下载文档原格式
氨氮的预处理方法氨氮是指水中所含的游离氨和铵离子的浓度。
由于氨氮具有较高的毒性和对水体生态环境的负面影响，因此在水体环境保护和污水处理过程中，需要对氨氮进行预处理以降低其浓度。
1.生物法预处理：生物法预处理是将含氨水体通过微生物活性池进行处理的一种方法。
常见的生物法预处理方法包括活性污泥法、人工湿地法和微生物滤床法。
-活性污泥法：活性污泥法是一种将含氨废水中的氨氮转化为氮气通过空气中的氧气释放出去的方法。
废水经过曝气槽，利用活性污泥中的硝化细菌进行氨氮的氨化转化为亚硝酸盐，再经过好氧池中的硝化细菌进行亚硝酸盐的硝化转化为硝酸盐。
这样，废水中的氨氮就被转化为氮气，从而达到降低氨氮浓度的目的。
-人工湿地法：人工湿地法是一种通过植物和土壤微生物降解氨氮的方法。
水体通过人工湿地，植物的根系和湿地土壤中的微生物可以吸附、分解和转化废水中的氨氮，使其减少。
这种方法具有结构简单、运行成本低的优点，并且可以同时去除其他污染物。
-微生物滤床法：微生物滤床法是将含氨水体通过填充了微生物滤料的滤床进行处理的方法。
废水通过滤床时，微生物滤料上的微生物能够将废水中的氨氮降解为无毒的亚硝酸盐、硝酸盐和氮气。
这种方法具有处理效果稳定、装置结构简单的特点。
2.物化预处理：物化预处理是通过一些物化方法将废水中的氨氮与其他物质发生反应，从而降低氨氮的浓度。
-化学沉淀法：化学沉淀法是利用化学反应将废水中的氨氮转变为不溶性物质，通过沉淀的方式从废水中除去的方法。
常用的化学沉淀剂有氢氧化钙、氢氧化镁等。
-活性炭吸附法：活性炭具有较高的比表面积和吸附性能，可以将废水中的氨氮吸附在其表面上，从而达到去除氨氮的目的。
-化学氧化法：化学氧化法是通过氧化剂将废水中的氨氮氧化为无毒的物质，如亚硝酸盐、硝酸盐等。
常用的氧化剂有臭氧、高锰酸钾等。
3.综合预处理：综合预处理是将多种预处理方法结合起来，通过联合运用提高氨氮去除效果。
一种常用的综合预处理方法是将生物法与物化法相结合。
去除氨氮的最好方法氨氮是指水中溶解态氨和氨离子的总量。
在环境保护和水处理过程中，去除氨氮是一项重要的任务。
常见的去除氨氮的方法有生物法、物理法和化学法。
下面将详细介绍这些方法：1. 生物法：生物法是指利用微生物对水体中的氨氮进行处理的方法。
常见的生物法包括活性污泥法、生物接触氧化法和固定化微生物法。
- 活性污泥法：活性污泥法是将含氨氮的水体与活性污泥混合反应，通过微生物的代谢作用将氨氮转化为氮气。
该方法适用于处理中低浓度的氨氮污染水体，但对污水中有机负荷和微量有毒物质较敏感。
- 生物接触氧化法：生物接触氧化法是将水体与生物载体（如颗粒污泥）接触反应，通过附着在载体上的微生物代谢将氨氮转化为氮气。
这种方法适合处理高浓度氨氮的废水。
- 固定化微生物法：固定化微生物法是将微生物固定在某种载体（如泡沫塑料、陶瓷颗粒等）上，通过微生物对氨氮的降解作用去除氨氮。
这种方法能够适应高浓度氨氮的废水处理，并且具有一定的抗负荷冲击能力。
2. 物理法：物理法是指通过物理手段将水中的氨氮去除的方法，常见的物理法包括吸附法、膜分离法和气体扩散法。
- 吸附法：吸附法是利用吸附剂将水中的氨氮吸附到固体表面上，并实现去除的方法。
常用的吸附剂有活性炭、天然矿物、离子交换树脂等。
吸附法适用于处理氨氮浓度较低的水体。
- 膜分离法：膜分离法是通过薄膜的选择性渗透作用将水中的氨氮分离出去的方法。
常见的膜分离法包括微滤、超滤、纳滤和反渗透等。
膜分离法适用于处理氨氮浓度较低并且水质要求较高的水体。
