氧化沟 硝化反硝化(苍松参考)

A/O生化处理工艺的硝化和反硝化控制1、基本原理本系统生化处理段采用缺氧/好氧(A/O)工艺，A/O工艺通常是在常规的好氧活性污泥法处理系统前，增加一段缺氧生物处理过程。

在好氧段，好氧微生物氧化分解污水中的BOD5，同时进行硝化反应，有机氮和氨氮在好氧段转化为硝化氮并回流到缺氧段，其中的反硝化细菌利用氧化态氮和污水中的有机碳进行反硝化反应，使化合态氮变成分子态氮，同时获得同时去碳和脱氮的效果。

这里着重介绍生物脱氮原理。

1) 生物脱氮的基本原理传统的生物脱氮机理认为：脱氮过程一般包括氨化、硝化和反硝化三个过程。

①氨化(Ammonification)：废水中的含氮有机物，在生物处理过程中被好氧或厌氧异养型微生物氧化分解为氨氮的过程；②硝化(Nitrification)：废水中的氨氮在硝化菌（好氧自养型微生物）的作用下被转化为NO2-和NO3-的过程；③反硝化(Denitrification)：废水中的NO2-和NO3-在缺氧条件下以及反硝化菌(兼性异养型细菌)的作用下被还原为N2的过程。

在反硝化菌的作用下，少部分亚硝酸及硝酸盐氮同化为有机氮化物，成为菌体，大部分异化为气态（70～75％）。

其中硝化反应分为两步进行：亚硝化和硝化。

2、硝化菌对环境的变化很敏感，它所需要的环境条件主要包括以下几方面：(1)好氧条件，DO≥1mg/l,并保持一定碱度，适宜的PH值为7.5～8.5，当pH值低于7.0时，硝化反应会受到抑制，但是当pH低于一定值后，硝化反应就会被抑制而停止，所以说如果废水pH由高到低，且pH小于6.5时就可以排除硝化反应导致的pH值降低。

(2)有机物含量不宜过高，污泥负荷≤0.15kgBOD/kgMLVSS·d,因为硝化菌是自养菌，有机基质浓度高，将使异氧菌快速增殖而成为优势。

(3)适宜温度20～30℃。

(4)硝化菌在反应器中的停留时间必须大于最小世代时间。

(5)抑制浓度尽可能的低，除重金属外，抑制硝化菌的物质还有高浓度有机基质，高浓度氨氮、NOx-N 以及络合阳离子。

A2／O氧化沟反硝化除磷实践【摘要】反硝化除磷脱氮是利用反硝化聚磷菌，在缺氧环境下以NO3-作为电子受体来实现同步反硝化和过量吸磷作用，从而可以在低碳源情况下达到脱氮除磷目的。

在此理论指导下，本文作者在A2/O微曝氧化沟工艺中进行了实践操作，得到较好的效果。

【关键词】反硝化除磷；氧化沟引言排放污废水中的磷是水体中磷的主要来源，其形态有正磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷，其中正磷酸盐和聚磷酸盐占绝大多数[1]。

磷的去除有化学除磷和生物除磷两种工艺，目前国家污水处理多使用生物除磷技术[2]，传统生物除磷是利用聚磷菌的厌氧释磷好氧超量吸磷特性，将磷以聚合的形态储藏在菌体内形成高磷污泥，通过排放富磷剩余污泥将磷排出系统外，达到从废水中除磷的目的[3-6]，在这一生物除磷的过程中需要有充足碳源才能达到理想的去除效果。

但是南方地区城市污水处理系统中往往是由于气候及其他原因使得碳源不足，在通常的A2 /O微曝氧化沟工艺还需要补加部分碳源才能达到理想的氮、磷的去除效果，导致运行费用居高不下。

反硝化除磷脱氮能够在碳源不足的情况下达到较好的除磷和脱氮。

反硝化除磷脱氮是利用反硝化聚磷菌（Denitrifying Phosphate - accumulating Organisms，DNPAOs），在缺氧环境下以NO3-作为电子受体来实现同步反硝化和过量吸磷作用，从而可以在低碳源情况下达到脱氮除磷目的。

在此理论指导下，本文作者在A2/O微曝氧化沟工艺中进行了实践操作，得到较好的效果。

1.南方某5万吨污水处理厂概况1.1基本概况该污水处理厂设计进、出水水质如下：表1项目/内容进水（mg/L）出水（mg/L）去除率（%）BOD5 120 20 83.3CODCr 240 40 83.3SS 150 20 86.6NH3—N 25 8 68磷酸盐（以P计）3 0.5 83.3TN 30 20 33.3TP（以P计）4 1.0 62.5该厂采用“A2/O微曝氧化沟”工艺，其核心就是氧化沟型式的“厌氧池+缺氧池+好氧池”有机一体化构筑物。

龙城新区卡罗赛氧化沟硝化—反硝化生物处理工艺
环境情况：
建筑总容积4300m³，有效容积容积4000m³，其中厌氧容积400m³水力停留时间3.2小时，缺氧容积400m³水力停留时间3.2，好氧容积3200m³水力停留时间25小时；
特征分析：
氧化沟具有明显的溶解氧浓度梯度，特别适用于硝化－反硝化生物处理工艺。

氧化沟从整体上说又是完全混合的，而液体流动却保持着推流前进，其曝气装置是定位的，因此，混合液在曝气区内溶解氧浓度是上游高，然后沿沟长逐步下降，出现明显的浓度梯度，到下游区溶解氧浓度就很低，基本上处于缺氧状态。

