SBR系统反硝化除磷研究进展

第２５卷第４期　四　川　环境　Ｖ０１．２５．Ｎｏ．４　２Ｏ０６年８月　ＳＩＣＨＵＡＮ　ＥＮⅥＲ０ＮＭＥＮＴ　Ａｕｇｕｓｔ　２ＯＯ６　・综　述・　ＳＢＲ系统反硝化除磷研究进展　吕　娟，陈银广，顾国维　（同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室，上海２０００９２）　摘要：本文结合近年来国内外最新研究成果，对ＳＢＲ系统反硝化除磷的机理、过程进行了分析、总结。并重点探讨了　ＮＯ２－对反硝化除磷的影响，以期为传统脱氮除磷工艺的研究、改进提供新思路。　关键词：ＳＢＲ；反硝化除磷；ＤＰＡＯｓ；ＮＯ２－　中图分类号：Ｘ７０３　文献标识码：Ａ　文章编号：１００１—３６４４（２００６｝０４－０１１８—０５　Ｒｅｖｉｅｗ　ｏｎ　ｎｅｎｉｔｒ￣ｙｔｎｇ　Ｄｅｐｈｏｓｐｈａｔａｔｉｏｎ　ｂｙ　ＳＢＲ　ＬＶ　Ｊｕａｎ，ＣＨＥＮ　Ｙｉｎ—ｇｕａｎｇ，ＧＵ　Ｇｕｏ—ｗｅｉ　（Ｓｔａｔｅ研Ｌａｂ　ｏｆＰｏｌｌｕｔｉｏｎ　Ｃｏｎｔｒｏｌ＆Ｒｅｓｏｕｒｃｅ　Ｒｅｕｓｅ，ｒｏ，￣ｊｉ　Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，　２ＯＯ０９２，Ｃｈ／ｎａ）　Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ａｃｃｏｒｄｉｎｇ　ｔｏ　ｔｈｅ　ｌａｔｅｓｔ　ｒｅｓｅａｒｃｈ　ｆｉｎｄｉｎｇ　ｏｎ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ　ｄｅｐｈｏｓｐｈａｔａｆｉｏｎ　ｂｙ　ＳＢＲ，ｔｈｅ　ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ　ａｎｄ　ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ　ｏｆ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｒ￣ｄｅｐｈｃ￣－＇ｐｈａｔａｔｉｏｎ　ａｒｅ　ａｎａｌｙｚｅｄ．Ｔｈｅ　ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆｔｈｅ　ＮＯ２－ｏｎ　ｄｅｎｉ　ｎｇ　ｄｅｐｈｏｓｐｈａｔａｔｉｏｎ　ｉｓ　ｄｉｓｃｕｓｓｅｄ　ｉｎ　ｄｅｔａｉｌｓ　ｉｎ　ｔｈｉｓ　ｐａｐｅｒ．Ｉｔ　ｐｍｖｉｄｅｓ　ｒＫｗ　ｉｄｅａｓ　ｆｏｒ　ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ　ｏｆ　ｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌ　ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ｄｅｎｉｔｒｉｉｆｅａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａ１．　Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ＳＢＲ；ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｒ￣ｄｅｐｈｏｓｐｈａｔａｔｉｏｎ；ＤＰＡＯｓ；ＮＯ２－　１　前　言．　供外碳源，磷的去除在反硝化脱氮的同时得以实现，　涪陛污泥在去除ＣＯＤ的同时将废水中过量氮、　具有“一碳两用”的优势；而缺氧代替好氧则节省　磷去除的过程被称为ＢＮＲ（ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ｎｕｔｒｉｅｎｔ　了曝气的能量消耗，同时减少了污泥产量。　ｒｅｍｏｖａ１）。ＢＮＲ除磷主要依靠生物强化除磷（ＥＢＰＲ）　活性污泥法中的ＳＢＲ工艺按照时间顺序进行　来实现，该过程常伴随氮元素的去除（氨氮硝化为　脱氮除磷，具有运行管理灵活、耐冲击负荷、基建　硝态氮，进而反硝化为氮气），因此在城市污水Ｃ／Ｎ　投资省等优势而被广泛应用。但是传统ＳＢＲ工艺　比较低的环境下就会出现反硝化与除磷竞争有限碳　已难以满足日益严格的Ｎ、Ｐ排放标准，因而需要　源的矛盾。如何有效利用污水中的碳源已成为提高　对其进行改进。本文将结合国内外参考文献，对利　氮、磷去除率的关键。