Orbal 氧化溝同時硝化/反硝化及生物除磷的機理研究
摘要：對6個采用分段、閉環溝道的Orbal氧化溝工藝運行數據進行了 分析 評定，以確定在該工藝中同時發生生物脫氮除磷的程度。較低的總氮出水濃度表明，同時硝化/反硝化在Orbal工藝中很易發生。由于泥齡較長并保持外溝道低溶解氧，有利于硝化菌的生長并提高脫氮效率;由于每個溝道處于相對均勻混合的狀態，因此溝道內沒有明顯的好氧或缺氧段之分，表明產生反硝化的必要的缺氧環境可能發生在菌膠團內部。采用國際水協 (IAWQ) 活性污泥1號模型 (ASMⅠ) 對出水總磷數據分析及觀測到的相對于BOD負荷的磷的去除表明，生物除磷可能發生。本 研究 的基本假設認為，同時生物除營養化產生于三個基本原理：① 生物反應池的混合形態可以形成生物除營養所必需的缺氧及/或厭氧段，即大環境;② 在菌膠團內部形成的缺氧及/或厭氧段，即微環境;③ 系統中存在新的、專用微生物。上述機理在任何生物除營養化系統中都會有不同程度的發生。本研究的目的是鑒別 影響 這三個機理在同時生物除營養化系統中所起相對作用的因素。
關鍵詞：生物處理 生物除磷 硝化/反硝化 同時生物去除營養 氧化溝
活性污泥法是一種廢水生物處理工藝，它也可設計成除營養即脫氮除磷的構形，通過混合使非曝氣段形成缺氧及厭氧環境而達到上述目的。Grady、Daigger及Lim[1]定義了其發生在各段中的功能及獲得不同除營養程度的必要條件。采用這些明確定義的缺氧及厭氧段工藝已 發展 了20年，至今仍在污水處理中廣為 應用 。
與此同時，在那些沒有很明顯的缺氧及厭氧段的活性污泥工藝中，人們曾多次觀察到脫氮除磷現象，在曝氣系統中也曾多次觀察到氮的消失[2]，這些現象被稱為同時硝化/反硝化。另外，人們在同一個曝氣池中也觀察到生物除磷現象[3、4](其中并沒有正式的厭氧段存在)。正如表1所列，同時去除營養(氮及/或磷)即SBNR系統提供了今后降低投資并簡化生物除營養(BNR)技術的可行性。然而，對于SBNR的機理至今還沒有很深入地認識與了解，它不僅僅是一個設計與運行的簡單 問題 。如果能對其應用機理很好地進行分析，則SBNR的推廣應用范圍將更廣泛，使其能在現有處理設施中更易被采用。
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優點
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缺點
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（1）不需加導流板去形成缺氧及/或厭氧段 （2）不需單獨設置缺氧及/或厭氧段裝置 （3）不需要液內循環 （4）可以在現有設施中實施，不需另設構筑物 |
（1）運行操作機理還沒有很好地被認識，因而不知如何推廣應用 （2）工藝控制可能會更復雜 |
根據對實現SBNR系統的分析表明，三個主要機理是造成發生SBNR的原因：
① 混合形態
由于生物反應池混合形態不均，例如充氧裝置的不同，可在生物反應池內形成缺氧及/或厭氧段。此種情況稱為生物反應池的大環境，即宏觀環境。
② 菌膠團
缺氧及/或厭氧段可在活性污泥菌膠團內部形成，即微環境。
③ 新的專用微生物菌種
目前 先進的微生物學已在一定范圍內展示先前并沒有被認識的微生物菌種，其可以在曝氣生物反應池中用來去除氮、磷。
在生產規模的生物反應池中，整個反應池處于完全均勻混合狀態的情況并不存在。就氧化溝及一些通過采用充氧裝置來完成大量混合液循環的處理廠而言[1、5]，高度的充氧發生在反應池一端，受限制的充氧發生在反應池的其余部分，混合液在曝氣及非曝氣段循環。這種生物反應池流態也是BNR系統的特點，定義為好氧、缺氧、及厭氧段。
此外，發生在菌膠團內部的溶解氧濃度梯度目前也已被公眾認同，從而使實現BNR所必須的缺氧及/或厭氧段可在菌膠團內部形成。因此，SBNR也可在這種非正式的、沒有形成明顯區別的缺氧及/或厭氧段內被觀察到[6～8]。事實上，根據這個機理，目前已對有關達到脫氮的SBNR工藝的運行效果建立了數學模型，并進行了分析。
在過去幾年中，許多新的氮生物化學菌族被鑒別出來，其中至少部分菌種以組團形式對SBNR起作用，包括起反硝化作用的自養硝化菌(統稱AMANMOX工藝)及起硝化作用的異養菌(即曝氣反硝化)[9]。目前對生物化學及生物除磷工藝的微生物學理解還不夠完善，對其認識還在發展之中[10]。
