废水处理
阅读：782发布：2024-02-24
专利汇可以提供废水处理专利检索，专利查询，专利分析的服务。并且本 发明 提供了一种降低 废 水 中氮和磷水平的 生物 学方法，其中所述废水包括至少100mg/L的总氮含量，其中所述方法包括在至少两个步骤中将所述废水进料入反应容器中，其中所述反应容器含有活 生物质 ，所述活生物质包括硝化和脱硝生物体及多 磷酸 盐 积聚生物体(PAO)，其中至少在第一进料步骤之后有一段足够长的无曝气时段，以便在所述废水中得到足够低的NOx物质浓度，从而允许多羟基烷酸酯在PAO中的积聚，并且至少在第一无曝气时段之后有一段足够长的曝气时段，从而允许硝化生物体进行铵的 氧 化和PAO吸收所述废水中的至少部分磷。，下面是废水处理专利的具体信息内容。
1.一种降低废水中氮和磷水平的生物学方法，其中所述废水包括 至少100mg/L的总氮，其中所述方法包括在至少两个步骤中将所述 废水进料入反应容器，其中所述反应容器包括活生物质，所述活生物 质包括硝化和脱硝生物体及多磷酸盐积聚生物体PAO，其中至少在第 一进料步骤之后有一段足够长的无曝气时段，以便在废水中得到足够 低的NOx物质浓度，从而允许多羟基烷酸酯在所述PAO中的积聚，并 且至少在第一无曝气时段之后有一段足够长的曝气时段，从而允许硝 化生物体进行铵的氧化和PAO吸收所述废水中的至少部分磷。
2.根据权利要求1所述的方法，其中在第一曝气时段之后是至少 一个周期的进料步骤、无曝气时段与后续曝气时段。
3.根据权利要求1所述的方法，其中所述废水在至少三个步骤中 被进料入所述反应容器，其中在每一进料步骤之后均有无曝气时段和 后续的曝气时段。
4.根据权利要求3所述的方法，其中约50％体积的待处理废水在 第一进料步骤中被进料入所述反应容器中，约30％体积的待处理废水 在第二进料步骤中被进料入所述反应容器中，且约20％体积的待处理 废水在第三进料步骤中被进料入所述反应容器中。
5.根据权利要求3所述的方法，其中在第三曝气时段之后使反应 容器的内容物沉降，并且将处理过的废水与沉降的污泥分离。
6.根据权利要求3所述的方法，其中处理过的废水包括低于约1 mg/L的总磷和低于约15mg/L的总氮。
7.根据权利要求1所述的方法，其中还将挥发性脂肪酸源进料入 所述反应容器中，或者将挥发性脂肪酸源在进料入所述反应容器之前 加入到所述废水中。
8.根据权利要求7所述的方法，其中所述挥发性脂肪酸源与所述 废水被共同进料入所述反应容器中。
9.根据权利要求7所述的方法，其中所述挥发性脂肪酸源包括含 有较高水平的乙酸和丙酸的预发酵的高BOD废物。
10.根据权利要求7所述的方法，其中所述挥发性脂肪酸源包括每 种至少100mg/L的乙酸和丙酸，并且所述挥发性脂肪酸源以约1份 预发酵废物/约5份废水的比率被进料入所述反应容器或者加入所述废 水中。
11.根据权利要求7所述的方法，其中所述挥发性脂肪酸源以下述 量被进料入所述反应容器中或者加入所述废水中：该量使得进入所述 反应容器的每升流入物中总可溶性COD为约500mg COD/L到约600 mg COD/L。
12.根据权利要求7所述的方法，其中所述挥发性脂肪酸源以下述 量被进料入所述反应容器中或者加入所述废水中：该量使得进入所述 反应容器的流入物中总COD与总氮的总比率为约5到约10，且所述流 入物中可溶性COD与磷的总比率为约15。
13.根据权利要求1所述的方法，其中至少所述第一进料步骤包括 将废水分散到位于所述反应容器底部的沉降污泥中。
14.根据权利要求13所述的方法，其中在至少所述第一进料步骤 的至少一部分的过程中，不对反应容器的内容物进行混合。
15.根据权利要求13所述的方法，其中在至少所述第一进料步骤 之后的无曝气时段的至少一部分的过程中，不对反应容器的内容物进 行混合。
16.根据权利要求1所述的方法，其中使用在线NOx传感器来测 量经受处理的废水中的NOx物质浓度，或者通过测量反应容器内容物 的氧化还原电势来估算NOx的耗尽点。
17.根据权利要求1所述的方法，其中在曝气时段中对反应容器内 容物的溶解氧浓度进行监测，并通过调整曝气速率来将其保持在预定 的浓度内。
18.根据权利要求17所述的方法，其中在曝气时段期间使用开/ 关控制系统来间歇地提供空气，所述开/关控制系统与溶解氧探针相连 通，所述溶解氧探针与经受处理的废水相接触。
19.根据权利要求17所述的方法，其中溶解氧的水平在曝气时段 期间被保持在约4mg/L到约0.3mg/L的水平。
20.根据权利要求17所述的方法，其中在第一曝气时段之后有至 少一个周期的进料时段与曝气时段，在所述曝气时段期间将溶解氧的 水平控制为允许在所述反应容器的内容物中同时进行硝化和脱硝化。
21.根据权利要求20所述的方法，其中所述溶解氧的水平保持在 约0.5mg/L到约0.3mg/L。
22.根据权利要求1所述的方法，其中根据反应容器内容物的pH 变化速率来确定曝气时段的持续时间。
23.根据权利要求22所述的方法，其中当由铵氧化而引起的反应 容器内容物的pH降低速率达到预定值时，曝气时段终止。
24.根据权利要求23所述的方法，其中所述预定值为由铵氧化而 引起的反应容器内容物的最大pH降低速率的约10％或更低。
25.根据权利要求23所述的方法，所述预定值为每5分钟约0.01 个pH单位或更低。
26.根据权利要求23所述的方法，其中从废水中脱氮主要通过亚 硝化/脱亚硝化来进行。
27.根据权利要求1所述的方法，其中通过反应容器内容物的氧摄 取速率来确定曝气时段的持续时间。
28.根据权利要求27所述的方法，其中当反应容器内容物的氧摄 取速率降至预定值以下时，曝气时段终止。
29.根据权利要求28所述的方法，其中所述预定值为引入所述曝 气时段后反应容器的最大氧摄取速率的约80％或更低。
30.根据权利要求28所述的方法，其中所述预定值为约1 mgO2/min/L。
31.根据权利要求28所述的方法，其中从废水中脱氮主要通过亚 硝化/脱亚硝化来进行。
32.根据权利要求1所述的方法，其中第一曝气时段持续足够长时 间，以允许硝化生物体基本完成铵的氧化。
33.根据权利要求1所述的方法，其中每一曝气时段均持续足够长 时间，以允许在每一进料步骤之后硝化生物体基本完成铵的氧化。
34.根据权利要求1所述的方法，其仅包括两个进料步骤。
35.根据权利要求34所述的方法，其中第一曝气时段之后是第二 进料步骤、第二无曝气时段和任选的短曝气时段，所述任选的短曝气 时段用于从反应容器内容物中去除形成的氮气。
36.根据权利要求35所述的方法，其中在第二无曝气时段之后使 反应容器内容物沉降，并将处理过的废水与沉降的污泥分离。
37.根据权利要求34所述的方法，其得到适于土地应用的处理过 的废水，该废水包含低于约50mg/L的总氮和低于约15mg/L的总磷。
38.根据权利要求1所述的方法，其中所述废水包括至少150mg/L 的总氮。
技术领域
本发明涉及用于从诸如屠宰场废水等具有极高的氮水平和相当高 的磷水平的废水中至少部分去除氮、磷和BOD的生物学方法。
背景技术
肉类加工业需要大量的水，这些水中的大部分作为包含高水平的 诸如氮(N)和磷(P)等营养物的高化学需氧量(BOD)废水而被排放。
与水路中的高BOD和氮水平类似，水路中过量磷的存在也有较大 隐患，因为其可能促进富营养化。作为磷的主要来源，包括农田径流 和各种家庭、商业和工业过程，在废水处理过程中去除磷具有重大的 环境意义。
在过去的二十年里，从屠宰场废水中去除BOD和N受到了很大的 关注，已成功地开发了使用连续活性污泥系统的可靠的BOD和N去除 系统，并将其应用于屠宰场的废水处理。然而，对磷强于存去除的关 注较少。
从废水中除磷的常用手段是化学沉淀。这通常包括添加诸如硫酸 铝、硫酸铁和氯化铁等的金属盐，以与可溶性磷反应，并形成可通过 固体分离过程来去除的固体沉淀。
然而，化学沉淀存在诸多缺点。通常，化学沉淀增加了所产生的 污泥体积，并且会产生具有较差沉降性质的污泥。此外，还存在与化 学药品的使用及释放相关的环境问题。
尽管如此，除磷仍主要通过化学沉淀来进行，尽管生物除磷可能 是一种廉价得多且更具环境可持续性的选择。
强化生物除磷(EBPR)提供了一种通过生物学过程从废水中除磷的 方式以作为化学沉淀的替代方法。EBPR依赖于多磷酸盐积聚微生物 (polyphosphate-accumulating microorganisms，PAO)摄取超过其代谢需 要量的磷的能力。
然而，含有高水平的铵和其它氮源的废水的完全硝化产生了高水 平的硝酸盐，而硝酸盐会干扰稳定和可靠的EBRP方法的开发。
开发从屠宰场废水中同时去除氮和磷的有效生物学方法的另一困 难在于：这类废水含有大量的脂肪和油脂(FOG)，当直接进料至活性污 泥系统时它们会使污泥的沉降性劣化。因此，在生物学营养物去除系 统中进行处理之前，通常要对这类废水进行预处理。在澳大利亚，通 常在厌氧池中对屠宰场原废水进行预处理，其水力学保留时间 (hydraulic retention time)为7-14天。在降低FOG含量的同时，这种厌 氧处理过程还从废水中去除了大部分的BOD，这经常导致有限的可用 碳源(特别是挥发性脂肪酸——VFA)浓度，而这种可用碳源是通过PAO 来去除N和去除P所需要的。
因此，本发明的目的是提供一种有效的、从包含较高的氮源和磷 源水平的废水中同时去除氮和磷的生物学方法，该方法克服或改善了 一种或多种上述困难。
与水路中的高BOD和氮水平类似，水路中过量磷的存在也有较大 隐患，因为其可能促进富营养化。作为磷的主要来源，包括农田径流 和各种家庭、商业和工业过程，在废水处理过程中去除磷具有重大的 环境意义。
在过去的二十年里，从屠宰场废水中去除BOD和N受到了很大的 关注，已成功地开发了使用连续活性污泥系统的可靠的BOD和N去除 系统，并将其应用于屠宰场的废水处理。然而，对磷强于存去除的关 注较少。
从废水中除磷的常用手段是化学沉淀。这通常包括添加诸如硫酸 铝、硫酸铁和氯化铁等的金属盐，以与可溶性磷反应，并形成可通过 固体分离过程来去除的固体沉淀。
然而，化学沉淀存在诸多缺点。通常，化学沉淀增加了所产生的 污泥体积，并且会产生具有较差沉降性质的污泥。此外，还存在与化 学药品的使用及释放相关的环境问题。
尽管如此，除磷仍主要通过化学沉淀来进行，尽管生物除磷可能 是一种廉价得多且更具环境可持续性的选择。
强化生物除磷(EBPR)提供了一种通过生物学过程从废水中除磷的 方式以作为化学沉淀的替代方法。EBPR依赖于多磷酸盐积聚微生物 (polyphosphate-accumulating microorganisms，PAO)摄取超过其代谢需 要量的磷的能力。
然而，含有高水平的铵和其它氮源的废水的完全硝化产生了高水 平的硝酸盐，而硝酸盐会干扰稳定和可靠的EBRP方法的开发。
开发从屠宰场废水中同时去除氮和磷的有效生物学方法的另一困 难在于：这类废水含有大量的脂肪和油脂(FOG)，当直接进料至活性污 泥系统时它们会使污泥的沉降性劣化。因此，在生物学营养物去除系 统中进行处理之前，通常要对这类废水进行预处理。在澳大利亚，通 常在厌氧池中对屠宰场原废水进行预处理，其水力学保留时间 (hydraulic retention time)为7-14天。在降低FOG含量的同时，这种厌 氧处理过程还从废水中去除了大部分的BOD，这经常导致有限的可用 碳源(特别是挥发性脂肪酸——VFA)浓度，而这种可用碳源是通过PAO 来去除N和去除P所需要的。
因此，本发明的目的是提供一种有效的、从包含较高的氮源和磷 源水平的废水中同时去除氮和磷的生物学方法，该方法克服或改善了 一种或多种上述困难。
发明内容
通过本研究，发现使用采用生物除氮与强化生物除磷(EBPR)的组 合的生物学方法可从包含较高氮水平的废水中有效地去除氮和磷，所 述生物学方法采用包括硝化和脱硝生物体及多磷酸盐积聚生物体(PAO) 的活性污泥，在多步中将废水进料入反应容器中，并以不会积聚显著 的硝酸盐和亚硝酸盐水平的方式来操作曝气条件(aeration conditions)， 从而确保适于通过PAO进行有效的多磷酸盐积聚的厌氧条件。
因此，根据本发明的一方面，提供了一种降低废水中氮和磷水平 的生物学方法，其中所述废水包括至少100mg/L的总氮，其中所述 方法包括在至少两个步骤中将所述废水进料入反应容器，其中所述反 应容器包括活生物质(active biomass)，所述活生物质包括硝化和脱硝生 物体及多磷酸盐积聚生物体(PAO)，其中至少在第一进料步骤之后有一 段足够长的无曝气时段(non-aerated period)，以便在废水中得到足够低 的NOx物质浓度，从而允许多羟基烷酸酯在PAO细胞中的积聚，并且 至少在第一无曝气时段之后有一段足够长的曝气时段(aerated period)， 从而允许硝化生物体进行铵的氧化和PAO吸收废水中的至少部分磷。
根据一个实施方式，第一曝气时段之后是至少一个周期的进料步 骤、无曝气时段与后续曝气时段。
根据另一实施方式，在至少三个步骤中将废水进料入所述反应容 器，其中每一进料步骤之后均有无曝气时段和后续的曝气时段。
至少第一曝气时段可以是足够长时间的，以确保硝化生物体基本 完成铵的氧化，在一个具体实施方式中，每一曝气时段均具有足够长 时间以确保硝化生物体基本完成铵的氧化。
在这类实施方式中，在第一进料步骤中可将约50％体积的待处理 废水进料入反应容器中，在第二进料步骤中可将约30％体积的待处理 废水进料入反应容器中，在第三进料步骤中可将约20％体积的待处理 废水进料入反应容器中。
在第三曝气时段之后可使反应容器的内容物沉降，并且将处理过 的废水与沉降的污泥分离。
还可将挥发性羧酸源进料入反应容器中，或者在进料入所述反应 容器之前加入所述废水中。挥发性羧酸源可与废水一同进料入反应容 器中。
挥发性脂肪酸源可包括含有较高水平的乙酸和丙酸的预发酵 (pre-fermented)的高BOD废物，例如包含每种至少100mg/L的乙酸 和丙酸。
可将下述量的挥发性脂肪酸源进料入所述反应容器中或者加入所 述废水中，该添加量使得进入所述反应容器的每升流入物中的总可溶 性COD为约500mg COD/L到约600mg COD/L。
可选择地，可将下述量的挥发性脂肪酸源进料入所述反应容器中 或者加入所述废水中，该添加量使得进入所述反应容器的流入物中的 总COD与总氮的总比率为约5到约10，且所述流入物中的可溶性COD 与磷的总比率为约15。
在一个实施方式中，每个进料步骤均可包括将废水分散到反应容 器底部的沉降污泥中。在这样的实施方式中，虽然在进料过程中所述 反应容器的内容物可能被混合，但是如果在所述进料步骤的至少一部 分过程中不对所述反应容器的内容物进行混合则可能是有利的。类似 地，虽然在进料之后的无曝气时段中所述反应容器内容物可能被混合， 但是如果在所述进料步骤后的无曝气时段的至少一部分过程中不对所 述内容物进行混合则可能是有利的。如果所述进料步骤缓慢进行，那 么在进料步骤之后可能不需要不混合(non-mixed)、无曝气的时段。
可使用在线NOx传感器来测量经受处理的废水内的NOx物质浓 度，或者可通过测量反应容器内容物的氧化还原电势来估算NOx的耗 尽点。
在曝气时段中可对反应容器内容物的溶解氧浓度进行监测，并通 过调整曝气速率将其保持在预定浓度内，例如保持在约4mg/L到约0.3 mg/L之间。例如，在曝气时段中可使用开/关控制系统来间歇地提供空 气，所述开/关控制系统与溶解氧探针相连通(in communication)，所述 溶解氧探针与经受处理的废水相接触。
根据本发明的另一实施方式，在第一曝气时段之后可以有至少一 个进料时段与曝气时段的周期，在该周期期间对溶解氧的水平进行控 制，从而允许在所述反应容器的内容物中同时进行硝化和脱硝化。在 这类实施方式中，溶解氧水平可保持在约0.5mg/L到约0.3mg/L之间。
根据本发明的另一实施方式，根据由铵氧化引起的反应容器内容 物的pH变化速率(例如在5分钟的时间窗内的pH变化)来确定本发明 的方法中曝气时段的持续时间。例如，当反应容器内容物的pH降低速 率降至至少预定的数值时(例如降至由铵氧化引起的反应容器内容物的 最大pH降低速率的约10％或更低时)，或者当反应容器内容物的pH降 低速率降至每5分钟约0.01个pH单位或更低时，可终止曝气时段。 可选择地，或者同时，可根据反应容器内容物的氧摄取速率来确定曝 气时段的持续时间。例如，当反应容器内容物的氧摄取速率降至低于 预定的数值时(例如反应容器内容物的氧摄取速率降至引入所述曝气时 段后反应容器的最大氧摄取速率的约80％或更低时)，或者当反应容器 内容物的氧摄取速率降至低于约1mg/min/L反应容器内容物时，可终 止曝气时段。可控制曝气时段的持续时间，以促进曝气时段期间的亚 硝酸盐产生而非硝酸盐产生，由此使得在无曝气时段期间从废水中除 氮主要通过亚硝酸盐的直接脱硝来进行，且对于硝酸盐减少量和BOD 需求量的要求下降。
在处理过的废水用于土地灌溉的实施方式中，本发明的方法可仅 包括两个进料步骤。这类方法可产生适用于农田应用的处理过的废水， 该处理过的废水可包括低于约50mg/L的总氮和低于约15mg/L的总 磷。
附图说明
图1显示了用于实施本发明方法的序贯式分批反应器(sequencing batch reactor)的示意图。
图2a至2d显示了实施本发明方法的反应器的流入物(2a和2b)、 流出物的营养物水平和聚磷菌(Accumulbacter)-PAO种群(2c)、以及 MLSS和VSS/MLSS比(2d)的特征。
图3显示了对本发明方法的周期的研究过程中的氮和磷分布曲线 (profile)。
图4显示了在预发酵之前和之后及在4℃贮存一周后屠宰场原废水 (raw abattoir wastewater)中的主要的VFA、PO43″和NH4+的浓度。其它 VFA包括异丁酸、丁酸和异戊酸。
图5显示了用于处理土地灌溉用屠宰场废水的本发明方法(两个进 料步骤)的原理。
图6A和6B显示了在本发明的两步骤进料序贯式分批反应器(SBR) 方法运行7个月后，流入物和流出物的氮和磷物质的浓度：A.-氮物质： ●N-NH4流入物，NH4流出物，◇亚硝酸盐流出物，□硝酸盐流出 物。B.-磷：●P-PO4流入物-，P-PO4流出物。实线代表最高和最低排 放界限。
图7A和7B显示了其中流入物和流出物的氮和磷物质的浓度如图 6A和6B所示的方法中使用的水池废水(pond wastewater)的碳演变 (carbon evolution)。A.-总COD；●可溶性COD。B.-挥发性脂肪 酸：●乙酸盐；丙酸盐。
图8显示了对沿其中流入物和流出物的氮和磷物质的浓度如图6A 和6B所示的SBR方法的周期而分析的不同化合物获得的实验曲线： ○N-NH4，N-NO3，N-NO2，●P-PO43-。
图9A和9B显示了对另一个更优化的SBR方法(其中流入物和流 出物的氮和磷物质的浓度如图6A和6B所示)的周期所分析的不同化合 物获得的实验曲线：N-NH4，◇N-NO3，□N-NO2，●P-PO43-。
图10A显示了通过减少硝酸盐来实施的常规脱硝方法的示意图。图 10B显示了通过减少亚硝酸盐进行脱硝的示意图。
图11显示了在本发明的SBR方法中当NH4+完全氧化时用以终止 曝气的控制策略。需要符合的第一条件是基于pH斜率(1)；在以开-关 方式对曝气进行控制的情况下，第二条件是基于阀处于关闭状态的时 间长度(2)，这直接涉及OUR；且第三条件是基于曝气的最短持续时间 (3)。
图12A显示了在三个阶段中的亚硝酸盐积聚程度及NOB Nitrospira的丰度(FISH探针Nitspa-662)。所示的NOB量是平均值(误 差线＝S.E.，n＝3)。图12B显示了流出物中的铵、氧化的氮和磷酸盐以 及流入物中的VFA。
图13显示了当人工地延长曝气以使亚硝酸盐途径(黑色箭头)不稳 定时的SBR周期期间的pH、DO、OUR、氮和磷曲线的例子。白色箭 头代表进料次数。
图14显示了施行自动曝气控制之后，SBR周期期间的pH、DO、 OUR、氮和磷曲线的例子。垂直的虚线指示了何时曝气自动停止，而 黑色箭头代表通过停止曝气获得的缺氧时间。白色箭头代表进料次数。
图15是实施例描述的实验中采用的实验室规模的SBR单元的照 片。
图16A到16C显示了在使用根据本发明的轻柔的、均匀分散的无 搅拌底部进料系统的三步骤中试规模进料序贯式分批反应器(SBR)方 法运行约7个月后，屠宰场废水的氮和磷脱除：A.-处理过的废水流出 物的氮(作为铵类物质-◆-和NOx物质-□)和磷(作为PO4-▲)。B.- 氮脱除：◆可溶性无机氮脱除，以百分率表示；和○总氮脱除，以 百分率表示。C.-磷：◆磷脱除(作为磷酸盐)，以百分率表示；和○总 磷脱除，以百分率表示。
图17A到17C显示了在使用根据本发明的底部进料系统的三步骤 中试规模进料序贯式分批反应器(SBR)方法(采用混合和曝气)运行约7 个月后，屠宰场废水的氮和磷脱除：A.-处理过的废水流出物的氮(作 为铵类物质-◆-和NOx物质-□)和磷(作为PO4-▲)。B.-氮脱除： ◆可溶性无机氮脱除，以百分率表示；和○总氮脱除，以百分率表示。 C.-磷：◆磷脱除(作为磷酸盐)，以百分率表示；和○总磷脱除，以 百分率表示。
图18显示了在2007年9月3日运行的、图16A到16C中所示的 SBR方法的代表性周期的NOx物质浓度和磷(作为磷酸盐)浓度及pH曲 线。
图19显示了在2007年9月3日运行的、图17A到17C中所示的 SBR方法的代表性周期的NOx物质浓度和磷(作为磷酸盐)浓度及pH曲 线。
缩写和定义
本文使用了以下缩写：
AOB 氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria)
BOD 生化需氧量(biochemical oxygen demand)
COD 化学需氧量(chemical oxygen demand)
DO 溶解氧(dissolved oxygen)
EBPR 强化生物除磷(enhanced biological phosphorous removal)
FOG 脂肪和油脂(fat，oil and grease)
GAO 糖原积聚生物体(glycogen accumulating organism)
HRT 水力停留时间(hydraulic residence time)
MLSS 混合液悬浮固体颗粒(mixed liquor suspended solids)
N 氮(nitrogen)
NH4 铵(ammonium)
NO2 亚硝酸盐(nitrite)
NO3 硝酸盐(nitrate)
NOx 硝酸盐和亚硝酸盐之和(sum of nitrate and nitrite)
NOB 亚硝酸盐氧化细菌(nitrite oxidizing bacteria)
OUR 氧摄取速率(oxygen untake rate)
P 磷(phosphorous)
PO4 磷酸盐(phosphate)
PAO 多磷酸盐积聚生物体(polyphosphate accumulating organism)
PHA 多羟基链烷酸酯(polyhydroxyalkanoate)
SBR 序贯式分批反应器(sequencing batch reactor)
SRT 淤泥停留时间(sludge retention time)
TKN 总基耶达尔(Kjedahl)氮(total Kjedahl nitrogen)
TP 总磷(total phosphorous)
TSS 总悬浮固体(total suspended solids)
VFA 挥发性脂肪酸(volatile fatty acid)
VSS 挥发性悬浮固体(volatile suspended solids)
本文所用的术语“包括”指“主要包括，但不必仅由其构成”。术语“包 括”的变体如“包含”和“含有”具有相应的类似含义。
本文所用的术语“磷酸盐积聚生物体”指能够摄取超过其代谢所需 量的磷并将其作为磷酸盐富集物质积聚在细胞内的任何生物体。
因此，根据本发明的一方面，提供了一种降低废水中氮和磷水平 的生物学方法，其中所述废水包括至少100mg/L的总氮，其中所述 方法包括在至少两个步骤中将所述废水进料入反应容器，其中所述反 应容器包括活生物质(active biomass)，所述活生物质包括硝化和脱硝生 物体及多磷酸盐积聚生物体(PAO)，其中至少在第一进料步骤之后有一 段足够长的无曝气时段(non-aerated period)，以便在废水中得到足够低 的NOx物质浓度，从而允许多羟基烷酸酯在PAO细胞中的积聚，并且 至少在第一无曝气时段之后有一段足够长的曝气时段(aerated period)， 从而允许硝化生物体进行铵的氧化和PAO吸收废水中的至少部分磷。
