反硝化除磷技术

反硝化除磷技术概述土建学院季斌摘要：反硝化除磷技术是废水生物除磷的一个新方式，能够解决废水处理工艺运行中碳源不足、污泥产量大和好氧阶段曝气能耗大等问题，因而受到环境保护领域的关注。

文章对反硝化除磷的机理、影响因素、现有工艺及研究现状做出综述。

关键词：废水处理；反硝化除磷；DPBs ;缺氧吸磷Abstract: As a new way to achieve waste water biological phosphorus removal, denitrifying phosphorus removal tech no logy can resolve problems such as orga nic deficie ncy, large product ion of sludge and big energy consumption. It gets much attention from environmental protection doma in. The mecha ni sms, effect factors, processes and research status of den itrify ing phosphorus removal were reviewed and discussed in the paper.Key words :wastewater treatment; denitrifying dephosphatation ; DPBs ；anoxic phosphorus uptake 污水脱氮除磷技术因能有效控制水体富营养化，因而是现阶段污水生物处理技术研究的热点问题。

传统的生物脱氮除磷是利用硝化菌和反硝化菌脱氮、聚磷菌PAOs （Phosphorusaccumulating organism）除磷达到去除目的。

由于释磷和反硝化菌反硝化都需要碳源，两种菌争夺进水中的碳源，当可用碳源量不足时，磷的去除效率将受到影响。

《基于宏基因组的反硝化除磷系统微生物多样性及功能研究》篇一一、引言随着水体富营养化问题的日益严重，氮、磷等营养元素的去除已成为当前水处理领域的重要研究课题。

反硝化除磷技术作为一种新型的生物脱氮除磷技术，具有节能、高效等优点，其核心在于系统内的微生物多样性及功能研究。

本文基于宏基因组技术，对反硝化除磷系统中的微生物多样性及功能进行深入研究，旨在为实际水处理工程提供理论依据和技术支持。

二、材料与方法2.1 研究区域与样本采集本研究选取了多个不同运行阶段的反硝化除磷系统作为研究对象，采集了系统中的活性污泥样本。

2.2 宏基因组技术采用宏基因组技术对样本中的微生物进行测序和分析，包括DNA提取、文库构建、高通量测序等步骤。

2.3 数据分析方法运用生物信息学软件对测序数据进行处理和分析，包括序列质量控制、OTU聚类、物种注释、功能预测等。

三、结果与分析3.1 微生物多样性分析通过对样本的宏基因组测序数据进行分析，得到了系统中的微生物种类和丰度信息。

结果表明，反硝化除磷系统中存在大量的细菌和古菌，主要包括变形菌门、拟杆菌门、厚壁菌门等。

此外，系统中还存在着一些具有特殊功能的微生物群落，如反硝化细菌、聚磷菌等。

3.2 微生物功能分析通过对测序数据进行功能预测，发现系统中存在着多种与氮、磷去除相关的功能基因。

其中，反硝化功能基因和聚磷代谢功能基因是系统中的主要功能基因。

此外，系统中还存在着一些与有机物降解、电子传递等相关的功能基因。

3.3 微生物群落结构与运行阶段的关系通过对不同运行阶段系统中的微生物群落结构进行分析，发现微生物群落结构与系统的运行状态密切相关。

在系统启动阶段，主要以一些适应新环境的微生物为主；在系统稳定运行阶段，微生物群落结构相对稳定，各种功能微生物的丰度也较为均衡。

四、讨论本研究通过宏基因组技术对反硝化除磷系统中的微生物多样性及功能进行了深入研究。

结果表明，系统中存在着丰富的微生物种类和功能基因，这些微生物在氮、磷去除过程中发挥着重要作用。

厌氧—缺氧—好氧生物脱氮除磷工艺设计计算生物脱氮除磷是一种通过厌氧菌和好氧菌共同作用来去除废水中的氮和磷的处理工艺。

该工艺主要包括厌氧反硝化除磷和好氧硝化除磷两个步骤，可以有效地减少废水中的氮和磷含量，达到环境排放标准。

下面将介绍该工艺的设计计算流程。

1.厌氧反硝化除磷设计计算1.1确定厌氧区域反硝化除磷装置的容积根据出水目标和进水水质参数，确定硝化除磷装置的容积。

厌氧区域反硝化除磷装置通常采用厌氧池或厌氧反应器，其容积可以根据以下公式计算：V_an = Q × HRT_an其中，V_an为厌氧区域反硝化除磷装置的容积（m3），Q为进水流量（m3/d），HRT_an为厌氧区域的停留时间（d）。

1.2确定厌氧菌的氮和磷去除效率根据厌氧反硝化除磷装置的设计目标和进水水质参数，确定厌氧区域的氮和磷去除效率。

根据实际情况，可以选择合适的厌氧菌类型和操作条件来实现预期的去除效果。

2.好氧硝化除磷设计计算2.1确定好氧区域硝化除磷装置的容积根据出水目标和进水水质参数，确定硝化除磷装置的容积。

好氧区域硝化除磷装置通常采用好氧池或好氧反应器，其容积可以根据以下公式计算：V_ao = Q × HRT_ao其中，V_ao为好氧区域硝化除磷装置的容积（m3），HRT_ao为好氧区域的停留时间（d）。

