温度对生物除磷颗粒污泥形成的影响

中国环境科学 2018,38(4)：1391~1396 China Environmental Science 高温热水解对高含固污泥中磷的形态转化影响周思琦,戴晓虎,戴翎翎,彭信子,刘志刚*(同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海 200092)摘要：通过正交实验、单因素温度影响实验,利用SMT磷分级提取法研究了高温热水解后高含固污泥中磷的形态转化.结果表明, 120℃~160℃的高温热水解可以将高含固污泥中14.80%以上的有机磷转化为无机磷,影响因素对无机磷/总磷的影响大小顺序为:热水解温度>热水解时间>氧化剂含量>pH值,随着温度的升高,高含固污泥中无机磷/总磷也从79.13%增加至95.87%;当热水解温度为160℃、时间为40min时,高含固污泥中无机磷含量由原泥的18.30mg/g增至20.49mg/g,无机磷/总磷由80.83%增至96.97%.结果为实现污泥中磷的回收利用奠定基础,同时为“高温热水解+高含固厌氧消化”工艺的优化提供新思路.关键词：高温热水解；磷形态；高含固污泥；无机磷；总磷中图分类号：X705 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2018)04-1391-06Effects of high temperature thermal hydrolysis process on changes of phosphorus forms in high-solid sewage sludge. ZHOU Si-qi, DAI Xiao-hu, DAI Ling-ling, PENG Xing-zi, LIU Zhi-gang*(State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse, College of Environmental Science and Engineering, Tongji University, Shanghai 200092, China). China Environmental Science, 2018,38(4)：1391~1396Abstract：Orthogonal experiment, single factor experiment (i.e. temperature), and standards, measurements, and testing (SMT) were used to explore changes of phosphorus forms in high-solid sewage sludge after high temperature thermal hydrolysis process (HTTHP). The experimental results showed that more than 14.80% of organic phosphorus (OP) was transformed into inorganic phosphorus (IP) in high-solid sewage sludge by the HTTHP at 120~160, and the order of℃℃influencing factors on IP/total phosphorus (TP) was as follows: temperature of HTTHP > time of HTTHP > oxidant content > pH. With the increase of temperature, IP/TP in high-solid sewage sludge increased from 79.13% to 95.87%. Further study indicated that under 160 and 40min of HTTHP conditions,℃the IP and the IP/TP increased respectively from 18.30mg/g to 20.49mg/g and 80.83% to 96.97%. These findings, however, established foundation to realize the phosphorus recovery, and also provided an important reference for the optimization of high-solid anaerobic digestion of sewage sludge with HTTHP pretreatment.Key words：high temperature thermal hydrolysis process (HTTHP)；phosphorus forms；high-solid sewage sludge；inorganic phosphorus (IP)；total phosphorus (TP)近年来我国污泥产量呈爆炸性增长,据估计,2020年底城市湿污泥产生量会突破6000万t[1],但由于我国长期“重水轻泥”,污泥处理处置存在严重的二次污染风险.另一方面,污水厂产生的剩余污泥含有丰富的碳、氮、磷及其它元素,其富集浓度远高于一般污水,是一种潜在的资源.其中磷作为一种不可再生的稀缺资源[2],在工农业中具有重要的利用价值.研究表明,普通剩余污泥中磷的含量约为1%~3%[3],采用强化生物除磷工艺磷含量可达6%~12%[4],而从污泥生物处理后的上清液中磷回收率可达40%,从污泥焚烧灰烬中最大可实现磷的回收率为90%[5].因此从城市生活污水处理厂污泥中回收磷不仅是污泥处理的一部分,也是磷资源循环利用的重要方式.城市污水处理厂污泥中的磷除了以无机形态存在外,还含有10%~35%的有机磷[6],此外还收稿日期：2017-09-11基金项目：上海市自然科学基金资助项目(15ZR1442900);国家“水体污染控制与治理”科技重大专项(2013ZX07315-003)* 责任作者, 助理研究员, lzg0532@1392 中国环境科学 38卷有细菌、重金属等有毒害物质,直接回收困难且存在一定风险,而无机磷既利于回收,也是工农业生产的主要利用形态[7],因此,污泥中磷的回收通常需要先将污泥中的磷转化为无机磷并释放到上清液中,然后再通过物理、化学等方法回收.目前污泥释磷的方法有化学法(酸、碱溶胞法、氧化法)、生物法(厌氧消化、好氧消化法)、热处理法(光波加热法、焚烧溶出法、热水解法)及多种方法联合等[8-11].化学法作用时间短[12],但药剂投加量和运行成本较大[7];生物法释磷能耗低,但速率慢、前期投资大,难以释放化学磷和有机磷[9];相比之下,热处理法尽管能耗较高,但释磷效率高,时间短,成为目前的研究热点[13-15].作为高含固污泥厌氧消化的一种预处理技术,热水解法以其能够提高厌氧效率、改善消化环境、提高沼气产量和质量等优点,成为目前运用较广的一种热处理技术[16-18].但需要说明的是,该技术目前重点关注对后续厌氧消化性能的改善,而对于其中磷资源的回收利用关注很少.热水解技术可分为低温热水解(60~ 100℃[19])和高温热水解(100~270℃[20]),其中,高温热水解过程可能会发生一些氧化反应,且经过高温热水解后的污泥pH值有所降低,呈中性或微酸性[21],有利于污泥中磷的转化和溶解释放.但由于这些实验条件不同,所得实验结果也有较大差别,难以选择出较优的技术条件,如Ahamd 等[22]实验表明, 170℃下加热80min污泥中磷释放量达到最大值,而Antonio等[23]在120℃下加热污泥15min,磷释放量增加了24%;卓杨等[24]在165℃下处理高含固污泥50min,磷酸盐占溶解态总磷最大为79.84%,而尹晶[25]则认为当温度为140℃~160℃时,有机磷转化率最大.另外可以看出,目前这些研究重点关注了污泥中磷在热水解过程中的释放情况,而对该过程中的磷形态转化,尤其是无机磷的释放涉及较少.不可否认,单纯以释磷为目的的热水解法能耗非常高,从经济角度分析并不是合适的释磷方法,尤其是常规污泥的热水解,大量能量用在加热水分上,能耗大,效率低[24].但是依托现有的“高温热水解+高含固厌氧消化”技术路线,对高含固污泥高温热水解磷的形态转化影响因素进行研究,可为磷的释放和回收提供基础,并为实现污泥中磷的最佳回收率和污泥厌氧消化性能提高共赢提供支撑,为污泥资源化提供一种有效选择.1材料与方法1.1污泥特性本试验研究所用高含固污泥分两批取自上海市某污水处理厂,其中一批用于正交实验,另一批用于单因素温度影响实验.在进行试验前,将污泥充分搅拌使泥质均匀,以保证每次热水解实验污泥的泥质相同.污泥初始性质见表1.表1 污泥的初始性质Table 1 Original properties of sewage sludge指标第一批第二批TS(%) 19.45±0.20 18.20±0.21 VS/TS(%) 57.13±0.09 54.35±0.86pH值 7.70±0.06 7.40±0.04 1.2热水解装置实验所用热水解设备为E500微型高压反应釜(北京森朗),容积为0.5L,其中有效容积为0.3L,采用电加热.1.3实验方法正交实验:在高温热水解过程中,很多因素影响高含固污泥中磷的形态转化.高温热水解温度和时间影响污泥絮体破解程度,pH值影响无机磷的溶解性,氧化剂会促进有机磷向无机磷转化,因此选择高温热水解温度、时间、pH值、氧化剂(NaClO3)投加量这4个因素,每种因素选择3个水平,采用L9(34)四因素三水平正交实验(表2),考察高含固污泥中磷的形态分布.其中,氧化剂投加量按照完全氧化反应体系内磷元素所需氧化剂含量的比例计算所得,这3个比例分别为0.5:1、1:1和1.5:1.单因素温度影响实验:基于正交实验结果,只改变影响高含固污泥中磷的形态转化的最主要因素,其他因素与最优水平组合一致,即在120、140、150、160℃下分别热水解高含固污泥40min,考察高含固污泥中磷的形态转化.4期 周思琦等：高温热水解对高含固污泥中磷的形态转化影响 1393在进行上述实验时,每次实验均称取150g 高含固污泥,加蒸馏水稀释至300g 并搅拌均匀后,放入热水解反应器中.实验计时均以升至设定温度为起始时刻,以加热停止为停止时刻. 所有热处理实验均为批次实验,且热水解后污泥质量为(300±3)g,回收率在99%以上.表2 L 9(34)正交实验条件Table 2 Conditions of L 9(34) orthogonal experiments试验号 温度()℃ pH 值 热解时间(min)NaClO 3(g)a 120 5.520 1.4 b 120 原pH 值(7.7)c 120 9.5 60 4.2d 140 5.5 602.8e 140 原pH 值(7.7)f 140 9.5 40 1.4g 160 5.5 404.2h 160 原pH 值(7.7)i 1609.520 2.81.4 测定指标及方法样品预处理方法:测量溶解态指标时,将高含固污泥经12000r/min 、20min 离心,过0.45µm 滤膜测试.