根据一个实施方式，第一曝气时段之后是至少一个周期的进料步 骤、无曝气时段与后续曝气时段。
根据另一实施方式，在至少三个步骤中将废水进料入所述反应容 器，其中每一进料步骤之后均有无曝气时段和后续的曝气时段。
至少第一曝气时段可以是足够长时间的，以确保硝化生物体基本 完成铵的氧化，在一个具体实施方式中，每一曝气时段均具有足够长 时间以确保硝化生物体基本完成铵的氧化。
在这类实施方式中，在第一进料步骤中可将约50％体积的待处理 废水进料入反应容器中，在第二进料步骤中可将约30％体积的待处理 废水进料入反应容器中，在第三进料步骤中可将约20％体积的待处理 废水进料入反应容器中。
在第三曝气时段之后可使反应容器的内容物沉降，并且将处理过 的废水与沉降的污泥分离。
还可将挥发性羧酸源进料入反应容器中，或者在进料入所述反应 容器之前加入所述废水中。挥发性羧酸源可与废水一同进料入反应容 器中。
挥发性脂肪酸源可包括含有较高水平的乙酸和丙酸的预发酵 (pre-fermented)的高BOD废物，例如包含每种至少100mg/L的乙酸 和丙酸。
可将下述量的挥发性脂肪酸源进料入所述反应容器中或者加入所 述废水中，该添加量使得进入所述反应容器的每升流入物中的总可溶 性COD为约500mg COD/L到约600mg COD/L。
可选择地，可将下述量的挥发性脂肪酸源进料入所述反应容器中 或者加入所述废水中，该添加量使得进入所述反应容器的流入物中的 总COD与总氮的总比率为约5到约10，且所述流入物中的可溶性COD 与磷的总比率为约15。
在一个实施方式中，每个进料步骤均可包括将废水分散到反应容 器底部的沉降污泥中。在这样的实施方式中，虽然在进料过程中所述 反应容器的内容物可能被混合，但是如果在所述进料步骤的至少一部 分过程中不对所述反应容器的内容物进行混合则可能是有利的。类似 地，虽然在进料之后的无曝气时段中所述反应容器内容物可能被混合， 但是如果在所述进料步骤后的无曝气时段的至少一部分过程中不对所 述内容物进行混合则可能是有利的。如果所述进料步骤缓慢进行，那 么在进料步骤之后可能不需要不混合(non-mixed)、无曝气的时段。
可使用在线NOx传感器来测量经受处理的废水内的NOx物质浓 度，或者可通过测量反应容器内容物的氧化还原电势来估算NOx的耗 尽点。
在曝气时段中可对反应容器内容物的溶解氧浓度进行监测，并通 过调整曝气速率将其保持在预定浓度内，例如保持在约4mg/L到约0.3 mg/L之间。例如，在曝气时段中可使用开/关控制系统来间歇地提供空 气，所述开/关控制系统与溶解氧探针相连通(in communication)，所述 溶解氧探针与经受处理的废水相接触。
根据本发明的另一实施方式，在第一曝气时段之后可以有至少一 个进料时段与曝气时段的周期，在该周期期间对溶解氧的水平进行控 制，从而允许在所述反应容器的内容物中同时进行硝化和脱硝化。在 这类实施方式中，溶解氧水平可保持在约0.5mg/L到约0.3mg/L之间。
根据本发明的另一实施方式，根据由铵氧化引起的反应容器内容 物的pH变化速率(例如在5分钟的时间窗内的pH变化)来确定本发明 的方法中曝气时段的持续时间。例如，当反应容器内容物的pH降低速 率降至至少预定的数值时(例如降至由铵氧化引起的反应容器内容物的 最大pH降低速率的约10％或更低时)，或者当反应容器内容物的pH降 低速率降至每5分钟约0.01个pH单位或更低时，可终止曝气时段。 可选择地，或者同时，可根据反应容器内容物的氧摄取速率来确定曝 气时段的持续时间。例如，当反应容器内容物的氧摄取速率降至低于 预定的数值时(例如反应容器内容物的氧摄取速率降至引入所述曝气时 段后反应容器的最大氧摄取速率的约80％或更低时)，或者当反应容器 内容物的氧摄取速率降至低于约1mg/min/L反应容器内容物时，可终 止曝气时段。可控制曝气时段的持续时间，以促进曝气时段期间的亚 硝酸盐产生而非硝酸盐产生，由此使得在无曝气时段期间从废水中除 氮主要通过亚硝酸盐的直接脱硝来进行，且对于硝酸盐减少量和BOD 需求量的要求下降。
在处理过的废水用于土地灌溉的实施方式中，本发明的方法可仅 包括两个进料步骤。这类方法可产生适用于农田应用的处理过的废水， 该处理过的废水可包括低于约50mg/L的总氮和低于约15mg/L的总 磷。
附图说明
图1显示了用于实施本发明方法的序贯式分批反应器(sequencing batch reactor)的示意图。
图2a至2d显示了实施本发明方法的反应器的流入物(2a和2b)、 流出物的营养物水平和聚磷菌(Accumulbacter)-PAO种群(2c)、以及 MLSS和VSS/MLSS比(2d)的特征。
图3显示了对本发明方法的周期的研究过程中的氮和磷分布曲线 (profile)。
图4显示了在预发酵之前和之后及在4℃贮存一周后屠宰场原废水 (raw abattoir wastewater)中的主要的VFA、PO43″和NH4+的浓度。其它 VFA包括异丁酸、丁酸和异戊酸。
图5显示了用于处理土地灌溉用屠宰场废水的本发明方法(两个进 料步骤)的原理。
图6A和6B显示了在本发明的两步骤进料序贯式分批反应器(SBR) 方法运行7个月后，流入物和流出物的氮和磷物质的浓度：A.-氮物质： ●N-NH4流入物，NH4流出物，◇亚硝酸盐流出物，□硝酸盐流出 物。B.-磷：●P-PO4流入物-，P-PO4流出物。实线代表最高和最低排 放界限。
图7A和7B显示了其中流入物和流出物的氮和磷物质的浓度如图 6A和6B所示的方法中使用的水池废水(pond wastewater)的碳演变 (carbon evolution)。A.-总COD；●可溶性COD。B.-挥发性脂肪 酸：●乙酸盐；丙酸盐。
图8显示了对沿其中流入物和流出物的氮和磷物质的浓度如图6A 和6B所示的SBR方法的周期而分析的不同化合物获得的实验曲线： ○N-NH4，N-NO3，N-NO2，●P-PO43-。
图9A和9B显示了对另一个更优化的SBR方法(其中流入物和流 出物的氮和磷物质的浓度如图6A和6B所示)的周期所分析的不同化合 物获得的实验曲线：N-NH4，◇N-NO3，□N-NO2，●P-PO43-。
图10A显示了通过减少硝酸盐来实施的常规脱硝方法的示意图。图 10B显示了通过减少亚硝酸盐进行脱硝的示意图。
图11显示了在本发明的SBR方法中当NH4+完全氧化时用以终止 曝气的控制策略。需要符合的第一条件是基于pH斜率(1)；在以开-关 方式对曝气进行控制的情况下，第二条件是基于阀处于关闭状态的时 间长度(2)，这直接涉及OUR；且第三条件是基于曝气的最短持续时间 (3)。
图12A显示了在三个阶段中的亚硝酸盐积聚程度及NOB Nitrospira的丰度(FISH探针Nitspa-662)。所示的NOB量是平均值(误 差线＝S.E.，n＝3)。图12B显示了流出物中的铵、氧化的氮和磷酸盐以 及流入物中的VFA。
图13显示了当人工地延长曝气以使亚硝酸盐途径(黑色箭头)不稳 定时的SBR周期期间的pH、DO、OUR、氮和磷曲线的例子。白色箭 头代表进料次数。
图14显示了施行自动曝气控制之后，SBR周期期间的pH、DO、 OUR、氮和磷曲线的例子。垂直的虚线指示了何时曝气自动停止，而 黑色箭头代表通过停止曝气获得的缺氧时间。白色箭头代表进料次数。
图15是实施例描述的实验中采用的实验室规模的SBR单元的照 片。
图16A到16C显示了在使用根据本发明的轻柔的、均匀分散的无 搅拌底部进料系统的三步骤中试规模进料序贯式分批反应器(SBR)方 法运行约7个月后，屠宰场废水的氮和磷脱除：A.-处理过的废水流出 物的氮(作为铵类物质-◆-和NOx物质-□)和磷(作为PO4-▲)。B.- 氮脱除：◆可溶性无机氮脱除，以百分率表示；和○总氮脱除，以 百分率表示。C.-磷：◆磷脱除(作为磷酸盐)，以百分率表示；和○总 磷脱除，以百分率表示。
图17A到17C显示了在使用根据本发明的底部进料系统的三步骤 中试规模进料序贯式分批反应器(SBR)方法(采用混合和曝气)运行约7 个月后，屠宰场废水的氮和磷脱除：A.-处理过的废水流出物的氮(作 为铵类物质-◆-和NOx物质-□)和磷(作为PO4-▲)。B.-氮脱除： ◆可溶性无机氮脱除，以百分率表示；和○总氮脱除，以百分率表示。 C.-磷：◆磷脱除(作为磷酸盐)，以百分率表示；和○总磷脱除，以 百分率表示。
图18显示了在2007年9月3日运行的、图16A到16C中所示的 SBR方法的代表性周期的NOx物质浓度和磷(作为磷酸盐)浓度及pH曲 线。
图19显示了在2007年9月3日运行的、图17A到17C中所示的 SBR方法的代表性周期的NOx物质浓度和磷(作为磷酸盐)浓度及pH曲 线。
缩写和定义
本文使用了以下缩写：
AOB 氨氧化细菌(ammonia oxidizing bacteria)
BOD 生化需氧量(biochemical oxygen demand)
COD 化学需氧量(chemical oxygen demand)
DO 溶解氧(dissolved oxygen)
EBPR 强化生物除磷(enhanced biological phosphorous removal)
FOG 脂肪和油脂(fat，oil and grease)
GAO 糖原积聚生物体(glycogen accumulating organism)
HRT 水力停留时间(hydraulic residence time)
MLSS 混合液悬浮固体颗粒(mixed liquor suspended solids)
N 氮(nitrogen)
NH4 铵(ammonium)
NO2 亚硝酸盐(nitrite)
NO3 硝酸盐(nitrate)
NOx 硝酸盐和亚硝酸盐之和(sum of nitrate and nitrite)
NOB 亚硝酸盐氧化细菌(nitrite oxidizing bacteria)
OUR 氧摄取速率(oxygen untake rate)
P 磷(phosphorous)
PO4 磷酸盐(phosphate)
PAO 多磷酸盐积聚生物体(polyphosphate accumulating organism)
PHA 多羟基链烷酸酯(polyhydroxyalkanoate)
SBR 序贯式分批反应器(sequencing batch reactor)
SRT 淤泥停留时间(sludge retention time)
TKN 总基耶达尔(Kjedahl)氮(total Kjedahl nitrogen)
TP 总磷(total phosphorous)
TSS 总悬浮固体(total suspended solids)
VFA 挥发性脂肪酸(volatile fatty acid)
VSS 挥发性悬浮固体(volatile suspended solids)
本文所用的术语“包括”指“主要包括，但不必仅由其构成”。术语“包 括”的变体如“包含”和“含有”具有相应的类似含义。
本文所用的术语“磷酸盐积聚生物体”指能够摄取超过其代谢所需 量的磷并将其作为磷酸盐富集物质积聚在细胞内的任何生物体。
具体实施方式
由生物可利用氮的硝化而产生的高水平NOx会阻碍多磷酸盐积聚 生物体(PAO)对磷酸盐的摄取，因此从含较高量氮的废水(例如包含至 少100mg/L且通常超过150mg/的总氮、并且包括至少20mg/L的磷 酸盐和有机磷形式的总磷的屠宰场废水)中有效地同时除磷和除氮是比 较复杂的。
处理这类废水所面临的另一个问题是BOD不足，特别是待处理废 水中的挥发性脂肪酸(VFA)不足。在厌氧时段，PAO需要VFA来贮存 多羟基链烷酸酯，从而为曝气时段的磷酸盐摄取提供能量。虽然由于 有较高水平的脂肪和油脂(FOG)，屠宰场原废水具有较高的BOD，但 是通常要对这些废水进行预处理来提高这些废物的沉降特性，从而导 致生物可利用碳源的大量消耗。
本发明提供了从具有高N水平的废水中同时除BOD、氮和磷的方 法，该方法使用序贯式分批反应器(SBR)系统，该系统采用包括硝化和 脱硝生物体以及多磷酸盐积聚生物体的活生物质。
在当前的研究中，已经发现分步进料的SBR方案能够及时地去除 硝酸盐或亚硝酸盐，从而在有足量COD可供利用时能避免硝酸盐或亚 硝酸盐的积聚，所述SBR方案的特征在于在SBR周期中存在交替的曝 气和缺氧阶段。
用于从包含较高总氮的废水如屠宰场废水中至少明显地降低氮、 磷和BOD水平的本发明方法包括在至少两个独立的步骤中将所述废水 进料至反应容器。所述废水可包含至少100mg/L的总氮，如至少约150 mg/L的总氮，至少约200mg/L的总氮，至少约250mg/L的总氮，至 少约275mg/L的总氮，至少约300mg/L的总氮，至少约325mg/L的 总氮，或者甚至至少约350mg/L的总氮。所述废水的总氮含量可以远 高于350mg/L，这可能需要在超过三次进料中来将所述废水进料入所 述SBR系统，以允许更长的处理步骤(如硝化和/或脱硝)，减少每一周 期进料入SBR系统的废水体积，或它们的任意组合。
反应容器含有包括硝化和脱硝微生物和多磷酸盐积聚生物体(PAO) 的活生物质。在至少第一进料步骤之后有一段足够长的无曝气时段， 以在废水中获得足够低的NOx物质浓度，以允许PAO积聚多羟基链烷 酸酯，从而使得PAO能在后续的曝气/有氧时段中积聚磷酸盐。
至少在第一无曝气时段之后有一段足够长的曝气时段，以允许硝 化生物体进行铵氧化和PAO吸收所述废水中的至少部分磷。根据所述 方法所需的流出物质量，至少第一曝气时段可能要足够长，从而使得 基本完成通过进料步骤引入SBR系统的铵的氧化。后续的曝气时段也 可以足够长，使得在每一进料步骤之后基本完成硝化生物体对铵的氧 化。
参见图1，本发明方法的实施方式可在序贯式分批反应器系统中实 施，该系统包括含有生物活性污泥20的反应容器10。
在第一进料步骤中，由泵40通过管路50将一部分待处理废水由 废水池30进料入反应容器10。进料的废水量取决于要达到的除P和除 N程度，如果处理后的废水要满足排入排水沟的标准，那么该废水可 能要在三个或者更多个步骤中进料入所述反应容器。虽然在每一阶段 进料的废水量可以是相同的，但它们也可以是体积逐渐减少、体积逐 渐增加、大体积和小体积交替、或者它们的任何排列。然而，大体积 的最终进料步骤可能会导致反应器排出物中存在显著的NOx水平，因 此根据一个实施方式，采用数量逐渐递减的进料步骤。在具体的实施 方式中，在第一进料步骤中可将约50％的待处理废水进料入反应容器 中，第二进料步骤约30％，第三进料步骤约20％。
虽然可以以任何适当的方式将废水引入反应容器中，但可使用采 用UniFEDTM方法的进料(如国际专利公开WO 95/24361中所述者)或其 变体。简单来说，在任一或每一进料步骤之前可使反应容器10内的污 泥沉降，且进料可包括在没有曝气或搅拌的条件下将废水分散到反应 容器底部的沉降污泥中。这使得所有生物质能与进入反应器的新鲜进 料物流强烈接触，以避免生物质与来自在先处理周期的上层水混合(所 述上层水通常含有会损害除磷过程性能的硝酸盐)，并且快速建立有利 于PAO摄取VFA的厌氧条件。
进料步骤之后可以有不混合、无曝气时段，或者如果所述进料步 骤(不混合无曝气的)缓慢进行，那么可能不需要后续的不混合、无曝气 时段：如果进料速率足够慢，当进料分散入沉降污泥时，由于废水与 沉降污泥之间的有效接触，沉积污泥中的所有NOx物质可以被脱硝化， 并且在进料步骤之后PAO可以很快完成挥发性脂肪酸的摄取。缓慢的 进料速率对沉降污泥的扰动也比较小，从而使进料与污泥更好地接触。
“足够慢”的进料速率可包括进入反应容器10的流入速率为约20％ 到约1％的原始未装料体积/小时，例如约15％到约2％的未装料体积/ 小时，约12％到约4％的未装料体积/小时，约10％到约5％的未装料体 积/小时，约10％的未装料体积/小时，约9％的未装料体积/小时，约8％ 的未装料体积/小时，约7％的未装料体积/小时，约6％的未装料体积/ 小时，或者约5％的未装料体积/小时。
在充分的不混合、无曝气时段之后，或者如果进料步骤以足够慢 的流入速率进行时，一旦进料步骤完成，即可任意地在无曝气条件下 通过任何适当的装置来对反应容器10的内容物进行混合。例如，可通 过马达70驱动的叶轮进行混合。
在进料步骤期间或之后，可通过监测反应容器内容物的氧化/还原 电势(OPR)和/或pH值、通过使用在线NOx传感器或者它们的任意组合 来监测反应容器内容物中的NOx物质浓度。也可监测ORP来估算对反 应器10内容物中的挥发性脂肪酸的摄取，随着生物体从细胞外的反应 容器内容物中摄取VFA，ORP信号下降，并且随着细胞外反应容器10 内容中的VFA消耗，ORP信号降低速率减慢并且可能达到稳定，或者 由于反应容器10内容物的复杂性甚至升高。
可使用以任何适当方式与ORP探针90连通的ORP计80对氧化/ 还原电势进行估算，该探针与反应容器10的内容物接触。ORP计80 可通过导线100连接至ORP探针90。可使用与pH探针120以任何适 当方式连通的pH计110来测定pH值，该探针与反应容器10的内容 物接触。pH计110可通过导线130连接至pH探针120。
在发生PAO从细胞外基质中摄取VFA以及细胞内积聚多羟基链 烷酸酯(为后续有氧阶段的磷酸盐摄取提供能量)之前，至少第一无曝气 时段之后的反应容器内容物中的NOx(和氧)的浓度必须足够低。一旦细 胞外反应容器10内容物中的至少大部分VFA被消耗(这可以通过ORP 计80观察到的ORP降低的斜率的中断来确定)，就可以开始曝气时段。
可选择地，例如在工业上操作用于废水处理的SBR方法，出于日 程安排的目的，每一废水处理周期(即从第一次进料到处理流出物的排 放)可以是基本固定的时间。在这种情况下，至少第一无曝气时段及可 能的其它无曝气时段都可以是固定时间长度，所述时间长度足以确保 在开始曝气时段之前达到足够低的NOx浓度和VFA的消耗(取决于 SBR的运行性能)。例如，对于周期时间为约6小时的三进料步骤方法， 第一无曝气时段可固定为诸如约20分钟到约1.5小时时长(取决于SBR 系统的运行性能)、例如约20分钟、约25分钟、约30分钟、约35分 钟、约40分钟、约45分钟、约50分钟、约55分钟、约60分钟、约 65分钟、约70分钟、约75分钟、约80分钟、约85分钟或约90分钟。
在曝气时段中，将空气从鼓风机140通过充气装置150(诸如例如 空气扩散器)经管路160泵入反应容器10中。可使用本领域公知的其它 可能的充气装置/配置，例如表面曝气器(aerator)(其不需要使用鼓风 机)。
尽管充气可以不经控制，但可能需要对充气进行控制来避免在反 应容器10内容物中有过多的溶解氧，这要求更长的后续无曝气时段来 为后续的活性污泥中PAO的PHA贮存提供充分缺氧的条件。此外， 在曝气时段期间特别是接近末段时，过量的DO可能会促进硝酸盐积 聚，而非亚硝酸盐积聚。使用完全消化(至硝酸盐)来除氮与仅氧化成亚 硝酸盐相比要多消耗33％的氧，而通过亚硝化/脱亚硝化过程除N的总 碳消耗比硝化/脱硝过程低约40％(参见图10A和10B)。因此，通过亚 硝化/脱亚硝化来促进除N与硝化/脱硝相比可显著节约曝气和BOD。
因此，可以在曝气步骤期间控制反应容器10内容物中的溶解氧的 量。为了这样做，可通过DO计170来监测废水中的溶解氧含量，该 DO计可通过任何适当的方式与DO探针180连通，所述DO探针180 与反应容器10内容物相接触。DO计170可通过导线190与DO探针 180连接。可使用流量计200和/或阀210来监测和/或调节曝气，并且 可与管道160共线(in line)布置，以分别监测和/或控制气体流量，从而 将反应容器10内容物中的DO水平保持在所需范围内。阀210可以是 能提供所需类型的气体流量控制的任何适当类型的阀，例如开/关阀或 质量流量控制器，并且可以与适合的控制模块连通，例如可编程逻辑 控制器(PLC)单元，该单元还可与DO计170连通。所述控制模块还可 与流量计200连通，以反馈控制通过阀210的空气流率。可选择地， 可通过其它方式来控制空气流率，例如通过适当控制鼓风机140和通 过流量计200监测气体流量。在这种配置中，DO计170、鼓风机140 和流量计200可与控制模块连通。
在曝气步骤期间，可对反应容器10的内容物进行混合。这可以通 过本领域公知的任何适当方式来实现。例如，可通过充气本身，或者 以及通过马达70驱动的叶轮60来实现混合。
在曝气时段期间，可将反应容器10内容物中的DO水平保持在任 何所需的水平。然而，为促进在后续进料步骤之前迅速实现缺氧/厌氧 条件和/或促进亚硝化/脱亚硝化而非硝化/脱硝，可在整个曝气步骤期间 将溶解氧水平保持在有限的水平。因此，根据一个实施方式，将反应 容器10内容物中的DO水平保持在约5mgO2/L到约0.1mgO2/L的水 平，例如约4mgO2/L到约0.1mgO2/L，约4mgO2/L到约0.3mgO2/L， 约3mgO2/L到约0.5mgO2/L，约3mgO2/L到约1mgO2/L，约3mgO2/L 到约1.5mgO2/L，或者约2mgO2/L到约1.5mgO2/L。
在可选的曝气方案中，第一曝气时段之后可以是至少一个周期的 进料时段和曝气时段，在此过程中控制溶解氧的水平以允许在所述反 应容器内容物中同时进行硝化和脱硝化。这是可能的，因为如果溶解 氧的水平(DO)保持足够低，缺氧区可在反应容器10内发展，例如在反 应容器10内容物中可能形成的大浮块或其它聚集物中发展，以允许在 这些区内进行NOx还原并在有氧区中进行铵的氧化。如果能进行适当 的曝气监测和控制，能实现这一目的的适合的DO水平可以为约1 mgO2/L到约0.1mgO2/L，约0.8mgO2/L到约0.2mgO2/L，约0.8mgO2/L 到约0.3mgO2/L，约0.7mgO2/L到约0.3mgO2/L或者约0.5mgO2/L到 约0.3mgO2/L。
可根据混合液滑动窗口(moving window)中pH变化的平均速率来 确定曝气时段的时长。引入充气时，反应容器10内容物的pH值通常 立即快速升高，但是随后由于铵的氧化而降低直至亚硝化完成，在此 之后pH值开始再次上升或者更慢速下降。这个转折点称为氨谷(基本 上所有铵都被氧化的点)，其特征在于pH降低速率的降低，可能随后 有pH升高。
因此，当达到或者已经经过了反应容器10内容物的氨谷时，曝气 时段就可以完成了。
如果使曝气持续超过所述氨谷，在反应容器10内可能发生消耗亚 硝酸盐来积聚硝酸盐。因此，如果需要通过亚硝化/脱亚硝化而非硝化/ 脱硝来促进除N，那么一旦达到或者刚刚通过所述氨谷时即可终止曝 气时段，因此当反应容器10内容物的pH值变化速率已经达到预定值 时即可终止曝气时段。所述预定值可以是例如pH值降低速率为在同一 曝气时段早期(在引入曝气后立即观察，例如在引入曝气后5-10分钟 内，未注意到任何pH变化)观察到的最大降低速率的20％或更低，例 如所观察到的最大降低速率的约20％或更低，约15％或更低，约10％ 或更低，约8％或更低，约6％或更低，约4％或更低，约2％或更低， 或者约0％或更低。
可选择地，所述预定值可以是反应容器10内容物的pH值变化速 率的绝对值，例如pH值降低速率为每5分钟约0.05pH单位或更少(在 引入曝气后立即观察，例如引入曝气后5-10分钟内，未注意到任何pH 变化)，例如pH值降低速率为每5分钟约0.04pH单位或更少，每5 分钟约0.03pH单位或更少，每5分钟约0.02pH单位或更少，每5分 钟约0.01pH单位或更少，或者每5分钟0pH单位，但是对于给定的 活性污泥组合物该值可能相差很大。该预定值也可包括正的pH值变化 速率，例如正的反应容器10内容物pH值变化速率的第一信号，或者 其后迅速(同样在引入曝气后立即观察，例如引入曝气后5-10分钟内， 未注意到任何pH变化)。