2.2确定好氧菌的氮和磷去除效率根据好氧硝化除磷装置的设计目标和进水水质参数，确定好氧区域的氮和磷去除效率。

根据实际情况，可以选择合适的好氧菌类型和操作条件来实现预期的去除效果。

3.总体设计计算根据上述步骤确定的厌氧区域和好氧区域的容积和停留时间，可以进行总体设计计算。

3.1确定总体反硝化除磷装置的容积厌氧区域和好氧区域的容积和停留时间可以按照一定比例确定，通常根据实践经验选择合适的比例。

总体反硝化除磷装置的容积可以根据以下公式计算：V_total = V_an + V_ao其中，V_total为总体反硝化除磷装置的容积（m3）。

反硝化除磷中氮磷含量1. 简介反硝化除磷是一种将废水中的氮和磷去除的方法。

氮和磷是废水中主要的营养物质，过量的排放会导致水体富营养化，引发水质问题。

反硝化除磷通过利用微生物的作用，将废水中的氮和磷转化为气体形式从而去除。

2. 氮磷含量的意义氮和磷是废水中的主要营养物质，其含量的高低直接影响到废水的处理效果和水体的质量。

过高的氮磷含量会导致水体富营养化，引起藻类大量繁殖，形成赤潮等现象，对水生生物和生态系统造成严重影响。

因此，控制废水中的氮磷含量是保护水体环境的重要任务。

3. 反硝化除磷原理反硝化除磷利用了两种微生物的作用：反硝化菌和聚磷菌。

3.1 反硝化菌反硝化菌是一类能够利用硝酸盐作为电子受体，将废水中的硝酸盐还原为氮气的细菌。

在反硝化除磷过程中，反硝化菌利用废水中的硝酸盐作为电子受体，将其还原为氮气，从而去除废水中的氮。

3.2 聚磷菌聚磷菌是一类能够利用废水中的磷酸盐合成多聚磷酸盐的细菌。

在反硝化除磷过程中，聚磷菌利用废水中的磷酸盐合成多聚磷酸盐，从而将废水中的磷去除。

4. 反硝化除磷工艺反硝化除磷工艺一般包括预处理、反硝化除磷反应器和沉淀池三个部分。

4.1 预处理预处理主要包括调节废水的pH值和温度，以及去除废水中的杂质。

调节pH值和温度可以提供适宜的环境条件，促进反硝化除磷反应的进行。

去除废水中的杂质可以减少反应器的堵塞和污染，提高反应器的效果。

4.2 反硝化除磷反应器反硝化除磷反应器是反硝化除磷工艺的核心部分。

反硝化除磷反应器中有大量的反硝化菌和聚磷菌，它们共同完成氮磷的去除。

在反硝化除磷反应器中，废水经过一系列的处理，包括曝气、混合、沉淀等过程，从而达到去除氮磷的效果。

