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深度除磷脱氮污水处理工艺摘要：随着社会经济的加速发展，人们日常生活中所知道的环境污染也在日益加剧。
党中央在报告会上明确地指出来金山银山不如青山绿水的口号。
各级政府部门逐渐意识到处理污水对于加强城市环境建设以及加快建设社会主义现代化进城的重要性。
其中，城市污水作为城市环境建设中最为关键也是最难处理的因素之一，正在引起社会多方面的关注。
因此，我们在本篇文章中主要对于当前深度处理污水中氮、磷两种化学成分的工艺研究和阐述，希望能够对于城市污水处理提供一些建设性的意见。
关键词：深度；除磷脱氮；污水处理工艺前言：随着城市化进城的不断推进，对于城市污水处理的要求也在随之发生变化。
污水之前处理过程中只要求出去基本的一些污染物，但是现在污水处理的标准正在不断地升高，现在的污水处理过程中还要将其中的氮磷一并出去，来保证生态环境安全。
城市污水中氮磷的数量只有在经过污水处理操作之后达到一定的标准之后才可以排放，极为地严苛。
在当前的城市污水处理过程中主要考虑两个方敏的问题，第一个是关于污水处理后内含氮磷元素的多少，第二是考虑到污水处理操作的经济效益，一般情况下，污水处理工厂都会选择又经济又实惠的污水处理方法。
一、为什么要除去污水中的氮磷物质城市中的污水主要有两个来源，一个是居民日常生活污水的排放。
另一个主要来源就是工业工厂生产过后所造成的污水排放。
这两种来源的污水中都含有大量的氮、磷两种物质。
之所以城市污水处理操作要出去氮磷，主要是因为氮、磷两种元素若未经处理后排放会造成以下几种危害。
氮磷的主要危害之一就是随着污水进入到广大的江河湖泊，打破原有生态环境中微量元素的平衡，造成水体的富营养化，水体内的鱼类，虾类以及其他生物因为缺氧而死亡，进一步造成了水质的污染。
氮磷物质未经处理后污水进行排放的第二个巨大的害处就是会污染水源和水质。
污水排放的时间和地点不对都会造成对于干净水源或者是水质的严重影响。
这又会进一步地增加水质处理的时间和成本。
污水处理方法之除磷、脱氮污水处理方法之除磷、脱氮：除磷：城市废水中磷的主要来源是粪便、洗涤剂和某些工业废水，以正磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷的形式溶解于水中。
常用的除磷方法有化学法和生物法。
A、化学法除磷：利用磷酸盐与铁盐、石灰、铝盐等反应生成磷酸铁、磷酸钙、磷酸铝等沉淀，将磷从废水中排除。
化学法的特点是磷的去除效率较高，处理结果稳定，污泥在处理和处置过程中不会重新释放磷造成二次污染，但污泥的产量比较大。
B、生物法除磷：生物法除磷是利用微生物在好氧条件下，对废水中溶解性磷酸盐的过量吸收，沉淀分离而除磷。
整个处理过程分为厌氧放磷和好氧吸磷两个阶段。
含有过量磷的废水和含磷活性污泥进人厌氧状态后，活性污泥中的聚磷商在厌氧状态下，将体内积聚的聚磷分解为无机磷释放回废水中。
这就是“厌氧放磷”。
聚磷菌在分解聚磷时产生的能量除一部分供自己生存外，其余供聚磷菌吸收废水中的有机物，并在厌氧发酵产酸菌的作用下转化成乙酸背，再进一步转化为PHB （聚自-短基丁酸）储存于体内。
进入好氧状态后，聚磷菌将储存于体内的PHB进行好氧分解，并释放出大量能量，一部分供自己增殖，另一部分供其吸收废水中的磷酸盐，以聚磷的形式积聚于体内。
这就是“好氧吸磷”。
在此阶段，活性污泥不断增殖。
除了一部分含磷活性活泥回流到厌氧池外，其余的作为剩余污泥排出系统，达到除磷的目的。
脱氮：生活废水中各种形式的氮占的比例比较恒定：有机氮50%~60%，氨氮40%～50%，亚硝酸盐与硝酸盐中的氮占 0～5%。
它们均来源于人们食物中的蛋白质。
脱氮的方法有化学法和生物法两大类。
A、化学法脱氮：包括氨吸收法和加氯法。
a、氨吸收法：先把废水的pH值调整到10以上，然后在解吸塔内解吸氨b、加氯法：在含氨氮的废水中加氯。
通过适当控制加氯量，可以完全除去水中的氨氮。
为了减少氯的投加量，此法常与生物硝化联用，先硝化再除去微量的残余氨氮。
B、生物法脱氮：生物脱氮是在微生物作用下，将有机氮和氨态氮转化为氮气的过程，其中包括硝化和反硝化两个反应过程。
废水深度脱氮除磷技术近年来，随着我国经济的快速发展，大量处理不彻底的生化尾水排入河流、湖泊中，使水体中氮磷元素大量积聚，造成水体富营养化。
因此，废水的脱氮除磷深度处理十分必要。
常用的脱氮除磷深度处理技术主要有人工湿地法、吸附法、离子交换法、膜分离法、混凝沉淀法等。
在实际应用中，脱氮和除磷一般分开进行，采用不同的药剂进行混凝去除，导致处理系统的繁复和费用的增加。
