. 水温据报道，在温度较高时(20-37 C ),能提高生物除磷效率(McClintock et al., 1993; Converti et al., 1995)。但也有报道在低温时 (5-15 C )也具有较好的除磷效率 (Viconneau et al., 1985; Florentz et al., 1987)。Panswad等(2003)研究认为，PAOs是温度较低范围内的嗜温细菌，也可能是嗜冷细菌，在 20C或更低时占优势。而 GAO可能是温度适中范围内的嗜温细菌，其最佳温度为 25-32.5 C。温度的迅速降低或水力冲击负荷会导致污水厂生物除磷效果的剧烈波动

16、。长时间的干扰，女口 10d,将使BPR系统除磷效果恶化长达4周(Okada et al., 1992)。Brdjanovic等(1997)发现，温度对BPR系统内的耗氧速率有较大影响。在5-10 C,好氧池内磷吸收不完全；而在20-30C,则吸磷完全。Krishna and Van Loosdrecht(1999)报道，温度严重影响贮存性聚合物的累积，在高温时，合成的 PHB减少。此文还发现，当温度从15C上升到35C时，基质吸收速率、氨氮消耗、氧气利用、 CO2 的产生以及 PHA 的合成均增加了。Converti 等(1995)报道，温度较低时，比磷释放速率明显降低，污泥活性也受温度突变

17、 的严重影响，例如在露天的没有温度控制措施的污水厂可能发生这种情况。降温幅度越大， 则达到磷去除率大于 60%的稳定值需要的时间就越长。 相反地， Marklund and Morling(1994) 报道，在BPR工艺中，当温度降低至5C时，出水磷浓度低于1.0mg/L。在温度为4C时出水磷浓度突增至大于 2.0mg/L 。从这些研究中可以清楚地发现， 低温给除磷带来不利影响， 特别对于复合式 BNR 系统。 因为，低温会导致回流污泥中的硝酸盐浓度升高，这会影响BPR。据Choi等(1998)报道，温度降低至8 C时，也可实现90%的硝化率，但是，在整个营养物去除工艺中，反硝化成为 限制因素

18、导致出水硝酸盐浓度升高。 很多作者报道了低温时硝化作用降低 (Helmer and Kunst, 1998; Rothman, 1998; Wagner et al., 1998; Louzeiro et al., 2002; Obaja et al., 2003) 。低温对 BNR 系统造成不利影响的原因之一是，低温对能导致污泥膨胀的细菌的选择性 增殖，女口 Microthrix parvicella，这类微生物生长的适宜温度是低于12-15 °C (Knoop and Kun st,1998)。在 BNR 系统中，温度升高会降低 Microthrix parvicella 存活的

19、数量 (Mamais et al., 1998)。 Microthrix parvicella 季节性出现，在冬季 /春初最多，而在夏季最少 (Eikelboom et al., 1998; Rothman, 1998)。短SRT系统的污泥沉降性能受温度影响最为明显，温度较高时的SVI也高 (Krishna and van Loosdrecht, 1999) 。1.5 污泥质量和沉降 污水中阳离子浓度变化能够影响絮体性质，如进水中钙离子或镁离子浓度的增加将使 SVI 得到改善。而增加钠离子浓度会削弱污泥沉降性能 (Sobeck and Higgins, 2002) 。一般地， 营养物去除工艺的

20、污泥沉降性能指数会降低， 在营养物去除污水厂中， 污泥沉 降特性最好的出现在生物除磷厂，最差的出现在同时脱氮除磷厂(Andreasen and Sigvardsen,1996)。在很多国家， 超过 50%的活性污泥法污水厂受丝状菌引起的污泥膨胀困扰 (Kristensen et al., 1994) 。 Blackbeard et al. (1998) 报道，在南非 80%的 BNR 污水厂存在污泥膨胀。在丹 麦，由于采取了除磷工艺， SVI 较高的污水厂数目翻了一番 (Eikelboom et al., 1998) 。 Chang et al. (1996)的研究表明，进水 COD/P 较高

21、的污水具有较高的除磷率，但不能确认 SVI 值的处 于较低水平，因为 SVI 在 69-370mL/g 间波动，但是至少 75%的时间内除磷是成功的。尽管 在世界范围内， 各种各样的丝状微生物经常导致活性污泥膨胀， 但对其中有些丝状微生物生 长的影响因素却知之甚少 (Scruggs and Randall, 1998)。但，已获得广泛共识的是，在营养物 去除污水厂内， M. parvicella 是最重要的丝状微生物种类的一种 (Eikebloom et al., 1998; Wagner and Loy, 2002) 。如前所述， 沉降性能在一年当中会变化， 像 M. parvicella