4.3 沉淀池沉淀池是反硝化除磷工艺的最后一道工序。

在沉淀池中，废水中的悬浮物和絮凝物被沉淀下来，从而使水体变得清澈。

沉淀池还可以起到储存废水的作用，使废水在排放前达到一定的稳定性。

5. 反硝化除磷的应用反硝化除磷广泛应用于城市污水处理厂、工业废水处理厂以及农村生活污水处理等领域。

反硝化除磷反硝化除磷是用厌氧/缺氧交替环境来代替传统的厌氧/好氧环境,驯化培养出一类以硝酸根作为最终电子受体的反硝化聚磷菌(denitrifying phos-phorus removing bacteria,简称DPB)为优势菌种,通过它们的代谢作用来同时完成过量吸磷和反硝化过程而达到脱氮除磷的双重目的。

应用反硝化除磷工艺处理城市污水时不仅可节省曝气量,而且还可减少剩余污泥量,即可节省投资和运行费用。

1反硝化除磷理论在对除磷脱氮系统的研究过程中发现,活性污泥中的一部分聚磷菌能以硝酸盐作为电子受体在进行反硝化的同时完成过量吸磷。

1993年荷兰Delft大学的Kuba在试验中观察到:在厌氧/缺氧交替的运行条件下,易富集一类兼有反硝化作作为电子受体,且用和除磷作用的兼性厌氧微生物,该微生物能利用Ｏ2或ＮＯ-3其基于胞内PHB和糖原质的生物代谢作用与传统Ａ/Ｏ法中的聚磷菌(PAO)相似。

针对此现象研究者们提出了两种假说来进行解释:①两类菌属学说,即生物除磷系统中的ＰＡＯ可分为两类菌属,其中一类ＰＡＯ只能以氧气作为电子受体,而另一类则既能以氧气又能以硝酸盐作为电子受体,因此它们在吸磷的同时能进行反硝化;②一类菌属学说,即在生物除磷系统中只存在一类ＰＡＯ,它们在一定程度上都具有反硝化能力,其能否表现出来的关键在于厌氧/缺氧这种交替环境是否得到了强化。

如果交替环境被强化的程度较深则系统中ＰＡＯ的反硝化能力较强,反之则系统中ＰＡＯ的反硝化能力弱,即ＰＡＯ不能进行反硝化除磷。

也就是说,只有给ＰＡＯ创造特定的厌氧/缺氧交替环境以诱导出其体内具有反硝化作用的酶,才能使其具有反硝化能力。

这两种假说都有各自的支持者,但大部分研究人员都赞同前者。

是否可作为生物除磷过程的电子受体,Vlekke(1987年)和就ＮＯ-3Takahiro(1992年)等分别利用厌氧—缺氧ＳＢＲ(anaerobic/anoxicSBR,简称Ａ2ＳＢＲ)系统和固定生物膜反应器进行了试验研究。

