污泥转移SBR工艺的除磷机制与运行控制研究.pdf

《污泥转移SBR工艺的除磷机制与运行控制研究.pdf》由会员分享，可在线阅读，更多相关《污泥转移SBR工艺的除磷机制与运行控制研究.pdf（66页珍藏版）》请在三一文库上搜索。

1、苏州科技学院硕士学位论文 摘 要 I 摘摘 要要 针对现行序批式间歇活性污泥法（SBR）及其衍生工艺容积利用率低、充水比 不高和运行稳定性能差等缺陷，课题组研发了污泥转移 SBR 工艺，它是由一个连 续运行的前置生物选择器和多个并联的 SBR 池组成的，采用污泥回流的方式增加 了 SBR 池在反应阶段的活性污泥总量，从而提高了其去除污染物的能力；减少了 SBR 池在沉淀阶段的活性污泥总量，进而提高了其相应的充水比和容积利用率。新 工艺在实验室规模条件下处理校内生活污水的试验结果表明： （1）通过污泥回流的方式实现了在并联运行的SBR池之间连续稳定的污泥转移 利用。污泥转移量15%、30%和40

2、%下单个SBR池中的平均活性污泥总量比传统SBR 工艺分别提高了7.21%、24.46%和30.01%左右。 （2）污泥转移可改善污泥的沉降性能，有污泥转移时的沉降性能明显优于传 统 SBR 工艺。污泥转移量 0%、15%、30%和 40%下的平均污泥沉降指数分别为 222 mL g-1、208 mL g-1、96 mL g-1和 94 mL g-1左右。 （3）污泥转移量对SBR的充水比和处理能力影响显著。在污泥转移量0%、15%、 30%和40%下，系统的充水比分别为30%、39%、45%和56%，有污泥转移时的日处理 量比传统SBR工艺分别提高了30%、50%和86%左右。 （4）生物除

3、磷的单因素试验获得了在运行控制过程中污泥转移量、运行模式、 曝气进水阶段的DO浓度和污泥龄（SRT）对系统除磷影响较大。正交试验确定了除 磷 的 最 优组合：污泥转移量 为 30% 、 SRT 为5d和 曝气进水阶段 DO 浓度为 2.0mg L-1-3.0mg L-1；影响除磷效果的主要因素分别为污泥转移量SRT曝气进水 阶段DO浓度。 （5）污泥转移量和生物选择器中NO3-浓度对生物选择器的厌氧释磷影响较大。 静态释磷试验结果表明， 通过污泥转移可改善系统的释磷能力。 污泥转移量15%、 30% 和40%的释磷总量分别为17.82mg L-1、29.85mg L-1和30.35mg L-1

4、；平均比释磷速率分 别为7.00mgTP (gMLSS h)-1、11.17mgTP (gMLSS h)-1和8.83mg TP (gMLSS h) -1。 （6）污泥转移量对系统吸磷影响显著。污泥转移量30%和40%的吸磷效果明显 优于15%，污泥转移量30%的吸磷效能最佳。 （7）通过对磷的物料衡算可知，强化生物除磷起主要作用，同化除磷次之，也 存在反硝化除磷过程。 苏州科技学院硕士学位论文 摘 要 II 关键词：关键词：污泥转移，SBR 工艺，生物除磷，除磷机制，运行控制 Master Dissertation of Suzhou University of Science and Te

5、chnology Abstract III AbstractAbstract The Sludge-Shifting SBR Process is put forward to resolve the problems of the low utilization of the working volume of the reactor, low water filling ratio, insufficient stability in the existing SBR and its derivative process by our research group, and it cons

6、ists of a continuously running preposed bio-selector and multi-SBRs, aimed to improving the pollutant removal ability of SBR through increasing biomasses in the reaction stage and raising corresponding water filling ratio and utilization of the working volume of the reactor through decreasing biomas

7、ses in the settling stage by means of returning sludge. The updated process was tested for campus wastewater treatment in the laboratory scale, the results show that: (1) The continuous and stable sludge shifting and utilization were achieved among multi-SBRs by means of returning sludge. Compared w

