CN103068746A - 反应器设定 - Google Patents

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CN103068746A CN2011800223663A CN201180022366A CN103068746A CN 103068746 A CN103068746 A CN 103068746A CN 2011800223663 A CN2011800223663 A CN 2011800223663A CN 201180022366 A CN201180022366 A CN 201180022366A CN 103068746 A CN103068746 A CN 103068746A
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M·T·皮华安维拉尔塔
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Abstract

本发明提供了用于减少好氧颗粒污泥反应器的启动时间的方法，该方法包括用包含分碎的好氧污泥颗粒的活性生物质启动所述反应器。

Description

反应器设定
技术领域
本发明涉及用于降低好氧颗粒污泥反应器的启动时间的方法，并寻找特别是在生物工艺领域中的应用，用于从废水中至少部分去除氮和COD/BOD，以及可任选地除磷。
技术背景
近年来，好氧颗粒污泥成为废水处理中一种有前景的技术。相比于传统絮状污泥***，它具有以下几个优势：较低的运行成本和较小的占地。好氧颗粒是微生物来源的聚集体，其不会在降低的水利剪切下发生凝结，并随之以比活性污泥浮块快得多的速度沉淀。
然而，该技术的一个主要的缺陷是当处理实际废水并且需要去除营养物质时，这些反应器需要长的启动时间。
一些工业部门，例如奶制品和食品加工工业以及屠宰场产生了大量需要处理并且含有高水平的氮以及COD和磷的废水。发现对于这些废水难以建立含好氧颗粒的废水处理反应器。
因此，本发明的一个目的是提供改进的方法用于更容易地建立好氧颗粒污泥反应器。
发明内容
在本研究中，令人惊喜地发现可以使得好氧污泥颗粒分碎，并使用分碎的颗粒来建立好氧颗粒污泥反应器，相比于用仅含絮状污泥的活性生物质建立的反应器，该好氧颗粒污泥反应器的启动时间显著降低。因此，根据本发明的一个实施方式，提供了一种建立好氧颗粒污泥反应器的方法，该方法包括用包含分碎的好氧污泥颗粒的活性生物质对所述反应器进行接种。
对于任意特定的反应器，可以通过反复试验来建立分碎颗粒的最优化尺寸。根据一个实施方式，用中值粒度为约150μm至约1250μm，例如约500μm至约700μm的分碎的好氧污泥颗粒对所述反应器进行接种。
尽管仅考虑使用分碎的污泥颗粒启动反应器，但是根据优选的实施方式，可以用包含分碎的好氧污泥颗粒和絮状污泥的混合物的活性生物质对所述反应器进行接种。
根据一个实施方式，分碎的好氧污泥颗粒占总接种活性生物质的约5重量%至约50重量%。
根据另一个实施方式，反应器中的活性生物质的起始浓度为约1gMLSS/L至约5gMLSS/L，例如约2.5gMLSS/L至约3.5gMLSS/L。
根据另一个实施方式，活性颗粒污泥反应器初始运行的废水负荷的每次循环的体积交换比为约12.5%至约25%。最终，随着好氧颗粒污泥更成熟，对于营养丰富的废水，废水负荷的每次循环的体积交换比上升至约50%，或者对于低营养物的废水（例如生活污水）甚至可以上升至75%。
根据另一个实施方式，在建立反应器时，完成处理循环和倾滗处理后液体之间的沉淀时间随着运行的处理循环次数不断减少，以从反应器中去除较差沉淀的生物质。
根据另一个实施方式，含硝化生物体和反硝化生物体的活性生物质以及所述反应器用于从废水中去除生物COD和氮。
根据另一个实施方式，主要通过亚硝化/反亚硝化从废水中去除氮。
根据另一个实施方式，含聚磷酸盐积累生物体（PAO）的活性生物质以及所述反应器用于从废水中同时去除氮、磷酸盐和生物COD。
如题为“废水处理（Wastewater Treatment）”的国际专利公开第WO 2008/046139号所述（其通过交叉引用全文结合入本文），本发明的方法可以用于建立好氧颗粒污泥反应器，用于进行同时从废水中去除BOD、N和P的过程。
本发明还提供了粒径约150μm至约1250μm的分碎的好氧污泥颗粒，所述好氧污泥颗粒可任选地储存在培养基或者含低营养水平的处理后废水中。
附图简要说明
图1显示了用于本发明的方法中的序列间歇式反应器的示意图。
图2A至2D显示了用100%絮状污泥接种的SBR的颗粒尺寸分布曲线（A和B）以及MLSS&MLVSS（C和D）：A、C－第一轮；B、D－第二轮。百分位：
Figure BDA00002352221000021
○ d(0.5)、●d(0.1)；□MLVSS、■MLSS。
图3A和3B显示了用100%絮状污泥接种的SBR的脱氮性能：A-第一轮；B-第二轮。●N-NH4 +流入物、○ N-NH4 +流出物、
Figure BDA00002352221000031
－体积交换比。
图4A至4E显示了用不同百分比的分碎的颗粒初始接种后差不多90天或者更长的废水处理循环之后的SBR中的颗粒尺寸分布曲线：A-50%；B-25%；C-15%；D-10%；E-5%。百分位：
Figure BDA00002352221000032
○ d(0.5)、●d(0.1)。
图5A和5B显示了用10%分碎的颗粒接种的SBR在开始运行时（图5A）和最后一周运行时（图5B）的污泥形貌的立体显微镜图像。
图6显示了当处理屠宰场废水时，接种污泥中分碎的颗粒的百分比对于反应器成为完全颗粒状的所需时间的影响。
图7A至7E显示了用不同百分比的分碎的颗粒初始接种后差不多90天或者更长的废水处理循环之后的SBR中的MLSS和MLVSS：A-50%；B-25%；C-15%；D-10%；E-5%。○ MLVSS、●MLSS。
图8A至8E显示了用不同百分比的分碎的颗粒初始接种后差不多90天或者更长的废水处理循环之后的SBR中的除氮性能：A-50%；B-25%；C-15%；D-10%；E-5%。●N-NH4 +流入物、○ N-NH4 ++N-NOx－交换比。
图9显示了用15%分碎的颗粒接种的SBR中第14、32、40和116天的循环研究曲线：:●P-P04 3-；○ N-NH4 +；
Figure BDA00002352221000033
ΔN-N03 -。
图10A至10E显示了用不同百分比的分碎的颗粒初始接种后差不多90天或者更长的废水处理循环之后的SBR中的除磷性能：A-50%；B-25%；C-15%；D-10%；E-5%。●P-P04 3-流入物、○ P-P04 3-－体积交换比。
图11A和11B显示了反应器运行第一天的污泥的形貌的立体显微镜图像：A:b-SBR;B:m-SBR。（标尺条1mm）。
图12A和12B显示了在用30%分碎的颗粒初始接种后的超过100天废水处理循环之后的SBR中的颗粒尺寸分布曲线（在颗粒与絮状污泥混合之后）。A:b-SBR；B:m-SBR。体积百分位：
Figure BDA00002352221000034
○ d(50%)、●d(10%)。
图13A和13B显示了运行92天之后的污泥的形貌的立体显微镜图像。A:b-SBR；B:m-SBR。
缩写和定义
本发明中使用了以下缩写：
AOB    氨氧化细菌
BOD    生化需氧量
COD    化学需氧量
DO     溶解氧
EBPR   强化的生物除磷
FOG    脂肪、油和油脂
GAO    糖原积累生物体
HRT    水力停留时间
MLSS   混合液悬浮固体
MLVSS  混合液挥发性悬浮固体
N      氮
NH4    铵
NO2    亚硝酸盐
NO3    硝酸盐
NOx    硝酸盐和亚硝酸盐的总和
NOB    亚硝酸盐氧化细菌
OUR    氧摄取速率
P      磷
PO4    磷酸盐
PAO    聚磷酸盐积累生物体
PHA    聚羟基烷酸/酯
SBR    序列间歇式反应器
SRT    污泥保留时间
TKN    总凯式氮
TP     总磷
TSS    总悬浮固体
VER    体积交换比
VFA    挥发性脂肪酸
VSS    挥发性悬浮固体
本文所用术语“包含”表示“主要包括而不是唯一必然包括”。术语“包含”的变化形式，例如“含有”和“包括”具有相应的类似含义。
本文所用术语“聚磷酸盐积累生物体”指的是能够以超过其代谢所需的量摄取磷并在胞内积累成为富集磷酸盐物种的任何生物体。
发明详述
相比于现有絮凝***，好氧颗粒污泥提供以下显著的优势，包括减少的沉淀时间、生物反应器中改进的生物质停留（提供了每次循环中更高的废水负荷的可能性以及每次水处理循环之后从反应器倾滗的污泥量的减少的共同益处，从而需要的二次沉淀装置减少）并在颗粒上/颗粒中提供了好氧和缺氧条件，从而促进了一个反应器中的不同生物工艺（例如通过亚硝酸盐途径去除氮，其进而导致了曝气和补充碳的节约）。
然而，建立好氧颗粒污泥反应器可以是一个冗长和精密的过程。特别地，通过如下方法来促进这类颗粒在反应器中的停留来建立好氧颗粒污泥：在上清液倾滗之前减少停留时间，以及增加体积交换比/降低水力停留时间。因此，大多数的生物质可能会在建立时被冲失掉。这进而导致对废水进行处理去除含氮物质时反应器中生物质的不足。从而反应器中铵和/或亚硝酸的积累会抑制微生物将NH4 +氧化成NOx以及去除NOx化合物和磷的功能。