可选择地，或者作为检测曝气时段终点的补充机理，可根据反应 容器10内容物的氧摄取速率(OUR)来确定曝气时段的持续时间，当硝 化完成时活性污泥的氧需求显著下降，该点也称为“DO拐点”。如本 领域公知的，可通过任何适合的方法来估算氧摄取速率。例如，可通 过将DO水平保持在给定值或者在给定数值范围内所需的曝气量来估 算OUR。可选择地，如果阀210是开/关阀，那么可通过阀210处于“关 闭”状态的时间量来间接估算OUR(该时间与OUR成反比)。也可通过 反应容器10内容物中DO的突然上升来检测硝化的终结，特别是如果 采用使用变通量阀210的恒量(constant)曝气。
此外，亚硝酸盐到硝酸盐的氧化过程中的需氧量低于铵到亚硝酸 盐的氧化过程中的需氧量，并且这也可以作为OUR的降低检测到。因 此，当反应容器10内容物的氧摄取速率降低到或者低于预定值时，就 可以终止曝气时段。该预定值可以是例如OUR为在同一曝气时段早期 (在引入曝气后立即观察，例如在引入曝气后5-10分钟内，未注意到任 何OUR值)观察到的最大OUR的约80％或更低，例如所观察到的最大 OUR的约70％或更低，约65％或更低，约60％或更低，约55％或更低， 或者约50％或更低。可选择地，该预定值可以是OUR的绝对值，例如 约约1.5mgO2/min/L，约1.2mgO2/min/L，约1mgO2/min/L，约0.9 mgO2/min/L，约0.8mgO2/min/L，约0.7mgO2/min/L，约0.6mgO2/min/L 或者约0.5mgO2/min每升反应容器10的内容物，但是对于给定的活 性污泥组合物该值可能差别很大。
当接近、达到或者经过亚硝化和/或硝化终点时，可终止曝气，并 且在进行对反应容器10的第二废水进料步骤之前，可以任意地在没有 曝气的条件下对反应容器10的内容物进行混合。如果要促进通过亚硝 化/脱亚硝化途径来除氮，那么一旦接近或达到亚硝化终点时即可终止 曝气。
不希望限制于具体理论，研究者认为通过在亚硝化完成或者接近 完成时立即关闭曝气，亚硝酸盐对于亚硝酸盐氧化细菌(NOB)而言是有 限的，因而与铵氧化细菌(AOB)相比，NOB处于不利的地位。经过多 个周期，这可能导致活性污泥中的NOB种群被淘汰，相信这会强化/ 进一步促进污泥中的亚硝化/脱亚硝化途径(即降低硝酸盐的产生量，以 及后续对脱硝化的需求)。进而如前所述，这会回报降低的曝气和COD 需求/消耗。
可以基本如以上对第一进料步骤所述，实施第二和第三及任选的 更多周期的进料、无曝气时段和曝气时段，虽然可以在对反应容器10 内容物进行混合时引入所述进料。
在完成最终的曝气时段后，可通过本领域公知的任何适当方式来 分离所述生物质和处理过的废水的至少一部分，例如通过过滤、离心 或者沉降并且倾泻/排放上清液。当活性污泥要再用于多个连续的本发 明过程时，可在最终曝气时段之后使反应容器10的内容物沉降，并且 由阀230控制通过管路220来倾泻上清液和处理过的废水。
为控制在多个本发明的周期或者过程之后SBR中的固体/污泥水 平，也可通过任何适当的方式在每一周期期间或者在各周期之间将反 应容器10内容物的至少一部分作为废物除去，所述方式例如通过泵310 经管路320到废物接收器300。控制SBR中的固体是必要的，因为随 着过量固体积聚(例如由反应容器10内容物中的生物体繁殖所导致 者)，可能会导致在倾泻处理的废物和/或后续处理周期的第一进料步骤 之前需要过长的沉降时间。此外，对于去除PAO种群中积聚的磷而言， 从系统中去除固体也是必要的。保持的固体不足可能会导致处理过程 所需的生物体的淘汰(washout)/损耗。各周期期间或者各周期之间的废 物量可能取决于实施所述过程的温度，并且可以确定为使得污泥保留 时间(SRT)为约5天到约30天。当由于例如高温导致生物体具有较高 的单位生长率(较短的倍增时间)时可以应用较短的SRT，而当由于例如 低温导致所需微生物具有较低的单位生长率时，可能需要较长的SRT。 在正常操作条件下(例如温度约20℃)，SRT可以是约10到约20天， 例如约15天。
对于给定的SRT，其由微生物的单位生长率决定，可以设计所述 水力保留时间(HRT-可溶化合物保持在反应容器10内的平均时间，或 者反应器容积/流入物流率)，使得反应器内所得的污泥浓度具有合理的 沉降速率，例如使得可在30分钟到1小时沉降后开始倾泻处理的废水。 通常，污泥浓度越高，所需沉降时间越长。对于给定的SRT，反应器 内的污泥浓度由两个因素决定，即HRT和废水中的固体及COD浓度。 HRT越短，则反应器内的污泥浓度可以越高。废水中的COD和固体浓 度越高，则反应器内的污泥浓度可以越高。氮支持硝化细菌的生长， 因此也对污泥浓度有一定的影响。然而，在接收含有高水平COD和固 体的废水如家庭和屠宰场废水的处理系统中，硝化细菌通常仅占细菌 种群的一小部分比例。
对于具有高氮负载量(例如约200mg/L的氮或者更高)的废物的处 理，所述HRT可以为约24小时到约72小时，例如约24小时、约30 小时、约36小时、约42小时、约48小时、约54小时、约60小时、 约66小时或约72小时。根据具体的实施方式，HRT为约42小时或更 高，特别是如果氮水平为250mg/L或更高时。HRT也可能要根据目标 SBR周期日程安排进行平衡，当使用SBR方法时，HRT直接关系到每 一周期的长度。提高SBR周期的时间会提高HRT，这意味着每天处理 的废水更少。
由上述方法产生的处理废水可能包含少于约2mg/L的总磷和少于 约20mg/L总氮，并且通过对所述系统的适当调整，可能产生包含少 于约1mg/L总磷和少于约10-15mg/L总氮的流出物，这符合大部分针 对排入排水沟的澳洲标准。可以预计从这类本发明方法中获得的流出 物中的总磷甚至可以低于约0.8mgP/L，例如低于约0.6mg/L，低于约 0.5mg/L，低于约0.4mg/L，低于约0.3mg/L或者低于约0.6mg/L。可 以预计从这类本发明方法中获得的流出物中的总氮甚至可以低于约10 mgN/L，例如低于约9mg/L，低于约8mg/L，低于约7mg/L，低于约 6mg/L或者低于约5mg/L。
与排放到排水沟中相比，尽管通过土地灌溉进行废水处置要求高 水平的生物需氧量脱除(＞95％)，但是仅需要中等水平的氮和磷脱除。 认为在处理的流出物中存在至多约10-20mgP/L的总磷和至多约 50-100mgN/L的总氮(优选主要为铵的形式)可适用于该目的。为满足 这些目的，本发明方法可产生存在一些氮(主要是氨氮)和磷的流出物。 这类方法可有效地类似于以上所述的方法，尽管只需要两个进料步骤， 并且因为除磷并没有那么重要，所以第二无曝气时段之后的曝气时段 仅为可选的。如果过程流出物中的总氮主要为铵，在第二进料步骤之 后的任何曝气均可保持为最小，尽管可能需要短暂的曝气时段来从流 出物中脱除任何由脱硝形成的氮气，从而改善反应容器10内污泥的沉 降性质。由这类方法产生的处理废水通常包含至多约20mgP/L的总磷 和至多约100mgN/L的总氮，例如低于约50mg/L的总氮和低于约15 mg/L的总磷。由这类方法得到的流出物中的总磷可为约10mgP/L到 约15mgP/L，尽管也可能出现低于10mgP/L的值。例如，所得流出物 中的总磷可低于约12mg/L，例如低于约10mg/L，低于约8mg/L，低 于约7mg/L，低于约6mg/L或低于约5mg/L。由这类方法得到的流出 物中的总氮可预计介于约20mgN/L到约50mgN/L之间，尽管也可能 出现低于20mgP/L的值。例如，所得流出物中的总氮可低于约40mg/L， 例如低于约35mg/L，低于约30mg/L，低于约25mg/L或低于约20 mg/L。
BOD补充
由于对含高FOG水平的原废水的预处理，预处理废水中用于通过 PAO进行有效或完整的磷摄取或者通过脱氮细菌进行脱亚硝化和/或 脱硝化的碳源通常不足。
为解决这一问题，当待处理废水不含用于生物除磷和除氮的足够 量的COD时，本发明方法可包括对待处理或处理中的废水补充COD 源，例如补充VFA(其最容易被PAO利用用于细胞内PHA贮存)。
对于包含约200-300mg/L总氮的废水，如果必要可对进料入反应 容器10的废水补充额外的COD，或者可向反应容器10中加入COD 源，以提供约1,000mg/L到约3,000mg/L的总流入COD(CODt)浓度。 该值还取决于所述过程是采用主要通过硝酸盐还是通过亚硝化/脱亚硝 化途径来进行的硝化和脱硝，其中亚硝化/脱亚硝化途径使用的碳源约 少40％。此外，如果所用的PAO能够脱硝以及积聚磷酸盐(比如对于 例如Candidatus Accumulbacter Phosphatis的情况)，则可以实现更进一 步的COD节约。
CODt与总流入氮之比可以为约5到约15，例如约5到约12，约 5到约10，约6到约10，约7到约10，约8到约10，约5到约9，约 5到约8或者约5到约7。
对于从废水中除磷，VFA是很重要的，其是PAO进行细胞内PHA 贮存的优选基质。对于包含约30-50mg/L总磷的废水，如果必要，可 对进料入反应容器10的废水补充额外的VFA，或者可向反应容器10 中加入VFA源，以提供约300mg/L到约1,000mg/L的总流入VFA浓 度，例如约350mg/L到约900mg/L VFA，约350mg/L到约800mg/L VFA，约350mg/L到约700mg/L VFA，约400mg/L到约650mg/L VFA，约400mg/L到约600mg/L VFA，约450mg/L到约600mg/L VFA，约450mg/L到约550mg/L VFA，约250mg/L VFA，约300mg/L VFA，约350mg/L VFA，约400mg/L VFA，约450mg/L VFA，约500 mg/L VFA，约550mg/L VFA，约600mg/L VFA，约650mg/L VFA 或者约700mg/L VFA。VFA通常占多数，但并不构成所有的可溶COD， 因此如果考虑可溶COD水平来替代VFA浓度，本发明SBR方法中待 进料的可溶COD的量将相应地高于上述对VFA提供的数值。
总流入VFA与总流入磷之比可以为约5到约30，例如约10到约 25，约12到约25，约13到约20，约14到约18，约14到约17，约 14到约16，约14，约15，约16，约17，约18，约19或约20。
VFA的常规来源可包括预发酵的原废水。
尽管可以任何适当的方式、在任何适当的时间向反应容器10中加 入额外的COD/VFA源，为便于所述方法中各步骤/时段(包括进料步骤、 无曝气时段和曝气时段)的操作和计时，所述额外的COD/VFA可一同 进料入反应容器10，或者可在进料入反应容器10之前加入待处理的废 水中。
参见图1，具有高BOD的原废水(例如具有高FOG水平的屠宰场 原废水)可预先发酵，并且随后保持在水池240中。预发酵的原废水水 池240可通过管路260连接至废水管路50，并且在进料步骤中通过泵 250与废水一同进料入反应容器10。如果必要，在本发明过程中可独 立于废水进料，通过由泵280将VFA从VFA水池270经管路290泵 入反应容器10来进一步补充VFA。
挥发性脂肪酸源可包括较高水平的乙酸和丙酸，例如每种至少100 mg/L的乙酸和丙酸，并且可与所述废水以所需比例一同进料入所述 反应容器，以提供所需的CODt∶总氮之比和VFA∶总磷之比。例如， 当使用预发酵屠宰场原废水来补充厌氧屠宰场池塘废水(其CODt和 VFA通常较低)的CODt/VFA时，预发酵废物对屠宰场池塘废水的比 例可为约1∶20到约1∶1，例如约1∶15，约1∶10，约1∶8，约1∶ 7，约1∶6，约1∶5，约1∶4，约1∶3，约1∶2或约1∶1。
应当避免过度使用预发酵的高FOG废物，因为可能会损害所得污 泥的沉降能力。
其它过程参数
a)生物体
i)PAO
本发明方法的活性污泥中使用的多磷酸盐积聚生物体可以是任何 适合的公知PAO，或者PAO的组合。这类PAO可得自纯化/分离的培 养物，或者可以是从天然来源如废物中富集的生物体团的一部分。
认为可用于本发明目的的PAO的非穷举性列表包括放线菌和红环 菌属的生物体，包括：Candidatus Accumulibacter phosphatis。后一细菌 还显示为能够脱硝，并且可能有利于进一步降低本发明方法中的碳需 求。
ii)硝化和脱硝生物体
许多硝化、亚硝化、脱硝和脱亚硝化生物体是本领域公知的，并 且通常在废水中天然存在。可以使用这类微生物的任何适当的组合， 只要其能在本发明方法中提供至少亚硝化和脱亚硝化。这类微生物可 得自纯化/分离的培养物，或者可以是从天然来源如废物中富集的生物 体团的一部分。
认为适用于本发明目的的硝化和脱硝微生物的非穷举性列表包 括：
亚硝化生物体(氨氧化细菌)：
亚硝化单胞菌属
亚硝化球菌属
亚硝化螺菌属
亚硝化叶菌属
硝化生物体(亚硝酸盐氧化细菌)：
硝化杆菌属
硝化刺菌属
亚硝化菌属
Nitrospira菌属
脱硝生物体(硝酸盐和亚硝酸盐消除细菌(reducer))：各种兼性厌氧 菌，包括：
无色菌属
产碱杆菌属属
Comomonas denitrificans
Eschericia属
去硝球菌
假单胞菌属(例如铜绿假单胞菌(P.aeruginosa))
副球菌属(例如脱氮副球菌(P.denitrificans))
沙雷氏菌属
硫杆菌属(例如脱氮硫杆菌(T.denitrificans))
b)温度(参见图1中的组分350、360和370)
本发明方法的操作温度并不关键，但是可以保持在低于40℃，因 为许多对于该方法非常重要的细菌在这类温度下可能会死亡。该温度 也可保持在高于至少5℃。对于实际过程的运转时间，实施所述方法的 温度可以是至少10℃，例如至少15℃、至少18℃、至少20℃、至少 22℃、至少24℃、至少26℃、至少28℃、至少30℃、约20℃、约 22℃、约24℃、约25℃、约26℃、约28℃或者约30℃。
可以在温度计350处监测反应容器10内容物的温度，该温度计可 通过任何适当的方式与温度探针350连通，例如导线360。如果必要， 可通过本领域公知的任何适当的方式对反应容器10及其内容物进行加 热或冷却。
c)pH控制
对于亚硝化单胞菌和硝化杆菌最佳的pH值在7.5和8.5之间，并 且据报导这些生物体进行的硝化在pH 6.0或低于6.0的pH值下会停 止。然而，近期也有在pH 4.0时进行硝化的报导。可如前所述般对反 应容器10内容物的pH值进行监测。尽管在多数情况下，反应容器内 容物的pH值会自我调节到实施本发明方法所必需的生物学过程的pH 值范围内，但是如果必要可通过任何适当的方式对反应容器内容物的 pH值进行调节。例如，如果必要，可向反应容器内容物中加入碱性试 剂如碳酸盐或碳酸氢盐或者甚至诸如氢氧化钠的氢氧化物以提高pH 值，或者可向反应容器内容物中加入诸如盐酸或硫酸的酸以降低pH 值。可通过与pH计110连通的控制模块(如PLC)和控制来自适当贮存 器的酸或者碱流量的泵，来对这种添加进行自动控制。
现在将参照以下实施例对本发明的优选形式进行描述，该描述仅 为示例性的，不应视为对本发明的范围或者精神构成任何形式的限制。
实施例
实施例1-屠宰场废水的处理，排入排水沟
反应器的建立和操作
在这些研究中使用工作容积为7L的实验室规模SBR(按照图1及 以上所述来建立。也可参见图15)。用来自澳大利亚昆士兰州的处理屠 宰场废水的实际规模SBR的非EBPR(强化生物除磷)污泥来对该SBR 接种。由于在所用的初始接种污泥中似乎没有EBPR生物体，因此在 第60天加入1L富集在实验室反应器中的EBPR污泥(MLSS约4g/L)， 以便在反应器中引发EBPR过程。在温控室(18-22℃)中以6h的周期时 间运行所述SBR。在每一周期中，在三个填充时段内将1L屠宰场废 水(具体细节如下所示)泵入所述反应器中，体积分配分别为0.5L、0.3L 和0.2L。每一填充时段之后是无曝气(缺氧或者厌氧，具体取决于氧化 的氮何时被完全消耗)和曝气时段(表1)。在曝气时段期间，使用开/关 控制系统来间歇地供应空气，以将DO水平保持在介于1.5和2mg/L 之间。在沉降时段之后，从反应器中除去1L上清液，得到42h的HRT。 每一周期废弃115mL的混合液，得到15天的SRT。记录系统中的pH 值，介于7.1-7.9之间，但未进行控制。同时记录ORP信号，以显示缺 氧时段期间反应器内的硝酸盐水平。除了沉降、倾泻和第一填充时段 之外，用顶部混合器对反应器进行混合。
表1：实验室规模SBR的运行条件(6h周期)
*当硝酸盐和亚硝酸盐耗尽时
废水
本研究中所用的水来自澳大利亚昆士兰州当地的屠宰场。在该地 点，在用SBR处理以进行生物除氮和COD之前，使原料流出物流过 四个并联的厌氧池。所述厌氧池用来降低FOG和COD，以及产生更易 生物降解的COD，特别是VFA，以便于下游的生物除氮。作为这些研 究的废水来源的水池(池A)处于欠负荷的状态，导致与其它水池相比 COD和VFA浓度低得多(参见表2)。因此，向该废水中加入额外的 VFA，以模拟其它水池中的高VFA水平，具体如表3所示。
以周为单位收集来自屠宰场的原废水和厌氧池流出物，并在4℃ 贮存。
在与厌氧池流出物一同泵入SBR之前，对原废水进行一天的预发 酵。该预发酵在用潜水泵连续搅拌的50L罐中进行。未向预发酵罐中 引入种菌，因此利用屠宰场原废水中存在的微生物种群来进行发酵。 通过加热探针将罐内的温度保持在37℃，不过由于屠宰场原废水的温 度(通常约40℃)，因此并不需要实际规模装置中的专用加热系统。这 一预发酵步骤的目的是提高易生物降解的COD的水平，特别是VFA， 其对于生物除磷是至关重要的。预发酵原废水和厌氧池流出物性质的 比较如表2所示。
表2.本研究中使用的不同类型废水的性质。所述区间表示中值-95％范围。
a仅乙酸盐和丙酸盐
b这些研究中使用的水池流出物；加入额外的乙酸盐和丙酸盐(参见表3)来模拟池B 的流出物，其对就地收集的废水而言是不可能达到的。
表3.在9个月运行期间SBR流入物的性质
分析
使用Lachat QuikChem8000流动注射分析仪(Lachat Instrument， Milwaukee)来分析氨水(NH4+)、硝酸盐(NO3-)、亚硝酸盐(NO2-)和正磷 酸盐(PO43--P)。根据标准方法(APHA(1995)，用于水和废水检验的标准 方法，Washington，DC，American Public Health Association)来分析总化 学需氧量和可溶化学需氧量(分别是CODt和CODs)、总Kjeldahl氮 (TKN)和总磷、混合液悬浮固体(MLSS)以及挥发性MLSS(MLVSS)。通 过Perkin-Elmer气相色谱利用15mx0.53mmx1.0μm (长xIDx膜) DB-FFAP柱在140℃对VFA进行检测，其中注射器和FID检测器分 别在220℃和250℃操作。使用高纯氦作为载气，流率为17mL/min。 将0.9mL过滤样品转移到GC瓶中，向其中加入0.1mL甲酸。
按照Amann R.I.(1995)(“In situ identification of microorganisms by whole cell hybridization with rRNA-targeted nucleic acid probes” Molecular Microbial Ecology Manual.Dordrecht，Holland，Kluwer Academic Publications.3.3.6：1-15)中所述进行荧光原位杂交(FISH)。
在本研究中使用的寡核苷酸探针是：用于检测所有细菌的 EUBmix(Daims H.，Bruhl A.，Amann R.，Schleifer K.H.and Wagner M. (1999)，″The domain-specific probe EUB338 is insufficient for the detection of all Bacteria：Development and evaluation of a more comprehensive probe set″，Systematic and Applied Microbiology.22(3)： 434-444)；用于检测Accumulbacter的PAOmix(Crocetti G.R.，Hugenholtz P.，Bond P.L.，Schuler A.，Keller J.，Jenkins D.and Blackall L.L.(2000)， ″Identification of polyphosphate-accumulating organisms and design of 16S rRNA-directed probes for their detection and quantitation″，Applied and Environmental Microbiology.66(3)：1175-1182)；用于检测 Competibacter的GAOQ989和GB_G2(Crocetti G.R.，Banfield J.F.， Keller J.，Bond P.L.and Blackall L.L.(2002)，″Glycogen accumulating organisms in laboratory-scale and full-scale activated sludge processes″， Microbiology.148(11)：3353-3364；Kong Y.，Ong S.L.，Ng W.J.and Liu W.-T.(2002)，″Diversity and distribution of a deeply branched novel proteobacterial group found in anaerobic-aerobic activated sludge processes″，Environmental Microbiology.4(11)：753-757)；用于检测 Cluster 1Defluvicoccus vanus-相关的α-变形菌纲的DFlmix (TFO_DF218加TFO_DF618)(Wong M.T.，Tan F.M.，Ng W.J.and Liu W.T.(2004)，″Identification and occurrence of tetrad-forming Alphaproteobacteria in anaerobic-aerobic activated sludge processes″， Microbiology-Sgm.150：3741-3748)；以及用于检测Cluster 2 Defluvicoccus vαnus-相关的α-变形菌纲的DF2mix(DF988、DF1020加 辅助探针(helper probes)H966和H1038)(Meyer R.L.，Saunders A.M. and Blackall L.L.(2006)，″Putative glyco gen-accumulating organisms belonging to the Alphaproteobacteria identified through rRSA-based stable isotope probing″，Microbiology-Sgm.152：419-429)。按照Crocetti G.R.， Banfield J.F.，Keller J.，Bond P.L.和Blackall L.L.(2002)(″Glycogen accumulating organisms in laboratory-scale and full-scale activated sludge processes″，Microbiology.148(11)：3353-3364)中所述进行FISH定量。
结果
图2显示了在SBR的9个月运行期间，流入物和流出物的COD、 N和P浓度，以及反应器中的MLSS浓度及其挥发性组分。图2还显 示了所述系统中的Accumulbacter-PAO组分。在该反应器中，潜在的 竞争性糖原积聚生物体(GAO)Competibacter-GAO和通常认为的 Defluvicoccus vanus-相关的GAO(Cluster 1和2)可忽略不计(在所有时 刻均＜总细菌种群的1％)。根据流出物和MLSS数据(图2c和2d)，经 过约100天，该SBR达到稳态。本研究可划分为两个时段：启动时段 从第0天到第100天，而稳态时段从第100天到第275天。