以上所闡述的關于研究SBNR最基本假設的三個機理可以同時應用于任何系統中實現SBNR，但符合邏輯的每種機理的相對作用可能變化，這取決于系統的設計及運行參數。理解及控制SBNR的關鍵是要了解工藝設計及運行參數將如何影響SBNR，這也是整個SBNR研究的基本目標。
本文對那些具有生產規模的、已知或被認為具備發生SBNR的活性污泥處理廠進行定性分析，以確定SBNR在其中的狀況，重點放在采用Orbal構形的污水處理廠。Orbal工藝生物反應池是由3個閉路環形溝道以串聯方式組成。其中每個溝道充氧程度不同，因而在各溝道創造了不同的環境[6]。這種變化的空間環境貫穿于整個生物反應池，以使先前描述的第一個混合形態機理得以成立及應用。同時由于3個溝道均處于曝氣狀態，故液相中溶解氧濃度受到控制，從而造成一種在生物菌膠團內部形成缺氧及/或厭氧微環境的趨勢(即第二個機理)，這就使得Orbal構形成為理想的研究SBNR的對象。同時若將重點集中于具體處理廠的有關構形，則可允許對與SBNR有關的其它設計及運行參數的影響因素進一步定性分析。
① 定性分析發生在所選生產規模的處理廠中同時脫氮、除磷的程度;
② 定性分析工藝運行參數將如何影響其特性(脫氮、除磷或兩者兼有)及對SBNR的限制程度;
③ 記錄觀察到的任何可能有助于對所選具體處理廠進一步深入研究的現象。
1 方法 及材料
1.1 Orbal 工藝描述
圖1提供了一個典型的三溝道Orbal處理系統的簡圖。廢水從溝道1(外溝道)進入，然后依次流入溝道2、3(內溝道)。曝氣池混合液出水流入二沉池。回流污泥由二沉池打回溝道1。充氧是通過曝氣轉碟來完成，這種充氧方式同時也使混合液在各自溝道呈懸浮態的循環。象其它閉路循環生物反應池一樣，混合液將在其溝道內循環多次再流入下一個溝道，其有趣的是曝氣轉碟在每個軸承上的安裝片數及其轉動方向(基點方向、突高點方向)可靈活變化，因而允許每個溝道的供氧量呈變化狀態，曝氣轉碟的轉速及浸沒深度也可根據充氧要求調整。溝道1約占整個系統體積的50%～55%，溝道2、3各占約30%～35%、15%～20%。
典型的Orbal工藝設計及運行策略是使外溝道供氧量低于需氧量。外溝道供氧量通常為 計算 需氧量的50%～70%，其目的是使硝化、反硝化反應同時在外溝道發生。由于向外溝道充氧，故硝化反應可在其中進行，然而外溝道受限制的充氧使其處于虧氧狀態，故由硝化反應產生的含結合氧的硝酸鹽氮在此作為補充而被消耗。這里假設異養的微生物對由硝化菌產生的硝酸鹽氮進行反硝化，同時利用對氧的控制來實現對硝化及反硝化反應的控制(此將另行討論)。另也可通過內循環方式將混合液從溝道3打回溝道1，從而將在溝道2及溝道3形成的硝酸鹽氮轉到溝道1進行反硝化。應用這些操作方式，脫氮效率可達90%以上[6～8]。
Orbal工藝也可以分段進料的氧化方式，將原污水全部或部分引入溝道2或3，空余的溝道則可作為貯泥備用，回流污泥也可靈活進入不同溝道。這種運行方式通常是在高峰流量時采用，以減輕二沉池負荷，避免污泥流失，但此種運行方式并不會預期增進SBNR。
1.2 對污水廠運行的研究
表2對幾個污水廠的運行進行了研究。這些廠大部分在美國東部，主要接受生活及商業廢水，也有少數接受部分 工業 廢水。設計處理能力為6600～45400m3/d(多由1或2個Orbal工藝池組成)，水力停留時間為11～22.6h不等。污泥處理是由好氧貯泥、消化，然后由帶式壓濾機脫水。這些處理設施全部采用3個溝道的Orbal工藝。
|
污水廠
|
地點
|
設計能力
（m3/d） |
反應池數
（座） |
設計HRT
（h） |
轉碟數
（個） |
污泥處理
|
|
Elmwood WWTP① |
Evesham,NJ, USA |
11400
|
2
|
22.6
|
356
|
好氧污泥消化，帶式壓濾機污泥脫水
|
|
Hartford WWTP |
Mount Laurel, NJ,USA |
22700
|
1
|
14.5
|
270
|
|
|
Hammonton WWTP① |
Hammonton, NJ,USA |
9500
|
1
|
19.0
|
308
|
|
|
Chalfont WWTP |
New,Britain, PA,USA |
15100
|
1
|
14.0
|
336
|
|
|
Sweetwater Creek WWTP① |