近来研究发现厌氧／缺氧交替　用ＤＰＡＯｓ反硝化除磷的新型ＳＢＲ工艺的研究给予　运行条件下，易富集一类兼有反硝化和除磷作用的　综述，以期为传统脱氮除磷工艺的改进提供新思　兼陛厌氧微生物，该微生物可利用氧气或硝酸盐作　路。　为电子受体，且其基于胞内聚羟基烷酸（Ｐ｝　）和　糖原的生物代谢作用与传统Ａ／Ｏ法中的聚磷菌　２反硝化除磷机理　（ＰＡＯｓ）相似，而被称为反硝化聚磷菌　反硝化聚磷菌厌氧释磷机理与好氧聚磷菌相　（ＤＰＡＯｓ）［卜引。ＤＰＡＯｓ以硝酸盐为电子受体，不需提　同，即吸收挥发性脂肪酸贮存为胞内ＰＨＡ，同时　收稿日期：２００６－０２－２０　胞内聚磷水解释磷以及糖原浓度降低；其缺氧吸磷　基金项目：国家自然科学基金重点资助项目——城市污水处理系　机理与好氧聚磷菌类似：通过降解胞内ＰＨＡ吸收　统智能控制理论、方法与技术（５０１３８０１０）　作者简介：吕娟（１９８３一），女，河南潢川人，同济大学环境科学与工　胞外正磷同时恢复聚磷和糖原浓度，唯一不同之处　程学院环境工程专业２ＯＯ４级硕士研究生。研究方向为　在于产生能量的电子传递链的最终电子受体不同，　城市污水脱氮除磷技术。　见下两式　ｊ：　维普资讯 http://www.cqvip.com

４期　吕　娟等：ＳＢＲ系统反硝化除磷研究进展　ｌｌ９　好氧：ＮＡＤＨ２＋０．５０２一　＋ＨＥ０　吸磷：　缺氧：ＮＡＤＨ２＋０．４ＨＮＯ３－－＋￣／ｖＡＴＰ＋０．２Ⅳ２＋１．２　Ｏ　一０．４６ＣＨ１５　Ｏｏ．．５—０．４１ＨＮ０３一月＿３尸ｌ０４＋　上两式中：　和　分别为好氧和缺氧产能效　醪）０３＋０．２１Ｎ２＋０．４６ＣＯ２＋１．５５Ｈ２０＝０　率（ｍｏｌＡＴＰ／ｍｏｌＮＡＤＨ２）。　糖原合成：　Ｋｕｂａ等基于前人好氧吸磷的研究建立了反硝　一１．２７ＣＨ￣５　Ｏｏ５—０．３５ＨＮ０３＋ＣＨｌｏ／６　０５／６＋　．．化除磷模型　ｊ，模型中动力学方程与Ｓｍｏｌｄｅｒｓ厌氧　０．１７Ⅳ２＋０．２７Ｃ０２＋０．２９１４２０＝０　／女子氧模型［　，　）相同，主要区别在于两者的产能效　物质平衡：　率不同。经试验测定，缺氧条件下　约为１．０　一ＣＨ１５　０ｏ５—０．９ＨＮ０３＋０．４５Ｎ２＋ＣＤ２＋　．．ｍｏＩＡＴＰ／ｍｏｌＮＡＤＨ２，而Ｓｍｏｌａｄｅｒｓ　ｊ得出的好氧产能　１．２日，Ｏ＝０　效率为１．８５　ｍｏｌＡＴＰ／ｍｏｌ　ＮＡＤＨ２。因此以ＮＯ３－为电　子受体转移电子时所产生的ＡＴＰ比以氧气为电子　３　反硝化除磷工艺　受体时约低４０％，这也使得缺氧条件下ＤＰＡＯｓ产　率系数与ＰＡＯｓ相比减小２０％　３０％［７，８ｊ。同时也　利用ＤＰＡＯｓ脱氮除磷需要提供好氧环境而实　现氨氮硝化为后续的反硝化除磷提供电子受体。因　得出了ＤＰＡＯｓ在厌氧／缺氧条件除磷的代谢反应式　此根据ＤＰＡＯｓ是否与硝化菌共存于同一反应器中　（以乙酸为侈　：　可将目前的研究分为双污泥系统和单污泥系统。　厌氧段乙酸吸收：　３．１双污泥系统　一ＣＨ２０—０．５ＣＨｌｏ／６　０５／６—０．３６ＨＰ０３＋　所谓双污泥系统即指硝化菌独立于ＤＰＡＯｓ单　１．３３　ＣＨ１５　Ｏｏ５＋０．１７Ｃ０２＋０．３６／／－３ＰＯ４＋　．．独存在于好氧硝化ＳＢＲ（序批式反应器）中。该工　０．０５９ＨＥ０＝０　艺将脱氮和除磷在不同的反应器中完成，避免了　物质平衡：一ＨＰＯ３一日２０＋Ｈ３ＰＯ４＝０　ＰＡＯｓ和反硝化菌争夺碳源的矛盾，同时满足了活　缺氧段微生物合成：　性污泥系统培养硝化菌所需ＳＲＴ较长的条件。　一１．６３ＣＨ１５—０．５７ＨＮＯ３—０．２ＮＨ３—　．５　Ｏｏ．Ｋｕｂａ等　ｊ通过厌氧／缺氧ＳＢＲ（Ａ２一ＳＢＲ）和硝　０．０１５Ｈ３Ｐ０４＋ＣＨ２０９　Ｏｏ５４　Ｎｏ２０　Ｐｏ０ｌ５＋　．．．．化ＳＢＲ（Ｎ　ＳＢＲ）联结成双污泥系统Ａ２一ＮＳＢＲ对脱　０．２８Ｎ２＋０．６３ＣＯ，＋０．７８／－Ｉ２０＝０　氮除磷进行研究，工艺流程如下图。Ａ２一ＳＢＲ的功　能是去除ＣＯＤ和反硝化除磷脱氮；Ｎ—ＳＢＲ则起硝　化作用将氨氮转化为硝态氮。两反应器的活性污泥　好氧阶段　静置沉淀　好氧阶段　图　ＡｚＮＳＢＲ工艺流程示意图［　］　Ｆｉｇ．Ｆｌｏｗ　ｃｈａｒｔ　ｏｆ　ｔｈｅ　ＡｚＮＳＢＲ　ｓｙｓｔｅｍ［　］　维普资讯 http://www.cqvip.com