测量固相指标时,取10g 高含固污泥在-20℃温度下冷冻48h 后,在冷冻干燥机中冷冻干燥72h,随后将冷干高含固污泥研磨,过筛后置于封口袋密封保存,用于后续测试.常规指标测定方法:TS 、VS 、溶解性碳、总碳、SCOD 和TCOD 按标准方法测定[26];pH 值采用pH 计(S210, METTLER, Switzerland)测定.磷指标测定方法:采用Standards, Measurements, and Testing(SMT)方法分离不同形态的磷[27],然后将提取液通过钼锑抗比色法测定5种形态磷的含量.此方法通过非连续提取将固体污泥中的磷分为5种形态:总磷(TP),无机磷(IP),有机磷(OP),非磷灰石无机磷(NAIP)以及磷灰石无机磷(AP).NAIP 是铁、铝、锰的氧化物和氢氧化物与磷的结合物,AP 通常是钙与磷的结合物.SMT 方法的流程图见图1[28].分别用IP/TP, OP/TP,NAIP/IP,AP/IP 来表示污泥中无机磷、有机磷、非磷灰石无机磷以及磷灰石无机磷占比,计算公式如下:IP(O P)/TP 含量(%)=(M 1⋅a 1)/(M 2⋅a 2) (1)NAIP(AP)/IP 含量(%)=(M 3⋅a 3)/(M 4⋅a 4) (2) 式中: M 1为IP(OP)提取液中的正磷酸盐含量,M 2为TP 提取液中的正磷酸盐含量, M 3为NAIP(AP)提取液中的正磷酸盐含量,M 4为IP 提取液中的正磷酸盐含量,mg/L; a 1、a 2、a 3、a 4为相应提取液的稀释倍数.图1 SMT 方法的流程 Fig.1 Flow chart of SMT2 结果与讨论2.1 高温热水解对高含固污泥中磷形态转化及其它理化性质的影响因素分析IP 是工农业生产的主要利用形态,IP/TP 比例越大,越利于污泥中磷的资源化回收利用,因此正交实验重点分析IP/TP 变化的影响因素.根据表3,各因素对IP/TP 的影响大小顺序为:热水解温度>热水解时间>氧化剂含量>pH 值,可见4种因素中,热水解温度为主要因素,热水解时间、pH 值和氧化剂对IP 释放率的影响不大.尽管在实验中投加的氧化剂最高比例为1.5:1,但实际投加量仅为14g/kg 高含固污泥(含固率约10%),远小于污泥中的有机物含量,因此所投入的氧化剂主要被污泥中的有机物消耗,而直接氧化OP 为IP 的量十分微小;另外,尽管在热水解前将污泥pH 值进行了调节,但由于热水解后会产生的大量挥发性有机酸,系统中具有强大的缓冲能力,因此初始pH 值对IP 释放作用不大[29-30].1394 中 国 环 境 科 学 38卷表3所得最优水平组合为温度160℃、pH 值9.5、热解时间40min 、投加氧化剂的量为完全氧化体系内所有磷元素所需的150%.但由于氧化剂投加量和初始pH 值对IP 占TP 的影响最小,因此综合考虑各因素影响程度、工程可行性和经济性,从无机磷的转化程度看,其热水解操作条件应为:温度160℃、热解时间40min 、不投加氧化剂和调节pH 值.表3 高温热水解后IP/TP 影响分析 Table 3 Influence of IP/TP after HTTHP序号温度 ()℃pH 值 热解时间(min)NaClO 3(g)IP/TP (%)a 120 5.5 20 1.4 81.92b 120 原pH 值(7.7) 402.8 84.44c 120 9.5 60 4.2 86.12d 140 5.5 60 2.8 86.71e 140 原pH 值(7.7) 204.2 85.22f 140 9.5 40 1.4 87.51g 160 5.5 40 4.2 95.87h 160 原pH 值(7.7) 601.4 91.87 i 160 9.5 202.8 91.98 K 1 252.48 264.50 259.13261.30 K 2 259.44 261.53 267.81263.13 K 3 279.71 265.60 264.70267.20k 1 84.16 88.17 86.38 87.10 k 2 86.48 87.18 89.27 87.71 k 3 93.2488.5388.23 89.07R 9.08 1.36 2.90 1.97污泥中的TP 由IP 和OP 组成,而IP 则由NAIP 和AP 组成.由图2可以看出,高温热水解后TP 与IP 回收率皆为91%以上. 120℃~160℃高温热水解可以有效地将高含固污泥中14.80%以上的有机磷转化为无机磷.随着温度的升高,IP/TP 明显升高,从79.13%最高增至95.87%,其中AP/IP 从35.15%最高增至67.32%,NAIP/IP 从62.69%最低降至28.97%.OP 通常由污泥中的有机磷化合物,如肌醇六磷酸、磷脂、核酸、磷蛋白和磷酸糖类等组成[31],难以反应并被生物利用,因此一般需要转化为IP 才能回收[7,32].高温热水解能破坏高含固污泥絮体结构,使得胞外聚合物解体,有机物释放水解[33-34].有机磷化合物结构的破坏使得OP 向IP 转化.另外,IP 中的AP 是一种比较稳定的磷形态,在一定条件下,其他形态的磷有可能转化为AP [35].而NAIP 是铁、铝、锰的氧化物或氢氧化物与磷的结合物,在高温作用下可能转变为更稳定的AP,因此随着温度的升高AP/NAIP 逐渐增高.origin abcde f g h i020*********占T P 的百分含量(%)OPIPorigin abcde f g h i20406080100NAIPAP实验样品占I P 的百分含量(%)图2 高温热水解后污泥中磷的形态分布Fig.2 Phosphorus forms in high -solid sewage sludge afterHTTHP作为厌氧消化的预处理技术,高温热水解会使得脱水污泥絮体结构解体、部分细胞物质溶解,导致TS 下降,此外,污泥的其它理化性质也会发生相应变化.实验结果表明(表4),高温热水解后,污泥中的VS/TS 、pH 值均降低,且温度越高降低程度越大.这是由于高温热水解过程溶解的有机物多于无机物[36],部分有机物挥发导致VS/TS 下降;而大分子有机物降解为酸性物质(如挥发性脂肪酸等)溶出至液态中,导致pH 值下降.而高温热水解后溶解性碳与SCOD 含量增加,且温度越高降低程度越大.经160℃热水解后污泥中溶解性有机物占总有机物的比例大幅增加,溶解性碳由10.78%增加至42.05%, SCOD 由7.87%增加至37.71%.说明高温热水解在促进磷形态转化过程中,仍然能够促进有机物的大量溶出,改善后续污泥厌氧消化性能,而不影响后续处理处置.4期 周思琦等：高温热水解对高含固污泥中磷的形态转化影响 1395表4 高温热水解前后污泥泥质变化Table 4 Properties of sewage sludge before and after HTTHP泥样 VS/TS(%)pH 值溶解态碳溶解态碳/总碳(%)SCOD SCOD/TCOD(%)原泥 57.13±0.09 7.70±0.06 5.96±0.90 10.78±1.62 12.71±0.64 7.87±0.47120 30min ℃ 54.34±0.21 6.70±0.12 13.85±2.08 22.44±3.37 44.53±3.12 27.95±2.24 140 30min ℃ 53.34±0.23 6.40±0.09 18.56±3.78 30.46±5.57 50.26±5.03 30.71±3.38 160 30min ℃ 50.76±0.04 6.20±0.10 27.33±2.18 42.05±7.31 61.21±3.67 37.71±3.772.2 高温热水解温度对高含固污泥中磷的形态转化影响origin 120 140150 160 020406080100占I P 的百分含量(%)NAIP AP origin 120 140150 160占T P 的百分含量(%)热水解温度(℃)图3 高温热水解温度对磷的形态转化影响 Fig.3 Influence of temperature of THP on changes ofphosphorus forms根据正交试验结果,温度对高含固污泥中磷的形态转化效果最为明显,为进一步验证,选择固定热水解时间40min,不调整pH 值和投加氧化剂,仅改变热水解温度进行实验,实验结果见图3和图4.高温热水解后TP 和IP 回收率皆在92%以上.经过120、140、150、160℃热水解后,污泥中IP/TP 从原泥的80.83%增至96.97%,其中160℃热水解后的IP 含量从原泥的18.30mg/g 升至20.49mg/g.结合正交实验和温度影响实验可以看出,在热水解过程中,污泥中的OP 被转化为IP,而OP 转化为IP 一般需要氧化条件,也就是说,在高温高压的水热条件下,系统发生了氧化反应,且温度越高,该现象也越明显.比较图2和图3,由于原泥中的NAIP 和AP 差别较大,反应条件不同,因此经过热水解后两种磷形态含量也有较大的差别.但可以看出,随着温度的升高,NAIP 、AP 的含量都随之增加,说明污泥中的有机磷同时转化为NAIP 和AP.当热水解温度为160℃时,AP/NAIP 比例增大,说明AP 增加量高于NAIP,这与图2中结论相同,即NAIP 在高温时可能部分转变为AP,更利于磷的固定. origin120140150 16018192021I P (m g /g )热水解温度(℃)图4 高温热水解温度对IP 含量的影响 Fig.4 Influence of temperature of THP on IP3 结论3.1 高温热水解后,高含固污泥中14.80% 以上的有机磷可转化为无机磷,影响因素对IP/TP 的影响大小顺序为:热水解温度>热水解时间>氧化剂含量>pH 值.3.2 随着热水解温度的升高,高含固污泥中IP 的NAIP 和AP 都随之增加,且AP/NAIP 比例增大.当热水解温度为160℃、时间为40min 时,高含固污泥中IP 含量由原泥的18.30mg/g 增至20.49mg/g,IP/TP 由80.83%增至96.97%.1396 中国环境科学 38卷参考文献：[1] 戴晓虎.我国城镇污泥处理处置现状及思考 [J]. 给水排水,2012,38(2):1-5.[2] Asimov I. Life's bottleneck [J]. The Magazine of Fantasy andScience Fiction, 1959,16(4):31-40.[3] Fischer F, Bastian C, Happe M, et al. Microbial fuel cell enablesphosphate recovery from digested sewage sludge as struvite [J].Bioresource Technology, 2011,102(10):5824-5830.