廢水生物脫氮除磷技術(shù)課件

廢水生物脫氮除磷技術(shù)概述13.3.1氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀13.3.2生物脫氮的基本原理及影響因素分析13.3.3生物除磷的基本原理及影響因素分析13.3.4廢水生物脫氮除磷工藝

廢水生物脫氮除磷技術(shù)概述1概述國(guó)外從60年代末開始研究開發(fā)廢水生物脫氮除磷工藝技術(shù)，到80年代中期開始成功地應(yīng)用于城市生活污水和部分工業(yè)廢水處理工程中，取得了相當(dāng)大的成功。但由于國(guó)內(nèi)對(duì)水體富營(yíng)養(yǎng)化的問題還沒有引起必要的重視，使得國(guó)內(nèi)在污水中營(yíng)養(yǎng)物去除方面起步較晚。

概述國(guó)外從60年代末開始研究開發(fā)廢水生物脫氮除磷工藝2概述最近幾年來，由于水體富營(yíng)養(yǎng)化問題的日益嚴(yán)峻，使得國(guó)內(nèi)對(duì)污水中氮磷的危害性認(rèn)識(shí)日漸深入，使廢水脫氮除磷工藝的研究得到發(fā)展。但是大部分污水脫氮除磷工藝仍然是借鑒于國(guó)外的工藝，而這些工藝還或多或少地存在一些問題。如何解決現(xiàn)有廢水脫氮除磷工藝中存在的問題，提高污水脫氮除磷效率和運(yùn)行的穩(wěn)定性，是目前環(huán)境工程界亟待解決的問題。

概述最近幾年來，由于水體富營(yíng)養(yǎng)化問題的日益嚴(yán)峻，使得3氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀我國(guó)水體富營(yíng)養(yǎng)化問題已越來越突出，成為近幾年我國(guó)水體污染中非常嚴(yán)峻的問題。“富營(yíng)養(yǎng)化”（Eutrophication）是湖泊分類方面的概念。湖泊學(xué)家認(rèn)為天然富營(yíng)養(yǎng)化是水體衰老的一種表現(xiàn)。而過量的植物性營(yíng)養(yǎng)元素氮、磷進(jìn)入水體則是人為加速了水體的富營(yíng)養(yǎng)化過程。

氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀我國(guó)水體富營(yíng)養(yǎng)化問題已越來4氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀富含磷酸鹽和某些形式氮素的水在光照和其它環(huán)境條件適宜的情況下使水體中浮游生物如藻類等過量生長(zhǎng)，隨后藻類死亡并伴隨著異養(yǎng)微生物的代謝，耗盡了水體中的溶解氧，造成了水體質(zhì)量惡化和水生生態(tài)環(huán)境結(jié)構(gòu)破壞，這就是所謂的水體富營(yíng)養(yǎng)化。

氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀富含磷酸鹽和某些形式氮素的5氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀一般認(rèn)為，當(dāng)水體中含氮量超過0.2~0.3mg/L，磷含量大于0.01~0.02mg/L，BOD5大于10mg/L，在pH值7~9的淡水中細(xì)菌總數(shù)每毫升超過10萬(wàn)個(gè)，表征藻類數(shù)量的葉綠素-α含量大于10μg/l時(shí)，水體就發(fā)生了富營(yíng)養(yǎng)化。

氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀一般認(rèn)為，當(dāng)水體中含氮量超過0.6氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀水體富營(yíng)養(yǎng)化是繼需氧型污染后我國(guó)又一嚴(yán)重的水環(huán)境污染問題，尤其是在太湖、滇池、巢湖及眾多湖泊水庫(kù)等緩流水體中，由于藻類生長(zhǎng)旺盛，嚴(yán)重影響了水體功能，破壞了水生生態(tài)系統(tǒng)，甚至污染和危害了飲用水水源地。

氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀水體富營(yíng)養(yǎng)化是繼需氧型污染7氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀1986~1990年對(duì)我國(guó)26個(gè)大中型湖泊及水庫(kù)的調(diào)查表明，這些湖泊和水庫(kù)的總氮濃度范圍為0.08~3.383mg/L，其中含量最高的是南四湖、巢湖和蘑菇湖水庫(kù)。所調(diào)查湖泊和水庫(kù)的總氮平均值為2mg/L以上?？偭缀糠秶鸀?.018~0.4mg/L，含量最高的是鏡泊湖，其次為南四湖、太湖和呼倫湖。26個(gè)湖泊和水庫(kù)的總磷幾何平均值為0.165mg/L。

氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀1986~1990年對(duì)我國(guó)8氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀這些數(shù)據(jù)與OECD1982年所調(diào)查的世界71個(gè)湖泊的幾何平均值及濃度范圍相比，均遠(yuǎn)大于OECD的調(diào)查結(jié)果。上述調(diào)查的湖泊及水庫(kù)中，有68%的透明度<0.6m，76%的<1m，其中城市湖泊的透明度一般為0.2~0.4m。湖泊及水庫(kù)中，浮游植物的含量較高，葉綠素-（chlα）年均值的范圍為0.7~240mg/L。

氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀這些數(shù)據(jù)與OECD19829氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀調(diào)查表明，我國(guó)大部分湖泊、水庫(kù)已達(dá)到富營(yíng)養(yǎng)化或超富營(yíng)養(yǎng)化程度。其中富營(yíng)養(yǎng)化的湖泊、水庫(kù)有江蘇太湖、安徽巢湖等9個(gè)；重富營(yíng)養(yǎng)化的有流花湖、墨水湖、荔灣湖、滇池（草海）、東山湖、南湖、玄武湖和麓湖等8個(gè)。由此可見，我國(guó)大部分湖泊、水庫(kù)遭受污染，而且近年來有不斷上升的趨勢(shì)。氮、磷污染的環(huán)境效應(yīng)及現(xiàn)狀調(diào)查表明，我國(guó)大部分湖泊、水庫(kù)已10生物脫氮的基本原理及影響因素一、生物脫氮的基本原理二、生物脫氮的影響因素

生物脫氮的基本原理及影響因素一、生物脫氮的基本原理11生物脫氮的基本原理概述1、氨化作用（Nitrogen）2、硝化作用（Nitrification）3、反硝化作用（Denitrification）4、生物脫氮的新發(fā)現(xiàn)

生物脫氮的基本原理概述12概述廢水生物脫氮技術(shù)是70年代中期美國(guó)和南非等國(guó)的水處理專家們?cè)趯?duì)化學(xué)、催化和生物處理方法研究的基礎(chǔ)上，提出的一種經(jīng)濟(jì)有效的處理技術(shù)。廢水生物脫氮有同化脫氮與異化脫氮。同化脫氮是指微生物的合成代謝利用水體中的氮素合成自身物質(zhì)，從而將水體中的氮轉(zhuǎn)化為細(xì)胞成分而使之從廢水中分離。通常所說的廢水生物脫氮是指異化脫氮。

概述廢水生物脫氮技術(shù)是70年代中期美國(guó)和南非等國(guó)的水13概述廢水生物脫氮利用自然界氮素循環(huán)的原理，在水處理構(gòu)筑物中營(yíng)造出適宜于不同微生物種群生長(zhǎng)的環(huán)境，通過人工措施，提高生物硝化反硝化速率，達(dá)到廢水中氮素去除的目的。廢水生物脫氮一般由三種作用組成：氨化作用、硝化作用和反硝化作用。

概述廢水生物脫氮利用自然界氮素循環(huán)的原理，在水處理構(gòu)14氨化作用在未經(jīng)處理的原廢水中，含氮化合物主要以有機(jī)氮如蛋白質(zhì)、尿素、胺類化合物、硝基化合物以及氨基酸等形式存在，此外還含有部分氨態(tài)氮如NH3和NH+4-N。在細(xì)菌的作用下，有機(jī)氮化合物分解、轉(zhuǎn)化為氨態(tài)氮。以氨基酸為例，反應(yīng)式為：RCHNH2COOH+O2RCOOH+CO2+NH3（13-1）在活性污泥和生物膜系統(tǒng)內(nèi)，氨化作用能較完全地發(fā)生。氨化作用在未經(jīng)處理的原廢水中，含氮化合物主要以有機(jī)氮如蛋白15硝化作用廢水中的氨氮在硝化細(xì)菌的作用下，進(jìn)一步氧化為硝態(tài)氮。此過程包括兩個(gè)基本反應(yīng)步驟：由亞硝酸菌（Nitrosomonas）參與的將氨氮轉(zhuǎn)化成亞硝酸鹽（NO2-）的反應(yīng)；由硝酸菌（Nitrobacter）參與的將亞硝酸鹽轉(zhuǎn)化為硝酸鹽（NO3-）的反應(yīng)。其中亞硝酸菌有亞硝酸單胞菌屬、亞硝酸螺桿菌屬和亞硝酸球菌屬等；硝酸菌有硝酸桿菌屬、硝酸螺菌屬和硝酸球菌屬等。

硝化作用廢水中的氨氮在硝化細(xì)菌的作用下，進(jìn)一步氧化為16硝化作用亞硝酸菌和硝酸菌都是化能自養(yǎng)菌，它們利用CO2、CO32-和HCO3-等作為碳源，通過NH3、NH4+或NO2的氧化獲得能量。硝化反應(yīng)過程需在好氧條件下進(jìn)行，以氧作為電子受體。其反應(yīng)過程可用下式表示：亞硝化反應(yīng)：NH4++O2+HCO3-NO2-+H2O+H2CO3+亞硝酸菌（13-2）

硝化作用亞硝酸菌和硝酸菌都是化能自養(yǎng)菌，它們利用CO17硝化作用硝化反應(yīng)：NO2-+NH4++H2CO3+HCO3-+O2NO3-+H2O+硝酸菌（13-3）總反應(yīng)：NH4++O2+HCO3-NO3-+H2O+H2CO3+微生物細(xì)胞（13-4）

