Orbal 氧化沟同时硝化/反硝化及生物除磷的机理研究
摘要：对6个采用分段、闭环沟道的Orbal氧化沟工艺运行数据进行了 分析 评定，以确定在该工艺中同时发生生物脱氮除磷的程度。较低的总氮出水浓度表明，同时硝化/反硝化在Orbal工艺中很易发生。由于泥龄较长并保持外沟道低溶解氧，有利于硝化菌的生长并提高脱氮效率;由于每个沟道处于相对均匀混合的状态，因此沟道内没有明显的好氧或缺氧段之分，表明产生反硝化的必要的缺氧环境可能发生在菌胶团内部。采用国际水协 (IAWQ) 活性污泥1号模型 (ASMⅠ) 对出水总磷数据分析及观测到的相对于BOD负荷的磷的去除表明，生物除磷可能发生。本 研究 的基本假设认为，同时生物除营养化产生于三个基本原理：① 生物反应池的混合形态可以形成生物除营养所必需的缺氧及/或厌氧段，即大环境;② 在菌胶团内部形成的缺氧及/或厌氧段，即微环境;③ 系统中存在新的、专用微生物。上述机理在任何生物除营养化系统中都会有不同程度的发生。本研究的目的是鉴别 影响 这三个机理在同时生物除营养化系统中所起相对作用的因素。
关键词：生物处理 生物除磷 硝化/反硝化 同时生物去除营养 氧化沟
活性污泥法是一种废水生物处理工艺，它也可设计成除营养即脱氮除磷的构形，通过混合使非曝气段形成缺氧及厌氧环境而达到上述目的。Grady、Daigger及Lim[1]定义了其发生在各段中的功能及获得不同除营养程度的必要条件。采用这些明确定义的缺氧及厌氧段工艺已 发展 了20年，至今仍在污水处理中广为 应用 。
与此同时，在那些没有很明显的缺氧及厌氧段的活性污泥工艺中，人们曾多次观察到脱氮除磷现象，在曝气系统中也曾多次观察到氮的消失[2]，这些现象被称为同时硝化/反硝化。另外，人们在同一个曝气池中也观察到生物除磷现象[3、4](其中并没有正式的厌氧段存在)。正如表1所列，同时去除营养(氮及/或磷)即SBNR系统提供了今后降低投资并简化生物除营养(BNR)技术的可行性。然而，对于SBNR的机理至今还没有很深入地认识与了解，它不仅仅是一个设计与运行的简单 问题 。如果能对其应用机理很好地进行分析，则SBNR的推广应用范围将更广泛，使其能在现有处理设施中更易被采用。
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优点
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缺点
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（1）不需加导流板去形成缺氧及/或厌氧段 （2）不需单独设置缺氧及/或厌氧段装置 （3）不需要液内循环 （4）可以在现有设施中实施，不需另设构筑物 |
（1）运行操作机理还没有很好地被认识，因而不知如何推广应用 （2）工艺控制可能会更复杂 |
根据对实现SBNR系统的分析表明，三个主要机理是造成发生SBNR的原因：
① 混合形态
由于生物反应池混合形态不均，例如充氧装置的不同，可在生物反应池内形成缺氧及/或厌氧段。此种情况称为生物反应池的大环境，即宏观环境。
② 菌胶团
缺氧及/或厌氧段可在活性污泥菌胶团内部形成，即微环境。
③ 新的专用微生物菌种
目前 先进的微生物学已在一定范围内展示先前并没有被认识的微生物菌种，其可以在曝气生物反应池中用来去除氮、磷。
在生产规模的生物反应池中，整个反应池处于完全均匀混合状态的情况并不存在。就氧化沟及一些通过采用充氧装置来完成大量混合液循环的处理厂而言[1、5]，高度的充氧发生在反应池一端，受限制的充氧发生在反应池的其余部分，混合液在曝气及非曝气段循环。这种生物反应池流态也是BNR系统的特点，定义为好氧、缺氧、及厌氧段。
