MBR脱氮除磷技术用于处理城市污水时侧重于生物除磷
摘要
对膜生物反应器中试装置中生物脱氮除磷的性能进行了为期210天的试验评估。内循环的设定值是由之前已优化的参数决定的，这些参数是以ASM2D模型为基础来优化碳氮磷的同步去除。生物脱氮除磷效率较高，从运行至今，COD 和N去除效率分别为92 ± 6%、89 ± 7%。在试验过程中，P的去除率逐渐提高，最后可达到92%。因好氧聚磷菌和反硝化聚磷菌活性的增加，在运行150天后两者聚磷的速率分别可达13.6mg P g-1VSS h-1、5.6 mg P g-1VSS h-1。
1. 引言
MBR出水水质良好，有机物和悬浮物浓度低，几乎没有致病菌。此外，MBR 的出水是一个很好的回用水源，因为在此之前通过高端的超滤膜对回用水进行前处理来保护反渗透膜。除了能有效的去除有机物外，它还反映了MBR能高效脱氮，这是由于在MBR运行的一般操作条下提高了硝化细菌的保留时间和延长污泥停留时间，提供一个缺氧区进行反硝化。相反，反应器中污泥停留时间高通常表示了生物对磷的去除率即对磷酸盐的去除率降低，从而导致磷酸盐形成新的细胞物质而被消耗掉。
然而，生物对磷的去除与对碳和氮的去除的主要的差异是运行条件不同，在MBR中提高生物浓度和缩短的污泥停留时间已得到了验证。MBR中是因为有聚磷菌的繁殖才能够生物除磷。在MBR中有利于聚磷菌的繁殖是因为聚磷菌在非聚磷菌饥饿时期表现出的竞争优势，这也是MBR中污泥负荷低的特点kgCOD(BOD)/(kg污泥.d)。包括聚磷菌在内的细菌为了能在更长时间里保持较高活性就需要积累能量。
在污水处理中驯化能够扩大磷酸盐的存储能力的细菌被称为强化生物除磷(EBPR)。聚磷菌要求在厌氧的条件下才能消耗有机物，如挥发性脂肪酸(VFAs)，从储存的磷酸盐中释放磷。在好氧条件下，聚磷菌吸收磷酸盐，而在缺氧条件下也存在反硝化聚磷菌吸收硝酸盐。因此，在缺氧或好氧的条件下都存在磷的吸收，这就提高了磷的去除效率。不同于采用沉淀的工艺，在MBR的最后的分离阶段进行曝气，以降低膜污染，这也有利于对P全面的去除，预计在最终的出水中不含P。此外，由于对悬浮物的完全截留，MBR的出水中总磷的含量比传统的强化生物除磷工艺出水中的要低。
高效生物脱氮除磷的先决条件是存在厌氧、缺氧和好氧条件，而开普敦大学（UCT）的这套装置能够完成这项工作。在开普敦大学的装置的工艺流程是一个典型的单污泥系统，污泥回流至缺氧池后，混合液不断的从缺氧池回流至好氧池。本文阐述了MBR结合开普敦大学的工艺在处理原市政污水的生物脱氮除磷的性能，尤其是磷的去除效果。
2. 方法
2.1. UCT–MBR中试装置
MBR配有预处理装置防止大颗粒物进入系统。MBR反应器依据开普敦大学的
工艺来设计，其总容积为2.26立方米，MBR由厌氧池（占总容积的14%），缺氧池（占总容积的14%），好氧池（占总容积的23%），最后接着是放置浸没式中空纤维膜的池子（占总容积的49%）组成。采用微孔滤膜，膜总面积为12.5平方米，这种膜的特点是其标称孔径为0.1微米。图1为MBR中试装置的示意图。
在厌氧池和膜池分别安装总悬浮固体（TSS）传感器。在缺氧池安装一个氧化还原电位（ORP ）传感器。厌氧池和缺氧池底安装搅拌机，好氧池中安装pH 传感器。此外，在好氧池和膜池中安装溶解氧（DO）和温度传感器传感器。通过在线观测的温度来校正渗透度。膜池中也要安装氨传感器。在好氧池中的可通过PID来两个膜空气扩散器的气量来控制溶解氧在1.5mg/L。另外，这个中试装置配备有一个可编程逻辑控制器（PLC）和数据采集与监视控制系统，这样可获得数显和类推的数据，并且能够控制装置中的所有的自动控制回路，如曝气量，过滤和反冲洗流量，HRT，SRT，MLSS浓度和回流量。
MBR试点设于德阿罗山庄（加泰罗尼亚，西班牙）的规模齐全的污水处理厂，污水经污水管收集进入污水处理厂。污水经过第一道粗格栅(5cm)后，由离心泵（格兰富，Bjerringbro ，丹麦）打入这套装置中，污水先经过了标称孔径为1毫米的过滤器后进入500L缓冲罐中，并在里面不断的混匀。推进泵将缓冲罐的污水打入厌氧池，它先经过孔径为0.6毫米的过滤器（Seepex，Bottrop，德国）后进入厌氧池中，这样是为了防止大颗粒物进入反应器而损害膜。MBR在处理原市政污水的整个试验期间，C:N:P比的平均值为100:11:0.87。污水水质情况见表1。
渗透是通过二次推进泵使膜内的压力大于真空压力产生的，这个泵是由测量跨膜压差的压力传感器来控制的。过滤的水被分流到反冲洗池和过滤池中，这是为了确保有足够的水进行有效的反冲洗。最后，过滤后的出水在过滤池收集后排出污水处理厂。
2.2.分析方法
2.2.1.聚磷菌和反硝化聚磷菌分析
在MBR试验运行的不同时期，采集活性污泥样品，进行批量测定时为了确定好氧聚磷菌的吸磷速率和反硝化聚磷菌的释磷速率。在MBR中的混合液（2L）含有活跃的微生物，得以维持厌氧池在3.5小时内的产生醋酸钠（0.2g/L醋酸钠）。接着在好氧或缺氧的条件下提高硝酸盐的浓度，使其达到20mg NO-3-N/L时，这些潜在的微生物就显露出来。吸收磷的速率通过磷酸盐浓度的线性回归来评估。缺氧池和好氧池的摄磷速率比用来反映反硝化聚磷菌分数的特征。
2.2.2.分析方法
分析项目依据标准方法来测定，总悬浮物（美国公共卫生协会，2540D号标准方法The American Public Health Association，），挥发性悬浮物（2540C号标准方法），总化学需氧量（5220B号标准方法），总凯氏氮(4500-Norg.B号标准方法)，氨氮浓度（用硼酸，B324号标准方法）。蒸馏液中的氨是用硫酸来滴定和pH计来确定的。亚硝酸盐，硝酸盐和磷酸盐的分析，通过离子色谱法来测定（APHA 标准方法4110B ）。
3.结果与讨论
3.1用生物脱氮除磷的优化数据表来确定的运行条件
完整的生物脱氮除磷的工作条件由之前经过模拟的以ASM2D模型（伊利萨尔和格拉西亚，2008 ;拉雷亚等，2002）为基础的优化的脱氮除磷参数确定的。间隔24小时流入处理系统的原污水水样的分析结果用来描述在这个优化数据表下污水的特征。欧洲法规（91/271/CEE ）排放限值的实行被用来评估好氧池中DO的设定值，外循环和内循环的流量和SRT、排泥量。从而设定好氧池的DO值为1.5mg/L。从膜池回流到缺氧池的外回流量设定为膜池流入量的1.36倍。从好氧池回流到缺氧池的回流量设为进水的0.92倍，从缺氧回流至厌氧池的回流量为进水的1.3倍。在进水COD、MLSS平均浓度分别为530mg/L和9.8g/L 时，最佳的SRT为23天，这相当于排泥量为进水的0.018倍。系统运行至38天，没有泥排出。优化的参数值与模拟操作WEST软件所得的数据没有较大的差异，因此这个设定值适用于MBR中试装置的试验。MBR运行过程为，9分钟过滤，1分钟反冲洗，两者流量相同，在不同时期的净流量在8到12.8m2/h之间。
3.2. MBR启动
实验历时210天，其中前38天的实验初期，在这期间MLSS浓度逐渐升高，直到膜池内MLSS的浓度达到膜供应商给的建议值，即TSS大于7g/L时开始排泥。在这38天里，排泥量是进水的0.018倍，这样才能维持SRT在23天。从德阿罗山庄的污水处理厂接种污泥到MBR中，而这种污泥只适合去除有机物。为了使污泥适应有效的脱氮除磷，MBR启动时污染物负荷较低，如进水流量（L/h）和与其相符的过滤流量(LMH)，其初始值分别为80L/h、10(LMH)。在第28天，流量增加至100L/h和12(LMH)。最后，第58天，进水流量增加至150 L H_1 ，相应的过滤流量为16(LMH)。结果，从开始到58天，HRT从18下降到14小时。