[4] Lin Y M, Liu Y, Tay J H. Development and characteristics of phosphorus-accumulating microbial granules in sequencing batch reactors [J]. AppliedMicrobiology and Biotechnology, 2003,62(4):430-435.[5] Berg U, Donnert D, Weidler P G, et al. Phosphate elimination andrecovery from wastewater by active filtration using crushed gas concrete [J]. Environmental Technology, 2005,26(2):219-229. [6] 张丽丽,李咏梅.pH值对化学-生物混合污泥厌氧发酵释磷的影响 [J]. 中国环境科学, 2014,34(3):650-657.[7] Rittmann B E, Mayer B, Westerhoff P, et al. Capturing the lostphosphorus [J]. Chemosphere, 2011,84(6):846-853.[8] 卢霄,孙静,李咏梅.投加硫化钠强化含磷酸铁污泥厌氧释磷的研究 [J]. 中国环境科学, 2017,(11):4110-4116.[9] 彭信子,刘志刚,周思琦,等.市政污泥中磷的释放研究进展综述[J]. 净水技术, 2017,36(1):27-32.[10] 孙静,李咏梅.磷酸铁污泥的生物还原释磷及其影响因素研究[J]. 中国环境科学, 2015,35(8):2409-2416.[11] 许德超,周礼杰,尹魁浩,等.加碱处理PAC污泥的释磷机理及磷回收研究 [J]. 中国环境科学, 2017,37(9):3407-3415.[12] 苑宏英,祁丽,吴丽杰,等.酸碱联合调节剩余污泥过程中磷的释放及形态转化 [J]. 中国给水排水, 2014,30(3):69-72.[13] Liu C, Zeng P, Song Y H, et al. Phosphorus Releasing fromSurplus Activated Sludge by Ultrasonic Pretreatment [J].Advanced Materials Research, 2014,878:702-707.[14] Qian T, Jiang H. Migration of Phosphorus in Sewage Sludgeduring Different Thermal Treatment Processes [J]. Acs Sustainable Chemistry and Engineering, 2014,2(6):1411-1419. [15] Kuroda A, Takiguchi N, Gotanda T, et al. A simple method to releasepolyphosphate from activated sludge for phosphorus reuse and recycling[J]. Biotechnology and Bioengineering, 2002,78(3):333-338.[16] Anjum M, Al-Makishah N H, Barakat M A. Wastewater sludgestabilization using pre-treatment methods [J]. Process Safety andEnvironmental Protection, 2016,102:615-632.[17] 王在钊,贾通通,王蛟秦,等.水热+厌氧消化对污泥碳、氮、磷溶出的影响 [J]. 环境工程技术学报, 2017,7(3):300-305.[18] 吴静,王广启,曹知平,等.“热水解-高温厌氧消化”工艺处理高含固率剩余污泥的中试研究 [J]. 环境科学, 2014,35(9):3461-3465. [19] Climent M, Ferrer I, Del Mar Baeza M, et al. Effects of thermaland mechanical pretreatments of secondary sludge on biogas production under thermophilic conditions [J]. Chemical Engineering Journal, 2007,133(1-3):335-342.[20] Gavala H N, Yenal U, Skiadas V, et al. Mesophilic andthermophilic anaerobic digestion of primary and secondary sludge.Effect of pre-treatment at elevated temperature [J]. WaterResearch, 2003,37(19):4561-4572.[21] 李孟,章蕾,张倩,等.污泥高温热水解预处理的影响条件及机理研究 [J]. 武汉理工大学学报, 2013,35(10):115-119. [22] Ahmad A A, Idris A. Release and recovery of phosphorus fromwastewater treatment sludge via struvite precipitation [J].Desalination and Water Treatment, 2014,52(28-30):5696-5703. [23] Serrano A, Siles J A, Carmen Gutierrez M, et al. Improvement ofthe biomethanization of sewage sludge by thermal pre-treatmentand co-digestion with strawberry extrudate [J]. Journal of CleanerProduction, 2015,90:25-33.[24] 卓杨,韩芸,程瑶,等.高含固污泥水热预处理中碳、氮、磷、硫转化规律 [J]. 环境科学, 2015,36(3):1006-1012.[25] 尹晶.城市污泥热处理过程中磷的迁移转化特性研究 [D].沈阳:沈阳航空航天大学, 2014.[26] Federation W E A A. Standard methods for the examination ofwater and wastewater [S].[27] Ruban V, Lopez-Sanchez J F, Pardo P, et al. Selection andevaluation of sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms in lake sediment [J]. Journalof Environmental Monitoring, 1999,1(1):51-56.[28] Medeiros J, Cid B P, Gomez E F. Analytical phosphorusfractionation in sewage sludge and sediment samples [J].Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2005,381(4):873-878. [29] Feng G, Guo Y, Tan W. Effects of thermal hydrolysis temperature onphysical characteristics of municipal sludge [J]. Water Science and Technology A Journal of the I nternational Association on Water Pollution Research, 2015,72(11):2018-2026.[30] Morgansagastume F, Pratt S, Karlsson A, et al. Production ofvolatile fatty acids by fermentation of waste activated sludge pre-treated in full-scale thermal hydrolysis plants [J].Bioresource Technology, 2011,102(3):3089-3097.[31] I ngall E D, Schroeder P A, Berner R A. The nature of organicphosphorus in marine sediments: new insights from 31P-NMR[J]. Geochimica Et Cosmochimica Acta, 1990,54(9):2617-2620. [32] Mckelvie I D, Turner B L, Frossard E, et al. Organic phosphorusin the environment [M]. New York: CABI, 2005:1-20.[33] 项学敏,卫志强,周集体,等.加热与加酸对污泥释磷影响研究[J]. 大连理工大学学报, 2011,51(5):631-636.[34] Pilli S, Yan S, Tyagi R D, et al. Thermal Pretreatment of Sewage Sludgeto Enhance Anaerobic Digestion: A Review [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2015,45(6):669-702.[35] 朱晓芸,杨红,高春梅.磷形态和pH对剩余污泥磷释放的影响[J]. 上海海洋大学学报, 2014,23(1):102-107.[36] Bougrier C, Delgenes J P, Carrere H. Effects of thermaltreatments on five different waste activated sludge samples solubilisation, physical properties and anaerobic digestion [J].Chemical Engineering Journal, 2008,139(2):236-244.作者简介：周思琦(1993-),女,江西南昌人,同济大学环境科学与工程学院硕士研究生,主要研究方向为城市污泥处理处置及资源化利用.。