8、ith the traditional SBR, the average biomasses under 15%, 30% and 40% of the sludge shifting volumes were increased by 7.21%, 24.46% and 30.01%, respectively. (2) The sludge shifting could improve the settling performance of the sludge. The settling performance with sludge shifting was significantly

9、 better than the traditional SBR. When the sludge shifting volumes were 0%, 15%, 30% and 40%, the sludge Volume Indexes were 222 mL g-1、208 mL g-1, 96 mL g-1 and 94 mL g-1, respectively. (3) The water filling ratio and processing capacity were significantly affected by the sludge shifting volumes. W

10、hen the sludge shifting volumes were 0%, 15%, 30% and 40%, the water filling ratios were 30%, 39%, 45% and 56%, respectively. Compared with the traditional SBR, the daily processing capacities were increased by 30%, 50% and 86%, respectively. (4) The phosphorus removal was significantly affected by

11、the sludge shifting volume, operation mode, DO concentration in the aeration effluent stage and SRT in the single-factor experiment of biological phosphorus removal during the period of operation control. The orthogonal test was determined that the optimal combination of the phosphorus removal was t

12、hat the sludge shifting volumes were 30%, SRT was 5 and DO concentrations in the aeration effluent stage were 2.0mg L-1-3.0mg L-1, and the major factors of the phosphorus removal were the sludge shifting volumeSRTDO concentration in the aeration effluent stage, respectively. (5) The anaerobic phosph

13、orus release was significantly affected by the sludge Master Dissertation of Suzhou University of Science and Technology Abstract IV shifting volume and NO3- concentration in the bio-selector. The result of static phosphorus release showed that sludge shifting could improve the ability of phosphorus

14、-release, the total phosphorus release amounts were 17.82mg L-1, 29.85mg L-1 and 30.35mg L-1 respectively when the sludge shifting volumes were 15%, 30% and 40%. The average specific phosphorus release rates were 7.00mgTP (gMLSS h)-1, 11.17mg TP (gMLSS h) -1 and 8.83mgTP (gMLSS h) -1 respectively. (

15、6) The phosphorus uptake was significantly affected by the sludge shifting volume. The phosphorous removing effects under the 30% and 40% of sludge shifting volumes were significantly better than the one under the 15% of sludge shifting volumes. And the phosphorous removing effects under the 30% of

16、sludge shifting volumes were best. (7) Based on the mass balance, Enhanced biological phosphorus removal played critical role and assimilation phosphorus removal took second place in this system, and denitrifying phosphorus removal was also existed. Key words: sludge shift, SBR, biological phosphoru

17、s removal, phosphorus removal mechanism, operational control 苏州科技学院硕士学位论文 目录 V 目目 录录 摘要摘要 . I AbstractAbstract III 第一章第一章 绪论绪论1 1.1 课题来源课题来源 .1 1.2 选题依据选题依据 .1 1.3 生物除磷理论生物除磷理论 2 1.3.1 传统生物除磷机理.2 1.3.2 反硝化除磷机制 5 1.3.3 生物除磷的影响因素 .5 1.4 1.4 生物除磷工艺生物除磷工艺 .8 1.4.1 连续流工艺 8 1.4.2 间歇式工艺 9 1.5 1.5 污泥转移污泥转移

18、SBRSBR 工艺工艺 . 13 1.5.1 污泥转移 SBR 工艺系统及其原理 . 13 1.5.2 污泥转移 SBR 工艺的特点 . 13 1.5.3 污泥转移 SBR 工艺的前期研究情况 14 1.6 1.6 课题的目的与意义课题的目的与意义 . 14 1.7 1.7 课题的研究内容课题的研究内容 . 15 第二章第二章 试验设备、材料与方法试验设备、材料与方法 16 2.1 2.1 试验装置与设备试验装置与设备 . 16 2.1.1 试验装置与操作 16 2.1.2 试验设备与仪器 17 2.22.2 试验材料试验材料 . 17 2.2.1 试验接种污泥 17 2.2.2 试验水质 1