本发明提供了用于启动好氧颗粒污泥反应器的改进方法，其包括使用分碎的建立的好氧颗粒作为接种活性生物质用于启动所述反应器。令人惊喜的是，分碎的好氧颗粒基本保留了它们的好氧颗粒功能，并较快速地重新发展成完全功能化的好氧颗粒，比仅从絮状颗粒开始建立好氧颗粒污泥反应器快得多。
用于分碎和本发明的方法中的颗粒可以从任意合适的来源购得。
可以通过任意合适的方法对颗粒进行分碎。好氧颗粒是复杂的，具有结构（包括变化形状的表面，一些具有突出，其他则没有，并且包括孔、通道和空穴）以及从表面到中心的微生物类型的梯度，该梯度对应于氧供给和底物的传质（以及其他参数），这些参数在每一个颗粒的表面处最大并随着进入到中心的距离快速下降（在成熟/老化颗粒中，可能主要包含死亡的细胞）。颗粒的高效机能（至少部分）受到颗粒结构和相应环境的影响。但是，本研究发现，通过分碎使得一些干扰是可以被容忍的，用分碎的颗粒进行恢复（不希望受任何具体理论的限制，这大概是通过结构重建恢复的）。因此，根据一个实施方式，通过保留颗粒的至少一些结构从而保留了颗粒的功能的方法使得颗粒分碎。
许多工业用磨机、粉碎机、分碎机、筛选或筛分机械是合适的，例如购自美国伊利诺伊州埃尔姆赫斯特城的菲茨帕特里克公司（Fitzpatrick Company ofElmhurst,Illinois,United States of America）的温和研磨/筛分机械（
Figure BDA00002352221000061
和
Figure BDA00002352221000062
产品），或者购自例如美国新泽西州富兰克林研磨机公司（FranklinMiller,Inc.of New Jersey,United States of America）的类似产品。根据一个实施方式，将颗粒通过网孔、筛分网或者筛选网以得到分碎的颗粒。根据另一个实施方式，所述网孔、筛分网或者筛选网的平均孔直径或者孔径/宽度是约200μm至约1000μm（US为约70目至约18目），例如约300μm至约1000μm（US为约50目至约18目），约400μm至约1000μm（US为约40目至约18目），约500μm至约1000μm（US为约35目至约18目），约600μm至约1000μm（US为约30目至约18目），约700μm至约1000μm（US为约25目至约18目），约800μm至约1000μm（US为约20目至约18目），约900μm至约1000μm（US为约20目至约18目），约200μm至约900μm（US为约70目至约20目），约200μm至约800μm（US为约70目至约20目），约200μm至约700μm（US为约70目至约25目），约200μm至约600μm（US为约70目至约30目），约200μm至约500μm（US为约70目至约35目），约200μm至约400μm（US为约70目至约40目），约200μm至约300μm（US为约70目至约50目），约300μm至约900μm（US为约50目至约20目），约350μm至约800μm（US为约45目至约20目），约400μm至约700μm（US为约40目至约25目），约450μm至约650μm（US为约40目至约25目），约500μm至约700μm（US为约35目至约25目），约500μm至约600μm（US为约35目至约40目），约200μm（US为约70目），约300μm（US为约50目），约400μm（US为约40目），约500μm（US为约35目），约600μm（US为约30目），约700μm（US为约25目），约800μm（US为约20目），约900μm（US为约20目），约1000μm（US为约18目），或者任意或任意包含以上所列出的尺寸限制的任意组合的范围。
通过分碎得到的分碎的颗粒的中值粒径/直径可以为约150μm至约1250μm、例如约200μm至约1100μm、约200μm至约1000μm、例如约300μm至约1000μm、约400μιη至约1000μm、约500μm至约1000μm、约600μm至约1000μm、约700μm至约1000μm、约800μm至约1000μm、约900μm至约1000μm、约200μm至约900μm、约200μm至约800μm、约200μm至约700μm、约200μm至约600μm、约200μm至约500μm、约200μm至约400μm、约200μm至约300μm、约300μm至约900μm、约350μm至约800μm、约400μm至约700μm、约450μm至约650μm、约500μm至约700μm、约500μm至约600μm、约150μm、约200μm、约300μm、约400μm、约500μm、约600μm、约700μm、约800μm、约900μm、约1000μm、约1100μm、约1250μm，或者任意或任意包含以上所列出的尺寸限制的任意组合的范围。根据一个实施方式，分碎的颗粒的中值粒径约为400μm至约800μm。根据一个实施方式，分碎的颗粒的中值粒径约为500μm至约700μm。
分碎的颗粒是相当稳定的，在存在低营养水平的情况下可以储存数天甚至数周，特别是如果进行冷藏的话。这允许在制备颗粒的设施处进行分碎，然后（通常在脱水之后）运载到其他设施。或者，可以将完整的颗粒运输到预期的设备，然后在装载到反应器之前在该位置对颗粒进行分碎。
用于启动好氧颗粒污泥反应器的本发明的方法包括用分碎的颗粒装载反应器。所述反应器还可以用絮状污泥装载。根据一个实施方式，以总活性生物质的重量计，包含约5重量%至约50重量%的分碎的好氧颗粒，例如约5重量%至约45重量%，约5重量%至约40重量%，约5重量%至约35重量%，约5重量%至约30重量%，约5重量%至约25重量%，约5重量%至约20重量%，约5重量%至约15重量%，约5重量%至约10重量%，约10重量%至约50重量%，约15重量%至约50重量%，约20重量%至约50重量%，约25重量%至约50重量%，约30重量%至约50重量%，约35重量%至约50重量%，约40重量%至约50重量%，约45重量%至约50重量%，约5重量%，约10重量%，约15重量%，约20重量%，约25重量%，约30重量%，约35重量%，约40重量%，约45重量%，约50重量%，或者任意或任意包含以上所列出的百分比限制的任意组合的范围。根据一个实施方式，可以用含约10%至约25%分碎的好氧颗粒的活性生物质启动反应器。
在启动时装载到反应器中的可任选地与絮状污泥结合的作为分碎的好氧颗粒的活性生物质的总量可以是约0.5g干重MLSS/升最终总工作容积至约20g干重MLSS/升最终总工作容积，例如约0.5g/L至约18g/L，约0.5g/L至约16g/L，约0.5g/L至约14g/L，约0.5g/L至约12g/L，约0.5g/L至约l0g/L，约0.5g/L至约9g/L，约0.5g/L至约8g/L，约0.5g/L至约7g/L，约0.5g/L至约6g/L，约0.5g/L至约5g/L，约0.5g/L至约4g/L，约0.5g/L至约3g/L，约0.5g/L至约2g/L，约0.5g/L至约lg/L，约lg/L至约20g/L，约2g/L至约20g/L，约3g/L至约20g/L，约4g/L至约20g/L，约5g/L至约20g/L，约6g/L至约20g/L，约7g/L至约20g/L，约8g/L至约20g/L，约9g/L至约20g/L，约l0g/L至约20g/L，约12g/L至约20g/L，约14g/L至约20g/L，约16g/L至约20g/L，约18g/L至约20g/L，约0.5g/L，约lg/L，约2g/L，约3g/L，约4g/L，约5g/L，约6g/L，约7g/L，约8g/L，约9g/L，约10g/L，约11g/L，约12g/L，约13g/L，约14g/L，约15g/L，约16g/L，约17g/L，约18g/L，约19g/L，约20g/L，或者任意或任意包含以上所列出的量的任意组合的范围。根据一个实施方式，反应器中活性生物质的初始浓度为约1g MLSS/L至约5g MLSS/L。根据另一个实施方式，反应器中活性生物质的初始浓度为约2g MLSS/L至约3g MLSS/L。
启动污泥反应器的下一个步骤包括对活性生物质加料废水或者任意合适的含营养物底物。根据一个实施方式，对污泥加料废水。
在通过本发明的方法建立好氧颗粒污泥反应器时用于处理的废水可以是含可以被污泥微生物利用的营养物的任意废水。特别感兴趣的是具有高水平氮的废水，例如屠宰场废水，但是本发明明显并不限于此。所述废水可以含有至少100mg/L的总氮，例如至少约150mg/L的总氮，至少约200mg/L的总氮、至少约250mg/L的总氮、至少约275mg/L的总氮、至少约300mg/L的总氮、至少约325mg/L的总氮，或者甚至是至少约350mg/L的总氮。废水的总氮含量可以显著地高于350mg/L。
高氮流入物质，例如屠宰场废水，还可以含有提升的磷含量。根据一个实施方式，本发明的方法包括建立用于同时从废水中去除氮和磷以及COD/BOD的好氧颗粒污泥反应器。如题为“废水处理（Wastewater Treatment）”的国际专利公开第WO 2008/046139号所述的方法（其通过交叉引用全文结合入本文），通过本发明的方法建立的好氧颗粒污泥反应器可以用于同时去除BOD、N和P。WO 2008/046139中所述的某些方法也适合作为进料/运行配置用于通过本发明的方法建立好氧颗粒污泥反应器（一旦采用分碎的颗粒污泥）。