Gwinnett County,GA, USA |
45400
|
4
|
11.0
|
980
|
好氧污泥消化
|
|
Lake Geneva WWTP |
Lake Geneva, WI,USA |
6600
|
1
|
15.3
|
132
|
重力濃縮，好氧污泥消化
|
| 注 ①出水經過濾 | ||||||
1.3 工藝模擬技術
采用國際水協(IAWQ)活性污泥1號模型(ASMⅠ)對Orbal工藝運行特點進行了分析。它是以一段污泥模擬程序(SSSP)實施的，并以pro2D為工具對其水質特點及污水廠進行模擬。ASMⅠ主要用來確定在什么程序上同時硝化/反硝化可在此工藝中以一個總的模式被接受，并進行特性分析。
2 結果與討論
2.1 污水廠的運行效果
表3對6個選定的污水廠的工藝負荷及運行特點進行了 總結 。這些廠的實際水力負荷只為設計能力的36%～89%，而實際有機負荷在其設計值的47%～115%內變動。除 Sweetwater Creek 污水廠外，這些廠大多以延時曝氣的模式運行，其泥齡在20d以上，污泥濃度在2 200～4000mg/L左右。
|
污水廠
|
平均流量
|
有機負荷
|
泥齡（d）
|
MLSS（mg/L)
|
運行時間
|
||
|
（m3/d)
|
占設計（%）
|
[kg/(m3/d)]
|
占設計（%）
|
||||
| Elmwood WWTP |
7100
|
63
|
0.15
|
55
|
33
|
3175
|
1998年1-9月
|
| Hartford WWTP |
15000
|
66
|
0.16
|
47
|
30
|
3500
|
|
| Hammonton WWTP |
3400
|
36
|
0.18
|
51
|
20
|
2200
|
1994年7月-1995年6月
|
| Chalfont WWTP |
11400
|
75
|
0.20
|
91
|
24
|
4000
|
1994年1月-12月
|
| Sweetwater Creek WWTP |
40500
|
89
|
0.46
|
85
|
7-10
|
3411
|
|
| Lake Geneva WWTP |
5700
|
87
|
0.28
|
115
|
22
|
4000
|
|
表4對污水廠運行數據進行了總結。正如延時曝氣活性污泥法所預期的效果，其出水BOD5效果極好，出水懸浮物一般也低于5 mg/L。有些廠同時又提供了砂濾，但這些廠的二沉池出水及砂濾池出水并沒有多大區別。硝化反應基本進行徹底，出水氨氮通常小于1 mg/L，盡管硝化程度很高，但出水硝酸鹽氮也均小于5 mg/L。在 Elmwood 及 Hammonton 污水廠其總氮的去除可達85%～90%。Lake Geneva 出水總氮小于4mg/L。這些數據足以表明 Orbal 工藝設施的顯著脫氮能力。
|
污水廠
|
BOD5
|
TSS
|
TP
|
TKN
|
NH3-N
|
NO3-N出水
|
|||||
|
進水
|
出水
|
進水
|
出水
|
進水
|
出水
|
進水
|
出水
|
進水
|
出水
|
||
|
Elmwood WWTP①②
|
221
|
2.3
|
184
|
1.1
|
5.4
|
0.53
|
32.5
|
2.0
|
25.0
|
1.1
|
1.13
|
|
Hartford WWTP
|
210
|
3.6
|
292
|
4.8
|
-
|
-
|
-
|
-
|
-
|
0.12
|
-
|
|
Hammonton WWTP①
|
353
|
2.1
|
390
|
4.2
|
-
|
1.70
|
37.0
|
2.1
|
-
|
0.24
|
2.93
|
|
Chalfont WWTP
|
160
|
3.2
|
152
|
4
|
3.2
|
0.90
|
-
|
-
|
15.8
|
1.03
|
5.50
|
|
Sweetwater Creek WWTP①
|
237
|
1.8
|
359
|
1.5
|
6.0
|
0.22
|
-
|
-
|
13.0
|
0.14
|
4.50
|
|
Lake Geneva WWTP①
|
203
|
4.2
|
196
|
6.2
|
-
|
-
|
-
|
1.3
|
-
|
-
|
2.62
|
|
注 ①采用混合液內循環 ②出水經過濾
|
|||||||||||