从图2可以看出，COD去除率从开始就较高，在整个启动初期，可看到出水的COD平均值为26 ±17 mg COD/L，远低于欧洲法规规定的排放值125mgCOD/L，期间COD的平均去除率为94.2 ±2.4％（见图2B）。在启动初期，N的去除率迅速增加，在第5天的N去除率为60％左右，而到了第20天，N的去除率已超过80％（见图3A ）。从开始启动的这5天里，MBR出水中的总氮含量符合欧洲法规（91/271/CEE）限定的排放值15mg/L。从图3A中可清晰的看出，在前15天因为进水总氮浓度相对较低，出水大部分都达到了排放标准。直到第15天时，氨氮浓度达到12mg NH+4-N/L时，迅速进行硝化作用，然而之后出水氨氮浓度一直保持0.5mg/L以下（图3B）。在启动初期，出水硝酸盐的含量均不超过10mg NO x-N/L。在前15天，关于磷的去除，出水磷浓度高于进水磷浓度。这可能是由于污泥释放磷。污泥来源于规模设施齐全的污水处理厂，通过使氯化铁将磷酸盐沉降下来。MBR系统中的污泥缓慢的释放磷，导致出水浓度高于进水。从第15天，到启动初期的结束，出水磷的浓度符合了欧洲法规（91/271/CEE）的排放限值2mgPO34-P/L。进水磷的浓度在2mg PO34-P/L左右，P的平均去除率约为70％（图4A）。这里需要注意的是P去除率（45％）的提
高发生在同化作用开始时，污泥负荷变高了，从而相对的微生物量也升高了（图4B）。
3.3实验运行期间的脱氮除磷效率
通过感应器可观察各反应器中的MLSS的浓度，也可以控制SRT，发现在第80天MLSS浓度降低了。由于排泥泵出现故障，反应器内MLSS浓度从第80天的7 g TSS/L减少到第92天的3.5gTSS/L（图2A）。在第95天排泥泵的问题解决了，但为了恢复生物量浓度，将排泥流量下调至进水的0.012倍，从而也导致了SRT从23天增加至35天左右。从图2A中可以看出，MLSS浓度缓慢上升，当MBR的MLSS达到8gTSS/L（145天；图2A）时，将排泥量调回原值即进水的1.8%，从而SRT也变成23天左右。
有机物的去除用COD去除率来反映，在整个实验期间，COD的去除率很高，平均去除率92 ± 6％，可知有机负荷为1.5kgCODm3/d。尽管在进水COD浓度波动较大（表1，图2B），出水COD浓度稳定，维持在33 ±20mgCOD/L。出水COD值均远低于欧洲法规（91/271/CEE）所规定的排放限值。尽管进水COD 波动大但出水水质好且波动不大是MBR技术的一个特点。
总的来说，从启动期结束到实验终止，N去除率为80 ± 19％。模拟的MBR 对有机物和氮的去除率都很高，尽管进水水质波动大，但出水水质波动小，均能满足排放标准。整个研究过程中几乎达到了完全硝化，出水浓度可达到0.1mgNHt4/L以下。顺带的分析了缺氧池中的反硝化作用，因为硝酸盐迅速被生物消耗了，所以在缺氧池中没有检测到硝酸盐因为硝酸盐迅速被生物消耗了。出水平均硝酸盐浓度为7.1±3mg/L（图3B），除了第78天出水硝酸盐浓度升高异常之外（图3B），在整个实验期间出水总氮的值均不超过排放限值（15mg/L；91/271/CEE）。这可能与进水氨氮的峰值有关，由于进水中混有不寻常和无法控制的工业污水的排放。
运行至启动阶段结束，出水总磷浓度低欧洲法规（91/271/CEE）的排放限值2mgPO34-P/L。而在系统运行的第45至80天，出水磷的浓度超过了限定值。这个期间的出水浓度在4mgPO34-P/L左右。（图4A）。出水磷浓度升高的这个期间，控制厌氧回流的泵发生了故障，从而导致从缺氧池回流至厌氧池的流量降低了。在第75天，厌氧循环流量恢复之后，P的去除率从42％提高到88％，出水磷的含量1.1mgPO34-P/L均达排放标准。
这表明，在整个处理过程中，厌氧期停留时间不足，会影响磷的去除。可知在厌氧期间影响磷的去除效率是聚磷菌的参与。为了聚磷菌的繁殖需要厌氧和好氧的交替循环。在厌氧阶段，聚磷菌快速消耗短链的挥发性脂肪酸和储存聚β羟基脂肪酸（PHA）用来作为吸磷所需的能量来源。随后，在缺乏有机物的好氧阶段，聚磷菌以聚β羟基脂肪酸能源和碳源而生长，并吸收磷酸盐合成聚磷物。在这种方式下，聚磷菌的竞争优势就超过了非聚磷菌。因此，厌氧停留时间不足会减少可降解基质转换成PHA，导致在好氧阶段吸收磷酸盐能力下降。松尾（1994年）在已经报道了强化生物除磷可通增加厌氧停留时间来实现。其实，在较短的厌氧停留时间内也能达到良好的除磷效果（松尾，1994年），强化生物除磷效果并没有严格要求厌氧停留时间一定要长，这只是提高聚磷菌和其异养菌在厌氧下竞争吸收有机质的能力。
seviour等人（2003年）提到，在实验室模拟和实际全套强化生物除磷系统
操作下，这些都是不可靠的。虽然很少有人知道，强化生物除磷工艺中磷去除率的降低与厌氧阶段中硝酸盐的存在有关，钾和镁离子限制了吸磷所需的大量的负电荷，曝气过量、聚糖菌和聚磷菌的竞争。
从第80天起，出水中磷的浓度满足2mgPO34-P/L的排放限值，P的平均去除率为84 ±6％（图4A）。启动期过后，由于MLSS浓度的升高而引起的污泥负荷的降低，使得同化作用对磷的去除降低。第80天之后，厌氧循环量恢复后，磷吸收的提高了约为15 ±7％（图4B），这表明，尽管进水中磷酸盐浓度较低，厌氧在强化生物除磷中起到的重要作用。
3.4聚磷菌和反硝化聚磷菌的活性
在整个试验运行期间，强化生物除磷试验一直开展中，能够检验好氧聚磷菌和反硝化聚磷菌活性的变化，从而可发现生物除磷的理想活性。（沃什梅斯特等，1997）。表3总结了好氧聚磷菌和反硝化聚磷菌活性的变化趋势。检验结果显示，总体上好氧聚磷菌对磷的吸收能力大于反硝化聚磷菌。而在整个试验期间，磷的释放速率一直在提高，第150天后，磷的释放速率约为5mgP/gVSS.h。此外，观察磷的吸收速率是很重要的，第一天的初始值较低，为3.6 mgP/gVSS.h，150天后，三次检测的均值为13.6 mgP/gVSS.h。在整个MBR实验操作中，反硝化聚磷菌和好氧聚磷菌吸磷速率的比值相对稳定，为0.41 ± 0.03。在缺氧条件下，好氧聚磷菌通过分解硝酸盐来转换能量，而不是利用氧气，产能效率低于好氧的40%，所以通常磷的释放速率也低。好氧聚磷菌和反硝化聚磷菌是否是相同的生物目前还不清楚。现有的知识表明有两种不同聚磷菌存在，如反硝化聚磷菌和非聚磷菌，聚磷菌存在不同的子种群其具有不同的特征，人反硝化能力。在批量测试中（见表3），能看到好氧聚磷菌和反硝化聚磷菌的比值长期保持稳定，结果证明能反硝化聚磷菌能够利用硝酸盐作为电子受体。由于在缺氧条件下，反硝化聚磷菌产能效率低，从而细胞产率降低了20–30%，如果好氧聚磷菌和反硝化聚磷菌是不同种群，反硝化聚磷菌就会被聚磷菌淘汰，而反硝化聚磷菌与聚磷菌的吸磷速率比也会随时间而降低。不过，反硝化聚磷菌同步反硝化和除磷相对单独生物脱氮和除磷所需要的有机物量要少。此外，结果还显示了，以硝酸盐作为电子受体时要降低曝气量和生物量浓度。因此，用反硝化聚磷菌来强化生物脱氮除磷在经济上很有吸引力的。
培养污泥的吸磷能力的提高贯穿整个MBR的运行，反应器的操作条件直接关系到系统获得高的生物除磷的效率。尽管在第65天，磷的吸收速率相对较高，这只能表明了当时的聚磷菌活性提高了，总的来说磷的去除率是很低的（见图4中的第70天）。值个观察结果让我们发现了厌氧循环泵出现了故障，降低了厌氧池的SRT，使得P的去除效率降低。在厌氧池的SRT恢复到经过优化评估的初始值后，P的去除率迅速恢复，这是因为生物对磷吸收能力提高了。
聚磷和释磷的变化(图3)显示了聚磷菌活性提高，实际上是因为开普敦大学装置接种的污泥对去除磷的活性低。张某等人（2009年）发现在运行50天后，采用改良的开普敦（MUCT）配置的MBR，即将缺氧区分为两个单独的池子，以确保循环到厌氧区的混合液中不含硝酸盐，使聚磷菌活性上升到17.3mgP/g.VSS。张某等人（2009年）的研究结果中磷的去除率约达到了80%，平均容积负荷为0.54kgCODm3/L，0.14kgNm3/L，0.012 kgPm3/L。在我们的UCT-MBR装置中，我们获得磷最大的去除率为13.6 mgP/g.VSS，平均P去除效率约为84％±6，直