与使用反应器流入物质相关的一个显著的问题包括反应器中的氨和/或亚硝酸盐/亚硝酸积累了高的氮水平。这些成分的高水平会抑制涉及除氮除磷的生物体。因此，尽管包含低氮水平（例如，小于100mg/L的总氮）的流入物质可以以高体积交换比（VER）进料到建立中的好氧颗粒污泥反应器中，使用具有高氮含量的流入物质例如屠宰场废水要求：降低每次循环中加料到SBR***中的废水的体积（从而降低了VER）；在两次、三次或者甚至更多次的进料中向SBR***进料所述流入物质；运行较长的工艺步骤（例如硝化和/或反硝化）；或者它们的任意组合。
如上所隐含的，可以根据给定的流入物质的氮含量对其所使用的VER进行改变，所述VER可以是约5%至约75%之间的任意位置，例如约10%至约75%，约10%至约70%，约10%至约65%，约10%至约60%，约10%至约55%，约10%至约50%，约10%至约45%，约10%至约40%，约10%至约35%，约10%至约30%，约10%至约25%，约10%至约20%，约10%至约15%，约15%至约75%，约20%至约75%，约25%至约75%，约30%至约75%，约35%至约75%，约40%至约75%，约50%至约75%，约55%至约75%，约60%至约75%，约65%至约75%，约70%至约75%，约5%，约10%，约15%，约20%，约25%，约30%，约35%，约40%，约45%，约50%，约55%，约60%，约65%，约70%，约75%，或者任意包含以上所列出的百分比限制的任意组合的范围。当使用高氮含量的流入物时，可以以具有体积交换比为约12.5%至约25%的废水负荷对好氧颗粒污泥反应器进行初始运行（也就是说，例如，如果反应器的工作容积是1升，则在一次循环中向反应器中加入约125mL至250mL的废水）。为了避免抑制建立颗粒污泥中的硝化细菌，初始使用的VER可以较低，并随着后续循环逐渐增加，同时对铵和NOx物质进行监测，以保证它们没有上升到抑制水平。作为仅有的指导：对于氨氧化细菌，约10mg至约15mg氮/L的游离氨的浓度或者约0.2mg至约2.8mg氮/L的亚硝酸的浓度会导致它们的活性被完全抑制；对于亚硝酸盐氧化细菌，约0.016mg至约0.048mg氮/L的游离亚硝酸的浓度导致它们停止生长；对于聚磷酸盐积累生物体（PAO），约0.004mg氮/L的游离亚硝酸的浓度导致磷的摄取停止。
可以通过监测反应容器内含物的氧化/还原电势（ORP）和/或pH，使用在线NOx传感器或者它们的任意组合，对反应容器内含物中NOx物质的浓度进行监测。
随着好氧污泥反应器向完全颗粒的状态发展，反应器中活性生物质从流入物去除含氮物质的能力增加，并可以增加所应用的VER。因此，例如当好氧颗粒污泥发展到更进一步的状态时，对于高氮含量流入物质，例如屠宰场废水可以应用提供了高至约50%的体积交换比的废水负荷。
之前还发现，通过SBR循环中的交错的好氧和缺氧阶段进行表征的步进式SBR方案允许及时地去除硝酸盐或者亚硝酸盐，从而当COD的量充足时，可以避免氨、硝酸盐和亚硝酸盐的积累。
至少第一进料步骤之后有一段足够长持续时间的不通气阶段，导致废水中NOx物质的浓度足够低，以使得PAO中的聚羟基烷酸盐/酯发生积累，从而使得在后续的通气/好氧时间通过PAO发生磷酸盐的积累。
至少第一不通气阶段后有一段足够长持续时间的通气阶段，以允许通过硝化生物体进行铵的氧化，并通过PAO使得废水中的至少一部分磷发生同化。取决于通过该方法所需的流出物的量，至少第一通气阶段的持续时间足够长，从而通过进料步骤使得引入到SBR***中的铵被基本完全氧化。后续的通气阶段的持续时间也足够长，使得在每次进料步骤之后通过硝化生物体发生基本完全的铵氧化。
参见图1，可以在序列间歇式反应器***中进行本发明的方法的一个实施方式，所述序列间歇式反应器***包含：含有生物活性污泥20的反应容器10，所述生物活性污泥包含约10%至25%（w/w）的分碎的颗粒和约90%至约75%（w/w）絮状污泥，其中用于制备分碎颗粒的颗粒以及絮状污泥都由同时提供了从屠宰场废水中去除N、P和COD的反应器获得，其中分碎颗粒的中值直径/尺寸是约400至约800μm。
在第一进料步骤中，用泵40使得一部分待处理的废水通过导管50从废水储罐30进料到反应容器10中。如果要进行多进料步骤，尽管每一阶段的废水进料量可以相同，但是它们也可以是不断减小的体积、不断增加的体积、交替变大和变小的体积或者它们的任意排列。然而，大的最终进料步骤会导致反应器和排放物中显著水平的氨和NOx，因此根据一个实施方式，使用了进料量不断减小的进料步骤。
在一个具体的实施方式中，当对含有高水平的营养物的废水，例如屠宰场废水进行处理时，可以将约70%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约30%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。或者，可以将约60%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约40%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约50%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约50%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。
如果对含有较低营养物负荷的废水，例如生活污水进行处理时，可以将约90%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约10%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。或者，可以将约80%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约20%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约70%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约30%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约60%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约40%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约50%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约50%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中。
或者，如果采用了三次进料方法，当对含有高水平的营养物的废水，例如屠宰场废水进行处理时，可以将约50%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约30%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中，将约20%的待处理废水在第三进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约60%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约20%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中，将约20%的待处理废水在第三进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约60%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约30%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中，将约10%的待处理废水在第三进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约70%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约20%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中，将约10%的待处理废水在第三进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约50%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约40%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中，将约10%的待处理废水在第三进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约40%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约30%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中，将约30%的待处理废水在第三进料步骤中进料到反应容器中。在另一个可选择的进料方案中，可以将约40%的待处理废水在第一进料步骤中进料到反应容器中，将约40%的待处理废水在第二进料步骤中进料到反应容器中，将约20%的待处理废水在第三进料步骤中进料到反应容器中。