19、8 2.3 2.3 试验方法试验方法 18 2.3.1 试验工况的设置 18 2.3.2 试验监测项目 19 2.3.3 试验分析方法 22 第三章第三章 试验结果与分析试验结果与分析 . 26 3.1 3.1 污泥转移规律及特性研究污泥转移规律及特性研究 . 26 3.1.1 系统的污泥转移规律 . 26 3.1.2 污泥转移 SBR 工艺的沉降性能的探讨 28 3.1.3 不同污泥转移量对系统处理能力的影响 30 苏州科技学院硕士学位论文 目录 VI 3.1.4 小结 30 3.2 3.2 运行控制条件对系统除磷的影响运行控制条件对系统除磷的影响 31 3.2.1 不同污泥转移量对系统除磷

20、的影响 31 3.2.2 不同运行模式对系统除磷的影响 . 33 3.2.3 曝气进水阶段 DO 对系统除磷的影响 35 3.2.4 不同 SRT 对系统除磷的影响 . 36 3.2.5 生物脱氮除磷的多因素分析 . 37 3.2.6 小结 39 3.3 3.3 生物选择器的释磷研究生物选择器的释磷研究 . 40 3.3.1 污泥转移量对生物选择器中磷释放的影响 40 3.3.2 其它因素对生物选择器中磷释放的影响 42 3.3.3 厌氧释磷反应动力学研究 . 43 3.3.4 小结 44 3.4 SBR 主反应器磷的吸收研究主反应器磷的吸收研究 . 44 3.4.1 污泥转移量对 SBR 反

21、应器磷的吸收的影响 . 44 3.4.2 SBR 反应器中 TP 的沿程变化 45 3.4.3 系统中 TP 的去除途径 46 3.4.4 小结 48 第四章第四章 结论与建议结论与建议 49 4.1 4.1 结论结论 49 4.2 4.2 建议建议 50 参考文献参考文献 51 致谢致谢 . 59 个人简历个人简历 60 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 1 第一章 绪论 1.1 课题来源 本课题来源于江苏省自然科学基金项目 “具有污泥转移的SBR工艺中污泥的强化 除磷特性研究”，“项目编号：BK2011315”和住建部科技计划项目“活性污泥法的 污泥转移技术研究”，“项目编号：201

22、0-K6-26”。 1.2 选题依据 水体富营养化问题仍然是当今世界亟待解决的环境难题之一。近年来，随着工业 化和城市化进程的加快世界各地的海洋、湖泊、水库和其它城市水体均遭受到不同程 度的富营养化危害。据第十三届世界湖泊大会统计，截止到2009年，我国受富营养化 污染的湖泊面积已达到8700平方公里左右，较过去的近40年里增长了60倍左右；太湖 和巢湖的大部分区域已达中度富营养化程度， 鄱阳湖和洞庭湖也面临着富营养化的危 害；以太湖为例，上世纪80年代太湖水主要以二类水为主，而2000年以后主要以五类 和劣五类为主，水华面积占全湖的33%以上1。由此可见，控制和治理水体富营养化 污染已成为国

23、内外广大科研工作者的研究课题之一。 研究表明，促使水体发生富营养化的物质包括有机碳、磷（P）、氮（N）、钾 （K）、铁（Fe）等营养物。其中，有机碳经过污水处理系统后可基本去除，除N和P 外的其它营养物质相对于富营养化在形成过程中的消耗水平极少， 不构成富营养化的 关键原因2。N和P是构成受纳水体富营养化的关键物质，其中P是主要的限制性因子 3。可见，在有效控制和缓解水体富营养化污染的过程中，应优先选择控制P的排放 总量。 迄今为止，去除污废水中磷的方法主要有物理除磷法、化学除磷法、生物除磷法 和生化除磷法等。物理除磷法主要是利用吸附、电解、电渗析等物理手段去除污废水 中的磷，但因其处理费用高