此外，发生在菌胶团内部的溶解氧浓度梯度目前也已被公众认同，从而使实现BNR所必须的缺氧及/或厌氧段可在菌胶团内部形成。因此，SBNR也可在这种非正式的、没有形成明显区别的缺氧及/或厌氧段内被观察到[6～8]。事实上，根据这个机理，目前已对有关达到脱氮的SBNR工艺的运行效果建立了数学模型，并进行了分析。
在过去几年中，许多新的氮生物化学菌族被鉴别出来，其中至少部分菌种以组团形式对SBNR起作用，包括起反硝化作用的自养硝化菌(统称AMANMOX工艺)及起硝化作用的异养菌(即曝气反硝化)[9]。目前对生物化学及生物除磷工艺的微生物学理解还不够完善，对其认识还在发展之中[10]。
以上所阐述的关于研究SBNR最基本假设的三个机理可以同时应用于任何系统中实现SBNR，但符合逻辑的每种机理的相对作用可能变化，这取决于系统的设计及运行参数。理解及控制SBNR的关键是要了解工艺设计及运行参数将如何影响SBNR，这也是整个SBNR研究的基本目标。
本文对那些具有生产规模的、已知或被认为具备发生SBNR的活性污泥处理厂进行定性分析，以确定SBNR在其中的状况，重点放在采用Orbal构形的污水处理厂。Orbal工艺生物反应池是由3个闭路环形沟道以串联方式组成。其中每个沟道充氧程度不同，因而在各沟道创造了不同的环境[6]。这种变化的空间环境贯穿于整个生物反应池，以使先前描述的第一个混合形态机理得以成立及应用。同时由于3个沟道均处于曝气状态，故液相中溶解氧浓度受到控制，从而造成一种在生物菌胶团内部形成缺氧及/或厌氧微环境的趋势(即第二个机理)，这就使得Orbal构形成为理想的研究SBNR的对象。同时若将重点集中于具体处理厂的有关构形，则可允许对与SBNR有关的其它设计及运行参数的影响因素进一步定性分析。
① 定性分析发生在所选生产规模的处理厂中同时脱氮、除磷的程度;
② 定性分析工艺运行参数将如何影响其特性(脱氮、除磷或两者兼有)及对SBNR的限制程度;
③ 记录观察到的任何可能有助于对所选具体处理厂进一步深入研究的现象。
1 方法 及材料
1.1 Orbal 工艺描述
图1提供了一个典型的三沟道Orbal处理系统的简图。废水从沟道1(外沟道)进入，然后依次流入沟道2、3(内沟道)。曝气池混合液出水流入二沉池。回流污泥由二沉池打回沟道1。充氧是通过曝气转碟来完成，这种充氧方式同时也使混合液在各自沟道呈悬浮态的循环。象其它闭路循环生物反应池一样，混合液将在其沟道内循环多次再流入下一个沟道，其有趣的是曝气转碟在每个轴承上的安装片数及其转动方向(基点方向、突高点方向)可灵活变化，因而允许每个沟道的供氧量呈变化状态，曝气转碟的转速及浸没深度也可根据充氧要求调整。沟道1约占整个系统体积的50%～55%，沟道2、3各占约30%～35%、15%～20%。
典型的Orbal工艺设计及运行策略是使外沟道供氧量低于需氧量。外沟道供氧量通常为 计算 需氧量的50%～70%，其目的是使硝化、反硝化反应同时在外沟道发生。由于向外沟道充氧，故硝化反应可在其中进行，然而外沟道受限制的充氧使其处于亏氧状态，故由硝化反应产生的含结合氧的硝酸盐氮在此作为补充而被消耗。这里假设异养的微生物对由硝化菌产生的硝酸盐氮进行反硝化，同时利用对氧的控制来实现对硝化及反硝化反应的控制(此将另行讨论)。另也可通过内循环方式将混合液从沟道3打回沟道1，从而将在沟道2及沟道3形成的硝酸盐氮转到沟道1进行反硝化。应用这些操作方式，脱氮效率可达90%以上[6～8]。