硝化作用硝化反應(yīng)：18硝化作用由上式可知，1g氨氮氧化成硝酸鹽氮需氧4.57g，其中亞硝化反應(yīng)需3.43g，硝化反應(yīng)需1.14g；同時(shí)約需消耗7.14g重碳酸鹽堿度（以CaCO3計(jì)）。亞硝酸菌和硝酸菌分別增殖0.146g和0.019g。硝化反應(yīng)過程中，氮元素的轉(zhuǎn)化及其價(jià)態(tài)的變化如圖13-1所示。其中亞硝化過程經(jīng)歷了3個(gè)步驟6個(gè)電子的變化，而硝化過程只經(jīng)歷了1個(gè)步驟2個(gè)電子的變化。

硝化作用由上式可知，1g氨氮氧化成硝酸鹽氮需氧4.57g，其19硝化作用

表13-1列出了亞硝化菌和硝化菌的基本特征。由表可見，亞硝化菌和硝化菌的特征基本相似，但亞硝化菌的生長(zhǎng)速率較快，世代期較短，較易適應(yīng)水質(zhì)水量的變化和其它不利環(huán)境條件，但水質(zhì)水量的變化或不利環(huán)境條件較易影響硝化菌。因而當(dāng)硝化菌的生長(zhǎng)受到抑制時(shí)，易在硝化過程中發(fā)生NO2-的積累。

硝化作用表13-1列出了亞硝化菌和硝化菌的基本特征。20

氮的氧化還原態(tài)-Ⅲ氨離子NH4+-Ⅱ-Ⅰ羥氨NH2OH-0

+Ⅰ硝?；鵑OH+Ⅱ

+Ⅲ亞硝酸鹽NO2-+Ⅳ

+Ⅴ硝酸鹽NO3-

Nitrosomonas

Nitrobacter

圖13-1硝化反應(yīng)過程中氮的轉(zhuǎn)化及價(jià)態(tài)變化

21表13-1亞硝化菌和硝化菌的特征項(xiàng)目亞硝化菌硝化菌細(xì)胞形狀橢球或棒狀橢球或棒狀細(xì)胞尺寸（μm）1×1.50.5×1.0革蘭氏染色陰性陰性世代期（h）8~3612~59自養(yǎng)性專性專性需氧性嚴(yán)格好氧嚴(yán)格好氧最大比增長(zhǎng)速率（μg/h）0.04~0.080.02~0.06產(chǎn)率系數(shù)Y（mg細(xì)胞/mg基質(zhì)）0.04~0.130.02~0.07飽和常數(shù)Ks（mg/L）0.6~3.60.3~1.7表13-1亞硝化菌和硝化菌的特征項(xiàng)目亞硝化菌硝化菌細(xì)胞形22反硝化作用反硝化作用是在反硝化細(xì)菌參與的條件下，將硝化過程產(chǎn)生的硝酸鹽或亞硝酸鹽還原成N2的過程。反硝化菌是一類化能異養(yǎng)兼性缺氧型微生物，其反應(yīng)需在缺氧條件下進(jìn)行。反硝化過程中反硝化菌利用各種有機(jī)基質(zhì)作為電子供體，以硝態(tài)氮為電子受體而進(jìn)行缺氧呼吸。從NO3-還原為N2的過程經(jīng)歷了4步連續(xù)的反應(yīng)：

反硝化作用反硝化作用是在反硝化細(xì)菌參與的條件下，將硝23反硝化作用硝酸鹽還原酶亞硝酸鹽還原酶氧化還原酶

氧化亞氮還原酶

NO3-NO2-NON2O

N2（13-5）反硝化作用硝酸鹽還原酶亞硝酸鹽還原酶24反硝化作用反硝化過程中，反硝化細(xì)菌需要有機(jī)碳源（如甲醇）作為電子供體，利用NO3-中的氧進(jìn)行缺氧呼吸。其反應(yīng)過程可表示如下：NO3-

+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物細(xì)胞（13-6）NO2-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物細(xì)胞（13-7）

反硝化作用反硝化過程中，反硝化細(xì)菌需要有機(jī)碳源（如甲25由上式可知，反硝化過程中每還原1gNO3-—N可提供2.86g氧，消耗2.47g甲醇（約為3.7gCOD），同時(shí)產(chǎn)生3.57g左右的重碳酸鹽堿度（以CaCO3計(jì)）和0.45g新細(xì)胞。

反硝化作用由上式可知，反硝化過程中每還原1gNO3-—N可提供26生物脫氮的新發(fā)現(xiàn)由上述生物脫氮的經(jīng)典理論可知，含氮化合物的價(jià)態(tài)從-3到+5價(jià)，經(jīng)歷了8個(gè)電子價(jià)位的變化，可涉及9種氮化合物，其中4種為氣態(tài)，5種為離子態(tài)。在電子價(jià)位如此廣泛的變化范圍中，若不同價(jià)態(tài)化合物間存在歧化反應(yīng)，則可縮短生物脫氮的歷程。

生物脫氮的新發(fā)現(xiàn)由上述生物脫氮的經(jīng)典理論可知，含氮化27生物脫氮的新發(fā)現(xiàn)此外，從方程（13-2）至（13-7）可知，若能利用亞硝化菌世代期較硝化菌短，生長(zhǎng)速率高，產(chǎn)率系數(shù)大等特點(diǎn)，將硝化控制在亞硝化階段，則也可縮短生物脫氮的歷程。因此，眾多研究者從這兩條思路著手，通過試驗(yàn)室研究，對(duì)生物脫氮過程有了許多新的發(fā)現(xiàn)。

（1）短程硝化反硝化作用（2）厭氧條件下的氨氧化作用

生物脫氮的新發(fā)現(xiàn)此外，從方程（13-2）至（13-728短程硝化反硝化作用從上面介紹的反應(yīng)過程可知，在氮的微生物轉(zhuǎn)化過程中，氨被氧化成硝酸鹽是由兩類獨(dú)立的細(xì)菌催化完成的兩個(gè)不同反應(yīng)，應(yīng)該可以分開；對(duì)于反硝化菌而言，無(wú)論是NO2-還是NO3-均可作為最終電子受體，因此整個(gè)生物脫氮過程也可以：NH4+HNO2N2這樣的途徑完成。

短程硝化反硝化作用從上面介紹的反應(yīng)過程可知，在氮的微生物轉(zhuǎn)化29短程硝化反硝化作用早在1975年Vote就發(fā)現(xiàn)在硝化過程中HNO2積累的現(xiàn)象并首次提出了短程硝化—反硝化機(jī)理。這種方法就是將硝化過程控制在HNO2階段而終止，隨后便進(jìn)行反硝化。根據(jù)對(duì)短程硝化進(jìn)行的試驗(yàn)研究和工程實(shí)踐，證明短程硝化有下列特點(diǎn)：a、對(duì)活性污泥法，可節(jié)省氧氣供應(yīng)量約25%，降低能耗；b、節(jié)省反硝化所需碳源的40%，在C/N比一定的情況下提高TN的去除率；c、減少污泥生成量可達(dá)50%；d、減少投堿量；e、縮短反應(yīng)時(shí)間，相應(yīng)反應(yīng)器容積可減小。

短程硝化反硝化作用早在1975年Vote就發(fā)現(xiàn)在硝化30厭氧條件下的氨氧化作用有些研究者在試驗(yàn)室中觀察到在厭氧反應(yīng)器中NH3-N減少的現(xiàn)象，引起了人們對(duì)這一現(xiàn)象發(fā)生機(jī)理的探索。最近的研究表明，厭氧條件下氨的氧化實(shí)際上是含氮化合物之間發(fā)生歧化反應(yīng)所致。其中NO2-是一個(gè)關(guān)鍵的電子受體。亞硝化細(xì)菌在無(wú)氧條件下可通過NO2-與NH3+—N之間的歧化反應(yīng)獲得代謝所需的能量。因亞硝化菌是一種自養(yǎng)菌，故這一反應(yīng)無(wú)須外加碳源，這就為TN/COD值較高的原水采用生物脫氮提供了作用機(jī)理。

厭氧條件下的氨氧化作用有些研究者在試驗(yàn)室中觀察到在厭31厭氧條件下的氨氧化作用該反應(yīng)如下：NH4++NO2-N2+2H2O（13-8）實(shí)際上，在有游離態(tài)氧或化合態(tài)氧存在的條件下，NH4+氧化為N2的途徑較多。若能培養(yǎng)出能催化這些反應(yīng)的微生物酶，則廢水生物脫氮將開創(chuàng)一片新的天地。

厭氧條件下的氨氧化作用該反應(yīng)如下：32生物脫氮的影響因素1、溶解氧（DO）2、泥齡（θc）3、酸堿度（pH）4、溫度（T）5、有機(jī)物及C/N比6、回流比7、有毒有害物質(zhì)8、同化作用

生物脫氮的影響因素1、溶解氧（DO）33溶解氧如前所述，硝化反應(yīng)的微生物均是嚴(yán)格好氧菌，因此硝化反應(yīng)過程要求有足夠的溶解氧。大量試驗(yàn)表明，當(dāng)DO含量低于0.5mg/L時(shí)，將嚴(yán)重抑制硝化作用。在進(jìn)行硝化反應(yīng)的曝氣池中，DO濃度應(yīng)不低于1mg/L，通常控制在2~3mg/L。

溶解氧如前所述，硝化反應(yīng)的微生物均是嚴(yán)格好氧菌，因此34溶解氧溶解氧的存在對(duì)反硝化過程有很大影響。當(dāng)缺氧區(qū)中的溶解氧含量過高時(shí)，氧將會(huì)與硝酸鹽競(jìng)爭(zhēng)電子供體，并能抑制硝酸鹽還原酶的合成及其活性。一般而言，對(duì)活性污泥系統(tǒng)，反硝化過程中混合液的溶解氧濃度應(yīng)控制在0.5mg/L以下，才能保持正常的反硝化速度；而對(duì)于生物膜來說，由于生物膜中氧的傳遞阻力較大，因而可允許較高的DO濃度。

溶解氧溶解氧的存在對(duì)反硝化過程有很大影響。當(dāng)缺氧區(qū)中35溶解氧就常規(guī)的生物脫氮工藝來說，往往是將大量硝化液內(nèi)回流至缺氧反應(yīng)器中，回流液的溶解氧含量直接影響缺氧反應(yīng)器中的溶解氧濃度。因此，如何協(xié)調(diào)好曝氣池末端和缺氧反應(yīng)器中的溶解氧濃度，是生物脫氮工藝控制過程極為重要的因素之一。