24、和技术复杂而很少被应用；化学除磷法主要是投加某些可 溶性的金属阳离子（Ca2+、A13+或Fe3+）盐与磷酸根发生化学反应，形成金属磷酸盐 沉淀， 最终通过固液分离达到去除污废水中过量磷的目的， 但其存在着二次污染隐患、 处理成本高和污泥产量大等缺点；生物除磷法主要是利用除磷微生物对磷的吸收， 最 终通过排放剩余污泥达到除磷的目的； 生化除磷法主要是将化学絮凝除磷和生物除磷 相结合，从而达到除磷的目的4,5。生物除磷技术因其具有操作方便、处理成本低和 二次污染小等优势而成为近年来国内外运用最广泛的除磷手段。 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 2 1.3 生物除磷理论 学术界曾有两种不同的

25、废水生物除磷机理： 生物诱导化学沉淀作用和生物过量聚 磷作用68。现今，大多数学者认为第二种更合理。 生物过量聚磷作用主要存在着两种生物除磷途径9：生物同化作用和强化生物除 磷（Enhanced Biological Phosphorus Removal，简称EBPR）。前者主要是利用活性污 泥微生物吸附以及生长发育吸收废水中的磷而转化成细胞物质。一般认为，活性污泥 中磷含量为微生物干重的1.0%-2.0%， 可获得10%-30%的除磷效果10。 EBPR是利用聚 磷菌（Polyphosphate-Accumulating Organisms，简称PAO）厌氧释磷和好氧超量吸磷 的特性将富含聚

26、磷颗粒的污泥排出系统，从而将磷从水中除去。它在系统除磷过程中 起主要作用，PAO体内的磷含量可达干重的5%-12%，可获得85%以上的除磷效果11。 然而，目前EBPR机理尚不成熟，进展缓慢，可归结于以下几个方面：宏观上 EBPR系统内外环境差异，如工艺的不同及其运行控制条件和营养条件的差异等； 微观上EBPR系统中生物群落结构及其生物特性的多样性， 如以PAO和聚糖菌 （GAO） 为代表的优势种群及其生理生化代谢特性的复杂性； 关键的生化反应途径及其相关 酶，如TCA（三羧酸）循环、糖原代谢途径和磷酸戊酸途径等及其参与酶的多样性； 合成PHA的还原力和能量来源等问题12。 1.3.1 传统生

27、物除磷机理 含磷污废水首先在厌氧区与活性污泥相互混合，PAO则能优势生长，而其它大部 分微生物在厌氧条件下处于“厌氧压抑”状态而不能优势生长。研究表明，不同的底 物会对PAO除磷过程产生很大的影响，短链脂肪酸（SCFA）是其最理想的碳源。 （1）PAO以乙酸盐为基质的厌氧代谢机制 乙酸盐是研究 EBPR 机理模型的最经典底物，其代谢机制主要包括以下 5 个生 化途径（如图 1.1（A）所示）：以主动运输的方式转运和吸收乙酸盐，并将其转 化形成乙酰辅酶 A（消耗能量 ATP 和还原力）；聚磷和（或）糖原降解产 ATP； 产生合成 PHA 的 ATP 和还原力；PHA 的合成（消耗还原力） ；活性

28、污泥的 维持过程13,14。 1）合成 PHA 的能量来源问题。早期，研究者认为 PAO 代谢的唯一能量来源 于聚磷水解；现今，研究表明糖降解途径也能提供合成 PHA 的能量。 2） 合成 PHA的还原力来源问题。 PAO合成 PHA的还原力有 NADH 和 NADPH， 主要来自 TCA 循环和各种糖解途径。 Comeau/Wentzel 模型15,16提出了合成 PHA 的还原力来源于厌氧条件下的 TCA 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 3 循环。 Kortstee 等17研究表明， TCA 的左路循环能利用右路循环中产生还原力； PAO 合成 PHA 的还原力来自于分散式的 TC