氧化沟设计可按要求安排好氧区和缺氧区实现硝化－反硝化工艺，不仅可以利用硝酸盐中的氧满足一定的需氧量，而且可以通过反硝化补充硝化过程中消耗的碱度。

这些有利于节省能耗和减
少甚至免去硝化过程中需要投加的化学药品数量。

系统的脱氮原理：
污水中的氨氮（HN3—N）95%以上是以NH4+形色存在，经鼓风曝气，首先用亚硝酸菌（济南乪行生物出品）将氨氮转化为亚硝酸盐：
然后再由硝酸菌将亚硝酸盐转化为硝酸盐：
以上反应在好氧段内进行，在缺氧条件下，通过异养型微生物进行反硝化脱氮，反消化菌（北海群林生物出品）利用NO3中的氧（又称为化合态氧或硝态氧），继续分解代谢有机污染物，去除BOD5，同时将NO3－中的氮转化为氮气N2，这个过程可用下式表示：
容积负荷Fv=0.60kgBOD/m³.d
配D系列离心式鼓风机D60-61-49-90KW两台一用一备
配旋混式曝气头1200个，液面以上曝气主管及分布立管采
用碳钢管预计重量5吨，液面以下采用ABS管。

去除率结果：。

A2／O氧化沟反硝化除磷实践【摘要】反硝化除磷脱氮是利用反硝化聚磷菌，在缺氧环境下以NO3-作为电子受体来实现同步反硝化和过量吸磷作用，从而可以在低碳源情况下达到脱氮除磷目的。

在此理论指导下，本文作者在A2/O微曝氧化沟工艺中进行了实践操作，得到较好的效果。

【关键词】反硝化除磷；氧化沟引言排放污废水中的磷是水体中磷的主要来源，其形态有正磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷，其中正磷酸盐和聚磷酸盐占绝大多数[1]。

磷的去除有化学除磷和生物除磷两种工艺，目前国家污水处理多使用生物除磷技术[2]，传统生物除磷是利用聚磷菌的厌氧释磷好氧超量吸磷特性，将磷以聚合的形态储藏在菌体内形成高磷污泥，通过排放富磷剩余污泥将磷排出系统外，达到从废水中除磷的目的[3-6]，在这一生物除磷的过程中需要有充足碳源才能达到理想的去除效果。

但是南方地区城市污水处理系统中往往是由于气候及其他原因使得碳源不足，在通常的A2 /O微曝氧化沟工艺还需要补加部分碳源才能达到理想的氮、磷的去除效果，导致运行费用居高不下。

反硝化除磷脱氮能够在碳源不足的情况下达到较好的除磷和脱氮。

反硝化除磷脱氮是利用反硝化聚磷菌（Denitrifying Phosphate - accumulating Organisms，DNPAOs），在缺氧环境下以NO3-作为电子受体来实现同步反硝化和过量吸磷作用，从而可以在低碳源情况下达到脱氮除磷目的。

在此理论指导下，本文作者在A2/O微曝氧化沟工艺中进行了实践操作，得到较好的效果。

1.南方某5万吨污水处理厂概况1.1基本概况该污水处理厂设计进、出水水质如下：表1项目/内容进水（mg/L）出水（mg/L）去除率（%）BOD5 120 20 83.3CODCr 240 40 83.3SS 150 20 86.6NH3—N 25 8 68磷酸盐（以P计）3 0.5 83.3TN 30 20 33.3TP（以P计）4 1.0 62.5该厂采用“A2/O微曝氧化沟”工艺，其核心就是氧化沟型式的“厌氧池+缺氧池+好氧池”有机一体化构筑物。

奥贝尔（Orbal）氧化沟充氧量的计算杨根权（煤炭工业合肥设计研究院环境工程所 安徽合肥 230041）提 要：本文通过对奥贝尔（Orbal）氧化沟工艺特点的介绍，详细讨论了该工艺充氧量的计算方法及相关参数选择。

关键词：奥贝尔 氧化沟 充氧量 参数The Oxygenation Capacity Calculation of Orbal Oxidation DitchAbstract: Based on a general introduction of the process character of Orbal oxidation ditch, The paper gives a detailed discussion on the calculation method of the oxygenation capacity and the selection of related parameter. Keywords:Orbal Oxidation Ditch Oxygenation Capacity Parameter一、前言奥贝尔氧化沟污水处理工艺由南非的Huisman设想开发，后转让给美国的Envirex公司。

该工艺除具有普通氧化沟流程简单、管理方便、出水水质稳定、耐冲击负荷等优点外，更凭借其良好的节能效果，在污水处理界得到广泛应用，目前世界上已有500多座奥贝尔氧化沟在正常运行。

我国于八十年代引进该工艺，近年来，随着北京大兴污水处理厂、山东莱西污水处理厂、温州市污水处理厂、廊坊市东方污水处理厂、台州市污水处理厂、无锡市城北污水处理厂等的建成运行，充分显现了该工艺良好的技术性能。

二、奥贝尔氧化沟工艺特点奥贝尔氧化沟属活性污泥法中的延时曝气法，沟体通常由三个同心椭圆形沟道组成，污水与回流污泥混合后，由外沟道进入，再依次进入中沟和内沟，在各沟道内循环数十到数百次，最终出水至二沉池。