到最后反应器运行的容积负荷为 1.5kgCODm3/L，0.17kgNm3/L和0.013 kgPm3/L。在聚磷菌和聚糖菌的竞争过程中COD/P的值是一个重要的因素。Oehmen等人解释，当COD/P的值超过20mgCOD/mgP时，更适合聚糖菌的生长。在我们的装置中较低的最大吸磷速率很可能会导致聚磷菌和聚糖菌竞争易生物降解的有机质。
3.5.污染监控
在实验期间仔细监测膜的渗透性能来评估膜是否污染。图5显示实验期间膜通量和渗透率的变化。实验最初，膜具有高的渗透性能（150L/m2.h.bar）。从图5中可以看出，运行几天后，渗透率迅速下降约为80L/m2.h.bar，可能是由于污泥性能变化导致的。
在第20天后连续6天提高反冲洗的流量，使得渗透率从80恢复到120 L/m2.h.bar。经过三次药剂清洗（第70，110和127天）以恢复渗透率。经过上述操作，弄的渗透率可恢复到之前的两倍。（从清洗前的45 L/m2.h.bar恢复到约90 L/m2.h.bar）。渗透率的恢复不完全是因为污泥的过滤性低。过滤能力是最可能产生负面影响，使用的机械搅拌器，破坏了污泥絮体，因为原本接种污泥表现出很高的过滤性能，而MBR系统运行后，污泥的过滤性能在短短几天内急剧下降。这个发现使得在未来的试验中更换了一个具有低磨损特点的搅拌器。
4.结论
研究结果表明，UCT-MBR能有效去除碳，氮和磷，在运行期末对碳氮磷的去除率非别达到96％，89％和88％。优化数据表的使用被证明模拟设定值是很有用的，尽管接种污泥是用来强化对有机物的去除，但是优化数据后污泥同步去除碳氮磷的能力也迅速增长。此外，尽管进水磷浓度相对较低，生物除磷大部分是由聚磷菌吸收磷酸盐，这样提高了恰好在系统运行过程中降低的污泥负荷比和由此产生的典型的膜反应器中高生物浓度的低生物产量。在实验结束前，通过增加三倍的特殊吸磷生物，能够提高磷的去除率。结果表明，膜生物反应器技术相比传统的活性污泥系统，尽管在高负荷下，也能获得与之相当或更高的脱氮除磷率，就悬浮物而言，其出水水质要比传统的活性污泥系统的出水好很多。
污水处理生物脱氮除磷工艺 在城市生活污水处理厂,传统活性污泥工艺能有效去除污水中的BOD5和SS,但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮、磷较多的污水排放到湖泊或海湾等相对封闭的水体,则会产生富营养化导致水体水质恶化或湖泊退化,影响其使用功能。因此,在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时,还应根据需要,考虑污水的脱氮除磷。其中A-A-O(厌氧-缺氧-好氧)为同步生物脱氮除磷工艺的一种。 一、工艺原理及过程 A-A-O生物脱氮除磷工艺是活性污泥工艺,在进行去除BOD、COD、SS的同时可生物脱氮除磷。 在好氧段,硝化细菌将入流污水中的氨氮及由有机氮氨化成的氨氮,通过生物硝化作用,转化成硝酸盐;在缺氧段,反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用,转化成氮气逸入大气中,从而达到脱氮的目的;在厌氧段,聚磷菌释放磷,并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物;而在好氧段,聚磷菌超量吸收磷,并通过剩余污泥的排放,将磷去除。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用,但BOD5的去除实际上以反硝化细菌为主。污水进入曝气池以后,随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段的好氧生物分解,BOD5浓度逐渐降低。在厌氧段,由于聚磷菌释放磷,TP浓度逐渐升高,至缺氧段升至最高。在缺氧段,一般认为聚磷菌既不吸收磷,也不释放磷,TP保持稳定。在好氧段,由于聚磷菌的吸收,TP迅速降低。在厌氧段和缺氧段,NH3-N浓度稳中有降,至好氧段,随着硝化的进行,NH3-N逐渐降低。在缺氧段,由于内回流带入大量NO3-N,NO3-N瞬间升高,但随着反硝化的进行,NO3-N浓度迅速降低。在好氧段,随着硝化的进行,NO3-N浓度逐渐升高。 二、A-A-O脱氮除磷系统的工艺参数及控制 A-A-O生物脱氮除磷的功能是有机物去除、脱氮、除磷三种功能的综合,因而其工艺参数应同时满足各种功能的要求。如能有效地脱氮或除磷,一般也能同时高效地去除BOD5。但除磷和脱氮往往是相互矛盾的,具体体现的某些参数上,使这些参数只能局限在某一狭窄的范围内,这也是A-A-O系统工艺系统控制较复杂的主要原因。 1.F/M和SRT。完全生物硝化,是高效生物脱氮的前提。因而,F/M(污泥负荷)越低,SRT(污泥龄)越高。脱氮效率越高,而生物除磷则要求高F/M低SRT。A-A-O生物脱氮除磷是运行较灵活的一种工艺,可以以脱氮为重点,也可以以除磷为重点,当然也可以二者兼顾。如果既要求一定的脱氮效果,也要求一定的除磷效果,F/M一般应控制在0.1-0.18㎏ BOD5/(kgMLVSS·d),SRT一般应控制在8-15d。
生物脱氮除磷原理及工艺 1 引言 氮和磷是生物的重要营养源，随着化肥、洗涤剂和农药普遍使用，天然水体中氮、磷含量急剧增加，水体中蓝藻、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，使水质恶化，对水生生物和人体健康产生很大的危害。然而, 我国现有的城市污水处理厂主要集中于有机物的去除,污（废）水一级处理只是除去水中的沙砾及悬浮固体；在好氧生物处理中，生活污水经生物 降解，大部分的可溶性含碳有机物被去除。同时产生N NH -3、N NO --3和- 34PO 和-24 SO ，其中25%的氮和19%左右的磷被微生物吸收合成细胞，通过排泥得到去除；二级生物处理则是去除水中的可溶性有机物，能有效地降低污水中的5BOD 和SS , 但对N 、P 等营养物只能去除10%～ 20% , 其结果远不能达到二级排放标准。因此研究开发经济、高效的, 适于现有污水处理厂改造的脱氮除磷工艺显得尤为重要。 2 生物脱氮除磷机理 2.1 生物脱氮机理 污水生物脱氮的基本原理就是在将有机氮转化为氨态氮的基础上，先利用好氧段经硝化作用，由硝化细菌和亚硝化细菌的协同作用，将氨氮通过反硝化作用转化为亚硝态氮、硝 态氮，即，将3NH 转化为N NO --2和N NO --3。在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转 化为氮气，即，将N NO -- 2（经反亚硝化）和N NO --3（经反硝化）还原为氮气，溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。水中含氮物质大量减少，降低出水的潜在危险性，达到从废水中脱氮的目的[1]。 ○ 1硝化——短程硝化：O H HNO O NH 22235.1+→+ 硝化——全程硝化（亚硝化+硝化）：O H HNO O NH 22235.1+???→?+亚硝酸菌 3225.0HNO HNO O ??→?+硝酸菌 ○ 2反硝化——反硝化脱氮：O H H CO N OH CH CH HNO 2222333][222+++→+ 反硝化——厌氧氨氧化脱氮：O H N HNO NH 22232+→+ ][35.122233H O H N HNO NH ++→+