29、A 循环。 目前较公认的理论是 Mino 模型18及其改进型模型， 即合成 PHA 的还原力来源 于各种糖解途径（EMP 途径和 2-酮-3-脱氧-6-磷酸葡糖（ED）途径） ，而 TCA 循环 并不起作用。然而，鉴于糖原降解可通过 EMP 途径和 ED 途径两种方式形成丙酮 酸，糖解途径提供还原力的理论也存在着争议，有待完善。Mino 模型18描述了合 成 PHA 的还原力 NADH 来源于 EMP 途径；Satoh 等19和 Schoenborn 等20也得出 了类似的结论。现今，大多数学者认为改进型 Mion 模型16更为合理，即合成 PHA 的还原力来源于 ED 途径。Maurer 等

30、21和 Pramanik 等22也支持 PHA 的还原力来源 于 ED 途径。Hesselmann 等23和 Martin 等24利用相同种群的 PAO 在富含 Accumulibacter 的培养基中进行糖原代谢的研究，前者得出糖原的代谢是通过 ED 途径完成的；而后者得出糖原代谢是通过 EMP 途径完成的。 也有文献报道，PHA 的还原力是由多途径共同完成的。Louie 等25研究表明， 在反应器中投加新陈代谢抑制剂后来研究 PAO 的代谢途径，结果发现其合成 PHA 的还原力来源于乙醛酸循环和 TCA 循环。Zhou 等26研究指出，PAO 处于厌氧状态 时可通过 TCA 全循环将醋酸转

31、化为还原力，并且也能将醋酸和糖原之类的物质形 成合成 PHA 的还原力。 Pereira 等27利用核磁共振技术证明了合成 PHA 的还原力是 由糖原代谢和 TCA 循环共同产生的： 在厌氧/好氧/厌氧条件下应用 13C 标记的乙酸 示踪细菌中碳水化合物转化情况，发现糖原参与了合成 PHA 的还原力过程，同时 还发现了用 13C 标记的乙酸生成的二氧化碳，Schuler 等28也得出了类似结论。 笔者在翻阅文献时发现，在包含 TCA 循环的合成 PHA 模型中，理论释磷量小 于实际释磷量，因此，糖降解途径更合理，糖原提供合成 PHA 的全部还原力。 （2）PAO 以其它碳源为基质的厌氧代谢机制

32、 乙酸 1C-mol 乙酸 ATP ADP OH- OH- H2PO4- H2PO4- M+M+ H+ H+ 1Poly-Pn Poly-Pn-1 TCA ATP ADP 4NAD+ 4NADH 细胞膜 ATP ADP 乙酰辅酶A 0.5NADH 0.5NAD+ 羟脂酰辅酶A 1PHA 3HB-CoA(A+A) 3HV-CoA(A+P) 3H2MB-CoA(A+P) 3H2MV-CoA(P+P) 4CO2 1ATP 1ADP A乙酸盐为基质 13,14 图 1.1 PAO 厌氧代谢途径示意图 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 4 1）丙酸盐。PAO的丙酸盐厌氧合成PHA的代谢机制主要包括

33、以下5个生化途径 （如图1.1（B）所示）：以主动运输的方式转运和吸收丙酸盐，并将其转化形成丙 酰辅酶A（消耗ATP和还原力）；聚磷和糖原的水解（产ATP）；糖原降解为乙 酰辅酶A（产ATP和NADH）；PHA的形成（消耗NADH）；活性污泥的维持过 程29。此外，Lemos等30研究表明，丙酰辅酶A也能转化为乙酰辅酶A并参与PHA的 合成。 1C-mol丙酸 细胞膜 1C-mol丙酸 ATP (2/9+）PO43- (2/9+）聚磷 (2/9+）ATP 1C-mol 丙酸 丙酰辅酶A 1/3 ATP 1/9 ATP 浓缩产物 2/3 PH2MV 5/9 PHV 5/12PHV 1/18PHB