- 气体扩散法：气体扩散法是将含氨氮的水体与气体（如空气）接触，通过气体的扩散将氨氮从水中转移到气相。
这种方法适用于氨氮浓度较低并且需要降低水体中溶解气体含量的情况。
3. 化学法：化学法是通过化学反应将水中的氨氮与某些试剂反应生成不溶性沉淀物而去除的方法。
常用的化学法有硫酸铵法、硫酸镁法和氯化铁法等。
- 硫酸铵法：硫酸铵法是将硫酸铵加入含氨氮的水体中，氨氮与硫酸铵反应生成铵盐沉淀而达到去除氨氮的目的。
AAO工艺原理及过程传统活性污泥法是应用最早的工艺，它去除有机物的效率很高，近20年来，水体富营养化的危害越来越严重，去除氮、磷列入了污水处理的目标，于是出现了活性污泥法的改进型AO工艺和AAO工艺。
AO工艺有两种，一种是用于除磷的厌氧—好氧工艺，一种是用于脱氮的缺氧—好氧工艺;AAO工艺则是既脱氮又除磷的工艺。
1、AAO工艺原理及过程A-A-O生物脱氮除磷工艺是传统活性污泥工艺、生物硝化及反硝化工艺和生物除磷工艺的综合。
在该工艺流程内，BOD、SS和以各种形式存在的氮和磷将一并被去除。
该系统的活性污泥中，菌群主要由硝化菌、反硝化菌和聚磷菌组成，专性厌氧和一般专性好氧菌群均基本被工艺过程所淘汰。
在好氧段，硝化细菌将入流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。
在以上三类细菌均具有去除BOD的作用，但BOD的去除实际上以反硝化细菌为主。
以上各种物质去除过程可直观地用图所示的工艺特性曲线表示。
污水进入曝气1池以后，随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段好氧生物分解，BOD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，氨氮浓度稳中有降，至好氧段，随着硝化的进行，氨氮逐渐降低。
在缺氧段，NO3-N瞬间升高，主要是由于内回流带入大量的NO3-N，但随着反硝化的进行，硝酸盐浓度迅速降低。
在好氧段，随着硝化的进行，NO3-N浓度逐渐升高。
2、AAO工艺参数和影响因素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。
给排水工艺中的去除氨氮总氮技术随着城市发展和人口增长，污水处理成为了一项关键的环保任务。
而其中，去除氨氮和总氮是污水处理过程中的重要指标之一。
本文将介绍几种常用的去除氨氮总氮技术，包括生物法、化学法和物理法。
一、生物法生物法是最常见的去除氨氮总氮的方法之一。
其原理是利用微生物将有机物和氨氮等有害物质转化为无害的固体物或气体。
常用的生物法包括活性污泥法、厌氧氨氧化法和硝化—反硝化法。
1. 活性污泥法活性污泥法利用污水中的微生物菌群，通过细菌的降解作用将氨氮和有机物质转化为沉淀物。
该方法适用于中小型污水处理厂，具有成本低、运行稳定等优点。
2. 厌氧氨氧化法厌氧氨氧化法是利用厌氧菌将氨氮氧化为亚硝酸盐。
该方法适用于高氨氮浓度的废水处理，能够大幅度减少氨氮的去除能耗。
3. 硝化—反硝化法硝化—反硝化法是将氨氮先氧化成硝酸盐，然后通过反硝化将硝酸盐还原为氮气排出。
该方法适用于氨氮浓度较低的废水处理，能够实现氮气的高效去除。
二、化学法化学法是采用化学品与氨氮或总氮发生反应，从而实现去除的方法。
常用的化学法包括硝化—硝化法和氨氮氧化法。
1. 硝化—硝化法硝化—硝化法是利用化学药剂将氨氮转化为亚硝酸盐或硝酸盐，再通过沉淀、吸附等方式进行去除。