沸石是自然界广泛存在的一种呈骨架状结构的多孔性硅铝酸盐晶体，具备较强的阳离子交换能力和物理吸附能力，可有效吸附去除污水中的氨氮和重金属离子。
十六烷基三甲基溴化铵(HDTMA)作为阳离子表面活性剂因其表面疏水长碳链的相互作用，可有效提高沸石对水中有机物和金属离子的去除效率。
此外，研究表明，稀土元素改性剂(如氧化镧、氯化镧)可以提高沸石对水中磷酸盐和氟的去除能力。
本研究选用人造沸石作为基体，利用HDTMA及氯化镧(LaCl3)溶液对其进行改性，使其在优秀的选择吸附作用外增加了同步脱氮除磷功能，为废水的深度脱氮除磷提供一种新方法。
一、实验部分1.1 材料、试剂和仪器人造沸石：国药集团生产，化学纯，20~40目，颗粒度≥70.0%，灼烧失量15.0%~30.0%，可溶性盐类质量分数≤1.5%，钙离子交换能力≥15.0mg/g。
HDTMA，LaCl3，NH4Cl，KH2PO4：分析纯。
实验验用水为去离子水。
梅特勒AL-204型电子天平：梅特勒-托利多公司；SHZ-82型气浴恒温振荡箱：江苏盛蓝仪器制造有限公司；75系列紫外-可见分光光度计：上海光谱仪器有限公司；DSX-18L型手提式高压蒸汽灭菌锅：上海申安公司；7310型pH计：德国WTW公司；S-3400NⅡ型扫描电子显微镜：日本Hitachi公司；miniX型比表面积测定仪：日本麦奇克拜尔公司；NicoletiS10型傅里叶变换红外光谱仪：ThermoScientific公司；X’TRA型X射线衍射仪：瑞士ARL公司；Pyris1型热重分析仪：美国PE公司。
污水脱氮除磷技术介绍污水脱氮除磷技术是指对污水中的氮、磷进行有效去除的技术。
磷和氮是污水中的主要污染物之一，如果不进行有效去除，会导致水体富营养化，引发藻类大量繁殖，影响水体的生态平衡。
因此，对污水中的氮、磷进行去除是保护水体环境的重要措施之一一、污水脱氮技术1.生物脱氮法：生物脱氮法是利用特定微生物将污水中的氨氮转化为氮气排放。
这种方法需要提供好氧和缺氧条件，通过调控曝气和停氧时间，使特定微生物发挥作用。
目前常用的生物脱氮方法有硝化-反硝化法和厌氧氨氧化-硝化法两种。
2.化学脱氮法：化学脱氮法是指通过加入化学药剂使污水中的氮污染物发生化学反应，将氮污染物转化为氮气排放。
常用的化学药剂有硫酸铁、硫酸铝等。
这种方法操作简单，但药剂投入量大，处理成本较高。
3.膜法脱氮：膜法脱氮是利用气液界面上的气流驱动气体分子穿透膜，并利用膜的选择性透过性，选择性去除污水中的氮气。
膜法脱氮技术通常包括反渗透法(RO)、气体渗透法(GO)、气体渗透双极渗透法(GPD)等。
二、污水除磷技术1.化学除磷法：化学除磷法是通过加入化学药剂与污水中的磷形成沉淀物，将磷从污水中去除。
常用的化学药剂有氢氧化钙(Ca(OH)2)、氢氧化铝(Al(OH)3)等。
这种方法操作简单，但药剂投入量大，处理成本较高。
2.生物除磷法：生物除磷法是通过调控好氧-缺氧情况下特定微生物的生长环境，促使其在缺氧条件下吸收和积累磷。
常用的生物除磷方法有反硝化除磷法、AO法、高效耐磷生物工艺等。
3.吸附除磷法：吸附除磷法是通过将特定材料引入污水中，利用材料对磷的吸附性能，将污水中的磷吸附到材料表面。
常用的吸附材料有Fe3O4、氧化铝、活性炭等。
4.膜法除磷:膜法除磷是利用膜的选择性透过性，选择性去除污水中的磷。
常见的膜法除磷技术有微滤膜法(MF)、超滤膜法(UF)、纳滤膜法(NF)、反渗透膜法(RO)等。
需要注意的是，不同的工业场所的污水特性各异，其处理过程、工艺选择也会有所不同。
废水脱氮除磷工艺
废水脱氮除磷工艺是一种用于处理含有高浓度氮和磷的废水的技术，旨在减少这些有害污染物的排放，以满足环保标准。
以下是常见的废水脱氮除磷工艺：
1.生物脱氮除磷工艺：
生物脱氮（BNR）：生物脱氮是通过在废水处理系统中引入一些特定的微生物，将废水中的氮转化为氮气的过程。
这通常包括硝化和反硝化两个阶段，其中氨氮首先被氧化成亚硝酸盐，然后转化为氮气。
生物除磷（BPR）：生物除磷是通过引入能够吸附磷的微生物，将废水中的磷物质吸附并沉淀出来的过程。
2.化学脱氮除磷工艺：
化学沉淀：添加化学药剂，如氧化铁、氧化铝等，与废水中的磷形成沉淀物，从而实现除磷的效果。
这一过程通常被称为磷酸盐的化学沉淀。
硝化-脱硝：使用化学方法将废水中的氨氮氧化成硝酸盐，然后再还原成氮气。
3.物理化学脱氮除磷工艺：
生物物理化学一体化工艺：将生物处理、物理处理和化学处理结合在一起，以提高脱氮除磷效果。
膜分离技术：利用膜过滤技术，如超滤、反渗透等，从废水中去除氮和磷。
4.湿地处理：
人工湿地：利用植物和微生物的协同作用，通过湿地过程去除废水中的氮和磷。
自然湿地模拟：模仿自然湿地的生态系统，利用湿地中的植物和微生物去除废水中的有机和无机污染物。