启动时段(第0-100天)
在运行不到一周后在SBR中实现了完全的硝化，变现为流出物中 不存在NH4+(图2c)。然而，在运行的头30天期间，脱硝是不完全的， 并且NOx-在反应器中积聚，使得在流出物中达到60mgN/L(图2c)。为 了改善脱硝，在缺氧时段中需要更多的COD。因此，在第30天时向池 A流出物中加入额外的VFA(即乙酸盐和丙酸盐)，以模拟其它池中的 浓度(通常为250mg COD/L乙酸盐和100mg COD/L的丙酸盐)。这些 额外的VFA改善了脱硝，并且流出物中的NOx-水平降至15mgN/L (图2c)。在流入物(图2a)和流出物(图2c)中检测出类似的PO4-水平表明 在头60天期间磷脱除可以忽略不计。除磷可能受到PAO发展缓慢的 限制，而PAO则可能受到周期中大部分时间内都存在的硝酸盐水平的 抑制。使用无EBPR污泥来接种所述反应器这一事实也是PAO发展缓 慢的原因。
在第60天引入1L富含Accumulbacter-PAO的实验室规模EBPR 污泥(该培养物的细节可参见Lemaire R.，Meyer R.，Taske A.，Crocetti G. R.，Keller J.and Yuan Z.G.(2006)″Identifying causes for N2O accumulation in a lab-scale sequencing batch reactor performing simultaneous nitrification，denitrification and phosphorus removal″，Journal of Biotechnology.122(1)：62-72))之后，磷脱除急剧增强，并且实现并自 此保持了持续的高除磷水平。过程数据表明接种的PAO在非常不同的 环境设置中成功地存活并发展。FISH定量结果(图2c)和由于PAO细胞 中的多P贮存导致的生物质中有机组分下降(图2d)更证明了这一点。
然而，图2c还显示虽然除磷得到改善，但是NOx-再次开始在系统 中积聚。相信这是由于反应器内易生物降解的COD短缺引起的，因为 这时PAO和脱氮菌要竞争相同的碳源，为了进一步提高可用于P和N 脱除的VFA量，在第80天时将流入物中的预发酵原废水量从15％提 高到25％，在流入物中得到更高的VFA∶TP比例和CODt∶TN比例(表 3)。脱硝立即得到改善，并且从第100天往后，流出物中仅有低于10N- mg/L。
稳态时段(第100-275天)
在第30天向水池流出物中加入额外的VFA，第60天向反应器中 引入EBPR污泥，以及在第80天提高流入物中的预发酵原废水比例之 后，反应器在约第100天达到稳态，该稳态具有优良的COD、氮和磷 脱除。在第125到160天期间反应器运行中断过一次，当时屠宰场关 闭而没有废水可以供应给所述SBR(图2)。在供应不足时段之后，反应 器性能迅速恢复(在4天内)，表现为正常SBR运行恢复后很快流出物 中就达到较低的营养物水平(图2c)。在这段长时间供应不足时段中，反 应器生物质浓度降低了30％，但是仅在2周后就恢复到其之前的水平， 并且之后相对稳定地保持在约5g/L，其中有机组分在0.7到0.75之间 变动(图2d)。
在供应不足的时段期间，当作为废水来源的屠宰场关闭进行年度 检修时，在5周时间内将反应器设定在“睡眠模式”。“睡眠模式”在6 小时SBR周期中包含15分钟的曝气，与仅有缺氧条件相比，其表现 为提供了低得多的硝化细菌种群衰退。在所述周期的剩余时间中让污 泥沉降。通过以周为单位监测供应不足的时段内氨和亚硝酸盐氧化的 速率，确定了氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB)的衰退速率 分别为0.017天-1和0.004天-1。FISH(荧光原位杂交)定量数据支持了这 种衰退速率。无法测得多磷酸盐积聚生物体(PAO)的衰退速率，但是在 整个5周期间均观测到磷酸盐释放。在检测的磷酸盐曲线上可以清楚 看到三种不同的磷酸盐释放速率，表明在这三个时段中由不同的过程 占主导。在反应器重启过程中，采用了废水负载逐渐提高的复兴时段。 再重启后仅四天，反应器在除氮和除磷方面的性能就完全恢复了。
表4具体列出了供应不足的时段后，在第170到275天之间的SBR 流出物的质量。为了进行对照，表中也列出了流入物中的COD和营养 物水平。该SBR方法分别持续地实现了95％、97％和98％的COD、TN 和TP去除率。流出物中残余的COD可以认为是不可生物降解的，并 且仅占流入物中的初始总COD的约5％。观察到在整个研究期间，污 泥速度指数(SVI)相对较高，介于180到250mL/gMLSS之间。这可能 部分由预发酵原废水中残留的高脂肪/油/脂含量导致。然而，在全部时 间内流出物中的悬浮固体浓度均低于25mg/L(数据未示出)。
表4.第170-250天的流入物和流出物性质(n代表第170-250天之间分 析的样品数量)
图3显示了在稳态时段期间，本发明的典型方法中的氮和磷转化。 在每一曝气时段的结尾，NH4+完全氧化，且所积聚的低水平的NOx-随 后在后续的无曝气时段中脱除。可以看到，非常低水平的NOx-被携带 到下一周期，并且在第一无曝气时段的开始就非常迅速地脱硝化。在 每一无曝气时段中，由于缺氧P释放和废水进料(包含约40mgP/L)导 致PO43-水平升高，但是大部分的P释放发生在第一无曝气时段。随后， 在后续的曝气时段中PO43-被完全摄取。
预发酵设备的性能
图4中显示了对原料进行的一天预发酵的影响。作为该预发酵的 直接结果，总体VFA浓度比翻倍还多。在预发酵之前和之后，乙酸盐 和丙酸盐都是屠宰场原废水中最充裕的VFA，其中丙酸盐的产量少高 于乙酸盐。图4还显示了预发酵对NH4+和PO4-浓度的影响。虽然PO4- 浓度保持恒定，但是由于有机氮的部分矿化NH4+浓度翻倍，这占原废 水总氮的约75％。预发酵原废水在温度为4℃的低温室中贮存一周对 VFA水平的影响高于营养物水平，其中乙酸盐和丙酸盐浓度降低20％。
讨论
多进料策略以促进生物除P
从包含高水平氮的废水如屠宰场废水中生物除磷是具有挑战性 的。必须避免硝酸盐或亚硝酸盐的大量积聚，以确保PAO所需的厌氧 条件。
在本研究中使用多进料策略的目的是限制循环回厌氧时段的NOx- 的水平。图2显示该策略是非常成功的。不考虑废水中的高NH4+和有 机氮水平(超过250mgN/L，参见表4)，在整个周期中NOx-水平被限制 到低于8mgN/L。P释放在所有三个无曝气时段中均存在。根据SBR 周期的三个进料步骤中进料的废水量(即分别为0.5L、0.3L和0.2L)， 估算得到的直接由废水进料导致的反应器内PO43-浓度升高分别为2.7、 1.5和1.0mgP/L。因此，估算得到的三个进料时段之后的P释放分别 为25.3、4.5和1.0mgP/L。相比第二和第三进料步骤，在第一进料步 骤之后观察到高得多的P释放，表明对于除磷第一无曝气时段是至关 重要的。如果允许在反应器中积聚高水平的NOx-，那么这是不可能实 现的。
原废水的预发酵
生物营养物脱除系统的性能很大程度上依赖于废水中易生物降解 的碳源的可利用，特别是VFA。考虑到难以控制大型厌氧池中的VFA 含量这一事实，对于从屠宰场废水中可靠地生物脱除营养物而言，一 种更好控制的VFA源可能是必要的。在本研究中，当待处理废水中的 这些碳源水平不足时，高速预发酵步骤被证明是为除N和除P提供足 量VFA的一种廉价且有效的选择。表3显示第80天SBR流入物中的 预发酵废水组分从15％提高到25％时，VFA∶TP比例从12.2提高到15.1。 这导致硝酸盐水平立即下降，对除磷的可靠性有显著提升(图2b和2c)。 结果显示，当水池流出物中包含不足量的VFA时，包括高速预发酵设 备来产生可补充到营养物脱除SBR的VFA既是必要的也是现实可行 的。
然而，应当注意的是原废水的使用必须最小化。有证据表明高分 数的原料进料会劣化污泥的沉降性质(数据未示出)，这可能是因为其相 比水池流出物更高的FOG含量。通过该物流过量供应碳源也会增加曝 气成本和SBR系统中的污泥生成。使用在线控制系统控制这种物流的 添加是非常有利的。然而，根据VFA的实际需求(随时间变化)来控制 对生物除磷系统的VFA补充仍未解决。
经研究的替代解决方案是通过实现经由亚硝酸盐而非硝酸盐的氮 脱除来降低对碳源的需求。如果成功，这一策略能将脱硝的碳需求降 低40％。因而这会降低额外的碳供应量，进而也会降低总氧需求。这 种改进对大规模废水处理设备的运行也有很多的好处。正在开发基于 简单的pH和DO信号的在线控制系统，以在我们的实验室规模SBR 中实现这种亚硝酸盐途径，实施例3中对此进行了描述。
降低碳源需求的另一机会是强化PAO的脱硝。已经发现 Accumulbacter-PAO能够在缺氧条件下摄取磷。这特别具有吸引力，因 为相同的碳可以同时用于脱硝和除P。然而，促进这种类型脱硝所必须 的实际条件仍不清楚，需要进一步的研究。
污泥中GAO的低丰度(abundance)
有广泛报导称Competibacter-GAO在实验室规模EBPR反应器和 实际规模的EBPR设备中十分充裕。在本研究中，意外地 Competibacter-GAO在反应器中很好出现，通常占总微生物种群的不足 1％。在反应器中还发现了丰度非常低的Defluvicoccus vanus-相关的α- 变形菌纲生物体，其为文献中近期报导的一种新的假想(putative)GAO。
有多种因素可能影响PAO与GAO之间的竞争。例如，pH值对 PAO和GAO的竞争有显著影响，其中在相对高的pH值(＞8)时，对于 厌氧碳摄取，Accumulbacter-PAO比Competibacter-GAO占据优势。本 研究中，在周期期间pH值在7.1和7.9之间波动(未控制)，这不可能 为PAO提供任何超越GAO的选择性优势。厌氧或好氧时段中亚硝酸 盐的存在可能会抑制PAO活性，因此会增强系统中的GAO存在。然 而，从结果可以看出，在所有三个曝气时段中和第二及第三无曝气时 段中，反应器内均存在亚硝酸盐，但是显然并没有促进 Competibacter-GAO的生长。一些研究也表明，由于在微生物团中由 GAO转变为PAO，因此可在相对较低的温度(5-15℃)实现较好的EBPR 性能。本研究中使用的温度控制在18-22℃，非常类似许多GAO构成 问题的反应器研究中，因此认为其对GAO的低丰度没有显著的贡献。 GAO在这种反应器中限制性生长的更可能的原因是在流入物中存在大 分数的丙酸盐(丙酸盐对乙酸盐COD比例为0.8)，-丙酸盐作为碳源可 为PAO提供选择性优势。本研究中使用的预发酵设备对于丙酸盐分数 的提高有巨大的贡献。如果这种假想是正确的，预发酵设备的运行应 当优化，不仅是为了最大化所产生的VFA总量，也是为了控制VFA 的组成，特别是乙酸盐对丙酸盐的比例。
结论
已证明序贯式分批反应器系统能够有效地从屠宰场废水中脱除 氮、磷和COD。这提供了更有成本效益并且环境友好的替代当前广泛 采用的化学除磷法的方法。每一6h的周期均包括三个缺氧/厌氧和好氧 次级周期，其中废水在每一缺氧/厌氧时段的开始进料。得出了以下结 论：
·可能在存在高水平氮(200-300mgN/L)的情况下，实现从屠宰场 废水中高程度(＞98％)地生物除磷，同时基本去除总氮(＞97％)和总 COD(＞95％)。流出物中的磷酸盐和无机氮的浓度分别稳定在低于0.2P- mg/L和8N-mg/L。
·多步骤进料策略防止了高水平的硝酸盐和亚硝酸盐积聚，从而有 利于构建厌氧条件。强烈推荐将该策略实际应用于屠宰场废水的生物 处理。
·如果待处理废水的VFA不足，那么引入高速预发酵设备作为营 养物脱除系统的集成组件是非常重要的。这种包含高水平VFA的物流 能有效地为磷和氮的脱除提供补充碳源。
实施例2-屠宰场废水处理，用于土地灌溉
本计划用于开发SBR的运行策略，以产生质量适用于土地灌溉的 流出物。采用与用于产生适于河流排放的流出物相同的多进料原理。 然而运行次序不同。
土地灌溉要求高水平的生物需氧量(BOD)脱除(＞95％)，和中等水平 的氮和磷脱除。认为在处理的流出物中存在10-20mgP/L水平的总磷 和50-100mgN/L水平的总氮可适用于该目的。相对于硝酸盐，氨/铵是 用于土地应用的最终过程流出物中优选的氮形式。
该SBR，于2005年6月接种了来自昆士兰州本地屠宰场的污泥并 且类似实施例1中所述进行构建，从2005年6月开始到2006年8月 以6h周期(从6月到9月中旬)、8h周期(从9月中旬到3月中旬)和4h 周期(从3月中旬到8月)共运行了超过12个月，其中采用图5所示原 理的2步骤进料，运行条件如表5所示。
水力停留时间(HRT)保持在28小时且污泥保持时间(SRT)保持在 15天。每一周期由允许磷酸盐释放的无曝气进料时段、允许硝化和磷 摄取的曝气时段、用于脱硝的无曝气进料时段、短暂的曝气时段以及 沉降和倾泻时段构成。该设计的目的是在第二进料时段的末尾完全去 除硝酸盐，从而在下一周期的第一进料时段中磷释放不会受到抑制。 预期该设计能产生存在部分氮(主要是氨氮)和磷的流出物，水平决定于 第二进料时段的体积变化比。
图6A显示了SBR运行期间流入物和流出物的氮浓度，而图6B则 显示了相同的磷脱除数据。
图7A显示了总的和可溶的COD(TCOD和SCOD)，且图7B显示 了同一时段期间的VFA浓度(乙酸盐和丙酸盐)。
表5 灌溉-SBR周期配置
过程段SBR-灌溉 6h周期 (min) 8h周期 (min) 4h周期 (min) 进料1 5 5 5 厌氧 40 50 30 好氧 130 100 65 空闲 3 3 3 进料2 5 5 5 缺氧 160 267 112 好氧 0 0 3 废弃 2 2 2
沉降 10 40 10 倾泻 5 5 5 总计 360 480 240
如可从图6B和7B中看出的，开始阶段反应器内的生物除磷不是 非常稳定，因为P脱除与进料入反应器的COD量特别是挥发性脂肪酸 (VFA)的量紧密相关。此外，反应器好氧阶段中亚硝酸盐的存在也会影 响P摄取。
如可从结果中看出的，在反应器启动之后很快就实现了良好的氮 脱除，但是没有观察到磷脱除。在早期阶段，系统的流出物中以及运 行头几周期间的厌氧时段中，都存在硝酸盐和亚硝酸盐。因此，脱氮 菌能够摄取基质，从而与PAO竞争。为了改善氮脱除，以及从流出物 中去除硝酸盐和亚硝酸盐，将所述周期的缺氧部分延长并且改变进料 方案，提高二次进料中添加的废水体积(在6和8h周期中为1.25L)并降 低一次进料中的废水体积(在6和8h周期中为0.75L)。这样做的目的是 为了在用于脱硝的缺氧时段中具有高的COD。反应器性能在除氮方面 得到提升，达到87％的效率。另一方面，由于在流出物中不存在硝酸 盐和亚硝酸盐，因此磷脱除也得以实现。尽管如此，生物除磷是一个 非常敏感的过程，并且当采用很小的变化来提高氮性能时，系统的P 脱除也会受到影响。在约2个月后，系统达到了38％的P脱除。
在从7月开始的3个月中，努力的重心集中在提高系统的生物除 磷，首先是试图避免在无曝气时段的开始存在NOx。当所述废水具有 低COD时(达到400ppm的COD值和120ppm的乙酸盐)，NOx还原为 氮气的过程不能完全实现，在周期的末尾仍然残留。从而，在后续的 周期中，大部分COD都被脱氮细菌所消耗而PAO不能竞争所述基质， 因而降低其摄取磷酸盐的能力。在10月，反应器实现了90％的氮脱除 和85％的磷脱除，具有18ppm NH4-N和5ppm PO4-P的流出物浓度， 并且通常达到了之后的土地灌溉所要求的营养物水平(对氮而言介于 20到50ppm之间，对于磷而言介于10到15ppm之间)。通过将周期 时间从6h延长到8h，以在周期末尾具有更长的缺氧时段，从而生物降 解缓慢的COD也能被脱氮生物体消耗，这一成果是可能实现的。
图8显示了2005年10月11日在SBR反应器中运行的周期的结 果。在到2005年12月下旬的三个月里，努力的重心集中在，在不影 响自运行第一个月以来取得的除氮能力的情况下提高SBR反应器中的 强化生物除磷(EBPR)。碳是在该反应器内实现良好的P脱除的限制化 合物。水池废水中存在的COD量特别是VFA量对于实现土地灌溉所 要求的营养物标准水平是至关重要的，特别是在反应器以100％的水池 废水运行而未向流入物中加入原废水的情况下。
如可从图7A和7B中看出的，水池废水中可利用的COD和VFA 量的持续波动很可能是P脱除效率变动的原因。氮脱除似乎没有受到 这些变化的明显影响，可能是因为参与脱硝过程的微生物相比PAO对 于所述基质更有竞争力，并且所述反应器中的缺氧时段足够长使得这 些细菌能够降解生物降解缓慢的COD。脱氮菌的多样性也大于PAO的 多样性。另一方面，PAO活性非常依赖于厌氧条件中可利用的VFA量。 因此，如果水池废水中的VFA水平较低，那么系统的EBPR性能可能 会受到直接影响。
图9A显示了3月7日的周期研究数据，当时SBR以8h周期运行。 一个有趣的观察结果是在第一好氧时段中系统里所有的氨均被转化为 亚硝酸盐，而没有硝酸盐产生。这一过程称为亚硝化。在后续的缺氧 时段中，这些亚硝酸盐中的大部分在脱亚硝化过程中被还原为氮气。 相比完全硝化，亚硝化的空气需求低25％，而脱亚硝化的碳需求比从 硝酸盐脱硝低约40％。
此外，几乎没有观察到P摄取。这是因为好氧时段中存在的亚硝 酸盐浓度抑制了PAO的P摄取。为了克服SBR中的抑制性硝酸盐浓 度，所述周期降至4小时，并且P脱除性能迅速恢复(图9B)。
实施例3-通过自动曝气控制来建立和保持亚硝化/脱亚硝化
本研究集中于曝气控制，以通过亚硝酸盐而非硝酸盐来实现氮脱 除(参见图10A和10B)。控制策略基于pH信号的斜率和氧摄取速率 (OUR)。在曝气时段中，一旦达到最大pH值并开始下降时就开始计算 pH斜率。
当pH信号的斜率低于操作者输入的最低值时，自动停止曝气的第 一个条件得到满足。
第二个条件在于OUR。由于采用开-关曝气控制系统的目的是为了 控制反应器中的DO，因此OUR直接与O2阀门处于“关闭”装填的时间 成比例。当所述阀门处于关闭的时间长于操作者输入的最大时间时， 第二个条件得到满足。
应用的第三个“安全”条件确保了最短15分钟的曝气时间。
图11显示了典型曝气时段中的这3个条件。应当注意，由于其适 应性和可操作性关于pH斜率的条件是重要的，而第二和第三条件并非 保守(conservative)的，更多地起支持安全性的作用，以确保在第一条件 过早满足时能提供足够的曝气。
反应器的建立和操作
在温控室(18-22℃)中以6h的周期时间运行如实施例1中所述的实 验室规模SBR。在每一周期中，在三个填充时段内将1L屠宰场废水(具 体细节如下所示)泵入所述反应器中，体积分配分别为0.5L、0.3L和 0.2L。每一填充时段之后是无曝气(缺氧或者厌氧，具体取决于氧化的 氮何时被完全消耗)和曝气时段。在曝气时段期间，使用开/关控制系统 间歇地供应空气，以将DO水平保持在介于1.5和2mgO2/L之间。在 沉降时段之后，从反应器中除去1L上清液，得到42h的HRT。每一周 期废弃115mL的混合液，以维持15天的恒定SRT。记录系统中的pH 值，介于7.0-8.0之间，但未进行控制。同时记录ORP信号，以显示缺 氧时段期间反应器内的硝酸盐水平。除了沉降、倾泻和第一填充时段 之外，用顶部混合器对反应器进行混合。通过可编程逻辑控制器 (PLC-Opto Control)来控制所述SBR周期的运行。
废水
本研究中所用的水来自澳大利亚昆士兰州当地的屠宰场。在该地 点，在用SBR处理以进行生物除氮和COD之前，使原料流出物流过 四个并联的厌氧池。所述厌氧池用来降低FOG和COD，以及产生更易 生物降解的COD，特别是VFA，以便于下游的生物除氮。
以周为单位收集来自屠宰场的原废水和厌氧池流出物，并在4℃ 贮存。在泵入所述SBR(如实施例1所述)来进一步提高易生物降解的 COD(特别是VFA)水平(这对生物除P是至关重要的)之前，对原废水进 行一天的预发酵。表6中对预发酵原废水和厌氧池流出物的性质进行 了对比。预发酵原废水和厌氧池流出物性质的比较如表6所示。
进料至实验室规模SBR的废水由厌氧池流出物与预发酵原废水的 混合物组成，如以下表7中所示。由于在两种类型的废水中具有相同 的N和P水平，因此流入物中使用的原料预发酵废水分数的变化不会 改变流入物中的总N和P含量。
表6.本研究中使用的不同类型废水的性质。所述区间表示中值-95％范围。
a仅乙酸盐和丙酸盐
b向厌氧池流出物中加入额外的乙酸盐和丙酸盐来模拟更好操作 但实际中无法到达的水池的流出物。
好氧阶段长度控制以促进亚硝酸盐途径
所述SBR运行约18个月。在最后13个月中，试验用于通过亚硝 酸盐来实现N脱除的好氧段长度控制。所采用的控制策略基于pH信 号的斜率和氧摄取速率(OUR)。图1显示通过pH拐点和急剧OUR的 下降来检测每一曝气时段中完成NH4氧化的确切时间。在每一曝气时 段期间，一旦达到了最大pH值并开始下降时就计算pH斜率。根据2 分钟滑动窗口中的pH值来确定pH的斜率。由于反应器中DO的开- 关控制系统，在氧气阀处于“关闭”状态的时段中计算所述OUR。所述 曝气长度控制策略基于三个不同的标准，自动停止曝气时这三个标准 都必须满足：
·当所述pH信号的斜率小于操作者输入的最小值时。这是主要的 标准，因此设定值相对严苛；
·当所述OUR小于操作者输入的最小值时(通常为1.2 mgO2/L.min)。这只是一个安全性的条件，并且设定值不是保守的，使 得pH标准更为重要；以及
·当曝气时段长度大于操作者输入的最小曝气时间时(通常为15 分钟)。这些标准更不保守，且其作用是在pH和OUR标准失效并且太 早满足时确保SBR中的部分曝气时段。
控制SBR中每一曝气时段的长度来促进亚硝酸盐途径分3个阶段 来实施。在第一阶段，第160-340天，由操作者手动执行曝气控制。根 据在线pH值和实时OUR计算的观察结果，以日为基准调整三个曝气 时段中每一时段的长度，以确保在SBR中完成NH4+的氧化后立即停止 曝气。随后，在第340-410天，停止手动曝气控制，并且应用固定的曝 气长度，该长度长于完成NH4+氧化所需的时间。阶段II的目的是通过 促进NOBs的生长来劣化之前在阶段I中建立的亚硝酸盐途径。在阶段 III中(从第410天往后)，实施自动曝气长度控制来重新建立亚硝酸盐 途径。屠宰场由于年度检修在第480-525天关闭。在此期间，变更SBR 周期的运行，以保护反应器的生物质因为没有废水可以利用。同样如 实施例1中所述，为了将反应器置于“睡眠模式”，在每一6h周期中对 污泥进行曝气并混合15分钟，并使其在周期的其余时间中沉降。
结果和讨论
如实施例1中所述进行分析。
曝气控制策略对亚硝酸盐途径的作用
图12a显示了在SBR中实现的亚硝酸盐途径的水平，检测为3个 曝气时段中每单位所产生的NOx-(mgN/L)对应产生的NO2-的平均量 (mgN/L)，以及在SBR的整个阶段I、阶段II和阶段III中的NOBs的 相对丰度。使用常用FISH探针(即对Nitrobacter的NIT3和对Nitrospira 的NITSP A662)来鉴定SBR中存在的主要NOB物种的测试显示，在所 述系统中仅存在Nitrospira(数据未显示)。因此，Nitrospira种群的量视 为SBR中存在的总NOB种群的代表。本研究中所用的反应器在实施 曝气长度控制之前，已经运行了5个月进行高水平的COD、N和P脱 除(Lemaire等提交)。当时，在图12a所示的曝气时段期间未观察到亚 硝酸盐积聚。
在阶段I期间，手动控制每一曝气时段的长度导致亚硝酸盐迅速积 聚，在第280天时达到所产生的NOx-总量的95％(图12a)。这种高水平 的亚硝酸盐途径一直保持到阶段II开始。在第二阶段中，实施固定的 曝气时段损害了之前建立的亚硝酸盐途径，但是并不完全，因为在阶 段II开始之后50天仍观察到20％的NO2-积聚(图12a)。在阶段III期间 实施自动曝气长度控制策略导致SBR中的亚硝酸盐途径的恢复。然而， 与手动实施曝气长度控制时相比，亚硝酸盐积聚水平增长速度较慢， 并且在150天后仅达到85％(包括50天的供应不足时段)。所述策略包 括在NH4+被氧化后立刻停止SBR中的曝气，从而成功地控制了亚硝酸 盐途径的水平。