22、一类的微生物在较冷的冬季或 早春容易 占优势(Eikelboom et al., 1998; Rothman, 1998)。但是，Krishna and vanLoosdrecht(1999)报道，在SBR中，当温度从15C上升至35C时，污泥的 SVI会升高。温度不是导致污泥膨胀发生的唯一因素。 其它因素， 如污水特点， 包括水质和水量、 pH、 进水腐败、营养物这些参数的波动以及进水的污染物成分 (Metcalf and Eddy, 1991) 。限制丝状微生物生长的推荐措施有： (1) 在回流污泥中投加氯或过氧化氢； (2) 在曝气池 内变化DO浓度水平；(3)增加曝气池的F/M比；增加

23、N和P;增加微量营养和生长因 子； (6)使用选择器 (Crites and Tchobanoglous, 1998) 。选择器就是一个小池子，接触时间为 20-60min ，或一系列池子 (典型为 3 个 )，在其中进水与回流污泥在好氧、缺氧或厌氧条件下 混合 (Crites and Tchobanoglous, 1998)。研究表明，膨胀污泥的氯化处理只会破坏污泥絮体以 外的丝状体，并不会杀死膨胀微生物(van der Waarde et al., 1998)。在无营养物去除功能的传统活性污泥系统中， 采用选择器成功地降低了污泥膨胀问题。 因为在选择器中基质浓度和代 谢途径可以很好地控制。

24、 然而，营养物去除的活性污泥厂的最初经验表明这些厂的污泥膨胀 次数比传统的活性污泥法厂还多，而且选择器的正面效果看起来并不明显(Eikelboom et al.,1998) 。 Scruggs and Randall(1998) 提出，选择器的环境条件，即低DO 或厌氧条件，可能是一些低 F/M 丝状菌二次生长所需要的条件，这可解释选择器方法成功机率较低的现象。在 选择器中的以分钟计的接触时间范围内，进水与回流污泥预先混合，这将导致M. parvicella数量上的下降， 但却会导致 0041 型丝状菌的增殖 (Eikelboom et al.,1998) 。在污泥膨胀污水厂 内发现 0041

25、 型丝状菌， 以及 0675 型和 Nostocoida limicola 数量丰富 (Lee et al., 1996; Rothman, 1998) 。1.6. DO 需求BNR 工艺必须满足系统内细菌菌群对 DO 的不同需求。满足碳氧化和硝化的活性污泥 系统一般需要 DO 水平高于 2mg/L(Louzeiro et al., 2002) 。生物除磷系统中， 厌氧区必须保证 无分子氧(DO在0-0.2mg/L)，因为氧化物，如氧气和硝酸盐会影响BPR工艺(Shehab et al.1996) 。好氧区的 DO 建议维持在 3.0-4.0mg/L(Shehab et al., 1996)

26、。还有报道，对成功的 BPR， 要求好氧区的 DO应在2.0mg/L，但是如果要同时硝化，贝U DO应在3.0-4.0mg/L °DO>4.0mh/L 没有显示出对 BNR 的促进作用，因此维持 DO>4.0mg/L 会导致曝气系统的能量浪费。 Brdjanovic et al.(1998) 发现，过量曝气会对 BPR 造成不利影响，因为在过曝气工艺中，由于 PHB 的消耗而发生吸磷停止。在活性污泥法中，DO 浓度是影响丝状菌生长的关键参数(Scruggs and Randall, 1998) 。这些作者表明，有些种类的丝状菌，如1863 型，其生长需要较低水平的DO(0

27、.1mgO2/L或更低)。对其它种类，女口 Nocardia，当DO浓度从1增加到5mgO2/L 时，其生长与 DO浓度间存在近似的线性关系 (Scruggs and Randall, 1998)。Anammox-bacteria 受低浓度氧 (0.5%空气饱和 )的可逆性限制；因此，这个过程必须在氧受限制的条件下发生。 亦即，实际上，好氧氨氧化细菌不得不将液体中的氧全部去除 (Olav Sliekers et al., 2002) 。1.7. 厌氧释磷根据目前的BPR模型，在温度为15-20 C,好氧区的吸磷与厌氧区的释磷质量直接相关 (Helmer and Kunst, 1998) 。进水

