gsp认证排放富含氮磷的污水会导致受纳水体的富营养化，特别是湖泊和流速较小的河流(Sundblad et al., 1994; Danalewich et al., 1998)。目前，具有除磷功能的污水厂多数采用化学沉淀法，常用的混凝剂为硫酸铝或石灰(Stratful et al., 1999)。生物除磷就是利用微生物超过其正常代谢需要地聚集磷酸盐(作为细胞内的聚磷)(Brdjanovic et al., 1998; Mino et al., 1998)。BPR工艺的主要特征就是使活性污泥循环处于厌氧和好氧环境，并使进水进入厌氧区(Wagner and Loy, 2002)。在厌氧区，必须有充足的易生物降解碳源，如VFAs，诱导除磷菌吸收酸并释放磷酸盐(Morse et al., 1998)。在好氧区，发生超量吸磷，导致总磷去除率高达80-90% (Morse et al., 1998)。通过排放富含磷的剩余污泥实现磷的高效去除(Mino et al., 1998)。Mino et al.(1998)总结了BPR工艺的微生物学和生物化学过程。此外，反硝化聚磷菌(DPAO=denitrifying P-accumulating organisms)也被广泛报道与讨论((Kerm-Jespersen and Henze, 1993; Rensink et al., 1997, Meinhold et al., 1999; Hu et al., 2002)。Ekama and Wentzel(1999a)认为，在适宜的条件下，不同种类的PAO可以完成缺氧磷吸收，但除磷效果明显较低，而且与好氧吸磷PAO相比，其利用进水中易生物降解COD的效率也低。 1.1 污水水质
要使BPR成功运行，污水进水越稳定越好，应避免进水量的剧烈波动。可采取在较长时间内逐渐增加的
经济效益和社会效益办法来提高负荷率(Shehab et al., 1996)。BPR系统对干扰很敏感，例如暴雨时的污水稀释(Brdjanovic et al., 1998)，较长时间的干扰导致长达4周的恢复时间(Okada et al., 1992)。有机碳负荷较低的时期过后的1-2d，出水磷酸盐明显升高(Carucci et al., 1999a)。当进水有机组分从VFAs变为糖类，如葡萄糖，会诱导聚糖原微生物(GAOs=glycogen accumulating organisms)的增殖(Satoh et al., 1994)。
COD负荷过高将使BPR系统除磷效果恶化。Morgenroth and Wilderer(1998)在生物膜系统中发现，当进水乙酸盐浓度增加到400mg/L时，导致高效厌氧释磷(超过100mgP/L)，提高了除磷效果。但是，当进水乙酸盐浓度进一步增加到600mg/L时，厌氧释磷却停止，除磷效果恶化。较高的进水乙酸盐浓度也会给BPR带来不利影响(Randall and Chapin, 1997)。据报道，污泥的COD-SS负荷较低时，具有较高的吸磷动力(Chuang et al., 1998)。当污泥的COD-SS负荷较高时，污泥将进水中的有机物转化为贮存物3-hydroxyvalerate(3HV)，导致BPR恶化(Liu et al., 1996)。3HV是可被GAO细菌利用的主要贮存物。较高的进水COD/P 比也会降低BPR效果。在厌氧区内，如果COD未被消耗完毕，剩余的基质会导致好氧区内丝状菌的生长(Chang et al., 1996)。Furumai et al.(1999)发现，当污泥具备较高的生物除磷能力后，降低有机负荷导致BPR恶化，同时出水硝酸盐浓度升高。污泥负荷升高后，除磷效果恢复。 一般认为，要使得出水P水平<1.0mg/L，要求厌氧区进水的BOD5:TP>20:1，或COD:P>40:1(Randall et al., 1992)。当COD:P低于50时，单独的BPR就不满足出水磷要求(Pitman, 1991)。进水中每增加7.