该方法适用于废水中氨氮浓度较高的情况，但同时也会产生相应的化学废物。
2. 氨氮氧化法氨氮氧化法是利用高效氧化剂将氨氮氧化为无机氮。
该方法适用于氨氮含量较低的废水处理，但氧化剂的使用会增加运营成本。
三、物理法物理法主要是通过物理手段去除废水中的氨氮和总氮。
常用的物理法包括吸附法和膜分离法。
1. 吸附法吸附法是利用吸附剂吸附污水中的氨氮和总氮物质，从而实现去除。
常用的吸附剂有活性炭、树脂等。
该方法适用于小型污水处理系统，但吸附剂的再生和处理也需要额外考虑。
2. 膜分离法膜分离法是利用膜的筛选作用，通过渗透、过滤等方式将废水中的氨氮和总氮分离出来。
常见的膜分离方法有超滤法、反渗透法等。
污水处理工艺比选一、引言污水处理是保护环境和人类健康的重要环节。
在污水处理过程中，选择合适的处理工艺是至关重要的。
本文将对污水处理工艺进行比选，并详细介绍每种工艺的原理、优缺点以及适合范围，以便于选择最适合的处理工艺。
二、传统工艺1. 活性污泥法活性污泥法是一种常见的传统工艺，通过将污水与含有微生物的活性污泥接触，使污水中的有机物被微生物降解，达到净化水质的目的。
该工艺具有处理效果好、运行稳定等优点，但对氮、磷等营养物质的去除效果较差。
2. 厌氧消化厌氧消化是一种将有机废水通过厌氧发酵降解的工艺。
该工艺适合于高浓度有机废水的处理，能够有效去除COD，同时产生沼气。
然而，厌氧消化工艺对氮、磷等营养物质的去除效果较差。
三、新型工艺1. 膜生物反应器（MBR）膜生物反应器是一种将活性污泥法与膜分离技术相结合的工艺。
该工艺通过膜的过滤作用，能够有效去除悬浮物、细菌等污染物，同时提高出水的水质稳定性。
MBR工艺具有占地面积小、出水水质稳定等优点，但投资和运营成本较高。
2. 生物膜反应器（MBBR）生物膜反应器是一种将活性污泥法与生物膜技术相结合的工艺。
该工艺通过生物膜的附着作用，能够增加微生物的附着面积，提高有机物的降解效率。
MBBR工艺具有处理效果好、运行稳定等优点，但对氮、磷等营养物质的去除效果较差。
3. 厌氧氨氧化（Anammox）厌氧氨氧化是一种通过厌氧微生物将氨氮直接转化为氮气的工艺。
该工艺具有能耗低、操作简单等优点，能够实现氮的高效去除。
然而，厌氧氨氧化工艺对COD的去除效果较差。
四、工艺比选根据实际情况，我们需要综合考虑以下几个方面来进行工艺比选：1. 污水水质特征：包括COD、氨氮、总磷等指标的浓度和变化范围。
2. 处理要求：根据排放标准和处理效果要求，确定对污水中各种污染物的去除率要求。
3. 运行成本：包括投资成本、运营成本和维护成本等。
4. 占地面积：根据实际场地条件，确定所需处理工艺的占地面积。
氨氮废水处理技术研究进展氨氮废水是指含有氨态氮物质的废水，其排放对水环境造成严重影响，引起了人们的广泛关注。
针对氨氮废水处理问题，研究人员一直在努力寻找高效、经济、环保的处理技术，以提高废水处理效果和减少对环境的损害。
本文将对氨氮废水处理技术的研究进展进行探讨。
一、生物处理技术生物处理技术是目前处理氨氮废水最常用的方法之一。
传统的生物处理技术包括活性污泥法、生物膜法和植物床等。
活性污泥法通过利用污水中的微生物对氨氮进行氧化还原反应，将氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐，进而实现氨氮的去除。
生物膜法则是利用生物膜固定化处理废水中的氨氮。
植物床则是利用植物的吸收能力将废水中的氨氮去除。