溶解氧就常規(guī)的生物脫氮工藝來說，往往是將大量硝化液內(nèi)36泥齡生物處理系統(tǒng)中，泥齡是一個(gè)非常重要的設(shè)計(jì)和運(yùn)行控制參數(shù)，它直接與污泥活性相聯(lián)系。從硝化過程可知，參與硝化作用的亞硝化菌及硝化菌均是自養(yǎng)型好氧細(xì)菌，它們都具有較長(zhǎng)的世代期（見表13-1），而亞硝化菌的世代期較硝化菌為短，控制系統(tǒng)的泥齡在兩種細(xì)菌的世代期之間，則可使系統(tǒng)中硝化菌的數(shù)量越來越少，從而實(shí)現(xiàn)短程硝化與反硝化。泥齡生物處理系統(tǒng)中，泥齡是一個(gè)非常重要的設(shè)計(jì)和運(yùn)行控37泥齡理論上講，為保證反應(yīng)器中數(shù)量足夠且性能穩(wěn)定的硝化和反硝化細(xì)菌，必須使微生物在反應(yīng)器中的停留時(shí)間（θc）大于硝化和反硝化細(xì)菌的最小世代期。實(shí)際運(yùn)行中，一般應(yīng)使系統(tǒng)的泥齡為硝化菌和反硝化菌世代期的兩倍以上。根據(jù)理論分析可知，脫氮工藝的泥齡主要由硝化菌的世代期控制，因此系統(tǒng)的泥齡應(yīng)根據(jù)硝化菌確定。

泥齡理論上講，為保證反應(yīng)器中數(shù)量足夠且性能穩(wěn)定的硝化38泥齡較長(zhǎng)的泥齡可增加硝化能力，但對(duì)反硝化不利。HolmKristensen等人在試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)，隨著泥齡的增加，系統(tǒng)的AUR（比氨氮消耗速率）增加，但NUR（比硝酸鹽利用速率）和OUR（比耗氧速率）均下降。因此，若系統(tǒng)為保證硝化而采用較長(zhǎng)的泥齡，則可能會(huì)降低有機(jī)物降解速率和反硝化速率，實(shí)際運(yùn)行中往往通過增加廢水停留時(shí)間來保證系統(tǒng)中COD及TN的去除率。

泥齡較長(zhǎng)的泥齡可增加硝化能力，但對(duì)反硝化不利。Hol39泥齡一般來說，一個(gè)完全的生物脫氮系統(tǒng)中，泥齡往往控制在6d以上，通常采用10~15d。而采用短程硝化反硝化，泥齡可以適當(dāng)縮短。

泥齡一般來說，一個(gè)完全的生物脫氮系統(tǒng)中，泥齡往往控制40酸堿度pH是影響廢水生物脫氮工藝運(yùn)行的一個(gè)重要因子。生物脫氮過程中，硝化要消耗廢水中的堿度而使pH值下降；而在反硝化階段，由于產(chǎn)生一定量的堿度，可使pH值上升。但即使在前置反硝化脫氮工藝中，反硝化階段所產(chǎn)生的堿度也不能完全彌補(bǔ)硝化所消耗的堿度，從而使系統(tǒng)的pH值下降。

酸堿度pH是影響廢水生物脫氮工藝運(yùn)行的一個(gè)重要因子。41酸堿度一般亞硝化菌生長(zhǎng)的最適pH為7~8.5，而硝化菌為6~7.5；反硝化菌為6.5~8.5。因此，應(yīng)根據(jù)原廢水中的堿度情況適當(dāng)調(diào)整廢水的pH，并應(yīng)保持廢水中一定的剩余堿度（一般為100mg/L[CaCO3]）。

酸堿度一般亞硝化菌生長(zhǎng)的最適pH為7~8.5，而硝化42溫度生物硝化反應(yīng)在4~45℃內(nèi)均可進(jìn)行，最適溫度為30~35℃。一般低于15℃時(shí)硝化速率降低，而當(dāng)溫度低于5℃時(shí)，硝化反應(yīng)幾乎停止。12~14℃活性污泥中硝化菌活性受到抑制，出現(xiàn)HNO2積累。溫度對(duì)亞硝化菌和硝化菌反應(yīng)速率（RN）的影響可用式（13-9）（13-10）表示。

溫度生物硝化反應(yīng)在4~45℃內(nèi)均可進(jìn)行，最適溫度為343溫度亞硝化菌：（13-9）硝化菌：（13-10）式中：RNY（T）、RNY（15）——分別為溫度為T和15℃時(shí)的亞硝化菌最大比增長(zhǎng)速率

RNX（T）——溫度為T℃時(shí)的硝化菌最大比增長(zhǎng)速率α——常數(shù)

T——溫度

溫度亞硝化菌：（13-9）硝化菌：（13-10）44溫度反硝化作用可在15~35℃之間進(jìn)行，且當(dāng)溫度在此范圍內(nèi)變化時(shí)，反硝化速率（RDN）的變化符合Arrhenius公式（式13-11）。研究表明，當(dāng)溫度低于10℃時(shí)，反硝化速率明顯下降，而當(dāng)溫度低于3℃時(shí)，反硝化作用將停止。但當(dāng)溫度超過30℃時(shí)，反硝化速率亦下降。

（13-11）式中：Kt——溫度常數(shù)

溫度反硝化作用可在15~35℃之間進(jìn)行，且當(dāng)溫度在此范圍內(nèi)變45有機(jī)物及C/N比硝化過程中，由于亞硝酸鹽和硝化菌均為自養(yǎng)菌，增殖速度慢，因此當(dāng)廢水中存在有機(jī)物時(shí)，將使增殖速度高的異養(yǎng)細(xì)菌迅速增殖，從而使硝化菌不能成為優(yōu)占種屬。從碳化和硝化需氧曲線可以看出，在碳化階段前期，硝化作用被抑制。只有在碳化即將完成時(shí)，才能觀察到明顯的硝化作用。因此，硝化階段系統(tǒng)中有機(jī)物含量不宜過高，BOD5值應(yīng)控制在15~20mg/L。

有機(jī)物及C/N比硝化過程中，由于亞硝酸鹽和硝化菌均為46有機(jī)物及C/N比由于反硝化菌是異養(yǎng)細(xì)菌，因此反硝化過程需有一定的碳源作為電子供體。根據(jù)反硝化階段碳源的來源可將反硝化分為兩類：外源脫氮和內(nèi)源脫氮。由于內(nèi)源脫氮的速率低（如Wuhrmann工藝），因此目前常采用外源脫氮。外加碳源的供給有兩種方式：一種是另外投加碳源，一種是利用原廢水中的有機(jī)碳（前置反硝化工藝等）。

有機(jī)物及C/N比由于反硝化菌是異養(yǎng)細(xì)菌，因此反硝化過47有機(jī)物及C/N比廢水處理中，一般采用C/N比來衡量反硝化的碳源需求，太高或太低都會(huì)影響反硝化速率。通常，當(dāng)廢水的BOD5與TKN之比為5~8時(shí)，可認(rèn)為廢水的碳源是足夠的。趙旭濤的研究表明，通過對(duì)脫氮系統(tǒng)中反硝化段的位置進(jìn)行合理設(shè)置，就可充分利用原水中的外加碳源和污泥吸附的碳源及內(nèi)源碳進(jìn)行反硝化，從而有利于提高脫氮效率。有機(jī)物及C/N比廢水處理中，一般采用C/N比來衡量反硝化的48回流比對(duì)A/O、A2/O和UCT等前置反硝化工藝，污泥回流和混合液回流是使該工藝獲得脫氮效果的先決條件，回流比的大小直接影響脫氮效果的好壞。對(duì)A/O系統(tǒng)而言，設(shè)廢水中NH3-N在硝化階段全部轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，而全部硝態(tài)氮在反硝化階段均轉(zhuǎn)化為氮?dú)?，并忽略?xì)胞的合成脫氮量。則該系統(tǒng)對(duì)氨氮的去除率η可表示為：

回流比對(duì)A/O、A2/O和UCT等前置反硝化工藝，污49回流比（13-12）式中：η——系統(tǒng)的脫氮率（%）R——混合液回流比RW——污泥回流比回流比（13-12）式中：η——系統(tǒng)的脫氮率（%）50回流比若RW=50%，R=400%，則η=83%。考慮到合成脫氮及二沉池中可能發(fā)生的反硝化，則系統(tǒng)的脫氮效率可略高一些。但是，實(shí)際中由于環(huán)境條件的影響，系統(tǒng)內(nèi)完全硝化與完全反硝化的可能性很小。因此，單一A/O系統(tǒng)的脫氮效率很難高于80%。

回流比若RW=50%，R=400%，則η=83%?？?1回流比對(duì)Bardenpho工藝，在假設(shè)條件相同時(shí)，系統(tǒng)對(duì)氨氮的去除率η可表示為：

（13-13）式中：ER——二級(jí)缺氧池的反硝化效率（%）其余符號(hào)同前。

回流比對(duì)Bardenpho工藝，在假設(shè)條件相同時(shí)，系52回流比從該式可知，理論上Bardenpho工藝可達(dá)到完全脫氮，但實(shí)際中，由于二級(jí)缺氧的內(nèi)源脫氮效率往往很低，因此，Bardenpho工藝只能具有比A/O系統(tǒng)略高的脫氮效率。

回流比從該式可知，理論上Bardenpho工藝可達(dá)到53回流比由式（13-12）（13-13）可知，增加R+Rw值可增加系統(tǒng)的脫氮效率，但隨著總回流比的增加，脫氮效率的增加將減慢；此外，回流比增加會(huì)導(dǎo)致缺氧區(qū)DO的增加，這將嚴(yán)重影響反硝化速率（如前述），同時(shí)會(huì)大大增加運(yùn)轉(zhuǎn)費(fèi)用。因此，實(shí)際運(yùn)行時(shí)混合液比常取為200~300%，污泥回流比取50~100%。

回流比由式（13-12）（13-13）可知，增加R+54有毒有害物質(zhì)廢水生物脫氮過程中，有毒有害物質(zhì)的控制是必須引起重視的問題。如前所述，高的BOD進(jìn)水濃度會(huì)引起異養(yǎng)細(xì)菌的快速增殖，從而與硝化菌形成對(duì)氧的競(jìng)爭(zhēng)而抑制硝化菌生長(zhǎng)；此外，某些有機(jī)物對(duì)硝化菌具有直接的毒害或抑制作用。