尽管可以以任意合适的方法将废水引入到反应容器中，可以使用国际专利公开第WO 95/24361号中所述的UniFEDTM方法或其变形。简单地说，至少在第一进料步骤前使得反应容器10中的污泥发生沉淀，并且进料可以包括使得废水在反应容器底部、沉淀的污泥中分布，而没有进行通气或搅拌。这使得所有的生物质与进入到反应器中的新鲜进料流发生强烈接触，避免了生物质与上一工艺循环中的通常含有硝酸盐的上清水发生混合（这对于除磷过程的性能是不利的），并快速建立起了有利于通过PAO进行VFA摄取的厌氧条件。
进料步骤之后可以跟随无混合、无曝气的阶段，如果（无混合、无曝气的）进料步骤进行缓慢，后续的无混合、无曝气阶段可以不是必需的：原因在于当进料在沉淀的污泥中进行分布时，废水与沉淀污泥之间发生了有效的接触，如果进料速率是足够慢的，存在于沉淀的污泥中的所有NOx物质会发生反硝化，并在进料步骤之后立即完成通过PAO对挥发性脂肪酸的摄取。较慢的进料速率还导致了沉淀污泥的较小扰动，因此进料与污泥的接触较好。
“足够慢”的进料速率可以包括进入到反应容器10中的流入速率为约20%至约1%的原始、未加料体积/小时，例如约15%至约2%的未加料体积/小时、约12%至约4%的未加料体积/小时、约10%至约5%的未加料体积/小时、约10%的未加料体积/小时、约9%的未加料体积/小时、约8%的未加料体积/小时、约7%的未加料体积/小时、约6%的未加料体积/小时、或者约5%的未加料体积/小时或者任意包含以上所列出的进料速率的任意组合。
在足够的无混合、无曝气阶段之后，如果以足够慢的流入速率进行进料步骤，一旦进料步骤结束，可以用任意合适的方法可任选地对反应容器10内含物质进行混合，无需曝气或者氮气鼓泡。例如，可以用马达70驱动的叶轮60进行混合。
在进料步骤过程中或者之后，可以通过监测反应容器内含物的氧化/还原电势（ORP）和/或pH，使用在线NOx传感器或者它们的任意组合，对反应容器内含物中NOx物质的浓度进行监测。对ORP的监测还可用于评估从反应容器10内含物质的挥发性脂肪酸的摄取，当来自反应容器10的胞外物质的生物体对VFA进行摄取时，ORP信号下降，当VFA被来自反应容器10的胞外物质耗尽时，ORP信号下降的速率减缓，并且取决于反应容器10内含物质的复杂性，可能达到平台期或者甚至上升。
可以使用通过任意合适方法与ORP探针90连接的ORP测定计80来测定氧化/还原电势，所述ORP探针90与反应容器10内含物质接触。ORP测量计80可以通过导线100与ORP探针90相连接。
可以使用通过任意合适方法与pH探针120连接的pH计110来测定pH，所述pH探针120与反应容器10内含物质接触。pH计110可以通过导线130与pH探针120相连接。
在至少第一无曝气阶段之后，在从胞外培养基摄取VFA之前，反应容器内含物质中的NOx（和氧气）的浓度需要足够低，并通过PAO发生聚羟基烷酸盐/酯的胞内积累（为后续氧化阶段时的磷酸盐摄取提供能量）。一旦反应容器10的胞外物质耗尽了至少大多数的VFA（这可以通过ORP测定计80观察到的下降的ORP坡度的中断来确定），开始曝气阶段。
或者，例如对于工业上处理废水运行的SBR过程（但是仍建立了完全的颗粒化），出于调度目的，废水处理的每一次循环（即从第一次进料到处理过的流出排放物）可以是基本固定的时间。在该情况下，至少第一无曝气阶段以及可能的其他无曝气或者空闲阶段可以是固定的时长，该固定的时长足以保证在开始曝气阶段前足够低的NOx浓度和VFA的耗尽（基于SBR的持续性能）。例如，对于循环时间约为6小时的三次进料步骤方法，第一无曝气阶段可以固定为约20分钟至约1.5小时的持续时间（取决于SBR***的持续性能），例如约20分钟、约25分钟、约30分钟、约35分钟、约40分钟、约45分钟、约50分钟、约55分钟、约60分钟、约65分钟、约70分钟、约75分钟、约80分钟、约85分钟或者约90分钟。
在曝气阶段中，将空气从鼓风机140通过曝气装置150（例如，空气扩散器）经由导管160泵送入反应容器10。其他可用的曝气方法/配置是本领域已知的，例如可以使用表面曝气机（其不需要使用鼓风机）。
尽管曝气可能是不受控制的，但是可能需要对曝气进行控制以避免反应容器10内含物质中的溶解氧过量，这会需要较长的后续无曝气阶段以提供充分的缺氧条件，该缺氧条件用于通过活性污泥中的PAO进行后续PHA储存。此外，在曝气阶段，特别是其最后阶段时，过量的DO会促进硝酸盐的积累而不是亚硝酸盐的积累。相比于仅氧化成亚硝酸盐，使用完全硝化（成硝酸盐）去除氮多消耗了33%的氧气，并且通过亚硝化/反亚硝化过程去除N的总碳消耗比硝化/反硝化过程低约40%。从而通过亚硝化/反亚硝化而不是硝化/反硝化促进N的去除显著地节约了曝气和BOD的成本。
因此，在曝气步骤时，可以对反应容器10内含物质中的溶解氧的量进行控制。为此，可以用通过任意合适方法与DO探针180连接的DO测量计170对废水中的溶解氧含量进行监测，所述DO探针180与反应容器10内含物质接触。DO测量计170可以通过导线190与DO探针180相连接。流量计200和/或阀210可以用于对曝气进行监测和/或调节，其可以与导线160成直线放置以分别对空气流进行监测和/或控制，从而使得反应容器10内含物质中的DO水平维持在所需的范围内。所述阀210可以是任意合适类型的可以提供所需空气流控制类型的阀，例如开/关阀或者质量流量控制器，并且可以与合适的控制模块相连接，例如可编程逻辑控制器（PLC）单元，其还可以与DO测量计170相连接。所述控制模块还可以与流量计200相连接，用于对通过阀210控制的空气流速进行反馈。或者，可以通过其他方法，例如通过对鼓风机140进行合适的控制并通过流量计200对空气流动进行监测来控制空气流速。在所述设置中，DO测量计170、鼓风机140以及流量计200可以与控制模块相连接。
可以在曝气步骤中对反应容器10内含物质进行混合。这可以通过本领域已知的任意合适的方法来实现。例如，可以通过曝气本身或者通过马达70驱动的叶轮60来实现混合。
在曝气阶段时，可以将反应容器10内含物质中的DO水平维持在任意所需的水平。但是，为了有助于在后续进料步骤时或者之前快速实现缺氧/厌氧条件和/或促进亚硝化/反亚硝化而不是硝化/反硝化，在整个曝气步骤中可以将溶解氧水平维持在限制水平。因此，根据一个实施方式，反应容器10内含物质中的DO水平维持在约5mg O2/L和约0.1mg O2/L之间，例如约4mg O2/L和约0.1mg O2/L之间、约4mg O2/L和约0.3mg O2/L之间、约3mg O2/L和约0.5mgO2/L之间、约3mg O2/L和约1mg O2/L之间、约3mg O2/L和约1.5mg O2/L之间、或者约2mg O2/L和约1.5mg O2/L之间，或者任意包含以上所列出的任意上限或下限的任意组合的范围。
在一个可选的曝气方案中，第一曝气阶段之后可以跟随有进料阶段和曝气阶段的至少一个循环，其中对溶解氧的水平进行控制以使得在所述反应容器内含物质中同时发生硝化和反硝化。这是可能的，因为如果溶解氧（DO）水平保持在足够低，则会在反应容器10中建立起缺氧区域，例如在反应容器10内含物质中形成的颗粒中建立起缺氧区域，使得在所述区域中发生NOx还原，并在含氧区域中发生铵氧化。如果合适的曝气监测和控制是可行的，则可以实现上述过程的合适的DO水平为约1mg O2/L至约0.1mg O2/L、约0.8mg O2/L至约0.2mg O2/L、约0.8mg O2/L至约0.3mg O2/L、约0.7mg O2/L至约0.3mg O2/L、或者约0.5mg O2/L至约0.3mg O2/L、或者任意包含以上所列出的任意上限或下限的任意组合的范围。
可以基于混合液体的移动窗口中的pH变化的平均速率确定曝气阶段的持续时间。通常引入曝气后，反应容器10内含物质的pH立即快速上升，但是然后由于铵氧化pH下降直至亚硝化完成，之后pH再次上升或者更缓慢地下降。该转折点称作氨谷（基本上所有的铵被氧化的点），其特征在于pH下降速率减小，可能随后pH上升。因此，当反应容器10的内含物质达到或者通过氨谷时，可以完成曝气阶段。
如果在超过氨谷之后继续曝气，在反应容器10中会发生以损害亚硝酸盐为代价的硝酸盐的积累。因此，如果要通过亚硝化/反亚硝化而不是硝化/反硝化促进N的去除，可以在马上要达到氨谷或者刚刚越过氨谷之后停止曝气阶段，因此当反应容器10内含物质的pH变化速率达到预定值时停止曝气阶段。所述预定值可以是，例如pH下降速率等于在相同曝气阶段的较早时观察到的最大下降速率的约20%或更低（不考虑在引入曝气之后，例如引入曝气之后5-10分钟之内立即观察到的任意pH变化），例如观察到的最大下降速率的约20%或更低、约15%或更低、约10%或更低、约8%或更低、约6%或更低、约4%或更低、约2%或更低、或者约0%。或者，所述预定值可以是反应容器10内含物质的pH变化速率的绝对值，例如，pH下降速率为约0.05pH单位/5分钟或更小（不考虑在引入曝气之后，例如引入曝气之后5-10分钟之内立即观察到的任意pH变化），例如pH下降速率为约0.04pH单位/5分钟或更小、0.03pH单位/5分钟或更小、0.02pH单位/5分钟或更小、0.01pH单位/5分钟或更小、或者0pH单位/5分钟，但是对于给定的活性污泥组合物该值可能会有很大的不同。所述预定值还可以包含正的pH变化速率，例如反应容器10内含物质的pH变化的正速率的第一个标记或者此后不久（同样地，不考虑在引入曝气之后，例如引入曝气之后5-10分钟之内立即观察到的任意pH变化）。