ｌ２０　四川环境　２５卷　完全独立，仅将各自沉淀后的上清液相互交换。研　究表明双污泥系统具有稳定的同步脱氮除磷能力，　与常规好氧氮磷去除系统相比节约大概５０％ＣＯＤ，　且需氧量与污泥产量可分别减少３０％和５０％；进　水最佳碳氮比为３．４　ｇ－ＣＯＤ／ｇ—Ｎ，当实际进水ＣＯＤ／Ｎ　低于此值时，需投加额外ＣＯＤ以去除剩余ＮＯ３－；　当进水ＣＯＤ／Ｎ高于此值时，则在缺氧段后需添加　短期好氧区以去除剩余的磷。　但是，由于Ｎ—ＳＢＲ部分ＮＩ－Ｉ４＋未能完全硝化就　进入缺氧段而无法实现反硝化，而引起水中氨氮含　量的增加以及双污泥系统中额外反应器的添加，都　会降低双污泥系统的实用性。　３．２单污泥系统　单污泥系统中，硝化菌需要较长的好氧时间，　但会抑制ＤＰＡＯｓ的生长和活性　。因此在单污泥　系统运行的关键在于保证ＤＰＡＯｓ生长的适宜条件。　ｅ等　在传统的厌／好氧ＥＢＰＲ系统中的好　氧段中引入一定时间的缺氧段，即形成厌氧（１．５　ｈ）　一好氧（１．５　ｈ）一缺氧（２．５　ｈ）一好氧（１　ｈ）一沉淀排　水（１．５　ｈ）的（ＡＯ）２ＳＢＲ系统，发现尽管硝化过程需　要较长时间的好氧但并未影响下一阶段缺氧反硝化　吸磷，ＴＯＣ、氮、磷的去除率可分别达到９２％、８８％、　１００％。且该系统富集的ＤＰＡＯｓ含量可高达ＰＡＯｓ　总量的６４％。　Ｔｓｕｎｅｄａ等【１１　Ｊ以厌氧（３　ｈ）一好氧（１．５　ｈ）一缺　氧（３．２５　ｈ）一沉淀排水（１．５ｈ）的运行方式进行了单　污泥系统的同步脱氮除磷研究。他认为当ＤＰＡＯｓ　在该系统中占优势时，好氧段磷的大量吸收会导致　后续的反硝化除磷过程可吸收的磷量受限，因此在　好氧段初期添加了４０　ｎａｇ　Ｃ／Ｌ　ＴＯＣ从而抑制好氧段　ＰＡＯｓ消耗聚羟基丁酸（ＰＨＢ）吸磷，保证ＤＰＡＯｓ在缺　氧段有充足的磷可利用。　李勇智等【１２］采用厌氧／缺氧ＳＢＲ反应器对反硝　化除磷过程进行研究，发现污泥龄为ｌ６天时除磷　效率达９Ｏ％以上，且得出缺氧环境下作为电子受　体的硝酸盐的消耗量于废水中磷的吸收量的线性关　系式为：　ｅｏ］一一Ｐ吸收＝０．８９Ｎ０￣一Ⅳ消耗＋１．４９（Ｒ　＝０．９９６６）　此外，在单级ＳＢＲ系统中还发现了好氧颗粒　污泥反硝化除磷脱氮的现象＿１　。该现象可由好氧　颗粒污泥的结构特点解释。颗粒污泥表面微生物对　溶解氧的吸收利用以及传质阻力对溶解氧扩散的限　制，使溶解氧在颗粒内部形成明显的浓度梯度，因　此好氧颗粒污泥由外向内形成了“好氧一缺氧一厌　氧”的微环境。其外部紧密、内部蓬松的结构有利　于基质向内部扩散以及内部代谢产物向外传递ｕ　Ｊ：　好氧区内硝化反应产生的ＮＯ３－、ＮＯ２－容易扩散到　缺氧区内，利于缺氧区内ＤＰＡＯｓ以ＮＯ３－、ＮＯ２－为　电子受体进行反硝化吸磷活动。同时由于基质传质　受限，缺氧区内可利用的基质浓度较低，更有利于　ＤＰＡＯｓ除磷［１　５ｌ。　４　ＮＯ２－对反硝化除磷的影响　亚硝酸盐（ＮＯ２－）是硝酸盐（ＮＯ３－）还原过程　的中间产物，尽管理论上来说，ＮＯ２－在反硝化除　磷过程中可作为电子受体，但是对于ＤＰＡＯｓ能否　利用ＮＯ２－作为电子受体反硝化吸磷以及ＮＯ２－对反　硝化除磷的抑制程度如何至今仍未统一。　４．１　ＮＯ２－浓度因素　不少文献指出ＮＯ２－一Ｎ的浓度高低是决定Ｎ　是否可作为缺氧吸磷电子受体的关键。Ｍｅｉｈｏｌｄ　等【１６　Ｊ利用ＢＩＯＤＥＮＩＰＨＯ生物除磷系统污泥进行批　式实验发现：当ＮＯ２－的浓度高于８　ｍｇ／Ｌ时将会完　全抑制反硝化吸磷，且抑制作用持续到ＮＯ２－消耗尽　之后的几个小时，甚至会严重影响后续的好氧吸磷，　而当ＮＯ２－一Ｎ浓度低于４～５　ｍｇ／Ｌ时，则不会抑制缺　氧吸磷，相反还可作为电子受体被ＤＰＡＯｓ利用。王　亚宜等＿１’］采用Ａ２Ｎ连续流中沉池污泥进行缺氧吸　磷实验，得出当ＮＯ２－一Ｎ浓度较低（５．５～９．５　ｍｇ／Ｌ）　时，ＮＯ２－可作为电子受体反硝化吸磷，当ＮＯ２－一Ｎ浓　度达到１５　ｍｇ／Ｌ时才会抑制吸磷。然而Ａｈｎ等　在厌氧／好氧的ＳＢＲ系统中培养出含ＤＰＡＯｓ的污泥　并进行反硝化除磷实验，得出４０　ｍｇ／Ｌ的ＮＯ２－一Ｎ也　不会抑制磷的缺氧吸收。以上研究使用的是含｝昆和　微生物种群的活性污泥，ＮＯ２－可能会对除ＤＰＡＯｓ之　外的微生物产生作用，因此不能充分说明单独以　ＮＯｉ为电子受体对ＤＰＡＯｓ吸磷的影响。　Ｌｅｅ等＿１ｏＪ在单污泥系统除磷脱氮的研究中得　出：ＮＯ２－一Ｎ的浓度低于１０　ｍｇ／Ｌ时不会影响反硝化　吸磷，且单独以ＮＯ２－作为电子受体的吸磷速率反　而高于以ＮＯ３－作为电子受体的情况。他认为只要　有电子受体存在，无论是ＮＯ３－、ＮＯ２－，还是两者　的混合，都可以实现缺氧吸磷；而ＮＯ２－对吸磷的　抑制程度主要取决于污泥对ＮＯ２－的适应程度。　上述研究都是以水质稳定的人工配水来培养污　泥的，长期的驯化使污泥对ＮＯ２－产生了一定的适　维普资讯 http://www.cqvip.com