Orbal工艺也可以分段进料的氧化方式，将原污水全部或部分引入沟道2或3，空余的沟道则可作为贮泥备用，回流污泥也可灵活进入不同沟道。这种运行方式通常是在高峰流量时采用，以减轻二沉池负荷，避免污泥流失，但此种运行方式并不会预期增进SBNR。
1.2 对污水厂运行的研究
表2对几个污水厂的运行进行了研究。这些厂大部分在美国东部，主要接受生活及商业废水，也有少数接受部分 工业 废水。设计处理能力为6600～45400m3/d(多由1或2个Orbal工艺池组成)，水力停留时间为11～22.6h不等。污泥处理是由好氧贮泥、消化，然后由带式压滤机脱水。这些处理设施全部采用3个沟道的Orbal工艺。
|
污水厂
|
地点
|
设计能力
（m3/d） |
反应池数
（座） |
设计HRT
（h） |
转碟数
（个） |
污泥处理
|
|
Elmwood WWTP① |
Evesham,NJ, USA |
11400
|
2
|
22.6
|
356
|
好氧污泥消化，带式压滤机污泥脱水
|
|
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
|
重力浓缩，好氧污泥消化
|
| 注 ①出水经过滤 | ||||||
1.3 工艺模拟技术
采用国际水协(IAWQ)活性污泥1号模型(ASMⅠ)对Orbal工艺运行特点进行了分析。它是以一段污泥模拟程序(SSSP)实施的，并以pro2D为工具对其水质特点及污水厂进行模拟。ASMⅠ主要用来确定在什么程序上同时硝化/反硝化可在此工艺中以一个总的模式被接受，并进行特性分析。
2 结果与讨论
2.1 污水厂的运行效果
表3对6个选定的污水厂的工艺负荷及运行特点进行了 总结 。这些厂的实际水力负荷只为设计能力的36%～89%，而实际有机负荷在其设计值的47%～115%内变动。除 Sweetwater Creek 污水厂外，这些厂大多以延时曝气的模式运行，其泥龄在20d以上，污泥浓度在2 200～4000mg/L左右。
|
污水厂
|
平均流量
|
有机负荷
|
泥龄（d）
|
MLSS（mg/L)
|
运行时间
|
||
|
（m3/d)
|
占设计（%）
|
[kg/(m3/d)]
|
占设计（%）
|
||||
| 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对污水厂运行数据进行了总结。正如延时曝气活性污泥法所预期的效果，其出水BOD5效果极好，出水悬浮物一般也低于5 mg/L。有些厂同时又提供了砂滤，但这些厂的二沉池出水及砂滤池出水并没有多大区别。硝化反应基本进行彻底，出水氨氮通常小于1 mg/L，尽管硝化程度很高，但出水硝酸盐氮也均小于5 mg/L。在 Elmwood 及 Hammonton 污水厂其总氮的去除可达85%～90%。Lake Geneva 出水总氮小于4mg/L。这些数据足以表明 Orbal 工艺设施的显著脱氮能力。
|
污水厂
|
BOD5
|
TSS
|
TP
|
TKN
|
NH3-N
|
NO3-N出水
|
|||||
|
进水
|
出水
|
进水
|
出水
|
进水
|
出水
|
进水
|
出水
|
进水
|
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采用混合液内循环 ②出水经过滤
|
|||||||||||
通过4个污水厂出水总磷数据可看出，出水磷在1mg/L以下。Elmwood污水厂磷的去除为0.22mg P/mgBOD, 而Hammonton污水厂为 0.24mgP/mgBOD。此数据表明磷的去除超过其合成细胞所需的磷(特别对于相对长的泥龄来说)，因而表明有其他的机理造成磷的去除。该数据并没有包括金属盐类的投加，因而说明强化生物除磷可能在该厂发生。以上数据总体表明生物脱氮除磷可能在这些污水厂发生。