有毒有害物質(zhì)廢水生物脫氮過程中，有毒有害物質(zhì)的控制是55同化作用廢水生物脫氮系統(tǒng)中，氮的去除有兩條途徑：同化脫氮和異化脫氮。通常認(rèn)為，異化脫氮是廢水中氮的主要去除途徑。但對(duì)于進(jìn)水BOD/TN很高的廢水，有時(shí)同化脫氮可能占相當(dāng)大的比例。某些工業(yè)廢水由于缺乏氮源而使氮成為生物處理的限制性底物，這種情況下，為保證生物處理正常運(yùn)行，必須向廢水中投加氮源，以滿足微生物生長(zhǎng)的需求。

同化作用廢水生物脫氮系統(tǒng)中，氮的去除有兩條途徑：同化56同化作用對(duì)A/O工藝，假設(shè)微生物僅在好氧條件下獲得增殖，運(yùn)行時(shí)的泥齡為θc，微生物細(xì)胞采用C60H87O23N12P來表示。微生物增殖采用Lawrence—McCarty模式（式13-14）表示。

（13-14）式中：θc——泥齡（d）YT——產(chǎn)率系數(shù)（d-1），取0.5Kd——自身氧化系數(shù)（d-1），取0.1Q——廢水流量（m3d-1）S0、Se——進(jìn)水、出水BODu濃度（mgl-1）V——曝氣池體積（m3）X——曝氣池污泥濃度（mgl-1）同化作用對(duì)A/O工藝，假設(shè)微生物僅在好氧條件下獲得增57同化作用設(shè)每天增殖的污泥量為ΔX，根據(jù)細(xì)胞分子式C60H87O23N12P可計(jì)算出氮占細(xì)胞質(zhì)量的百分比為0.122，則每天由于同化作用而去除的氮總量為0.122ΔX。同化脫氮量折算成濃度（CN）為：

（13-15）由式13-14可得：

（13-16）同化作用設(shè)每天增殖的污泥量為ΔX，根據(jù)細(xì)胞分子式C658同化作用因：

，故有：

（13-17）

出水Se隨泥齡的變化可用下式表示：

（13-18）

式中：—半速率系數(shù)（mg/L），取200mg/L—底物的最大比降解速率（d-1），取9.6；其余同前。同化作用因：，故有：（13-17）出水Se隨泥齡的變化59同化作用按典型的城市污水進(jìn)水水質(zhì)S0=200mg/L，折算成BODu為294mg/L，進(jìn)水TN=40mg/L，則按上式計(jì)算的同化脫氮效率隨泥齡的變化見表13-2。表13-2同化脫氮效率與泥齡的關(guān)系

泥齡（d）252015105Se（mg/L）6.016.457.198.7013.3CN（mg/L）5.025.857.008.7011.42效率（%）12.5514.6317.521.7528.55同化作用按典型的城市污水進(jìn)水水質(zhì)S0=200mg/L60生物除磷的基本原理及影響因素一、生物除磷的基本原理二、生物除磷的影響因素

生物除磷的基本原理及影響因素一、生物除磷的基本原理61生物除磷的基本原理自從第一次報(bào)道在一些活性污泥法處理廠中去除了超出正常生物代謝所需的磷之后，人們對(duì)除磷機(jī)制就一直存在兩種看法。一種認(rèn)為，雖然存在生物轉(zhuǎn)化，但主要是無(wú)機(jī)物沉淀的結(jié)果；另一種則認(rèn)為，是生物體通過對(duì)磷酸鹽的新陳代謝和富集作用而引起的。

生物除磷的基本原理自從第一次報(bào)道在一些活性污泥法處理62生物除磷的基本原理后來的許多研究表明，在設(shè)計(jì)合理的廢水生物除磷工藝中，雖然也存在由于生物作用引起的化學(xué)變化而導(dǎo)致的無(wú)機(jī)磷沉淀，但廢水中磷的生物去除仍然是生物機(jī)制在發(fā)揮主要作用。起除磷作用的細(xì)菌可分為兩類：聚磷菌（PAOs，Poly-phosphateAccumulatingOrganisms）和反硝化除磷菌（DPB，DenitrifyingPhosphorusRemovingBacteria）。

生物除磷的基本原理后來的許多研究表明，在設(shè)計(jì)合理的廢63生物除磷的基本原理1、PAOs原理2、DPB原理

生物除磷的基本原理1、PAOs原理64PAOs原理廢水中的磷常以磷酸鹽（H2PO4-、HPO42-和PO43-）、聚磷酸鹽和有機(jī)磷的形式存在，聚磷酸鹽和有機(jī)磷經(jīng)分解后可部分轉(zhuǎn)化為正磷酸鹽。若活性污泥組成為C118H170O51N17P，則C：N：P=46：8：1。通常，活性污泥細(xì)胞中正常的磷含量約占細(xì)胞干重的1.5~2.0%。但有一類細(xì)菌，當(dāng)處于厭氧—好氧交替運(yùn)行條件下時(shí)，能夠以高出普通活性污泥3~7倍的水平攝取磷。這種在厭氧—好氧交替運(yùn)行條件下，具有過量攝取超出正常細(xì)胞生理水平的磷的細(xì)菌，通常被稱作聚磷菌（PAOs）。

PAOs原理廢水中的磷常以磷酸鹽（H2PO4-、HP65PAOs原理活性污泥除磷系統(tǒng)中最為常見的聚磷菌是Acinetobacter（不動(dòng)桿菌屬）的細(xì)菌，該屬的所有265個(gè)種均可因基因變異而轉(zhuǎn)變成PAOs。當(dāng)然還有另外一些種屬的細(xì)菌具有過量吸收磷的功能，如Aeromonashydrophila（親水氣單胞菌屬）、Pseudomonaspaucimobilis（假單胞菌屬）等。PAOs原理活性污泥除磷系統(tǒng)中最為常見的聚磷菌是Ac66PAOs原理這類細(xì)菌具有這樣一種特性：當(dāng)它們處于厭氧條件時(shí)（氧化還原電位ORP在-200~300mV之間），可將細(xì)胞內(nèi)有機(jī)磷轉(zhuǎn)化為無(wú)機(jī)磷并加以釋放，產(chǎn)生的能量用于攝取廢水中的溶解性有機(jī)基質(zhì)以合成聚—β—羥基丁酸鹽（PHB）顆粒貯藏在體內(nèi)；當(dāng)它們轉(zhuǎn)入好氧環(huán)境中，則將PHB降解以提供能量，使其從廢水中過量攝取磷，并以聚磷酸鹽形式貯存體內(nèi)，完成磷的過量吸收。圖13-2所示為上述除磷機(jī)理的作用過程。PAOs原理這類細(xì)菌具有這樣一種特性：當(dāng)它們處于厭氧條件時(shí)（67PAOs原理上述聚磷菌的特性即是目前國(guó)際上公認(rèn)和接受的“聚合磷酸鹽（Poly-P）累積微生物—PAOs的攝/放磷原理”。其具體過程為：PAO在厭氧條件下，（1）釋放細(xì)胞內(nèi)以Poly-P形式貯存的磷酸鹽；（2）消耗合成的糖原（Glycogen）產(chǎn)生能量，供其攝取環(huán)境中有機(jī)碳源（揮發(fā)性脂肪酸VFA或短鏈脂肪酸SCFA），并使之在細(xì)胞內(nèi)以PHA（聚—β—羥基—鏈烷脂酸）形式貯存，為好氧條件下的吸磷作能量?jī)?chǔ)備。

PAOs原理上述聚磷菌的特性即是目前國(guó)際上公認(rèn)和接受68PAOs原理PHA通常由PHB（聚—β—羥基丁酸鹽）和PHV（聚—β—羥基戊酸鹽）兩部分組成，并以PHB為主。當(dāng)PAO被轉(zhuǎn)移至好氧環(huán)境中時(shí)，以氧作為電子受體氧化細(xì)胞內(nèi)貯存的PHA而產(chǎn)生能量，供其從環(huán)境中過量吸磷；PAO也可吸收環(huán)境中的有機(jī)物以合成糖原。

PAOs原理PHA通常由PHB（聚—β—羥基丁酸鹽）69PAOs原理從這一過程可知，生物除磷實(shí)際上是作為能源的兩種細(xì)胞內(nèi)貯存物之間復(fù)雜的相互作用。這兩種內(nèi)貯物的釋放和積累是維持生物除磷過程穩(wěn)定性的關(guān)鍵因素。當(dāng)然，第三種內(nèi)貯物—糖原也對(duì)該過程有所貢獻(xiàn)。厭氧條件下PHA在細(xì)胞內(nèi)的貯存是PAO在好氧條件下過量吸磷的關(guān)鍵，這也是PAO在生長(zhǎng)受抑制的厭氧環(huán)境中抵御不良因素影響、加強(qiáng)生存競(jìng)爭(zhēng)的應(yīng)變方法。

PAOs原理從這一過程可知，生物除磷實(shí)際上是作為能源70圖13-2PAOs/DPB放/攝磷、貯/耗碳示意圖

圖13-2PAOs/DPB放/攝磷、貯/耗碳示意圖71DPB原理由于反硝化菌和聚磷菌對(duì)有機(jī)底物的競(jìng)爭(zhēng)，因而在脫氮除磷的污水廠中強(qiáng)化的生物除磷過程往往會(huì)降低該廠的反硝化能力。大多數(shù)改進(jìn)的活性污泥脫氮除磷污水廠都將厭氧段設(shè)于缺氧段之前，因而有機(jī)物在厭氧條件下被PAO吸收而不能在缺氧條件下為反硝化菌利用。然而，這種情況只有當(dāng)PAOs與反硝化菌完全不同時(shí)才會(huì)發(fā)生。若PAOs（或部分PAOs）在缺氧條件下能發(fā)生反硝化作用，則它們對(duì)有機(jī)底物競(jìng)爭(zhēng)的程度將大大降低。