再生水深度脱氮方法水体中的邻苯二甲酸酯类作为环境激素类物质具有极大的危害性[1, 2]. 目前污水处理厂尾水中DBP和DEHP的浓度在0-59.17 μg ·L-1范围[3, 4, 5, 6, 7, 8]，虽然满足城镇污水厂的排放限值[9](0.1mg ·L-1)，但与《城市污水再生利用地下水回灌水质标准》[10](DBP 3 μg ·L-1、 DEHP 8 μg ·L-1)还有一定差距; 现行城镇污水厂排放标准中规定TN的A标准为15mg ·L-1，受脱氮技术的限制，大部分污水处理厂尾水TN超标，排入水体后可引起水体富营养化[11, 12].目前对城镇污水厂尾水的深度处理主要集中在对氮、磷的去除，对作为选择性控制项目PAEs的去除研究关注较少，用反硝化工艺处理再生水实现同步脱氮去除邻苯二甲酸酯的研究还未见报道. 孟成成等[13]研究了3BER-S工艺在再生水深度脱氮方面的技术优势，但并未涉及到对PAEs的去除[14]; Liang等[15]探究了在静态条件下反硝化系统对邻苯二甲酸二甲酯(DMP)的去除，其侧重点仅仅是DMP在静态反硝化系统中的降解过程及其对反硝化系统微生物种群多样性的影响.3BER-S工艺是将三维电极生物膜工艺与硫自养反硝化技术相耦合，从结构上分析，其具有脱氮和去除PAEs的能力. 系统内异养反硝化、硫自养反硝化和电化学氢自养反硝化在空间和时间上发挥协同促进作用; 该工艺结合了多种处理PAEs的方法，首先填料中活性炭的比例较大，其对PAEs具有很强的吸附能力; 其次生物法表现在反应器内的反硝化微生物种群的降解作用[16, 17]，由附着在填料和阴、阳极表面的生物膜来完成; 再次由电流产生羟基自由基可将难生物降解的邻苯二甲酸酯氧化成容易生物降解的物质[18]，然后通过微生物的作用最终分解成H2O和CO2.本文应用3BER-S工艺对再生水进行深度脱氮同步去除PAEs研究，对比在动态连续运行条件下3BER-S反应器的各项出水水质指标，考察3BER-S工艺用于再生水深度脱氮同步去除PAEs的可行性，以期为再生水深度处理提供参考.1 材料与方法1.1 实验方法1.1.1 灭活挂膜活性炭填料静态吸附实验3BER-S反应器运行稳定后，从取样口取出一定量的已挂膜的活性炭填料，在高压灭菌锅(121℃、 0.15 MPa)中进行灭活处理(灭活时间30 min)，以排除生物降解作用对物理吸附作用的干扰，分两组进行实验(每组有3个平行实验，实验结果取平均值)，分别研究挂膜活性炭填料对DBP和DEHP的物理吸附作用. 称取同等质量灭活活性炭填料，置于体积为1.5 L的容器中，加入1 L浓度为2.5 mg ·L-1的DBP、 DEHP水样后，置于30℃、 145 r ·min-1恒温摇床中进行等温吸附实验，定时取水样进行分析直至吸附饱和.1.1.2 反应器动态运行实验为了研究3BER-S反应器在动态条件下深度脱氮同步去除邻苯二甲酸酯的可行性，分别研究了加入PAEs前后(即阶段一T1、阶段二T2)对脱氮效果的影响; 并考察了3BER-S对不同浓度PAEs的去除能力. 连续监测出水中TN、 PAEs、硫酸盐、 pH值和总有机碳(TOC)等指标.1.2 实验材料1.2.1 实验装置连续升流式反硝化生物滤柱反应器结构如图 1. 反应器内径25 cm，高度1.4 m，有效容积22 L. 以石墨棒作为阳极，置于反应器的正中央; 以内夹聚丙烯晴活性炭纤维的双层泡沫镍作为阴极，沿反应器内壁布置. 在反应器外壁包裹一层厚度为1.5 cm的保温棉，以维持反应器内部温度恒定. 阴极和阳极之间装填体积比为8 ∶1的颗粒活性炭和硫磺颗粒的混合填料，其中活性炭颗粒的粒径为5-8 mm，硫磺颗粒的粒径为3-5 mm. 反应器承托层高度为0.1 m,填料高度为0.96 m.1.直流电源;2.阳极(石墨棒);3.阴极(泡沫镍);4.填料(颗粒活性炭+硫磺颗粒);5.取样口;6.承托层(石英砂);7.布水板;8.出水口;9.反冲洗水管; 10.蠕动泵; 11.储水箱图 1 实验装置示意1.2.2 实验用水动态实验中反应器的运行条件为I=300 mA，HRT=12 h，T 20-25℃,pH 7.0-7.5，采用DBP、 DEHP、 CH3COONa、 KNO3和KH2PO4进行人工配水，模拟城市污水厂二级出水质，实验过程中进水NO3--N、 TOC、 TP浓度保持不变，具体情况见表 1.表 1 实验阶段及其进水条件1.2.3 检测方法检测方法如表 2所示.表 2 水质检测项目及方法气相色谱仪的检测条件为：载气流量1mL ·min-1; 进样口温度280℃; 不分流进样，进样体积1 μL; 升温程序为：起始温度50℃保持0.75 min，20℃·min-1升温至150℃，然后以15℃·min-1升温至260℃保持3 min，最后以5℃·min-1升温至280℃. 