各沟道内安装有数量不等的转碟曝气机，以进行充氧及推流搅拌作用。

用ORP 作为氧化沟同步硝化反硝化控制参数侯红勋1,陈伦强1,王淑莹1,Takashi Mino 2,Hiroyasu Satoh 2(1.北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京　100022;2.Institute of Environmental Studies ,University of Tokyo ,Tokyo ,113-8656Japan )摘　要:同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification ,简称SND )是氧化沟工艺实现优良脱氮效果的主要原因,为了较好实现SND ,采用ORP 作为氧化沟工艺SND 的控制参数.采用缺氧2厌氧2氧化沟模型对市政污水进行了生物脱氮研究.U ORP 在-30～30mV ,NH +4和NO -3的含量均比较低,发生了较好的SND ;U ORP 在30mV 以上,出水的总无机氮(TIN )中95%以上为NO -3,该状况下硝化效果良好,U ORP 在-30mV 以下,硝化不充分,出水的TIN 中78%以上为NH +4;U ORP 在-30～30mV ,TN 的去除率在88%以上,SND 作用去除的NO -3占总的NO -3去除的99%以上;氧化沟中的NH +4和NO -3之比的对数与U ORP 有着很好的相关性,相关系数R =-0197.关键词:污水处理;脱氮;氧化沟;同步硝化反硝化中图分类号:X 70311文献标识码:A 文章编号:0254-0037(2006)12-1093-04收稿日期:2005211228.基金项目:国家自然科学基金项目(50521140075);国家自然科学基金资助(20377003).作者简介:侯红勋(1977-),男,河南南阳人,博士生. 同步硝化反硝化为硝化和反硝化两种生物反应在同一反应器中进行的微生物反应现象.近年来有许多关于SND 的研究报道[1],Hyungseok [2]和Rikke [3]用SBR 反应器研究发现SND 的发生,Bertanza [4]研究了传统时曝气工艺中的SND ,K oji [5]研究了厌氧、缺氧、好氧工艺中的SND ,Xiaodi [6]则通过氧化沟工研究了SND ,多停留在SND 现象的观察分析,而对于SND 进行有效的控制方面研究较少.在实现SND 的环境中,DO 变化较快,且变化幅度大,可以作为辅助控制参数;连续流中p H 值相对稳定,且变化幅度小,受进水水质影响小,不能有效反映SND ;而在连续流中ORP 相对稳定,与水中的ρ(O 2)∶ρ(OH -),ρ(NO -3)∶ρ(NH +4)有较好的相关性,ORP 能很好的反映活性污泥絮体内部的微观好氧缺氧比例[8].本研究通过ORP 和DO 综合控制氧化沟中的曝气量,在DO 较低情况下,ORP 能够反映活性污泥宏观和微观生态环境,定性反映活性污泥中的ρ(O 2)∶ρ(OH -),ρ(NO -3)∶ρ(N H +4),从而通过ORP 来控制系统的SND.1　试验材料与方法111　试验装置图1　实验装置示意Fig.1　Schematic diagram of oxidation ditch system 试验装置由进水水箱、带前置缺氧、厌氧选择区的氧化沟反应器和二沉池组成,有效容积分别为200、280和95L ,试验装置示意图如图1所示.前置缺氧区、厌氧区和氧化沟的容积分别为7、21和252L ,水力停留时间(HR T )分别为015、115和18h.试验模型内平均流速约为1cm/s ,循环一次需时5～7min.在氧化沟前端的缺氧区实现前置反硝化,U ORP 在-100mV 以下,而在氧化沟内,通过严格第32卷第12期2006年12月北京工业大学学报JOURNAL OF BEI J IN G UN IV ERSIT Y OF TECHNOLO GY Vol.32No.12Dec.2006控制曝气量,使沟中硝化反应实现的同时进行反硝化反应.在氧化沟中没有严格缺氧段也能实现总氮损失.进水由储水箱经蠕动泵与回流污泥混合进入前置缺氧区,混合液经厌氧区流入氧化沟,缺氧区和厌氧区分别设搅拌器进行搅拌,氧化沟内设曝气装置和搅拌推流装置使活性污泥在氧化沟内循环流动,泥水经二沉池分离后上清液排出系统,大部分污泥回流入前置缺氧区,剩余污泥定期排放.在氧化沟的出水口处设置DO 、ORP 、p H 在线测定仪.112　活性污泥和试验用水该研究在北京市某大型氧化沟工艺污水处理厂进行,接种污泥来自该水厂的回流污泥,试验用水取自该水厂的曝气沉砂池.中试用水为城市市政污水.原水中ρCOD ,ρBOD ,ρ(N H +4),ρTN 和ρTP 分别为260～430、160～230、3515～5112、5514～6618和711～810mg/L.p H 为714～715,ρMLSS 为515～610g/L ,ρVSS为219～315g/L ,温度17～24℃.2　试验结果与讨论氧化沟工艺为传统的污水处理工艺,实现SND 生物脱氮更是得天独厚的.主要因为该工艺HR T 通常为14～30h ,较长的HR T 使氧化沟中底物浓度较低,需要相对较低的DO 浓度.通常氧化沟工艺平均DO 在015mg/L 以下,形成好氧-缺氧的DO 梯度,产生了一个很好的好氧-缺氧微环境,在絮体外缘进行了好氧硝化反应,同时在絮体深层进行缺氧反硝化反应.氧化沟中,曝气池HR T 为18h.污水在沟中快速循环,稳定状态下,在沟内2个曝气头之间的DO 梯度和ORP 梯度不明显.DO 在0106～115mg/L ,相对变化幅度较大;而稳定状态下U ORP 受曝气和水流流态影响较小,在氧化沟中相对比较稳定,通常在-50～50mV ,相对变化幅度较小(总体变化幅度为-400～400mV ),故采用U ORP 作为SND 的控制参数.图2　不同ORP 状态下的NH +4,NO -3和TIN 的变化Fig.2　Variations of NH +4,NO -3and TIN in the effluent during different ORP conditions 曝气量对试验结果的影响较大,试验过程采用转子流量计对曝气量进行微调,使ORP 稳定在较小范围内.经过连续3个月试验,缓慢调节曝气量,连续检测氧化沟出水的N H +4,NO -3,NO -2等指标,通过在线ORP 仪、DO 仪和p H 仪反馈信息对曝气量进行微调.检测出水中的N H +4,NO -3(本研究中ρ(NO -2)很低,在110mg/L 以下).TIN (N H +4、NO -2和NO -3之和)与ORP 的变化关系图如图2所示.由图2可知,U ORP 在30mV 以上时,氧化沟内曝气量充分,硝化比较充分,出水中的总无机氮中95%以上为NO -3.U ORP 在-30mV 以下时,氧化沟曝气量不足,硝化不充分,出水中的TIN 中78%以上为N H +4.U ORP 在-30～30mV 区域内,SND 在该状态下能顺利进行,出水N H +4和NO -3均较低.该状态是一个过渡状态,相对难以控制.若曝气量或者进水负荷在一定时间有较大变化,该状态就会向2种状态转化.氧化沟工艺HR T 较长,抗冲击负荷能力较强,这一状态能够被稳定控制.本研究工艺生物脱氮的反硝化分2部分,一个是在前置缺氧区(选择区)的反硝化过程,另一个是在氧化沟内宏观的缺氧区反硝化和微观缺氧反硝化过程,前者为常规的反硝化,后者为SND.在曝气充分的情况下,氧化沟出水含有部分NO -3,部分NO -3随回流污泥回到前置缺氧区通过类似于A/O 工艺的缺氧反硝化被还原为氮气去除;在曝气不充足的状态下,氧化沟中产生的NO -3大部分在曝气池产生的过程中即被还原,沟中NO -3保持在较低的水平下,此时系统的反硝化大部分发生在氧化沟曝气池中.图3为不同ORP 状态下SND 对于全部反硝化的贡献所占的比例以及总氮的去除率.4901北　京　工　业　大　学　学　报2006年U ORP 在-30～30mV ,TN 的去除率在88%以上,SND 作用去除的NO -3占总的NO -3去除的99%以上.SND 作用对TN 去除的百分比在80%以上,SND 对TN 去除平均占系统TN 去除作用的90%.回流至前置缺氧区的NO -3含量较低;曝气量加大,ORP 升高,SND 作用去除的NO -3占总的NO -3去除份额减少,一部分NO -3回流至前置缺氧段反硝化,部分NO -3排入水体;曝气量较小时,ORP 较低,系统反硝化充分,N H +4不完全硝化,出水有N H +4超标风险.U ORP 在-80～100mV ,O 2/OH -保持相对稳定,对ORP 的影响不大,ORP 主要受N H +4和NO -3的影响.试验期间,氧化沟末端的DO 在011～015mg/L ,p H 值为714～718.