影响污水生物除磷的因素污水中的磷污染是环境保护和水资源管理的一个重要问题。

传统的污水处理方法中，化学除磷是主要的处理手段，但这种方法高成本、化学药剂使用量大并且会产生副产物。

因此，生物除磷被认为是一种经济有效且环境友好的污水处理方法。

1.温度：温度是影响污水生物除磷效果最重要的因素之一、一般来说，较高的温度有利于除磷细菌的生长和代谢活动，从而促进生物除磷反应的进行。

研究表明，在适宜的温度范围内，如20-30摄氏度，生物除磷的效果最好。

2.溶解氧：除磷细菌是一种需要氧气进行代谢的微生物，在缺氧的环境中生长和繁殖能力较差。

因此，溶解氧浓度对生物除磷的效果具有重要影响。

较高的溶解氧浓度有利于除磷细菌的生长，促进其代谢活动。

4.氮磷比：氮磷比是污水中的氮和磷的摩尔比例。

研究发现，适宜的氮磷比能够促进除磷菌对磷的去除效果。

一般来说，氮磷比在3:1到10:1之间是较为合适的范围。

5.pH值：pH值对生物除磷反应的进行也具有一定的影响。

除磷细菌对pH值的适应范围较大，在近中性条件下（pH6.5-8.5）具有较好的除磷能力。

6.混合液浓度：混合液中的悬浮物浓度对除磷效果也有一定的影响。

适宜的悬浮物浓度可以提供更多的填料表面积，有利于除磷细菌的附着和生长。

7.营养盐浓度：除磷细菌需要适量的营养盐来维持正常生长。

过高或过低的营养盐浓度都会影响生物除磷过程。

8.污水中的抑制物质：一些有毒物质如重金属离子、有机氯化合物等对除磷细菌有一定的抑制作用，会影响生物除磷效果。

综上所述，污水生物除磷过程受到多种因素的影响，包括温度、溶解氧浓度、碳源、氮磷比、pH值、混合液浓度、营养盐浓度和抑制物质。

在实际应用中，根据不同污水的特点和要求，需要综合考虑这些因素，进行合理的调整和优化，以提高生物除磷的效果。

2影响因素2.1 温度温度对反消化除磷的影响主要是影响高酸菌的产酸从而进一步影响到微生物对有机物的水解。

但目前对于温度对生物除磷机理的影响并不完全清楚，多数学者通过研究发现了温度对生物除磷的不同影响效果。

例如，王荣昌等（2013）发现，温度对反硝化除磷系统中污泥的TP去除负荷具有显著的影响，当系统水温为20 - 30 ℃时，系统污泥的TP去除负荷较高，而系统水温低于15 ℃时，系统污泥的脱氮除磷效率较低[1]。

操家顺等人（2013）则发现温度的降低对反硝化速率影响较大，温度为15℃及10℃时，反硝化第1阶段平均速率较21℃时分别降低了约29.2% 和42.2%。

而且温度降低时反硝化速率下降明显，10-20℃时的温度转变造成的影响较20-30℃时明显[2]。

可能是由于随温度降低，系统中反硝化聚磷菌占总聚磷菌的比例小幅下降，但平均值仍维持在47.5%左右．而且污泥絮体粒径分布更加集中且平均粒径减小，不利于污泥絮体中反硝化除磷缺氧微环境的形成。

最终导致，随温度降低时，反硝化除磷系统中污泥厌氧释磷速率，好氧吸磷速率和缺氧吸磷速率相应下降，并在低温下保持较低的水平[1]．2.2 电子受体目前研究人员讨论较多的电子受体主要是硝酸盐和亚硝酸盐。

对于亚硝酸盐对吸磷是否有抑制作用存在两种说法,而这两种说法存在的前提是研究对象不一致。

李亚峰等人认为在一定NO2-N质量浓度范围内（10 mg/L-30 mg/L），反硝化聚磷菌可以利用NO2-N为电子受体获得较好的脱氮除磷效果，但NO2-N质量浓度过高（达到40 mg/L）时，会对反硝化聚磷菌产生抑制作用，降低其活性，使出水的PO3-P和NO2-N质量浓度较高，超过排放标准[3]。

裴宁等认为，缺氧初始NO2-N质量浓度在20 mg/L以下时, NO2- N可以作为电子受体,但随着NO2-N质量浓度的增加到20 mg/L时, 由于反硝化吸磷相关的酶活性被抑制或中间产物的抑制作用，系统缺氧吸磷很慢或是彻底不发生吸磷, 反而发生磷的二次释放[3,4]。

反硝化除磷污水处理工艺影响因素分析反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，可以同时去除污水中的氨氮和磷酸盐。

然而，影响工艺效果的因素有很多。

本文将从温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等方面，对反硝化除磷污水处理工艺的影响因素进行分析。

首先，温度是影响反硝化除磷工艺效果的重要因素之一。

一般来说，较高的温度有助于污水中的反硝化反应和磷酸盐的释放，从而提高除磷效率。

但是，过高的温度会导致活性污泥被热杀死或失活，降低工艺效果。

因此，在工程应用中需要合理控制温度。

其次，pH值在反硝化除磷过程中也起着重要的作用。

一般来说，适宜的pH值能提高反硝化除磷的效率。

较高的pH值有助于改善菌群的环境，增强硝化作用和反硝化作用。

然而，过高或过低的pH值都会抑制菌群的活性，影响除磷效果。

第三，碳源的供应是影响反硝化除磷的关键因素之一。

在反硝化除磷过程中，有机物是细菌进行能量代谢和生长发育所必需的。

适量的碳源可以促进细菌的活性，提高反硝化和除磷效果。

不同碳源的供应方式和用量对工艺效果的影响也是需要考虑的因素。

此外，氧化还原电位也会对反硝化除磷工艺产生影响。

通常来说，较低的氧化还原电位有利于反硝化反应的进行，从而提高除磷效率。

但是，过低的氧化还原电位会导致COD去除不完全和污泥产生异味等问题。

因此，在工程操作中需要保持适当的氧化还原电位。

最后，污泥颗粒大小也是影响反硝化除磷效果的关键因素之一。

适当的污泥颗粒大小可以提供良好的菌群附着环境和较大的比表面积，有利于去除污水中的氨氮和磷酸盐。

因此，在工艺设计和操作中需要注意控制污泥颗粒大小。

综上所述，反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，其效果受到许多因素的影响。

温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等因素都会直接或间接地影响反硝化除磷的效果。

在实际应用中，需要综合考虑这些因素，并进行合理调控，以达到高效、稳定的除磷效果综上所述，反硝化除磷工艺是一种有效的污水处理方法，其效果受到多种因素的影响。

影响因素：生物除磷的影响因素包括：温度、pH值、厌氧池DO、厌氧池硝态氮、泥龄、RBCOD 含量、糖原。

1、温度温度对除磷效果的影响不如对生物脱氮过程的影响那么明显，在一定温度范围内，温度变化不是十分大时，生物除磷都能成功运行。

试验表明，生物除磷的温度宜大于10℃，因为聚磷菌在低温时生长速度会减慢。

2、pH值在pH在6.5一8.0时，聚磷微生物的含磷量和吸磷率保持稳定，当pH值低于6.5时，吸磷率急剧下降。

当pH值突然降低，无论在好氧区还是厌氧区磷的浓度都急剧上升，pH降低的幅度越大释放量越大，这说明pH降低引起的磷释放不是聚磷菌本身对pH变化的生理生化反应，而是一种纯化学的“酸溶”效应，而且pH下降引起的厌氧释放量越大，则好氧吸磷能力越低，这说明pH下降引起的释放是破坏性的，无效的。