质谱的条件为：离子源温度230℃; 接口温度280℃; 电子轰击能量为70 eV; 溶剂延迟时间为5 min. DBP的特征离子为149、 205、 225，DEHP的特征离子是149、 167、 279[19].采用固相萃取法对水样进行预处理：先依次用6 mL去离子水、 6 mL甲醇对固相萃取柱(CNWBOND LC-C18 SPE 500 mg 3 mL)进行活化，然后用真空泵抽吸水样使其匀速通过小柱(速度控制在4-5mL ·min-1)，抽干后先后用3 mL甲醇、 3 mL二氯甲烷进行洗脱，最后对洗脱液进行氮吹处理，吹干后用甲醇定容至1 mL. 通过以上步骤仪器检测的DBP和DEHP的平均加标回收率为97.3%和90.5%.2 结果与分析 2.1 灭活挂膜活性炭填料对DBP和DEHP的物理吸附作用3BER-S反应器填料中活性炭约占90%. 有研究表明[20, 21, 22]，颗粒活性炭对邻苯二甲酸酯有极强的吸附作用，但活性炭颗粒表面附着生物膜后对邻苯二甲酸酯的吸附去除影响研究还未见相关报道. 本实验结果如图 2.图 2 灭活挂膜活性炭对DBP、 DEHP的物理吸附由图 2可知，两种PAEs在吸附开始阶段去除率上升较快，随着时间的推移，去除率增长变缓，最终达到吸附平衡状态. DBP和DEHP吸附饱和时间分别为120 min和60 min，吸附去除率分别为85.84%和97.12%，灭活活性炭填料对DBP、 DEHP的吸附容量分别为0.143 mg ·g-1和0.162 mg ·g-1，小于曾文慧等[23]研究的颗粒活性炭吸附容量(17.16-43.29mg ·g-1)，这可能是由于生物膜的附着使得活性炭填料的比表面积和孔隙结构发生变化导致的.静态吸附实验结果表明：挂膜后的颗粒活性炭对DBP和DEHP有一定的吸附容量，达到吸附饱和所需的时间较短，由于工艺内活性炭体积占很大比重，在实际动态运行的前期吸附作用对 PAEs的去除起到决定性作用，直至吸附达到饱和状态为止.2.2 3BER-S深度脱氮同步去除PAEs的研究 2.2.1 PAEs对TN和NO3--N的去除影响3BER-S进水中加入PAEs前后TN、 NO3--N、 TOC去除率及出水浓度对比情况如图 3.运行条件： NO3--N=35mg ·L-1,C ∶N ∶P=12.9 ∶10 ∶1, I=300 mA,HRT=12 h,pH 7.0-7.5,T 20-25℃图 3 出水TN、 NO3--N、 TOC浓度及去除率由图 3(a)可知，阶段一中 3BER-S反应器出水TN在2.0mg ·L-1左右，TN的去除率在94%以上，NO3--N去除率在99.0%以上; 阶段二中出水TN稳定在1.5mg ·L-1附近，TN去除率在94.0%-98.0%之间，NO3--N去除率在98.8%-99.8%之间. 两个阶段中TN的去除负荷分别为66.2 g ·(m ·d)-1和67.6 g ·(m ·d)-1，加入PAEs对系统脱氮效果影响不明显.TOC的去除率在一定程度上可以反映反硝化系统内异养反硝化脱氮作用的大小. 从图3(b)看出，加入PAEs后，TOC平均去除率由75.4%下降至70%左右; 随着进水中PAEs浓度增加，TOC平均去除率继续下降至57.8%. 有研究表明[24]，PAEs对异养反硝化细菌有一定的抑制作用，导致其活性下降. 由于3BER-S系统集合了异养反硝化、硫自养反硝化和氢自养反硝化过程，在微生物生态、电子供体补偿和酸碱平衡等方面存在协同促进作用. 系统内的硫自养反硝化作用和氢自养反硝化作用能够弥补PAEs对异养反硝化作用的抑制，使系统始终保持较高的脱氮效率.2.2.2 3BER-S去除DBP、 DEHP的能力3BER-S对DBP和DEHP去除能力如图 4.运行条件：c(NO3--N)=35mg ·L-1，C ∶N ∶P=12.9 ∶10 ∶1， I=300 mA，HRT=12 h，pH 7.0-7.5，T 20-25℃图 4 出水DBP、 DEHP及其去除率由图 4可知，3BER-S对DBP、 DEHP均有较高的去除率; 增加进水PAEs浓度，反应器出水DBP和DEHP浓度产生一定的波动，但去除率仍然保持在95%以上. 运行期间，出水DBP 浓度在0-4 μg ·L-1之间，DBP的去除率在99.5%-100%之间; 出水DEHP的浓度在0-6 μg ·L-1范围内，DEHP的去除率96%左右.上述数据表明，3BER-S工艺对PAEs具有较高的去除能力. 含有较高DBP和DEHP浓度的进水经过3BER-S反应器处理后，出水DBP和DEHP的浓度完全符合相关再生水利用水质标准[10, 25](DBP 3 μg ·L-1和DEHP 8 μg ·L-1)的要求.