AOA工艺内源反硝化强化深度脱氮除磷AOA工艺内源反硝化强化深度脱氮除磷摘要：过量的氮和磷污染对水体生态造成严重威胁，因此高效的脱氮除磷技术显得尤为重要。

AOA工艺内源反硝化技术是近年来被广泛研究和应用的一种脱氮除磷技术。

本文通过介绍AOA工艺的原理、优势和应用，探讨其在深度脱氮除磷方面的应用前景和潜力。

一、引言水体中的氮和磷污染是近几十年来全球面临的严重环境问题之一。

氮和磷是水体生物生长和发展所必需的元素，但过量的氮磷导致了水体富营养化，引发藻类大量繁殖，水质恶化，甚至导致水体缺氧和死亡。

因此，高效的脱氮除磷技术对于改善水质，保护水体生态环境至关重要。

二、AOA工艺的原理和优势AOA工艺（Anaerobic-Anoxic-Aerobic）是一种采用内源反硝化方式进行脱氮除磷的工艺。

其原理是通过在一个系统中引入缺氧和厌氧环境，利用内源反硝化菌将硝态氮还原为氮气，并通过缺氧环境中的异养微生物将磷酸盐转化为无机磷，从而达到脱氮除磷的效果。

AOA工艺相较于传统的生物处理技术具有以下优势：1. 高效脱氮除磷：AOA工艺通过内源反硝化和异养微生物的耦合作用，能够实现高效的脱氮和除磷效果，大大降低了水体中氮磷浓度。

2. 节约能源：传统的脱氮除磷技术往往需要外源供碳源，而AOA工艺通过内源反硝化可以利用废水中的有机物作为碳源，减少了外源能源的需求。

3. 减少污泥产生：传统的脱氮除磷技术常常伴随着大量的污泥产生，而AOA工艺由于使用了内源反硝化菌和异养微生物，大大降低了污泥产生量。

三、AOA工艺在深度脱氮除磷方面的应用前景和潜力AOA工艺作为一种新兴的脱氮除磷技术，目前已经被应用于许多水处理厂和污水处理厂。

它在深度脱氮除磷方面具有很大的应用前景和潜力。

1. 提高脱氮效果：AOA工艺可以通过调节操作条件和优化菌种结构，进一步提高脱氮效果，从而满足更加严格的脱氮要求。

2. 实现资源回收利用：AOA工艺不仅可以脱氮除磷，还可以回收废水中的有机物和磷酸盐，实现资源的回收利用，减少对外部环境的依赖。

反硝化除磷工艺原理以及研究进展反硝化除磷工艺一直以来都是污水处理领域研究的热点，随着环保意识的不断提高，工艺的研究、改进和应用也在不断推进。

在这篇文章中，我们将重点介绍反硝化除磷工艺的原理、发展历程以及目前的研究进展，并对其未来的应用前景进行展望。

1. 反硝化除磷工艺的原理反硝化除磷工艺是一种利用硝化-反硝化的生物反应过程去除污水中氮、磷元素的工艺。

其原理是，通过污水里的有机物质，使污水中的有机物质被氨氧化成以NH4+为主要形态的氮化物，然后将NH4+通过硝化由细菌氧化成NO3-。

而在后续的反硝化过程中，反硝化细菌利用NO3-作为电子受体，将NO3- 还原成N2气体，同时磷元素被沉淀在活性污泥中。

2. 反硝化除磷工艺的发展历程反硝化除磷工艺的研究可追溯至上世纪60年代，当时相关研究人员在对生活污水处理过程中，意外发现生物膜反应器在净化污水时可同时达到除磷和除氮的效果，同时出水中还具有较低的有机物含量。

然而，由于当时的反硝化除磷工艺并不完善，存在的问题较多，因此直到上世纪80年代，才逐渐发展出采用前置浸出法去除COD，此后通过反硝化除磷，再加上碳源补加进一步提高除磷效果的新工艺。

随着上述工艺不断完善，反硝化除磷工艺逐步成为了当今污水处理领域中广泛应用的一种成熟工艺方法。

3. 反硝化除磷工艺的研究进展自反硝化除磷工艺被提出以来，相关领域的研究工作已经取得了许多进展，其中包括：(1) 研究采用新型碳质填料增强反硝化除磷工艺的效果新型碳质填料具有高比表面积、孔径分布均匀、生物可附着性好等特点，对于提高反硝化除磷工艺的效果具有良好的应用前景。