28、 COD 负荷较低的时候会导致厌氧释磷的停止，由此引发吸 磷能力的下降(Carucci et al., 1999a)。在温度为10C，好氧吸磷会增加，这不受厌氧释磷影 响。在温度为 5 C时，好氧吸磷与厌氧释磷绝对没有相关性(Helmer and Kun st, 1998)。这些作者还报道，当运行温度从20 C降低到5C时，磷释放速率会下降。Boswell等(1999)也发现，在4-37 C之间，磷释放随温度的增加而增加。据报道， 厌氧区存在硝酸盐时会影响 BPR 工艺 (Shehab et al., 1996; Boswell et al., 1999) 。 厌氧区内残留的硝酸盐会通过反硝化

29、消耗进水中有机化合物，这降低了可供PAO 利用的有机物量。 PAO 活性的下降可由其厌氧释磷得到证明 (Furumai et al., 1999) 。循环进入约 25mg 的 NO3-N 到工作容积为 3.6L 的 SBR 中，厌氧段的磷释放降低了 30%(Kuba et al., 1996) 。氧化还原电位也是一个影响厌氧释磷的重要参数。 一般地， 在厌氧段， 氧化还原电位越 低贝释放的磷就越多 (Resnsink et al., 1 997) 。非常低水平的溶解氧或其它氧化剂都会影响氧化 还原电位，这会对磷释放速率造成不利影响。细胞内的磷可被贮存为短链聚磷 (short chain pol

30、y-P, SCP) 、长链聚磷 (long chain poly-P, LCP) 、或颗粒状聚磷 (granular poly-P, GP) 。生物体与周围介质间的磷运动与这些磷库间的磷 交换相一致 (Lockwood et al., 1990; Lindrea et al., 1994) 。通常，大部分活动磷位于 LCP 片段 上(Lindrea et al., 1994)，因为LCP片段是首选的贮存方式，这可使BPR工艺保持稳定。当较多的硝酸盐回流进入厌氧段时，首选贮存方式会从 LCP变为SCP,会发生磷的重新分配，而且一般伴随除磷工艺的不稳定性甚至消失(Lindrea et al., 1

31、998)。以SCP形式贮存的磷要比以 LCP 形式贮存的磷释放速度快。厌氧条件下， LCP 贮存形式只允许释放处于活动磷部位 的磷。可以确信的是，与 LCP 贮存有关的生物除磷工艺的较好稳定性可归因于这种较慢的 变化不大的磷释放以及后来的磷吸收 (Lindrea et al., 1998)。厌氧段 pH 值占优势会影响磷释放速率。 Bond et al.(1998) 发现，当不控制厌氧段的 pH 时， SBR 反应器的除磷率提高。这与厌氧段 pH 值的升高有关。若控制厌氧段的 pH 值， Smodders et al. (1994)发现，当厌氧段的 pH 值从 5.5 增加到 8.5时，磷释放

32、 /乙酸盐吸收的比 值从 0.24增加到 0.73mg P/mg COD 。当 pH 值逐渐地从 5.0增加到 8.0，厌氧释磷速率连续 增加(Boswell et al., 1999)。但是，当pH>8.0时，释磷速率下降。Liu et al.(1996)得出，厌氧条件下乙酸盐代谢 (乙酸盐吸收同时有磷的释放 )的最适 pH 是 6.8±0.7。1.8 二次释磷缺乏VFA时发生的磷释放被定义为磷的二次释放。二次磷释放对BPR工艺有害(Barnard,1994)。厌氧段 HRT 过长、污水中有机化合物供应不足、厌氧段发酵细菌的活性不高能够导 致磷的二次释放以及整个运行的效率低下

33、 (Danesh and Oleszkiewicz, 1997) 。如前所述，如果 在每个循环的末端，硝酸盐没有被完全消耗，硝酸盐能够影响BPR 工艺。下面的例子给出了在磷的二次释放中硝酸盐作用的可能解释。在营养物去除的改良型 Ren phosystem中试研究中，Rensink et al.(1997)发现，当缺氧段 末端之前硝酸盐被完全反硝化掉后，出现了磷的二次释放现象。Meinhold et al.(1999) 报道了类似的现象， 在积累了高浓度硝酸盐的系统内， 当存在硝酸盐时发生磷吸收； 而一旦硝酸盐 被消耗， 就会发生缓慢的磷的二次释放现象。 这种低浓度硝酸盐条件下的磷的二次释放现象

34、 在中试和生产性规模的构筑物中均有发现。比如， Nicholls et al.(1986) 报道，在南非的一生 产规模污水厂内发现，当存在较高浓度的硝酸盐时会出现磷的二次释放。在澳大利亚 Wulkatal 污水厂，当出水硝酸盐浓度升高时，出水磷水平较高 (Eckenfelder and Grau, 1992)。 如果出水硝酸盐浓度为1mg/L,那么可达到 80-90%的生物除磷率。但是，当出水硝酸盐浓度为 3mg/L 时，生物除磷率降低到 30%(Eckenfelder and Grau, 1992) 。1.9. 磷负荷有关生物除磷的大部分研究是针对低浓度磷酸盐污水，对进水磷浓度超过20mg