2.2 数据表明同时脱氮的存在
对Elmwood污水厂每个沟道的环境进行了 分析 测试，表5展示了典型的溶解氧沿反应池断面的分布浓度。对每个沟道转碟前后的溶解氧浓度进行了测试，其记录的DO浓度是该点沿池深4个均匀等分的DO平均值，因此它代表该点DO的平均浓度。从这些数据可看出DO值在曝气转碟前后基本一致，其结果对其他污水厂而言都较相似 ，与Applegate在德克萨斯州Huntsville所得到的 研究 结论是一致的。这些数据表明在Orbal氧化沟各沟道内并没有明显地形成好氧及缺氧段。
|
地点
|
Orbal 1①
|
Orbal 2
|
|||
|
沟道1
|
沟道2
|
沟道3
|
沟道2
|
沟道3
|
|
|
曝气转碟前
|
0.2
|
0.2
|
0.25
|
0.25
|
0.7
|
|
曝气转碟后
|
0.2
|
0.2
|
0.25
|
0.4
|
0.7
|
| 注 ① 混合液浓度为3.2mg/L | |||||
在Elmwood污水厂对其营养沿不同沟道的浓度进行了测试，其中某些典型数据列于表6。其低溶解性TN及氨氮浓度表明显著的硝化反应在外沟道发生，然而由数据所示亚硝酸盐及硝酸盐氮浓度在外沟道并没有大量增加，这就表明硝化及反硝化反应在外沟道同时发生。
用国际水协(IAWQ)ASMⅠ模型对Elmwood污水厂脱氮状况进行了分析。首先建立一个简化的模型，即将沟道1模拟为6个同等完全混合的串联单元，沟道2及沟道3模拟为完全混合的独立单元。在沟道1假设两个曝气段代表转碟所处位置，在沟道2及沟道3也同样假设为曝气段。将氧转移系数(KLa值)输入模拟方程，用模型 计算 其溶解氧浓度。设定沟道1由转碟所引起的混合液流量为58×104 m3/d，以模拟该沟道的混合液循环量。另外每个单元的体积见表7。混合液由沟道3到沟道1的内循环量设定为22800m3/d。将表3及表4的平均污水流量及水质输入模型中，温度选用20℃。由此模型计算的MLSS为3117mg/L，与实际运行数据(见表3)非常吻合。
正如表7所示对三种运行条件进行了评定。第一种状况分别向3个沟道充氧，使其溶解氧浓度在整个系统≥2mg/L。硝化反应在沟道1近乎于完成，而沟道2及沟道3很少有硝化反应发生及产生硝酸盐，这个结果是在20℃温度下，采用Elmwood实际运行的泥龄值(33d)由模型计算得到的。在此种情况下，近乎于75%的总工艺需氧量发生在沟道1，约20%在沟道2，其余在沟道3，整个系统需氧量为2250kg/d。
在第二种情况中，沟道1充氧受到限制，以便允许硝化/反硝化同时在此发生，达到最高脱氮效率。当外沟道供氧量为整个系统供氧量的50%，沟道2为35%，沟道3为剩余部分时，出水总氮浓度观测为最低，整个工艺需氧量降低到1710kg/d，即降低24%。预测的DO及总氮浓度(见表7)与生产规模的实际运行数据很相似(见表5、表6)。外沟道足够的充氧可使氨氮在其中达到最大程度的硝化，而限制的供氧又允许显著的反硝化反应在其中发生。
|
时间地点
|
TN①
|
TP
|
NH3-N
|
NO3-N
|
NO2-N
|
DO
|
||
|
1996-02-23
|
Orbal 1
|
沟道1
|
-
|
-
|
7.0
|
＜0.02
|
＜0.02
|
0.35
|
|
沟道2
|
-
|
-
|
6.5
|
＜0.02
|
0.3
|
0.18
|
||
|
Orbal 2
|
沟道1
|
-
|
-
|
7.6
|
＜0.02
|
0.25
|
0.15
|
|
|