氧化沟的HR T 较长,对各种物质都有较强的缓冲能力,加上严格控制曝气量,使SND 在一个较为稳定的状态,这种状态下,DO 变化幅度不大,且浓度比较低,出水口处距离曝气点相对较远,所以出水口处的DO 更能够保持在比较稳定的状态下,同时连续流过程中,出口处的p H 值也维持在较窄的变化范围内,保持相对稳定,O 2/OH -对系统ORP 的影响不大.氧化沟中的N H +4和NO -3之比的对数与U ORP 有着很好的相关性lg (ρ(N H +4)/ρ(NO -3))=-01030×U ORP -01017(1)式中相关系数R =-0.97,lg (ρ(N H +4)/ρ(NO -3))与ORP 的相关关系如图4所示.图3　TN 的去除率和SND 对TN 去除的百分比Fig.3　Rste of TN removal and the percent of SND toTN 图4　lg (ρ(NH +4)/ρ(NO -3))与ORP 的关系Fig.4　Rclation between lg (ρ(NH +4)/ρ(NO -3))and ORPU ORP 与lg (ρ(N H +4)/ρ(NO -3))有着较好的相关性,说明U ORP 可以很好指示SND 的进行状况.实际运行中,将ORP 和DO 仪结合使用,同时参考运行过程中N H +4和NO -3的变化情况,来指导实际水厂运行.3　结论本研究用ORP 作为氧化沟工艺SND 的控制参数对该工艺SND 进行了探讨.1)U ORP 在30mV 以上,出水中的TIN 中95%以上为NO -3,该状况下硝化效果良好;U ORP 在-30mV 以下,硝化不充分,出水中的TIN 中78%以上为N H +4,U ORP 越低,硝化越不充分;U ORP 在-30～30mV ,N H +4和NO -3的含量均比较低,此时发生了较好的SND ;2)通过对不同U ORP 状态下SND 对于全部反硝化的贡献所占的比例以及总氮的去除率进行研究发现,U ORP 在-30～30mV 时,TN 的去除率在88%以上,SND 作用去除的NO -3占总的NO -3去除的99%以上.SND 作用对TN 去除的百分比在80%以上;3)U ORP 在-70～80mV ,O 2/OH -保持相对稳定,对U ORP 的影响不大,ORP 主要受N H +4和NO -3的影响.氧化沟中的N H +4和NO -3的对数与U ORP 有着很好的相关性,相关系数R =-0197.参考文献:[1]HOLMAN J B ,WAREHAM D G.COD ,ammonia and dissolved oxygen time profiles in the simultaneous nitrification/deni 2trifacation process[J ].Biochemical Engineering Journal ,2005(22):125233.[2]HYN GSEO K Y ,KYU 2HON G A ,HYUN G 2J IB L ,et al.Nitrogen removal from synthetic wastewater by simultaneous nitri 2fication and denitrification (SND )via nitrite in an intermittently 2aerated reactor[J ].Wat.Res ,1999:33(1):145254.5901　第12期侯红勋等:用ORP 作为氧化沟同步硝化反硝化控制参数6901北　京　工　业　大　学　学　报2006年[3]RIKKE L M,RA YMOND J Z,VAL ERIO G,et al.Challenges for simultaneous nitrification,denitrification,and phospho2rus removal in microbial aggregates:mass transfer limitation and nitrous oxide production[J].FEMS Microbiology Ecology, 2005(52):329238.[4]BERTANZA G.Simultaneous nitrification2denitrifacation process in extended aeration plants:pilot and real scale experiences[J].Wat.sci.tech,1997,35(6):53261.[5]KOJ I M,TA K AHIKO N,MASAHIDE G,et al.Characteristics of nitrification and denitrification of the media anaerobic2anoxic2oxic process[J].Wat.sci.tech,1996,34(1～2):1372143.[6]XIAODI H,HANS J D,JOHN W G.Conditions and mechanisms affectin g simultaneous nitrification and denitrification in apasveer oxidation ditch[J].Bioresource Technology,1997(59):2072215.[7]FU ERHACKER M,BAU ER H,ELL IN GER R,et al.A pproach for a novel control strategy for simultaneous nitrificationdenitrification in activated sludge reactors[J].Wat.Res,2000,34(9):249922506.[8]BAIKUN L,PAUL L,BISHOP.Micro2profiles of activated sludge floc determined using microelectrodes[J].Wat.Res,2004(38):124821258.Use ORP to Control Simultaneous Nitrif ication andDenitrif ication in Oxidation Ditch ProcessHOU Hong2xun1,CHEN Lun2qiang1,WAN G Shu2ying1,Takashi Mino2,Hiroyasu Satoh2(1.K ey Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering,Beijing University of Technology,Beijing100022,China;2.Institute of Environmental Studies,University of Tokyo,Tokyo,113-8656,Japan)Abstract:Simultaneous nitrification and denitrification(SND)is the main reason to the high nitrogen removal of oxidation ditch process.To achieve SND at high efficiency,redox potential(ORP)was used as a control2 ling parameter.This paper finds that:1)U ORP can indicate SND,if U ORP is between-30mV to30mV, SND progress favorably,but if U ORP is more than30mV,nitrification can be produced enough,denitrifica2 tion is low,if U ORP is lower than-30mV,the result is the reverse to U ORP more than30mV.2)If the U ORP is between-30mV to30mV,the rate of total inorganic nitrogen is more than88%,the NO-3being removed is about99%of the total NO-3being removed.3)The logarithm of the ratio of N H+4-N to NO-3is a linear correlation,R is-0197.K ey w ords:wastewater treatment;nitrogen removal;oxidation ditch;simultaneous nitrification and denitrifi2 cation。