如果仅考虑吸附作用，根据活性炭填料的吸附容量(DBP 0.143 mg ·g-1、 DEHP 0.162 mg ·g-1)、反应器内活性炭填料干重(8.44 kg)、以及反应器进水PAEs浓度，可以计算出反应器连续运行至53 d时活性炭填料已经达到吸附饱和状态. 由图 4的数据可知，反应器连续运行65d，DBP和DEHP维持在较高去除率(99%和96%)以上，这说明3BER-S系统去除PAEs是多种方法协同作用的结果：有活性炭填料的吸附作用、微生物降解作用和电场氧化作用; 其中，吸附作用进行得很快，PAEs首先被吸附富集在活性炭填料表面，然后被填料表面的生物膜利用，或被电场中产生的羟基自由基氧化[16, 17, 18]; 填料吸附饱和后，生物降解作用占主导作用，由于DEHP较DBP结构复杂，DEHP的生物降解能力较DBP更弱，因此出水DEHP在T23时出现明显波动.综上所述，3BER-S系统内结合了多种反硝化脱氮、去除PAEs的方法，由于这些方法在时间和空间上的协同作用，使得3BER-S反应器在深度脱氮的同时对DBP和DEHP能够保持较高的去除能力.2.2.3 3BER-S系统平衡pH值能力pH值是影响反硝化的速率和最终产物的一个重要环境因子. 适宜的pH值更有利于脱氮系统中的反硝化细菌的生长，有利于提高TN和PAEs的去除效率[15, 26]. 3BER-S反应器进出水pH及SO42-对比情况如图 5所示.图 5 进出水pH、 SO42-对比 Fig.由图 5(a)可知，在进水pH在7.0-7.5时，无论是否加入PAEs，3BER-S系统出水pH值稳定在7.3-7.9之间. 这是由于系统内硫自养反硝化过程产生的H+可以中和部分氢自养反硝化过程和异养反硝化过程产生的OH-.单质硫被硫自养反硝化细菌利用时有SO42-生成，因此，出水SO42-的积累量在一定程度上可以反映3BER-S反应器的硫自养反硝化过程. 图 5(b)中两阶段进出水SO42-比较稳定，每升出水中SO42-平均积累量为38.47 mg，说明进水中添加PAEs后对系统内硫自养反硝化作用影响较小，能够使系统pH维持在有利于微生物生长的范围内，这对系统高效同步脱氮去除PAEs起到关键作用.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
70%污水厂的脱氮除磷问题，可以看这3种解决方案！传统A²/O 工艺是一项具有脱氮除磷功能的典型污水处理技术，这个工艺结构简单、水力停留时间（HRT）短且易于控制，多数污水厂都是采用传统A²/O 工艺进行污水处理。
然而，生物脱氮除磷的过程中涉及硝化、反硝化、摄磷和释磷等多个生化过程，而每个过程对微生物组成、基质类型及环境条件的要求存在许多差异。
在传统A²/O 工艺的单泥系统中高效地完成脱氮和除磷两个过程，就会发生各种矛盾冲突，比如泥龄的矛盾、碳源竞争、硝酸盐及溶解氧（DO）残余干扰等。
传统A²O工艺存在的矛盾01 污泥龄矛盾传统A²/O工艺属于单泥系统，聚磷菌（PAOs）、反硝化菌和硝化菌等功能微生物混合生长于同一系统中，而各类微生物实现其功能最大化所需的泥龄不同：1）自养硝化菌与普通异养好氧菌和反硝化菌相比，硝化菌的世代周期较长，欲使其成为优势菌群，需控制系统在长泥龄状态下运行。
冬季系统具有良好硝化效果时的污泥龄（SRT）需控制在30d 以上；即使夏季，若 SRT＜5 d，系统的硝化效果将显得极其微弱。
2）PAOs 属短世代周期微生物，甚至其最大世代周期（Gmax）都小于硝化菌的最小世代周期（Gmin）。
从生物除磷角度分析富磷污泥的排放是实现系统磷减量化的唯一渠道。
若排泥不及时，一方面会因PAOs 的内源呼吸使胞内糖原（Glycogen）消耗殆尽，进而影响厌氧区乙酸盐的吸收及聚 -β- 羟基烷酸（PHAs）的贮存，系统除磷率下降，严重时甚至造成富磷污泥磷的二次释放；另一方面，SRT 也影响到系统内 PAOs 和聚糖菌（GAOs）的优势生长。
在30 ℃的长泥龄（SRT≈ 10 d）厌氧环境中，GAOs 对乙酸盐的吸收速率高于PAOs，使其在系统中占主导地位，影响 PAOs 释磷行为的充分发挥。
02 碳源竞争及硝酸盐和 DO 残余干扰在传统A²/O脱氮除磷系统中，碳源主要消耗于释磷、反硝化和异养菌的正常代谢等方面，其中释磷和反硝化速率与进水碳源中易降解部分的含量有很大关系。
脱氮除磷方法
脱氮除磷是指将废水中的氮和磷去除，以减少废水对环境的污染。
以下是脱氮除磷的几种方法：
1. 生物法：生物法是利用微生物将废水中的氮和磷转化为微生物体内的有机物或无机物，从而达到去除氮和磷的目的。
生物法包括生物接触氧化法、生物膜法、生物滤池法等。