沟道2
|
-
|
-
|
6.8
|
＜.02
|
＜0.02
|
0.10
|
||
|
1996-04-17
|
计算的进水
|
12.0
|
0.91
|
8.8
|
-
|
-
|
-
|
|
|
Orbal 1
|
沟道1
|
3.1
|
0.55
|
2.2
|
＜0.4
|
0.02
|
-
|
|
|
沟道2
|
1.1
|
0.34
|
1.3
|
1.3
|
0.10
|
-
|
||
|
Orbal 2
|
沟道1
|
3.6
|
1.03
|
2.7
|
0.8
|
＜0.02
|
-
|
|
|
沟道2
|
＜1.0
|
0.54
|
1.6
|
0.9
|
0.02
|
-
|
||
| 注 ① 检测是通过玻璃漏斗过滤之后进行的 | ||||||||
|
地点
|
体积（m3)
|
浓度（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
|
||
|
沟道1③
单元1③ |
5375
895 |
2.9
|
0.5
|
19.7
|
0.6
|
1.4
|
2.1
|
0.6
|
1.0
|
4.0
|
|
单元2
|
896
|
2.3
|
0.4
|
19.7
|
0.3
|
1.3
|
2.0
|
0.4
|
1.0
|
3.96
|
|
单元3
|
896
|
1.9
|
0.4
|
19.7
|
0.1
|
1.3
|
2.0
|
0.2
|
0.9
|
3.8
|
|
单元4③
|
896
|
2.9
|
0.3
|
19.7
|
0.6
|
1.2
|
2.0
|
0.7
|
0.9
|
3.8
|
|
单元5
|
896
|
2.5
|
0.3
|
19.8
|
0.3
|
1.2
|
2.0
|
0.4
|
0.8
|
3.8
|
|
单元6
|
896
|
2.1
|
0.2
|
19.8
|
0.2
|
1.2
|
1.9
|
0.2
|
0.8
|
3.8
|
|
沟道2③
|
3560
|
2.4
|
0.1
|
19.5
|
2.2
|
0.1
|
1.8
|
1.6
|
0.1
|
3.6
|
|
沟道3③
|
1815
|
2.7
|
0.1
|
19.6
|
2.8
|
0.1
|
1.8
|
2.3
|
0.1
|
3.4
|
|
注 ① 混合液内循环量从沟道3到沟道1为22500m3/d ② 混合液在本沟道内循环量为58×104m3/d（以达到0.3m/s流速） ③ 带有曝气转碟的单元 |
||||||||||
混合液从沟道3循环到沟道1被列为模拟的第三种情况。出人意料的是出水硝酸盐氮稍有增加，其原因是由于沟道3中低有机物含量的混合液回流至沟道1时降低了沟道1中现有的满足反硝化反应的有机物浓度。然而这并不是一个通常的结果，其展示了该系统相互反应的性质。
以上结果表明，在Orbal工艺中 应用 已有的工艺模式可对氮的去除进行定性分析。有趣的是在模拟分析中，明显区分的好氧及缺氧段并没有在表7中被显示。因此先前讨论的同时硝化/反硝化的第二个机理，即菌胶团微环境，可能在该系统中起着重要作用。值得注意的是IAWQ ASMⅠ模型建立的根据是：①独立作用的自养硝化菌及异养反硝化细菌;②不存在反硝化自养菌。因此它表示了新的微生物菌种可能并不是解释SBNR在Orbal系统的要素。总之，这些分析结果提供了一个分析该系统脱氮能力的基本概念。
2.3 数据表明同时除磷