pH升高时则出现磷的轻微吸收。

3、溶解氧每毫克分子氧可消耗易生物降解的COD3mg,致使聚磷生物的生长受到抑制，难以达到预计的除磷效果。

厌氧区要保持较低的溶解氧值以更利于厌氧菌的发酵产酸，进而使聚磷菌更好的释磷，另外，较少的溶解氧更有利予减少易降解有机质的消耗，进而使聚磷菌合成更多的PHB。

而在好氧区需要较多的溶解氧，以更利于聚磷菌分解储存的PHB类物质获得能量来吸收污水中的溶解性磷酸盐合成细胞聚磷。

厌氧区的DO控制在0.3mg/l以下，好氧区DO控制在2mg/l以上，方可确保厌氧释磷好氧吸磷的顺利进行。

4、厌氧池硝态氮厌氧区硝态氮存在消耗有机基质而抑制PAO对磷的释放，从而影响在好氧条件下聚磷菌对磷的吸收。

另一方面，硝态氮的存在会被气单胞菌属利用作为电子受体进行反硝化，从而影响其以发酵中间产物作为电子受体进行发酵产酸，从而抑制PAO的释磷和摄磷能力及PHB的合成能力。

每毫克硝酸盐氮可消耗易生物降解的COD8.5mg，致使厌氧释磷受到抑制，一般控制在1.5mg/l以下。

5、泥龄污泥龄越小，除磷效果越佳。

这是因为降低污泥龄，可增加剩余污泥的排放量及系统中的除磷量，从而削减二沉池出水中磷的含量。

温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响在城市化进程不断加快的背景下，水污染问题日益严重，废水中的氮和磷成为主要的污染物之一。

活性污泥法作为一种常用的废水处理技术，已经广泛应用于城市污水处理厂。

然而，活性污泥法的性能受到温度和pH值等因素的影响。

本文将探讨温度和pH值对活性污泥法脱氮除磷的影响。

首先，温度对活性污泥法脱氮除磷过程的影响非常显著。

温度可以影响微生物的活性和生长速率，从而影响脱氮除磷效果。

一般而言，较高的温度有利于微生物的生长和代谢活动，促进其对废水中的氮和磷的吸收和转化。

研究表明，当温度升高时，活性污泥中的微生物酶活性也会增强，加速脱氮除磷的速率。

此外，较高的温度还有助于活性污泥中的微生物消化有机物，提高废水处理效果。

因此，在实际应用中，可以适当提高活性污泥法的温度，以增加脱氮除磷的效率。

其次，pH值也是活性污泥法脱氮除磷的重要影响因素之一。

pH值可以影响废水中的氮和磷的形态和溶解度，进而影响微生物对其的吸收和转化。

一般而言，较低的pH值有利于氮的去除，而较高的pH值有利于磷的去除。

当pH值较低时，活性污泥中的硝化菌活性较高，有助于将氨氮转化为硝态氮。

而当pH值较高时，活性污泥中的磷酸菌活性较高，有助于将废水中的无机磷转化为微生物无机磷。

因此，在实际操作中，可以通过控制pH值来选择性地去除氮或磷。

此外，温度和pH值还相互作用，对活性污泥法脱氮除磷过程产生综合影响。

研究表明，较高的温度对活性污泥中的硝化菌和磷酸菌的生长和代谢活动有促进作用，有利于氮和磷的去除。

同时，较高的温度也会提高液体中氨氮和无机磷的溶解度，促进其与微生物的接触和吸收。

此外，温度的升高还会引起废水的蒸发，使废水中的冲击负荷降低，有利于活性污泥法的运行。

因此，在实际应用中，综合考虑温度和pH值的影响，可以有效提高废水处理效果。

总之，温度和pH值是影响活性污泥法脱氮除磷效果的重要因素。

生物除磷的影响因素这4点够吗
1、水的pH值：水的pH值是影响生物除磷效率的重要因素。

水的pH 值变低，水中的磷会变得更难被有机物吸收，当水质的pH值降低到6.2以下时，生物除磷的效果就会大大降低。

2、水温：水温是影响生物除磷效率的重要因素。

随着水温的升高，除磷效率会不断减少，当水温达到30度时，除磷效率会减半。

3、有机物浓度：有机物浓度是影响生物除磷效率的重要因素。

有机物浓度越高，生物除磷将会更加有效，但是超过一定浓度，有机物的毒性就会开始起作用，对生物造成毒性，从而降低生物除磷的效率。

4、反应器操作方式：反应器操作方式也是影响生物除磷效率的重要因素。

正确的反应器操作方式可以有效促进生物除磷，而错误的反应器操作方式会导致系统不稳定，从而影响除磷效率。

除了以上4点影响生物除磷的因素，还有几个因素也可能会影响生物除磷的效率，如水质参数、有机污染物种类、有机物吸附的性质及有机物比较活性的浓度等。

水质参数是指水质中的无机离子和有机物浓度，这些离子和有机物会影响微生物营养生长和活动，从而影响生物除磷的效率。

污水处理技术之生物除磷的原理及6大影响因素废水中磷的存在形态取决于废水的类型，最常见的是磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷。

生活废水的含磷量一般在10～15mg/L左右，其中70%是可溶性的。

常规二级生物处理的出水中90%左右的磷以磷酸盐的形式存在。

在传统的活性污泥法中，磷作为微生物正常生长所必需的元素用于微生物菌体的合成，并以生物污泥的形式排出，从而引起磷的去除，能够获得10%～30%的除磷效果。

在某些情况下，微生物吸收的磷量超过了微生物正常生长所需要的磷量，这就是活性污泥的生物超量除磷现象，废水生物除磷技术正是利用生物超量除磷的原理而发展起来的。

(一)生物除磷的原理根据霍尔米(Holmers)提出的化学式，活性污泥的组成是C118H170O51N17P，由此可知，C:N:P=46:8:1。

如果废水中N、P的含量低于此值，则需另行从外部投加;如等于此值，则在理论上应当是能够全部摄取而加以去除的。

生物除磷的基本原理是利用一种被称为聚磷菌(也称为除磷菌、磷细菌等)的细菌在厌氧条件下能充分释放其细胞体内的聚合磷酸盐(该过程称为厌氧释磷);而在好氧条件下又能超过其生理需要从水中吸收磷(该过程称为好氧吸磷)，并将其转化为细胞体内的聚合磷酸盐，从而形成富含磷的生物污泥，通过沉淀从系统中排出这种富磷污泥，达到从废水中除磷的效果。

1.在厌氧区内的释磷过程。

在没有溶解氧和硝态氮存在的厌氧条件下，兼性细菌通过发酵作用将溶解性BOD转化为挥发性有机酸(VFA)，聚磷菌吸收VFA并进入细胞内，同化合成为胞内碳源的储存物—聚-β-羟基丁酸盐(PHB)，所需的能量来源于聚磷菌将其细胞内的有机态磷转化为无机态磷的反应，并导致磷酸盐的释放。

2.在好氧区内的吸磷过程。

聚磷菌的活力得到恢复并以聚磷的形态储存超出生长需要的磷量，通过对PHB的氧化代谢产生能量用于磷的吸收和聚磷的合成，能量以聚磷酸高能键的形式储存起来，磷酸盐从液相去除。