或者，作为用于监测曝气阶段终点的补充机制，可以基于反应容器10内含物质的氧摄取速率（OUR）确定曝气阶段的持续时间，当完成硝化后，活性污泥的需氧量显著下降，该点也被称作“DO拐点（DO elbow）”。可以用任意合适的方法评估氧摄取速率，这是本领域已知的。例如，可以通过使得DO水平维持在给定值或者给定值的范围内所需的曝气量来评估OUR。或者，如果阀210是开/关阀，可以通过阀210处于“关”状态的时间长度对OUR进行间接评估（该时间长度与OUR成反比）。特别是如果使用可变通量的阀210施加恒定的曝气时，还可以通过反应容器10内含物质中DO的突然上升来监测硝化的终止。
此外，亚硝酸盐氧化成硝酸盐时的需氧量低于铵氧化成亚硝酸盐时的需氧量，这也可以通过OUR的下降来监测。因此，当反应容器10内含物质的氧摄取速率下降到预定值或者低于预定值时，可以停止曝气阶段。所述预定值可以是，例如在相同曝气阶段的较早时观察到的最大OUR的约80%或更低的OUR值（不考虑在引入曝气之后，例如引入曝气之后5-10分钟之内立即观察到的任意OUR值），例如观察到的最大OUR的约70%或更低、约65%或更低、约60%或更低、约55%或更低、约50%或更低。或者，所述预定值可以是OUR的绝对值，例如约1.5mg O2/min/L、约1.2mg O2/min/L、约1mg O2/min/L、约0.9mg O2/min/L、约0.8mg O2/min/L、约0.7mg O2/min/L、约0.6mg O2/min/L、或者约0.5mg O2/min/升反应容器10内含物质，但是对于给定的活性污泥组合物该值可能会有很大的不同。
当接近、达到或者越过亚硝化和/或硝化终点时，可以停止曝气，可任选地将反应容器10内含物质在无曝气或者有氮气鼓泡的条件下混合，以进行第二步骤的废水进料到反应容器10中。如果要促进通过亚硝化/反亚硝化途径的除氮，可以在接近或者达到亚硝化终点后立即停止曝气。
不希望受到理论的限制，认为通过在亚硝化完成，或者接近完成时立即停止曝气，亚硝酸盐氧化细菌（NOB）限于亚硝酸盐，因此相比于铵氧化细菌（AOB）具有劣势。在许多次循环之后，这可能导致从活性污泥中冲失NOB的群落，这进而被认为会增强/进一步促进污泥中的亚硝化/反亚硝化途径（即降低了硝酸盐的产量，和随后对于反亚硝化的需求）。如前所述，这进而降低了曝气和COD的需求/成本。
基本如前述的第一进料步骤，进行第二和第三以及可任选的进一步的进料、无曝气阶段和曝气阶段的循环，尽管可以在反应容器10内含物质进行混合时引入进料。
可以在无曝气/氮气鼓泡步骤之后结束处理循环，或者如果希望更高的除氮效率以及可任选的除磷效率，可以进行最终曝气阶段。
一旦完成处理循环，在从反应器10通过阀230控制的导管220倾滗上清液之前，使得反应器内含物质进行沉淀。
所允许的沉淀时间会影响循环之间保留在反应器中的絮状污泥的量，并可以对沉淀时间进行控制以促进颗粒污泥保留在反应器中。较短的沉淀时间促进了较慢沉淀生物质的“冲失”，因此促进了反应器中向颗粒污泥的偏移。然而，太短的沉淀时间会导致从反应器中洗出过量的生物质，结果是性能的损失（这是无法恢复的），特别是在建立好氧颗粒污泥反应器的较早阶段。因此，随着反应器污泥接近完全颗粒状态，可以随着处理循环不断减少沉淀时间。
当大多数的生物质是絮状时（50百分位的颗粒尺寸不大于100μm），在运行开始时的沉淀阶段中，污泥层与上清液之间的区别应该是明显的。在该阶段，可以对沉淀时间进行调整从而通过倾滗去除顶层中的生物质（流出物中的速率为300-400mg MLSS/L，但是取决于反应器中生物质的生长，这些数字可以更大或者更小）。可以通过以下方法对沉淀进行控制：从污泥层的顶层中去除生物质，同时使得反应器中生物质浓度保持稳定或者增加。如果反应器中生物质的浓度开始下降，则应该增加沉淀时间，以减少通过倾滗的生物质消耗。
每次增加体积交换比（VER）时都增加沉淀时间以避免具有较高VER的第一次循环时冲失过量的生物质，和如上所述的后续降低。
为了控制根据本发明的多次循环或者过程之后SBR中的固体/污泥水平（包括磷以及生物质中积累的一些碳和氮），还可以通过任意合适的方法，例如，通过导管320将泵310与废物接收器300连接，在每次循环时或者循环之间去除至少一部分作为废物的反应器10内含物质。
不充分的固体保留会导致处理过程所需的生物体的冲失/消耗。循环时或者循环之间的消耗量可能取决于进行过程的温度，并对其进行确定从而使得污泥保留时间（SRT）为约5天到约30天。当生物体具有由于例如高温导致的较高的特定生长速率（较少的翻倍时间）时，可以使用较短的SRT，而当微生物具有由于例如较低的温度导致的较低的特定生长速率时，可能需要较长的SRT。在正常运行条件下（例如约20°C的温度），SRT可以是约10天至约20天，例如约15天。
对于通过微生物的特定生长速率所确定的给定的SRT，可以对水力停留时间（HRT-可溶性化合物留在反应容器10中的平均时间）或者VER进行调整，从而所得到的反应器中的污泥浓度具有合理的沉淀速率，例如，允许在30分钟至1小时沉淀之后开始对处理过的废水进行倾滗。通常，污泥浓度越高，需要的沉淀时间越长。对于给定的SRT，反应器中的污泥浓度由两个因素决定，即HRT以及废水中的固体和COD浓度。HRT越短，反应器中的污泥浓度越高。废水中COD和固体的浓度越高，反应器中的污泥浓度越高。氮支持了硝化细菌的生长，因此对污泥浓度也有一些影响。然而，硝化细菌在接受废水的处理***的细菌群落中通常占少量百分比，所述废水含有高水平的COD和固体，例如生活污水和屠宰场废水。
对于高氮负荷（例如大于或等于200mg/L的氮）废水的处理，HRT可以在约12小时至约72小时的范围内变化，例如约12小时、约18小时、约24小时、约30小时、约36小时、约42小时、约48小时、约54小时、约60小时、约66小时或者约72小时。根据一个具体的实施方式，HRT大于或等于约42小时，特别是如果氮水平大于或等于250mg/L的情况下。HRT还需要与目标SBR循环方案达成平衡－当使用SBR工艺时，HRT与每次循环的时长直接相关。增加SBR循环时间会增加HRT，这意味着每天处理的废水较少。
如果SRB循环时间保持恒定，则体积交换比（VER）成为更重要的参数，如上所述，（对于高氮废水）可以采用约5%至约50%的VER，或者（对于低氮废水）可以采用约5%至约75%的VER。
通过如上所述的方法（特别是如果在沉淀前进行了曝气步骤）得到的处理过的废水可能包含低至约2mg/L的总磷和小于约20mg/L的总氮，并且通过***的适当调节，可以产生包含小于约1mg/L总氮和小于约10-15mg/L总氮的流出物，这符合了大多数的排入下水道的澳大利亚排放标准。通过本发明所述方法得到的流出物中的总磷预期甚至低于约0.8mgP/L，例如低于约0.6mg/L、低于约0.5mg/L、低于约0.4mg/L、低于约0.3mg/L、或者低于约0.2mg/L。通过本发明所述方法得到的流出物中的总氮预期甚至低于约10mgN/L，例如低于约9mg/L、低于约8mg/L、低于约7mg/L、低于约6mg/L、或者低于约5mg/L。
与下水道排放相反，尽管通过土地灌溉处置废水要求较高水平的生化需氧量（BOD）去除率（>95%），但是其仅要求中等水平的除氮和除磷去除率。为此，处理过的流出物中存在的总磷水平高至约10-20mgP/L以及总氮（优选大多数为铵的形式）高至约50-100mgN/L被认为是合适的。为了符合这些目的，根据本发明的方法可以产生存在有一些氮（主要为氨氮）和磷的流出物。所述方法与如上所述的方法实际上是类似的，但是仅需要两个进料步骤，并且第二次无曝气阶段之后的曝气阶段仅是可任选的，因为除磷并不重要。如果所述方法流出物中的总氮主要是氨，可以将第二进料步骤之后的任意曝气保持最小化，但是希望有一个简短的曝气步骤以从流出物去除通过反硝化形成的任意氮气气体，从而改善了反应容器10中的污泥的沉淀特性。通过所述方法得到的处理过的废水通常包含高至约20mgP/L的磷和高至约100mgN/L的总氮，例如小于约50mg/L的总氮和小于约15mg/L的总磷。通过所述方法得到的流出物中的总磷可以是约10mgP/L和约15mgP/L之间，但是也可能存在低于10mgP/L的值。例如，所得到的流出物中的总磷可以小于约12mgP/L，例如小于约10mg/L、小于约8mg/L、小于约7mg/L、小于约6mg/L、或者小于约5mg/L。通过所述方法得到的流出物中的总氮预期可以是约20mg N/L和约5mg N/L之间，但是也可能存在低于20mg N/L的值。例如，所得到的流出物中的总氮可以小于约40mg/L，例如小于约35mg/L、小于约30mg/L、小于约25mg/L、或者小于约20mg/L。
BOD补充
处理高氮废水，特别是处理废水中的挥发性脂肪酸（VFA）面临的另一个问题是缺少BOD。在厌氧阶段，PAO需要VFA来储存聚羟基烷酸盐/酯以提供用于好氧阶段磷酸盐摄取的能量。尽管由于高水平的脂肪油和油脂（FOG），未加工的屠宰场废水具有高BOD，但是这些废水通常经过预处理以改善这些废物的沉淀特性，导致可生物利用的碳源的显著消耗。结果是，在预处理的废水中的碳源通常不足以进行有效或者完全的PAO对磷的摄取或者硝化细菌的反亚硝化和/或反硝化。
为了解决该问题，本发明的方法可以包括以下步骤：当待处理的废水含有的COD的量不足以进行生物除磷和除氮时，向待处理或者正在处理的废水补充COD源，例如VFA（其最容易被PAO利用作为胞内PHA储存，特别是乙酸酯/盐和丙酸酯/盐）。