如上所述，至少有两个污水厂出水总磷数据表明强化生物除磷可能发生。这两个厂 ( Elmwood 和Sweetwater Creek) 原污水BOD5/TP比值约为40mgBOD/mgTP，有益于获得极好的生物除磷效果。表8是由上述两个污水厂及另外两个污水厂提供的数据。以上数据的采集并没有化学加药成分，说明在没有加药的情况下，极好的除磷效果可在Orbal工艺中获得。
|
污水厂
|
Q（m3/d)
|
进水TP（mg/L）
|
出水TP（mg/L）
|
|
Hartland,MI
|
227
|
10.7
|
3.26
|
|
Hammonton,NJ
|
3400
|
-
|
1.70
|
|
Elmwood WWTP
|
7100
|
5.4
|
0.53
|
|
McMinnville,Or
|
15100
|
4.5
|
0.17
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正如表6中Elmwood污水厂的数据所示，溶解的总磷浓度在沟道1和沟道2通常很低，这表明磷的释放可能与强化生物除磷有关[1]，而此处并不是这种情况。在Elmwood污水厂中，磷在VSS中的浓度约为2.5%(P/VSS)，这表明磷在混合液污泥中的积累超过其合成细胞所需的磷，并且这个数据也与产生强化生物除磷的结果相一致。Cinar等人观察到生物除磷在一个闭环的、采用曝气转碟的生物反应池中发生，然而他们却未能应用IAWQ ASMⅠ对该系统进行数学分析[3]。因此，需要进一步研究和更充分理解在这些工艺中除磷的机理。正如在分析同时硝化/反硝化的脱氮过程中没有在外沟道发现明显的缺氧段一样，在Orbal系统的各沟道中也没有发现明显的、生物除磷所特有的厌氧段。然而与生物脱氮情况相似，生物除磷所必需的厌氧条件完全可能会在菌胶团内部形成或 发展 。
3 结论
本文对6个采用分段、闭环沟道生产规模的活性污泥处理厂去除营养运行效果进行了全面的分析与研究。根据初步的评价结果，得出以下结论：
① 在所有选定的污水厂中均观察到较低的氨氮、TN及硝酸盐氮出水浓度。其中2个厂总氮去除率为85%～90%，3个厂出水总氮在3～5mg/L范围内，这些数据表明这种闭路、环形沟道的工艺构形具有极好的脱氮条件。泥龄较长使硝化反应很易发生，且外沟道处于低DO浓度。这些采用内循环方式即把混合液从内沟道打入外沟道的污水厂，通常能达到更低的出水硝酸盐氮浓度。
② Orbal工艺各沟道溶解氧分布数据表明，很明显的缺氧及好氧段并没有在各沟道内形成。由于曝气转碟较好的混合能力，使外沟道溶解氧呈均匀一致的低浓度。
③ 沿各沟道数据分布表明，系统中均匀一致的低氮浓度是其达到高效脱氮的证明，该结果通常与那种缺少明显的缺氧及好氧段工艺结果相一致。
④ 氮的去除可以用IAWQ ASMⅠ进行分析。ASM Ⅰ是根据传统的对微生物的认识而建立的，它表明该系统高效脱氮的结果并不是由新的微生物来完成的，但这并不意味着新的微生物并不存在于系统中。
⑤ 应用ASMⅠ工艺模型表明独立的明显的缺氧与好氧段并没有在此系统中发展及形成。因而，也进一步说明发生在菌胶团内部的反硝化反应在其整个系统脱氮的机理中扮演相当重要的角色。
⑥ 根据对现有污水厂含磷数据的分析表明，这些厂或具有较低的总磷出水浓度，或其磷的去除超过用于合成生物细胞所需的磷。由于并没有向系统添加化学药剂，故解释这些多余磷的去除可能是通过生物除磷来完成的。
⑦ 现有数据表明，明显的厌氧段并没有在系统中存在。因此，推测磷的释放可能发生在菌胶团内部的厌氧段。外沟道液相中低DO浓度将更易使其在菌胶团内部形成厌氧环境。
⑧ SBNR可能在Orbal工艺中发生，因而使该工艺系统成为进一步研究SBNR现象的很好的对象。
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