产生的高磷污泥通过剩余污泥的形式得到排放，从而将磷从系统中去除。

生物脱氮、除磷的环境条件要求生物脱氮、除磷是指利用一些特定的微生物或生物过程来去除水体或土壤中的氮、磷等污染物质。

这种方法相对于传统的化学或物理方法更加环保、节能、有效，因此受到了越来越多人的关注和推崇。

生物脱氮、除磷的环境条件要求是指在进行这种生物去污染的过程中，所需要的环境因素和条件。

这些条件包括但不限于温度、pH值、氧气浓度、碳氮磷比、微生物种类等因素。

下面我们来详细讨论一下生物脱氮、除磷的环境条件要求。

首先，温度是影响生物脱氮、除磷的重要环境条件之一。

一般来说，在不同的生物去污染过程中，都有最适宜的温度范围。

对于一些常见的生物脱氮、除磷过程来说，温度的范围通常在15-35摄氏度之间。

如果温度过低或过高，都会影响微生物的代谢活动，从而降低甚至影响到去污染效果。

其次，pH值是另一个重要的环境条件。

在进行生物脱氮、除磷的过程中，水体或土壤的pH值会对微生物活性和去污染效果产生直接影响。

一般来说，对于脱氮、除磷微生物而言，最适宜的pH范围在6.5-8.5之间。

如果pH值偏离这个范围，就会影响微生物的代谢活动，甚至导致微生物死亡，从而影响去污染的效果。

此外，氧气浓度也是影响生物脱氮、除磷的重要环境条件之一。

许多脱氮、除磷微生物都是厌氧微生物，因此需要较低的氧气浓度才能正常进行代谢活动。

通常来说，脱氮、除磷过程会在低氧或无氧条件下进行，以保证微生物的生长和活动。

另外，碳氮磷比也是影响生物脱氮、除磷的重要环境条件之一。

在进行生物去污染的过程中，必须保证碳、氮、磷的适宜比例，才能维持微生物群落的平衡，从而保证去污染的效果。

最后，微生物的种类和数量也是影响生物脱氮、除磷的重要环境条件之一。

在不同的脱氮、除磷过程中，可能需要不同种类和数量的微生物或生物群落来协同完成去污染的过程。

总的来说，生物脱氮、除磷的环境条件要求是一个综合的系统工程，需要综合考虑温度、pH值、氧气浓度、碳氮磷比、微生物种类等多种因素。

只有在合适的环境条件下，才能够保证生物脱氮、除磷的高效、环保和可持续性。

温度对2种碳源EBPR 颗粒污泥系统的影响李诚1,王冬2,王少坡2,3(1.天津市华博水务有限公司,天津300040;2.天津城建大学环境与市政工程学院,天津300384;3.天津市水质科学与技术重点实验室,天津300384)[摘要]为了考察温度变化对不同碳源驯化的颗粒污泥形态结构、污染物去除能力以及微生物群落结构的影响,采用SBR 反应器,对10、20、25℃条件下的乙酸钠和丙酸钠强化生物除磷(EBPR )颗粒污泥系统进行了研究。

结果表明,温度升高使得2种颗粒污泥系统均发生了污泥解体现象,污泥沉降性能恶化,平均粒径均由650μm 降至200μm ;PO 43-去除率由99%以上分别下降至56%和88%,COD 去除率变化较小;微生物丰度与多样性在20℃时最高,25℃时最低,其中变形菌门、拟杆菌门、疣微菌门、浮霉菌门这4类在温度变化中总共均能占两系统中所有菌门的95%以上;乙酸钠系统除磷恶化是由于聚糖菌的增长,而丙酸钠系统的恶化可能与聚磷菌自身代谢的迁移有关。

[关键词]强化生物除磷;好氧颗粒污泥;温度;菌群结构[中图分类号]X703.1[文献标识码]A[文章编号]1005-829X (2021)05-0086-07Effects of temperature on two carbon sources EBPR granular sludge systemsLi Cheng 1,Wang Dong 2,Wang Shaopo 2,3(1.Tianjin Huabo Water Co.,Ltd.,Tianjin 300040,China ;2.School of Environmental and Municipal Engineering ,Tianjin Chengjian University ,Tianjin 300384,China ;3.Tianjin Key Laboratory of Aquatic Science and Technology ,Tianjin 300384,China )Abstract :In order to investigate the effects of temperature changes on the morphological structure ,pollutant removal capacity and microbial community structure of granular sludge acclimated by different carbon sources ,the enhanced biological phosphorus removal (EBPR )system of sodium acetate and sodium propionate at 10℃,20℃and 25℃wasstudied in an SBR reactor.The results showed that the temperature rise would lead to the sludge disintegration in the two kinds of granular sludge homogenization systems ,and the sludge sedimentation performance deteriorated.The average particle size dropped from 650μm to 200μm.The removal rate of PO 43-decreased from more than 99%to 56%and 88%respectively ,and the COD removal rate changed little.Microbial abundance and diversity were the highestat 20℃and the lowest at 25℃,among of which Proteobacteria ,Bacteroidetes ,Verrucomicrobia and Planctomycetes accounted for more than 95%of all the bacteria in the two systems in total during the temperature change.The deterio ⁃ration of phosphorus removal in the sodium acetate system is due to the growth of glycogen accumulating organisms ,while the deterioration of the sodium propionate system may be related to the migration of phosphorus accumulating organisms.Key words :enhanced biological phosphorus removal ;aerobic granular sludge ;temperature ;microbial communitystructure好氧颗粒污泥(AGS )由于具有较强的致密结构、较好的沉降能力和较高的生物量保存率等优势而被广泛开发应用。