对于含约200-300mg/L总氮的废水，如果需要的话，可以对待进料到反应容器10中的废水补充额外的COD，或者还可以将COD源加入到反应容器10中，以使得总流入COD（CODt）浓度为约1000mg/L至约3000mg/L。
该值还取决于所述方法是否主要通过硝酸盐或者通过亚硝化/反亚硝化途径进行硝化和反硝化，所述亚硝化/反亚硝化途径少用约40%的碳源。此外，如果使用的PAO能进行反硝化以及磷酸盐/酯的积累（看来似乎是，例如暂定种聚磷细菌(Candidatus Accumulibacter phosphatis)的情况下），可以进一步节约COD成本。
CODt与总流入氮之比可以是约5至约15，例如约5至约12、约5至约10、约6至约10、约7至约10、约8至约10、约5至约9、约5至约8、或者约5至约7、或者任意或任意包含以上所列出的比例的任意组合的范围。
对于从废水中除磷，VFA是重要的，对于PAO对PHA的胞内储存是优选的底物。对于包含约30-50mg/L总磷的废水，如果需要的话，可以对进料到反应容器10中的废水补充额外的VFA，或者还可以将VFA源加入到反应容器10中，以使得总流入VFA浓度为约300mg/L至约1000mg/L，例如约350mg/L至约900mg/L VFA、约350mg/L至约800mg/L VFA、约350mg/L至约700mg/LVFA、约400mg/L至约650mg/L VFA、约400mg/L至约600mg/L VFA、约450mg/L至约600mg/L VFA、约450mg/L至约550mg/L VFA、约250mg/L VFA、约300mg/L VFA、约350mg/L VFA、约400mg/L VFA、约450mg/L VFA、约500mg/L VFA、约550mg/L VFA、约600mg/L VFA、约650mg/L VFA、或约700mg/L VFA、或者任意或任意包含以上所列出浓度的任意组合的范围。VFA通常构成了大部分但不是所有的可溶性COD，因此，如果考虑用COD水平代替VFA浓度，进料到本发明的SBR过程中的可溶性COD的量会相应地高于上述的VFA值。
总流入VFA与总流入磷之比可以是约5至约30，例如约10至约25、约12至约25、约13至约20、约14至约18、约14至约17、约14至约16、约14、约15、约16、约17、约18、约19或者约20，或者任意或任意包含以上所列出的比例的任意组合的范围。
传统的VFA源可以包括预发酵的废水源。
尽管可以以任意合适的方法并在任意合适的时间向反应容器10中加入额外的COD/VFA源，但是为了便于操作和对过程中的各个步骤/阶段（包括进料步骤、无曝气阶段和曝气阶段）进行计时，可以将所述额外的COD/VFA共进料到反应容器10中，或者在待处理的废水进料到反应容器10之前将所述额外的COD/VFA加入其中。
参考图1，可以对具有高BOD的废水源（例如具有高FOG水平的屠宰场废水源）进行预发酵然后贮存在储器240中。预发酵废水源的储器240可以通过导管260与废水导管50连接，并在进料步骤时通过泵250与废水一起共进料到反应容器10中。如果需要的话，在本发明的方法中可以通过以下方法进一步补充VFA：通过泵280经由导管290将VFA从VFA储器270泵送入反应容器10中，这独立于废水进料。
挥发性脂肪酸源可以包含高水平的乙酸和丙酸，例如乙酸和丙酸各自至少为100mg/L，并且所述挥发性脂肪酸源可以与所述废水以所需的比例共进料到所述反应容器中，所述所需的比例提供了所需的CODt：总氮比例和VFA：总磷比例。例如，当使用预发酵的屠宰场废水源对好氧屠宰场池废水（其CODt和VFA通常较低）补充CODt/VFA时，预发酵废物和屠宰场池废水的比例可以是约1:20至约1:1，例如约1:15、约1:10、约1:8、约1:7、约1:6、约1:5、约1:4、约1:3、约1:2或者约1:1，或者任意或者任意包括上述列出比例的任意组合的范围。
由于可能削弱所得污泥的沉淀能力，应该避免过量使用预发酵的高FOG废物。
其他工艺参数
a)生物体
用于通过本发明的方法建立好氧颗粒污泥反应器的颗粒和污泥包含活性生物质，其包括硝化微生物和反硝化微生物，以及可任选的聚磷酸盐积累生物体（PAO）。
i)硝化和反硝化生物体
许多硝化、亚硝化、反硝化和反亚硝化生物体是本领域已知的，并且通常天然存在于废水中。可以使用在本发明方法中提供了至少亚硝化和反亚硝化的所述微生物的任意合适的组合。所述微生物可以从纯化/分离的培养物中得到，或者可以是自然产生源例如废物中富集的生物体的聚生体的一部分。
被认为可用于本发明的目的的硝化和反硝化微生物的非穷尽列表包括：
亚硝化生物体（氨氧化体）
亚硝化单胞菌种（Nitrosomonas spp）
亚硝化球菌种（Nitrosococcus spp）
亚硝化螺菌种（Nitrosospira spp）
亚硝化叶菌种（Nitrosolobus spp）
硝化生物体（亚硝酸盐氧化体）
硝化菌种（Nitrobacter spp）
硝化刺菌种（Nitrospina spp）
硝化球菌种（Nitrococcus spp）
硝化螺菌种（Nitrospira spp）
反硝化生物体（硝酸盐和亚硝酸盐还原体）：大量的兼性厌氧菌，包括：
无色菌种（Achromobacter spp）
产碱菌种（Alcaligenes spp）
丛毛单胞菌脱氮菌（Comomonas denitrificans）
埃希氏菌种（Eschericia spp）
脱氮小球菌（Micrococcus denitrificans）
假单胞菌种（Pse domonas spp）（例如铜绿假单胞菌（P.aeruginosa））
副球菌种（Paracoccus spp）（例如P脱氮菌（P.denitrificans））
沙雷氏菌种（Serratia spp）
硫化菌种（Thiobacillus spp）（例如T脱氮菌（T.denitrificans））
ii)PAO
可用于本发明方法的聚磷酸盐积累生物体可以是任意合适的已知的PAO或者PAO的组合。PAO可以从纯化/分离的培养物中得到，或者可以是自然产生源例如废物中富集的生物体的聚生体的一部分。
被认为可用于本发明的目的的PAO的非穷尽列表包括：放线菌群（Actinobacteria）和红环菌群（Rhodocyclus）生物体，包括暂定种聚磷细菌（Candidatus Accumulibacter phosphatis）。还显示后一种细菌可以进行反硝化，可以有益于进一步降低本发明方法的碳需求。
b)温度（见图1中的部件350、360和370）
本发明方法的操作温度不是至关重要的，但是可以保持在低于40°C，因为在该温度下对于本方法重要的许多细菌会死亡。还可以将温度维持在至少5°C以上。对于实际过程的周转时间，进行所述过程的温度可以至少为10°C，例如至少15°C、至少18°C、至少20°C、至少22°C、至少24°C、至少26°C、至少28°C、至少30°C、约20°C、约22°C、约24°C、约25°C、约26°C、约28°C或者约30°C。
可以用通过任意方法，如导线360与温度探针350连接的温度计350对反应容器10内含物质的温度进行监测。如果需要的话，可以用本领域已知的任意合适的方法对反应容器10及其内含物质进行加热或冷却。
c)pH控制
对于亚硝化单胞菌（Nitrosomonas）和硝化菌（Nitrobacter）的最优化pH在7.5和8.5之间，据记录当pH低于或等于6.0时通过这些生物体进行的硝化停止。但是，最近也有记录可以如上所述在pH 4.0时对反应容器10内含物质的硝化进行监测。尽管在大多数情况下反应容器内含物质的pH会自调节到本发明方法所需的生物过程的pH值之内，但是如果需要的话，可以用任意合适的方法对反应容器内含物质的pH进行调节。例如，如果需要的话，可以向反应容器内含物质中加入碱性试剂，例如碳酸盐或碳酸氢盐，或者甚至是氢氧化物，例如氢氧化钠以提升pH，或者向反应容器内含物质中加入酸，如盐酸或者硫酸以降低pH。可以通过控制模块，例如PLC对所述添加进行自动控制，所述PLC与pH计110和对来自合适储器的酸或碱的流动进行控制的泵相连接。
仅通过实施例的方式，参考如下实施例，对本发明优选的形式进行描述，所述实施例不应理解为以任意方式对本发明的范围或精神进行限制。
实施例
实施例1－材料和方法
污泥源
从实验室规模的处理屠宰场废水的序列间歇式反应器（SBR）中对用于本研究接种的好氧污泥进行取样。废水的平均化学需氧量（COD）、氮（N）和磷（P）浓度分别为366mg/L、234mg/L和32mg/L。反应器在厌氧-好氧条件下交替运行。反应器的循环时间为8小时，在1小时的厌氧阶段开始时进料3L的屠宰场废水，达到5L的总工作容积，水力停留时间上升到13.3小时。在取样时达到的可溶性COD、可溶性N和可溶性P的去除效率为85%、93%和89%。在循环的终点取出颗粒并手动分碎，然后与絮状生物质进行混合。
从完全规模的废水处理工厂（WWTP）得到用于本研究接种的絮状污泥，所述完全规模的废水处理工厂（WWTP）用于对来自澳大利亚昆士兰的生活废水进行生物的COD去除和除氮除磷（EBPR）。
制备接种污泥
对用作接种污泥的好氧颗粒进行手动分碎。将所述颗粒压制通过孔直径为500μm的已检定筛，从而减小它们的尺寸并从更少的颗粒中得到更分碎的颗粒。该分碎的颗粒混合物的10百分位是162μm，50百分位是528μm，90百分位是1042μm。制得如下六种分碎的颗粒与絮状污泥的不同组合（重量/重量）：