近年来，研究人员还提出了一些新的改进方法，如厌氧氨氧化法和氨氧化菌具体群的调控等，以进一步提高生物处理技术的效果。
二、物化处理技术物化处理技术主要包括吸附法、膜分离技术和化学沉淀法等。
吸附法通过添加吸附剂将废水中的氨氮吸附到表面，并将废液进行分离。
常用的吸附剂有活性炭、改性膨润土等。
膜分离技术通过利用半透膜，将废水中的氨氮分离出来，达到去除的效果。
化学沉淀法则是通过添加化学沉淀剂与废水中的氨氮发生反应，生成不溶性沉淀物，从而达到去除氨氮的目的。
三、电化学处理技术电化学处理技术近年来发展迅速，成为一种新兴的氨氮废水处理技术。
通过电解电池，利用电流在电极之间引发化学反应，从而使废水中的氨氮转化成硝酸盐等化合物。
电化学处理技术具有高效、低能耗和易操作等优势，但目前还存在电极材料选择和耐久性等方面的问题需要解决。
四、复合处理技术为了更好地处理氨氮废水，研究人员还提出了一些复合处理技术。
常见的复合处理技术有生物-物理化学技术、生物-电化学技术等。
这些技术将不同的废水处理技术进行组合，取长补短，以提高氨氮废水的处理效果。
综上所述，氨氮废水处理技术在过去几十年中取得了显著的进展。
生物处理技术、物化处理技术、电化学处理技术和复合处理技术等都在不同程度上对氨氮废水的处理起到了积极作用。
废水中的氮常以合氮有机物、氨、硝酸盐及亚硝酸盐等形式存在。
生物处理把大多数有机氮转化为氨，然后可进一步转化为硝酸盐。
水中氨氮的去除方法有多种，但目前常见的除氮工艺有生物硝化与反硝化、沸石选择性交换吸附、空气吹脱及折点氯化等。
下面我们详细介绍一下这几种水中氨氮的去除方法：一、生物硝化与反硝化（生物陈氮法）（一）生物硝化在好氧条件下，通过亚硝酸盐菌和硝酸盐菌的作用，将氨氮氧化成亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的过程，称为生物硝化作用。
生物硝化的反应过程为：由上式可知：（1）在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧；（2）硝化过程中释放出H+, 将消耗废水中的碱度，每氧化lg氨氮，将消耗碱度（以CaC03十）。
影响硝化过程的主要因素有：（1）pH值当pH值为〜时（20 C ），硝化作用速度最快。
由于硝化过程中pH将下降，当废水碱度不足时，即需投加石灰，维持pH值在以上；（2）温度温度高时，硝化速度快。
亚硝酸盐菌的最适宜水温为35C，在15 C以下其活性急剧降低，故水温以不低于15C为宜；（3）污泥停留时间硝化菌的增殖速度很小，其最大比生长速率为 =〜（温度20C,〜。
为了维持池内一定量的硝化菌群，污泥停留时间必须大于硝化菌的最小世代时间。
在实际运行中，一般应取> 2 ,或>2 ; （4）溶解氧氧是生物硝化作用中的电子受体，其浓度太低将不利于硝化反应的进行。
一般，在活性污泥法曝气池中进行硝化，溶解氧应保持在2〜3mg/L以上；（5）B0D负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。
若B0D5负荷过高，会使生长速率较高的异养型菌迅速繁殖，从而佼白养型的硝化菌得不到优势，结果降低了硝化速率。
所以为要充分进行硝化，B0D5负荷应维持在（B0D5）/kg（SS）.d 以下。
（二）生物反硝化在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌（反硝化菌）的作用，将N02--N和N03--N还原成N2的过程，称为反硝化。