城镇生活污水脱氮除磷深度处理技术中温度的控制与优化随着城镇化进程的不断加快，城镇生活污水的处理成为一个重要的环境问题。

其中，脱氮除磷是城镇生活污水处理过程中的核心环节。

而在脱氮除磷过程中，温度的控制与优化对于处理效果的提升至关重要。

在城镇生活污水处理厂中，生活污水通常经过初级处理后，流入二沉池进行深度处理，其中包括脱氮除磷过程。

脱氮除磷是将污水中的氮、磷等有机物质去除，以减少对环境的污染和水资源的浪费。

然而，脱氮除磷过程受到温度的影响很大。

首先，温度对污水中的微生物活性有重要影响。

在中温条件下（约30-40摄氏度），污水处理中的好氧微生物活性最高。

这些好氧微生物主要负责氨氮的氧化降解，将氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐。

而亚硝酸盐和硝酸盐是脱氮过程的关键产物。

当温度过高或过低时，好氧微生物的活性会受到抑制，从而导致脱氮效果下降。

其次，温度对于放氧系统的运行也是至关重要的。

脱氮除磷过程中，通常会利用好氧条件下的放氧系统来提供溶氧。

溶氧是维持好氧微生物正常生长所必需的因素。

而温度的升高可以增加水体中的氧溶解度，提供充足的氧供好氧微生物使用。

因此，适当控制温度可以提高放氧系统的效率，增加溶解氧的供给量。

此外，温度还对磷的去除效果产生影响。

在低温条件下，磷的去除效果往往较差。

这是因为在低温下，污水中的有机磷酸盐通常以无机磷酸盐的形式存在，对微生物的生长和代谢造成一定的抑制。

而当温度升高时，微生物的代谢活跃度提高，有机磷酸盐可以得到更好的去除。

基于以上原因，温度的控制与优化对于城镇生活污水脱氮除磷深度处理技术的发展是非常重要的。

首先，通过合理调节脱氮除磷系统的运行温度，能够提高好氧微生物活性，增加脱氮效果。

其次，优化放氧系统，控制温度，能够提高溶解氧的供给量，增强放氧系统的效率。

此外，通过合理控制温度，还可以提高磷的去除效果。

关于温度的控制与优化方法，我们可以采用以下几个方面的措施。

首先，运用先进的调控系统，能够对脱氮除磷系统的温度进行实时监测和控制。

温度及外加碳源对生物脱氮除磷过程的影响发表时间：2020-10-23T08:25:39.003Z 来源：《新型城镇化》2020年13期作者：张兴龙[导读] 目前我国大部分的污水处理厂都存在着进水碳源不足和在低温情况下出水的氮磷元素的含量不能达到相关部门规定的标准问题.日照格润环境工程有限公司山东日照 276800摘要：目前我国大部分的污水处理厂都存在着进水碳源不足和在低温情况下出水的氮磷元素的含量不能达到相关部门规定的标准问题.所以本文就温度和外加碳源对污水处理的影响进行了深入探究. 为提高我国污水处理的效率和质量, 可以对污水进行温度和外加碳源方面的处理.关键词：温度；外加碳源；脱氮除磷一、污水处理厂现状目前我国水体富营养化问题广泛存在 . 为了进行根源上治理 . 就要对我国水环境进行重点保护. 污水处理占据关键的地位. 随着我国经济飞速发展. 工厂熟练大大提高. 相应的污水排放量与往年相比飞速增长. 这就导致国家对污水处理厂的要求越来越严格. 在我国南方城市的污水处理厂由于进水碳源低和冬季水温温差变化较快 . 所处理的污水往往不能达到国家规定的标准. 为了解决这一难题, 相关部门利用现有的科学技术相处了两种解决办法. 意识补偿碳源, 通过外加碳源的方式改善水质中微生物脱氮除磷的能力 . 而是改善污水处理是的环境变化问题.综合国内外对不同种类的外加碳源因素的影响能力分析. 外加碳源的碳源分子越小, 对污水脱氮除磷能力的增强效果越明显. 相应的化学反应的进行速率更高. 在脱氧状态下更容易被微生物利用. 并且在不同的温度下其影响速率也不相同, 在低温时其生物蛋白活性较低, 并不能达到预期的处理效果 . 本文对污水中碳源不足的问题进行具体分析 , 利用间歇实验分析乙酸投加量、温度等影响因素对系统脱氮除磷的速度进行规律分析. 总结找出对水质处理最有效的乙酸的最佳投入量. 对我国污水处理厂质量不达标的问题进行根源上的解决.二、温度对脱氮除磷效率的影响利用在15℃和10℃不同条件下的对比实验, 研究在不同的温度下, 不同剂量的乙酸投入对水体脱氮除磷的影响, 实验结果显示, 温度的降低会对水体中发生的化学反应速率有明显的阻碍作用 . 例如反硝化速率 . 对比反硝化作用在第一阶段的速率 , 在温度降低时 , 大概下降了百分之二十 . 并且实验在 10 ～ 20℃时的速率变化比在 20 ～ 30℃的速率变化更加明显. 对数据总结分析得知, 可以通过控制温度系数来对反应速率进行控制. 研究表明, 同一种碳源在不同温度是的反硝化速率不同, 对比 20℃和 15.4℃的反应速率,20℃比之要高四倍以上. 随着温度不断降低 , 水质中微生物的火星降低 , 例如聚磷菌 , 在温度较低时 , 其活性收到很大影响, 导致去磷效率等同于无. 对乙醇等物质的利用速率也随之减少 , 实验表明 , 在低温状态下 , 污水处理系统通过在厌氧区停留的时间的适当增加可以促进水质中磷元素的充分释放 . 可以达到高质量净化的目的 . 但是低温同样会导致污水内胞内储存物质的水解和传递反应 , 对实验所得的数据进行处理 , 随着温度降低 , 磷元素的释放量也随着大幅度减少, 这是由于污水中微生物的生物火星被抑制, 微生物对污水中的可以用有机物的摄取能力降低 . 低温阻碍了大量有机物的转化反应. 间接导致有机物对氮磷元素的转化作用. 所以污水处理达标的根源性因素之一就是温度. 控制好污水处理时的环境温度, 就可以控制微生物对氮磷元素的转化反应的快慢, 还可以控制水生植物的生长. 利用其根系的光合作用和暗反应综合进行. 提高脱氮除磷的整体效率. 大大增强污水处理厂的工作效益.三、对不同温度下乙酸最佳投入量的具体分析通过在不同温度下加入数量不同的乙酸的污水的脱氮除磷能力实验 , 进行乙酸最佳投入量的计算分析 . 在实际的污水处理工作中 , 为了在保障污水处理达到国家标准的前提下 , 注重经济效益 , 节省成本 . 要对乙酸投入量进行合理的控制 . 根据对实验的数据进行综合处理分析得知 , 乙酸投入是为了要满足反硝化作用的需要 . 污水处理中大部分碳源供应是来自微生物的降解 , 污水内部进行反硝化处理在污水的脱氮工作中占据了重要的一环 , 所以在乙醇的最佳投入量的计算分析中 , 要优先考虑其对实际脱氮除磷的影响大小 . 对污水中总氮元素进行测评 .分析指定需要的处理要求. 就可以计算出反硝化作用需要的硝酸盐浓度 , 再利用方程式计算反硝化反应所需要的时间 , 就可以大致计算出的乙醇的最佳投入量 , 要注意在硝化反应中几个重点因素的影响 . 第一是化学反应中的各阶段速率 . 只有保障各阶段速率稳定并且达到预期效果才能保障去磷效果满足要求 . 第二是硝化反应中各阶段的持续时间 , 某一阶段的时间不达标会对整体反应的效果产生消极作用 . 对氮磷元素的处理不完全 . 时间过长又会导致反应过度. 有可能会产生化学反应物质造成的二次污染现象 . 对整体的污水处理工作造成极大影响 . 第三是关键物质的浓度问题 . 例如反硝化反应中硝态氮浓度是否在规定范围内直接导致了反应能否顺利进行 . 由于化学反应对环境的要求十分严格 . 关键性物质的浓度不达标会对反应环境进行一定程度上的破坏 . 直接导致反应不彻底或者是反应失败的现象出现 . 综合实验的数据进行分析 , 在温度符合化学反应的前提条件下 , 乙醇投入量的增多对实际的化学反应影响较小 . 并且污水处理中的磷元素释放可以通过乙醇含量的增大而加快 . 所以适量的进行乙醇投入有利于污水处理厂促进释磷反应的放生 . 有利于污水的净化处理 .四、结束语本文对温度和外加碳源对污水处理的影响进行重点分析 . 由于我国目前的污水排放量较大. 对生态环境造成了一定的损伤. 根据国家相关部门的规定, 必须对污水进行净化处理. 对于污水处理厂中氮磷元素处理不达标的问题重点解决 . 要利用温度控制和外加碳源达到污水脱氮去磷的目的. 保障食品安全和环境稳定. 维护社会安定发展.参考文献马娟 , 周猛 , 俞小军 , 孙雷军 , 孙洪伟 . 抗生素在污水生物脱氮除磷中的抑制效应[J]. 中国抗生素杂志,2019(02)王于靖 . 外加铁源对低碳氮比污水处理系统脱氮及微生物多样性影响研究[D]. 安徽建筑大学,2019（06）。

环保小知识：关于活性污泥法生物除磷的一些影响因素，欢迎学习01 碳源种类废水中有机物的成分，尤其是它的可生物降解性，会明显影响除磷工艺的性能。

由生物除磷机理可知，生物除磷要满足聚磷菌厌氧段释磷的需要就必须有充足的碳源，当废水中可被聚磷菌降解的有机物不足时，就会出现无效释磷，也不合成胞内聚合物，并且无效释磷是不能去除的。