４期　吕　娟等：ＳＢＲ系统反硝化除磷研究进展　１２１　应程度，因此难以反映处理实际生活污水过程中　ＮＯ２＂对反硝化吸磷的产生影响。此外，由于各自　的实验条件、污泥浓度不同，单纯以ｍｇ／Ｌ浓度来　评价Ｎ　对反硝化吸磷的抑制就不够充分，若以　ｍｇ　ＮＯ２－／ｇ　ＶＳＳ的变化对ＤＡＰＯｓ吸磷的影响可能更　具有说服力。　４．２三类ＰＡＯｓ理论　Ｈｕ等［　］分别以ＮＯｒ、ＮＯ２、Ｏ２三种电子受　体对厌氧／缺氧（Ａ／Ａ）条件下驯化的污泥进行了　反硝化除磷试验研究，发现单独以ＮＯ２为电子受　体时，磷的浓度随Ｎ　的浓度下降而下降，进而　提出了ＰＡＯｓ可分为三类的新理论，即只能利用ｏ２　为电子受体的Ｐ０、可利用ＮＯ３－、Ｏ２为电子受体的　Ｐ０Ｎ、以及能利用ＮＯ３－、ＮＯ２－、Ｏ２为电子受体的　Ｐ０Ｎ　。且通过三种电子受体的缺氧吸磷批式实验计　算得出不同ＣＯＤ／ＶＳＳ（ｇ／ｇ）的条件下三种微生物　所占的比例，如下表所示。　表Ｐ０、Ｐ０Ｎ、ＰｏＮ　除磷比例Ｌ　Ｒ　０６　０ｆ　Ｐ０、ＰｏＮ　ａｎｄ‰】ｖｓ．ｔｏｔａｌ　ｐｈｏｓｐｌｘ）ｎ￣ｒｅｌｎｏｖａｌ［１９１　．显然，在ＣＯＤ的竞争利用上，Ｐ０Ｎ　具有较大的　优势，这意味着在低ＣＯＤ的条件下易引起ＰｏＮｎ的　富集。换而言之，在ＣＯＤ较低的情况下，微生物　不得不利用胞内贮存的碳源进行反硝化、除磷，因　此反过来促进了ＤＰＡＯｓ的富集。同时在该实验中　发现只要Ｎ　浓度远低于１１５　ｍｇ／Ｌ就不会抑制吸　磷，反而可作为电子受体实现反硝化除磷。　值得注意的是，在该实验中并未控制ｐＨ，ｐＨ　在７．０　８．３之间变化，而此范围易发生化学沉淀　除磷　２０。所以若化学除磷现象确实存在于该系统　中，是否会对实验结论造成影响，难以定论。　４．３　ＰＡＯｓ与ＧＡＯｓ的竞争　磷在污水和污泥中的循环迁移受到的抑制作　用，对于系统中ＰＡＯｓ的影响不是致命的，但对　ＰＡＯｓ代谢和竞争能力的来说后果则很严重。上一　周期磷的吸收受到抑制，将会引起下一周期厌氧释　磷量和ＰＨＡ的合成减少，进而导致随后好氧或缺　氧吸磷量减少。此时，如果ＧＡＯｓ（聚糖菌）对于　ＮＯｒ的作用没有ＰＡＯｓ敏感，则在竞争碳源方面　ＧＡＯｓ将比ＰＡＯｓ更具有优势。　Ｋｕｂａ等［２１　Ｊ发现由于Ｎ　对ＤＰＡＯｓ吸磷的影　响，ＰＡＯｓ每吸收１ｇ碳源（ＣＯＤ）的释磷量一ＷＣ由　０．４５ｇ　Ｐ／ｇ　ＣＯＤ下降到０．３０ｇ　Ｐ／ｇ　ＣＯＤ，而且低Ｐ／Ｃ　值持续了很长一段时间；Ｓａｔｉｏ等　Ｊ在实验中也有类　似的发现。此现象意味着ＮＯ２对缺氧吸磷的抑制　促使ＧＡＯｓ竞争碳源的能力强于ＰＡＯｓ　Ｊ。Ｓａｔｉｏ　等［２２］通过进一步荧光原位杂交（ＦＩＳＨ）分析发现　ＧＡＯｓ确实与ＰＡＯｓ同时存在，ＧＡＯｓ所占的比例甚至　高于ＰＡＯｓ。因此，一定量的ＮＯｚ－在抑制ＰＡＯｓ活性　的同时会增强ＧＡＯｓ的活性。而ＧＡＯｓ的存在往往　是导致ＢＮＲ系统处理效果下降的原因之一，所以在　反硝化除磷的实际应用中应对ＮＯ２的浓度进行监　测分析。　４．４反硝化气体分析　Ｚｅｎｇ等［　Ｊ在ＳＢＲ系统中利用ＴＯＧＡ［２５　Ｊ传感器　进行实验，将好氧段的ＤＯ控制在０．５　ｍｇ／Ｌ，实现　了同步硝化反硝化（ＳＮＤ）与除磷的结合，且该　ＳＮＤ过程是通过中间产物ＮＯ２－实现的。通过对反　硝化所产生气体的分析发现气态氮的形式为Ｎ２Ｏ　而并非预计的　。进一步的批式实验结果表示，　单独以ＮＯ　为缺氧段电子受体仅产生Ｎ２；而单独　以Ｎ　为电子受体时先产生Ｎ２，当Ｎ　浓度超过　１　ｍｇ／Ｌ就会抑制Ｎ２的产生，取而代之的是Ｎ２Ｏ的　逸出。同时，经过磷吸收速率的比较分析得出反硝　化聚糖菌（ＤＧＡＯｓ）［２６　Ｊ与ＤＰＡＯｓ共同存在，且大部　分的反硝化作用是通过ＤＧＡＯｓ实现的。曾有报　道［２６　Ｊ指出反硝化聚糖菌在Ｎ　浓度高于　１—２　ｍｇ／Ｌ￣就会产生Ｎ２Ｏ，该观点与批式实验的　结果相一致，但不能解释在循环ＳＢＲ实验中Ｎ昕　浓度接近于零的条件下仍然产生Ｎ２Ｏ的现象。ＳＮＤ　现象发生的原因之一是活性污泥絮体内部传质受　限＿２　，结合此理论Ｚｅｎｇ等［　］对该现象做出了解　释：污泥絮体边缘的好氧微环境中硝化反应的产物　Ｎ　会在好氧、缺氧微环境的接触面积累，直到　产生足够的推动力而扩散到絮体中央进而实现反硝　化，此过程中ＮＯ２－浓度不断累积易于达到诱发　Ｎ２Ｏ产生的浓度。　一般地，氮的最终去除是通过反硝化作用转化　为气态氮而实现的，而对反硝化吸磷过程中产生气　体的分析甚少。Ｎ２Ｏ是典型的温室气体，其温室效　应约为ｃｏ２的３１０倍，Ｚｅｎｇ等的发现应引起重视，　今后应针对反硝化除磷中气体的产生进行研究，进　一步明确反硝化除磷的具体过程。　维普资讯 http://www.cqvip.com