研究中发现，采用新型碳质填料结合生物反应器培养啮齿动物阶段污泥，反应器内的Pb2+、Cu2+等重金属离子含量分别下降了50%、74%。

(2) 研究通过温度的调节来影响反硝化除磷的效率研究发现，适当降低反硝化除磷工艺中反硝化反应的温度可以提高反应效率。

此外，在反应器中采用沼气将一些固体废弃物转化为高含量的磷酸盐，可增强反硝化除磷的效果，而不改变反应器的能源消耗情况。

废水生物处理新技术
废水生物处理新技术是指在传统的废水处理方法基础上，采用了一系列更先进的生物处理技术来处理废水。

以下是几种常见的废水生物处理新技术：
1. 反硝化除磷技术：采用特殊的细菌可以同步实现去除废水中的氮和磷，有效降低废水中的营养物质含量。

2. 厌氧氨氧化技术：利用厌氧细菌将废水中的氨氮转化为硝酸盐，从而实现氨氮的去除。

3. 曝气膜生物反应器技术：利用微孔曝气膜将氧气均匀地输送到生物反应器中，提高废水处理的氧气利用效率。

4. 生物高分子吸附剂技术：利用特殊的微生物聚合物吸附剂来吸附和去除废水中的污染物，如重金属离子等。

5. 纳米生物技术：利用纳米材料和生物技术相结合，提高废水处理的效率和降解能力。

这些新技术在提高废水处理效率、降低能耗、减少对环境的污染等方面具有显著的优势，有望在废水处理领域得到广泛应用。

污泥反硝化除磷能力1 引言在传统生物脱氮除磷工艺中，氮的去除主要是通过好氧硝化和缺氧反硝化两个独立的过程来实现，磷则是通过厌氧释磷和好氧吸磷两步完成.因此，同步脱氮除磷需要硝化菌、反硝化菌和聚磷菌(PAOs)同时参与.由于反硝化过程和释磷过程都需要有机物提供碳源，反硝化细菌和PAOs之间存在竞争，所以当污水中碳源不足时，系统对氮、磷的去除效果将受到影响.反硝化除磷菌(DNPAOs)可以利用同一碳源处理硝酸盐/亚硝酸盐和磷，从而避免了对有机碳源的竞争.DNPAOs能在厌氧条件下将有机物转化为PHA存储在细胞内，而且能利用硝酸盐或亚硝酸盐作为电子受体进行好氧吸磷.DNPAOs产能效率较低，污泥产量可以降低20%~30%.因此，DNPAOs在同步生物脱氮除磷中具有较大优势.颗粒污泥具有结构致密、沉降性能好、生物密度大、微生物种类多、污泥活性高、抗冲击能力强等优点.研究表明，颗粒污泥内部由于氧气渗透深度有限可以同时存在好氧/缺氧/厌氧环境，有利于同步脱氮除磷.在SBR反应器中，通过搅拌、曝气等选择压能够得到反硝化除磷颗粒污泥，这种颗粒污泥兼具反硝化除磷技术和颗粒污泥的优势.反硝化除磷颗粒污泥技术作为一种新型的污水处理技术，目前尚处于实验室小试阶段，尚未得到广泛应用，关于颗粒化过程的报道及颗粒污泥特性等的文章也不多见.为此我们进行本试验的探究，拟为反硝化除磷颗粒污泥的颗粒化过程及其特性提供一定的实践参考和理论依据.试验采用三套完全相同的SBR反应器R1、R2和R3，以A/O/A运行模式，接种普通絮状污泥，分别以普通人工配水、加Ca2+人工配水和实际生活污水为进水水源，进行反硝化除磷颗粒污泥的培养，并研究反硝化除磷颗粒污泥的相关特性及其除污性能.2 材料与方法2.1 试验装置本试验采用的3套SBR反应器R1、R2、R3形态结构完全相同，试验装置如图 1所示.反应器由有机玻璃加工制成，内径120 mm，外径220 mm，高800 mm，高径比H/D为6.7，有效容积7 L.SBR反应器的运行采用时间程序控制器进行自动控制，反应器全程不控温，均在室温(23~28 ℃)条件下运行.