5mg乙酸盐/L，将使出水中减少1.0mgP/L(Manoharan, 1988)。
1.2. VFAs
Barnard(1993)发现，去除1mg磷需要7-9mgVFA。而Oldham等(1994)利用VFAs使出水磷降低至0.2-0.3mg/L。VFAs可在现场生产，且运行费用低，不存在贮存和操作问题，这使其成为具有吸引力的营养物去除碳源(Manaraj and Elefsiniotis, 2001)。除VFAs外，更多的有机化合物，包括：羧酸类(carboxylic acids)，糖类，和氨基酸，也可被富含PAO的污泥在厌氧条件下利用(Satoh et al., 1996)。Carucci等(1999b)发现，用其它基质，如葡萄糖和蛋白胨，代替VFA也可实现BPR。上述作者表明，葡萄糖的厌氧吸收可能实现BPR，也可能不会出现BPR。有关PAOs和GAOs的活动的研究结果还没有取得一致。这表明，有机化合物
的厌氧吸收和贮存机理可能不同，可能实现BPR，也可能不会出现BPR。
进水中不同碳源对BPR活性的影响研究表明，乙酸盐(acetate)和丙酸盐(propionate)可获得最高的厌氧释磷速率，而乳酸盐(lactate)、琥珀酸盐(succinate)、苹果酸盐(malate)、丙酮酸盐(pyruvate)的厌氧释磷速率较低(Satoh et al., 1996)。以乙酸盐(acetate)和丙酸盐(propionate)作为电子供体投加时，发现污泥中的PHA浓度增加，但投加其它酸基质时却逐渐下降。但是，要指出的是，乙酸盐的存在会导致污泥沉降问题(Canizares et al., 1999)。
包括葡萄糖预发酵(pre-fermentation)的批次试验表明，增加2碳到5碳链的VFA，包括琥珀酸盐(succinate)，但不包括丙酸盐(propionate)，获得很高的磷去除率(Randall et al., 1997b; Hood and Randall, 2001)。以戊酸为例，带分枝的VFA比直线型相同碳原子的VFA具有更高的磷去除率，且在进水摩尔浓度较低时比其它VFA具有更持久的除磷效果。Rustrian等(1996)的研究表明，乙酸盐与丁酸盐(butyrate)相同，都是除磷的良好碳源，然而，丙酸盐(propionate)却是所研究的VFA中除磷效率最低的。人工合成的富含葡萄糖和氨基酸的废水对除磷是极端有害的，投加果糖(fructose)或淀粉(starch)，除磷效果也不好，但比葡萄糖要好。Randall and Khouri(1998)确认，乙酸和异戊酸(isovaleric acid)不但强化了短期试验时的磷去除，也使长期培养中系统获得好的除磷效果。
影响DPAO发生以及缺氧吸磷的一个主要因素是进入缺氧反应器内的硝酸盐负荷。亦即硝酸盐负荷应足够大或超过普通异养菌(OHO=ordinary heterotrophic organisms)的反硝化能力，亦即在缺氧反应器内非聚磷菌(non-PAO)与DPAO竞争(Hu et al., 2002)。根据这种竞争，若进入主缺氧反应器的硝酸盐负荷小于OHO的反硝化能力，OHO将利用有限的硝酸盐从而具有竞争优势；若进入主缺氧反应器的硝酸盐负荷超出了OHO的反硝化能力，则PAO 将利用剩余的硝酸盐并在系统内增殖(Hu et al., 2002)。
1.3.阳离子
进水中阳离子的浓度和种类对强化生物除磷工艺的稳定性以及活性污泥内磷的凝固机制起重要作用(Schönborn et al., 2001)。在强化BPR工艺中，P和两种阳离子(镁和钾)的共同运输(co-transport)对细胞内聚磷的稳定性很重要(Rickard and McClintock, 1992)。Pattarkine and Randall(1999)通过批次试验研究表明，污泥吸磷受钾、镁和钙的可获得性影响。对EBPR 来说，钾和镁同时需求，两者单独存在一种都不满足需求。在进水中人为增加镁离子浓度，从15mg/L增加到24和31mg/L时，磷去除效率从85%提高到97%(Schönbom et al., 2001)。