ｌ２２　四川环境　２５卷　５　结　论　利用ＤＰＡＯｓ进行反硝化除磷的ＳＢＲ工艺由于　具有节省碳源、能耗少、氮磷去除率高等优势而引　起环境工程师的重视。但是在ＮＯｒ对反硝化除磷　的影响方面的研究还有待加强，笔者认为今后的研　究重点为：根据水质条件，确定Ｎ　对反硝化除　磷产生抑制的上限浓度；对反硝化产生的气体进行　监测分析，明确反硝化过程的最终产物；采用在线　监测ＮＯｒ浓度，实时控制曝气，实现短程硝化反　硝化与除磷的结合。　参考文献　Ｐｅｔｅｒ　Ｊ，Ｊｅｓｐｅｒｓｅｎ　Ｋ，Ｈｅｎｚｅ　Ｍ，ｄ　．Ｂｉｏｌ晒ｃａｌ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｕｐｔａｋｅ　ｕｎｄｅｒ　ａｎｏｘｉｃ　ａｎｄ　ａｅｒｏｂｉｃ　ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｗａｒ．Ｒｅｓ，１９９３，７（４）：６１７一　‘６２４．　［２］　Ｋｌｌｂａ　Ｔ．ｖａｌｌ　Ｉｏ０ｓｄｒｅｃｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ．Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｆｒｏｍ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｂｙ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ—ａｎｏｘｉｃ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈ　ｒｅａｃｔｏｒ［Ｊ］．Ｗａｒ　Ｓｅｉ　Ｔｅｃｈ，　１９９３，２７（５－６）：２４１—２５２．　［３］　Ｂｏ￣ｏｎｅ　Ｇ，Ｌｉｂｅｌｌｉ　Ｓ　Ｍ，Ｔｉｌｃｈｅ　Ａ，ｄ　ｏＪ．Ａｎｏｘｉｃ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｕｐｔａｋｅ　ｉｎ　ｔｈｅＤＥＰＨＡＮＯＸｐｒｅｅｓｓ［Ｊ］．Ｗａｔ　ＳｃｉＴｅｃｈ，１９９９，４ｏ（４－５）：１７７．１８５．　［４］　ＫｕｂａＴ．ｖａｎ　ｋｌ０ｓｄｒｅｃｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ，Ｈｅｉｊｎｅｎ　Ｊ　Ｊ．Ａ　ｍｅｔａｂｏｌｉｃ　ｍｏｄｅｌ　ｆｏｒ　ｂｉｏｌ６Ｏｃａｌ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｂｙ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ【Ⅱ　ｌ１ｉ豇璐［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｃｈ—　ｎｏｌ　Ｂｉｅｎｇ，１９９６，５２（６）：６８５－６９５．　［５］　Ｓｍｏｌｄｅｒｓ　Ｇ　Ｊ　Ｆ，Ｖｉｌｌａ　ｄｅｒ　Ｍｅｉｊ　Ｊ，ｖａｎ　Ｌｏｏｓｄｒｅｃｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ，ｄ　ｏＪ．Ｍｏｄｅｌ　ｏｆｔｈｅ　ａｎａｅｒｏｂｉｃｍｅｔａｂｏｌｉｓｍ　ｏｆｔｈｅ　ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ｐｈｏｓｐｈ０ｍｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｐｒｏ—　ｃｅｓ￥：Ｓｔｏｉｃｈｉｏｍｅｔｒｙ　ｎａｄ　ｐＨ　ｉｎｌｆｕａｎｃｅ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌ　Ｂｉｏｅｎｇ，１９９４，４３　（６）：４６１－４７０．　