反硝化过程中的电子供体（氢供体）是各种各样的有机底物（碳源）。
污水处理中有关氨氮等生化处理方面常见问题解析在污水处理过程中，会遇到各种各样的污水问题。
例如：COD、氨氮、SS等指标不达标，污泥膨胀、浮泥和活性微生物死亡等，因为污水处理的原理都是相同的，所以污水处理研究从开始基本上是以生活污水作为研究蓝本的，我们以生活污水的为目标来总结运营过程中会遇到的问题。
进水水量与水质进水水量在我国，城市污水处理厂进水水量不足的现象普遍存在，这种吃不饱的原因既有通常被提到的污水收集管网建设滞后问题，也有设计能力超前的问题。
这两方面原因导致许多地方的污水处理厂已经建成几年仍不能满负荷运行，有些污水处理厂甚至只能抽取厂区周边的河水进行处理，使得污水处理工艺控制增加了难度，也增加了工程投资的成本，造成资产的闲置与浪费，无谓地过多消耗本来就已非常紧张的污水处理资金。
相反，有的污水处理厂存在长期超负荷运行状态，例如某污水处理厂一期工程规模为40万m3∕d,二期工程规模为24万m3∕d,但由于资金短缺而使二期工程建设滞后，一期实际处理量已达到52万πι3∕d,处理出水水质有所下降。
为此，合理确定污水处理厂建设规模与分期，高效使用治污资金，以及尽量提高污水收集率，是实现污水减排的前提。
进水水质污水收集管网不配套，雨污合流制管网较普遍，管网管理不到位，致使进入城市污水处理厂的进水中雨水、河道水和工业废水的比例较大。
以下进水水质情况均不利于污水处理厂的正常运行：1.进水中BOD、COD含量比设计值低，而氮、磷等指标则等于或高于设计值，从而增加污水脱氮除磷处理达标排放的难度；2.工业废水中的夹带油污或有毒物质对城市污水处理厂的生物系统造成巨大影响，在极端情况下这些油污或有毒物质会使整个生物系统瘫痪，微生物菌种死亡，整个污水处理厂不得不重新培养活性污泥；3.进水水质偏高，供氧与污泥脱水设备规格不能满足污水与污泥处理要求。
其中垃圾渗滤液引入给城市污水处理厂运行所造成的影响需要给予足够重视。
对于污水收集与污水处理能力不协调的问题，需要有关主管部门将城市排水管网和污水处理厂建设纳入城市建设近、远期总体规划，保证污水收集系统与污水处理厂同步或先行建设。
传统活性污泥法的脱氮除磷改造实践
hc360慧聪网水工业行业频道 2004-07-05 09:21:16
[ 摘要 ]
在仍使用旧设备和构筑物的基础上，对传统活性污泥生物处理工艺进行了改良，解决了污泥膨胀问题，工艺运行更加稳定，而且使氮磷的去除率提高。
在脱氮模式中氨氮的去除率达到了73.3%；除磷模式中，总磷的去除率达到了82.0%，大大优化了出水水质。
[ 正文 ]
0 前言
深圳市滨河污水处理厂二期活性污泥生物处理系统于1987年竣工并投入使用，该系统主要处理深圳市罗湖区、福田区的部分城市污水，设计处理量为2.5万m3/d。
经过十几年的运行，该系统的设备日趋老化，而进厂污水中污染物的浓度逐年增高，这些都给运行管理带来了一定的困难。
另一个更为突出的问题是，该系统以传统的活性污泥工艺运行，对氮磷的去除率不高。
而目前由于我国水环境污染和水体富营养化的状况日趋严重，国家对污水处理厂氮磷排放的控制更加严格。
因此，传统活性污泥工艺已经较难适应新的环保需要了。
新的形势迫切要求污水处理厂提高污水处理的深度，但是要彻底改造又需要相当大的资金投入，为此，我们尝试在仍使用旧设备和构筑物的基础上改良运行模式，加强脱氮除磷的效果，并提高系统的抗冲击负荷能力，使工艺的运行更游榷ā?