氧化沟的各种工艺---我的资料整理学习交流2007-11-29 10:30:03 阅读406 评论0 字号：大中小订阅.氧化沟工艺演变氧化沟是活性污泥法的一种变型，其曝气池呈封闭的沟渠型，所以它在水力流态上不同于传统的活性污泥法，它是一种首尾相连的循环流曝气沟渠，污水渗入其中得到净化，最早的氧化沟渠不是由钢筋混凝土建成的，而是加以护坡处理的土沟渠，是间歇进水间歇曝气的，从这一点上来说，氧化沟最早是以序批方式处理污水的技术。

1954年荷兰建成了世界上第一座氧化沟污水处理厂，其原型为一个环状跑道式的斜坡池壁的间歇运行反应池，白天用作曝气池，晚上用作沉淀池，其生化需氧量(BOD)去除率可达97%，由于其结构简单，处理效果好，从而引起了世界各国广泛的兴趣和关注。

氧化沟(Oxidation Ditch)污水处理的整个过程如进水、曝气、沉淀、污泥稳定和出水等全部集中在氧化沟内完成，最早的氧化沟不需另设初次沉淀池、二次沉淀池和污泥回流设备。

后来处理规模和范围逐渐扩大，它通常采用延时曝气，连续进出水，所产生的微生物污泥在污水曝气净化的同时得到稳定，不需设置初沉池和污泥消化池，处理设施大大简化。

不仅各国环境保护机构非常重视，而且世界卫生组织（WH0）也非常重视。

在美国已建成的污水处理厂有几百座，欧洲已有上千座。

在我国，氧化沟技术的研究和工程实践始于上一世纪70年代，氧化沟工艺以其经济简便的突出优势已成为中小型城市污水厂的首选工艺。

氧化沟技术的演变和发展氧化沟工艺自诞生以来，其发展过程可分为四个阶段：1.第一代氧化沟——Pasveer氧化沟Pasveer氧化沟当时用来处理村镇的污水，服务人口只有340人。