［６］　Ｓｍｏｌｄｅｒｓ　Ｇ　Ｊ　Ｆ，ｖａｉｌ　ｄｅｒ　Ｍｅｉｊ　Ｊ，ｖａｉｌ　Ｌｏｏｓｄｒｅｃｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ，ｄ　ｏＪ．Ｓｔｏｉ—　ｃｈｉｏｍｅｔｒｉｃｍｏｄｅｌ　ｏｆｔｈｅａｅｒｏｂｉｃｍｅｔａｂｏｌｉｓｍ　ｏｆｔｈｅ　ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ｐｈｏｓｐｈｏ—　ｕｒｓ　ｅｒｍｏｖｌａ　ｐｒｏｃｅｓｓ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｃｈｎｏｌ　Ｂｉｏｅｎｇ，１９９４，４４（７）：８３７—８４８．　［７］　Ｍｉｎｏ　Ｔ。Ｖａｎ　Ｌｏｏｓｄｒｅｃｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ．Ｈｅｉｊｎｅｎ　Ｊ　Ｊ．Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ　ａｎｄ　ｂｉｏ—　ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ　ｏｆ　ｔｈｅ　ｅｎｈａｎｃｅｄ　ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｐｒｏｃｅｓｓ［Ｊ］．　Ｗａｔ　Ｒｅｓ，１９９８，３２（１１）：３１９３—３２０７．　［８］　Ｍｕｒｕｌｅｉｔｎｅｒ　Ｅ。ＫｕｂａＴ，ｖａｎ　Ｌｏｏｓｄｒｅｃｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ，ｄ　ｏＪ．Ａｎ　ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄ　ｍｅｔａｂｏｌｉｃｍｏｄｅｌｆｏｒｔｈｅ　ａｅｒｏｂｉｃ　ａｎｄ　ｄｅｎｉｔｉｆｆｙｉｎｇ　ｂｉｏｌ０ｇｉｃａｌ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｅｒｍｏｖａｌ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｈｎｏｌ　Ｂｉｏｅｎｇ，１９９７，５４（５）：４３４－－４５０．　［９］　ＫｕｂａＴ．ｖａｎ　Ｌｏｏｓｄｒ￣ｈｔＭ　ＣＭ，Ｈｅｉｊｎｅｎ　Ｊ　Ｊ．Ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓａｎｄ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｅｒｍｏｖａｌｗｉｈｔｍｉｎｉｍａｌ　ＣＯＤ　ｒｅｑｕｉｒｅｍｅｎｔ　ｂｙ　ｉｎｔｅｇｒａｔｉｏｎ　ｏｆ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ　ｄｅｐｈｏｓｐｈａｔａｔｉｎｏ　ａｎｄ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａｔｉｎｏ　ｉｎ　ａ　ｔｗｏ－ｓｌｕｄｇｅ　ｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．Ｗａｔ　Ｒｅｓ，１９９６，３０（７）：１７０２－１７１０．　［１０］　Ｌｅｅ　Ｄ　Ｅ，Ｊｅｏｎ　Ｃ　０，Ｐａｒｋ　Ｊ　Ｍ．Ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ　ｎｉｔｒｏｇｅｎ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｗｉｔｈ　ｅｌｌ—　ｈａｎｃｅｄ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｕｐｔａｋｅ　ｉｎ　ｆｌ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈ　ｒｅａｃｔｏｒ　ｕｓｉｎｇ　ｓｉｎｇｌｅ　ｓｌｕｄｇｅ　ｓｙｓｔｅｍ［Ｊ］．Ｗａｒ　Ｒｅｓ，２００１，３５（１６）：３９６８－３９７６．　Ｔｓｕｎｅｄａ　Ｓ，ＯｈｎｏＴ，ＳｅｅｊｉｒｍＫ，ｄ　．Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓｎｉｔｒｏｇｅｎａｎｄ　ｐｈｏｓ—　ｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｕｓｉｎｇ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ—ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｎｇ　ｏｒｇａｎｉｓｍｓ　ｉｎ　ａ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ｂａｔｃｈ　ｒｅａｃｔｏｒ［Ｊ］．Ｂｉｏｃｈｅｉｍｃａｌ　Ｅｎｇｉｎｅｅｒｉｎｇ　Ｊｏｕｒｎａｌ，　２００５，２７（３）：１９１—１９６．　［１２］李勇智，彭永臻，王淑莹．厌氧／缺氧ＳＢＲ反硝化除磷效能的　研究［Ｊ］．环境污染治理技术与设备，２００３，４（６）：９．１２．　［１３］杨国靖，李ｄ，Ｎ，曾光明，等．利用好氧颗粒污泥实现同时除磷　脱氮［Ｊ］．中国给水排水，２０ｏ５，２１（２）：１８．２２．　［１４］　Ｉｊｕ　Ｙ，Ｔａｙ　Ｊ　Ｈ．Ｓｔａｔｅ　ｏｆ　ｔｈｅ　ａｒｔ　ｏｆ　ｂｉｏｇｒａｎｕｌａｔｉｏｎ　ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ　ｆｏｒ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ　ｔｒｅａｌｕｒｅｎｔ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｃｅｈｎｏｌｏｇｙ　Ａｄｖｅｎｃｅｓ，２ＯＯ４，２２（７）：５３３—　５６３．　［１５］Ｃｈｕａｎｇ　Ｓ　Ｈ，Ｏｕｙａｎｇ　Ｃ　Ｆ，Ｗａｎｇ　Ｙ　Ｂ．Ｋｉｎｅｔｉｃ　ｃｏｎｒｐｅｔｉｔｉｏｎ　ｂｅ￣ｅｅｎ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｌｅａｓｅ　ａｎｄ　ｄｅｎｉｔｒｔｌｃａｔｉｏｎ　ｏｎ　ｓｌｕｄｇｅ　ｕｎｄｅｒ　ａｎｏｘｉｃ　ｃｏｎｄｉ—　ｉｆｏｎ［Ｊ］．Ｗａｔ　Ｒｅｓ，１９９６；３０（１２）：２９６１－２９６８．　［１６］Ｍｅｉｎｈｏｌｄ　Ｊ，Ａｒｎｏｌｄ　Ｅ，Ｉｓａａｃｓ　Ｓ．Ｅｆｆｃｅｔ　ｏｆ　ｎｉｔｒｉｔｅ　ｏｎ　ａｎｏｘｉｃ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｕｐｔａｋｅｉｎ　ｂｉｄｏｇａ‘ｃａｌ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ａｃｔｉｖａｔｄｅ　ｓｌｕｄｇｅ［Ｊ］．ｗａｔ　Ｒｅｓ，１９９８，３３（８）：１８７１—１８８３．　［１７］王亚宜，王淑莹，彭永臻．ＭＩＳＳ、ｐＨ及Ｎ　一Ｎ对反硝化除磷的　影响［Ｊ］．中国给水排水，２０（Ｏ，２１（７）：４７－５１．　［１８］Ａｌａｎ　Ｊ，Ｄａｉｄｏｕ　Ｔ，Ｔｓｕｎｅｄａ　Ｓ，ｄ　ｏＪ．Ｍｅｔａｂｏｌｉｃ　ｂｅｈａｖｉｏｒ　ｏｆ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ　ｐｈｏｓｐｈａｔ－ｅａｅｃｕｍｕｌａｔｉｎｇ　ｏｒｇａｎｉｓｍｓ　ｕｎｄｅｒ　ｎｉｔｒａｔｅ　ａｎｄ　ｎｉｔｒｉｔｅ　ｅｌｃｅｔｒｏｎ　ｃａｃｅｐｔｏｒ　ｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ［Ｊ］．Ｊ　Ｂｉｓｏｃｉ　Ｂｉｅｎｇ，２００１，９２（５）：４４２４４６．　［１９］Ｈｕ　Ｊ　Ｙ，Ｏｎｇ　Ｓ　Ｌ，Ｎｇ　Ｗ　Ｊ，ｅｔ　．Ａ　ｎｅｗ　ｍｅｔｈｏｄ　ｆｏｒ　ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚｉｎｇ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｂａｃｔｅｒｉａ　ｂｙ　ｕｓｉｎｇ　ｔｈｒｅ　ｄｉｆｅｒｅｎｔ　ｔｙｐｅｓ　ｏｆ　ｅｌｅｃｔｒｏｎ　ｃａｃｅｐｔｏｒｓ［Ｊ］．Ｗａｔ　Ｒｅｓ，２００３，３７（１４）：３４６３－３４７１．　［２０］ＭａｌｌｅｒｒＭ，ＡｂｒａｍｏｖｉｃｈＤ，ＳｉｅｇｒｉｓｔＨ，ＧｕｊｅｒＷ．