污水处理工艺中如何进行脱氮除磷？ 氮、磷的主要危害：一是受纳水体富营养化；二是影响水源水质，增加给水处理成本；三是对人和生物有一定的毒害。 生物脱氮分为三步： 1、氨化作用，即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中，氨化作用进行得很快，无需采取特殊的措施。 2、硝化作用，即在供氧充足的条件下，水中的氨氮首先在亚硝酸钠的作用下被氧化成亚硝酸盐，然再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。 3、反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但由于反硝化细菌是兼性厌氧菌, 只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。 生物除磷原理 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 可分为三个阶段，,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。 首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并 大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。 脱氮除磷工艺 1、传统A2/O 法即厌氧→缺氧→好氧活性污泥法。污水在流经三个不同功能分区的过程中,在不同微生物菌群作用下,使污水中的有机物、氮和磷得到去除。原污水的碳源物质(BOD)首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种,为除磷创造了条件,然后污水进入缺氧池,反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中, 达到脱氮的目的。 2、氧化沟工艺是一种污水处理工艺形式，因其构造简单、易于维护管理，很快得到广泛应用。主要有Passveer单沟型、Orbal同心圆型、Carrousel循环折流型、D型双沟式和Ｔ型三沟式等。传统Passveer单沟型和Carrousel型氧化沟不具备脱氮除磷功能，但是在Carrousel氧化沟前增设厌氧池，在沟体内通过曝气装置的合理设置形成缺氧区和好氧区，形成改良型氧化沟，便具备生物脱氮除磷功能。 3、SBR 法是间歇式活性污泥法，降解有机物，属循环式活性污泥法范围，主要是好氧活性污泥，回流到反应池前部的污泥吸附区，回流污泥中硝酸盐得以反硝化在充分条件下可大量吸附进水中的有机物达到脱氮除磷的效果。 随着对脱氮除磷机理的深入探究，新工艺的不断出现及其可行性, 为水处理工艺提供了新的理论和思路。但社会的可持续发展给污水脱氮除磷处理提出了越来越高的要求，污水处理已不仅限于满足排放标准,更要考虑污水的资源化和能源化的问题,必须朝着最小的COD 氧化、最低的氮磷排放量、最少的剩余污泥排放等可持续污水处理工艺的方向发展。而生物学及其技术的发展,能使生物脱氮除磷工艺得到更大的发展。
污水处理生物脱氮除磷基本原理 国外从六十年代开始系统地进行了脱氮除磷的物理处理方法研究，结果认为物理法的缺点是耗药量大、污泥多、运行费用高等。因此，城市污水处理厂一般不推荐采用。从七十年代以来，国外开始研究并逐步采用活性污泥法生物脱氮除磷。我国从八十年代开始研究生物脱氮除磷技术，在八十年代后期逐步 实现工业化流程。目前，常用的生物脱氮除磷工艺有A2/O法、SBR法、氧化沟法等。 ?生物脱氮原理 生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制，首先，污水中的含氮有机物转化成氨氮，而后在好氧条件下，由硝化菌左右变成硝酸盐氮，这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下，由反硝化菌作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气逸出，这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应，反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中，影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、PH值以及碳源，生物脱氮系统中，硝化菌增长速度较缓慢，所以，要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行，并且要用充裕的碳源提供能量，才可促使反硝化作用顺利进行。 由此可见，生物脱氮系统中硝化与反硝化反应需要具备如下条件： 硝化阶段：足够的的溶解氧，DO值在2mg/L以上，合适的温度，最好在20℃，不能低于10℃，，足够长的污泥泥龄，合适的PH条件。 反硝化阶段：硝酸盐的存在，缺氧条件DO值在0.2mg/L左右，充足碳源（能源），合适的PH条件。 生物脱氮过程如图5—1所示。 反硝化细菌 +有机物（氨化作用）（硝化作用）（反硝化作用）
?生物除磷原理 磷常以磷酸盐（H 2PO 4 -、HPO 4 2-和H 2 PO 4 3-)、聚磷酸盐和有机磷的形式存在于废水中，生物除 磷就是利用聚磷菌，在厌氧状态释放磷，在好氧状态从外部摄取磷，并将其以聚合形态储藏在体内，形成高磷污泥，排出系统，达到从废水中除磷的效果。 生物除磷主要是通过排出剩余污泥而去除磷的，因此，剩余污泥多少将对除磷效果产生影响，一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高的除磷效果。有报道称，当泥龄为30d时，除磷率为40%，泥龄为17d时，除磷率为50%，而当泥龄降至5d时，除磷率达到87%。 大量的试验观测资料已经完全证实，再说横无除磷工艺中，经过厌氧释放磷酸盐的活性污泥，在好氧状态下有很强的吸磷能力，也就是说，磷的厌氧释放是好氧吸磷和除磷的前提，但并非所有磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷，磷的厌氧释放可以分为两部分：有效释放和无效释放，有效释放是指磷被释放的同时，有机物被吸收到细胞内，并在细胞内储存，即磷的释放是有机物吸收转化这一耗能过程的偶联过程。无效释放则不伴随有机物的吸收和储存，内源损耗，PH变化，毒物作用引起的磷的释放均属无效释放。 在除磷系统的厌氧区中，含聚磷菌的会留污泥与污水混合后，在初始阶段出现磷的有效释放，随着时间的延长，污水中的易降解有机物被耗完以后，虽然吸收和储存有机物的过程基本上已经停止，但微生物为了维持基础生命活动，仍将不断分解聚磷，并把分解产物（磷）释放出来，虽然此时释磷总量不断提高，但单位释磷量所产生吸磷能力随无效释放量的加大而降低。一般来说，污水污泥混合液经过2小时厌氧后，磷的释放已经甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，每厌氧释放1mgP，在好氧条件下可吸收2.0~2.24mgP，厌氧时间加长，无效释放逐渐增加，平均厌氧释放1mgP，所产生的好氧吸磷能力降至1mgP以下，甚至达到0.5mgP。因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好，同时在运行管理中要尽量避免PH的冲击，否则除磷能
污水处理生物除磷工艺 （一）缺氧好氧活性污泥法(A/O工艺） 当以除磷为主时，可采用无内循环的厌氧/好氧工艺，基本工艺流程如下图所示。 厌氧/好氧工艺流程 1. 设计参数 A/O工艺生物除磷设计参数见下表 A/O工艺生物除磷设计参数 2. 工艺计算 缺氧好氧活性污泥法生物除磷的工艺计算包括厌氧池（区）容积、好氧池（区）容积。具体计算公式见下表。
A/O工艺生物除磷容积基计算公式 （二）弗斯特利普( Phostrip) 除磷工艺 Phostrip工艺是由Levin在1965年首先提出的，该工艺是在回流污泥的分流 管线上增设一个脱磷池和化学沉淀池而构成的，其工艺流程见下图。