2. 化学法：化学法是利用化学反应将废水中的氮和磷转化为无害的化合物，从而达到去除氮和磷的目的。
化学法包括化学沉淀法、化学氧化法、离子交换法等。
3. 物理法：物理法是利用物理原理将废水中的氮和磷去除，从而达到去除氮和磷的目的。
物理法包括沉淀法、过滤法、膜分离法等。
4. 综合法：综合法是将多种方法结合起来，同时去除废水中的氮和磷。
综合法可以提高废水处理效率，降低处理成本。
综合法包括生物-化学法、生物-物理法等。
总之，脱氮除磷是一项非常重要的环保工作，需要采取多种方法进行处理，以保护环境和人类健康。
废水脱氮除磷原理
废水脱氮除磷是一种常用的废水处理方法，该方法通过物理、化学或生物等方式，将废水中的氮和磷去除，以达到净化废水、保护水环境的目的。
废水脱氮的原理主要通过氧化还原反应来实现。
在废水处理过程中，氧化剂（如氧气、臭氧等）被引入到废水中，与废水中的氮物质发生反应。
氧化剂可以将氮物质氧化成为更容易去除的形态，如将氨氮氧化为亚硝酸盐或硝酸盐。
然后，通过一系列的反应和处理，将氧化后的产物从废水中去除。
废水除磷的原理主要是通过化学沉淀、生物吸附或沉淀和生物两种方式来实现。
化学沉淀是指向废水中加入化学药剂，使废水中的磷与药剂发生反应，形成不溶于水的沉淀物，从而达到去除磷的目的。
生物吸附是指利用微生物或植物等生物体的吸附能力，将废水中的磷物质吸附到生物体的表面或细胞内部。
沉淀和生物两种方式常常结合使用，以增加废水除磷的效果。
综上所述，废水脱氮除磷主要是通过氧化和沉淀、吸附等方式来实现的。
通过选择适当的处理方法、调整工艺参数和控制操作条件，可以高效地脱除废水中的氮和磷，保护水资源，减少污染。
再生水深度脱氮除磷方法再生水深度脱氮除磷是实现污水资源化利用的有效途径[1, 2]，然而目前在深度处理的过程中仍存在一些问题：在脱氮方面，由于污水厂尾水自身存在碳源不足的问题，常需额外投加碳源，增加了成本的同时也容易产生二次污染. 为解决这些问题，在反硝化过程中往往结合自养反硝化等进行脱氮[3, 4]. 硫自养反硝化因其具有工艺简单，无需外加碳源以及价格低廉等优点在低碳氮比污水处理中得到了广泛应用并取得了较好的效果[5~10]，但以单质硫等作为硫源的硫自养反硝化不具有除磷功能.在除磷方面，依靠传统的生物除磷往往很难实现水质的达标，因此需要结合化学法强化除磷效果，海绵铁因其高效的除磷效果能力被国内外研究人员所关注[11~15]. 匡颖等[16]研究认为，海绵铁腐蚀产生的Fe2+和进一步氧化生成的Fe3+以及它们的水化物，在沉淀、絮凝、吸附和卷扫等作用下，可以使出水中的磷大幅度降低.此外，国内外许多学者发现铁对水中硝酸盐的去除也具有一定效果，但是存在水力停留时间较长、氨氮积累较严重等问题[11, 14~20]; 另外由于利用铁基质进行的自养反硝化过程需要一定的适宜环境，如中性的pH等，当环境发生变化时，此时反硝化的效果将大受到影响[21~26].综上，硫和海绵铁在二级水深度脱氮除磷方面的应用具有良好前景，将二者混合应用不仅能够提升系统的脱氮能力，也将使系统除磷效果大大得到增强. 目前两者混合应用的相关研究还较少，吴中琴[27]、苏晓磊等[28]将单质硫和铁刨花组合成填料床对模拟二级出水进行深度脱氮除磷，发现该工艺具有良好的脱氮除磷效果. 然而这些研究只是针对反应器的组合方式、硫自养的脱氧功能及滤速对工艺脱氮除磷性能的影响等方面进行了探讨; 对于填料中硫铁比对同步脱氮除磷产生的影响等方面却未作探究. 本研究针对污水处理厂尾水深度脱氮除磷及其水质特点，通过实验室静态实验，探讨了单质硫和海绵铁的体积比对反硝化脱氮除磷效果的影响，分析了系统脱氮除磷动力学过程，以期为城市污水处理厂尾水深度脱氮除磷提供技术参考.1 材料与方法1.1 实验方法1.1.1 实验分组实验用到粒径均为3-5 mm的硫磺，海绵铁、陶粒这3种单一填料，以及不同硫铁体积比混合而成的复合填料，见表 1. 以陶粒作为空白对照，即只加入等体积的陶粒(见表 1中⑤号).表 1 实验分组1.1.2 静态反硝化脱氮同步除磷实验反硝化脱氮除磷实验运行装置采用6只2 L烧杯作为反应器，接种污泥来自北京某污水处理厂回流污泥，实验用水采用人工配水模拟污水厂尾水，即在自来水中加入一定量的CH3COONa、 KNO3和KH2PO4，该水质特征为： pH=7.0-7.5，ρ(NO3--N) =30 mg ·L-1，ρ(COD)=45 mg ·L-1，TP=3.0mg ·L-1，COD ∶TN=1.5.向各个装置内加入200 mL富集培养的活性污泥，再加实验配水至刻线. 实验采用序批方式运行，水力停留时间(HRT)为24 h. 实验装置置于60 r ·min-1的摇床内振荡，以确保物料的均匀; 出水方式采用虹吸式出水，每次换水1.2 L. 