在任何一个聚磷链(poly-P chain)内，需要一个阳离子来稳定每一个磷酸盐组团(phosphate group)，而且从细胞内每排出一个磷酸盐分子则需要一个来自K+或Mg2+的阳离子(Romanski et al., 1997)。Jonsson et al.等(1996)发现，在厌氧反应器内污泥每释放1mol磷，同时释放0.27-0.36mol钾和0.29-0.32mol的镁。但是，BPR似乎不需要钙，而且看起来钙也与生物化学沉淀无关(Pattarkine and Randall, 1999)。丁学强
生产规模的生物除磷污水处理厂的进水中可能经历短期或长期的钾元素缺乏。当采用试验方法模拟进水中严重缺乏钾元素的情况时发现，(a)磷去除消失；(b)生物体内的聚磷酸盐下降；(c)几天的钾缺乏会对厌氧释磷及乙酸盐吸收造成不利影响。作为对比，当钾元素过量时，该系统实现了完整的磷去除过程(Brdjanovic et al., 1996)。钾也会严重影响活性污泥系统的沉降、脱水以及出水水质。当钾浓度接近营养需求(约占生物细胞干重的1%)时，说明钾浓度不足。过多的钾也会对活性污泥工艺有害，会导致较差的脱水性能和出水水质(Murthy and Novak, 1998)。
1.4.水温
据报道，在温度较高时(20-37℃)，能提高生物除磷效率(McClintock et al., 1993; Converti et al., 1995)。但也有报道在低温时(5-15℃)也具有较好的除磷效率(Viconneau et al., 1985; Florentz et al., 1987)。Panswad等(2003)研究认为，PAOs是温度较低范围内的嗜温细菌，也
可能是嗜冷细菌，在20℃或更低时占优势。而GAO可能是温度适中范围内的嗜温细菌，其最佳温度为25-32.5℃。
温度的迅速降低或水力冲击负荷会导致污水厂生物除磷效果的剧烈波动。长时间的干扰，如10d，将使BPR系统除磷效果恶化长达4周(Okada et al., 1992)。Brdjanovic等(1997)发现，温度对BPR系统内的耗氧速率有较大影响。在5-10℃，好氧池内磷吸收不完全；而在20-30℃，则吸磷完全。Krishna and Van Loosdrecht(1999)报道，温度严重影响贮存性聚合物的累积，在高温时，合成的PHB减少。此文还发现，当温度从15℃上升到35℃时，基质吸收速率、氨氮消耗、氧气利用、CO2的产生以及PHA的合成均增加了。
Converti等(1995)报道，温度较低时，比磷释放速率明显降低，污泥活性也受温度突变的严重影响，例如在露天的没有温度控制措施的污水厂可能发生这种情况。降温幅度越大，则达到磷去除率大于60%的稳定值需要的时间就越长。相反地，Marklund and Morling(1994)报道，在BPR工艺中，当温
度降低至5℃时，出水磷浓度低于1.0mg/L。在温度为4℃时出水磷浓度突增至大于2.0mg/L。
从这些研究中可以清楚地发现，低温给除磷带来不利影响，特别对于复合式BNR系统。因为，低温会导致回流污泥中的硝酸盐浓度升高，这会影响BPR。据Choi等(1998)报道，温度降低至8℃时，也可实现90%的硝化率，但是，在整个营养物去除工艺中，反硝化成为限制因素导致出水硝酸盐浓度升高。很多作者报道了低温时硝化作用降低(Helmer and Kunst, 1998; Rothman, 1998; Wagner et al., 1998; Louzeiro et al., 2002; Obaja et al., 2003)。
低温对BNR系统造成不利影响的原因之一是，低温对能导致污泥膨胀的细菌的选择性增殖，如Microthrix parvicella，这类微生物生长的适宜温度是低于12-15℃(Knoop and Kunst, 1998)。在BNR系统中，温度升高会降低Microthrix parvicella存活的数量(Mamais et al., 1998)。Microthrix parvicella季节性出现，在冬季/春初最多，而在夏季最少(Eikelboom et al., 1998; Rothman, 1998)。短SRT系统的污泥沉降性能受温度影响最为明显，温度较高时的SVI 也高(Krishna and van Loosdrecht, 1999)。