35、P/L 的污水采用生物法的很少。在 SBR 中，当磷负荷较高的条件下， PAO 占优势，而磷负荷较低 时GAO占优势；由此推测，磷酸盐负荷受限能抑制PAO的生长而导致 GAO的生长(Sudianaet al., 1999)。在一个系统中，磷与总有机碳的比值(P/TOC)对PAO细菌的选择以及给予它们竞争优势 是重要参数(Liu et al., 1997, 1998)。Liu et al.(1998)采用低P/TOC的进水，发现 PAO的生长 受到抑制。相反，进水的 P/TOC 较高时， PAO 比 GAO 增长加快。 Bond 等(1999)报道，当 系统进水磷浓度降低时，污泥除磷率相当低。结

36、果系统的污泥中的优势菌种与GAO 类似。Filauro et al.(1991)，利用一半工业化的中试规模的PhoStrip系统用于市政污水与养猪场废水的混合污水(磷浓度高达100mg/L)中去除营养物质，在如此不寻常的运行条件下却获得 了较高的氮和磷去除效率。 Converti et al.(1993) 也在进水磷浓度为 70mg/L 时获得了 >90%的 磷去除率。进水磷浓度超过 70mg/Ls 时，该系统就显示出对高磷负荷的忍受能力没有超过 10d，磷去除率迅速降低至零。此外，Comeau et al.(1996)在小试规模的周期为12h的SBR中处理进水磷浓度为60mg P/L的

37、污水，运行193d, TP去除平均值为53mg P/L(即去除率为88%)。Shin and Jun(1992)采用批次系统，在 12h内进水磷浓度增加了3倍(至 39mg P/L)。所有的进水中的磷均被去除了，说明该系统具备足够多的能力来吸收进入反应器的磷冲击负荷Shin and Jun(1992) °Randall et al.(1997a)进行了长期的研究表明，SBR进水磷浓度提高 1倍(至 20mg P/L)时，导致明显的磷去除率的快速提高，之后的长时间内磷去除效率有下降的趋势。1.10 pH控制复合型BNR系统要求仔细地检测pH，因为各种反应，如硝化、反硝化、磷释放和磷吸收

38、，都有最适的pH范围。特别是硝化，对pH变化最为敏感(Wagner et al., 1998)，其最适pH值为7.5-9.0(Surampalli et al., 1997)。如果碱度不足，pH值会下降到低于 7。pH值下降会 降低硝化速率，当pH值约为6.0时，硝化速率变为零(Eckenfelder and Grau, 1992; Surampalliet al., 1997)。反硝化的最佳 pH 值为 7.0-8.0(Metcalf and Eddy, 1991; Sanchez et al., 1998)。PH 值为7.0时，活性污泥反硝化受亚硝酸盐的抑制增强，在亚硝酸盐浓度相对较低的

39、250mg/LNO2-N 时就产生抑制。可能是由于 the protonaed species nitrous acid 的形成(Glass and Silverstein, 1998)。在BNR系统内，PH的波动是造成污泥膨胀条件的众多因素中的一个 (Metcalf and Eddy, 1991)。Smolders et al.,(1994)强调，厌氧条件下磷的释放随 pH值的增加而 增加。类似地，Bond et al.(1998)指出，厌氧段没有 pH控制的SBR比有pH控制的SBR表 现出较好的磷去除率。没有控制pH使得厌氧段的pH升高。Liu et al(1996)报道，酸性pH对厌氧

40、段乙酸盐吸收和磷释放有不利影响。可是，碱性较高的pH抑制乙酸盐的吸收，但磷释放却比在酸性 pH时要高。Converti et al.(1995)指出，在批次系统内，维持稳定的、中性的pH对工艺的稳定性是非常必要的。当进水pH从7.2降低到弱酸性6.3后，磷去除效率受到不利影响，重新建立稳态条件需要15d的时间。1.11影响磷去除的其它运行参数BNR系统的成功运行必须优化和监测的最重要的控制参数中有三个，即：(i) F/M比，是活性污泥系统有机物浓度与系统内的污泥质量的比值(Bitton, 1998)。(ii) HRT，表示液体在反应器内的停留时间(Bitton, 1998)。(iii) SRT