DPB原理由于反硝化菌和聚磷菌對(duì)有機(jī)底物的競(jìng)爭(zhēng)，因而72DPB原理近年來人們熱衷于研究另一類細(xì)菌，即“兼性厭氧反硝化除磷細(xì)菌”—DPB的反硝化除磷行為。若能在實(shí)際工程中培養(yǎng)出以DPB占優(yōu)勢(shì)的混合菌種，則可期望反硝化與過量吸磷在同一構(gòu)筑物中實(shí)現(xiàn)。研究表明在Acinetobacter中有一部分種可利用NO3-—N為電子受體來過量吸收磷。這些細(xì)菌被證實(shí)具有同PAOs極為相似的除磷原理，只是它們氧化細(xì)胞內(nèi)貯存的PHA時(shí)的電子受體不同而已（PAOs為O2，DPB為NO3-）。

DPB原理近年來人們熱衷于研究另一類細(xì)菌，即“兼性厭73生物除磷的影響因素1、pH或堿度2、溶解氧（DO）3、進(jìn)水營(yíng)養(yǎng)比4、硝酸鹽

5、細(xì)胞內(nèi)貯存物6、泥齡（θc）

生物除磷的影響因素1、pH或堿度74pH或堿度厭氧條件下釋磷是生物除磷極為重要的一個(gè)方面，而這要求有VFA或SCFA存在。因此厭氧釋磷要求pH值小于或等于7.0為宜。據(jù)計(jì)算，生物除磷的碳酸鹽堿度要求不太高，這是因?yàn)樯锍走^程中，每減少1molPO43-將吸收1molH+，從而使堿度增加。因此，同步脫氮除磷系統(tǒng)中，生物除磷有利于補(bǔ)充硝化所消耗的堿度。pH或堿度厭氧條件下釋磷是生物除磷極為重要的一個(gè)方面75溶解氧控制生物除磷工藝中厭氧段（即磷釋放區(qū)）的厭氧條件非常重要，因?yàn)樗苯佑绊懙絇AOs和DPB的釋磷能力及保證合成PHB所需的VFA或SCFA的數(shù)量。最早用于描述厭氧段溶氧水平的參數(shù)是氧化還原電位（ORP），它是1976年由Barnard提出的，反映了“厭氧壓抑”的程度。當(dāng)ORP為正值時(shí)，聚磷菌不釋放磷；而ORP為負(fù)值時(shí)，其絕對(duì)值越高，則聚磷菌的磷釋放能力越強(qiáng)。一般認(rèn)為，應(yīng)把ORP控制在-200~-300mV左右。

溶解氧控制生物除磷工藝中厭氧段（即磷釋放區(qū)）的厭氧條761979年，Ekama，VanHaande和Marais提出這樣的假設(shè)：如果進(jìn)入一個(gè)非曝氣反應(yīng)器中硝酸鹽的含量低于該反應(yīng)器的反硝化作用能力，那么其差額就是反應(yīng)器的“厭氧容量”。他們?cè)噲D采用“厭氧容量”代替ORP作為對(duì)厭氧反應(yīng)器釋磷的一種預(yù)測(cè)手段。經(jīng)試驗(yàn)驗(yàn)證，該假設(shè)很難成立。但在試驗(yàn)中他們發(fā)現(xiàn)了一條重要線索：用于試驗(yàn)的三個(gè)工藝中有一個(gè)出現(xiàn)了釋磷和過量吸磷，其差別在于厭氧段中易生物降解的COD濃度不同。溶解氧1979年，Ekama，VanHaande和Mar77溶解氧沿著這條線索，大多數(shù)研究者進(jìn)行了試驗(yàn)。這些試驗(yàn)證明：厭氧條件對(duì)維持聚磷菌生長(zhǎng)有重要作用，它是聚磷菌與其它生物體競(jìng)爭(zhēng)有機(jī)基質(zhì)的先決條件。研究表明：如果好氧（或缺氧）區(qū)接納低級(jí)脂肪酸，由于有氧（或硝酸鹽）作為電子受體，就可能存在其它生物體，這樣聚磷菌就不得不與異養(yǎng)菌競(jìng)爭(zhēng)基質(zhì)。然而，聚磷菌與其它生物體相比生長(zhǎng)較慢，這是因?yàn)樗鼈冊(cè)诤醚醴磻?yīng)器中只能得到很少部分的SCFA，結(jié)果它們的增長(zhǎng)就非常小。

溶解氧沿著這條線索，大多數(shù)研究者進(jìn)行了試驗(yàn)。這些試驗(yàn)78溶解氧但是在厭氧條件下，這些異養(yǎng)微生物只能得到較少的能量（主要用于生存），并通過體內(nèi)生成的電子受體，經(jīng)Embden—Meyerhof途徑將較復(fù)雜的易生物降解的化合物（如葡萄糖）分解成SCFA，由于缺乏外部電子受體，這些SCFA不能進(jìn)入Krebs循環(huán)而進(jìn)入液體中，這就為聚磷菌生長(zhǎng)創(chuàng)造了良好的條件。因此，在一個(gè)厭氧—缺氧—好氧混合培養(yǎng)系統(tǒng)中，象不動(dòng)桿菌屬這樣生長(zhǎng)緩慢的細(xì)菌卻能得到良好的生長(zhǎng)?？梢姡瑓捬鯒l件對(duì)聚磷菌生長(zhǎng)非常重要。通常厭氧段中DO應(yīng)嚴(yán)格控制在0.2mg/L以下。

溶解氧但是在厭氧條件下，這些異養(yǎng)微生物只能得到較少的79溶解氧為最大限度地發(fā)揮聚磷菌的攝磷作用，必須在好氧段供給足夠的溶解氧，以滿足聚磷菌對(duì)其貯存的PHB進(jìn)行降解（同時(shí)對(duì)廢水中的低級(jí)脂肪酸進(jìn)行降解）時(shí)對(duì)DO作為最終電子受體的需求量，最大限度地轉(zhuǎn)化PHB并產(chǎn)生出足夠的ATP，供其過量攝磷之需。一般，好氧段DO應(yīng)控制在2.0mg/L左右。對(duì)DPB而言，只需將環(huán)境條件控制缺氧即可，DO一般控制在0.5mg/L左右。

溶解氧為最大限度地發(fā)揮聚磷菌的攝磷作用，必須在好氧段80進(jìn)水營(yíng)養(yǎng)比由生物除磷機(jī)理可知，廢水中存在的有機(jī)基質(zhì)在除磷過程中有重要作用。因此厭氧段中有機(jī)基質(zhì)的含量及種類與微生物營(yíng)養(yǎng)之間的比例關(guān)系（主要指BOD5/TP）是影響聚磷菌釋磷和攝磷的一個(gè)關(guān)鍵因素。就厭氧段中有機(jī)基質(zhì)種類而言，聚磷菌將優(yōu)先利用廢水中的短鏈脂肪酸SCFAs，如醋酸和丙酸鹽。厭氧消化液也是聚磷菌喜歡的底物。實(shí)際應(yīng)用中，由于可以增加進(jìn)水中SCFAs的含量，初沉污泥預(yù)消化已成功地應(yīng)用于生物除磷過程。

進(jìn)水營(yíng)養(yǎng)比由生物除磷機(jī)理可知，廢水中存在的有機(jī)基質(zhì)在81進(jìn)水營(yíng)養(yǎng)比大量的研究已證實(shí)了生物除磷過程中的醋酸鹽代謝，所以在生物除磷的數(shù)學(xué)模型中就假設(shè)聚磷菌只以SCFAs為底物。另外，也有報(bào)道認(rèn)為較多的有機(jī)物種類如羧酸、糖類及氨基酸也可作為生物除磷厭氧段的基質(zhì)，但其代謝機(jī)制尚未弄清楚，在這方面還需進(jìn)一步進(jìn)行研究。但是，聚磷菌在利用不同基質(zhì)的過程中，其對(duì)磷的釋放速度存在著明顯的差異，釋放速度最大的是SCFAs中的醋酸鹽和丙酸鹽。

進(jìn)水營(yíng)養(yǎng)比大量的研究已證實(shí)了生物除磷過程中的醋酸鹽代82進(jìn)水營(yíng)養(yǎng)比就進(jìn)水中BOD5與TP的比例條件而言，聚磷菌在厭氧條件下釋放磷時(shí)產(chǎn)生的能量主要用于其吸收溶液中SCFAs并合成PHA貯存在體內(nèi)，因此。進(jìn)水中是否有足夠的有機(jī)基質(zhì)（SCFAs）是關(guān)系到聚磷菌能否在厭氧壓抑條件下順利生存的重要因素。Marais（1982）等的研究表明，當(dāng)以乙酸為基質(zhì)時(shí)，其合成量與磷的釋放量之比約為2：1。但實(shí)際進(jìn)水的BOD5中有很大一部分不是以SCFAs形式存在的，因此有人提出為實(shí)現(xiàn)生物除磷，進(jìn)水的BOD5/TP應(yīng)控制在20~30，至少應(yīng)高于15。

進(jìn)水營(yíng)養(yǎng)比就進(jìn)水中BOD5與TP的比例條件而言，聚磷83硝酸鹽厭氧段中硝酸鹽的存在導(dǎo)致磷釋放降低的原因可能有以下三個(gè)：一是硝酸鹽抑制了兼性異養(yǎng)菌的發(fā)酵產(chǎn)酸能力，使進(jìn)水中不能提供足夠的SCFAs供聚磷菌釋磷和合成PHA；二是可形成兼性異養(yǎng)反硝化菌與聚磷菌之間對(duì)基質(zhì)的競(jìng)爭(zhēng)，導(dǎo)致聚磷菌可資利用的發(fā)酵產(chǎn)物缺乏而使磷的釋放受到阻礙；三是由反硝化除磷細(xì)菌（DPB）在有硝酸鹽存在時(shí)產(chǎn)生的反硝化除磷行為導(dǎo)致同步磷吸收，可以抵消掉一部分磷的釋放，從而使磷釋放的表觀速率大幅度降低。