34、 3/4PH2MV 随机 1/3C-mol糖原 ED途径 乙酰辅酶A 2/9CO2 选择 1/6NADH 1/18NADH 2/9NADH2 B丙酸盐为基质 29 图 1.1 PAO 厌氧代谢途径示意图 2）乙酸和丙酸的混合酸。Zhang等31采用醋酸和丙酸两种混合酸来进行研究发 现，聚磷菌中的乙酰辅酶A和丙酰辅酶A以半选择-半随机方式结合形成PHA；随着丙 酸含量的增加，聚磷菌氧化分解每单位质量的挥发性脂肪酸所需要利用的糖原量降 低；合成PHA和PHB的量也降低，但PH2MV增加，而PHV的合成先增加后减少；醋 酸与丙酸比值大约为10/7的情况下，PHV含量最高。 3）葡萄糖。一般认为，葡萄

35、糖首先被转化为乙酸和丙酸等低分子有机酸，然后 PAO利用低分子有机酸进行除磷、积累PHA及糖原，具体包括以下5个生化途径： 葡萄糖的快速转运吸收，胞内糖原含量积累升高；聚磷水解产ATP；糖降解途径 产ATP和NADH2；PHA的形成；活性污泥的维持过程32。关于合成PHA的能量 和还原力来源同样尚无定论： Wang等33研究表明， 糖原经ED途径产生ATP和NADH2； 摄取葡萄糖的能量来源于聚磷的水解；活性污泥主要合成PHV，并且PHV在平衡厌氧 条件下起着胞内氧化还原平衡的作用。而Jeon等34用13C标记的葡萄糖为底物研究 EBPR系统的除磷情况，发现系统中存在两类菌种：乳酸菌和PAO，

36、PAO利用乳酸菌 发酵产生的能量合成糖原，厌氧条件下积累的糖原再转化为PHA等贮藏物；糖原经 EMP途径产生ATP和NADH2。 （3）PAO的好氧代谢机制 PAO对磷的过量摄取是在好氧阶段完成的，其代谢机制主要包括（如图1.2所示） PHA经TCA过程分解成乙酰辅酶A和NADH2；NADH2由电子传递磷酸化产生 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 5 ATP；PAO自身的生长发育及繁殖；磷的吸收合成聚磷酸盐；糖原的合成； PAO的好氧维持过程35。 乙醛酸循环 葡萄糖生成 糖原 生长 维持 PHB TCA NADH2 ADP+Pi ATP pol-P Pi O2 Pi 细胞膜 好氧阶段

37、图 1.2 PAO 好氧代谢途径示意图35 1.3.2 反硝化除磷机制 学术界曾有两种不同的针对反硝化除磷现象提出的假设： 两类PAO菌属学说， 即将PAO分为两大类：一类只以O2作为电子受体；另一类是同时能以O2和NO3-充当 电子受体36,37。一类PAO学说，即只存在一种PAO，并且都具有一定的反硝化能 力，特定的厌氧和缺氧交替环境能诱导出PAO胞内的具有反硝化功能的酶，使其反 硝化功能得到强化38。目前，倾向于两类菌属的学说。 根据两类PAO菌属的学说， 反硝化除磷技术主要是利用厌氧和缺氧交替运行的环 境来驯化培养出一类以NO3-为电子受体的优势菌种 （Denitrifying Pho

38、sphorus-removing Bacteria，简称DPB） ，由其来完成反硝化和过量吸磷过程；DPB在厌氧阶段的代谢机 制与PAO一致（如图1.1所示），而在缺氧阶段DPB将PHA作为电子供体和将NO3-作 为氧化PHA的电子受体，通过氧化PHA的“一碳两用”方式来实现脱氮除磷39。 DPB通过将生物反硝化脱氮和除磷技术相结合，实现了同时脱氮除磷，这样不仅 可以节省了50%的碳源，而且能在缺氧状态下完成过量吸磷，进而可缩小曝气区的体 积，能使总曝气量减少30%，剩余污泥量减少50%左右40。 1.3.3 生物除磷的影响因素 为获得高效稳定的除磷效果，基于生物除磷机制，可将影响生物除磷的因