这是一种间歇流的处理厂，它把常规处理系统的四个主要内容合并在一个沟中完成，白天进水曝气，夜间用作沉淀池，BOD5的去除率达到97%左右。

采用卧式表面曝气机曝气及推流，每隔一段时间，Pasveer氧化沟的曝气机就需停下来，使沟内的污泥沉淀，排出处理后的出水。

设计处理水量Q＝300m 3/d=12.50m 3/h进水COD Cr =1620mg/LCOD Cr =324mg/L BOD 5=S 0=840mg/LBOD 5=S z =126mg/L TN=250mg/LTN=30mg/L NH 4+-N=180mg/LNH 4+-N=18mg/L 碱度S ALK =280mg/LpH＝7.2SS=180mg/LSS=C e =20mg/L f=MLVSS/MLSS=0.74000mgMLSS/L 采用最小污泥龄30d曝气池出水溶解氧浓度2mg/L 衰减系数Kd=0.05d-1活性污泥产率系数Y＝0.5mgMLSS/m gBOD 5夏季平均温度T1＝25℃20℃时反硝化速率常数q dn,20＝0.07冬季平均温度T2＝15℃反硝化温度校正系数= 1.09剩余碱度100mg/L硝化反应安全系数K= 2.5所需碱度7.14mg碱度/mgNH 4-N氧化硝化所需氧= 4.6mgO2/mgN H 4-N 产出碱度 3.57mg碱度/mgNO 3+-N还原反硝化可得到氧= 2.6mgO2/mgN O 3+-N 反硝化时溶解氧浓度0.2mg/L若生物污泥中约含12.40%的氮用于细胞合成459m 31.53d =36.72h kgNO 3--N/kgMLVSS （二）设计计算1 好氧区容积计算好氧池水力停留时间t 1= 氧化沟工艺设计计算（一）设计参数：进水水质：出水水质：混合液浓度X＝1(1d Q(So-Se)cc)Y V X K θθ==+5.31kg/d 即TKN中有TKN×1000/300=17.71mg/L 故需氧化的[NH 4-N]=144.29mg/L 需还原的[NO 3+-N]=43.29mg/L ( 1.42d=33.98h 设计取V=900m 3设计有效水深h= 3.5m 5.5m 则所需沟的总长度L=46.75m 22.5m 实际有效容积=1198.87m 3 4.00d (1)硝化消耗碱度=1030.25mg/L(2)反硝化产生碱度=154.54mg/L(3)去除BOD 5产生碱度=71.4mg/L(4)剩余碱度=175.69mg/L0.85β=0.95CS(20)=9.17θ= 1.024C S(25)=8.38总水力停留时间t=d kg/dkg/(kg.d)m 3kg/d 2.95V=V 1+V 2=88442.84按设定条件 α=254.17设计宽度b=取直线沟段长=实际停留时间t'=4 碱度平衡计算5 实际需氧计算6 标准需氧量计算(2)用于细胞合成的TKN=缺氧池水力停留时间t 2=3 氧化沟总池容积425m 32 缺氧区容积计算1(1d Q(So-Se)cc)Y V X K θθ==+dQ(So-Se)v 1+K c Y W θ==20,201.09(1)T D dn q q DO -=⨯-=2q v TD N V X ⨯==1() 1.420.68Q o e v=S S D W -=-(2)硝化需氧量218.7kg/d (3)反硝化产氧量33.76kg/d 250mg/L Xr=10000mg/L(4)硝化剩余污泥NH 4-N需氧量16.79kg/d (5)总氧量422.31kg/d 27.54m 3/d 99.20%3.44678.83m 3/d m3/d kg/d kg/d 187.5D4=0.56×W V ×f=D=D1+D2-D3-D4=8 剩余污泥量W=W V +X 1Q-XeQ=取污泥含水率P＝D 2=4.5×Q(N 0-Ne)=7 污泥回流量计算D3=2.6×Q×N T =按设定条件 X 0=由QX +Qr=(Q+Qr)X 得254.171() 1.420.68Q o e v=S S D W -=-(20)0(-20)()[]S T S T DC R C C αβθ==-⨯r r =0Q(X-X )Q ＝X -X V =剩W ＝1000(1-P)。

长白山4种森林土壤反硝化潜力及产物组成吕海霞;周鑫斌;张金波;蔡祖聪【摘要】采用淹水厌氧密闭培养-乙炔抑制法测定了长白山4种森林土壤的反硝化势以及气态产物N2O、NO和N2的产生量.供试4种森林土壤均呈酸性,pH(H2O)4.5～5.3,有机碳含量24.6～83.0 g kg-1.结果表明,长白山4种典型森林土壤反硝化势及反硝化产物中氮氧化物的比例差异很大.土壤反硝化势强弱顺序依次为:阔叶红松＞白桦＞红松云杉冷杉＞兴安落叶松,与土壤有机碳和全氮含量呈显著的正相关关系(p＜0.01),与土壤pH的相关性不显著.比较加乙炔和不加乙炔处理发现,在培养过程中,N2O始终是反硝化的主要产物,占反硝化产物的比例变化于50%～85%之间,不随培养时间而发生显著的变化,与土壤pH呈弱负相关关系(p=0.22).反硝化产物中,NO仅占0.2%～2.4%,随培养时间也未发生有规律的变化,与土壤有机碳含量呈显著的对数负相关关系(p＜0.05).上述结果表明,长白山森林土壤反硝化过程并不能有效地将活性氮转化为惰性氮,反硝化作用的生态环境意义需要重新评估.%Denitrification and its products (N2, N20 and NO) in four forest soils collected from the Changbai Mountains were investigated with the acetylene inhibition method, which had soil samples in flasks flooded with water and incubated anaerobically with the headspace filled with N2. The four forest soils tested were all acid, with soil pH varying in the range from 4.5 to 5.3 and organic carbon in the range of 24.6 ～ 83.0 g kg-1. The results show that the soils differed greatly in denitrification potential, following a decreasing order of Pinus koraiensis ＞ Betula platyphylla Suk. ＞ Pinus koraiensis-Picea asperata ( Mast. )-Akjes fabri ( Mast. ) ＞ Larix gmelini ( Rupr. ) in denitrification potential, which was positively andsignificantly related to soil organic carbon and nitrogen content (p ＜ 0. 01 ), but insignificantly to soil pH. Comparison between the treatments with acetylene and the treatments without acetylene indicates that during the period of incubation, N20 was always the dominant product of denitrification, accounting for 50％～ 85 ％ of the total denitrification products, which did not vary much with the time of incubation and was weakly and negatively related to soil pH(p =0. 22). NO was a minor product of denitrification, accounting only for 0. 2％～2. 4％ , and in a significant negative logarithm relationship with soil organic carbon content (p ＜ 0. 05). These results imply that denitrification process would not effectively transform reactive nitrogen into inert nitrogen (N2) in the Changbai Mountain forest soils and the significance of the denitrification in removing reactive nitrogen should be re-assessed.【期刊名称】《土壤学报》【年(卷),期】2011(048)001【总页数】8页(P39-46)【关键词】长白山;反硝化势;森林土壤;N2O;NO;N2【作者】吕海霞;周鑫斌;张金波;蔡祖聪【作者单位】西南大学资源环境学院,重庆,400716;土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所),南京,210008;西南大学资源环境学院,重庆,400716;土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所),南京,210008;土壤与农业可持续发展国家重点实验室(中国科学院南京土壤研究所),南京,210008【正文语种】中文【中图分类】S153土壤反硝化作用包括生物反硝化过程和化学反硝化过程,其中生物反硝化过程居主导地位。