测定进出水的pH、 COD、ρ(NO3--N) 、ρ(SO42-)、 TN、 TP和总铁.本实验分为3个部分. 第一部分考察填料种类对脱氮除磷效果的影响，第二部分以不同硫铁比的复合填料为研究对象，考察复合填料中硫铁比对脱氮除磷效果的影响，第三部分对复合填料系统内脱氮除磷动力学进行了分析.1.2 分析方法与仪器实验中的pH采用上海三信PHS-3C型pH计测定; NO2--N、 NO3--N、 NH4+-N和SO42-采用瑞士万通Metrohm861离子色谱仪测定; TN采用德国耶拿jena multi N/C3000 型TOC/TN 分析仪测定; COD采用北京连华科技COD快速测定仪测定; TP和总铁均采用岛津UVmini-1240紫外可见分光光度计测定，其中TP采用钼酸铵分光光度法测定，总铁采用邻菲罗啉分光光度法测定.2 结果与讨论2.1 填料种类对脱氮除磷效果的影响2.1.1 对TN去除率的影响对单独硫磺、单独海绵铁以及两者混合填料的脱氮效果进行分析，以单独陶粒填料作为对照. 填料种类对总氮去除率影响如图 1所示. 其中，“硫磺+海绵铁”为②③④组实验均值，其余几组实验数据则分别来自于①、⑤、⑥组单组实验值.图 1 填料种类对总氮去除率的影响由图 1可以看出，“硫磺+海绵铁”组总氮去除能力最高，总氮去除率维持在55%-71%; “硫磺”组去除能力略低于复合填料组，总氮去除率维持在61%上下; “海绵铁”组脱氮能力低于前两组，总氮去除率在43%附近波动; “空白”组脱氮能力最差，总氮去除率仅在30%左右，最高达到44%，明显低于其它几组. 由此可见，不同填料种类的脱氮情况存在着较为明显的差异. 就单一种类填料脱氮效果而言，硫磺明显优于海绵铁; 而当硫磺和海绵铁混合成为复合填料时，总氮的去除效果得到进一步提升.图 2所示为不同种类填料的出水pH对比情况. 从中可以看出，“硫磺”组的出水pH 最低，“硫磺+海绵铁”组出水pH高于“硫磺”组，出水pH维持在7.38左右; 而“海绵铁”组和“空白”组出水pH均高于其它两组，且“空白”组略高于“海绵铁”组. 可见，硫磺的加入在一定程度上降低了系统的出水pH. 硫自养反硝化可在低碳氮比的条件下以还原态硫为电子供体还原水中的硝酸盐，Batchlor等[7]研究认为单质硫作为电子供体时可以取得良好的反硝化效果，并通过建立的化学计量关系式表明该过程是一个产酸过程，该过程中对碱度的消耗会对反硝化效果产生影响，需要对系统pH进行调节[10].图 2 不同种类填料出水pH对比同时相关研究表明，海绵铁腐蚀过程会产氢从而促进氢自养微生物的反硝化过程[21, 22]; 此外，海绵铁腐蚀产生的Fe2+可为部分利用铁基质进行反硝化的微生物提供电子供体，且少量的铁离子也会促进微生物的生长代谢，从而促进体系的自养反硝化[26, 29].因此，当硫与海绵铁填料混合后，硫自养反硝化的产酸过程既可以加速海绵铁的腐蚀，也平衡了系统的碱度，从而使系统反硝化脱氮的效果大大提升. 故此，与单一种类填料相比，硫铁复合填料能够提升总氮的去除率.2.1.2 对TP去除率的影响图 3所示为不同填料种类对总磷去除效果的对比. 从中可以看出，就单一种类填料除磷效果而言，海绵铁显著优于硫磺; 单质硫与空白组的除磷率相差不多，仅在10%左右; 而当硫磺与海绵铁混合成复合填料时，除磷效果大大提升，除磷率达到了70%-80%.图 3 填料种类对总磷去除率的影响徐丰果等[30]认为水中的Fe2+和Fe3+会与磷酸盐反应生成难溶盐，其间伴随着强烈水解和各种聚合反应的发生，生成多种多核羟基络合物. 这些含铁的羟基络合物通过压缩双电层、电中和、吸附架桥及絮体的网捕作用使胶体凝聚、沉淀而将磷去除. 在本研究中，硫磺的反硝化过程会加速海绵铁腐蚀产生Fe2+，从而使系统的除磷效率得到大大提升.综上，硫铁复合填料的脱氮和除磷效率均显著高于单一组分填料，出水总氮、总磷达到稳定后，反应器内的总氮去除率达到60%以上，除磷率可达80%. 分析主要原因是硫自养反硝化的产酸作用加速了海绵铁的腐蚀，这一过程既丰富了脱氮过程所需的电子供体，又为化学除磷提供了反应物质.2.2 复合填料中硫铁比对脱氮除磷效果的影响选取硫铁比分别为2 ∶1、 1 ∶1和1 ∶2(②号、③号和④号)的复合填料进行脱氮除磷效果对比实验.2.2.1 对TN去除率的影响图 4所示为不同硫铁比的脱氮效果对比. 从中可以看出，各组实验的脱氮效果随运行时间稳步上升; 其中，硫铁比为2 ∶1和1 ∶1的反应器脱氮效果相差不大，相比于硫铁比为1 ∶2的烧杯有着明显的优势. 图中可见，当硫和铁的体积比大于等于1 ∶1时，硝态氮的去除率逐步稳定于73%左右; 而当硫铁比为1 ∶2时，总氮去除率在55%-63%的范围内波动. 