1 设计工艺概况
我厂二期系统的工艺流程见图1主要设计参数为：进水水质BOD5＝200mg/L，SS＝240mg/L；出水水质BOD5≤20mg/L，SS ≤20mg/L， CODCr ≤60mg/L；曝气池总有效容积 8 350m3， HRT＝8 h，泥龄≈6d；污泥负荷0.2kgBOD5/(kgMLSS·d)。
滨河厂二期系统的曝气池的池型设计是再生推流式池型，见图2。
图2 再生推流式曝气池池型示意
从目前该系统的运行状况来看，出水水质还是较好的。
由于各方面的原因，进水水质要远高于设计值，例如1998年年平均SS为431mg/L，CODCr 为696mg/L，BOD5为256mg/L，而 1999年上半年的均值SS为592mg/L，CODCr 为966mg/L，BOD5为298mg/L。
对于这种较高负荷的污水，再生段的作用明显，而且，多点进水使有机负荷分布较为均匀，从而均化了需氧量，微生物在食物分布比较均匀的情况下，能充分发挥分解有机物的能力，所以出水的三项指标SS为18mg/L，CODCr 为37.6mg/L，BOD5为13.0mg/L，能较为稳定地达标排放。
但在运行管理上，整个系统对进水水质变化和水力负荷冲击较为敏感，较易出现污泥膨
胀，而且二沉池常有黄色反硝化漂泥的现象。
另一个较大的缺陷就是脱氮除磷的效果较差，氨氮和总磷的去除率分别只有37.4%和45.2%。
2 脱氮试验
2.1 试验方法
针对上述问题，为了改善脱氮效果，本试验将中间4个进水点处的曝气头调到微曝状态，曝气量仅维持污泥的充分混匀。
进曝气池的高浓度污水与活性污泥接触时，污泥中各类微生物的代谢活动旺盛，耗氧率高，而由于充氧不足，所以在这4点形成缺氧区。
如图3所示。
2.2 结果与讨论
溶解氧测试表明4个缺氧区的溶解氧在0.30mg/L左右，缺氧效果较好。
由于在曝气池中设置了缺氧区，一方面，有效抑制了丝状菌的生长，使活性污泥保持较好的沉降性能，试验期间的SV均值为14%；同时也抑制了活性污泥在二沉池的反硝化，池面上没有再出现黄色漂泥；另一方面，缺氧区的设置也为脱氮创造了有利的条件 ［１］ ，缺氧区内有足够的碳源，有利于异养的兼性厌氧菌的生长繁殖，它可利用硝酸盐作为电子受体，进行无氧呼吸，氧化大量的有机物，起到脱除硝态氮作用的同时也降低了污水的负荷，有利于后续好氧区内自养硝化菌的生长，从而提高了硝化作用的程度，因而使整个系统的脱氮效果得以提高。
结果表明出水氨氮大大降低，去除率可达到73.3%，但总氮的去除率尚不理想，仅可达到39. 8%，这可能与水力停留时间不足和泥龄短有关。
3 除磷试验
3.1 试验方法
由于我厂进水的氨氮值不高，在20～30mg/L的范围，所以，尽管去除率不高，我厂二期系统出水的氨氮基本上是达标的，但是出水的含磷量却一直难以降下来。
因此，本试验将重点放在了磷的去除上。
结合构筑物的具体情况、水力停留时间和泥龄，我们认为将工艺改为除磷的A/O工艺是可行的。
于是本试验将池型改为图4的池型，并将第一槽的2/3的曝气头调到微曝状态，设置首端缺氧区，缺氧时间为1h左右。
3.2 结果与讨论
3.2.1 溶解氧测试
对首端缺氧区域的DO测试表明，DO均能保持在0.3mg/L以下，该区域硝酸盐的浓度很低，在0.1mg/L以下，所以，根据广义的厌氧概念 ［２］ ，该区域已达到厌氧
效果。
而在之后的好氧区，DO顺着水流的方向逐渐升高。
沿水流方向等间距取点测溶解氧得到典型的 DO曲线如图5所示。
因此，曝气池中的DO分布状况为除磷菌的释放磷和吸收磷的代谢活动创造了较好的条件，有利于除磷菌的生长和繁殖。