41、，也称为平均细胞停留时间 (the mea n cell reside nee time, MCRT)或污泥龄，表示反应器内的无所谓质量除以每天从系统内排除的微生物质量。实际上，SRT与微生物在系统内的停留的平均时间相符合 (Bitton, 1998)。对BPR来说，在好氧条件下排出污泥是必不可少的，因为此时的污泥含磷量最高 (Surampalli et al., 1997)。过去的20多年里，对 BPR工艺的理解显著提高。这使得BNR污水厂(如加拿大 Westem的污水厂)的设计允许按冬季 SRTs为9-13d，夏季为5-7d。设计参数 的变化是因为对影响BNR工艺的这些参数的更多了解，并且

42、在设计中采取较小的安全系数(Oldham and Rabi no witz, 2002)。在活性污泥系统中，污泥负荷率控制着SRT。概括地讲，污泥负荷越低，SRT越长，出水水质越好。污泥负荷最低可至能够维持可絮凝沉降的污泥(Metcalf and Eddy, 1991;Eckenfelder and Grau, 1992)。F/M低于0.10kg BOD/kg MLVSS/d 的低负荷观念用于评价生物反应器已经非常普遍， 特别是工艺的目的是营养物的生物去除(BNR)。用于碳氧化、硝化和反硝化工艺的典型F/M值是 0.03-0.06kg BOD/kg MLVSS/d(Crites and Tch

43、obanoglous, 1998)。但是，大部分意大利的 活性污泥法污水厂运行的F/M值较低，为0.5 kg COD/kg MLVSS/d(Rossetti et al., 1994)。低F/M 值经常造成污泥膨胀的临界条件(Rossetti et al., 1994)。Cuevas-Rodriguez et al.(1998)对活性污泥SBR进行试验，在有机负荷分别在 0.13、0.25、0.35kg总COD/kd TSS/d，出水PO4-P 浓度稳定在 1.1mg/L 以下， COD 在 37-38mg/L 之间。 Knoop and Kunst(1998) 发现， F/M 从 0.1 增

44、加到 0.2kg COD/kg MLVSS/d 时，能够防止 M. parvicella 的生长，即使在低温条件下。脱氮除磷工艺中，不同的种群需要不同的SRT。在短SRT时，生长缓慢的生物通常会流失。这些生物包括硝化细菌和有纤毛的原生动物(摄取能够使沉淀出水混浊的自由悬浮细菌和其它的不沉降小颗粒 )(Eckenfelder and Grau, 1992; Nam et al., 2000; Wagner and Loy, 2002)。厌氧氨氧化能够在泥龄很长的全程自养的系统或生物膜法系统内发生(Van Loosdrechtand Jetten, 1998) 。欧洲的活性污泥法系统的经验表明，污

45、泥龄在15-30d 时是经济可行的，而且能够去除约 95的 BOD 和绝大部分的氨氮 (Eckenfelder and Grau, 1992) 。低负荷的生活 污水处理系统的泥龄一般在 20-40d 或更长时，剩余污泥会非常稳定 (Crites and Tchobanoglous, 1998)。 Rusten and Eliassen(1993)得出结论认为，悬浮生长 SBR系统要达到完全硝化需要的 泥龄为12-13d(只是在好氧段的基础上计算的)。Garzon-Zuniga and Gonzalez-Matinez(1996)建议，为获得完全硝化需要延长曝气时间并延长泥龄。将 DO 浓度从

46、2mg/L 增加到 4mg/L ， 在好氧污泥泥龄为 5d 时， Rothman(1998) 实现了硝化，而一般认为硝化的泥龄低限高于 5d。有关生物除磷污水厂在不同范围的泥龄下运转的报道多种多样。Mamais and Jenkins(1992)在 SRTs>2.9d 时获得有效的生物除磷，而 Chuang et al. (1998) 在 SRT 为 10d 时发现缺 氧和好氧吸磷，但 SRT 为 5d 时，缺氧段的吸磷停止，在随后的间歇好氧段存在不完全的好 氧吸磷。 Chang et al. (1996) 以前的研究表明， SRT 分别为 5、10、15d 时， COD 去除效果 差别不大， 而且在三个泥龄下均有除磷现象， 只是在 10d 时磷去除率最高。 Choi et al. (1996) 也得到了相似的结论， 与 SRT 分别为 5d、20d 相比， SRT 为 10d 时的磷去除率最高。 Rodrigo et al. (1996) 研究了 SRT 从 11 到 65d 的 BPR 系统得出结论，当 SRT 增加时，混合培养中的 聚磷微生物数量减少。没有研究低于11d的SRTs是因为在这种情况下， 发现污泥沉降困难。Furumai et al. (1999)研究了