人工配水和实际生活污水由计量泵从反应器上部引入，厌氧和缺氧过程由搅拌仪实现，转速为300 r · min-1，好氧过程利用气泵从底部曝气实现.试验所用污泥取自武汉市沙湖污水处理厂二沉池，经初步处理后投加到反应器中，初始污泥浓度约为5000 mg · L-1.图1 SBR反应器示意图2.2 系统运行模式3套反应器均采用A/O/A模式，反应周期为8 h，每日运行3个周期，每周期排水比为50%.好氧段DO值控制在5.0 mg · L-1左右，缺氧段低于0.50 mg · L-1，厌氧段低于0.25mg · L-1.具体运行模式如表 1所示.表1 A/O/A模式不同阶段运行时间2.3 试验用水与水质本实验进行人工配水和实际生活污水的对比分析，其中，R1采用人工配水，R2采用加10 mg · L-1 Ca2+人工配水(Ca2+由CaCl2提供)，R3采用取自武汉大学茶港小区的实际生活污水.污水水质如表 2所示.同时人工配水中加入微生物生命活动所需的各种微量元素，微量元素组成如表 3所示.表2 人工配水和实际生活污水水质表3 微量元素液成分2.4 分析方法采用国家标准方法测定COD、NH4+-N、NO3--N、NO2--N、TN和TP，采用pHS-25型酸度计测量pH值，采用YSI5000型溶解氧测定仪测定DO.颗粒污泥外观形态及生物相采用电子显微镜进行观察，含水率和比重的测定采用重量法，比耗氧速率的测定采用污泥呼吸测量法.3 结果与分析3.1 颗粒污泥培养及特征接种污泥为浅黄褐色絮状，无明显丝状菌，活性较低.在SBR中不同进水培养过程中，絮状污泥由细小的不规则颗粒变成个体较大较饱满的颗粒，最终长成形状呈球形或椭球形，颜色为黄褐色或黑褐色，结构致密，边缘较清晰的颗粒污泥.研究发现，反硝化除磷颗粒污泥颜色较深，原因是缺氧段颗粒污泥内部pH较低，使部分金属盐沉积.R1~R3中颗粒污泥特性如表 4所示.从表 4可知，R1~R3间相比，R1、R2较R3中颗粒污泥平均粒径和比重偏高，含水率和比耗氧速率偏低.说明R1和R2中颗粒污泥孔隙率较小，生物密度较大，但微生物活性较R3低.造成这些区别的主要原因有二：一是R1和R2中污水负荷较R3中偏高，二是R3中生活污水成分较R1和R2中配水更为复杂.与活性污泥相比，R1~R3中颗粒污泥粒径和比重明显增加，含水率明显降低，比耗氧速率也有很大提高;与已有的关于反硝化除磷颗粒污泥报道相比，粒径、含水率和比重处于中等水平区间，但比耗氧速率偏小，分析主要是COD 负荷过低所致.表4 颗粒污泥特性对比3.2 启动期除污性能3.2.1 COD去除启动期R1~R3中COD去除情况如图 2所示.由图 2可以看出，R1、R2中COD去除率均较高，但R2平均出水COD较R1低，原因可能是Ca2+有助于颗粒污泥的形成，R2中反硝化除磷颗粒污泥成长速度较快.R3初期对COD有一定的去除能力，但当进水浓度变化时，这种能力不稳定，说明抗冲击负荷能力不强;后期，R3系统的处理能力逐渐增强并稳定，不随进水浓度的变化出现大的波动，此时系统内颗粒污泥已经逐渐成熟起来，具有较强的去污能力和抗冲击负荷能力.R3平均去除率低于R1、R2，主要是因为R3初期进水COD变化太大，抗冲击负荷能力弱，同时水中含有较多的惰性有机质难被微生物利用;后期去除率稳定在90%左右，说明R3具备了稳定高效的处理能力，同时具有较强的抗冲击负荷能力.