通過4個污水廠出水總磷數據可看出，出水磷在1mg/L以下。Elmwood污水廠磷的去除為0.22mg P/mgBOD, 而Hammonton污水廠為 0.24mgP/mgBOD。此數據表明磷的去除超過其合成細胞所需的磷(特別對于相對長的泥齡來說)，因而表明有其他的機理造成磷的去除。該數據并沒有包括金屬鹽類的投加，因而說明強化生物除磷可能在該廠發生。以上數據總體表明生物脫氮除磷可能在這些污水廠發生。
2.2 數據表明同時脫氮的存在
對Elmwood污水廠每個溝道的環境進行了 分析 測試，表5展示了典型的溶解氧沿反應池斷面的分布濃度。對每個溝道轉碟前后的溶解氧濃度進行了測試，其記錄的DO濃度是該點沿池深4個均勻等分的DO平均值，因此它代表該點DO的平均濃度。從這些數據可看出DO值在曝氣轉碟前后基本一致，其結果對其他污水廠而言都較相似 ，與Applegate在德克薩斯州Huntsville所得到的 研究 結論是一致的。這些數據表明在Orbal氧化溝各溝道內并沒有明顯地形成好氧及缺氧段。
|
地點
|
Orbal 1①
|
Orbal 2
|
|||
|
溝道1
|
溝道2
|
溝道3
|
溝道2
|
溝道3
|
|
|
曝氣轉碟前
|
0.2
|
0.2
|
0.25
|
0.25
|
0.7
|
|
曝氣轉碟后
|
0.2
|
0.2
|
0.25
|
0.4
|
0.7
|
| 注 ① 混合液濃度為3.2mg/L | |||||
在Elmwood污水廠對其營養沿不同溝道的濃度進行了測試，其中某些典型數據列于表6。其低溶解性TN及氨氮濃度表明顯著的硝化反應在外溝道發生，然而由數據所示亞硝酸鹽及硝酸鹽氮濃度在外溝道并沒有大量增加，這就表明硝化及反硝化反應在外溝道同時發生。
用國際水協(IAWQ)ASMⅠ模型對Elmwood污水廠脫氮狀況進行了分析。首先建立一個簡化的模型，即將溝道1模擬為6個同等完全混合的串聯單元，溝道2及溝道3模擬為完全混合的獨立單元。在溝道1假設兩個曝氣段代表轉碟所處位置，在溝道2及溝道3也同樣假設為曝氣段。將氧轉移系數(KLa值)輸入模擬方程，用模型 計算 其溶解氧濃度。設定溝道1由轉碟所引起的混合液流量為58×104 m3/d，以模擬該溝道的混合液循環量。另外每個單元的體積見表7。混合液由溝道3到溝道1的內循環量設定為22800m3/d。將表3及表4的平均污水流量及水質輸入模型中，溫度選用20℃。由此模型計算的MLSS為3117mg/L，與實際運行數據(見表3)非常吻合。
正如表7所示對三種運行條件進行了評定。第一種狀況分別向3個溝道充氧，使其溶解氧濃度在整個系統≥2mg/L。硝化反應在溝道1近乎于完成，而溝道2及溝道3很少有硝化反應發生及產生硝酸鹽，這個結果是在20℃溫度下，采用Elmwood實際運行的泥齡值(33d)由模型計算得到的。在此種情況下，近乎于75%的總工藝需氧量發生在溝道1，約20%在溝道2，其余在溝道3，整個系統需氧量為2250kg/d。
在第二種情況中，溝道1充氧受到限制，以便允許硝化/反硝化同時在此發生，達到最高脫氮效率。當外溝道供氧量為整個系統供氧量的50%，溝道2為35%，溝道3為剩余部分時，出水總氮濃度觀測為最低，整個工藝需氧量降低到1710kg/d，即降低24%。預測的DO及總氮濃度(見表7)與生產規模的實際運行數據很相似(見表5、表6)。外溝道足夠的充氧可使氨氮在其中達到最大程度的硝化，而限制的供氧又允許顯著的反硝化反應在其中發生。
|
時間地點
|
TN①
|
TP
|
NH3-N
|
NO3-N
|
NO2-N
|
DO
|
||
|
1996-02-23
|
Orbal 1
|
溝道1
|
-
|
-
|
7.0
|
＜0.02
|
＜0.02
|
0.35
|
|
溝道2
|
-
|
-
|
6.5
|
＜0.02
|
0.3
|
0.18
|
||
|
Orbal 2
|
溝道1
|
-
|
-
|
7.6
|
＜0.02
|
0.25
|
0.15
|
|
|
溝道2
|
-
|
-
|
6.8
|
＜.02
|
＜0.02
|
0.10
|
||
|
1996-04-17
|
計算的進水
|
12.0
|
0.91
|
8.8
|
-
|
-
|
-
|
|
|
Orbal 1
|
溝道1
|
3.1
|
0.55
|
2.2
|
＜0.4
|
0.02
|
-
|
|
|
溝道2
|
1.1
|
0.34
|
1.3
|