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1.5 污泥质量和沉降
污水中阳离子浓度变化能够影响絮体性质，如进水中钙离子或镁离子浓度的增加将使SVI得到改善。而增加钠离子浓度会削弱污泥沉降性能(Sobeck and Higgins, 2002)。
一般地，营养物去除工艺的污泥沉降性能指数会降低，在营养物去除污水厂中，污泥沉降特性最好的出现在生物除磷厂，最差的出现在同时脱氮除磷厂(Andreasen and Sigvardsen, 1996)。在很多国家，超过50%的活性污泥法污水厂受丝状菌引起的污泥膨胀困扰(Kristensen et al., 1994)。Blackbeard et al. (1998)报道，在南非80%的BNR污水厂存在污泥膨胀。在丹麦，由于采取了除磷工艺，SVI较高的污水厂数目翻了一番(Eikelboom et al., 1998)。Chang et al. (1996)的研究表明，进水COD/P较高的污水具有较高的除磷率，但不能确认SVI值的处于较低水平，因为SVI在69-370mL/g间波动，但是至少75%的时间内除磷是成功的。尽管在世界范围内，各种各样的丝状微生物经常导致活性污泥膨胀，但对其中有些丝状微生物生长的影响因素却知之甚少(Scruggs and Randall, 1998)。但，已获得广泛共识的是，在营养物去除污水厂内，M. parvicella是最重要的丝状微生物种类的一种(Eikebloom et al., 1998; Wagner and Loy, 2002)。
小说村子如前所述，沉降性能在一年当中会变化，像M. parvicella一类的微生物在较冷的冬季或早春容易占优势(Eikelboom et al., 1998; Rothman, 1998)。但是，Krishna and van Loosdrecht(1999)报道，在SBR中，当温度从15℃上升至35℃时，污泥的SVI会升高。
温度不是导致污泥膨胀发生的唯一因素。其它因素，如污水特点，包括水质和水量、pH、进水腐败、营养物这些参数的波动以及进水的污染物成分(Metcalf and Eddy, 1991)。
限制丝状微生物生长的推荐措施有：(1)在回流污泥中投加氯或过氧化氢；(2)在曝气池内变化DO浓度水平；(3)增加曝气池的F/M比；(4)增加N和P；(5)增加微量营养和生长因子；(6)使用选择器(Crites and Tchobanoglous, 1998)。选择器就是一个小池子，接触时间为20-60min，或一系列池子(典型为3个)，在其中进水与回流污泥在好氧、缺氧或厌氧条件下混合(Crites and Tchobanoglous, 1998)。研究表明，膨胀污泥的氯化处理只会破坏污泥絮体以外的丝状体，并不会杀死膨胀微生物(van der Waarde et al., 1998)。在无营养物去除功能的传统活性污泥系统中，采用选择器成功地降低了污泥膨胀问题。因为在选择器中基质浓度和代谢途径可以很好地控制。然而，营养物去除的活性污泥厂的最初经验表明这些厂的污泥膨胀次数比传统的活性污泥法厂还多，而且选择器的正面效果看起来并不明显(Eikelboom et al., 1998)。Scruggs and Randall(1998)提出，选择器的环境条件，即低DO或厌氧条件，可能是一些低F/M丝状菌二次生长所需要的条件，这可解释选择器方法成功机率较低的现象。在选择器中的以分钟计的接触时间范围内，进水与回流污泥预先混合，这将导致M. parvicella 数量上的下降，但却会导致0041型丝状菌的增殖(Eikelboom et al.,1998)。在污泥膨胀污水厂内发现0041型丝状菌，以及0675型和Nostocoida limicola数量丰富(Lee et al., 1996; Rothman, 1998)。