39、素分为 以下三类：营养条件、环境因子和工艺的运行控制条件等。 （1）营养条件 营养条件对生物除磷影响的因素主要有碳源、C/P比及C/N比和金属离子等。 1）碳源。碳源是除磷系统稳定且高效运行的关键因素。在一般的除磷系统中， 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 6 每去除1mg磷酸盐，需要消耗20mgCOD41。PAO在厌氧条件下每释放1mg磷酸盐，需 要摄取7.5mg挥发性脂肪酸（VFA）42。 PHA。前已述及，PHA通常是在厌氧阶段合成的，可作为微生物的碳源。活性 污泥中PHA的含量和组分差异主要与活性污泥的生物群落、底物种类及浓度有关。 乙 酸盐和丁酸盐等含偶数个碳原子的有机酸盐主要

40、合成羟基丁酸（HB）单体；丙酸盐 和戊酸盐等含奇数个碳原子的有机酸盐主要合成羟基戊酸（HV）单体。在实际废水 中， 乙酸盐和丙酸盐含量往往都较高， 所以PHA主要以聚-羟基丁酸 （PHB） 和聚- 羟基戊酸（PHV）形式存在，此外还有少量的聚-羟基-2-甲基丁酸（PH2MB）和 聚-羟基-2-甲基戊酸（PH2MV），其中PHV和PH2MV是同分异构体39,43。 在废水的生物处理过程中，活性污泥通常能将易降解底物快速转化为PHA，而不 是优先将它们用于生长发育43。内储物PHA在生物脱氮除磷（BNuR）（特别是EBPR 系统）中充当着细胞所需能量和碳源转换器的角色，厌氧条件下磷的释放、PHA的

41、合 成， 以及好氧条件下磷的去除与PHA的利用存在较好的线性关系，PHA的含量水平直 接影响除磷的效果39,44-47。 污泥负荷率（F/M）。污泥负荷率指供给的食料（F）与微生物数量（M）的 比值，简称污泥负荷。一般认为，为获得较好的除磷效果，系统的污泥负荷可控制在 0.21kg (kgMLSS d)-1-0.5kg (kgMLSS d)-1 48。左宁49在研究LSP&PNR工艺污泥减量 时发现，F/M为0.151gCOD (gMLSS)-1时系统能获得良好的除磷效果。于鸽方等50在 研究F/M对A/B工艺脱氮除磷影响时发现，适当使A段和B段中的污泥负荷均值分别大 于2.0kgBOD5 (

42、kgMLSS d)-1和0.2 kgBOD5 (kgMLSS d) -1时系统能获得较好的脱氮除 磷效果。 污泥糖类物质。活性污泥在“厌氧压抑”状态下优先利用胞内糖类物质作为能 量来源，当其胞内糖量低于10%后PAO才进行聚磷酸盐降解并释放磷，同时利用这一 过程产生的ATP来吸收易降解有机物51。 2）C/P比及C/N比。在无NO3-回流到厌氧段的除磷系统中，BOD/P比应控制在 15-30；在满足同时脱氮除磷时，BOD/N比可控制在4-541；但COD/P比大于50也会影 响除磷效果52。在南非COD/TKN比大于10时，能获得较好的反硝化和除磷效果53。 3）金属离子。金属离子主要在PAO

43、好氧摄磷和生长发育中起重要作用。在好氧 阶段充当着反价离子，PAO每吸收1mgP，需要摄取0.33mg钾；每吸收1mgP，需要摄 取0.26mg镁41。 （2）环境因子 环境因子主要包括环境的pH和温度（T）等 1）pH。pH的影响主要表现在3个方面：厌氧释磷；好氧吸磷；活性污泥 的物理-化学固磷作用。一般将pH控制为中性和微碱性42。当溶液的pH值低于6.0 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 7 时，乙酸钠与溶液中氢离子结合后主要以乙酸（是一种非解离态弱酸）分子的形式存 在，乙酸跨越细胞膜进入细胞内时会酸化细胞质，导致细胞的活性降低，甚至引起 新陈代谢停止54。Bond 等人55研究厌