高效沉淀池+反硝化滤池工艺在污水厂提标改造中的应用摘要：2019年，包括住房和城乡建设部在内的三个部联合发布了一项为期三年(2019-2021年)的行动计划，旨在提高城市废水处理的质量和效率，包括全面提高废水处理标准。

截至2019年底，全国共有2913个城市污水处理站达到a级标准，占全国城市污水处理站总数的53.2%。

随着区域废水处理质量改进方案的相继公布，许多环境当局制定了诸如COD、TN、NH3-N、TP等主要污染物的排放标准，这些标准与地表水环境质量标准(GB3838-2002)的指标v或iv相对应。

基于此，对高效沉淀池+反硝化滤池工艺在污水厂提标改造中的应用进行研究，以供参考。

关键词：高效沉淀池；反硝化滤池；污水厂提标改造引言低床过滤工具是新的深层加工方法，具有去除SS、氮和磷的组合功能，可降低运营成本和稳定性能，并可用于多个内陆城市的污水处理设施标签重组。

在这些项目中，消毒最低滤池被用作二次生物学的深度处理过程，如氧化法、a2 I/o法和CASS法，确保水质最终保持稳定，特别是在去除TN时。

单独使用生物磷工艺难以满足a类磷的排放。

水处理厂的修复方案往往在抗氧化池的前端进行更高效的沉积，以实现化学强化磷的目标。

高效废水池使液体与快速混合、污泥回流、倾斜管或倾斜残留物相结合，可实现高效的分离。

与传统混凝土轴承相比，有效文件柜的表面负荷较大，需要的空间较少，从而提高SS去除率，大大减少建筑投资。

1现状问题分析1.1进水营养物比例失衡一般情况下,进入生化反应段厌氧区污水中BOD5/TP大于20可以达到良好的除磷效果,而根据近一年进水各指标的监测结果,4个月的BOD5/TP小于17,8个月的BOD5/TP都在20以下。

污水厂进水的BOD5偏低致使碳磷比过低是除磷效果不佳的一个重要因素。

1.2污泥龄总体偏长硝化菌增殖速度慢、世代时间长,实现硝化需泥龄为10~15d。

而除磷是通过剩余污泥的排除实现的,除磷的最佳泥龄为3~5d。

我用氧化沟实现了同步硝化反硝化！一、基本状况工业园区污水处理厂某氧化沟设计处理量7500m³/d，实际水量仅2000m³/d左右，工艺采纳：高效水解酸化池+改良型奥贝尔氧化沟+深度处理。

酸化池池容分别为2000m³；氧化沟外、中、内池容比：3.6:1.5:1；氧化沟池容约6500m³，设计进水水质与生活污水类似，设计出水一级A标。

氧化沟结构详见图1。

图中红色部分为表曝机，共计6台表曝机，其中外沟4台，中沟、内沟共用两台。

外沟加装有4台推流器，对外沟表曝机的开停可实现外沟缺氧、好氧的转变。

因二沉池结构的缺陷，二沉池污泥回流需要开两台，每台水泵的流量为：160m³/h。

因近期进水冲击比较大，将深度处理的一部分出水回流至进水口来对进水进行稀释，回流量约为2000m³/d。

二、操作说明该厂在设计之初未考虑TN指标，氧化沟均采纳表曝机曝气与推流，在笔者的剧烈要求下，在外沟加装4台推流器，原有表曝机未拆除。

因企业偷排严峻，各项指标，氧化沟溶解氧下降较为明显，故而这段时间内加开外沟表曝机，正常状况下加开2台，严峻时加开4台。

由于外沟没有在线溶氧仪，同时现场没有便携式溶氧仪，因此无法对外沟溶解氧进行监测。

中沟的在线溶氧仪溶解氧保持在 6.0以上（可能是在线溶氧仪的问题，或者是这个水必需是这个溶解氧。

）出水各项指标方能满意排放要求。

整个系统在此阶段运行中未投加碳源。

污泥浓度在5.5-6.0g/L之间。

SVI在135-145之间。

在运行过程中，硝化液回流泵未开，仅开两台污泥回流泵，回流比约为200%（相对于氧化沟每天4000m³的进水量。

）管网来水2000m³/d，出水回流至调整池2000m³/d，酸化池及氧化沟进水4000m³/d，出水口排放量2000m³/d。

三、十日数据变化曲线说明：二沉池因悬浮物比较多，在经过深度处理后，出水COD在25-30之间徘徊。

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。

反应过程如下：亚硝酸盐菌：向左转|向右转接着亚硝酸盐转化为硝酸盐：向左转|向右转这两个反应式都是释放能量的过程，氨氮转化为硝态氮并不是去除氮而是减少它的需氧量。

上诉两式合起来写成：向左转|向右转综合氨氧化和细胞体合成反应方程式如下：向左转|向右转上式可知：(1)在硝化过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮时需氧4.57g；(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CaCO3计) 7.lg。

影响硝化过程的主要因素有：(1)pH值当pH值为8.0～8.4时(20℃)，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7.5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35℃，在15℃以下其活性急剧降低，故水温以不低于15℃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＝0.3～0.5d-1(温度20℃，pH8.0～8.4)。