1.6. DO需求
BNR工艺必须满足系统内细菌菌对DO的不同需求。满足碳氧化和硝化的活性污泥系统一般需要DO水平高于2mg/L(Louzeiro et al., 2002)。生物除磷系统中，厌氧区必须保证无分子氧(DO在0-0.2mg/L)，
因为氧化物，如氧气和硝酸盐会影响BPR工艺(Shehab et al. 1996)。
好氧区的DO建议维持在3.0-4.0mg/L(Shehab et al., 1996)。还有报道，对成功的BPR，要求好氧区的DO应在2.0mg/L，但是如果要同时硝化，则DO应在3.0-4.0mg/L。DO>4.0mh/L 没有显示出对BNR的促进作用，因此维持DO>4.0mg/L会导致曝气系统的能量浪费。Brdjanovic et al.(1998)发现，过量曝气会对BPR造成不利影响，因为在过曝气工艺中，由于PHB的消耗而发生吸磷停止。在活性污泥法中，DO浓度是影响丝状菌生长的关键参数(Scruggs and Randall, 1998)。这些作者表明，有些种类的丝状菌，如1863型，其生长需要较低水平的DO(0.1mgO2/L或更低)。对其它种类，如Nocardia，当DO浓度从1增加到5mgO2/L 时，其生长与DO浓度间存在近似的线性关系(Scruggs and Randall, 1998)。Anammox-bacteria 受低浓度氧(0.5%空气饱和)的可逆性限制；因此，这个过程必须在氧受限制的条件下发生。亦即，实际上，好氧氨氧化细菌不得不将液体中的氧全部去除(Olav Sliekers et al., 2002)。1.7. 厌氧释磷
根据目前的BPR模型，在温度为15-20℃，好氧区的吸磷与厌氧区的释磷质量直接相关(Helmer and Kunst, 1998)。进水COD负荷较低的时候会导致厌氧释磷的停止，由此引发吸磷能力的下降(Carucci et al., 1999a)。在温度为10℃，好氧吸磷会增加，这不受厌氧释磷影响。在温度为5℃时，好氧吸磷与厌氧释磷绝对没有相关性(Helmer and Kunst, 1998)。这些作者还报道，当运行温度从20℃降低到5℃时，磷释放速率会下降。Boswell等(1999)也发现，在4-37℃之间，磷释放随温度的增加而增加。
据报道，厌氧区存在硝酸盐时会影响BPR工艺(Shehab et al., 1996; Boswell et al., 1999)。厌氧区内残留的硝酸盐会通过反硝化消耗进水中有机化合物，这降低了可供PAO利用的有机物量。PAO活性的下降可由其厌氧释磷得到证明(Furumai et al., 1999)。循环进入约25mg 的NO3-N到工作容积为3.6L的SBR中，厌氧段的磷释放降低了30%(Kuba et al., 1996)。
氧化还原电位也是一个影响厌氧释磷的重要参数。一般地，在厌氧段，氧化还原电位越低则释放的磷就越多(Resnsink et al., 1997)。非常低水平的溶解氧或其它氧化剂都会影响氧化还原电位，这会对磷释放速率造成不利影响。
细胞内的磷可被贮存为短链聚磷(short chain poly-P, SCP)、长链聚磷(long chain poly-P, LCP)、或颗粒状聚磷(granular poly-P, GP)。生物体与周围介质间的磷运动与这些磷库间的磷交换相一致(Lockwood et al., 1990; Lindrea et al., 1994)。通常，大部分活动磷位于LCP片段上(Lindrea et al., 1994)，因为LCP片段是首选的贮存方式，这可使BPR工艺保持稳定。当较多的硝酸盐回流进入厌氧段时，首选贮存方式会从LCP变为SCP，会发生磷的重新分配，而且一般伴随除磷工艺的不稳定性甚至消失(Lindrea et al., 1998)。以SCP形式贮存的磷要比以LCP形式贮存的磷释放速度快。厌氧条件下，LCP贮存形式只允许释放处于活动磷部位的磷。可以确信的是，与LCP贮存有关的生物除磷工艺的较好稳定性可归因于这种较慢的变化不大的磷释放以及后来的磷吸收(Lindrea et al., 1998)。