硝酸鹽厭氧段中硝酸鹽的存在導(dǎo)致磷釋放降低的原因可能有84硝酸鹽目前，對(duì)厭氧段中NO3-的含量應(yīng)控制在什么水平，還存在不同的看法，主要是因?yàn)椴煌芯空咚芯康膮捬醵沃芯哿拙暮?、種類及其它運(yùn)行參數(shù)（如TKN/COD、BOD/TP）存在差別的緣故。若厭氧段中不動(dòng)桿菌屬及氣單胞菌屬占多數(shù)時(shí)，則對(duì)NO3-的存在很敏感；若那些不能以NO3-為基質(zhì)進(jìn)行反硝化的聚磷菌（若具有發(fā)酵產(chǎn)酸能力）含量較多時(shí)，則NO3-的影響會(huì)減弱。通常為保證厭氧段的高效釋磷作用，其NO3-的濃度應(yīng)嚴(yán)格控制在0.2mg/L以下。

硝酸鹽目前，對(duì)厭氧段中NO3-的含量應(yīng)控制在什么水平85硝酸鹽缺氧段進(jìn)行反硝化時(shí)，若存在反硝化除磷細(xì)菌（DPB），則可在反硝化的同時(shí)發(fā)生磷的吸收。由于反硝化與磷吸收由同一種細(xì)菌完成，這就節(jié)省了反硝化所需的碳源。但大量的的試驗(yàn)表明，以NO3-—N為電子受體的磷吸收速率遠(yuǎn)小于O2，同時(shí)消耗的PHB也較O2多。因此利用DPB雖可達(dá)到反硝化除磷的目的，但其效率比好氧條件要低。

硝酸鹽缺氧段進(jìn)行反硝化時(shí)，若存在反硝化除磷細(xì)菌（DP86細(xì)胞內(nèi)貯存物廢水生物除磷實(shí)際上是微生物細(xì)胞內(nèi)幾種內(nèi)貯物之間的相互作用，因此細(xì)胞內(nèi)貯存物的含量對(duì)除磷有極大的影響。聚磷酸鹽（Poly-P）、聚—β—羥基—鏈烷脂酸（PHA）以及糖原三者之間的作用是聚磷菌生存的競(jìng)爭(zhēng)機(jī)制。

細(xì)胞內(nèi)貯存物廢水生物除磷實(shí)際上是微生物細(xì)胞內(nèi)幾種內(nèi)貯87細(xì)胞內(nèi)貯存物聚磷酸鹽的厭氧釋放是除磷菌好氧過剩攝磷的前提，為PHA的合成提供了能量，同時(shí)糖原的厭氧分解也是合成PHA的能量來源。因此高磷低糖的污泥厭氧釋磷多，低磷高糖的污泥厭氧釋磷少。若污泥糖類物質(zhì)含量超過25%時(shí)，污泥吸收有機(jī)物同時(shí)降解糖原而不釋放磷，這必然會(huì)導(dǎo)致工藝脫磷失敗。因此，設(shè)法降低細(xì)胞內(nèi)糖原含量有利于提高生物除磷效率。

細(xì)胞內(nèi)貯存物聚磷酸鹽的厭氧釋放是除磷菌好氧過剩攝磷的88細(xì)胞內(nèi)貯存物細(xì)胞內(nèi)聚磷含量的高低直接與除磷效率相聯(lián)系，而除磷菌對(duì)聚磷的貯存有一最大能力限制，這在前文已有論述。同樣，細(xì)胞內(nèi)PHA的含量與除磷效率的關(guān)系也非常密切，厭氧條件下合成PHA的量決定了好氧條件過量攝磷的能力大小。好氧條件下，當(dāng)PHA降低至一定水平后細(xì)胞攝磷即停止，這一數(shù)值據(jù)Brdjanovic等人報(bào)道為2.11mgCOD/lVSS。

細(xì)胞內(nèi)貯存物細(xì)胞內(nèi)聚磷含量的高低直接與除磷效率相聯(lián)系89泥齡處理系統(tǒng)中泥齡的長(zhǎng)短直接影響污泥的活性及剩余污泥排放量。系統(tǒng)的泥齡過長(zhǎng)，則使污泥活性降低，污泥的含磷量下降，去除單位重量的磷需消耗的BOD也多。此外，由于泥齡長(zhǎng)，污泥趨于老化，可通過自身氧化而使體內(nèi)的磷釋放于水中；同時(shí)剩余污泥量減少也導(dǎo)致了除磷效果降低。Damir等人的研究表明，降低系統(tǒng)的泥齡可以提高除磷效果。Wentzel等人與Kuba等人的研究得出了相同的結(jié)論。

泥齡處理系統(tǒng)中泥齡的長(zhǎng)短直接影響污泥的活性及剩余污泥90泥齡強(qiáng)化的生物除磷系統(tǒng)主要通過排泥來實(shí)現(xiàn)廢水中磷的凈去除。因此，我們一般期望：①、系統(tǒng)內(nèi)能維持較高的污泥量；②、聚磷菌在污泥中所占的比例要高；③、聚磷菌體內(nèi)應(yīng)有較高的含磷量；④、排放的剩余污泥要多。污泥中聚磷菌所占的比例可以通過創(chuàng)造適宜于聚磷菌生長(zhǎng)的條件（主要為磷負(fù)荷）來得以提高；而其它三個(gè)方面的要求與泥齡極為相關(guān)。

泥齡強(qiáng)化的生物除磷系統(tǒng)主要通過排泥來實(shí)現(xiàn)廢水中磷的凈91泥齡一般來說，泥齡短的活性污泥具有較高的活性，其體內(nèi)的含磷水平也較高，這是縮短泥齡可提高除磷效率的原因之一。若系統(tǒng)的負(fù)荷不變，縮短泥齡（不小于聚磷菌的世代期）需要增加污泥的排放量，但卻降低了系統(tǒng)內(nèi)的污泥濃度。對(duì)除磷而言，這是一對(duì)矛盾。因此縮短泥齡使污泥凈排放量增加還是減少，需通過計(jì)算才能得知。

泥齡一般來說，泥齡短的活性污泥具有較高的活性，其體內(nèi)92泥齡假設(shè)在不同泥齡下聚磷菌在活性污泥中所占的比例及細(xì)胞內(nèi)含磷量不變，活性污泥組成用C60H87O23N12P表示。在相同負(fù)荷的穩(wěn)態(tài)條件下，由Lawrence—McCarty模式可得：（13-19）（13-18）泥齡假設(shè)在不同泥齡下聚磷菌在活性污泥中所占的比例及細(xì)93泥齡式中：—每日排出的活性微生物總量（kg/d）；—產(chǎn)率系數(shù)，取0.5；—自身氧化系數(shù)（d-1），取0.1；

Q—廢水流量（m3/d）；S0、Se—進(jìn)、出水BODu濃度（mg/L）；—半速率系數(shù)（mg/L），取=200mg/L；—底物的最大比降解速率（d-1），取9.6；—泥齡（d）；泥齡式中：—每日排出的活性微生物總量（kg/d）；94泥齡設(shè)泥齡為時(shí)，排泥量為，出水BODu濃度為Se1；泥齡為時(shí)，排泥量為，出水BODu濃度為Se2。則

（13-20）要使，必須滿足：

（13-21）泥齡設(shè)泥齡為時(shí)，排泥量為，出水BOD95泥齡將式（13-18）代入（13-21）中，經(jīng)簡(jiǎn)單推導(dǎo)可得，要使（13-21）式成立，只須。故在假設(shè)條件下，當(dāng)時(shí)，。說明泥齡越長(zhǎng)，排泥量越少。由于縮短泥齡而增加的排泥量占原有排泥量的比例可由下式計(jì)算：

（13-22）設(shè)進(jìn)水S0=200mg/L，折算成BODu為294mg/L。若，則泥齡縮短為15d、10d和5d時(shí)增加的排泥量所占的比例見表13-3。

泥齡將式（13-18）代入（13-21）中，經(jīng)簡(jiǎn)單推導(dǎo)可得，96泥齡表13-3的計(jì)算說明，在假設(shè)的條件下，若將系統(tǒng)的泥齡由20天縮短至5天，則排泥量可增加近一倍，即磷的去除量約增加了一倍。前已述及，廢水生物除磷有兩條途徑：同化脫磷和聚磷菌（PAOs或DPB）除磷。系統(tǒng)的同化脫磷量可按下式計(jì)算：

（13-23）泥齡表13-3的計(jì)算說明，在假設(shè)的條件下，若將系統(tǒng)的泥齡由297泥齡式中：—排放的剩余污泥中磷的總量（kg）；0.023—細(xì)胞中磷所占的質(zhì)量百分比（分子式C60H87O23N12P）；其余符號(hào)同前。折算成廢水中的濃度（CP）為：

（13-24）按典型的城市污水進(jìn)水水質(zhì)S0=200mg/L，進(jìn)水TP=7mg/L，則按上式計(jì)算的同化脫磷效率隨泥齡的變化見表13-4。

泥齡式中：—排放的剩余污泥中磷的總量（kg）；（13-98泥齡在排泥量相同的情況下，若剩余污泥的含磷量高，則磷的去除量也高。但細(xì)胞內(nèi)的聚磷含量有一個(gè)最大貯存能力限制，據(jù)Smolders等人報(bào)道為0.23mgP/mgVSS，D.Brdjanovic等人報(bào)道為0.18mgP/mgVSS。通過下面介紹的方法可估算剩余污泥中的含磷量。泥齡在排泥量相同的情況下，若剩余污泥的含磷量高，則磷的去除量99泥齡設(shè)系統(tǒng)中所有微生物都有聚磷作用，系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)運(yùn)行時(shí)達(dá)到完全除磷（即出水中TP為0mg/L），則剩余污泥中的磷含量為：（13-25）若系統(tǒng)在上述的典型水質(zhì)下穩(wěn)態(tài)運(yùn)行，則剩余污泥中的磷含量隨泥齡的變化見表13-4。

泥齡設(shè)系統(tǒng)中所有微生物都有聚磷作用，系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)運(yùn)行時(shí)達(dá)100泥齡由上表可知，對(duì)于典型的城市污水水質(zhì)，同化除磷效率與泥齡密切相關(guān)，泥齡越短，同化除磷的效率越高。若進(jìn)水TBOD/TP值很高，則可能出現(xiàn)微生物生長(zhǎng)的磷源限制。此時(shí)，必須向廢水中投加磷以維持正常的運(yùn)行條件。此外，表中的計(jì)算也表明，若從廢水中去除等量的磷，則剩余污泥中的含磷量應(yīng)隨泥齡的增加而增加，這就要求污泥的聚磷能力隨泥齡增加而提高。