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 ；(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)BOD负荷硝化菌是一类自养型菌，而BOD氧化菌是异养型菌。

若BOD5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，BOD5负荷应维持在0.3kg(BOD5)/kg(SS).d以下。

反硝化：在缺氧条件下，由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用，将NO2--N和NO3--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)。

氧化沟硝化反硝化（苍松参考）氧化沟 1.设计参数COD cr BOD 5SSNH 3-N总氮TPpH进水水质 40016022035455.06~9出水水质 50 10 10 5 15 0.5 6~9好养区溶解氧浓度不小于2mg/L缺氧区 0.2---0.5mg/L 厌氧区小于0.2mg/L进水BOD 与COD 之比大于0.3 当进行生物脱氮时 BOD/TKN 应大于等于4 本工程 ( BOD) / ( TP) > 20, 可采用生物除磷工艺。

氧化沟内的平均流速宜大于0.25m ∕s根据氧化沟渠宽度，弯道处可设置一道或多道导流墙；氧化沟的隔流墙和导流墙宜高出设计水位 0.2～0.3m氧化沟的有效水深与曝气、混合和推流设备的性能有关，宜采用3.5~4.5m 。

进水和回流污泥点宜设在缺氧区首端，出水点宜设在充氧器后的好氧区。

氧化沟的超高与选用的曝气设备类型有关，当采用转刷、转碟时，宜为 0.5m ；当采用竖轴表曝机时，宜为 0.6～0.8m ，其设备平台宜高出设计水面 0.8～1.2m 。

1 脱氮时，污水中的五日生化需氧量与总凯氏氮之比宜大于 4；2 除磷时，污水中的五日生化需氧量与总磷之比宜大于 17；3 同时脱氮、除磷时，宜同时满足前两款的要求；4 好氧区（池）剩余总碱度宜大于 70mg/L （以 CaCO 3 计），当进水碱度不能满足上述要求时，应采取增加碱度的措施。

2.设计计算1.硝化区的容积1. 需要去除的5BOD由于设计的出水L mg BOD /105=，处理水中的非溶解性5BOD 可利用经验公式求的，此公式仅使用于氧化沟()()8.6142.1107.0142.17.0523.0523.05=-??=-??=?-?-e e C BOD ef mg/L式中e C ---------出水中5BOD 的浓度 mg/L 则处理水中的溶解性5BOD 的浓度为：10-6.8=3.2mg/L则需要去除的5BOD 为：5BOD ?=160—3.2=156.8mg/L 2. 污泥龄c θ考虑到污泥基本稳定及除磷的要求（泥龄过长会导致污泥厌氧磷释放），污泥龄c θ根据公式进行估算： ()0/1μθk c =其中0μ是硝化菌比生长速率，()()()0158.105.015098.001047.0K DO DON C N C e t t +??+??=--μ 其中溶解氧DO=2mgl/L ，氧的半速率常数0K 取1.3 k 为安全系数，对于好养活性污泥，其取值范围为2.0~4.0，本设计取3.5 温度取15C ?则()()()26.03.122105547.01047.0158.11505.00158.105.015098.00=+?+?=++??=-?--K DO DO N C N C e t t μ()0/1μθk c ==3.5×1÷0.26=13.5d 取c θ=30d 。

水解酸化池：水解酸化的作用是调节废水的pH值，为后续的生化反应的反应创造条件；因为很多工艺要求水质在一定pH值范围内，而进水水质往往达不到要求，故要设计酸化池。

水解酸化主要用于有机物浓度较高、SS较高的污水处理工艺，是一个比较重要的工艺。

如果后级接入UASB工艺，可以大大提高UASB的容积负荷，提高去除效率。

水中有机物为复杂结构时，水解酸化菌利用H2O电离的H+和-OH将有机物分子中的C-C打开，一端加入H+，一端加入-OH，可以将长链水解为短链、支链成直链、环状结构成直链或支链，提高污水的可生化性。

水中SS高时，水解菌通过胞外粘膜将其捕捉，用外酶水解成分子断片再进入胞内代谢，不完全的代谢可以使SS成为溶解性有机物，出水就变的清澈了。

这其间水解菌是利用了水解断键的有机物中共价键能量完成了生命的活动形式。

但是COD在表象上是不一定有变化的，这要根据你在设计时选择的参数和污水中有机物的性质共同确定的，长期的运行控制可以让菌种产生诱导酶定向处理有机物，这也就是调试阶段工艺控制好以后，处理效果会逐步提高的原因之一。

水解工艺并不是简单的，设计时要考虑污水中有机物的性质，确定水解的工艺设计，水解停留时间、搅拌方式、循环方式、污泥回流方式、设计负荷、出水酸化度、污泥消解能力、后级配套工艺（UASB或接触氧化）。

接触氧化池:生物接触氧化法的反应机理生物接触氧化法是一种介于活性污泥法与生物滤池之间的生物膜法工艺，其特点是在池内设置填料，池底曝气对污水进行充氧，并使池体内污水处于流动状态，以保证污水与污水中的填料充分接触，避免生物接触氧化池中存在污水与填料接触不均的缺陷。

该法中微生物所需氧由鼓风曝气供给，生物膜生长至一定厚度后，填料壁的微生物会因缺氧而进行厌氧代谢，产生的气体及曝气形成的冲刷作用会造成生物膜的脱落，并促进新生物膜的生长，此时，脱落的生物膜将随出水流出池外。

生物接触氧化法具有以下特点：1、由于填料比表面积大，池内充氧条件良好，池内单位容积的生物固体量较高，因此，生物接触氧化池具有较高的容积负荷；2、由于生物接触氧化池内生物固体量多，水流完全混合，故对水质水量的骤变有较强的适应能力；3、剩余污泥量少，不存在污泥膨胀问题，运行管理简便。