Ｋｉｎｅｔｉｃｓ　ｏｆｂｉｏｌｏｇｉｃａｌｌｙ　ｉｎｄｕｃｅｄ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ　ｉｎ　ｗａｓｔｅ－ｗａｔｒｅ　ｔｒｅａｔｍｅｎｔ［Ｊ］．ｗａｔ　Ｒｅｓ，１９９９，３３（２）：４８４４９３．　［２１］Ｋｕｂａ　Ｔ，ｖａｎ　Ｌｏｏｓ＆ｅｅｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ，Ｈｅｉｊｎｅｎ　Ｊ　Ｊ．Ｅｆｆｃｅｔ　ｏｆ　ｃｙｃｌｉｃ　ｏｘｙｇｅｎ　ｅｘｐｏｓｕ／￣ｏｎ　ｔｈｅ　ａｃｔｉｖｉｔｙ　ｏｆ　ｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｂａｃｔｅｉｒａ　［Ｊ］．ｗａｔ　Ｓｃｉ　Ｔｅｃｈｎｏｌ，１９９６，３４（１－２）：３３－４０．　【２２　Ｊ　Ｓａｔｉｏ　Ｔ，Ｂ　ａｎｏｖｉｃ　Ｄ，ｖａｎ　Ｌｏｏｓｄｒ￣ｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ．Ｅｆｆｅｃｔ　ｏｆ　ｎｉｔｒｉｔｅ　ｏｎ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ｕｐｔａｋｅ　ｂｙ　ｐｈｏｓｐｈａｔｅ　ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｎｇ　ｏｒｇａｎｉｓｍｓ［Ｊ］．ｗａｔ　Ｒｏｓ，２ＯＯ４，３８（１７）：３７６０—３７６８．　［２３］Ｚｅｎｇ　Ｒ　Ｊ，ｖｎａ　Ｌｏｓｏｄｒｅｃｈｔ　Ｍ　Ｃ　Ｍ，Ｙｕａｎ　Ｚ　Ｇ，ｅｔ　ａ１．Ｍｅｔａｂｏｌｉｃ　ｍｏｄｅｌ　ｏｆｒ　ｇｌｙｃｏｇｅｎ　ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｎｇ　ｏｒ￣ａｎｌｓｍ￥ｉｎ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ／ａｅｒｏｂｉｃ　ａｃｔｉｖａｔｅｄ　ｓｌｕｄｇｅ　ｓｙｓｔｅｍｓ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｅｈｎｏｌ　Ｂｉｏｅｇｎ，２００３，８１（１）：２９—１０５．　【２４　Ｊ　Ｚｅｎｇ　Ｒ　Ｊ，￣ｍａｉｒｅ　Ｒ，Ｙｕａｎ　Ｚ　Ｈ，ｄ　ｏＪ．Ｓｉｍｕｌａｔａｎｅｏｕｓ　ｎｉｔｒｉｉｆａｃｔｉｎｏ，　ｄｅｎｉｔｒｉｆｉａｃｔｉｏｎ，ａｎｄ　ｐｈｏｓｐｈｏｒｕｓ　ｒｅｍｏｖａｌ　ｉｎ　ａ　ｌａｂ－ｓｃａｌｅ　ｓｅｑｕｅｎｃｉｎｇ　ａｂｔｃｈ　ｒｅａｃｔｏｒ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｃｅｎｈｏｌ　Ｂｉｅｎｇ，２００３，８４（２）：１７０．１７８．　［２５］Ｐｒａｔｔ　Ｓ，Ｙｕａｎ　Ｚ，Ｇａｐｅｓ　Ｄ，ｄ　ａ１．Ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ　ｏｆｆｌ　ｎｏｖｅｌ　ｔｉｔｒａｔｉｏｎ　ａｎｄ　ｏｆｆ－ｇａｓ　ａｎａｌｙｓｉｓ（ＴＯＧＡ）ｓｅｎｓｏｒ　ｆｏｒ　ｓｔｕｄｙ　ｏｆ　ｂｉｏｌｏｇｉａｃｌ　ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ　ｉｎ　ｗａｓｔｅｗａｔｅｒｔｒｅｔａｍｅｎｔ　ｓｙｓｔｅｍｓ［Ｊ］．Ｂｉｏｔｃｅｎｈｏｌ　Ｂｉｏｅｎｇ，２００３，８１（４）：　４８２４９５．　【２６　Ｊ　Ｚｅｎｇ　Ｒ　Ｊ，Ｙｕａｎ　Ｚ，Ｋｅｌｌｅｒ　Ｊ，ｅｔ　ｏＪ．Ｅｎｒｉｃｈｍｅｎｔ　ｏｆｄｅｎｉｔｒｉｆｙｉｎｇｇｌｙｃｏｇｅｎ　ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｎｇ　ｏｒｇａｎｉｓｍｓ　ｉｎ　ａｎａｅｒｏｂｉｃ／ａｎｏｘｉｃ　ａｃｔｉｖａｔｄｅ　ｓｌｕｄｇｅ　ｓｙｓｔｅｍ　［Ｊ］．Ｂｉｏｔｃｅｈｎｏｌ　Ｂｉｏｅｎｇ，２ＯＯ３，８１（４）：３７９－４０４．　【２７　Ｊ　Ｐｏｃｈａｎａ　Ｋ，Ｋｅｌｌｅｒ　Ｊ．Ｓｔｕｄｙ　ｏｆ　ｆａｃｔｏｍ　ａｆｃｅｔｉｎｇ　ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ　ｎｉｔｒｉｉｆｃａ—　ｔｉｏｎ　ｎａｄ　ｄｅｎｉｔｒｉｉｆａｃｔｉｏｎ（ＳＮＤ）［Ｊ］．Ｗａｔ　Ｓｃｉ　Ｔｅｃｈｎｏｌ，１９９９，３９（６）：　６１－６８．