该工艺将在常规的好氧活性污泥法工艺中增设厌氧释磷池和化学沉淀池。工艺流程为：部分回流污泥（约为进水量的10%~20% )通过旁流进入厌氧池，在厌氧池中的停留时间为8~ 12h, 使磷由固相中释放，并转移到水中；脱磷后的污泥问流到好氧池中继续吸磷，厌氧池上清液含有高浓度磷（可高达100mg/L 以上），将此上清液排入石灰混凝沉淀池进行化学处理生成磷酸钙沉淀，该含磷污泥可作为农业肥料，而混凝沉淀池出水应流入初沉池再进行处理。Phostrip工艺不仅通过高磷剩余污泥除磷，而且还通过化学沉淀除磷。该工艺具有生物除磷和化学除磷双重作用，所以Phostrip工艺具有高效脱氮除磷功能。 Phostrip工艺比较适合于对现有工艺的改造，只需在污泥回流管线上增设少量小规模的处理单元即可，且在改造过程中不必中断处理系统的正常运行。总之，Phostrip工艺受外界条件影响小，工艺操作灵活，脱氮除磷效果好且稳定。但该工艺存在流程复杂、运行管理麻烦、处理成本较高等缺点。 四、厌氧／缺氧／好氧活性污泥法脱氮除磷工艺 需要同时脱氮除磷时，可采用厌氧／缺氧／好氧(A2/O)工艺，基本工艺流程如下图。 A2/O工艺脱氮除磷流程 （一）一般规定 进入系统的污水应符合下列要求： (1) 脱氮时，污水中的五日生化需氧量(BOD5 )与总凯氏氮(TKN)之比宜大于4 ; (2) 除磷时，污水中的BOD5与总磷( TP)之比宜大于17 ; (3) 同时脱氮、除磷时，宜同时满足前两款的要求； (4) 好氧池（区）剩余碱度宜大于70mg/L( 以碳酸钙CaC03计）；
污水生物脱氮除磷改良技术 随着科技的发展，节能降耗的改良的脱氮除磷技术在国内外迅速发展。文章阐述了污水生物脱氮除磷的改良的技术，介绍了UCT技术、同步硝化反硝化、短程硝化反硝化、SBR改良工艺及CASS工艺等脱氮除磷技术，这些工艺运行灵活、费用低，解决因碳源不足、含NO2-或NO3-污泥回流等问题而影响脱氮除磷效果的新型技术，是今后污水脱氮除磷发展的方向。 标签：生物脱氮除磷；同步硝化反硝化；短程硝化反硝化；改良 Abstract：With the development of science and technology，the improved nitrogen and phosphorus removal technology of saving energy and reducing consumption is developing rapidly at home and abroad. In this paper，the improved technologies of biological nitrogen and phosphorus removal from wastewater are introduced，such as UCT technology，simultaneous nitrification and denitrification，short-cut nitrification and denitrification，improved SBR process and CASS process. These processes are flexible in operation and low in cost，able to solve problems such as insufficient carbon source and NO2- or NO3- sludge backflow，which impact the effect of nitrogen and phosphorus removal，therefore it is the development direction of wastewater nitrogen and phosphorus removal in the future. Keywords：biological nitrogen and phosphorus removal；simultaneous nitrification and denitrification；Short-cut nitrification and denitrification；improvement 近年来我国水环境遭受了不同程度的污染，其中水体富营养化现象最为严重。造成水体富营养化的主要原因是氮、磷元素的超标排放，氮、磷元素主要来自未经处理或处理不完全的工业废水、城市生活污水、有机垃圾和家畜家禽粪便以及农施化肥。氮、磷是水中生物的重要营养元素，但超过生物所需时，就会使水体中的藻类及浮游生物过量繁殖，大量消耗水体中溶解氧（DO），使水体中鱼类及其他水生生物因缺氧而大量死亡，生物多样性降低，水的透明度下降，水质恶化[1]。与化学法和物理化学法相比，具有脱氮除磷功能的生物污水处理工艺因对有机物、氮和磷均有较高的去除效率、其运行费用低、污泥沉降性能良好等优点而广泛受到污水处理工程界的重视和青睐，特别是20世纪90年代以来，生物脱氮、除磷技术有了重大的发展。在传统生物脱氮除磷工艺，如A/O工艺、A2/O工艺、氧化沟工艺的基础上，间歇曝气、节省能耗的改良的脱氮除磷技术在国内外迅速发展。 1 UCT工艺（MUCT工艺） UCT工艺是A2/O工艺的一种改造，是南非开普敦大学研究提出的脱氮除磷工艺，为了防止二沉池中的NO2-或NO3-进入厌氧池，破坏厌氧池的厌氧状态而影响系统的除磷效率，该工艺将二沉池污泥回流到缺氧区而不是回流到厌氧池，
生物脱氮原理 （碳源） （碳源）图1 硝化和反硝化过程 图2 A2/O工艺流程
水体中氮的存在形态 生物脱氮原理 1、氨化作用 在好氧或厌氧条件下，有机氮化合物在氨化细菌的作用下，分解产生氨氮的过程，常称为氨化作用。 有机氮 氨氮 2、硝化作用 以A 2/O 工艺为例，硝化作用主要发生在好氧反应器中，污水中的氨氮NH 4+-N 在亚硝酸 细菌的作用下转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮NO 2--N 在硝酸细菌的作用下进一步转化为硝酸氮NO 3 --N 。（见图 1左边） 亚硝酸细菌和硝酸细菌统称为硝化细菌，属于好氧自养型微生物，不需要有机物作为营养物质。 3、反硝化作用 反硝化作用主要发生在缺氧反应器中，好氧反应器中生成的硝酸氮NO 3--N 和亚硝酸氮NO 2--N 通过内循环回流到缺氧池中，在有一定碳源的条件下，由反硝化细菌先将硝酸氮NO 3--N 转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮再进一步转化为氮气N 2，水体中的氮从化合物转化为氮气进入到空气中，才能最终将污水中TN 降低。（见图1右边） 反硝化细菌是异养兼性缺氧型微生物，其反应需要在缺氧环境中才能进行。 氨化菌
生物除磷原理 磷在自然界以2 种状态存在：可溶态（正磷酸盐PO43-）或颗粒态（多聚磷酸盐）。 所谓除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷，达到磷水分离。 厌氧释磷 污水在生物处理中，在厌氧条件下，聚磷菌的生长受到抑制，为了自身的生长便释放出其细胞中的聚磷酸盐，同时产生自身生长所需的所需的能量，称该过程为磷的释放。 好氧吸磷 进入好氧环境后，聚磷菌活力得到充分恢复，在充分利用基质的同时，从废水中摄取大量溶解态的正磷酸盐，从而完成聚磷的过程。 富含磷的污泥通过剩余污泥外排的方式最终使磷得到去除。
城镇污水处理厂工艺设计（生物脱氮除磷工艺）水污染课程设 计