图2 R1~R3中COD去除情况由此可见，反硝化除磷颗粒污泥启动阶段对COD的去除是很高效的，这主要是因为生物除磷过程是一个需能反应过程，必须供给足够的能量才能合成PHAs供微生物使用.本文结果与以往试验结果一致.3.2.2 氮的去除图 3为R1、R2和R3对NH4+-N的去除情况.从图 3中可以看出，R1和R2对NH4+-N的去除情况呈现与COD类似的规律，即R2的处理能力和处理效果较R1强且稳定.后期系统对NH4+-N的去除率都稳定在95%以上.R3前期对NH4+-N的处理能力比较强，这是因为系统中本来就存在一定数量的硝化细菌.当进水NH4+-N浓度从18.44 mg · L-1骤升到111.98 mg · L-1时，系统出水NH4+-N浓度也随之升高，去除率下降，这主要是由于系统硝化菌数量有限，未完全进行硝化反应;但系统抗冲击负荷能力很强，迅速恢复了高效去除NH4+-N能力，去除率上升并稳定在90%以上.+去除情况图3 R1~R3中NH4根据Kishida等的研究发现，反硝化除磷颗粒污泥启动过程中硝氮的去除率一般较高，基本可达95%以上，而普通SBR工艺去除率一般为90%左右.这说明反硝化除磷颗粒污泥工艺具有良好的同步脱氮除磷效果，主要原因是在颗粒污泥内部存在一个“缺氧区”，在此区域内能进行好氧条件下的反硝化作用，增加了氨氮的去除效果.图 4为R1、R2、R3对TN的去除情况.从图 4可以看出，R1和R2中前期TN去除效果波动较大，后期趋于平稳，主要是因为随着系统内絮状污泥逐渐转化为颗粒污泥，DNPAOs得到有效富集，提高了反硝化能力，使硝酸氮和亚硝酸氮彻底反硝化去除.与R1和R2相比，R3对TN的去除效果波动较大，并呈现出与NH4+-N去除效果类似的趋势.从图 4中还可以看出，在运行第30 d时，进水TN浓度骤升至114.16 mg · L-1，TN去除效果下降，但经过4 d的短时运行后，系统对TN 的去处效果又恢复了稳定，说明R3系统已经具备了很强的抗冲击负荷能力.图4 系统对TN的去除情况综合来看，R3系统对氨氮的去除效果与对总氮的去除效果并不同步，在对氨氮去除效果良好的基础上，系统只有具有良好的反硝化能力，才可以实现高效生物脱氮.3.2.3 磷的去除R1、R2和R3系统对TP的去除情况如图 5所示.从图 5中可见，R1、R2系统前期的除磷能力较差，出水浓度较高;中后期R1和R2系统除磷能力逐渐提高并保持稳定，最终TP去除率均可保持在90%左右;并且运行前期R1对TP去除能力较R2稍强，后期却稍弱于R2.分析原因可能是运行前期两系统中投泥量稍有差异，R1污泥浓度稍高于R2;运行后期R2中反硝化除磷颗粒污泥生长速度快于R1，致使R2中DNPAOs逐渐呈现优势.R3前期除磷效果较差，主要是因为系统中DNPAOs浓度较低，进水COD负荷不足;后期系统除磷效果逐步提高并趋于稳定，最终TP出水浓度稳定在1 mg · L-1以下，去除率高于90%.与R1、R2相比，R3出水平均TP浓度更低，因为R3进水平均TP浓度远低于R1、R2;R3平均去除率低于R1、R2系统，这是由于R3采用的生活污水中有机物浓度较低，可供DNPAOs吸收利用的短链脂肪酸较少，不利于DNPAOs的增长繁殖，系统除磷效率的提高较人工配水系统缓慢.图5 系统对TP的去除情况总体来看，与普通SBR工艺及颗粒污泥工艺相比，反硝化除磷颗粒污泥工艺对TP的去除是很高效的.