当比较SBR中的亚硝酸盐途径水平和Nitrospira种群动态时，清 楚显示亚硝酸盐途径是通过消除或者降低所述系统中的NOB种群来实 现的。然而，在测得的亚硝酸盐途径水平和NOB丰度之间可能观察到 一些延迟。虽然，在阶段II期间NO2-积聚从98％降至20％，但是 Nitrospira种群仅从0.3％提高到0.5％，但之后在进入阶段III 40天时提 高到总细菌种群的1.2％(图12a)。这种滞后阶段的存在可能是因为当 NOB的主要能量来源(即NO2-)的可利用性变化时，NOB生长过程中涉 及的复杂动力学。
亚硝酸盐途径对整体SBR性能的作用
为证明亚硝酸盐途径在节省COD方面的优点，在试验期间通过改 变发酵的原料进料的分数和/或水池流出物中的VFA含量对SBR流入 物中的COD进行了多次调整。SBR流入物中所得的VFA浓度曲线以 及流出物中的营养物水平如图12b所示。
从第160天到250天，在手动控制曝气时段的长度后，亚硝酸盐 途径的水平从0提高到95％。同时，持续实现了高水平的COD、N和 P脱除，分别为95％、97％和98％。图12b显示随着亚硝酸盐途径的水 平升高，流出物中NOx-的量降低。这很可能是通过亚硝酸盐途径节约 的COD量的结构，其强化了后续的脱硝过程，其中流入物分步进料入 SBR中以替代添加外部的碳旁流(side-stream)。在第250天到280天之 间、具有稳定的高水平亚硝酸盐途径的时段称为“时段A”，如以下表7 所示。
从第280天到第310天，通过首先将流入物中的预发酵原废水的 分数从25％降至15％，以及随后逐步将水池流出物中的VFA浓度降低 40％，来逐步降低SBR进料中的VFA浓度。原废水分数的下降减少了 FOG和胶体物质的量，而这些物质对于良好的污泥沉降特性是有害的。 由于这种突然的VFA短缺生物除P立刻受到影响，但很快恢复(图12b)。 随着VFA量的进一步降低，由于不完全的脱硝在第300天时NOx-开始 在流出物中积聚。NOx-的积聚对生物除P非常有害，因为其阻止了在 SBR中出现厌氧时段。结果，不久之后PO43-开始积聚，并且必须调整 VFA的量来提供足量的N和P脱除(图12b)。从第310到340天的稳 定时段称为“时段B”，并且如以下表7所示。
通过在第340天实施固定长度的曝气控制，流出物NOx-和P水平 大幅劣化，这可能是因为逐渐从亚硝酸盐途径转化为硝酸盐途径。因 此，必须供应更多的VFA来确保流出物中的NOx-和P保持在足够低的 浓度，以避免任何对SBR营养物脱除性能的长期损害。在手动曝气控 制结束并且引入固定曝气时段之后，花费了约两周时间亚硝酸盐途径 的水平才开始下降。在第370天时，向水池流出物中加入的VFA量进 一步提高15％，以弥补亚硝酸盐途径的迅速劣化，其中亚硝酸盐途径 从95％降至45％，而这触发了流出物中的NOx-积聚(图12b)。从第380 天到420天的稳定时段称为“时段C”，并且如以下表7所述。
在第420天时，在实施自动曝气控制策略以及提高亚硝酸盐途径 的程度之后，同时降低预发酵原废水的分数以及额外VFA的量(分别为 5％何30％)。再次，由于突然的VFA和COD短缺，NOx-和PO4-立刻 在流出物中积聚，但迅速恢复(图12b)。“时段D”从第540天到600天， 是在长期供应不足时段后恢复SBR中的正常废水负载量之后。
表7.-15个月研究期间的四个不同时段内的亚硝酸盐途径程度、流入 物组成和流出物质量的对比
参数 (中值-95％范围) 时段A 第230-280 天 时段B 第310-340 天 时段C 第380-420 天 时段D 第540-600 天 NO2-积聚(％) 81-92 87-99 29-47 78-84 NOx-流出物 (mgN/L) 0.9-1.6 2.9-6.5 5.4-8.3 1.5-2.6 PO43-流出物 (mgP/L) 0.06-0.20 0.01-0.07 0.1-3.6 0.05-0.13 SBR流入物中的预 发酵原料％ 25％ 15％ 15％ 10％ SBR流入物中的总 VFAa(mgCOD/L) 579-632 450-531 710-813 540-571
a包括添加的乙酸盐和丙酸盐
表7中在亚硝酸盐途径程度、流入物组成和流出物质量方面对之 前定义的四个不同的稳定时段进行了比较。在“时段B”中流入物中的 COD和VFA总量大幅下降，而流出物中的平均NOx-和PO43-水平保持 在合理的低水平，即使它们比在“时段A”中高(表7)。此外，表7显示 在“时段C”期间虽然亚硝酸盐途径的水平较低，但是与“时段B”中相比 N脱除劣化，即使流入物中的VFA量是其最高值。这证明了亚硝酸盐 途径在节约COD以及增强营养物脱除性能方面的重要性。与此同时， 当评估BNR系统中通过亚硝酸盐途径可能节约的COD和/或VFA，同 时考虑N和P脱除是很重要的，因为P脱除强烈依赖于所达到的N脱 除水平。“时段D”中流入物内COD和VFA量的下降并没有使总N和 P脱除丧失，其实际上大幅提高，如表7中记录的流出物中NOx-和PO4- 的低水平所显示的。
所述曝气控制策略在实现通过亚硝酸盐途径实现稳定的N脱除方 面是成功的，这通过有效利用COD和VFA而明显有益于SBR的营养 物脱除性能。作为直接结果，流入物中中预发酵原废水的分数从初始 的25％降低至10％，而不会影响SBR的性能。本SBR中采用的分步 进料策略确保不需要加入外部的碳来实施后续的脱硝或脱亚硝化，使 得整个BNR过程更有吸引力。
基于pH值和DO信号的曝气长度控制策略
对于填充、混合(厌氧、好氧或缺氧)、沉降和倾泻这些不同的阶段， SBR通常以固定的时长来运行。由于流入物波动和系统状态变化，以 变化的阶段长度来运行SBR过程是有利的。因此，可能必需更高水平 的过程控制和自动化来最优化SBR运行。ORP、DO和pH值提供了检 测硝化过程结束(通过“氨谷”(pH)、“DO拐点”(DO)或者“氮转折 点”(ORP))和脱硝过程结束(通过“硝酸盐拐点”(ORP)或“硝酸盐顶 点”(pH))的手段。特别是，能够通过在NH4氧化后尽快终止曝气来在 SBR中实现亚硝酸盐途径，并开始添加外部的碳(葡萄糖)来用于脱亚硝 化。在本研究中，我们将控制策略集成入更复杂的系统(即COD、N和 P脱除过程)，其中通过分步进料策略抑制对外部碳用量的需求来实施 脱硝。
图11清楚证明了在未控制曝气长度的SBR周期中NH4+耗尽(“氨 谷”)与表征“DO拐点”的OUR降低之间的同时性。因此，可在该复杂 BNR系统中实施之前描述的曝气长度控制策略。图14显示了实施这种 自动曝气长度控制策略之后，SBR周期中的pH值、DO、OUR、氮和 磷曲线。这种策略在检测亚硝化过程的结束以及终止曝气方面是可靠 的，如图14的虚线所示。之前给出的SBR的良好长期性能进一步证 实了这种控制策略的成功。
然而，已经确定了所述控制策略的一些技术问题以及可能的改进。 所述三个曝气时段的每一时段中的ph值和OUR曲线差别很大(图14)， 使得难以根据预先确定的绝对值来设计对所有三个好氧时段普遍适用 的运算法则。pH曲线还随着时间变化，如在图11和图14中所示的曲 线之间观察到的差别所示。这主要是由于在每一曝气时段开始时观察 到的初始pH值的巨大差别，以及每一曝气时段之间存在的不均衡的 PAO活性引起的，其中大部分PAO活性发生于第一曝气时段，如图5 中的高P释放以及后续的P摄取所显示的。SBR中pH和OUR曲线随 时间的这种变化表明，可能优选设计一种运算法则，其中根据相对的 端值(threshold values)而非操作者预先确定的绝对值来确定不同的控制 设定值(即pH斜率的最低值和OUR最低值)。这些设定值可以设定为 一旦曝气开始后实时计算的最大pH斜率和OUR值的百分比(如20％、 10％或5％)。这种运算法则可以简单地实施。
实施例4-中试设备研究
进行中试设备研究来验证上述的实验室规模研究。在当地(澳大利 亚，昆士兰州)的屠宰场，在废水处理段建立两个序贯式分批反应器。 主废水源，厌氧池(AP)流出物在COD上通常是变化的，并且通常挥发 性脂肪酸(VFA)量不足。因此，采用预发酵罐来提供进料物流补充物以 提高流入物的VFA，特别是为了通过PAO脱除磷的目的。
所述位置现有的老预发酵罐的可靠性和控制遇到了很大的困难。 因此，在2007年2月安装了新的预发酵罐。其为装有混合器的7500L 聚丙烯罐。混合器在进料物料配制之后运行3分钟(在所有其它时间均 关闭)，并用来充分搅拌所述罐以防止大量脂肪/油脂硬壳的积聚。以每 小时开19分钟/关41分钟的周期，以11L/分钟的速率将DFA流出物(预 处理的屠宰场原废水)泵送通过所述预发酵罐，在进料的时期内得到1.5 天的额定HRT。周末所述预发酵罐不进料，此时屠宰场不宰杀牛而进 行清洁。这避免了冲稀/冲走所述预发酵罐，并得到2.2天的实际HRT (以7天为基准)。
将来自AP流出物溢流罐和来自预发酵罐的废水泵入定时混合罐 中。随后将这种进料混合物泵入在周期的进料时段期间异步操作的 SBR。每一SBR的操作体积是6000L。
所述SBR连接有与两个变速驱动器(Toshiba VSF93.7kW)连接的 多个鼓风机，每一鼓风机的最大容量为164m3/hr，50Hz。所述罐侧面 不同高度处的采样阀门也位于壳(hut)内。pH探针(Burkett#8205)和压差 传感器(WIKA SL-I；0-60mbar)插入所述罐侧面。连接至DO传感器 (Danfoss OXYIlOO)的DO传送器(Danfoss #OXY3000)也通过顶部插入 所述罐中。用于控制整个中试设备的PLC(具有Mistic Controller面板的 Opto22)也连接至所述SBR。
除了每一周期的第一进料时段期间的进料输送模式外，所述两个 SBR以相同方式运行。两个SBR均具有UniFed进料输送系统(参见以 下表8)。然而，对SBR2，在进料即将进入反应器之前才对反应器内容 物进行混合(通过30秒的气体脉冲)。对于SBR1，在第一进料添加时没 有进行这种混合(后续进料添加遵循与SBR2相同的混合)
表8-SBR进料/混合方案
SBR1(UniFed) SBR2 分步式的进料 是 是 在进料1期间混合 否 是(空气脉冲) 在进料2期间混合 是(空气脉冲) 是(空气脉冲) 在进料3期间混合 是(空气脉冲) 是(空气脉冲)
注意：空气脉冲是每15分钟通气30秒。
UniFed进料系统(SBR I)
Unifed系统采用将进料均匀分散透过位于水平平面上的污泥垫 (blanket)。这通常靠近所述罐的底部进行。在该进料时段期间未采用额 外的混合，并且总进料时段延续一段时间(即平缓流动)，以在所述污泥 垫中产生厌氧区。
仅SBR1周期的第一进料时段按不混合的常规UniFed系统运行。 在后续的进料时段中，通过进料前的短时空气脉冲对所述罐进行混合。 采用这种方式是因为实验室规模的实验显示，每一周期中仅一个进料 时段需要达到厌氧条件，来支持多磷酸盐积聚生物体的磷释放和摄取。 虽然在第2和第3进料时段中会进行SBR内容物的混合，但是对这些 时段仍然采用均匀分步的底部进料输送，因为管道系统已经存在了。
对于两个SBR，进料管线均划分为4个连有水平段的垂直管。管 的每一水平长度上都有两个直径0.9mm、相对底部成45°钻入所述管 中的孔。
混合进料系统(SBR2)
对于SBR2，进料输送通过如同UniFed进料系统的一系列管路。 然而，所述罐在所有进料期间均有初始的空气脉冲混合。
使用混合罐来混合两股进料来源，预发酵罐流出物和厌氧池流出 物。最初，两股进料以90％AP流出物：10％PF流出物的比例混合。 该比例后来变为84％AP流出物：16％PF流出物。
每一SBR周期具有3个进料时段，以每周期每反应器提供857L 的总进料体积(得到1.75天的HRT)。周期的50％进料在第一进料时段 中进行，30％在第二进料时段而20％在最后的进料时段。每一进料物 流和进料时段所需的相应体积如表9所示。对两个SBR的每一进料时 段的进料制成单批次，且所述SBR彼此异步20分钟运行，使进料混 合物在混合罐中停留的时长最短。SBR的异步性是因为倾泻管线合并 为1条倾泻管线，并且流量需要足够低才能处理。
表9.进料批次所需的预发酵罐进料和AP流出物进料的体积
所述混合罐是直径1.07m、壁高1.51m的聚乙烯罐，由于DAF堤 岸地区可能的洪水而座落在1m高的平台上。该混合罐对于所述3个进 料批次的操作体积由PLC控制，具体体积输入见表8(或近似)。
对每一进料源(PF或APO/F罐)配置泵。泵送的体积是至关重要的， 并且使用连接至所述混合罐的在线压力传感器(WIKA S-10；0-0.1巴) 来实现对其的控制。
使用Davey DClOA(单相)潜水泵来将AP流出物传输到混合罐。 该泵的开启时段必须足够短，以确保不会出现厌氧池溢流(overflow)的 完全排干(这对于需要最大体积的厌氧池流出物的第一进料时段是尤为 重要的)，并且取决于来自所述水池的流率，因为所述厌氧池的溢流规 模较小。
Davey DClOA(单相)潜水泵位于预发酵罐中表面以下约0.5m(制成 在钢框架上)。
一个小型在线控制的潜水泵(Davey DClOA，单相)设置在所述混合 罐中并间歇运行(在批次进料制备期间)以混合所述两股进料物流，并确 保不发生固体的沉降。这对于第二SBR的进料尤为重要，因为其相对 于第一SBR的进料延迟了20分钟。
周期的各时段
表10显示了用于运行所述SBR的各个周期时段及相关时间，至 少在所述中试设备试验的早期阶段。这些时段大致基于实验室规模反 应器的结果，对于沉降、倾泻和进料时段的时间设定有所变化。在中 试设备启动之后，调整周期时间以配合观察到的营养物去除图 (pattern)。
表10.中试设备的各周期时段
沉降
在沉降时段期间，进料、WAS、倾泻和混合泵以及鼓风机均切换 到关闭，使得悬浮固体能够沉降，以准备倾泻。沉降时段设定为长70 分钟，发现这已经足以提供迄今观察到的相对良好的污泥沉降率。
倾泻
在倾泻期间，倾泻泵(傍着所述中试设备控制室设置)将上清液泵出 到流出物储罐。SBR中的泵抽吸管线通过挠性管路连接到漂浮物(25L 密闭筒)上，从而使管路入口位于表面水平以下约150mm。
允许的最大倾泻时间是20分钟，期间由PLC通过位于罐侧的压力 传感器来记录SBR的水位。如果压力/水位信号达到操作者调整的设定 值，倾泻泵关闭且倾泻管线上的电磁阀关闭。随后，在倾泻阶段的所 有剩余时间中SBR保持空闲。
进料时段
每一SBR每周期具有三个进料时段。对每一进料时段制备新鲜的 进料批次(用于两个SBR)。通过Mono泵以约25L/min的速率将所述进 料泵入所述罐中。如果必要，所述泵可以开/关操作，以延长进料时段 的长度。通过位于混合罐中的在线压力传感器来控制进料入所述SBR 的总体积。
混合、无曝气时段
在所述无曝气时段期间，对SBR进行混合。在达到厌氧条件后， 这些时段可用于脱硝以及PAO细菌的磷释放。
曝气时段和污泥废弃
在曝气时段期间，通过鼓风机经翅片气泡分散器对SBR进行曝气。 通过与DO传感器耦合的PID回路来控制所述鼓风机以连续运行。也 通过位于所述SBR中的潜水泵来实施额外的混合。
曝气时段的目的是将NH4-N转化为NO2-N(亚硝化)，而非NO3-N。 NO2还原为N2气相比NO3-N还原为N2气需要的碳基质更少。由于所 述系统的碳有限，这是最佳的选择。在实验室规模反应器中，通过OUR 和pH值曲线来控制NH4-N到NO2-N(而非NO3-N)的氧化，从而pH降 低(和OUR)的变化速率指示了何时实现完全的亚硝化。然而，相比中 试设备上采用的变化的空气流率，实验室规模反应器采用开/关曝气系 统。因此，尽管监测了pH水平，但是通过DO探针实现曝气控制，将 溶解氧保持在介于1.5到1.75mg O2/L(理想值)之间。近期运行的pH曲 线显示这已经足够了。
一旦所分配的最大曝气时间已经耗尽即停止曝气阶段(参见表10)， 所述周期进入下一进料阶段。
废物罐中收集的废物(来自AP流出物溢流罐和污泥储存溢流)定时 泵入(通过浮控开关控制的潜水泵)已有的当地DAF流出物储罐。该罐 中的实际规模废水物流泵入所述AP。在正常运行期间，相比来自实际 规模DAF的流量，来自中试设备的流量非常低。
如图16A-C和17A-C所示，在两个SBR中，前期试验提供了高度 变化的结果。这主要是由于设备问题(包括管线阻塞、不稳定的流率)， 以及特别是不稳定且不足量的VFA/可溶COD水平所导致的，这种 VFA/可溶COD水平被认为对SBR中的PAO是不利的。进料中不稳定 的VFA水平的主要来源是老旧的预发酵罐。一旦替换该预发酵罐，并 调整预发酵罐对厌氧池进料的比例，则对营养物去除取得的结果变稳 定(如2007年8月中到下旬清楚显示的)，并且超过90％的氮和磷被可 靠地去除。此外，所观察到的低硝酸盐水平(参见，例如图18和19)也 清楚表明，还实现了通过亚硝酸途径(而非通过硝酸盐)进行氮脱除。
图18和19提供了SBR1和SBR2的代表性的近期SBR周期的数 据(2007年9月3日运行)，包括进行处理的废水的铵、硝酸盐、亚硝 酸盐、磷和pH曲线。除了每一周期的第一进料时段期间的进料输送模 式之外，所述两个中试规模SBR以相同方式运行。SBR1具有UniFed 进料输送系统，而非SBR2。
两个SBR均以6h的周期时间运行(参见表12)。每一周期中，在三 个填充时段内将857L的流入物泵入每一SBR中，体积分配分别是 50％、30％和20％。每一填充时段之后是无曝气和曝气时段。在曝气时 段期间，DO水平保持在1.5mgO2/L。所述SBR的水力保留时间是42h， 且污泥保留时间是10天。
表11-2007年9月3日的两种类型废水以及合并流入物的性质。合并 的SBR进料由30％的预发酵原废水和70％的厌氧池流出物(体积比)构 成。
表12-2007年9月3日对SBR1和2的周期时段
如图18和19所示，对于所述两个SBR几乎实现了完全脱氮，且 所述反应器流出物中的磷水平低于2-2.5mg/L。
可以理解，尽管为了说明的目的描述了本发明的具体实施方式， 但是在不偏离以下权利要求限定的本发明精神和范围的情况下，可对 其做出各种更改。
处理这类废水所面临的另一个问题是BOD不足，特别是待处理废 水中的挥发性脂肪酸(VFA)不足。在厌氧时段，PAO需要VFA来贮存 多羟基链烷酸酯，从而为曝气时段的磷酸盐摄取提供能量。虽然由于 有较高水平的脂肪和油脂(FOG)，屠宰场原废水具有较高的BOD，但 是通常要对这些废水进行预处理来提高这些废物的沉降特性，从而导 致生物可利用碳源的大量消耗。
本发明提供了从具有高N水平的废水中同时除BOD、氮和磷的方 法，该方法使用序贯式分批反应器(SBR)系统，该系统采用包括硝化和 脱硝生物体以及多磷酸盐积聚生物体的活生物质。
在当前的研究中，已经发现分步进料的SBR方案能够及时地去除 硝酸盐或亚硝酸盐，从而在有足量COD可供利用时能避免硝酸盐或亚 硝酸盐的积聚，所述SBR方案的特征在于在SBR周期中存在交替的曝 气和缺氧阶段。
用于从包含较高总氮的废水如屠宰场废水中至少明显地降低氮、 磷和BOD水平的本发明方法包括在至少两个独立的步骤中将所述废水 进料至反应容器。所述废水可包含至少100mg/L的总氮，如至少约150 mg/L的总氮，至少约200mg/L的总氮，至少约250mg/L的总氮，至 少约275mg/L的总氮，至少约300mg/L的总氮，至少约325mg/L的 总氮，或者甚至至少约350mg/L的总氮。所述废水的总氮含量可以远 高于350mg/L，这可能需要在超过三次进料中来将所述废水进料入所 述SBR系统，以允许更长的处理步骤(如硝化和/或脱硝)，减少每一周 期进料入SBR系统的废水体积，或它们的任意组合。
反应容器含有包括硝化和脱硝微生物和多磷酸盐积聚生物体(PAO) 的活生物质。在至少第一进料步骤之后有一段足够长的无曝气时段， 以在废水中获得足够低的NOx物质浓度，以允许PAO积聚多羟基链烷 酸酯，从而使得PAO能在后续的曝气/有氧时段中积聚磷酸盐。
至少在第一无曝气时段之后有一段足够长的曝气时段，以允许硝 化生物体进行铵氧化和PAO吸收所述废水中的至少部分磷。根据所述 方法所需的流出物质量，至少第一曝气时段可能要足够长，从而使得 基本完成通过进料步骤引入SBR系统的铵的氧化。后续的曝气时段也 可以足够长，使得在每一进料步骤之后基本完成硝化生物体对铵的氧 化。
参见图1，本发明方法的实施方式可在序贯式分批反应器系统中实 施，该系统包括含有生物活性污泥20的反应容器10。
在第一进料步骤中，由泵40通过管路50将一部分待处理废水由 废水池30进料入反应容器10。进料的废水量取决于要达到的除P和除 N程度，如果处理后的废水要满足排入排水沟的标准，那么该废水可 能要在三个或者更多个步骤中进料入所述反应容器。虽然在每一阶段 进料的废水量可以是相同的，但它们也可以是体积逐渐减少、体积逐 渐增加、大体积和小体积交替、或者它们的任何排列。然而，大体积 的最终进料步骤可能会导致反应器排出物中存在显著的NOx水平，因 此根据一个实施方式，采用数量逐渐递减的进料步骤。在具体的实施 方式中，在第一进料步骤中可将约50％的待处理废水进料入反应容器 中，第二进料步骤约30％，第三进料步骤约20％。
虽然可以以任何适当的方式将废水引入反应容器中，但可使用采 用UniFEDTM方法的进料(如国际专利公开WO 95/24361中所述者)或其 变体。简单来说，在任一或每一进料步骤之前可使反应容器10内的污 泥沉降，且进料可包括在没有曝气或搅拌的条件下将废水分散到反应 容器底部的沉降污泥中。这使得所有生物质能与进入反应器的新鲜进 料物流强烈接触，以避免生物质与来自在先处理周期的上层水混合(所 述上层水通常含有会损害除磷过程性能的硝酸盐)，并且快速建立有利 于PAO摄取VFA的厌氧条件。
进料步骤之后可以有不混合、无曝气时段，或者如果所述进料步 骤(不混合无曝气的)缓慢进行，那么可能不需要后续的不混合、无曝气 时段：如果进料速率足够慢，当进料分散入沉降污泥时，由于废水与 沉降污泥之间的有效接触，沉积污泥中的所有NOx物质可以被脱硝化， 并且在进料步骤之后PAO可以很快完成挥发性脂肪酸的摄取。缓慢的 进料速率对沉降污泥的扰动也比较小，从而使进料与污泥更好地接触。
“足够慢”的进料速率可包括进入反应容器10的流入速率为约20％ 到约1％的原始未装料体积/小时，例如约15％到约2％的未装料体积/ 小时，约12％到约4％的未装料体积/小时，约10％到约5％的未装料体 积/小时，约10％的未装料体积/小时，约9％的未装料体积/小时，约8％ 的未装料体积/小时，约7％的未装料体积/小时，约6％的未装料体积/ 小时，或者约5％的未装料体积/小时。
在充分的不混合、无曝气时段之后，或者如果进料步骤以足够慢 的流入速率进行时，一旦进料步骤完成，即可任意地在无曝气条件下 通过任何适当的装置来对反应容器10的内容物进行混合。例如，可通 过马达70驱动的叶轮进行混合。
在进料步骤期间或之后，可通过监测反应容器内容物的氧化/还原 电势(OPR)和/或pH值、通过使用在线NOx传感器或者它们的任意组合 来监测反应容器内容物中的NOx物质浓度。也可监测ORP来估算对反 应器10内容物中的挥发性脂肪酸的摄取，随着生物体从细胞外的反应 容器内容物中摄取VFA，ORP信号下降，并且随着细胞外反应容器10 内容中的VFA消耗，ORP信号降低速率减慢并且可能达到稳定，或者 由于反应容器10内容物的复杂性甚至升高。
可使用以任何适当方式与ORP探针90连通的ORP计80对氧化/ 还原电势进行估算，该探针与反应容器10的内容物接触。ORP计80 可通过导线100连接至ORP探针90。可使用与pH探针120以任何适 当方式连通的pH计110来测定pH值，该探针与反应容器10的内容 物接触。pH计110可通过导线130连接至pH探针120。
在发生PAO从细胞外基质中摄取VFA以及细胞内积聚多羟基链 烷酸酯(为后续有氧阶段的磷酸盐摄取提供能量)之前，至少第一无曝气 时段之后的反应容器内容物中的NOx(和氧)的浓度必须足够低。一旦细 胞外反应容器10内容物中的至少大部分VFA被消耗(这可以通过ORP 计80观察到的ORP降低的斜率的中断来确定)，就可以开始曝气时段。