精品好文档，推荐学习交流 目录 1．设计任务书 (3) 2.设计说明书 (4) 2.1 工程概况 (4) 2.2污水处理厂设计规模及污水水质 (5) 2.2.1 设计规模 (5) 2.2.2 污水水质及污水处理程度 (5) 2.3 污水处理厂工艺设计 (5) 2.3.1污水处理工艺设计要求 (5) 2.3.2污水处理工艺选择 (6) 2.3.3污泥处理工艺选择 (10) 2.4 污水处理厂工程设计 (12) 2.4.1污水处理厂总平面设计 (12) 2.4.2污水处理厂总高程设计 (15) 2.5 各主要构筑物及设备说明 (16) 2.5.1粗格栅间 (16) 2.5.2水提升泵房 (17) 2.5.3细格栅间 (18) 2.5.4曝气沉砂池 (18) 2.5.5氧化沟 (19) 2.5.6二沉池 (19) 2.5.7 接触池 (19) 2.5.8加氯间 (20) 2.5.9污泥回流泵房 (21) 2.5.10污泥浓缩池 (21) 2.5.11污泥脱水间 (21) 2.5.12其他建筑物 (22) 3.设计计算书 (22) 3.1 设计依据 (22) 3.2设计流量 (23) 3.3格栅设计 (23) 3.3.1设计参数 (23) 3.3.2设计计算 (23) 3.4曝气沉砂池 (28) 3.4.1设计参数 (28) 3.4.2设计计算 (28) 3.5氧化沟 (30)
精品好文档，推荐学习交流 3.5.1设计参数 (30) 3.5.2设计计算 (30) 3.6辐流式二沉池 (36) 3.6.1设计参数 (36) 3.6.2 设计计算 (36) 3.7消毒池 (38) 3.7.1设计参数 (38) 3.7.2 设计计算 (38) 3.8液氯投配系统 (39) 3.8.1设计参数 (39) 3.8.2设计计算 (39) 3.9计量堰 (39) 3.10泥回流泵房 (40) 3.11浓缩池 (40) 3.12泥脱水间 (41) 4.污水厂成本概算 (41) 4.1 水厂工程造价 (41) 4.1.1 计算依据 (41) 4.1.2 单项构筑物工程造价计算 (41) 4.2 污水处理成本计算 (43) 参考文献 (44)
生物脱氮除磷工艺 第一节 概述 一、营养元素的危害 氮素物质对水体环境和人类都具有很大的危害，主要表现在以下几个方面： 氨氮会消耗水体中的溶解氧； 氨氮会与氯反应生成氯胺或氮气，增加氯的用量； 含氮化合物对人和其它生物有毒害作用：① 氨氮对鱼类有毒害作用；② NO 3- 和NO 2-可被转化为亚硝胺——一种“三致”物质；③ 水中NO 3-高，可导致婴儿患变性血色蛋白症——“Bluebaby ”； 加速水体的“富营养化”过程；所谓“富营养化”就是指水中的藻类大量繁殖而引起水质恶化，其主要因子是N 和P （尤其是P ）；解决的办法主要就是要严格控制污染源，降低排入水环境的废水中的N 、P 含量；对于城市废水来说，利用传统的活性污泥法进行处理，对N 的去除率一般只有40%左右，对磷的去除率一般只有20~30%。 二、脱氮的物化法 1、氨氮的吹脱法： -++?+OH NH O H NH 423 2 2每 3 采用斜发沸石作为除氨的离子交换体。 出水 折点加氯法脱氯工艺流程
1、铝盐除磷 4343AlPO PO Al →++ + 一般用Al 2(SO 4)3，聚氯化铝（PAC ）和铝酸钠（NaAlO 2） 2、铁盐除磷：FePO 4 Fe(OH)3 一般用FeCl 2、FeSO 4 或 FeCl 3 Fe 2(SO 4)3 3、石灰混凝除磷 O H PO OH Ca HPO OH Ca 23452423))((345+→++--+ 向含磷的废水中投加石灰，由于形成OH -，污水的pH 值上升，磷与Ca 2+反应，生成羟磷灰石。 第二节 生物脱氮工艺与技术 一、活性污泥法脱氮传统工艺 1、Barth 提出的三级活性污泥法流程： 第一级曝气池的功能：① 碳化——去除BOD 5、COD ；② 氨化——使有机氮转化为氨氮； 第二级是硝化曝气池，投碱以维持pH 值； 第三级为反硝化反应器，可投加甲醇作为外加碳源或引入原废水。 该工艺流程的优点是氨化、硝化、反硝化分别在各自的反应器中进行，反应速率较快且较彻底；但七缺点是处理设备多，造价高，运行管理较为复杂。 2、两级活性污泥法脱氮工艺 与前一工艺相比，该工艺是将其中的前两级曝气池合并成一个曝气池，使废水在其中同时实现碳化、氨化和硝化反应，因此只是在形式上减少了一个曝气池，并无本质上的改变。 二、缺氧——好氧活性污泥法脱氮系统（A —O 工艺）
污水生物脱氮除磷基本原理及工艺发展现状 摘要：目前，污水处理技术已经逐渐从单一去除有机物为目的的阶段，进入到既要去除有机物又要脱氮除磷的深度处理阶段，脱氮除磷己成为当今污水处理领域的研究热点之一。 Abstract: at present, sewage treatment technology has gradually from a single removal organic phase for the purpose of, get into both the removing of organic matter and denitrification and the depth of the phosphorus processing stage, denitrification and phosphorus has become the sewage treatment of research in the field of one of the hotspots. 因氮、磷过量排放所引起的水体富营养化是目前最为关注的环境问题之一。当水体中总磷浓度高于0.02mg/L或总氮浓度高于0.2mg/L时则被视为富营养化水体，它的表征之一即为藻类过度增长。研究表明，每向水体中排放1g磷会引发950g(干重)藻类的生长[1]。控制水体富营养化，防止水体被污染的最根本途径就是对污染源进行治理，控制污染物的排放量。去除氮、磷以控制水体富营养化已成为各国的主要研究方向。 1.污水生物脱氮除磷基本原理 1.1生物脱氮基本原理 废水生物脱氮是在硝化菌和反硝化菌参与的反应过程中，将氨氮最终转化为氮气而将其从废水中去除的。硝化和反硝化反应过程中所参与的微生物种类不同、转化的基质不同、所需要的反应条件也各不相同。 1.2传统生物除磷基本原理 到目前为止，国际普遍认可和接受的生物除磷理论是“聚合磷酸盐(Poly-p)累积微生物”——聚磷菌PAO的摄/释磷原理。在聚磷菌新陈代谢过程中，三种贮存的化合物聚磷酸盐、糖元以及聚β羟基丁酸（PHB）起非常重要的作用。其中PHB属于PHV范畴。生物除磷过程通常包括厌氧释磷和好氧吸磷两个过程。 2 污水生物脱氮除磷工艺现状 2.1传统脱氮除磷技术 2.1.1 A2/O工艺 图1为厌氧/缺氧/好氧(A2/O)生物脱氮除磷工艺流程图。该工艺在是能够同步脱氮除磷的污水处理工艺。其特点是工艺简单，能够同步脱氮除磷，总停留时间短，污泥不易膨胀，不需投药，运行费用低。该工艺也存在一些问题。在达到一定效果后，A2/O工艺除磷量难于进一步提高，尤其是当进水P/BOD值高时
污水处理中的脱氮除磷工艺 摘要：在陈述城市污水生物脱氮除磷机理的基础下，简单分析生物脱氮除磷的处理工艺。 关键词：脱氮除磷；机理；工艺 1 前言 城市污水中的氮、磷主要来自生活污水和部分工业废水。氮、磷的主要危害:一是使受纳水体富营养化;二是影响水源水质, 增加给水处理成本;三是对人和生物产生毒害。上述 危害严重制约了城市水环境正常功能的发挥, 并使城市缺水状况加剧，而且随着人民生 活水体的提高和环境的恶化，对水质的要求也越来越高。为了达到较好的脱氮除磷效果，环境工作者对一些传统工艺进行了改进或设计出新工艺，本文简单介绍一些脱氮除磷工艺。 2 生物脱氮原理【1】 一般来说, 生物脱氮过程可分为三步: 第一步是氨化作用, 即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中, 氨化作用进行得很快, 无需采取特殊的措施。第二步是硝化作用, 即在供氧充足的条件下, 水中的氨氮首先在亚硝酸菌的作用下被氧化成亚硝酸盐, 然后再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。第三步是反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但由于反硝化细菌是兼性厌氧菌, 只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。反应方程式如下: ( 1) 硝化反应: 硝化反应总反应式为: ( 2) 反硝化反应:
另外, 由荷兰Delft 大学Kluyver 生物技术实验室试验确认了一种新途径, 称为厌氧氨( 氮) 氧化。即在厌氧条件下,以亚硝酸盐作为电子受体,由自养菌直接将氨转化为氮, 因而不必额外投加有机底物。反应式为:NH4+NO2→N2+2H2O 3 生物除磷原理【1】 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 生物除磷过程可分为3 个阶段,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。反应方程式如下: ( 1) 聚磷菌摄取磷: ADP+H3PO4+能量→ATP+H2O ( 2) 聚磷菌的放磷: ATP+H2O→ADP+H3PO4+能量 4.脱氮除磷工艺 4.1 AB法【2】 AB法污水处理工艺是一种新型两段生物处理工艺，是吸附生物降解法的简称。该工艺将高负荷法和两段活性污泥法充分结合起来，不设初沉池，A、B两段严格分开，形成各自的特征菌群，这样既充分利用了上述两种工艺的优点，同时也克服了两者的缺点。所以
5,生物脱氮除磷工艺中的矛盾 (1)泥龄问题 作为硝化过程的主休,硝化菌通常都属于自养型专性好氧菌.这类微生物的一个突出特点是繁殖速度慢,世 代时间较长.在冬季,硝化菌繁殖所需世代时间可长达30d以上;即使在夏季,在泥龄小于5d的活性污泥中硝 化作用也十分微弱.聚磷菌多为短世代微生物,为探讨泥龄对生物除磷工艺的影响,Rensink等(1985年)[23]用表2归纳了以往的研究成果,并指出降低泥龄将会提高系统的除磷效率. 泥龄与除磷率关系表2 泥龄/d 30 17 5.3 4.6 磷去除率/% 40 50 87.5 91 由表2可见聚磷微生物所需要泥龄很短.泥龄在3.0d左右时,系统仍能维持较好的除磷效率.此外,生物除磷 的唯一渠道是排除剩余污泥.为了保证系统的除磷效果就不得不维持较高的污泥排放量,系统的泥龄也不得 不相应的降低.显然硝化菌和聚磷菌在泥龄上存在着矛盾.若泥龄太高,不利于磷的去除;泥龄太低,硝化菌 无法存活,且泥量过大也会影响后续污泥处理.针对此矛盾,在污水处理工艺系统设计及运行中,一般所采用 的措施是把系统的泥龄控制在一个较窄范围内,兼顾脱氮与除磷的需要.这种调和,在实践中被证明是可行 的. 为了能够充分发挥脱氮与降磷两类微生物的各自优势,可采取的其它对策大致上有两类. 第一类是设立中间沉淀池,搞两套污泥回流系统使不同泥龄的微生物居于前后两级(见图4),第一级泥龄很短,主要功能是除磷;第二级泥龄较长,主要功能是脱氮.该系统的优点是成功地把两类泥龄不同的微生物分开.但是,这类工艺也是存在局限性.第一,两套污泥回流系统,再加上中间沉淀池和内循环,使该类工艺流程 长且比较复杂.第二,该类工艺把原来常规A2/O(见图5)工艺中同步进行的吸磷和硝化过程分离开来,而各 自所需的反应时间又无法减少,因而导致工艺总的停留时间变长.第三,该工艺的第二级容易发生碳源不足 的情况,致使脱氮效率大受影响.此外,由于吸磷和硝化都需要好氧条件,工艺所需的曝气量也可能有所增加. 第二类方法是在A2/O工艺好氧区的适当位置投放填料.由于硝化菌可栖息于填料表面不参与污泥回流,故 能解决脱氮除磷工艺的泥龄矛盾.这种作法的优点是既达到了分离不同泥龄微生物的目的,又维持了常规 A2/O工艺的简捷特点.但是该工艺也必须解决好以下几个问题:①投放填料后必须给悬浮性活性污泥以优先 的和充分的增殖机会,防止生物膜越来越多而MLSS越来越少的情况发生;②要保证足够的搅拌强度,防止因 填料截留作用致使污泥在填料表面间大量结团;③填料投放量必须适中,投放量太少难以发挥作用,太多则难免出现对污泥的截留.此外,填料的类型和布置方式都应作慎重考虑.
脱氮除磷工艺汇总 MBR工艺脱氮除磷 MBR是一种结合膜分离和微生物降解技术的高效污水处理工艺。在反应器内，一方面，膜组件将泥水高效分离，促使出水水质改善；另一方面，污泥停留时间（SRT）与水力停留时（HRT）在反应器内相互独立，可提高污泥浓度；此外，反应器内较长的SRT可使增殖缓慢的某些特殊菌（如自养硝化菌等）在活性污泥中出现，而膜组件又能将这些菌持留，从而使MBR处理效果得以改善。 MBR工艺具有一定局限性，对于生活污水，其仅依靠MBR本身其脱氮除磷能力只能达到40%至60%左右的去除率；对于工业废水，其对难降解有机物的去除率并没有得到太大改善。所以MBR工艺一般和SBR系列/AAO等工艺组合使用。五种常见组合工艺： SBR-MBR工艺 A2O-MBR工艺 3A-MBR工艺 A2O/A-MBR工艺 A(2A)O-MBR工艺 SBR-MBR工艺： 将SBR与MBR相结合形成的SBR-MBR工艺，除了具有一般MBR的优点外，对于膜组件本身和SBR工艺两种程序运行都互有帮助。由于膜组件的截留过滤作用，反应中的微生物能最大限度地增长，利于世代时间较长的硝化及亚硝化细菌的生长繁殖，因此，污泥的生物活性高，吸附和降解有机物的能力较强，同时也具有较好的硝化能力。此外，SBR式的工作方式为除磷菌的生长创造了条件，同时也满足了脱氮的需要，使得单一反应器内实现同时高效去除氮磷及有机物成为可能。与传统SBR系统相比，SBR-MBR在反应阶段利用膜分离排水，可以减少传统SBR的循环时间；同时，序批式的运行方式可以延缓膜污染。
A2O-MBR工艺： 由A2O工艺与MBR膜分离技术结合而成的具有同步脱氮除磷功能的A2O-MBR工艺，可进一步拓展MBR的应用范畴。在该工艺中设置有两段回流，一段是膜池的混合液回流至缺氧池实现反硝化脱氮，另一段是缺氧池的混合液回流至厌氧池，实现厌氧释磷。A2O-MBR工艺中高浓度的MLSS、独立控制的水力停留时间和污泥停留时间、回流比及污泥负荷率等都会产生与传统A2O工艺不同的影响，具有较好的脱氮除磷效率。 3A-MBR工艺： 3A-MBR是依据生物脱氮除磷机理，结合膜生物反应器技术特点而形成的具有高效脱氮除磷性能的新型污水处理工艺。其基本原理是，膜生物反应器内的高浓度硝化液和高浓度活性污泥经过回流系统形成良好的缺氧、厌氧条件，实现系统的高效脱氮除磷。该工艺的内部流程依次是第一缺氧池、厌氧池、第二缺氧池、好氧池和膜池，膜池混合液分别回流至第一缺氧池和第二缺氧池。第一缺氧池利用进水碳源和回流硝化液进行快速反硝化，接着混合液进入厌氧池进行厌氧释磷，减少了硝酸盐对释磷的影响，第二缺氧池再利用污水中剩余的碳源和回流的硝化液进一步反硝化脱氮，好氧池内同步发生有机物降解、好氧释磷和好氧硝化等多种反应，彻底去除污水中的污染物，混合液再a经膜过滤出水，实现了对污水中有机物和氮磷的去除。3A-MBR工艺合理地组合了有机物降解和脱氮除磷等各处理单元，协调了各种生物降解功能的发挥，达到了同步去除各污染指标的目的，具有较高的推广应用价值。 A2O/A-MBR工艺： A2O/A-MBR工艺是一种强化内源反硝化的新型工艺，该工艺利用MBR内高浓度活性污泥和生物多样性来强化脱氮除磷效果，工艺流程依次为厌氧、缺氧、好氧、缺氧和膜池。该工艺在普通A2O工艺后再设一级缺氧池，在利用进水快速碳源完成生物除磷和脱氮后，再利用第二缺氧池进行内源反硝化，进一步去除TN，之后，再利用膜池的好氧曝气作用保障出水。A2O/A-MBR工艺是针对进水碳源不足，而同时又有较高脱氮要求的污水处理项目所开发，也是强化脱氮的MBR脱氮处磷