这主要是由于氧气渗透深度的限制在颗粒污泥内部形成了好氧状态下的“好氧-缺氧-厌氧”分区，促进了同步反硝化除磷效能.在系统运行的第22 d，供电系统断电故障，导致R1~R3中去除情况波动.当系统供电恢复后，R1~R3也得以恢复正常.综合看来，R1、R2和R3系统出水COD、NH4+-N、TN均达到一级A排放标准，出水TP达到一级B标准，出水TP多维持在0.02~0.70 mg · L-1范围内.3.3 典型周期除污性能反硝化除磷颗粒污泥系统稳定后对COD、NH4+-N、TN和TP的去除效果较培养阶段有所提高，图 6为一典型周期内R1、R2和R3中污染物浓度变化情况.从图 6中可见，三系统对COD、NH4+-N、TN和TP的去除率都在90%左右，系统对污染物的去除稳定且高效.从图 6可以看出，一个周期内R1~R3中NH4+-N分别减少了143.66、160.91、41.87 g，对应的NO3--N增加量则仅为75.85、84.04、15.01 g.因此，根据的化学计量方程计算出通过好氧反硝化去除的NO3--N量分别为64.85、73.56、26.00 g.图6 典型周期营养物变化情况根据和)的报道，DNPAOs的反硝化吸磷率分别为2.10、1.97 g · g-1(以每克NO3--N吸收的P量(g)计)，本实验中均值为2.0 g · g-1.反硝化除磷分析及对比如表 5所示.由表 5可知，R1、R2中经DNPAOs去除的磷含量比例分别为42.01%、60.95%，与报道的50%较接近;与活性污泥和已有的反硝化除磷颗粒污泥报道数据相比，本实验中R1~R3的最大比释磷速率(SPRR)偏小，而最大比吸磷速率(SPUR)则偏大，主要是由于颗粒污泥内部存在扩散阻力，同时在好氧段中颗粒污泥内部PAOs由于氧气不足无法正常发挥作用吸磷，而DNPAOs厌氧比吸磷速率较好氧时.需要特别提出的是，已有报道中提出的DNPAOs去除的磷含量比例(1.97、2.10 g · g-1)均不适用于R3系统，已有数值偏大，具体系数有待进一步研究.分析原因是因为上述系数都是在人工配水条件下得到的，而生活污水系统组分复杂，影响因素更多.表5 反硝化除磷分析及对比4 颗粒化机制探析在好氧颗粒污泥的形成过程中，选择压假说是最受认可的，选择压可以分为水力选择压和生物选择压.通过控制反应器的结构特性(主要是H/D)和水力条件等将性能差的污泥淘汰，同时通过改变混合液中有机负荷选择适宜的微生物种类和数量.本试验通过逐步降低沉降时间、曝气提供水力剪切力、A/O/A交替运行等水力选择压来促进反硝化除磷颗粒污泥的形成;通过逐步缩短好氧段运行时间，延长缺氧段运行时间来强化反硝化除磷能力.具体表现为：①逐步缩短反应器沉降时间(由起始的20 min逐步降低至2 min)，在此过程中排出沉降性能差的污泥，富集沉降性能优良的菌胶团.②通过曝气为反应器提供连续、均匀水力剪切力，同时提供充分混合的好氧条件(好氧段DO值约5 mg · L-1)，以促进细胞之间的自凝聚.③A/O/A交替运行模式为具有反硝化除磷功能的细菌提供理想的生长环境，使其在同丝状细菌的竞争中处于优势地位，提供较大的传质动力.同时，一些学者提出了好氧颗粒污泥形成的晶核假说，无机晶核在反应前期提供细胞凝聚的晶核，促进颗粒污泥的快速形成.本试验R2系统中加入10 mg · L-1 Ca2+使反应器颗粒污泥形成速度较快，也可以佐证这种观点。