泥齡由上表可知，對(duì)于典型的城市污水水質(zhì)，同化除磷效率101泥齡20天泥齡時(shí)污泥中含磷量達(dá)到14.6%，與文獻(xiàn)報(bào)道的剩余污泥最大含磷值相比已比較接近。而且，所有細(xì)菌都具有聚磷能力的假設(shè)是不成立的，因?yàn)榛旌吓囵B(yǎng)的系統(tǒng)內(nèi)至少存在三種細(xì)菌：聚磷菌、水解酸化菌和異養(yǎng)好氧菌。Kuba等人對(duì)大型脫氮除磷的城市污水廠中污泥的分析表明，聚磷菌數(shù)量占總揮發(fā)性懸浮固體的30~50%。因此，聚磷菌體內(nèi)的含磷量可能比觀察到的最大含磷量要高，這在實(shí)際中是難以實(shí)現(xiàn)的。

泥齡20天泥齡時(shí)污泥中含磷量達(dá)到14.6%，與文獻(xiàn)報(bào)102泥齡由此可知長(zhǎng)泥齡的生物除磷系統(tǒng)單純靠生物作用要達(dá)到完全除磷幾乎是不可能的。因此，在較長(zhǎng)泥齡下運(yùn)行的生物除磷系統(tǒng)往往輔以在線或離線化學(xué)除磷措施，以實(shí)現(xiàn)磷的達(dá)標(biāo)排放。所以可以說，縮短泥齡既可提高同化脫氮效率，又能在去除等量磷的前提下保持剩余污泥中較低的磷含量，對(duì)除磷是大有好處的。

泥齡由此可知長(zhǎng)泥齡的生物除磷系統(tǒng)單純靠生物作用要達(dá)到103泥齡泥齡（d）2015105Se（mg/L）6.457.198.7013.3

19.7%48.8%95.2%表13-3因縮短泥齡而增加的污泥量占原剩余污泥量的比例

泥齡泥齡（d）2015105Se（mg/L）6.457.19104泥齡泥齡（d）2015105Se（mg/L）6.457.198.7013.3CP（mg/L）1.101.321.642.15效率（%）15.718.923.430.7剩余污泥的磷含量（mg/mgVSS）0.1460.1220.0980.075表13-4同化除磷效率、剩余污泥含磷量計(jì)算值與泥齡的關(guān)系

泥齡泥齡（d）2015105Se（mg/L）6.457.19105廢水生物脫氮除磷工藝眾所周知，工業(yè)廢水及生活污水的排入是造成水體富營(yíng)養(yǎng)化不容忽視的原因，因此對(duì)這些污水在排放之前進(jìn)行脫氮除磷就非常必要。一般來說，初級(jí)和二級(jí)處理能分別去掉污水中35%和85%的污染物，但僅去除了30%的氮和5%的磷。而能降低特定污染物水平的先進(jìn)污水廠的建造費(fèi)是二級(jí)處理廠的2倍，運(yùn)行費(fèi)用則是后者的4倍。廢水生物脫氮除磷工藝眾所周知，工業(yè)廢水及生活污水的排106廢水生物脫氮除磷工藝自50年代開發(fā)的單一生物脫氮的Wuhrmann工藝以來，廢水生物脫氮除磷工藝已取得了極大的發(fā)展。新興工藝的出現(xiàn)，無(wú)疑對(duì)廢水中營(yíng)養(yǎng)物的去除做出了很大的貢獻(xiàn)，但每一工藝也存在有自身的弱點(diǎn)，下面給大家作簡(jiǎn)單介紹。

廢水生物脫氮除磷工藝自50年代開發(fā)的單一生物脫氮的W107廢水生物脫氮除磷工藝一、Wuhrmann工藝二、Ludzack—Ettinger工藝三、Bardenpho工藝四、其它單一生物脫氮技術(shù)五、厭氧—好氧（A-O）工藝六、Phostrip工藝七、Phoredox工藝

廢水生物脫氮除磷工藝一、Wuhrmann工藝108八、A2/O工藝九、UCT（UniversityofCapeTown）工藝十、VIP（VirginiaInitiativePlant）工藝十一、好氧與厭氧交替活性污泥法（AAA工藝）十二、連續(xù)流間歇曝氣工藝十三、序批式活性污泥法（SBR）工藝十四、循環(huán)活性污泥法（CAST）工藝十五、其它具有脫氮除磷功能的工藝

廢水生物脫氮除磷工藝八、A2/O工藝廢水生物脫氮除磷工藝109Wuhrmann工藝本工藝是由Wuhrmann提出的單一污泥—硝化脫氮系統(tǒng)，在這一系統(tǒng)中，內(nèi)源能量的釋放為脫氮提供了能源。該工藝見圖13-3。它由兩個(gè)串聯(lián)的反應(yīng)器組成，第一個(gè)為好氧，第二個(gè)為缺氧。進(jìn)水流入好氧池中，異養(yǎng)菌和硝化菌得以生長(zhǎng)。只要泥齡足夠長(zhǎng)且好氧池體積足夠大，硝化作用將在好氧池中完成。好氧池混合液流入缺氧池，缺氧池采用機(jī)械攪拌保持混合。在缺氧池中，由于微生物死亡使污泥釋放出的能量提供了脫氮需要的能源，但能量釋放速率低，因而脫氮效率也低。

Wuhrmann工藝本工藝是由Wuhrmann提出的110Wuhrmann工藝為了使脫氮能達(dá)到一定的程度，勢(shì)必將缺氧池建得很大，這有可能破壞硝化過程。同時(shí)，缺氧池中微生物死亡釋放出有機(jī)氮和氨，其中一些隨水流出，從而降低了系統(tǒng)中總氮的去除。

Wuhrmann工藝為了使脫氮能達(dá)到一定的程度，勢(shì)必111污泥回流

圖13-3Wuhrmann工藝

原水出水剩余污泥好氧池缺氧池沉淀池污泥回流圖13-3Wuhrmann工112Ludzack—Ettinger工藝1962年，Ludzack和Ettinger首次提出利用進(jìn)水中可生物降解的物質(zhì)作為脫氮能源的單一污泥硝化—反硝化脫氮工藝。該系統(tǒng)由兩個(gè)串聯(lián)的反應(yīng)器組成，相互間部分地分離，流程見圖13-4。進(jìn)水流入缺氧池，池中通過攪拌保持缺氧狀態(tài)，好氧池中采用曝氣使發(fā)生硝化作用。兩個(gè)反應(yīng)器之間只是部分分離，所以缺氧池的混合液與好氧池保持聯(lián)系。由于兩個(gè)反應(yīng)器的混合作用，使經(jīng)硝化的液體與缺氧池的液體相互交換，而使進(jìn)入缺氧池的硝酸鹽還原成氮?dú)?。由于兩個(gè)反應(yīng)器間的液體缺乏控制，因此脫氮效果受到影響，難以穩(wěn)定。

Ludzack—Ettinger工藝1962年，Lu113Ludzack—Ettinger工藝1973年，Barnard在開發(fā)Bardenpho工藝時(shí)提出對(duì)Ludzack—Ettinger工藝進(jìn)行改進(jìn)，使缺氧和好氧池完全分離，沉淀池的污泥回流到缺氧池，并從好氧池提供附加的混合液回流至缺氧池。其流程見圖13-5，此工藝又稱A/O（缺氧/好氧）工藝。改良型Ludzack—Ettinger工藝大大改善了工藝的控制性能，與Wuhrmann工藝相比，大大提高了脫氮效率。但本工藝仍不能完全脫氮，因?yàn)楹醚醭乜偭髁康囊徊糠植]有回流到缺氧池，而是直接排放了。

Ludzack—Ettinger工藝1973年，Barnar114圖13-4Ludzack—Ettinger工藝原水缺氧池好氧池沉淀池出水污泥回流剩余污泥圖13-4Ludzack—Ettinger工藝原水缺氧池115缺氧池好氧池沉淀池混合液回流污泥回流剩余污泥出水進(jìn)水圖13-5改良型Ludzack—Ettinger工藝（A/O工藝）

缺氧池好氧池沉淀池混合液回流污泥回流剩余污泥出水進(jìn)水圖13-116Bardenpho工藝為了克服改良型Ludzack—Ettinger工藝不能完全脫氮的不足，1973年Barnard提出把此工藝與Wuhrmann工藝結(jié)合，并稱之為Bardenpho工藝。流程見圖13-6。Bardenpho工藝可同時(shí)利用進(jìn)水中可生物降解物質(zhì)和污泥內(nèi)源呼吸所釋放的能量作為脫氮的能源。為了去除二級(jí)缺氧池中產(chǎn)生的、附著于污泥絮體上的氮沫，該工藝增設(shè)了一個(gè)快速好氧反應(yīng)器，該反應(yīng)器也能使二級(jí)缺氧池中釋放的氨得以硝化。理論上，Bardenpho工藝具有完全去除硝酸鹽的能力，但實(shí)際上是不大可能的。Bardenpho工藝為了克服改良型Ludzack—117進(jìn)水缺氧好氧缺氧好氧沉淀硝化液回流污泥回流剩余污泥出水圖13-6Bardenpho工藝

進(jìn)水缺氧好氧缺氧好氧沉淀硝化液回流污泥回流剩余污泥出水圖13118其它單級(jí)生物脫氮工藝上述以脫氮為目的的工藝可分為兩類：內(nèi)源脫氮和外源脫氮。新近研制開發(fā)的生物脫氮工藝仍是采用了這些原理，只是更充分地發(fā)掘了污泥的潛能，減小了反應(yīng)池體積；或者將先進(jìn)技術(shù)在生物脫氮過程中加以應(yīng)用。