1.3
|
0.10
|
-
|
||
|
Orbal 2
|
溝道1
|
3.6
|
1.03
|
2.7
|
0.8
|
＜0.02
|
-
|
|
|
溝道2
|
＜1.0
|
0.54
|
1.6
|
0.9
|
0.02
|
-
|
||
| 注 ① 檢測是通過玻璃漏斗過濾之后進行的 | ||||||||
|
地點
|
體積（m3)
|
濃度（mg/L）
|
||||||||
|
多余充氧
|
限制充氧
|
限制充氧①
|
||||||||
|
DO
|
NH3-N
|
NO3-N
|
DO
|
NH3-N
|
NO3-N
|
DO
|
NH3-N
|
NO3-N
|
||
|
溝道1③
單元1③ |
5375
895 |
2.9
|
0.5
|
19.7
|
0.6
|
1.4
|
2.1
|
0.6
|
1.0
|
4.0
|
|
單元2
|
896
|
2.3
|
0.4
|
19.7
|
0.3
|
1.3
|
2.0
|
0.4
|
1.0
|
3.96
|
|
單元3
|
896
|
1.9
|
0.4
|
19.7
|
0.1
|
1.3
|
2.0
|
0.2
|
0.9
|
3.8
|
|
單元4③
|
896
|
2.9
|
0.3
|
19.7
|
0.6
|
1.2
|
2.0
|
0.7
|
0.9
|
3.8
|
|
單元5
|
896
|
2.5
|
0.3
|
19.8
|
0.3
|
1.2
|
2.0
|
0.4
|
0.8
|
3.8
|
|
單元6
|
896
|
2.1
|
0.2
|
19.8
|
0.2
|
1.2
|
1.9
|
0.2
|
0.8
|
3.8
|
|
溝道2③
|
3560
|
2.4
|
0.1
|
19.5
|
2.2
|
0.1
|
1.8
|
1.6
|
0.1
|
3.6
|
|
溝道3③
|
1815
|
2.7
|
0.1
|
19.6
|
2.8
|
0.1
|
1.8
|
2.3
|
0.1
|
3.4
|
|
注 ① 混合液內循環量從溝道3到溝道1為22500m3/d ② 混合液在本溝道內循環量為58×104m3/d（以達到0.3m/s流速） ③ 帶有曝氣轉碟的單元 |
||||||||||
混合液從溝道3循環到溝道1被列為模擬的第三種情況。出人意料的是出水硝酸鹽氮稍有增加，其原因是由于溝道3中低有機物含量的混合液回流至溝道1時降低了溝道1中現有的滿足反硝化反應的有機物濃度。然而這并不是一個通常的結果，其展示了該系統相互反應的性質。
以上結果表明，在Orbal工藝中 應用 已有的工藝模式可對氮的去除進行定性分析。有趣的是在模擬分析中，明顯區分的好氧及缺氧段并沒有在表7中被顯示。因此先前討論的同時硝化/反硝化的第二個機理，即菌膠團微環境，可能在該系統中起著重要作用。值得注意的是IAWQ ASMⅠ模型建立的根據是：①獨立作用的自養硝化菌及異養反硝化細菌;②不存在反硝化自養菌。因此它表示了新的微生物菌種可能并不是解釋SBNR在Orbal系統的要素。總之，這些分析結果提供了一個分析該系統脫氮能力的基本概念。
2.3 數據表明同時除磷
如上所述，至少有兩個污水廠出水總磷數據表明強化生物除磷可能發生。這兩個廠 ( Elmwood 和Sweetwater Creek) 原污水BOD5/TP比值約為40mgBOD/mgTP，有益于獲得極好的生物除磷效果。表8是由上述兩個污水廠及另外兩個污水廠提供的數據。以上數據的采集并沒有化學加藥成分，說明在沒有加藥的情況下，極好的除磷效果可在Orbal工藝中獲得。
|
污水廠
|
Q（m3/d)
|
進水TP（mg/L）
|
出水TP（mg/L）
|
|
Hartland,MI
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227
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10.7
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3.26
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Hammonton,NJ
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3400