有研究表明[5, 6],单质硫作为电子供体有较高的利用效率，当系统内碳源相对不足时，脱氮作用需要单质硫的自养反硝化作用弥补. 因此硫磺所占比例的增加有利于增强系统反硝化脱氮能力.图 4 不同硫铁比脱氮效果对比2.2.2 对TP去除率的影响图 5为不同硫铁比反应器的除磷效果及出水总铁增量Δρ(Fe)对比. 从中可以看出，硫铁比为2 ∶1、 1 ∶1的除磷效果和总铁增量均明显高于硫铁比为1 ∶2的反应器，此时二者的除磷效果均达到90%以上; 当硫铁比小于1 ∶1时，除磷效果仅在40%-50%. 同时可见，除磷效果与出水总铁的增量存在一定正相关性. 这也证明了在本研究中较好的除磷效率依赖于海绵铁腐蚀所产生的化学除磷作用.图 5 不同硫铁比除磷效果及出水总铁增量对比综上可知，硫铁比是决定复合填料脱氮除磷效果优劣的一个关键因素. 根据实验结果可以发现，随着硫铁比的增加，复合填料脱氮除磷能力得到大大提升，而当硫铁比超过一定值以后，这种趋势不再明显. 这是因为：当复合填料中单质硫的量相对不足时，系统硫自养反硝化作用相对较弱，铁的腐蚀也就相对较慢，在一定程度上影响了系统的除磷能力; 随着填料中单质硫所占的比例增加，硫自养反硝化作用增强，促进了铁的腐蚀，从而使得系统的同步脱氮除磷能力得到加强.2.3 复合填料系统脱氮除磷动力学分析选择硫铁比为2 ∶1和1 ∶1的反应器进行复合填料反硝化脱氮除磷动力学实验研究.图 6所示为两反应器内总氮去除量随时间变化的趋势曲线. 从中可见，两反应器的脱氮效果均很好，其中硫铁比为1 ∶1的脱氮效果要略优于硫铁比为2 ∶1的反应器. 在一个反应周期内，两反应器内总氮去除速率随着反应时间的增加而逐渐减缓，且总氮去除量与反应时间均呈现较好的双倒数关系，满足准二级动力学过程[31]，相关系数R分别为0.965 25和0.982 6.图 6 不同硫铁比总氮去除量变化曲线图 7所示为两反应器内总磷去除量随时间变化的趋势曲线. 从中可以看出，硫铁比为1 ∶1时反应器的除磷效果要优于硫铁比为2 ∶1，且两反应器除磷速率均随着反应时间增加而逐渐减慢. 从拟合曲线可以看出，两系统内总磷去除量与反应时间均呈现较好的双倒数关系，相关系数R分别为0.999 69和0.999 68.图 7 不同硫铁比总磷去除量变化曲线综上，复合填料系统脱氮除磷满足准二级动力学过程，从图 6、7可见，在反应初期氮和磷的去除与反应时间呈现良好的线性相关性; 由于系统除磷以化学除磷为主，相比于总氮去除速率，磷的去除速率更快; 在t=4.5 h时，总氮和总磷分别达到去除总量的82%和97%.2.4 复合填料系统脱氮除磷作用分析综上所述，相较于单一组分填料而言，硫磺/海绵铁复合填料可以大大提升系统的反硝化脱氮和除磷能力. 根据进水条件及系统组成，反应器内可能存在的脱氮除磷反应过程如下[22]：(1)(2)(3)(4)(5)(6)(7)(8)(9)图 8所示为硫铁比为2 ∶1和1 ∶1的反应器出水硫酸盐和COD变化.图 8 不同硫铁比出水硫酸盐和COD变化反应器进出水COD变化情况可以直观地反映出异养反硝化程度，进出水的硫酸盐变化情况可以直观地反映出硫自养反硝化程度. 从图 8中可以看出，在反应初期伴随着硫酸盐的迅速积累，水中的COD也很快得到去除，表明此时系统内反硝化主要由异养微生物和硫自养共同完成; 反应一段时间后，硫酸盐积累速率逐渐减缓，COD值基本不再降低，表明此时系统主要依靠硫自养反硝化脱氮. 同时结合式(1)、 (2)、 (6)、 (7)可知，系统内存在异养、硫自养、氢自养和铁基质自养反硝化的复合体系. 但有研究推测认为[26, 32]，铁基质自养反硝化在生物脱氮系统中并非主流和有效的途径.结合式(3)、 (4)、 (5)、 (8)、 (9)及图 4可知，海绵铁在氢离子和氧的腐蚀下产生Fe2+和Fe3+，使水中的磷酸盐得到有效地去除. 因此系统良好的除磷效果主要有赖于铁的化学除磷作用.综上，该系统中同时存在着异养、硫自养、氢自养和铁基质自养这4种反硝化过程，其中，脱氮作用主要依赖于异养反硝化和硫自养反硝化过程，而除磷则以海绵铁腐蚀产生的化学除磷作用为主.从式(2)、 (3)还可以看出，硫自养反硝化和海绵铁腐蚀过程之间存在着密切关系：硫自养反硝化的产酸过程可以加速海绵铁的腐蚀; 另有研究表明[29]，由于海绵铁具有比表面积大，吸附性能强等特点，宏观上其可作为载体填料为反硝化微生物提供生长环境，同时作为一种良好的除氧剂又能为反硝化细菌提供所需的微观环境. 因此，二者间的这种协同作用强化了系统的脱氮能力的同时也大大提高了系统的除磷能力.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