厌氧段pH值占优势会影响磷释放速率。Bond et al.(1998)发现，当不控制厌氧段的pH 时，SBR反应器的除磷率提高。这与厌氧段pH值的升高有关。若控制厌氧段的pH值，Smodders et al. (1994)发现，当厌氧段的pH值从5.5增加到8.5时，磷释放/乙酸盐吸收的比值从0.24增加到0.73mg P/mg COD。当pH值逐渐地从5.0增加到8.0，厌氧释磷速率连续增加(Boswell et al., 1999)。但是，当pH>8.0时，释磷速率下降。Liu et al.(1996)得出，厌氧条件下乙酸盐代谢(乙酸盐吸收同时有磷的释放)的最适pH是6.8±0.7。
1.8 二次释磷
缺乏VFA时发生的磷释放被定义为磷的二次释放。二次磷释放对BPR工艺有害(Barnard, 1994)。厌氧段HRT过长、污水中有机化合物供应不足、厌氧段发酵细菌的活性不高能够导致磷的二次释放以及整个运行的效率低下(Danesh and Oleszkiewicz, 1997)。如前所述，如果在每个循环的末端，硝酸盐没有被完全消耗，硝酸盐能够影响BPR工艺。下面的例子给出了在磷的二次释放中硝酸盐作用的可能解释。
北交大
在营养物去除的改良型Renphosystem中试研究中，Rensink et al.(1997)发现，当缺氧段末端之前硝酸盐被完全反硝化掉后，出现了磷的二次释放现象。Meinhold et al.(1999)报道了类似的现象，在积累了高浓度硝酸盐的系统内，当存在硝酸盐时发生磷吸收；而一旦硝酸盐被消耗，就会发生缓慢的磷的
二次释放现象。这种低浓度硝酸盐条件下的磷的二次释放现象在中试和生产性规模的构筑物中均有发现。比如，Nicholls et al.(1986)报道，在南非的一生产规模污水厂内发现，当存在较高浓度的硝酸盐时会出现磷的二次释放。在澳大利亚Wulkatal污水厂，当出水硝酸盐浓度升高时，出水磷水平较高(Eckenfelder and Grau, 1992)。如果出水硝酸盐浓度为1mg/L，那么可达到80-90%的生物除磷率。但是，当出水硝酸盐浓度为3mg/L时，生物除磷率降低到30%(Eckenfelder and Grau, 1992)。
1.9. 磷负荷
有关生物除磷的大部分研究是针对低浓度磷酸盐污水，对进水磷浓度超过20mg P/L的污水采用生物法的很少。在SBR中，当磷负荷较高的条件下，PAO占优势，而磷负荷较低时GAO占优势；由此推测，磷酸盐负荷受限能抑制PAO的生长而导致GAO的生长(Sudiana et al., 1999)。
在一个系统中，磷与总有机碳的比值(P/TOC)对PAO细菌的选择以及给予它们竞争优势是重要参数(Liu et al., 1997, 1998)。Liu et al.(1998)采用低P/TOC的进水，发现PAO的生长受到抑制。相反，进水的P/TOC 较高时，PAO比GAO增长加快。Bond 等(1999)报道，当系统进水磷浓度降低时，污泥除磷率相当低。结果系统的污泥中的优势菌种与GAO类似。
Filauro et al.(1991)，利用一半工业化的中试规模的PhoStrip系统用于市政污水与养猪场废水的混合污水(磷浓度高达100mg/L)中去除营养物质，在如此不寻常的运行条件下却获得了较高的氮和磷去除效
率。Converti et al.(1993)也在进水磷浓度为70mg/L时获得了>90%的磷去除率。进水磷浓度超过70mg/Ls时，该系统就显示出对高磷负荷的忍受能力没有超过10d，磷去除率迅速降低至零。此外，Comeau et al.(1996)在小试规模的周期为12h的SBR
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