44、氧磷的释放时发现：pH值处于5.8-7.4的范围 内时，活性污泥对底物的摄取量随着pH值的升高而增大；PHA的产量也随着pH值的 升高而增大。Smolders等人35在研究厌氧生物除磷机理时发现：将pH值的范围控制 为5.5-8.5左右时，醋酸盐的摄取量与P的释放量的比率随pH值的升高而降低；P的释 放速率也随pH值的升高而增大。当pH值高于7.5时化学沉淀除磷作用所占的比重也 会明显增加41,56。 2）T。T的影响主要表现在3个方面：影响PAO的活性；影响微生物群落结 构；影响可能存在的物理和化学除磷作用。目前，T对除磷的影响尚未达成共识， 研究结果甚至出现了矛盾，如低温（5-15）有利于

45、除磷；高温（20-37）有 利于除磷57。在实验室条件下T高于20时GAO成为优势种群，导致除磷系统恶化； 而现场的试验研究结果表明，T高于25 时GAO可成为优势种群，因而影响系统除磷 58。 （3）工艺的运行控制条件 工艺的运行控制条件主要包括污泥龄（SRT）、停留时间（HRT）、电子受体和 氧化还原电位（ORP）等。 1）SRT。SRT的影响主要表现在3个方面：影响剩余污泥排放量；影响微生 物群落结构，PAO和反硝化菌在活性污泥中的百分比；影响活性污泥的活性及生物 同化除磷量，PAO胞内磷的百分含量。一般认为，短泥龄利于系统除磷，可控制在3d -7d41,59。 2）停留时间HRT。HR

46、T可分为厌氧和好氧水力停留时间。厌氧停留时间一般控 制在1h-3h41。适当延长厌氧停留时间，可提高系统的除磷效果；但厌氧/好氧水力停 留时间的比值不应过大，否则会影响除磷效果60。 3）电子受体和ORP。电子受体主要包括溶解氧（DO）、NO3-和NO2-。 DO 在厌氧阶段应控制在 0.2mg L-1以下；缺氧过程可控制在 0.5mg L-1左右； 好氧阶段应控制在 2.5mg L-1-3.0mg L-1时有利于 PAO 的优势生长61。此外，好氧 阶段不可过度增加曝气量和延长曝气时间，否则会引起 PAO 降解体内过多的 PHA 进而使放磷率和吸磷率的不平衡，最终致使除磷效率降低60。 在

47、“厌氧压抑” 状态下 DO 质量浓度通常用 ORP 来表征。 一般将厌氧段的 ORP 控制在-200mV 以下，缺氧状态时可控制在-100mV 左右，好氧段可控制在 40mV 以 上62。 NO3-对 PAO 的影响表现在厌氧磷的释放和磷的吸收方面，即在厌氧区，NO3- 抑制厌氧释磷，在缺氧区，DPB 能将 NO3-作为电子受体进行除磷作用。Saito 等研 苏州科技学院硕士学位论文 第一章 绪论 8 究表明，NO2-在好氧区积累会使 PAO 的生长受抑制，而使 GAO 成为优势种群63。 此外，影响生物除磷的因素还有污泥浓度（MLSS），运行模式、污泥回流比、 充水比和运行周期等64-68。

48、 1.4 生物除磷工艺 1955 年， Greebury 首次报道了一个关于污水处理厂微生物除磷量超过其代谢所 需量的现象；此后该现象引起了广泛的关注，Srinath 等率先报道了在好氧条件下有 过量除磷的现象4,70。Levin 等首先报道了在厌氧条件下有磷的释放现象，在此基础 上，1971 年 Spector 提出了厌氧/好氧活性污泥工艺（即 EBPR 工艺）71。 此后， 对该工艺的改进和优化研究以及新工艺的研发受到了广泛的重视。目前，强化除磷 （EBPR）工艺主要为连续式和间歇式工艺。 1.4.1 连续流工艺 目前，城市污水处理厂最常用的连续式EBPR工艺是A2/O及其变形工艺72-74。 （1）A2/O工艺 A2/O 工艺是 Barnard、R