只有聚磷菌在厌氧段有效释磷越多，其好氧吸磷量才会越大。

因此，厌氧段碳源的种类和浓度是影响除磷效果的重要因素。

聚磷菌对小分子易降解的有机物易于利用，因为其诱导磷释放的能力比高分子难降解的有机物要强很多。

挥发性有机酸（VFA）的来源有两种废水本身含有的或者由兼性异养微生物降解底物发酵而产生的。

对VFA的吸收是一个快速过程，而发酵过程则进行较缓慢。

理想的状态就是废水本身就含有高比例的，或者应该含有足够高浓度的可发酵有机物来产生。

目前的大多数研究都还是集中在简单有机物，如在厌氧段投加乙酸、丙酸、葡萄糖等且释磷过程中释磷速率乙酸、丙酸优于葡萄糖。

02 温度温度是生物除磷过程中的一个复杂影响因素，目前温度的变化对除磷过程的影响还没有很清楚的认识。

温度对活性污泥的影响主要表现在以下个方面：1.影响微生物的状态，如聚磷菌（PAO）的活性。

温度在15~20℃时，有助于PAO获得生长的竞争优势，提高系统的除磷效率，温度高于30℃时，有助于GAO（聚糖菌）获得生长的竞争优势，导致系统的除磷效果降低甚至恶化；2.影响污泥的种群，如在硝化和酸化过程中活性污泥中聚磷菌的含量，在20℃时，系统中的PAO为优势菌种，而在30℃时，GAO为优势菌种，所以低温使得系统的除磷效果更好；3.影响可能存在的化学和物理过程，如化学沉淀过程等。

03 pHpH对生物除磷过程特别是厌氧释磷的影响比较明显，因为pH会影响乙酸盐进入细胞的过程，低pH将会降低乙酸盐的吸收速率和释磷速率。

这就意味着，在低pH情况下，释放单位质量的磷需要更多的乙酸盐，同时，聚磷酸盐分解释放的能量不是用于聚-β-羟基丁酸(PHB)的合成和贮存，而是用于运送乙酸盐通过细胞膜进入细菌体内。

低温对活性污泥法的影响与低温下提高脱氮除磷效率对策摘要城镇污水处理常用活性污泥法，温度对处理效果有重要影响。

我国北方冬季污水处理厂进水温度一般低于10℃，影响污泥中微生物活性，对活性污泥法中污泥沉降、有机物去除、脱氮除磷性能均有影响。

国内外研究者提出了改善保温条件、调整工艺流程、引进耐寒菌株等诸多解决方案。

1低温对活性污泥法的影响1.1低温引起污泥膨胀低温下丝状菌大量繁殖，进而引发污泥膨胀，污泥絮体松散、质量变轻。

吴成强等对低温时一体式活性污泥反应器进行研究发现胞外分泌物比常温时高1.7倍[1]，污泥难于压缩和沉淀。

污泥在低温下负电荷较少，亲水性增强，导致沉降性和脱水性变差[2]。

1.2低温影响有机物去除率研究表明绝大部分微生物活性与温度成正比，随温度降低，常温微生物脱离最适温度范围，部分微生物进入休眠状态，对有机物摄取能力下降，进而使降解效率下降。

但有部分研究表明[2,3,4]，延长停留时间，低温下COD去除率仍可达到80%以上。

1.3低温影响脱氮效率低温条件下，硝化细菌和反硝化细菌活性降低，TN去除效率明显降低。

研究表明4℃消化作用和反硝化作用降至几乎为零[2,4]。

低温有利于水中溶解氧浓度的上升，不利于形成严格缺氧环境。

1.4低温影响除磷效率活性污泥法除磷原理依赖于聚磷菌的吸磷作用，并通过排泥最终去除。

研究表明聚磷菌的作用受温度影响较复杂，由15℃下降到10℃除磷效果急剧下降，温度下降到4℃时，除磷效率又恢复[3] 。

2低温下提高脱氮除磷效率对策2.1改善保温条件为污水处理设施增加顶棚、建在室内或半地下结构、提供热源等是可行的温度调节措施。

改善保温条件使活性污泥运行法运行温度提高，调节微生物种群组成，提高污泥活性，限制丝状菌大量繁殖，改善污泥沉降性能。

2.2生物强化生物强化是指定向培养耐低温的菌株用于活性污泥法处理。

主要是培养和驯化耐低温的硝化细菌和反硝化细菌，保证生物脱氮所需的菌种的生物量。

污水处理技术之影响生物除磷效果的10大因素所属行业: 水处理关键词：污水处理技术生物除磷反硝化生物除磷中通过聚磷菌在厌氧状态下释放磷，在好氧状态下过量地摄取磷。

经过排放富磷剩余污泥而除磷，其影响因素有：生物除磷的影响因素包括：温度、pH值、厌氧池DO、厌氧池硝态氮、泥龄、CP 比、RBCOD含量、糖原、HRT等。

1、温度温度对除磷效果的影响不如对生物脱氮过程的影响那么明显，在一定温度范围内，温度变化不是十分大时，生物除磷都能成功运行。

试验表明，生物除磷的温度宜大于10℃，因为聚磷菌在低温时生长速度会减慢。

2、pH值在pH在6.5一8.0时，聚磷微生物的含磷量和吸磷率保持稳定，当pH值低于6.5时，吸磷率急剧下降。

当pH值突然降低，无论在好氧区还是厌氧区磷的浓度都急剧上升，pH降低的幅度越大释放量越大，这说明pH降低引起的磷释放不是聚磷菌本身对pH变化的生理生化反应，而是一种纯化学的“酸溶”效应，而且pH下降引起的厌氧释放量越大，则好氧吸磷能力越低，这说明pH下降引起的释放是破坏性的，无效的。

pH升高时则出现磷的轻微吸收。

3、溶解氧每毫克分子氧可消耗易生物降解的COD3mg,致使聚磷生物的生长受到抑制，难以达到预计的除磷效果。

厌氧区要保持较低的溶解氧值以更利于厌氧菌的发酵产酸，进而使聚磷菌更好的释磷，另外，较少的溶解氧更有利予减少易降解有机质的消耗，进而使聚磷菌合成更多的PHB。

而在好氧区需要较多的溶解氧，以更利于聚磷菌分解储存的PHB 类物质获得能量来吸收污水中的溶解性磷酸盐合成细胞聚磷。

厌氧区的DO控制在0.3mg/l以下，好氧区DO控制在2mg/l以上，方可确保厌氧释磷好氧吸磷的顺利进行。

4、厌氧池硝态氮厌氧区硝态氮存在消耗有机基质而抑制PAO对磷的释放，从而影响在好氧条件下聚磷菌对磷的吸收。

另一方面，硝态氮的存在会被气单胞菌属利用作为电子受体进行反硝化，从而影响其以发酵中间产物作为电子受体进行发酵产酸，从而抑制PAO的释磷和摄磷能力及PHB的合成能力。

温度与碳源类型对生物除磷性能和污泥沉降性能的影响周海蔚;龙向宇;唐然;王涛;戴炜;陈逸【期刊名称】《当代化工》【年(卷),期】2022(51)8【摘要】系统研究了温度(30℃和20℃)与碳源类型(乙酸盐和丙酸盐)对A/O-SBR 反应器生物除磷性能和污泥沉降性能的影响。

结果表明,30℃条件下丙酸盐反应器较乙酸盐反应器呈现良好的除P性能,对应着前者的污泥TP质量分数、细菌细胞TP质量分数以及VSS质量浓度均高于较后者。

温度由20℃增大为30℃,乙酸盐反应器中Ca.Accumulibacter的相对丰度明显降低(35.4%±2.5%vs.7.0%±0.4%),然而丙酸盐反应器中Ca. Accumulibacter的相对丰度增大(24.3%±0.9%vs.35.9%±3.1%)。

LB-EPS和TB-EPS含量及其组分与污泥SVI值的相关性由大到小顺序为:TB-EPS蛋白质、TB-EPS质量分数、LB-EPS多糖、LB-EPS蛋白质、LB-EPS质量分数、TB-EPS多糖。

这表明高温条件(≥20℃)下TB-EPS质量分数及其蛋白质质量分数是影响污泥沉降性能的关键因子。

此外,TB-EPS 质量分数及其蛋白质质量分数的增大不利于污泥沉降。

【总页数】9页(P1765-1772)【作者】周海蔚;龙向宇;唐然;王涛;戴炜;陈逸【作者单位】陆军勤务学院;重庆科技学院化学化工学院【正文语种】中文【中图分类】X172【相关文献】1.碳源对好氧颗粒污泥物理性状及除磷性能的影响2.碳源种类对同步脱氮除磷颗粒污泥除磷性能的影响3.温度对活性污泥沉降性能与微生物种群结构的影响4.碳源类型对污泥沉降性能及丝状菌生长的影响5.进水碳磷比对SBR系统污泥沉降及脱氮除磷性能的影响因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。