其它單級(jí)生物脫氮工藝上述以脫氮為目的的工藝可分為兩類119其它單級(jí)生物脫氮工藝研究表明，利用活性污泥絮體及生物膜結(jié)構(gòu)的特點(diǎn)，通過控制曝氣強(qiáng)度和氧傳遞速率可實(shí)現(xiàn)同步硝化反硝化。1985年Rittmann和Langeland在工業(yè)規(guī)模的氧化溝中成功實(shí)現(xiàn)了同步硝化反硝化，并證實(shí)：反硝化反應(yīng)可在絮體內(nèi)部缺氧區(qū)內(nèi)連續(xù)進(jìn)行。有些研究者在生物轉(zhuǎn)盤（RBC）中發(fā)現(xiàn)了同步硝化反硝化現(xiàn)象。由于同步硝化反硝化的應(yīng)用可減少回流設(shè)施和減小反應(yīng)器容積，因此它將是單級(jí)生物脫氮的研究方向。

其它單級(jí)生物脫氮工藝研究表明，利用活性污泥絮體及生物120其它單級(jí)生物脫氮工藝有人發(fā)現(xiàn)，若將生物脫氮過程按NH3+NO2-N2的轉(zhuǎn)化路徑完成，則可縮短生物硝化—反硝化的時(shí)間，從而降低反應(yīng)器容積。由荷蘭Delft技術(shù)大學(xué)開發(fā)的SHARON工藝可實(shí)現(xiàn)短程硝化反硝化，其技術(shù)關(guān)鍵是溶解氧（DO）及污泥停留時(shí)間的有效控制。此外，新型的單級(jí)生物脫氮技術(shù)還包括固定化微生物單級(jí)脫氮、新型膜—生物反應(yīng)器、ANAMMOX工藝、De-ammonification工藝及OLAND工藝等，其開發(fā)的出發(fā)點(diǎn)是同步及短程硝化反硝化。

其它單級(jí)生物脫氮工藝有人發(fā)現(xiàn)，若將生物脫氮過程按NH3+121厭氧-好氧（A-O）工藝

A-O工藝是單一的生物除磷工藝。該工藝由兩個(gè)分離的反應(yīng)器組成，利用聚磷菌（PAOs）在厭氧條件下釋放磷，好氧條件下過量吸收磷以達(dá)到廢水中磷去除的目的。該工藝流程見圖13-7。該工藝由于微生物吸磷能力限制及回流污泥中可能存在的硝態(tài)氮影響磷的釋放而使除磷能力難以提高，除磷效率受到限制。

厭氧-好氧（A-O）工藝A-O工藝是單一的生物除磷工122

圖13-7A-O工藝

原水厭氧池好氧池沉淀池出水污泥回流剩余污泥

圖13-7A-O工藝

原水厭氧池好氧池沉淀池出水污123Phostrip工藝這是1972年開發(fā)的一種單一生物除磷工藝。它將生物除磷與化學(xué)除磷相結(jié)合，利用側(cè)流污泥厭氧釋磷并對(duì)上清液進(jìn)行化學(xué)沉淀，可獲得含磷量較低的出水。該工藝見圖13-8。原廢水與厭氧池回流的污泥一道進(jìn)入好氧池，在好氧條件下過量吸收磷。混合液經(jīng)沉淀池進(jìn)行固液分離，上清液排放，沉淀污泥進(jìn)入?yún)捬醭蒯屃?，部分污泥作為剩余污泥排放。在厭氧池中，富磷污泥釋放出磷后進(jìn)行固液分離。含磷上清液經(jīng)化學(xué)除磷處理后與脫磷污泥一起回流至好氧池。該工藝由于釋磷時(shí)缺乏釋磷所必須的低級(jí)脂肪酸而使釋磷難以完全，因此也影響了磷的去除效率。

Phostrip工藝這是1972年開發(fā)的一種單一生物124原水好氧池沉淀池厭氧池混凝池沉淀池脫磷污泥回流上清液污泥回流剩余污泥脫磷上清液出水圖13-8Phostrip工藝

原水好氧池沉淀池厭氧池混凝池沉淀池脫磷污泥回流上清液污泥回流125Phoredox工藝Barnard（1976）通過對(duì)Bardenpho工藝的中試研究后指出：如果在脫氮工藝過程的某個(gè)部分使生物體處于厭氧狀態(tài)，這樣污泥就會(huì)將磷釋放至水中。為了有效除磷，他建議在Bardenpho工藝的初級(jí)缺氧反應(yīng)器前加一個(gè)厭氧反應(yīng)器，這個(gè)厭氧反應(yīng)器同時(shí)接納進(jìn)水和二沉池回流污泥。這是一種同步脫氮除磷工藝，在南非叫5階段Phoredox工藝，在美國(guó)稱改良型Bardenpho工藝。該工藝流程見圖13-9。

Phoredox工藝Barnard（1976）通過對(duì)126

原水厭氧池初級(jí)缺氧池好氧池二級(jí)缺氧池再曝氣沉淀池出水污泥回流剩余污泥混合液回流圖13-9Phoredox工藝

原水厭氧池初級(jí)缺氧池好氧池二級(jí)缺氧池再曝氣沉淀池出水污泥127A2/O工藝為了克服Phoredox工藝的缺點(diǎn)，Rabinowitz和Marais采用了三階段的工藝。該工藝由三個(gè)完全分隔的反應(yīng)器組成，第一個(gè)為厭氧，第二個(gè)為缺氧，第三個(gè)為好氧，因此該工藝稱為A2/O工藝。其流程見圖13-10。

A2/O工藝為了克服Phoredox工藝的缺點(diǎn)，Ra128對(duì)該工藝的研究發(fā)現(xiàn)，若不考慮其他的影響因素，最重要的一個(gè)影響除磷的因素是回流污泥中所含有的硝酸鹽氮，它嚴(yán)重影響了聚磷菌的厭氧釋磷；此外，脫氮與除磷的相互影響也使該工藝在實(shí)際運(yùn)行中難以達(dá)到穩(wěn)定的處理效果。若能將回流污泥中硝酸鹽的含量控制在較低的濃度，則可期望獲得較好的除磷效果。試驗(yàn)表明：在泥齡為15天時(shí)，系統(tǒng)的BOD去除率可達(dá)80~98%，TP去除率可達(dá)72~97%，TN去除率可達(dá)40~60%。理論上而言，A2/O的效果應(yīng)較Phoredox的差。

A2/O工藝對(duì)該工藝的研究發(fā)現(xiàn)，若不考慮其他的影響因素，最重要的一個(gè)影響129

原水厭氧池缺氧池好氧池沉淀池出水污泥回流剩余污泥混合液回流圖13-10A2/O工藝

原水厭氧池缺130UCT工藝硝酸鹽的存在是影響厭氧釋磷效果的一個(gè)重要因素，這是眾所周知的道理。而前述的Phoredox工藝的主要問題是進(jìn)入?yún)捬醴磻?yīng)器的硝酸鹽濃度直接與出水硝酸鹽濃度有關(guān)。如果由于某種原因在COD保持不變的情況下增加了硝酸鹽濃度，則該工藝唯一可采用來減小進(jìn)入?yún)捬醭氐南跛猁}濃度的措施就只有減小回流污泥量，這卻是一種極具風(fēng)險(xiǎn)的選擇。為了盡量減小硝酸鹽對(duì)厭氧釋磷的影響，經(jīng)過一系列試驗(yàn)后，南非開普敦大學(xué)設(shè)計(jì)了UCT工藝，其流程見圖13-11。

UCT工藝硝酸鹽的存在是影響厭氧釋磷效果的一個(gè)重要因131原水厭氧池缺氧池好氧池沉淀池出水混合液回流b混合液回流a污泥回流剩余污泥圖13-11UCT工藝

原水厭氧池缺氧池好氧池沉淀池出水混合液回流b混合液回流a污泥132VIP工藝VIP工藝與UCT工藝的流程相同，所不同的是VIP工藝中，厭氧池、缺氧池、好氧池三個(gè)部分中每一個(gè)均由兩個(gè)以上的反應(yīng)池構(gòu)成，所以增加了吸磷和放磷等過程的效率。同時(shí)，VIP工藝的有機(jī)負(fù)荷比UCT工藝高，故可采用較短的泥齡。VIP工藝的泥齡常為5~10天，而UCT工藝的泥齡為13~25天。VIP工藝負(fù)荷高，降解速率也高，污泥中活性微生物的比例高，因此，脫氮除磷的效率也高。但是，VIP工藝的構(gòu)筑物太多，造成投資高，運(yùn)轉(zhuǎn)費(fèi)用相應(yīng)也比較高。

VIP工藝VIP工藝與UCT工藝的流程相同，所不同的133好氧與厭氧交替活性污泥法AAA（Alternatingaerobic-anoxic）工藝是一種新的污水處理方法。它是通過曝氣機(jī)的反復(fù)開停，使系統(tǒng)交替處于好氧缺氧狀態(tài)進(jìn)行硝化與反硝化。該工藝由于在缺氧期可有效地從硝酸鹽中獲得氧，并且系統(tǒng)由缺氧向好氧工況改變期間存在高的氧轉(zhuǎn)移速率，故具有能耗低的特點(diǎn)。若對(duì)運(yùn)行過程略加改變，該工藝便能達(dá)到同步脫氮除磷的目的。

好氧與厭氧交替活性污泥法AAA（Alternati134連續(xù)流間歇曝氣工藝連續(xù)流間歇曝氣工藝（ContinuousFlow-intermittentAerationprocess）是在同一反應(yīng)池中連續(xù)進(jìn)出水，間歇曝氣。曝氣期完成有機(jī)物及氨氮的氧化，停曝期完成反硝化實(shí)現(xiàn)脫氮。若通過對(duì)曝氣量進(jìn)行適當(dāng)控制，使池中形成厭氧區(qū)，則可實(shí)現(xiàn)磷的去除。該工藝是連續(xù)流活性污泥法與SBR法相結(jié)合的工藝。其最大的用途是對(duì)現(xiàn)有傳統(tǒng)活性污泥法進(jìn)行改造，以使之達(dá)到脫氮除磷的目的。

連續(xù)流間歇曝氣工藝連續(xù)流間歇曝氣工藝（Continu135序批式活性污泥法（SBR）工藝七十年代初，由美國(guó)R.Irvine教授等發(fā)起對(duì)間歇活性污泥法的研究，直到八十年代才引起其它國(guó)家的重視，并陸續(xù)得以開發(fā)應(yīng)用。SBR法采用間歇進(jìn)水，廢水與污泥在反應(yīng)器中混合，并順序經(jīng)歷反應(yīng)—