SBR 0%：没有加入分碎的颗粒。接种污泥是100%絮状的。
SBR 5%：5%（干重）的生物质是分碎的颗粒，95重量%的生物质是絮状污泥。
SBR 10%：10%（干重）的生物质是分碎的颗粒，90重量%的生物质是絮状污泥。
SBR 15%：15%（干重）的生物质是分碎的颗粒，85重量%的生物质是絮状污泥。
SBR 25%：25%（干重）的生物质是分碎的颗粒，75重量%的生物质是絮状污泥。
SBR 50%：50%（干重）的生物质是分碎的颗粒，50重量%的生物质是絮状污泥。
反应器操作
在本研究中使用了六个序列间歇式反应器（SBR）。每一个反应器的工作容积是2L，所有的反应器在温度控制室中（20-23°C）运行。SBR的直径为7cm，高76cm，通过磁力搅拌（200rpm）和间歇式鼓吹氮气（在厌氧/缺氧阶段，打开10秒关闭15秒）或者空气（在好氧阶段，1L/分钟，DO 1.5-2.0mg/L）的组合进行它们的混合。用分碎的颗粒与絮状污泥的组合对反应器进行接种，每一个反应器的分碎的颗粒与絮状污泥之比不同。每次循环的废水负荷从反应器开始运行时的0.25L-0.5L逐渐增加到后来的1L，达到完全分碎的污泥的状态，从而使得体积交换比（VER）从12.5-25%上升到50%。同时，沉淀时间逐渐减少，以从反应器中去除沉淀较差的生物质。SBR的循环时间是8小时，它们的配置如表1所详述。在循环时，（进行记录而不是控制的）***的pH通常在6.8-8.6之间波动。
根据每个***的处理能力、废水负荷以及污泥沉淀速度对每个反应器中的循环时间进行调节。所有SBR中的总反应时间（循环中除了沉淀、空闲和倾滗的所有阶段）保持相同。根据污泥的沉淀能力对沉淀时间进行调节，并对空闲时间进行调节用于使得所有循环的时长一致。
表1-SBR循环阶段。
  循环阶段   特点
  进料-1   底部进料，无混合，无曝气
  厌氧-1   混合，氮气鼓泡
  好氧-1   混合，空气鼓泡
  缺氧-1   混合，氮气鼓泡
  进料-2   混合，氮气鼓泡
  厌氧-2   混合，氮气鼓泡
  好氧-2   混合，空气鼓泡
  缺氧-2   混合，氮气鼓泡
  沉淀   无混合，无气体鼓泡
  倾滗   无混合，无气体鼓泡
  空闲   无混合，无气体鼓泡
屠宰场废水
从澳大利亚昆士兰的一家当地屠宰场得到用于本研究的废水。此处，在SBR中处理生物去除COD和N之前，使得流入源通过四个平行厌氧塘。对屠宰场的厌氧塘流出物每周收集一次并储存在4°C。厌氧塘流出物的特性如表2所详述。需要对表2所述的厌氧塘流出物补充额外的乙酸盐/酯，因为在该特定厌氧塘流出物中可简单生物降解的COD（即，挥发性脂肪酸或VFA）的量是非常低的。
表2－本研究中所用的厌氧塘流出物和改性废水的特性。
  参数   塘的平均   塘的标准差   改性的平均
  总COD（mg/L）   365.7   132.6   -
  可溶性COD(mg/L）   147.4   99.7   -
  VFA(mg/L)   30.0   27.5   650-900
  TN(mg/L)   241.1   32.0   -
  TP(mg/L)   36.2   3.5   -
  N-NH4(mg/L)   234.1   24.7   -
  N-NOx(mg/L)   0   0 -
  P-PO4(mg/L)   32.4   3.7 -
分析
使用Lachat QuikChem8000流动注射分析仪（购自密尔沃基市的拉恰特仪器公司(Lachat Instrument)）对铵（NH4 +）、硝酸盐（NO3 -）、亚硝酸盐（NO2 -）和正磷酸盐（PO4 3--P）的浓度进行分析。根据标准方法（APHA,(1995)，美国公共健康协会，华盛顿特区用于检测水和废水的标准方法）对总化学需氧量和可溶性化学需氧量（分别是CODT和CODS）、总凯式氮（TKN）、总磷、混合液悬浮固体（MLSS）以及挥发性MLSS（MLVSS）进行分析。通过Perkin-Elmer气相色谱仪测定VFA，色谱柱DB-FFAP 15m×0.53mm×1.0μm（长×ID×膜）、柱温140°C，注入器和FID检测器分别在220°C和250°C下运行。高纯度的氦气作为载气，流速为17mL/分钟。将0.9mL过滤的样品转移到GC管状瓶中，在该瓶中加入0.1mL甲酸。
为了确定每一个SBR中的颗粒的尺寸分布，通过（购自英国伍斯特郡马尔文公司(Malvern Instruments,Worcestershire,UK)的）马尔文(Malvern)激光扫描仪器Mastersizer 2000系列泵送入30mL良好混合的液体。激光衍射技术是基于如下原理：穿过激光束的颗粒会对光进行散射，而散射角与它们的尺寸直接相关。对于大量在0.02至2000μm范围内的颗粒，该方法具有快速和稳定的测量。
使用立体显微镜（Olympus SZH 10）对颗粒形貌进行定性观察。
实施例2－初步研究：从屠宰场废水的絮状污泥建立好氧颗粒
用絮状污泥开始对SBR进行两种不同的接种。对于得到好氧颗粒的策略是逐渐减少沉淀时间从而选择快速沉淀的微生物。然而，在进行该策略时，在两轮的反应器中都发生了生物质的减少（图2C和2D）。仅当生物质浓度从3gMLSS/L下降到低于1g MLSS/L时观察到了粒径的增加（图2A和2B）。尽管90百分位和50百分位发生了增加，暗示存在颗粒尺寸的增加，但是生物质浓度从未恢复。
即使当存在低水平的生物质时，在两轮中都实现了效率为99%的可生物降解COD的去除。在第一轮中（图3A），体积交换比（VER）设定为33%并保持恒定。然而，由于SBR中生物质的减少导致除氮效果变差，导致反应器中NH4 +的积累，抑制了细菌的存在。***无法恢复，并在运行80天之后停止。在第2轮中（图3B），SBR使用的初始VER是17%，从而避免反应器中NH4 +的积累。在最初的25天，实现了90%的N去除。废水负荷略微增加，VER增加到25%。但是，***无法应对该增加，部分是因为生物质浓度也发生了下降，N去除下降。尽管再次降低了VER，性能没有发生显著改善，生物质浓度达到了非常低的水平。该轮在运行70天之后停止。
用于对富含营养物的废水进行处理的好氧颗粒反应器的启动挑战
当用絮状污泥启动好氧颗粒反应器用于对富含营养物的废水进行处理时确定了两个主要缺陷。第一个缺陷是在颗粒开始生长前生物质的显著减少。当生物质浓度低于1g MLSS/L时出现颗粒。第二个缺陷是生物质减少的结果，造成了反应器除去营养物的能力变差。当处理富含营养物的废水时，具有反应器中营养物积累的风险。NH4 +增加到某一浓度会对涉及去除所述营养物的细菌即硝化体产生抑制作用。对这些细菌抑制的两个主要原因是提升的铵（或游离氨）和亚硝酸盐（或游离亚硝酸）浓度。因此，生物除氮应当维持在好氧颗粒SBR的启动过程，从而避免对生物质的抑制。
实施例3－新接种策略：分碎的颗粒与絮状污泥的混合物
为了克服与从絮状污泥启动的反应器中产生颗粒污泥相关的问题，采用了不同的启动策略，该启动策略使用分碎的颗粒与絮状污泥的混合物。在五个不同的SBR中使用了五种不同的组合，并对结果进行了比较。
图4显示了5个反应器从初始建立反应器开始随时间的尺寸分布情况。由于存在所述分碎的颗粒，90百分位总是显著地高于50百分位和10百分位。出于比较的目的，当10百分位颗粒尺寸高于200μm时，视作实现了完全颗粒化，该最小颗粒尺寸被认为是本发明的颗粒。
在所有情况下，90百分位范围的颗粒的直径较之开始运行时发生增加。一段时间之后（取决于每一个反应器），50百分位颗粒的尺寸开始增加。最终，10百分位颗粒的尺寸增加到直径大于200μm，表明反应器中的所有生物质都是颗粒的形式。
每周对5个SBR中各自存在的污泥拍摄立体显微镜照片。例如，图5A显示了用10%分碎的颗粒启动SBR时的污泥的外观，图5B显示了运行最后一周的污泥的外观。显示了向主要为颗粒污泥的明显转变。
在用50%分碎的颗粒和50%絮状污泥接种的SBR中实现了完成颗粒化的最短时间（图4A），而在用5%分碎的颗粒和95%絮状污泥接种的SBR中时间最长（图4E）。图6显示了接种污泥中存在的分碎的颗粒的百分比与颗粒化时间的关系。
如预期，反应器中初始存在的分碎的颗粒越多，***成为完全颗粒化越快。然而，用较高百分比的好氧颗粒启动反应器是不现实的情况。首先，全球范围内几乎没有以好氧颗粒运行的废水处理厂，并且它们仅是启动阶段。第二，好氧颗粒污泥的成本及其从一个工厂转移以启动另一个工厂的成本是重要的。这些因素使得污泥与较低百分比的分碎的颗粒结合使用是更具有吸引力的方法。
如实施例2所述，我们之前尝试从使用100%絮状污泥的屠宰场废水实现好氧颗粒污泥总是导致在得到完全颗粒***的过程中生物质的明显损失。反应器无法应对屠宰场废水含有的高水平的氨，抑制了微生物活性并最终导致反应器的失败。但是，使用分碎的颗粒和絮状污泥的组合似乎避免了反应器中生物质的减少或者使这种减少最小化。图7显示了在所有SBR中生物质浓度与运行时间的关系。
实施例4－营养物的去除
为了最优化营养物去除过程所需的碳量，在反应器中同时促进了硝化、反硝化和除磷（SNDPR）。此外，还鼓励亚硝酸盐途径（氨氧化成亚硝酸盐），因为这提供了硝化步骤时的氧节省，并且相比较于传统除氮处理节约了反硝化时的碳。在反应器中采用较低DO（1.5-2.0mg O2/L），以在好氧阶段产生缺氧区域，这有助于同时进行硝化和反硝化，并且当氨耗尽时停止曝气。