可选择地，例如在工业上操作用于废水处理的SBR方法，出于日 程安排的目的，每一废水处理周期(即从第一次进料到处理流出物的排 放)可以是基本固定的时间。在这种情况下，至少第一无曝气时段及可 能的其它无曝气时段都可以是固定时间长度，所述时间长度足以确保 在开始曝气时段之前达到足够低的NOx浓度和VFA的消耗(取决于 SBR的运行性能)。例如，对于周期时间为约6小时的三进料步骤方法， 第一无曝气时段可固定为诸如约20分钟到约1.5小时时长(取决于SBR 系统的运行性能)、例如约20分钟、约25分钟、约30分钟、约35分 钟、约40分钟、约45分钟、约50分钟、约55分钟、约60分钟、约 65分钟、约70分钟、约75分钟、约80分钟、约85分钟或约90分钟。
在曝气时段中，将空气从鼓风机140通过充气装置150(诸如例如 空气扩散器)经管路160泵入反应容器10中。可使用本领域公知的其它 可能的充气装置/配置，例如表面曝气器(aerator)(其不需要使用鼓风 机)。
尽管充气可以不经控制，但可能需要对充气进行控制来避免在反 应容器10内容物中有过多的溶解氧，这要求更长的后续无曝气时段来 为后续的活性污泥中PAO的PHA贮存提供充分缺氧的条件。此外， 在曝气时段期间特别是接近末段时，过量的DO可能会促进硝酸盐积 聚，而非亚硝酸盐积聚。使用完全消化(至硝酸盐)来除氮与仅氧化成亚 硝酸盐相比要多消耗33％的氧，而通过亚硝化/脱亚硝化过程除N的总 碳消耗比硝化/脱硝过程低约40％(参见图10A和10B)。因此，通过亚 硝化/脱亚硝化来促进除N与硝化/脱硝相比可显著节约曝气和BOD。
因此，可以在曝气步骤期间控制反应容器10内容物中的溶解氧的 量。为了这样做，可通过DO计170来监测废水中的溶解氧含量，该 DO计可通过任何适当的方式与DO探针180连通，所述DO探针180 与反应容器10内容物相接触。DO计170可通过导线190与DO探针 180连接。可使用流量计200和/或阀210来监测和/或调节曝气，并且 可与管道160共线(in line)布置，以分别监测和/或控制气体流量，从而 将反应容器10内容物中的DO水平保持在所需范围内。阀210可以是 能提供所需类型的气体流量控制的任何适当类型的阀，例如开/关阀或 质量流量控制器，并且可以与适合的控制模块连通，例如可编程逻辑 控制器(PLC)单元，该单元还可与DO计170连通。所述控制模块还可 与流量计200连通，以反馈控制通过阀210的空气流率。可选择地， 可通过其它方式来控制空气流率，例如通过适当控制鼓风机140和通 过流量计200监测气体流量。在这种配置中，DO计170、鼓风机140 和流量计200可与控制模块连通。
在曝气步骤期间，可对反应容器10的内容物进行混合。这可以通 过本领域公知的任何适当方式来实现。例如，可通过充气本身，或者 以及通过马达70驱动的叶轮60来实现混合。
在曝气时段期间，可将反应容器10内容物中的DO水平保持在任 何所需的水平。然而，为促进在后续进料步骤之前迅速实现缺氧/厌氧 条件和/或促进亚硝化/脱亚硝化而非硝化/脱硝，可在整个曝气步骤期间 将溶解氧水平保持在有限的水平。因此，根据一个实施方式，将反应 容器10内容物中的DO水平保持在约5mgO2/L到约0.1mgO2/L的水 平，例如约4mgO2/L到约0.1mgO2/L，约4mgO2/L到约0.3mgO2/L， 约3mgO2/L到约0.5mgO2/L，约3mgO2/L到约1mgO2/L，约3mgO2/L 到约1.5mgO2/L，或者约2mgO2/L到约1.5mgO2/L。
在可选的曝气方案中，第一曝气时段之后可以是至少一个周期的 进料时段和曝气时段，在此过程中控制溶解氧的水平以允许在所述反 应容器内容物中同时进行硝化和脱硝化。这是可能的，因为如果溶解 氧的水平(DO)保持足够低，缺氧区可在反应容器10内发展，例如在反 应容器10内容物中可能形成的大浮块或其它聚集物中发展，以允许在 这些区内进行NOx还原并在有氧区中进行铵的氧化。如果能进行适当 的曝气监测和控制，能实现这一目的的适合的DO水平可以为约1 mgO2/L到约0.1mgO2/L，约0.8mgO2/L到约0.2mgO2/L，约0.8mgO2/L 到约0.3mgO2/L，约0.7mgO2/L到约0.3mgO2/L或者约0.5mgO2/L到 约0.3mgO2/L。
可根据混合液滑动窗口(moving window)中pH变化的平均速率来 确定曝气时段的时长。引入充气时，反应容器10内容物的pH值通常 立即快速升高，但是随后由于铵的氧化而降低直至亚硝化完成，在此 之后pH值开始再次上升或者更慢速下降。这个转折点称为氨谷(基本 上所有铵都被氧化的点)，其特征在于pH降低速率的降低，可能随后 有pH升高。
因此，当达到或者已经经过了反应容器10内容物的氨谷时，曝气 时段就可以完成了。
如果使曝气持续超过所述氨谷，在反应容器10内可能发生消耗亚 硝酸盐来积聚硝酸盐。因此，如果需要通过亚硝化/脱亚硝化而非硝化/ 脱硝来促进除N，那么一旦达到或者刚刚通过所述氨谷时即可终止曝 气时段，因此当反应容器10内容物的pH值变化速率已经达到预定值 时即可终止曝气时段。所述预定值可以是例如pH值降低速率为在同一 曝气时段早期(在引入曝气后立即观察，例如在引入曝气后5-10分钟 内，未注意到任何pH变化)观察到的最大降低速率的20％或更低，例 如所观察到的最大降低速率的约20％或更低，约15％或更低，约10％ 或更低，约8％或更低，约6％或更低，约4％或更低，约2％或更低， 或者约0％或更低。
可选择地，所述预定值可以是反应容器10内容物的pH值变化速 率的绝对值，例如pH值降低速率为每5分钟约0.05pH单位或更少(在 引入曝气后立即观察，例如引入曝气后5-10分钟内，未注意到任何pH 变化)，例如pH值降低速率为每5分钟约0.04pH单位或更少，每5 分钟约0.03pH单位或更少，每5分钟约0.02pH单位或更少，每5分 钟约0.01pH单位或更少，或者每5分钟0pH单位，但是对于给定的 活性污泥组合物该值可能相差很大。该预定值也可包括正的pH值变化 速率，例如正的反应容器10内容物pH值变化速率的第一信号，或者 其后迅速(同样在引入曝气后立即观察，例如引入曝气后5-10分钟内， 未注意到任何pH变化)。
可选择地，或者作为检测曝气时段终点的补充机理，可根据反应 容器10内容物的氧摄取速率(OUR)来确定曝气时段的持续时间，当硝 化完成时活性污泥的氧需求显著下降，该点也称为“DO拐点”。如本 领域公知的，可通过任何适合的方法来估算氧摄取速率。例如，可通 过将DO水平保持在给定值或者在给定数值范围内所需的曝气量来估 算OUR。可选择地，如果阀210是开/关阀，那么可通过阀210处于“关 闭”状态的时间量来间接估算OUR(该时间与OUR成反比)。也可通过 反应容器10内容物中DO的突然上升来检测硝化的终结，特别是如果 采用使用变通量阀210的恒量(constant)曝气。
此外，亚硝酸盐到硝酸盐的氧化过程中的需氧量低于铵到亚硝酸 盐的氧化过程中的需氧量，并且这也可以作为OUR的降低检测到。因 此，当反应容器10内容物的氧摄取速率降低到或者低于预定值时，就 可以终止曝气时段。该预定值可以是例如OUR为在同一曝气时段早期 (在引入曝气后立即观察，例如在引入曝气后5-10分钟内，未注意到任 何OUR值)观察到的最大OUR的约80％或更低，例如所观察到的最大 OUR的约70％或更低，约65％或更低，约60％或更低，约55％或更低， 或者约50％或更低。可选择地，该预定值可以是OUR的绝对值，例如 约约1.5mgO2/min/L，约1.2mgO2/min/L，约1mgO2/min/L，约0.9 mgO2/min/L，约0.8mgO2/min/L，约0.7mgO2/min/L，约0.6mgO2/min/L 或者约0.5mgO2/min每升反应容器10的内容物，但是对于给定的活 性污泥组合物该值可能差别很大。
当接近、达到或者经过亚硝化和/或硝化终点时，可终止曝气，并 且在进行对反应容器10的第二废水进料步骤之前，可以任意地在没有 曝气的条件下对反应容器10的内容物进行混合。如果要促进通过亚硝 化/脱亚硝化途径来除氮，那么一旦接近或达到亚硝化终点时即可终止 曝气。
不希望限制于具体理论，研究者认为通过在亚硝化完成或者接近 完成时立即关闭曝气，亚硝酸盐对于亚硝酸盐氧化细菌(NOB)而言是有 限的，因而与铵氧化细菌(AOB)相比，NOB处于不利的地位。经过多 个周期，这可能导致活性污泥中的NOB种群被淘汰，相信这会强化/ 进一步促进污泥中的亚硝化/脱亚硝化途径(即降低硝酸盐的产生量，以 及后续对脱硝化的需求)。进而如前所述，这会回报降低的曝气和COD 需求/消耗。
可以基本如以上对第一进料步骤所述，实施第二和第三及任选的 更多周期的进料、无曝气时段和曝气时段，虽然可以在对反应容器10 内容物进行混合时引入所述进料。
在完成最终的曝气时段后，可通过本领域公知的任何适当方式来 分离所述生物质和处理过的废水的至少一部分，例如通过过滤、离心 或者沉降并且倾泻/排放上清液。当活性污泥要再用于多个连续的本发 明过程时，可在最终曝气时段之后使反应容器10的内容物沉降，并且 由阀230控制通过管路220来倾泻上清液和处理过的废水。
为控制在多个本发明的周期或者过程之后SBR中的固体/污泥水 平，也可通过任何适当的方式在每一周期期间或者在各周期之间将反 应容器10内容物的至少一部分作为废物除去，所述方式例如通过泵310 经管路320到废物接收器300。控制SBR中的固体是必要的，因为随 着过量固体积聚(例如由反应容器10内容物中的生物体繁殖所导致 者)，可能会导致在倾泻处理的废物和/或后续处理周期的第一进料步骤 之前需要过长的沉降时间。此外，对于去除PAO种群中积聚的磷而言， 从系统中去除固体也是必要的。保持的固体不足可能会导致处理过程 所需的生物体的淘汰(washout)/损耗。各周期期间或者各周期之间的废 物量可能取决于实施所述过程的温度，并且可以确定为使得污泥保留 时间(SRT)为约5天到约30天。当由于例如高温导致生物体具有较高 的单位生长率(较短的倍增时间)时可以应用较短的SRT，而当由于例如 低温导致所需微生物具有较低的单位生长率时，可能需要较长的SRT。 在正常操作条件下(例如温度约20℃)，SRT可以是约10到约20天， 例如约15天。
对于给定的SRT，其由微生物的单位生长率决定，可以设计所述 水力保留时间(HRT-可溶化合物保持在反应容器10内的平均时间，或 者反应器容积/流入物流率)，使得反应器内所得的污泥浓度具有合理的 沉降速率，例如使得可在30分钟到1小时沉降后开始倾泻处理的废水。 通常，污泥浓度越高，所需沉降时间越长。对于给定的SRT，反应器 内的污泥浓度由两个因素决定，即HRT和废水中的固体及COD浓度。 HRT越短，则反应器内的污泥浓度可以越高。废水中的COD和固体浓 度越高，则反应器内的污泥浓度可以越高。氮支持硝化细菌的生长， 因此也对污泥浓度有一定的影响。然而，在接收含有高水平COD和固 体的废水如家庭和屠宰场废水的处理系统中，硝化细菌通常仅占细菌 种群的一小部分比例。
对于具有高氮负载量(例如约200mg/L的氮或者更高)的废物的处 理，所述HRT可以为约24小时到约72小时，例如约24小时、约30 小时、约36小时、约42小时、约48小时、约54小时、约60小时、 约66小时或约72小时。根据具体的实施方式，HRT为约42小时或更 高，特别是如果氮水平为250mg/L或更高时。HRT也可能要根据目标 SBR周期日程安排进行平衡，当使用SBR方法时，HRT直接关系到每 一周期的长度。提高SBR周期的时间会提高HRT，这意味着每天处理 的废水更少。
由上述方法产生的处理废水可能包含少于约2mg/L的总磷和少于 约20mg/L总氮，并且通过对所述系统的适当调整，可能产生包含少 于约1mg/L总磷和少于约10-15mg/L总氮的流出物，这符合大部分针 对排入排水沟的澳洲标准。可以预计从这类本发明方法中获得的流出 物中的总磷甚至可以低于约0.8mgP/L，例如低于约0.6mg/L，低于约 0.5mg/L，低于约0.4mg/L，低于约0.3mg/L或者低于约0.6mg/L。可 以预计从这类本发明方法中获得的流出物中的总氮甚至可以低于约10 mgN/L，例如低于约9mg/L，低于约8mg/L，低于约7mg/L，低于约 6mg/L或者低于约5mg/L。
与排放到排水沟中相比，尽管通过土地灌溉进行废水处置要求高 水平的生物需氧量脱除(＞95％)，但是仅需要中等水平的氮和磷脱除。 认为在处理的流出物中存在至多约10-20mgP/L的总磷和至多约 50-100mgN/L的总氮(优选主要为铵的形式)可适用于该目的。为满足 这些目的，本发明方法可产生存在一些氮(主要是氨氮)和磷的流出物。 这类方法可有效地类似于以上所述的方法，尽管只需要两个进料步骤， 并且因为除磷并没有那么重要，所以第二无曝气时段之后的曝气时段 仅为可选的。如果过程流出物中的总氮主要为铵，在第二进料步骤之 后的任何曝气均可保持为最小，尽管可能需要短暂的曝气时段来从流 出物中脱除任何由脱硝形成的氮气，从而改善反应容器10内污泥的沉 降性质。由这类方法产生的处理废水通常包含至多约20mgP/L的总磷 和至多约100mgN/L的总氮，例如低于约50mg/L的总氮和低于约15 mg/L的总磷。由这类方法得到的流出物中的总磷可为约10mgP/L到 约15mgP/L，尽管也可能出现低于10mgP/L的值。例如，所得流出物 中的总磷可低于约12mg/L，例如低于约10mg/L，低于约8mg/L，低 于约7mg/L，低于约6mg/L或低于约5mg/L。由这类方法得到的流出 物中的总氮可预计介于约20mgN/L到约50mgN/L之间，尽管也可能 出现低于20mgP/L的值。例如，所得流出物中的总氮可低于约40mg/L， 例如低于约35mg/L，低于约30mg/L，低于约25mg/L或低于约20 mg/L。
BOD补充
由于对含高FOG水平的原废水的预处理，预处理废水中用于通过 PAO进行有效或完整的磷摄取或者通过脱氮细菌进行脱亚硝化和/或 脱硝化的碳源通常不足。
为解决这一问题，当待处理废水不含用于生物除磷和除氮的足够 量的COD时，本发明方法可包括对待处理或处理中的废水补充COD 源，例如补充VFA(其最容易被PAO利用用于细胞内PHA贮存)。
对于包含约200-300mg/L总氮的废水，如果必要可对进料入反应 容器10的废水补充额外的COD，或者可向反应容器10中加入COD 源，以提供约1,000mg/L到约3,000mg/L的总流入COD(CODt)浓度。 该值还取决于所述过程是采用主要通过硝酸盐还是通过亚硝化/脱亚硝 化途径来进行的硝化和脱硝，其中亚硝化/脱亚硝化途径使用的碳源约 少40％。此外，如果所用的PAO能够脱硝以及积聚磷酸盐(比如对于 例如Candidatus Accumulbacter Phosphatis的情况)，则可以实现更进一 步的COD节约。
CODt与总流入氮之比可以为约5到约15，例如约5到约12，约 5到约10，约6到约10，约7到约10，约8到约10，约5到约9，约 5到约8或者约5到约7。
对于从废水中除磷，VFA是很重要的，其是PAO进行细胞内PHA 贮存的优选基质。对于包含约30-50mg/L总磷的废水，如果必要，可 对进料入反应容器10的废水补充额外的VFA，或者可向反应容器10 中加入VFA源，以提供约300mg/L到约1,000mg/L的总流入VFA浓 度，例如约350mg/L到约900mg/L VFA，约350mg/L到约800mg/L VFA，约350mg/L到约700mg/L VFA，约400mg/L到约650mg/L VFA，约400mg/L到约600mg/L VFA，约450mg/L到约600mg/L VFA，约450mg/L到约550mg/L VFA，约250mg/L VFA，约300mg/L VFA，约350mg/L VFA，约400mg/L VFA，约450mg/L VFA，约500 mg/L VFA，约550mg/L VFA，约600mg/L VFA，约650mg/L VFA 或者约700mg/L VFA。VFA通常占多数，但并不构成所有的可溶COD， 因此如果考虑可溶COD水平来替代VFA浓度，本发明SBR方法中待 进料的可溶COD的量将相应地高于上述对VFA提供的数值。
总流入VFA与总流入磷之比可以为约5到约30，例如约10到约 25，约12到约25，约13到约20，约14到约18，约14到约17，约 14到约16，约14，约15，约16，约17，约18，约19或约20。
VFA的常规来源可包括预发酵的原废水。
尽管可以任何适当的方式、在任何适当的时间向反应容器10中加 入额外的COD/VFA源，为便于所述方法中各步骤/时段(包括进料步骤、 无曝气时段和曝气时段)的操作和计时，所述额外的COD/VFA可一同 进料入反应容器10，或者可在进料入反应容器10之前加入待处理的废 水中。
参见图1，具有高BOD的原废水(例如具有高FOG水平的屠宰场 原废水)可预先发酵，并且随后保持在水池240中。预发酵的原废水水 池240可通过管路260连接至废水管路50，并且在进料步骤中通过泵 250与废水一同进料入反应容器10。如果必要，在本发明过程中可独 立于废水进料，通过由泵280将VFA从VFA水池270经管路290泵 入反应容器10来进一步补充VFA。
挥发性脂肪酸源可包括较高水平的乙酸和丙酸，例如每种至少100 mg/L的乙酸和丙酸，并且可与所述废水以所需比例一同进料入所述 反应容器，以提供所需的CODt∶总氮之比和VFA∶总磷之比。例如， 当使用预发酵屠宰场原废水来补充厌氧屠宰场池塘废水(其CODt和 VFA通常较低)的CODt/VFA时，预发酵废物对屠宰场池塘废水的比 例可为约1∶20到约1∶1，例如约1∶15，约1∶10，约1∶8，约1∶ 7，约1∶6，约1∶5，约1∶4，约1∶3，约1∶2或约1∶1。
应当避免过度使用预发酵的高FOG废物，因为可能会损害所得污 泥的沉降能力。
其它过程参数
a)生物体
i)PAO
本发明方法的活性污泥中使用的多磷酸盐积聚生物体可以是任何 适合的公知PAO，或者PAO的组合。这类PAO可得自纯化/分离的培 养物，或者可以是从天然来源如废物中富集的生物体团的一部分。
认为可用于本发明目的的PAO的非穷举性列表包括放线菌和红环 菌属的生物体，包括：Candidatus Accumulibacter phosphatis。后一细菌 还显示为能够脱硝，并且可能有利于进一步降低本发明方法中的碳需 求。
ii)硝化和脱硝生物体
许多硝化、亚硝化、脱硝和脱亚硝化生物体是本领域公知的，并 且通常在废水中天然存在。可以使用这类微生物的任何适当的组合， 只要其能在本发明方法中提供至少亚硝化和脱亚硝化。这类微生物可 得自纯化/分离的培养物，或者可以是从天然来源如废物中富集的生物 体团的一部分。
认为适用于本发明目的的硝化和脱硝微生物的非穷举性列表包 括：
亚硝化生物体(氨氧化细菌)：
亚硝化单胞菌属
亚硝化球菌属
亚硝化螺菌属
亚硝化叶菌属
硝化生物体(亚硝酸盐氧化细菌)：
硝化杆菌属
硝化刺菌属
亚硝化菌属
Nitrospira菌属
脱硝生物体(硝酸盐和亚硝酸盐消除细菌(reducer))：各种兼性厌氧 菌，包括：
无色菌属
产碱杆菌属属
Comomonas denitrificans
Eschericia属
去硝球菌
假单胞菌属(例如铜绿假单胞菌(P.aeruginosa))
副球菌属(例如脱氮副球菌(P.denitrificans))
沙雷氏菌属
硫杆菌属(例如脱氮硫杆菌(T.denitrificans))
b)温度(参见图1中的组分350、360和370)
本发明方法的操作温度并不关键，但是可以保持在低于40℃，因 为许多对于该方法非常重要的细菌在这类温度下可能会死亡。该温度 也可保持在高于至少5℃。对于实际过程的运转时间，实施所述方法的 温度可以是至少10℃，例如至少15℃、至少18℃、至少20℃、至少 22℃、至少24℃、至少26℃、至少28℃、至少30℃、约20℃、约 22℃、约24℃、约25℃、约26℃、约28℃或者约30℃。
可以在温度计350处监测反应容器10内容物的温度，该温度计可 通过任何适当的方式与温度探针350连通，例如导线360。如果必要， 可通过本领域公知的任何适当的方式对反应容器10及其内容物进行加 热或冷却。
c)pH控制
对于亚硝化单胞菌和硝化杆菌最佳的pH值在7.5和8.5之间，并 且据报导这些生物体进行的硝化在pH 6.0或低于6.0的pH值下会停 止。然而，近期也有在pH 4.0时进行硝化的报导。可如前所述般对反 应容器10内容物的pH值进行监测。尽管在多数情况下，反应容器内 容物的pH值会自我调节到实施本发明方法所必需的生物学过程的pH 值范围内，但是如果必要可通过任何适当的方式对反应容器内容物的 pH值进行调节。例如，如果必要，可向反应容器内容物中加入碱性试 剂如碳酸盐或碳酸氢盐或者甚至诸如氢氧化钠的氢氧化物以提高pH 值，或者可向反应容器内容物中加入诸如盐酸或硫酸的酸以降低pH 值。可通过与pH计110连通的控制模块(如PLC)和控制来自适当贮存 器的酸或者碱流量的泵，来对这种添加进行自动控制。
现在将参照以下实施例对本发明的优选形式进行描述，该描述仅 为示例性的，不应视为对本发明的范围或者精神构成任何形式的限制。
实施例
实施例1-屠宰场废水的处理，排入排水沟
反应器的建立和操作
在这些研究中使用工作容积为7L的实验室规模SBR(按照图1及 以上所述来建立。也可参见图15)。用来自澳大利亚昆士兰州的处理屠 宰场废水的实际规模SBR的非EBPR(强化生物除磷)污泥来对该SBR 接种。由于在所用的初始接种污泥中似乎没有EBPR生物体，因此在 第60天加入1L富集在实验室反应器中的EBPR污泥(MLSS约4g/L)， 以便在反应器中引发EBPR过程。在温控室(18-22℃)中以6h的周期时 间运行所述SBR。在每一周期中，在三个填充时段内将1L屠宰场废 水(具体细节如下所示)泵入所述反应器中，体积分配分别为0.5L、0.3L 和0.2L。每一填充时段之后是无曝气(缺氧或者厌氧，具体取决于氧化 的氮何时被完全消耗)和曝气时段(表1)。在曝气时段期间，使用开/关 控制系统来间歇地供应空气，以将DO水平保持在介于1.5和2mg/L 之间。在沉降时段之后，从反应器中除去1L上清液，得到42h的HRT。 每一周期废弃115mL的混合液，得到15天的SRT。记录系统中的pH 值，介于7.1-7.9之间，但未进行控制。同时记录ORP信号，以显示缺 氧时段期间反应器内的硝酸盐水平。除了沉降、倾泻和第一填充时段 之外，用顶部混合器对反应器进行混合。
表1：实验室规模SBR的运行条件(6h周期)
*当硝酸盐和亚硝酸盐耗尽时
废水
本研究中所用的水来自澳大利亚昆士兰州当地的屠宰场。在该地 点，在用SBR处理以进行生物除氮和COD之前，使原料流出物流过 四个并联的厌氧池。所述厌氧池用来降低FOG和COD，以及产生更易 生物降解的COD，特别是VFA，以便于下游的生物除氮。作为这些研 究的废水来源的水池(池A)处于欠负荷的状态，导致与其它水池相比 COD和VFA浓度低得多(参见表2)。因此，向该废水中加入额外的 VFA，以模拟其它水池中的高VFA水平，具体如表3所示。
以周为单位收集来自屠宰场的原废水和厌氧池流出物，并在4℃ 贮存。
在与厌氧池流出物一同泵入SBR之前，对原废水进行一天的预发 酵。该预发酵在用潜水泵连续搅拌的50L罐中进行。未向预发酵罐中 引入种菌，因此利用屠宰场原废水中存在的微生物种群来进行发酵。 通过加热探针将罐内的温度保持在37℃，不过由于屠宰场原废水的温 度(通常约40℃)，因此并不需要实际规模装置中的专用加热系统。这 一预发酵步骤的目的是提高易生物降解的COD的水平，特别是VFA， 其对于生物除磷是至关重要的。预发酵原废水和厌氧池流出物性质的 比较如表2所示。
表2.本研究中使用的不同类型废水的性质。所述区间表示中值-95％范围。
a仅乙酸盐和丙酸盐
b这些研究中使用的水池流出物；加入额外的乙酸盐和丙酸盐(参见表3)来模拟池B 的流出物，其对就地收集的废水而言是不可能达到的。
表3.在9个月运行期间SBR流入物的性质
分析