龙源期刊网 https://www.doczj.com/doc/e811438597.html, 污水处理厂Ａ－Ａ－Ｏ生物脱氮除磷工艺简介 作者：孟永进 来源：《硅谷》2009年第15期 中图分类号:X7文献标识码:A文章编号:1671-7597(2009)0810007-01 在城市生活污水处理厂,传统活性污泥工艺能有效去除污水中的BOD5和SS,但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮、磷较多的污水排放到湖泊或海湾等相对封闭的水体,则会产 生富营养化导致水体水质恶化或湖泊退化,影响其使用功能。因此,在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时,还应根据需要,考虑污水的脱氮除磷。其中A-A-O(厌氧-缺氧-好氧)为同步生物脱氮除磷工艺的一种。 一、工艺原理及过程 A-A-O生物脱氮除磷工艺是活性污泥工艺,在进行去除BOD、COD、SS的同时可生物脱氮除磷,其工艺流程如图1所示。 在好氧段,硝化细菌将入流污水中的氨氮及由有机氮氨化成的氨氮,通过生物硝化作用,转化成硝酸盐;在缺氧段,反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用,转化成氮气逸入大气中,从而达到脱氮的目的;在厌氧段,聚磷菌释放磷,并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物;而在好氧段,聚磷菌超量吸收磷,并通过剩余污泥的排放,将磷去除。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用,但BOD5的去除实际上以反硝化细菌为主。污水进入曝气池以后,随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段的好氧生物分解,BOD5浓度逐渐降低。在厌氧段,由于聚磷菌释放磷,TP浓度逐渐升高,至缺氧段升至最高。在缺氧段,一般认为聚磷菌既不吸收磷,也不释放磷,TP 保持稳定。在好氧段,由于聚磷菌的吸收,TP迅速降低。在厌氧段和缺氧段,NH3-N浓度稳中有
生物脱氮除磷原理及工艺 摘 要:阐述了生物除磷和反硝化脱氮的机理,针对常规生物脱氮除磷技术和工艺中存在的问题，研究开发出从不同类型污水中去除氮和磷的SBR 工艺、CAST 工艺、MSBR 工艺、O A /2 工艺和立体循环一体化氧化沟等。这些技术和工艺发挥了不同微生物菌群的优势，使其分别处于各自最佳状态，可提高处理效率、简化操作、降低处理费用。 关键词: 脱氮除磷；SBR 工艺；CAST 工艺；MSBR 工艺；O A /2；立体循环一体化氧化沟 1 引言 氮和磷是生物的重要营养源，随着化肥、洗涤剂和农药普遍使用，天然水体中氮、磷含量急剧增加，水体中蓝藻、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，使水质恶化，对水生生物和人体健康产生很大的危害。然而, 我国现有的城市污水处理厂主要集中于有机物的去除,污（废）水一级处理只是除去水中的沙砾及悬浮固体；在好氧生物处理中，生活污水经生物 降解，大部分的可溶性含碳有机物被去除。同时产生N NH -3、N NO --3和-34PO 和- 24SO ，其中25%的氮和19%左右的磷被微生物吸收合成细胞，通过排泥得到去除；二级生物处理则是去除水中的可溶性有机物，能有效地降低污水中的5BOD 和SS , 但对N 、P 等营养物只能去除10%～ 20% , 其结果远不能达到二级排放标准。因此研究开发经济、高效的, 适于现有污水处理厂改造的脱氮除磷工艺显得尤为重要。 2 生物脱氮除磷机理 2.1 生物脱氮机理 污水生物脱氮的基本原理就是在将有机氮转化为氨态氮的基础上，先利用好氧段经硝化作用，由硝化细菌和亚硝化细菌的协同作用，将氨氮通过反硝化作用转化为亚硝态氮、硝 态氮，即，将3NH 转化为N NO --2和N NO --3。在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转 化为氮气，即，将N NO -- 2（经反亚硝化）和N NO --3（经反硝化）还原为氮气，溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。水中含氮物质大量减少，降低出水的潜在危险性，达到从废水中脱氮的目的[1]。 ○ 1硝化——短程硝化：O H HNO O NH 22235.1+→+
李俊生,活性砂过滤器在城镇污水厂节能减排中的应用.中国给水排水,2010,26（1）：57~59 李俊生采用活性砂过滤器应用于某市污水厂二沉池出水，结果表明，该设备对SS和TP去除效果较好，平均去除率能高达80%以上，但对氨氮去除作用有限，建议当原出水厂出水氨氮浓度大大超过一级A标准时，需采用其他强化脱氮工艺进行处理。 尉凤珍,李新凯,訾金伟.连续流砂反硝化过滤器在污水深度处理中的应用.中国给水排水，2011,27（5）：86~88 尉凤珍等人于2009年5月~7月在某污水处理厂进行了连续流砂反硝化过滤器的深度处理中试试验，试验期间污水处理厂二沉池出水TN水平在9.68~19.8mg/l之间，为使TN<10mg/l，在试验中添加了乙酸和乙酸钠作为碳源，结果表明，连续流砂反硝化器对TN去除较高，达到预期要求。其中，设备运行参数如下： 处理水量：4~10m3/h 滤速；5.7~14.3m/h 进入提砂泵的空压：0.4~0.5MPa 清洗水流量：总进水量1%~3% 滤料直径：1.2~2.0mm 石英砂 滤料装填量：2.5t 李微，梁建勋，裴剑等.气提式连续砂滤池生物预处理试验研究，给水排水，2011，37（11）：42~45 李微等人采用了上海帕克环保公司提供的AS-500-40标准规格的气提式连续砂滤池进行了中试研究，试验进水为东江南支流，最大氨氮浓度达 5.97mg/l,设备的设计参数主要如下： 砂床截面积:5ｍ２； 砂层厚度:2.5m、3.2m；石英砂粒径1.2~2mm； 气提量:0.04m３/（m３d）； 气水比:0.2～0.3；
床层阻力:0.3～0.5m； 滤速:10～12m/h； 空床接触时间:12.5~21min。 试验过程中，原水氨氮基本在4mg/l以下，去除率较高，一是由于温度较高，二是中试进行一段时间后，试验将气提式连续砂滤池有效砂床高度从2.5m加高至3.2m，增加了硝化微生物量，另外试验中及时调整了气水比、气提量等工艺参数，这些都使得气提式连续砂滤池出水保持了相对理想的氨氮去除效果，平均去除率为70%,即进水氨氮≤3mg/l时，经过气提式连续砂滤池处理，出水氨氮平均在0.5mg/l以下。 王阿华，城镇污水处理厂提标改造技术路线探讨.水工业市场.2010,9:8~11 对于悬浮物浓度不是很高的原水，应根据实际进水水质情况，适当提高初沉池表面负荷，缩短停留时间，通常为0.5~1.0h为宜；采用运行优化技术后，原有生物池处理能力仍无法满足尾水排放标准，且新增池容困难时，可在生物池中投加填料；曝气设备能力允许时，可通过提高溶解氧浓度，提高溶解氧对生物絮体的穿透力，维持较高的硝化速率；冬季低温时，宜在秋季提前提高整个污水处理系统的活性污泥总量，增加实际运行泥龄，累积硝化菌和反硝化菌总量。 陈晓安，桂丽娟.成熟污水处理厂提标改造工程实例.工业用水与废水，2011,42（2）：82~83 本工程采取了气水冲洗石英砂滤料滤池对原污水处理厂进行提标改造，其中生物强化处理措施包括了增加曝气量和内回流量核算两部分，控制好氧区DO浓度在2mg/l以上，缺氧区控制在0.2~0.5mg/l，厌氧区控制在0.2mg/l以内；污水处理厂N的去除主要在二级处理中实现，设计进水TN质量浓度未35mg/l，设计出水TN质量浓度为15mg/l/,去除率为57%，生物池内回流比为130%。 陈立，李成江，郭兴方等.城镇污水处理厂提标改造的几点思考.水处理技术，2011,11（9）：120~122 外投碳源时，相对来说乙酸钠适应性强，效果优，而甲醇适应期长，价格优，二者作为外加碳源较为合适；外加碳源可优先考虑小分子有机酸、醇类和糖类的工业废水如酒业废水、制药废水等，不足部分再辅以乙酸盐、甲醇、乙醇等商业碳源。