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-
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1.70
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Elmwood WWTP
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7100
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5.4
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0.53
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McMinnville,Or
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15100
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4.5
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0.17
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正如表6中Elmwood污水廠的數據所示，溶解的總磷濃度在溝道1和溝道2通常很低，這表明磷的釋放可能與強化生物除磷有關[1]，而此處并不是這種情況。在Elmwood污水廠中，磷在VSS中的濃度約為2.5%(P/VSS)，這表明磷在混合液污泥中的積累超過其合成細胞所需的磷，并且這個數據也與產生強化生物除磷的結果相一致。Cinar等人觀察到生物除磷在一個閉環的、采用曝氣轉碟的生物反應池中發生，然而他們卻未能應用IAWQ ASMⅠ對該系統進行數學分析[3]。因此，需要進一步研究和更充分理解在這些工藝中除磷的機理。正如在分析同時硝化/反硝化的脫氮過程中沒有在外溝道發現明顯的缺氧段一樣，在Orbal系統的各溝道中也沒有發現明顯的、生物除磷所特有的厭氧段。然而與生物脫氮情況相似，生物除磷所必需的厭氧條件完全可能會在菌膠團內部形成或 發展 。
3 結論
本文對6個采用分段、閉環溝道生產規模的活性污泥處理廠去除營養運行效果進行了全面的分析與研究。根據初步的評價結果，得出以下結論：
① 在所有選定的污水廠中均觀察到較低的氨氮、TN及硝酸鹽氮出水濃度。其中2個廠總氮去除率為85%～90%，3個廠出水總氮在3～5mg/L范圍內，這些數據表明這種閉路、環形溝道的工藝構形具有極好的脫氮條件。泥齡較長使硝化反應很易發生，且外溝道處于低DO濃度。這些采用內循環方式即把混合液從內溝道打入外溝道的污水廠，通常能達到更低的出水硝酸鹽氮濃度。
② Orbal工藝各溝道溶解氧分布數據表明，很明顯的缺氧及好氧段并沒有在各溝道內形成。由于曝氣轉碟較好的混合能力，使外溝道溶解氧呈均勻一致的低濃度。
③ 沿各溝道數據分布表明，系統中均勻一致的低氮濃度是其達到高效脫氮的證明，該結果通常與那種缺少明顯的缺氧及好氧段工藝結果相一致。
④ 氮的去除可以用IAWQ ASMⅠ進行分析。ASM Ⅰ是根據傳統的對微生物的認識而建立的，它表明該系統高效脫氮的結果并不是由新的微生物來完成的，但這并不意味著新的微生物并不存在于系統中。
⑤ 應用ASMⅠ工藝模型表明獨立的明顯的缺氧與好氧段并沒有在此系統中發展及形成。因而，也進一步說明發生在菌膠團內部的反硝化反應在其整個系統脫氮的機理中扮演相當重要的角色。
⑥ 根據對現有污水廠含磷數據的分析表明，這些廠或具有較低的總磷出水濃度，或其磷的去除超過用于合成生物細胞所需的磷。由于并沒有向系統添加化學藥劑，故解釋這些多余磷的去除可能是通過生物除磷來完成的。
⑦ 現有數據表明，明顯的厭氧段并沒有在系統中存在。因此，推測磷的釋放可能發生在菌膠團內部的厭氧段。外溝道液相中低DO濃度將更易使其在菌膠團內部形成厭氧環境。
⑧ SBNR可能在Orbal工藝中發生，因而使該工藝系統成為進一步研究SBNR現象的很好的對象。
參考 文獻
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