图8显示了存在于废水和五个SBR流出物中的氮。在大多数的运行阶段，在所有的反应器中实现了高除氮效率。在一些反应器中，在增加了VER的最初几天内观察到了氮去除的略微下降，但是它很快就恢复了。
作为如何同时实现硝化和反硝化的例子，图9显示了用15%分碎的颗粒接种的SBR中，随运行阶段的4次循环研究曲线。
反应器运行14天之后得到的结果（图9-“第14天”）显示亚硝酸盐是硝化的最终产物，并且尽管观察到了一些SND，大部分产生的亚硝酸盐在硝化时发生积累。尽管检测到了EBPR表型，但是几乎没有得到任意的P净去除，可能是由于亚硝酸盐对P摄取的抑制所导致的。当还没有建立完全SND时，第二厌氧阶段似乎起了缺氧阶段的作用，第二次进料的碳供给似乎用于降低了第一次曝气结束时存在的一些亚硝酸盐。在循环结束时保留有约30mg N-NO2 -/L并进入到后续的厌氧阶段，使得反硝化体与EBPR微生物对底物进行竞争。
到第32天时（参见图9－“第32天”），SND更好，在第一厌氧阶段中积累的亚硝酸盐较少，还改善了EBPR。
在第40天时（图9－“第40天”），SBR中存在的大多数的生物质颗粒化，这有助于好氧和缺氧条件的共存。SND是反应器中主要的除氮过程，仅有10mg N-NO2 -在第一好氧阶段结束时发生积累。EBPR是极好的，实现了超过95%的除磷。
第116天进行的循环研究（图9－“第116天”）显示了该反应器的稳定运行。实现了完全SNDPR，流出物中发现的N和P水平非常低。
以12.5和25%之间的VER启动所有的SBR。具有较高的VER暗示有助于较快的颗粒化，因为在一次循环中可以排出更多的上清液，从反应器中冲失了更多的沉淀较慢的生物质。但是对于富含营养物的废水，VER的增加需要考虑反应器的营养物去除能力，以避免营养物的积累和后续抑制。在所有反应器中逐渐进行废水负荷的增加，保证不会降低氮的去除。如果发生积累，则再次降低VER（例如，见图10D）直至营养物去除得以恢复。
增加VER的同时，在所有SBR中使得HRT逐渐减少到16小时（每次循环处理1L废水）。对于大多数的运行阶段（包括向完全颗粒***的过渡阶段），实现了100%的BOD去除和高于90%的N去除。
另一方面，仅在用15%分碎的颗粒接种的SBR中实现了明显和稳定的生物除磷（图10C）。生物除磷是非常复杂的过程并且难以实现。如今，尽管生物除磷是更廉价和更环保的选项，仍然主要通过化学沉淀实现P的去除。生物除磷对于处理屠宰场废水尤其是一个挑战。含高水平氨和有机氮的废水以及这些含氮成分的完全硝化产生了高水平的硝酸盐，这被证明对于建立稳定和可靠的生物除磷过程是一个障碍。除磷需要交替的厌氧和好氧/缺氧条件，但是（由于高氮浓度的流入物的）高水平的硝酸盐使得难以在***中产生厌氧条件。
EBPR失败的另一个原因可能是称作糖原积累生物体（GAO）微生物群的增殖，该糖原积累生物体（GAO）微生物与用于生物除磷的聚磷酸盐积累生物体（PAO）竞争碳源。在运行的第一周时，在好氧阶段亚硝酸盐以较高浓度存在（例如，参见图9第14天和第32天）。已报道亚硝酸盐强烈地抑制了PAO的P摄取，这可能是大多数SBR中GAO胜过PAO的一个原因。然而，这是EBPR的一个总体的问题，而不仅仅是与本技术相关的问题。
实施例5－接种颗粒尺寸对于反应器启动时间的影响
对用于接种污泥的颗粒尺寸对于启动时间的影响进行了研究。用30重量%颗粒污泥结合70重量%絮状污泥对两个SBR进行接种。反应器之间唯一的区别是与絮状污泥一起形成接种污泥的所用颗粒的尺寸分布。表3显示了各个反应器中，与絮状污泥结合用于接种之前的颗粒的尺寸分布。考虑到絮状污泥和颗粒污泥之间的结合是基于重量计的，因此两个反应器相应地具有不同数量的好氧颗粒，较大颗粒的反应器具有较少的颗粒。
表3－用于三个SBR中的10体积百分位、50体积百分位和90体积百分位的颗粒
10百分位(μm)  50百分位(μm)  90百分位(μm)
  m-SBR(中颗粒) 440.77  727.26  1184.3
  b-SBR(大颗粒) 923.16  1268.26  1645.76
用于“中颗粒SBR”或者m-SBR的颗粒从处理屠宰场废水的反应器中回收，未经分碎。用于“大颗粒SBR”或者b-SBR的颗粒是从处理相同屠宰场废水的好氧颗粒SBR中回收的较大颗粒。这些颗粒也未经改变使用（没有进行分碎）。
图11显示了刚接种之后的两个SBR中存在的污泥的外观。
图12显示了在超过100天的运行过程中两个SBR的尺寸分布情况（图12A为b-SBR，图12B为m-SBR）。
在运行60天之后对于m-SBR得到了完全颗粒化。另一方面，用包含较大颗粒的组合接种的SBR在运行100天之后实现了完全颗粒化。这表明启动污泥中具有较小和较多的颗粒可以显著地缩短颗粒化过程，并因此显著地缩短了好氧颗粒污泥反应器的建立。
图13显示了运行92天时的生物质的外观。在启动阶段两个反应器中的生物质浓度都发生了增加，并且如前所述在两个反应器中都以类似的方式实现了营养物的去除。
总结
显示使用分碎的好氧颗粒与絮状污泥的混合物降低了用于处理富含营养物的废水的好氧颗粒污泥反应器的启动时间。
所使用的分碎颗粒的量与实现完全颗粒化的时间之间具有正相关性。
在所有反应器的运行阶段时，甚至是过渡阶段时，实现了99%的COD去除和90%的除氮。还可以实现EBPR。
在接种污泥中使用分碎的颗粒减少了好氧颗粒污泥反应器的启动时间。
应理解，尽管出于说明目的本文描述了本发明的具体实施方式，但是可以对其进行各种改进而不偏离权利要求书所限定的精神和范围。

Claims (24)

1.一种建立好氧颗粒污泥反应器的方法，该方法包括用包含分碎的好氧污泥颗粒的活性生物质对所述反应器进行接种。
2.如权利要求1所述的方法，其特征在于，用中值粒径为约150μm至约1250μm的分碎的好氧污泥颗粒对所述反应器进行接种。
3.如权利要求1或2所述的方法，其特征在于，该方法包括用包含分碎的好氧污泥颗粒与絮状污泥的混合物的活性生物质对所述反应器进行接种。
4.如权利要求1至3中任一项所述的方法，其特征在于，所述分碎的好氧污泥颗粒占总接种活性生物质的约5重量%至约50重量%。
5.如权利要求4所述的方法，其特征在于，所述分碎的好氧污泥颗粒占总活性生物质的约10重量%至约25重量%。
6.如权利要求1至5中任一项所述的方法，其特征在于，所述反应器中的活性生物质的初始浓度为约lg MLSS/L至约5g MLSS/L。
7.如权利要求1至6中任一项所述的方法，其特征在于，所述活性颗粒污泥反应器初始运行的废水负荷的每次循环的体积交换比为约12.5%至约25%。
8.如权利要求1至7中任一项所述的方法，其特征在于，所述活性颗粒污泥反应器最终运行的废水负荷的每次循环的体积交换比高至约50%。
9.如权利要求1至8中任一项所述的方法，其特征在于，完成处理循环和倾滗处理后液体之间的沉淀时间随着反应器建立时运行的处理循环次数不断减少，以从反应器中去除较差沉淀的生物质。
10.如权利要求1至9中任一项所述的方法，其特征在于，所述活性生物质包含硝化生物体和反硝化生物体，所述反应器用于从废水中去除生物COD和氮。
11.如权利要求10所述的方法，其特征在于，所述废水包含至少100mg/L的氮。
12.如权利要求10或11所述的方法，其特征在于，将挥发性脂肪酸源进料到所述反应器以及废水中。
13.如权利要求12所述的方法，其特征在于，将所述挥发性脂肪酸源进料到所述反应器中或者加入到所述废水中的量使得每升进入到所述反应容器中的流入物的总可溶性COD为约500mg COD/L至约600mg COD/L。
14.如权利要求12所述的方法，其特征在于，将所述挥发性脂肪酸源进料到所述反应器中或者加入到所述废水中的量使得流入到所述反应容器中的总COD与总氮的整体比为约5至约10。
15.如权利要求10至14中任一项所述的方法，其特征在于，主要通过亚硝化/反亚硝化从废水中除氮。
16.如权利要求10至15中任一项所述的方法，其特征在于，所述活性生物质包含聚磷酸盐积累生物体（PAO），所述反应器用于从废水中同时去除氮、磷酸盐/酯以及生物COD。
17.如权利要求16所述的方法，其特征在于，将所述挥发性脂肪酸源进料到所述反应器中或者加入到所述废水中的量使得所述流入物中的总COD与磷的整体比约为15。
18.如权利要求1至17中任一项所述的方法，其特征在于，至少第一进料步骤包括使得废水在所述反应器底部的沉淀的污泥中分布。
19.如权利要求18所述的方法，其特征在于，所述反应容器内含物质至少在所述第一进料步骤的至少一部分时间没有发生混合。
20.如权利要求18或17所述的方法，其特征在于，所述反应容器内含物质至少在所述第一进料步骤之后的无曝气阶段的至少一部分时间没有发生混合。
21.如权利要求1至20中任一项所述的方法，其特征在于，每一个废水处理循环包括两个废水进料步骤，每一个进料步骤之后依次跟随有包括厌氧步骤、好氧步骤以及缺氧步骤。
22.如权利要求1至21中任一项所述的方法，其特征在于，用中值粒径为约500μm至约700μm的分碎的好氧污泥颗粒对所述反应器进行接种。
23.分碎的好氧污泥颗粒，其中值粒径为约150μm至约750μm，所述分碎的好氧污泥颗粒可任选地储存在培养基或者含低营养物水平的处理过的废水中。
24.如权利要求1至21中任一项所述的分碎的好氧污泥颗粒，其特征在于，该分碎的好氧污泥颗粒的中值粒径为约500μm至约750μm，可任选地储存在培养基或者含低营养物水平的处理过的废水中。
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