使用Lachat QuikChem8000流动注射分析仪(Lachat Instrument， Milwaukee)来分析氨水(NH4+)、硝酸盐(NO3-)、亚硝酸盐(NO2-)和正磷 酸盐(PO43--P)。根据标准方法(APHA(1995)，用于水和废水检验的标准 方法，Washington，DC，American Public Health Association)来分析总化 学需氧量和可溶化学需氧量(分别是CODt和CODs)、总Kjeldahl氮 (TKN)和总磷、混合液悬浮固体(MLSS)以及挥发性MLSS(MLVSS)。通 过Perkin-Elmer气相色谱利用15mx0.53mmx1.0μm (长xIDx膜) DB-FFAP柱在140℃对VFA进行检测，其中注射器和FID检测器分 别在220℃和250℃操作。使用高纯氦作为载气，流率为17mL/min。 将0.9mL过滤样品转移到GC瓶中，向其中加入0.1mL甲酸。
按照Amann R.I.(1995)(“In situ identification of microorganisms by whole cell hybridization with rRNA-targeted nucleic acid probes” Molecular Microbial Ecology Manual.Dordrecht，Holland，Kluwer Academic Publications.3.3.6：1-15)中所述进行荧光原位杂交(FISH)。
在本研究中使用的寡核苷酸探针是：用于检测所有细菌的 EUBmix(Daims H.，Bruhl A.，Amann R.，Schleifer K.H.and Wagner M. (1999)，″The domain-specific probe EUB338 is insufficient for the detection of all Bacteria：Development and evaluation of a more comprehensive probe set″，Systematic and Applied Microbiology.22(3)： 434-444)；用于检测Accumulbacter的PAOmix(Crocetti G.R.，Hugenholtz P.，Bond P.L.，Schuler A.，Keller J.，Jenkins D.and Blackall L.L.(2000)， ″Identification of polyphosphate-accumulating organisms and design of 16S rRNA-directed probes for their detection and quantitation″，Applied and Environmental Microbiology.66(3)：1175-1182)；用于检测 Competibacter的GAOQ989和GB_G2(Crocetti G.R.，Banfield J.F.， Keller J.，Bond P.L.and Blackall L.L.(2002)，″Glycogen accumulating organisms in laboratory-scale and full-scale activated sludge processes″， Microbiology.148(11)：3353-3364；Kong Y.，Ong S.L.，Ng W.J.and Liu W.-T.(2002)，″Diversity and distribution of a deeply branched novel proteobacterial group found in anaerobic-aerobic activated sludge processes″，Environmental Microbiology.4(11)：753-757)；用于检测 Cluster 1Defluvicoccus vanus-相关的α-变形菌纲的DFlmix (TFO_DF218加TFO_DF618)(Wong M.T.，Tan F.M.，Ng W.J.and Liu W.T.(2004)，″Identification and occurrence of tetrad-forming Alphaproteobacteria in anaerobic-aerobic activated sludge processes″， Microbiology-Sgm.150：3741-3748)；以及用于检测Cluster 2 Defluvicoccus vαnus-相关的α-变形菌纲的DF2mix(DF988、DF1020加 辅助探针(helper probes)H966和H1038)(Meyer R.L.，Saunders A.M. and Blackall L.L.(2006)，″Putative glyco gen-accumulating organisms belonging to the Alphaproteobacteria identified through rRSA-based stable isotope probing″，Microbiology-Sgm.152：419-429)。按照Crocetti G.R.， Banfield J.F.，Keller J.，Bond P.L.和Blackall L.L.(2002)(″Glycogen accumulating organisms in laboratory-scale and full-scale activated sludge processes″，Microbiology.148(11)：3353-3364)中所述进行FISH定量。
结果
图2显示了在SBR的9个月运行期间，流入物和流出物的COD、 N和P浓度，以及反应器中的MLSS浓度及其挥发性组分。图2还显 示了所述系统中的Accumulbacter-PAO组分。在该反应器中，潜在的 竞争性糖原积聚生物体(GAO)Competibacter-GAO和通常认为的 Defluvicoccus vanus-相关的GAO(Cluster 1和2)可忽略不计(在所有时 刻均＜总细菌种群的1％)。根据流出物和MLSS数据(图2c和2d)，经 过约100天，该SBR达到稳态。本研究可划分为两个时段：启动时段 从第0天到第100天，而稳态时段从第100天到第275天。
启动时段(第0-100天)
在运行不到一周后在SBR中实现了完全的硝化，变现为流出物中 不存在NH4+(图2c)。然而，在运行的头30天期间，脱硝是不完全的， 并且NOx-在反应器中积聚，使得在流出物中达到60mgN/L(图2c)。为 了改善脱硝，在缺氧时段中需要更多的COD。因此，在第30天时向池 A流出物中加入额外的VFA(即乙酸盐和丙酸盐)，以模拟其它池中的 浓度(通常为250mg COD/L乙酸盐和100mg COD/L的丙酸盐)。这些 额外的VFA改善了脱硝，并且流出物中的NOx-水平降至15mgN/L (图2c)。在流入物(图2a)和流出物(图2c)中检测出类似的PO4-水平表明 在头60天期间磷脱除可以忽略不计。除磷可能受到PAO发展缓慢的 限制，而PAO则可能受到周期中大部分时间内都存在的硝酸盐水平的 抑制。使用无EBPR污泥来接种所述反应器这一事实也是PAO发展缓 慢的原因。
在第60天引入1L富含Accumulbacter-PAO的实验室规模EBPR 污泥(该培养物的细节可参见Lemaire R.，Meyer R.，Taske A.，Crocetti G. R.，Keller J.and Yuan Z.G.(2006)″Identifying causes for N2O accumulation in a lab-scale sequencing batch reactor performing simultaneous nitrification，denitrification and phosphorus removal″，Journal of Biotechnology.122(1)：62-72))之后，磷脱除急剧增强，并且实现并自 此保持了持续的高除磷水平。过程数据表明接种的PAO在非常不同的 环境设置中成功地存活并发展。FISH定量结果(图2c)和由于PAO细胞 中的多P贮存导致的生物质中有机组分下降(图2d)更证明了这一点。
然而，图2c还显示虽然除磷得到改善，但是NOx-再次开始在系统 中积聚。相信这是由于反应器内易生物降解的COD短缺引起的，因为 这时PAO和脱氮菌要竞争相同的碳源，为了进一步提高可用于P和N 脱除的VFA量，在第80天时将流入物中的预发酵原废水量从15％提 高到25％，在流入物中得到更高的VFA∶TP比例和CODt∶TN比例(表 3)。脱硝立即得到改善，并且从第100天往后，流出物中仅有低于10N- mg/L。
稳态时段(第100-275天)
在第30天向水池流出物中加入额外的VFA，第60天向反应器中 引入EBPR污泥，以及在第80天提高流入物中的预发酵原废水比例之 后，反应器在约第100天达到稳态，该稳态具有优良的COD、氮和磷 脱除。在第125到160天期间反应器运行中断过一次，当时屠宰场关 闭而没有废水可以供应给所述SBR(图2)。在供应不足时段之后，反应 器性能迅速恢复(在4天内)，表现为正常SBR运行恢复后很快流出物 中就达到较低的营养物水平(图2c)。在这段长时间供应不足时段中，反 应器生物质浓度降低了30％，但是仅在2周后就恢复到其之前的水平， 并且之后相对稳定地保持在约5g/L，其中有机组分在0.7到0.75之间 变动(图2d)。
在供应不足的时段期间，当作为废水来源的屠宰场关闭进行年度 检修时，在5周时间内将反应器设定在“睡眠模式”。“睡眠模式”在6 小时SBR周期中包含15分钟的曝气，与仅有缺氧条件相比，其表现 为提供了低得多的硝化细菌种群衰退。在所述周期的剩余时间中让污 泥沉降。通过以周为单位监测供应不足的时段内氨和亚硝酸盐氧化的 速率，确定了氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB)的衰退速率 分别为0.017天-1和0.004天-1。FISH(荧光原位杂交)定量数据支持了这 种衰退速率。无法测得多磷酸盐积聚生物体(PAO)的衰退速率，但是在 整个5周期间均观测到磷酸盐释放。在检测的磷酸盐曲线上可以清楚 看到三种不同的磷酸盐释放速率，表明在这三个时段中由不同的过程 占主导。在反应器重启过程中，采用了废水负载逐渐提高的复兴时段。 再重启后仅四天，反应器在除氮和除磷方面的性能就完全恢复了。
表4具体列出了供应不足的时段后，在第170到275天之间的SBR 流出物的质量。为了进行对照，表中也列出了流入物中的COD和营养 物水平。该SBR方法分别持续地实现了95％、97％和98％的COD、TN 和TP去除率。流出物中残余的COD可以认为是不可生物降解的，并 且仅占流入物中的初始总COD的约5％。观察到在整个研究期间，污 泥速度指数(SVI)相对较高，介于180到250mL/gMLSS之间。这可能 部分由预发酵原废水中残留的高脂肪/油/脂含量导致。然而，在全部时 间内流出物中的悬浮固体浓度均低于25mg/L(数据未示出)。
表4.第170-250天的流入物和流出物性质(n代表第170-250天之间分 析的样品数量)
图3显示了在稳态时段期间，本发明的典型方法中的氮和磷转化。 在每一曝气时段的结尾，NH4+完全氧化，且所积聚的低水平的NOx-随 后在后续的无曝气时段中脱除。可以看到，非常低水平的NOx-被携带 到下一周期，并且在第一无曝气时段的开始就非常迅速地脱硝化。在 每一无曝气时段中，由于缺氧P释放和废水进料(包含约40mgP/L)导 致PO43-水平升高，但是大部分的P释放发生在第一无曝气时段。随后， 在后续的曝气时段中PO43-被完全摄取。
预发酵设备的性能
图4中显示了对原料进行的一天预发酵的影响。作为该预发酵的 直接结果，总体VFA浓度比翻倍还多。在预发酵之前和之后，乙酸盐 和丙酸盐都是屠宰场原废水中最充裕的VFA，其中丙酸盐的产量少高 于乙酸盐。图4还显示了预发酵对NH4+和PO4-浓度的影响。虽然PO4- 浓度保持恒定，但是由于有机氮的部分矿化NH4+浓度翻倍，这占原废 水总氮的约75％。预发酵原废水在温度为4℃的低温室中贮存一周对 VFA水平的影响高于营养物水平，其中乙酸盐和丙酸盐浓度降低20％。
讨论
多进料策略以促进生物除P
从包含高水平氮的废水如屠宰场废水中生物除磷是具有挑战性 的。必须避免硝酸盐或亚硝酸盐的大量积聚，以确保PAO所需的厌氧 条件。
在本研究中使用多进料策略的目的是限制循环回厌氧时段的NOx- 的水平。图2显示该策略是非常成功的。不考虑废水中的高NH4+和有 机氮水平(超过250mgN/L，参见表4)，在整个周期中NOx-水平被限制 到低于8mgN/L。P释放在所有三个无曝气时段中均存在。根据SBR 周期的三个进料步骤中进料的废水量(即分别为0.5L、0.3L和0.2L)， 估算得到的直接由废水进料导致的反应器内PO43-浓度升高分别为2.7、 1.5和1.0mgP/L。因此，估算得到的三个进料时段之后的P释放分别 为25.3、4.5和1.0mgP/L。相比第二和第三进料步骤，在第一进料步 骤之后观察到高得多的P释放，表明对于除磷第一无曝气时段是至关 重要的。如果允许在反应器中积聚高水平的NOx-，那么这是不可能实 现的。
原废水的预发酵
生物营养物脱除系统的性能很大程度上依赖于废水中易生物降解 的碳源的可利用，特别是VFA。考虑到难以控制大型厌氧池中的VFA 含量这一事实，对于从屠宰场废水中可靠地生物脱除营养物而言，一 种更好控制的VFA源可能是必要的。在本研究中，当待处理废水中的 这些碳源水平不足时，高速预发酵步骤被证明是为除N和除P提供足 量VFA的一种廉价且有效的选择。表3显示第80天SBR流入物中的 预发酵废水组分从15％提高到25％时，VFA∶TP比例从12.2提高到15.1。 这导致硝酸盐水平立即下降，对除磷的可靠性有显著提升(图2b和2c)。 结果显示，当水池流出物中包含不足量的VFA时，包括高速预发酵设 备来产生可补充到营养物脱除SBR的VFA既是必要的也是现实可行 的。
然而，应当注意的是原废水的使用必须最小化。有证据表明高分 数的原料进料会劣化污泥的沉降性质(数据未示出)，这可能是因为其相 比水池流出物更高的FOG含量。通过该物流过量供应碳源也会增加曝 气成本和SBR系统中的污泥生成。使用在线控制系统控制这种物流的 添加是非常有利的。然而，根据VFA的实际需求(随时间变化)来控制 对生物除磷系统的VFA补充仍未解决。
经研究的替代解决方案是通过实现经由亚硝酸盐而非硝酸盐的氮 脱除来降低对碳源的需求。如果成功，这一策略能将脱硝的碳需求降 低40％。因而这会降低额外的碳供应量，进而也会降低总氧需求。这 种改进对大规模废水处理设备的运行也有很多的好处。正在开发基于 简单的pH和DO信号的在线控制系统，以在我们的实验室规模SBR 中实现这种亚硝酸盐途径，实施例3中对此进行了描述。
降低碳源需求的另一机会是强化PAO的脱硝。已经发现 Accumulbacter-PAO能够在缺氧条件下摄取磷。这特别具有吸引力，因 为相同的碳可以同时用于脱硝和除P。然而，促进这种类型脱硝所必须 的实际条件仍不清楚，需要进一步的研究。
污泥中GAO的低丰度(abundance)
有广泛报导称Competibacter-GAO在实验室规模EBPR反应器和 实际规模的EBPR设备中十分充裕。在本研究中，意外地 Competibacter-GAO在反应器中很好出现，通常占总微生物种群的不足 1％。在反应器中还发现了丰度非常低的Defluvicoccus vanus-相关的α- 变形菌纲生物体，其为文献中近期报导的一种新的假想(putative)GAO。
有多种因素可能影响PAO与GAO之间的竞争。例如，pH值对 PAO和GAO的竞争有显著影响，其中在相对高的pH值(＞8)时，对于 厌氧碳摄取，Accumulbacter-PAO比Competibacter-GAO占据优势。本 研究中，在周期期间pH值在7.1和7.9之间波动(未控制)，这不可能 为PAO提供任何超越GAO的选择性优势。厌氧或好氧时段中亚硝酸 盐的存在可能会抑制PAO活性，因此会增强系统中的GAO存在。然 而，从结果可以看出，在所有三个曝气时段中和第二及第三无曝气时 段中，反应器内均存在亚硝酸盐，但是显然并没有促进 Competibacter-GAO的生长。一些研究也表明，由于在微生物团中由 GAO转变为PAO，因此可在相对较低的温度(5-15℃)实现较好的EBPR 性能。本研究中使用的温度控制在18-22℃，非常类似许多GAO构成 问题的反应器研究中，因此认为其对GAO的低丰度没有显著的贡献。 GAO在这种反应器中限制性生长的更可能的原因是在流入物中存在大 分数的丙酸盐(丙酸盐对乙酸盐COD比例为0.8)，-丙酸盐作为碳源可 为PAO提供选择性优势。本研究中使用的预发酵设备对于丙酸盐分数 的提高有巨大的贡献。如果这种假想是正确的，预发酵设备的运行应 当优化，不仅是为了最大化所产生的VFA总量，也是为了控制VFA 的组成，特别是乙酸盐对丙酸盐的比例。
结论
已证明序贯式分批反应器系统能够有效地从屠宰场废水中脱除 氮、磷和COD。这提供了更有成本效益并且环境友好的替代当前广泛 采用的化学除磷法的方法。每一6h的周期均包括三个缺氧/厌氧和好氧 次级周期，其中废水在每一缺氧/厌氧时段的开始进料。得出了以下结 论：
·可能在存在高水平氮(200-300mgN/L)的情况下，实现从屠宰场 废水中高程度(＞98％)地生物除磷，同时基本去除总氮(＞97％)和总 COD(＞95％)。流出物中的磷酸盐和无机氮的浓度分别稳定在低于0.2P- mg/L和8N-mg/L。
·多步骤进料策略防止了高水平的硝酸盐和亚硝酸盐积聚，从而有 利于构建厌氧条件。强烈推荐将该策略实际应用于屠宰场废水的生物 处理。
·如果待处理废水的VFA不足，那么引入高速预发酵设备作为营 养物脱除系统的集成组件是非常重要的。这种包含高水平VFA的物流 能有效地为磷和氮的脱除提供补充碳源。
实施例2-屠宰场废水处理，用于土地灌溉
本计划用于开发SBR的运行策略，以产生质量适用于土地灌溉的 流出物。采用与用于产生适于河流排放的流出物相同的多进料原理。 然而运行次序不同。
土地灌溉要求高水平的生物需氧量(BOD)脱除(＞95％)，和中等水平 的氮和磷脱除。认为在处理的流出物中存在10-20mgP/L水平的总磷 和50-100mgN/L水平的总氮可适用于该目的。相对于硝酸盐，氨/铵是 用于土地应用的最终过程流出物中优选的氮形式。
该SBR，于2005年6月接种了来自昆士兰州本地屠宰场的污泥并 且类似实施例1中所述进行构建，从2005年6月开始到2006年8月 以6h周期(从6月到9月中旬)、8h周期(从9月中旬到3月中旬)和4h 周期(从3月中旬到8月)共运行了超过12个月，其中采用图5所示原 理的2步骤进料，运行条件如表5所示。
水力停留时间(HRT)保持在28小时且污泥保持时间(SRT)保持在 15天。每一周期由允许磷酸盐释放的无曝气进料时段、允许硝化和磷 摄取的曝气时段、用于脱硝的无曝气进料时段、短暂的曝气时段以及 沉降和倾泻时段构成。该设计的目的是在第二进料时段的末尾完全去 除硝酸盐，从而在下一周期的第一进料时段中磷释放不会受到抑制。 预期该设计能产生存在部分氮(主要是氨氮)和磷的流出物，水平决定于 第二进料时段的体积变化比。
图6A显示了SBR运行期间流入物和流出物的氮浓度，而图6B则 显示了相同的磷脱除数据。
图7A显示了总的和可溶的COD(TCOD和SCOD)，且图7B显示 了同一时段期间的VFA浓度(乙酸盐和丙酸盐)。
表5 灌溉-SBR周期配置
过程段SBR-灌溉 6h周期 (min) 8h周期 (min) 4h周期 (min) 进料1 5 5 5 厌氧 40 50 30 好氧 130 100 65 空闲 3 3 3 进料2 5 5 5 缺氧 160 267 112 好氧 0 0 3 废弃 2 2 2
沉降 10 40 10 倾泻 5 5 5 总计 360 480 240
如可从图6B和7B中看出的，开始阶段反应器内的生物除磷不是 非常稳定，因为P脱除与进料入反应器的COD量特别是挥发性脂肪酸 (VFA)的量紧密相关。此外，反应器好氧阶段中亚硝酸盐的存在也会影 响P摄取。
如可从结果中看出的，在反应器启动之后很快就实现了良好的氮 脱除，但是没有观察到磷脱除。在早期阶段，系统的流出物中以及运 行头几周期间的厌氧时段中，都存在硝酸盐和亚硝酸盐。因此，脱氮 菌能够摄取基质，从而与PAO竞争。为了改善氮脱除，以及从流出物 中去除硝酸盐和亚硝酸盐，将所述周期的缺氧部分延长并且改变进料 方案，提高二次进料中添加的废水体积(在6和8h周期中为1.25L)并降 低一次进料中的废水体积(在6和8h周期中为0.75L)。这样做的目的是 为了在用于脱硝的缺氧时段中具有高的COD。反应器性能在除氮方面 得到提升，达到87％的效率。另一方面，由于在流出物中不存在硝酸 盐和亚硝酸盐，因此磷脱除也得以实现。尽管如此，生物除磷是一个 非常敏感的过程，并且当采用很小的变化来提高氮性能时，系统的P 脱除也会受到影响。在约2个月后，系统达到了38％的P脱除。
在从7月开始的3个月中，努力的重心集中在提高系统的生物除 磷，首先是试图避免在无曝气时段的开始存在NOx。当所述废水具有 低COD时(达到400ppm的COD值和120ppm的乙酸盐)，NOx还原为 氮气的过程不能完全实现，在周期的末尾仍然残留。从而，在后续的 周期中，大部分COD都被脱氮细菌所消耗而PAO不能竞争所述基质， 因而降低其摄取磷酸盐的能力。在10月，反应器实现了90％的氮脱除 和85％的磷脱除，具有18ppm NH4-N和5ppm PO4-P的流出物浓度， 并且通常达到了之后的土地灌溉所要求的营养物水平(对氮而言介于 20到50ppm之间，对于磷而言介于10到15ppm之间)。通过将周期 时间从6h延长到8h，以在周期末尾具有更长的缺氧时段，从而生物降 解缓慢的COD也能被脱氮生物体消耗，这一成果是可能实现的。
图8显示了2005年10月11日在SBR反应器中运行的周期的结 果。在到2005年12月下旬的三个月里，努力的重心集中在，在不影 响自运行第一个月以来取得的除氮能力的情况下提高SBR反应器中的 强化生物除磷(EBPR)。碳是在该反应器内实现良好的P脱除的限制化 合物。水池废水中存在的COD量特别是VFA量对于实现土地灌溉所 要求的营养物标准水平是至关重要的，特别是在反应器以100％的水池 废水运行而未向流入物中加入原废水的情况下。
如可从图7A和7B中看出的，水池废水中可利用的COD和VFA 量的持续波动很可能是P脱除效率变动的原因。氮脱除似乎没有受到 这些变化的明显影响，可能是因为参与脱硝过程的微生物相比PAO对 于所述基质更有竞争力，并且所述反应器中的缺氧时段足够长使得这 些细菌能够降解生物降解缓慢的COD。脱氮菌的多样性也大于PAO的 多样性。另一方面，PAO活性非常依赖于厌氧条件中可利用的VFA量。 因此，如果水池废水中的VFA水平较低，那么系统的EBPR性能可能 会受到直接影响。
图9A显示了3月7日的周期研究数据，当时SBR以8h周期运行。 一个有趣的观察结果是在第一好氧时段中系统里所有的氨均被转化为 亚硝酸盐，而没有硝酸盐产生。这一过程称为亚硝化。在后续的缺氧 时段中，这些亚硝酸盐中的大部分在脱亚硝化过程中被还原为氮气。 相比完全硝化，亚硝化的空气需求低25％，而脱亚硝化的碳需求比从 硝酸盐脱硝低约40％。
此外，几乎没有观察到P摄取。这是因为好氧时段中存在的亚硝 酸盐浓度抑制了PAO的P摄取。为了克服SBR中的抑制性硝酸盐浓 度，所述周期降至4小时，并且P脱除性能迅速恢复(图9B)。
实施例3-通过自动曝气控制来建立和保持亚硝化/脱亚硝化
本研究集中于曝气控制，以通过亚硝酸盐而非硝酸盐来实现氮脱 除(参见图10A和10B)。控制策略基于pH信号的斜率和氧摄取速率 (OUR)。在曝气时段中，一旦达到最大pH值并开始下降时就开始计算 pH斜率。
当pH信号的斜率低于操作者输入的最低值时，自动停止曝气的第 一个条件得到满足。
第二个条件在于OUR。由于采用开-关曝气控制系统的目的是为了 控制反应器中的DO，因此OUR直接与O2阀门处于“关闭”装填的时间 成比例。当所述阀门处于关闭的时间长于操作者输入的最大时间时， 第二个条件得到满足。