3.2.2 基质的可获得性
水质分析表明，曝气池进水的BOD5为150mg/L，其中可溶性BOD5为92. 0mg/L，原水总磷为5.22mg/L，所以进水BOD5/TP为28.7，可溶性BOD5/TP为17.6，这为生物除磷提供了足够的基质保证。
已有的数据表明 ［２］ ，对于短泥龄的除磷系统来说，原水BO D5/TP比值为20～30时，可获得出水溶解磷低于1mg/L的除磷效果。
3.2.3 生物除磷反应
从曝气池首端厌氧区取样作可溶性BOD5测试表明：可溶性BOD5从进水的
92.0mg/L下降到45.0mg/L，表明兼性细菌将大量溶解性BOD转化为VFAs(低分子发酵产物)，而生物贮磷菌(或称除磷菌)则大量吸收VFAs，将其同化成细胞内碳能源存贮物(PHB/PHV)，并释放磷。
当进入好氧区，贮磷菌以聚磷的形式，通过对PHB/PHV的氧化代谢产生能量，大量吸收磷酸盐，从而使磷酸盐从液相中除去。
沿水流方向的溶解氧(DO)测试点，取样分析水中的可溶磷 (DP)，可得沿水流方向可溶磷的变化趋势，结合所测DO值，得到如图6所示的相关关系。
由于进水总磷为5.22mg/L，所以图6中可以清楚反映出磷的释放与吸收的生物反应过程，而且磷的吸收远大于磷的释放，达到了除磷的目的，曝气池出水口的可溶磷已降低到小于1mg/ L的水平。
3.2.4 总的除磷效果
由于在曝气池中，只是将磷酸盐从水相中转移到了泥相中，所以系统总的除磷还需通过剩余污泥的排放来进行。
这就要求在二沉池尽量避免磷的重新释放，而且要保证二沉池出水要有尽量低的SS。
本试验保持曝气池末端较高的DO，可使菌胶团内部微环境在二沉池中仍能具有一定的DO，同时加大污泥的回流量，回流比约为85%，降低二沉池泥层的高度及停留时间，从而抑制了磷的再释放。
在集泥池处取回流污泥检测可溶磷的浓度为
1.37mg/L，证明在二沉池磷的再释放作用并不明显。
另外A/O系统的首端缺氧区相当于生物选择器 ［３］ ，除磷菌的优势生长大大抑制了丝状菌的生长，从而使污泥的沉降性能良好，保证了二沉池出水维持低的SS水平，系统获得了较好的除磷效果，试验期间出水TP 平均为0.94mg/L，除磷率达8
2.0%。
3.2.5 存在的问题
由于旧有的设备和构筑物没有做更改，所以本试验也就有较大的局限性，从而也影响了试验的效果。
例如，该系统采用大孔曝气方式，充氧的效率不高，影响了氧在菌胶团中的传递；而另一方面，采用螺旋泵回流污泥，导致有明显的复氧作用；非淹没式进水的水头跌落也产生了充氧作用，由于没有安装水下搅拌器，所以只能靠调节微小的曝气量来保持污泥的均匀混合状态，这些都直接影响了曝气池首端的厌氧状态。
另外原有的风机不可调节风量，控制曝气量只能通过调节曝气头的开关程度来实现，使能源浪费在管道中，并没有达到节能的效果。
这些问题的解决需要相当大的资金投入，而本试验所做的工作旨在从充分挖掘设备的潜力中出效益，所以也不失其积极的意义。
4 结论
(1)通过运行方式的适当改良，滨河厂的二期传统活性污泥生物处理系统达到了一定除磷脱氮的效果。
其中脱氮模式中，氨氮去除率达到73.3%，总氮去除率达到39.8%；除磷模式中，TP 娜コ 蚀锏?2.0%，大大优化了出水水质。
(2)本试验同时解决了旧运行工艺中污泥膨胀的老大难问题，试验期间没有发生污泥膨胀，二沉池面再无漂泥现象，运行状态稳定。
结合新的环保要求和滨河厂二期的具体情况，改良运行模式为除磷的A/O工艺是适宜的。
(3)本试验并没有改变原来的设备，只是调整了工艺的运行方式，并取得了较好的效果。
这种不需再投资的改良方式对于老的污水厂来说，具有一定的借鉴价值。