应用的第三个“安全”条件确保了最短15分钟的曝气时间。
图11显示了典型曝气时段中的这3个条件。应当注意，由于其适 应性和可操作性关于pH斜率的条件是重要的，而第二和第三条件并非 保守(conservative)的，更多地起支持安全性的作用，以确保在第一条件 过早满足时能提供足够的曝气。
反应器的建立和操作
在温控室(18-22℃)中以6h的周期时间运行如实施例1中所述的实 验室规模SBR。在每一周期中，在三个填充时段内将1L屠宰场废水(具 体细节如下所示)泵入所述反应器中，体积分配分别为0.5L、0.3L和 0.2L。每一填充时段之后是无曝气(缺氧或者厌氧，具体取决于氧化的 氮何时被完全消耗)和曝气时段。在曝气时段期间，使用开/关控制系统 间歇地供应空气，以将DO水平保持在介于1.5和2mgO2/L之间。在 沉降时段之后，从反应器中除去1L上清液，得到42h的HRT。每一周 期废弃115mL的混合液，以维持15天的恒定SRT。记录系统中的pH 值，介于7.0-8.0之间，但未进行控制。同时记录ORP信号，以显示缺 氧时段期间反应器内的硝酸盐水平。除了沉降、倾泻和第一填充时段 之外，用顶部混合器对反应器进行混合。通过可编程逻辑控制器 (PLC-Opto Control)来控制所述SBR周期的运行。
废水
本研究中所用的水来自澳大利亚昆士兰州当地的屠宰场。在该地 点，在用SBR处理以进行生物除氮和COD之前，使原料流出物流过 四个并联的厌氧池。所述厌氧池用来降低FOG和COD，以及产生更易 生物降解的COD，特别是VFA，以便于下游的生物除氮。
以周为单位收集来自屠宰场的原废水和厌氧池流出物，并在4℃ 贮存。在泵入所述SBR(如实施例1所述)来进一步提高易生物降解的 COD(特别是VFA)水平(这对生物除P是至关重要的)之前，对原废水进 行一天的预发酵。表6中对预发酵原废水和厌氧池流出物的性质进行 了对比。预发酵原废水和厌氧池流出物性质的比较如表6所示。
进料至实验室规模SBR的废水由厌氧池流出物与预发酵原废水的 混合物组成，如以下表7中所示。由于在两种类型的废水中具有相同 的N和P水平，因此流入物中使用的原料预发酵废水分数的变化不会 改变流入物中的总N和P含量。
表6.本研究中使用的不同类型废水的性质。所述区间表示中值-95％范围。
a仅乙酸盐和丙酸盐
b向厌氧池流出物中加入额外的乙酸盐和丙酸盐来模拟更好操作 但实际中无法到达的水池的流出物。
好氧阶段长度控制以促进亚硝酸盐途径
所述SBR运行约18个月。在最后13个月中，试验用于通过亚硝 酸盐来实现N脱除的好氧段长度控制。所采用的控制策略基于pH信 号的斜率和氧摄取速率(OUR)。图1显示通过pH拐点和急剧OUR的 下降来检测每一曝气时段中完成NH4氧化的确切时间。在每一曝气时 段期间，一旦达到了最大pH值并开始下降时就计算pH斜率。根据2 分钟滑动窗口中的pH值来确定pH的斜率。由于反应器中DO的开- 关控制系统，在氧气阀处于“关闭”状态的时段中计算所述OUR。所述 曝气长度控制策略基于三个不同的标准，自动停止曝气时这三个标准 都必须满足：
·当所述pH信号的斜率小于操作者输入的最小值时。这是主要的 标准，因此设定值相对严苛；
·当所述OUR小于操作者输入的最小值时(通常为1.2 mgO2/L.min)。这只是一个安全性的条件，并且设定值不是保守的，使 得pH标准更为重要；以及
·当曝气时段长度大于操作者输入的最小曝气时间时(通常为15 分钟)。这些标准更不保守，且其作用是在pH和OUR标准失效并且太 早满足时确保SBR中的部分曝气时段。
控制SBR中每一曝气时段的长度来促进亚硝酸盐途径分3个阶段 来实施。在第一阶段，第160-340天，由操作者手动执行曝气控制。根 据在线pH值和实时OUR计算的观察结果，以日为基准调整三个曝气 时段中每一时段的长度，以确保在SBR中完成NH4+的氧化后立即停止 曝气。随后，在第340-410天，停止手动曝气控制，并且应用固定的曝 气长度，该长度长于完成NH4+氧化所需的时间。阶段II的目的是通过 促进NOBs的生长来劣化之前在阶段I中建立的亚硝酸盐途径。在阶段 III中(从第410天往后)，实施自动曝气长度控制来重新建立亚硝酸盐 途径。屠宰场由于年度检修在第480-525天关闭。在此期间，变更SBR 周期的运行，以保护反应器的生物质因为没有废水可以利用。同样如 实施例1中所述，为了将反应器置于“睡眠模式”，在每一6h周期中对 污泥进行曝气并混合15分钟，并使其在周期的其余时间中沉降。
结果和讨论
如实施例1中所述进行分析。
曝气控制策略对亚硝酸盐途径的作用
图12a显示了在SBR中实现的亚硝酸盐途径的水平，检测为3个 曝气时段中每单位所产生的NOx-(mgN/L)对应产生的NO2-的平均量 (mgN/L)，以及在SBR的整个阶段I、阶段II和阶段III中的NOBs的 相对丰度。使用常用FISH探针(即对Nitrobacter的NIT3和对Nitrospira 的NITSP A662)来鉴定SBR中存在的主要NOB物种的测试显示，在所 述系统中仅存在Nitrospira(数据未显示)。因此，Nitrospira种群的量视 为SBR中存在的总NOB种群的代表。本研究中所用的反应器在实施 曝气长度控制之前，已经运行了5个月进行高水平的COD、N和P脱 除(Lemaire等提交)。当时，在图12a所示的曝气时段期间未观察到亚 硝酸盐积聚。
在阶段I期间，手动控制每一曝气时段的长度导致亚硝酸盐迅速积 聚，在第280天时达到所产生的NOx-总量的95％(图12a)。这种高水平 的亚硝酸盐途径一直保持到阶段II开始。在第二阶段中，实施固定的 曝气时段损害了之前建立的亚硝酸盐途径，但是并不完全，因为在阶 段II开始之后50天仍观察到20％的NO2-积聚(图12a)。在阶段III期间 实施自动曝气长度控制策略导致SBR中的亚硝酸盐途径的恢复。然而， 与手动实施曝气长度控制时相比，亚硝酸盐积聚水平增长速度较慢， 并且在150天后仅达到85％(包括50天的供应不足时段)。所述策略包 括在NH4+被氧化后立刻停止SBR中的曝气，从而成功地控制了亚硝酸 盐途径的水平。
当比较SBR中的亚硝酸盐途径水平和Nitrospira种群动态时，清 楚显示亚硝酸盐途径是通过消除或者降低所述系统中的NOB种群来实 现的。然而，在测得的亚硝酸盐途径水平和NOB丰度之间可能观察到 一些延迟。虽然，在阶段II期间NO2-积聚从98％降至20％，但是 Nitrospira种群仅从0.3％提高到0.5％，但之后在进入阶段III 40天时提 高到总细菌种群的1.2％(图12a)。这种滞后阶段的存在可能是因为当 NOB的主要能量来源(即NO2-)的可利用性变化时，NOB生长过程中涉 及的复杂动力学。
亚硝酸盐途径对整体SBR性能的作用
为证明亚硝酸盐途径在节省COD方面的优点，在试验期间通过改 变发酵的原料进料的分数和/或水池流出物中的VFA含量对SBR流入 物中的COD进行了多次调整。SBR流入物中所得的VFA浓度曲线以 及流出物中的营养物水平如图12b所示。
从第160天到250天，在手动控制曝气时段的长度后，亚硝酸盐 途径的水平从0提高到95％。同时，持续实现了高水平的COD、N和 P脱除，分别为95％、97％和98％。图12b显示随着亚硝酸盐途径的水 平升高，流出物中NOx-的量降低。这很可能是通过亚硝酸盐途径节约 的COD量的结构，其强化了后续的脱硝过程，其中流入物分步进料入 SBR中以替代添加外部的碳旁流(side-stream)。在第250天到280天之 间、具有稳定的高水平亚硝酸盐途径的时段称为“时段A”，如以下表7 所示。
从第280天到第310天，通过首先将流入物中的预发酵原废水的 分数从25％降至15％，以及随后逐步将水池流出物中的VFA浓度降低 40％，来逐步降低SBR进料中的VFA浓度。原废水分数的下降减少了 FOG和胶体物质的量，而这些物质对于良好的污泥沉降特性是有害的。 由于这种突然的VFA短缺生物除P立刻受到影响，但很快恢复(图12b)。 随着VFA量的进一步降低，由于不完全的脱硝在第300天时NOx-开始 在流出物中积聚。NOx-的积聚对生物除P非常有害，因为其阻止了在 SBR中出现厌氧时段。结果，不久之后PO43-开始积聚，并且必须调整 VFA的量来提供足量的N和P脱除(图12b)。从第310到340天的稳 定时段称为“时段B”，并且如以下表7所示。
通过在第340天实施固定长度的曝气控制，流出物NOx-和P水平 大幅劣化，这可能是因为逐渐从亚硝酸盐途径转化为硝酸盐途径。因 此，必须供应更多的VFA来确保流出物中的NOx-和P保持在足够低的 浓度，以避免任何对SBR营养物脱除性能的长期损害。在手动曝气控 制结束并且引入固定曝气时段之后，花费了约两周时间亚硝酸盐途径 的水平才开始下降。在第370天时，向水池流出物中加入的VFA量进 一步提高15％，以弥补亚硝酸盐途径的迅速劣化，其中亚硝酸盐途径 从95％降至45％，而这触发了流出物中的NOx-积聚(图12b)。从第380 天到420天的稳定时段称为“时段C”，并且如以下表7所述。
在第420天时，在实施自动曝气控制策略以及提高亚硝酸盐途径 的程度之后，同时降低预发酵原废水的分数以及额外VFA的量(分别为 5％何30％)。再次，由于突然的VFA和COD短缺，NOx-和PO4-立刻 在流出物中积聚，但迅速恢复(图12b)。“时段D”从第540天到600天， 是在长期供应不足时段后恢复SBR中的正常废水负载量之后。
表7.-15个月研究期间的四个不同时段内的亚硝酸盐途径程度、流入 物组成和流出物质量的对比
参数 (中值-95％范围) 时段A 第230-280 天 时段B 第310-340 天 时段C 第380-420 天 时段D 第540-600 天 NO2-积聚(％) 81-92 87-99 29-47 78-84 NOx-流出物 (mgN/L) 0.9-1.6 2.9-6.5 5.4-8.3 1.5-2.6 PO43-流出物 (mgP/L) 0.06-0.20 0.01-0.07 0.1-3.6 0.05-0.13 SBR流入物中的预 发酵原料％ 25％ 15％ 15％ 10％ SBR流入物中的总 VFAa(mgCOD/L) 579-632 450-531 710-813 540-571
a包括添加的乙酸盐和丙酸盐
表7中在亚硝酸盐途径程度、流入物组成和流出物质量方面对之 前定义的四个不同的稳定时段进行了比较。在“时段B”中流入物中的 COD和VFA总量大幅下降，而流出物中的平均NOx-和PO43-水平保持 在合理的低水平，即使它们比在“时段A”中高(表7)。此外，表7显示 在“时段C”期间虽然亚硝酸盐途径的水平较低，但是与“时段B”中相比 N脱除劣化，即使流入物中的VFA量是其最高值。这证明了亚硝酸盐 途径在节约COD以及增强营养物脱除性能方面的重要性。与此同时， 当评估BNR系统中通过亚硝酸盐途径可能节约的COD和/或VFA，同 时考虑N和P脱除是很重要的，因为P脱除强烈依赖于所达到的N脱 除水平。“时段D”中流入物内COD和VFA量的下降并没有使总N和 P脱除丧失，其实际上大幅提高，如表7中记录的流出物中NOx-和PO4- 的低水平所显示的。
所述曝气控制策略在实现通过亚硝酸盐途径实现稳定的N脱除方 面是成功的，这通过有效利用COD和VFA而明显有益于SBR的营养 物脱除性能。作为直接结果，流入物中中预发酵原废水的分数从初始 的25％降低至10％，而不会影响SBR的性能。本SBR中采用的分步 进料策略确保不需要加入外部的碳来实施后续的脱硝或脱亚硝化，使 得整个BNR过程更有吸引力。
基于pH值和DO信号的曝气长度控制策略
对于填充、混合(厌氧、好氧或缺氧)、沉降和倾泻这些不同的阶段， SBR通常以固定的时长来运行。由于流入物波动和系统状态变化，以 变化的阶段长度来运行SBR过程是有利的。因此，可能必需更高水平 的过程控制和自动化来最优化SBR运行。ORP、DO和pH值提供了检 测硝化过程结束(通过“氨谷”(pH)、“DO拐点”(DO)或者“氮转折 点”(ORP))和脱硝过程结束(通过“硝酸盐拐点”(ORP)或“硝酸盐顶 点”(pH))的手段。特别是，能够通过在NH4氧化后尽快终止曝气来在 SBR中实现亚硝酸盐途径，并开始添加外部的碳(葡萄糖)来用于脱亚硝 化。在本研究中，我们将控制策略集成入更复杂的系统(即COD、N和 P脱除过程)，其中通过分步进料策略抑制对外部碳用量的需求来实施 脱硝。
图11清楚证明了在未控制曝气长度的SBR周期中NH4+耗尽(“氨 谷”)与表征“DO拐点”的OUR降低之间的同时性。因此，可在该复杂 BNR系统中实施之前描述的曝气长度控制策略。图14显示了实施这种 自动曝气长度控制策略之后，SBR周期中的pH值、DO、OUR、氮和 磷曲线。这种策略在检测亚硝化过程的结束以及终止曝气方面是可靠 的，如图14的虚线所示。之前给出的SBR的良好长期性能进一步证 实了这种控制策略的成功。
然而，已经确定了所述控制策略的一些技术问题以及可能的改进。 所述三个曝气时段的每一时段中的ph值和OUR曲线差别很大(图14)， 使得难以根据预先确定的绝对值来设计对所有三个好氧时段普遍适用 的运算法则。pH曲线还随着时间变化，如在图11和图14中所示的曲 线之间观察到的差别所示。这主要是由于在每一曝气时段开始时观察 到的初始pH值的巨大差别，以及每一曝气时段之间存在的不均衡的 PAO活性引起的，其中大部分PAO活性发生于第一曝气时段，如图5 中的高P释放以及后续的P摄取所显示的。SBR中pH和OUR曲线随 时间的这种变化表明，可能优选设计一种运算法则，其中根据相对的 端值(threshold values)而非操作者预先确定的绝对值来确定不同的控制 设定值(即pH斜率的最低值和OUR最低值)。这些设定值可以设定为 一旦曝气开始后实时计算的最大pH斜率和OUR值的百分比(如20％、 10％或5％)。这种运算法则可以简单地实施。
实施例4-中试设备研究
进行中试设备研究来验证上述的实验室规模研究。在当地(澳大利 亚，昆士兰州)的屠宰场，在废水处理段建立两个序贯式分批反应器。 主废水源，厌氧池(AP)流出物在COD上通常是变化的，并且通常挥发 性脂肪酸(VFA)量不足。因此，采用预发酵罐来提供进料物流补充物以 提高流入物的VFA，特别是为了通过PAO脱除磷的目的。
所述位置现有的老预发酵罐的可靠性和控制遇到了很大的困难。 因此，在2007年2月安装了新的预发酵罐。其为装有混合器的7500L 聚丙烯罐。混合器在进料物料配制之后运行3分钟(在所有其它时间均 关闭)，并用来充分搅拌所述罐以防止大量脂肪/油脂硬壳的积聚。以每 小时开19分钟/关41分钟的周期，以11L/分钟的速率将DFA流出物(预 处理的屠宰场原废水)泵送通过所述预发酵罐，在进料的时期内得到1.5 天的额定HRT。周末所述预发酵罐不进料，此时屠宰场不宰杀牛而进 行清洁。这避免了冲稀/冲走所述预发酵罐，并得到2.2天的实际HRT (以7天为基准)。
将来自AP流出物溢流罐和来自预发酵罐的废水泵入定时混合罐 中。随后将这种进料混合物泵入在周期的进料时段期间异步操作的 SBR。每一SBR的操作体积是6000L。
所述SBR连接有与两个变速驱动器(Toshiba VSF93.7kW)连接的 多个鼓风机，每一鼓风机的最大容量为164m3/hr，50Hz。所述罐侧面 不同高度处的采样阀门也位于壳(hut)内。pH探针(Burkett#8205)和压差 传感器(WIKA SL-I；0-60mbar)插入所述罐侧面。连接至DO传感器 (Danfoss OXYIlOO)的DO传送器(Danfoss #OXY3000)也通过顶部插入 所述罐中。用于控制整个中试设备的PLC(具有Mistic Controller面板的 Opto22)也连接至所述SBR。
除了每一周期的第一进料时段期间的进料输送模式外，所述两个 SBR以相同方式运行。两个SBR均具有UniFed进料输送系统(参见以 下表8)。然而，对SBR2，在进料即将进入反应器之前才对反应器内容 物进行混合(通过30秒的气体脉冲)。对于SBR1，在第一进料添加时没 有进行这种混合(后续进料添加遵循与SBR2相同的混合)
表8-SBR进料/混合方案
SBR1(UniFed) SBR2 分步式的进料 是 是 在进料1期间混合 否 是(空气脉冲) 在进料2期间混合 是(空气脉冲) 是(空气脉冲) 在进料3期间混合 是(空气脉冲) 是(空气脉冲)
注意：空气脉冲是每15分钟通气30秒。
UniFed进料系统(SBR I)
Unifed系统采用将进料均匀分散透过位于水平平面上的污泥垫 (blanket)。这通常靠近所述罐的底部进行。在该进料时段期间未采用额 外的混合，并且总进料时段延续一段时间(即平缓流动)，以在所述污泥 垫中产生厌氧区。
仅SBR1周期的第一进料时段按不混合的常规UniFed系统运行。 在后续的进料时段中，通过进料前的短时空气脉冲对所述罐进行混合。 采用这种方式是因为实验室规模的实验显示，每一周期中仅一个进料 时段需要达到厌氧条件，来支持多磷酸盐积聚生物体的磷释放和摄取。 虽然在第2和第3进料时段中会进行SBR内容物的混合，但是对这些 时段仍然采用均匀分步的底部进料输送，因为管道系统已经存在了。
对于两个SBR，进料管线均划分为4个连有水平段的垂直管。管 的每一水平长度上都有两个直径0.9mm、相对底部成45°钻入所述管 中的孔。
混合进料系统(SBR2)
对于SBR2，进料输送通过如同UniFed进料系统的一系列管路。 然而，所述罐在所有进料期间均有初始的空气脉冲混合。
使用混合罐来混合两股进料来源，预发酵罐流出物和厌氧池流出 物。最初，两股进料以90％AP流出物：10％PF流出物的比例混合。 该比例后来变为84％AP流出物：16％PF流出物。
每一SBR周期具有3个进料时段，以每周期每反应器提供857L 的总进料体积(得到1.75天的HRT)。周期的50％进料在第一进料时段 中进行，30％在第二进料时段而20％在最后的进料时段。每一进料物 流和进料时段所需的相应体积如表9所示。对两个SBR的每一进料时 段的进料制成单批次，且所述SBR彼此异步20分钟运行，使进料混 合物在混合罐中停留的时长最短。SBR的异步性是因为倾泻管线合并 为1条倾泻管线，并且流量需要足够低才能处理。
表9.进料批次所需的预发酵罐进料和AP流出物进料的体积
所述混合罐是直径1.07m、壁高1.51m的聚乙烯罐，由于DAF堤 岸地区可能的洪水而座落在1m高的平台上。该混合罐对于所述3个进 料批次的操作体积由PLC控制，具体体积输入见表8(或近似)。
对每一进料源(PF或APO/F罐)配置泵。泵送的体积是至关重要的， 并且使用连接至所述混合罐的在线压力传感器(WIKA S-10；0-0.1巴) 来实现对其的控制。
使用Davey DClOA(单相)潜水泵来将AP流出物传输到混合罐。 该泵的开启时段必须足够短，以确保不会出现厌氧池溢流(overflow)的 完全排干(这对于需要最大体积的厌氧池流出物的第一进料时段是尤为 重要的)，并且取决于来自所述水池的流率，因为所述厌氧池的溢流规 模较小。
Davey DClOA(单相)潜水泵位于预发酵罐中表面以下约0.5m(制成 在钢框架上)。
一个小型在线控制的潜水泵(Davey DClOA，单相)设置在所述混合 罐中并间歇运行(在批次进料制备期间)以混合所述两股进料物流，并确 保不发生固体的沉降。这对于第二SBR的进料尤为重要，因为其相对 于第一SBR的进料延迟了20分钟。
周期的各时段
表10显示了用于运行所述SBR的各个周期时段及相关时间，至 少在所述中试设备试验的早期阶段。这些时段大致基于实验室规模反 应器的结果，对于沉降、倾泻和进料时段的时间设定有所变化。在中 试设备启动之后，调整周期时间以配合观察到的营养物去除图 (pattern)。
表10.中试设备的各周期时段
沉降
在沉降时段期间，进料、WAS、倾泻和混合泵以及鼓风机均切换 到关闭，使得悬浮固体能够沉降，以准备倾泻。沉降时段设定为长70 分钟，发现这已经足以提供迄今观察到的相对良好的污泥沉降率。
倾泻
在倾泻期间，倾泻泵(傍着所述中试设备控制室设置)将上清液泵出 到流出物储罐。SBR中的泵抽吸管线通过挠性管路连接到漂浮物(25L 密闭筒)上，从而使管路入口位于表面水平以下约150mm。
允许的最大倾泻时间是20分钟，期间由PLC通过位于罐侧的压力 传感器来记录SBR的水位。如果压力/水位信号达到操作者调整的设定 值，倾泻泵关闭且倾泻管线上的电磁阀关闭。随后，在倾泻阶段的所 有剩余时间中SBR保持空闲。
进料时段
每一SBR每周期具有三个进料时段。对每一进料时段制备新鲜的 进料批次(用于两个SBR)。通过Mono泵以约25L/min的速率将所述进 料泵入所述罐中。如果必要，所述泵可以开/关操作，以延长进料时段 的长度。通过位于混合罐中的在线压力传感器来控制进料入所述SBR 的总体积。
混合、无曝气时段
在所述无曝气时段期间，对SBR进行混合。在达到厌氧条件后， 这些时段可用于脱硝以及PAO细菌的磷释放。
曝气时段和污泥废弃
在曝气时段期间，通过鼓风机经翅片气泡分散器对SBR进行曝气。 通过与DO传感器耦合的PID回路来控制所述鼓风机以连续运行。也 通过位于所述SBR中的潜水泵来实施额外的混合。
曝气时段的目的是将NH4-N转化为NO2-N(亚硝化)，而非NO3-N。 NO2还原为N2气相比NO3-N还原为N2气需要的碳基质更少。由于所 述系统的碳有限，这是最佳的选择。在实验室规模反应器中，通过OUR 和pH值曲线来控制NH4-N到NO2-N(而非NO3-N)的氧化，从而pH降 低(和OUR)的变化速率指示了何时实现完全的亚硝化。然而，相比中 试设备上采用的变化的空气流率，实验室规模反应器采用开/关曝气系 统。因此，尽管监测了pH水平，但是通过DO探针实现曝气控制，将 溶解氧保持在介于1.5到1.75mg O2/L(理想值)之间。近期运行的pH曲 线显示这已经足够了。
一旦所分配的最大曝气时间已经耗尽即停止曝气阶段(参见表10)， 所述周期进入下一进料阶段。
废物罐中收集的废物(来自AP流出物溢流罐和污泥储存溢流)定时 泵入(通过浮控开关控制的潜水泵)已有的当地DAF流出物储罐。该罐 中的实际规模废水物流泵入所述AP。在正常运行期间，相比来自实际 规模DAF的流量，来自中试设备的流量非常低。
如图16A-C和17A-C所示，在两个SBR中，前期试验提供了高度 变化的结果。这主要是由于设备问题(包括管线阻塞、不稳定的流率)， 以及特别是不稳定且不足量的VFA/可溶COD水平所导致的，这种 VFA/可溶COD水平被认为对SBR中的PAO是不利的。进料中不稳定 的VFA水平的主要来源是老旧的预发酵罐。一旦替换该预发酵罐，并 调整预发酵罐对厌氧池进料的比例，则对营养物去除取得的结果变稳 定(如2007年8月中到下旬清楚显示的)，并且超过90％的氮和磷被可 靠地去除。此外，所观察到的低硝酸盐水平(参见，例如图18和19)也 清楚表明，还实现了通过亚硝酸途径(而非通过硝酸盐)进行氮脱除。
图18和19提供了SBR1和SBR2的代表性的近期SBR周期的数 据(2007年9月3日运行)，包括进行处理的废水的铵、硝酸盐、亚硝 酸盐、磷和pH曲线。除了每一周期的第一进料时段期间的进料输送模 式之外，所述两个中试规模SBR以相同方式运行。SBR1具有UniFed 进料输送系统，而非SBR2。
两个SBR均以6h的周期时间运行(参见表12)。每一周期中，在三 个填充时段内将857L的流入物泵入每一SBR中，体积分配分别是 50％、30％和20％。每一填充时段之后是无曝气和曝气时段。在曝气时 段期间，DO水平保持在1.5mgO2/L。所述SBR的水力保留时间是42h， 且污泥保留时间是10天。
表11-2007年9月3日的两种类型废水以及合并流入物的性质。合并 的SBR进料由30％的预发酵原废水和70％的厌氧池流出物(体积比)构 成。
表12-2007年9月3日对SBR1和2的周期时段
如图18和19所示，对于所述两个SBR几乎实现了完全脱氮，且 所述反应器流出物中的磷水平低于2-2.5mg/L。
可以理解，尽管为了说明的目的描述了本发明的具体实施方式， 但是在不偏离以下权利要求限定的本发明精神和范围的情况下，可对 其做出各种更改。
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