IMBR-A/O工艺对生活污水脱氮除磷的研究

IMBR-A/O工艺对生活污水脱氮除磷的研究（精选7篇）

IMBR-A/O工艺对生活污水脱氮除磷的研究 第1篇

Carrousel氧化沟工艺脱氮除磷的原理与实践

摘要：北京昌平污水处理厂采用Carrousel2000氧化沟污水处理工艺,根据该厂实际运行效果及进出水水质,结合污水脱氮除磷的原理,对该工艺脱氮除磷的效果进行研究和分析.认为Carrousel2000氧化沟处理工艺有较好的`脱氮除磷效果.对小城镇污水处理厂工艺的选取有一定的借鉴意义.作 者：郭航军 陈平 GUO Hang-jun CHEN Ping 作者单位：郭航军,GUO Hang-jun(北京市昌平区水务局,102200)

陈平,CHEN Ping(北京市昌平污水处理中心,102200)

期 刊：北京水务 Journal：BEIJING WATER年，卷(期)：2010,“”(3)分类号：X522关键词：Carrousel2000氧化沟工艺 脱氮 除磷

IMBR-A/O工艺对生活污水脱氮除磷的研究 第2篇

随着社会经济的飞速发展, 生活污水、工业废水及农业非点源污染中营养物质的过量排放造成地表水体富营养化现象日益严重。高效、稳定的污水脱氮除磷技术的研究对于提升地表水环境质量具有重要意义, 通过控制活性污泥在厌氧、缺氧及好氧交替环境下运行, 利用微生物的代谢作用进行强化生物脱氮除磷是国内外研究及应用最为广泛的一种。生物脱氮及除磷性能受污水中碳源的类型、浓度的影响较大, 有效的碳源供给是维持微生物新陈代谢及工艺脱氮除磷效果的保障。由于脱氮菌及除磷菌在活性污泥中共存, 脱氮过程及除磷过程微生物对碳源需求的不同及污水中有效碳源的不足或过量均造成城市污水处理厂氮、磷去除率的不理想。

2 氮磷去除过程对碳源的需求机理

2.1 微生物除磷过程对碳源的需求

生物强化除磷主要是利用微生物在好氧/缺氧条件下吸收大量的、超过其生理需要的磷, 并以聚合的形态贮存在菌体内形成高磷污泥, 将这些高含量污泥排放到系统外达到从污水中除磷的目的, 同时微生物在厌氧状态下吸收有机底物并释放磷, 通过这个循环过程, 微生物交替释放和吸收磷酸盐。

厌氧条件下, 聚磷菌吸收易生物降解的物质 (碳源) , 或经水解、发酵转换成VFA, 贮存为体内PHAs。此时, 菌体内多聚磷酸盐水解直接输出质子, 水解使得细胞内磷浓度升高, 积累到一定程度后以可溶性单磷酸盐的形式释放到环境中, 糖原降解还原性氢载体NADH[1]。以乙酸为例, 用化学方程式表达如表1所示[2]:

以电子受体的不同, 聚磷过程分为好氧聚磷和反硝化聚磷两种。其中在好氧聚磷过程, 当污水及污泥刚由厌氧段进入好氧段时, 此时PAOs体内贮存大量的PHB和较少的多聚磷酸盐, PAOs利用PHB为碳源和能量, 以氧为电子受体进行正常的好氧代谢, 通过氧化作用生成ATP, 并从外界大量吸收可溶性磷酸盐在体内合成多聚磷酸盐而积累起来, 以保证厌氧条件下微生物的生长需要, 从而起到为厌氧释磷过程提供能源的作用。厌氧条件下合成的PHB越多, 好氧条件下多聚磷酸盐合成量就越大, 因此厌氧阶段微生物对磷的释放充足与否直接影响到好氧聚磷效果。

对于反硝化聚磷过程来说, 在缺氧的条件下, 反硝化聚磷菌 (DNPAOs) 能够利用氧、硝酸盐、亚硝酸盐作为电子受体, 通过细胞在厌氧过程中贮存的胞内PHB、糖原的生物代谢作用来吸收过量的磷, PHB消耗和聚磷颗粒的生成同时进行, 糖原维持细胞内的氧化平衡。

2.2 微生物脱氮过程对碳源的需求

硝化过程主要由自养微生物完成, 亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌, 硝化过程所需碳源来自CO32-、HCO3-等无机碳源;硝化菌的世代期较异养菌长得多, 生长繁殖速度缓慢, 产率较低, 若进水中有机污染物 (COD) 大大超过氨氮时, 异养菌大量繁殖, 并在与硝化菌竞争中占优势, 逐渐成为优势菌种, 从而降低反应器的硝化效率。一般认为处理系统的BOD负荷小于0.15BOD/ (g MLSS.d) 时, 硝化反应才能正常进行。

反硝化菌利用碳源作为电子供体, NO3-和NO2-作为电子受体, 将NO3-、NO2-还原成氮气, 达到脱氮的效果。当有溶解氧存在时, 反硝化菌分解有机物利用分子态氧作为最终电子受体。在无氧情况时, 反硝化菌利用硝态氮和亚硝态氮作为能量的电子受体, O2-作为受氢体生成H2O和OH-碱度, 有机物作为碳源及电子供体提供能量并被氧化稳定。

硝化、反硝化过程对有机物的存在是矛盾的:自养硝化菌适宜在低碳源环境下生存, 在大量有机物存在时, 对氧气和营养物质的竞争不如好氧异养菌, 致使反应器内异养菌成为优势菌种;而反硝化反应需要有机碳源作为电子供体完成脱氮过程。

目前的污水处理工艺大多要求脱氮与除磷工艺同步完成, 使得系统对碳源的需求更为复杂。聚磷、硝化过程为好氧过程, 所需碳源相对较低, 反硝化时需要外加碳源进行脱氮, 需要大规模地回流硝化废水, 但硝化液的回流会抑制厌氧释磷过程。此外, 释磷及反硝化过程均需要较多的碳源, 存在着对碳源的竞争, 当进水中碳源不足时, 可以考虑培养反硝化聚磷菌, 实现反硝化脱氮过程同步除磷, 即一碳两用, 也可以通过一定的手段补充碳源以保证脱氮除磷效果。

3 外加碳源对生物脱氮除磷过程的影响

3.1 碳源类型

在强化生物脱氮除磷系统中, 碳源类型的不同直接影响到脱氮及除磷的速率及去除率。在碳源浓度相对较低的污水处理系统中, 常通过外加碳源方式提供系统净化能力, 常被用于外加碳源的物质通常有甲醇、乙醇、乙酸、丙酮、淀粉及葡萄糖等。不同的有机物作为碳源时, 氮源浓度不同, 其处理效果也不同。表2列出了几种不同碳源在不同浓度氮源下对反硝化脱氮过程的影响。其中甲醇的反硝化率是最高的, 作为易于生物降解的低级醇类, 极易被反硝化细菌所利用, 但是由于其价格高, 有毒性以及运输等带来的困难, 乙醇成为较好的碳源补充替代物。糖类物质如葡萄糖及蔗糖是日常生活中常用的甜味剂, 且均为优质价廉的化工原料, 采用其作为碳源, 处理效果比较理想且经济。

在厌氧条件下, 碳源的水解酸化进度对污水厌氧释磷速度有明显的影响。PAOs以乙酸钠或丙酸钠为碳源释放磷速率很快, 利用乙醇、葡萄糖、淀粉、丙酮为碳源磷释放速率较低。对于直链淀粉, 必须在厌氧条件下先行水解为葡萄糖, 再由葡萄糖转化为低分子有机物后才能被利用, 诱发磷的释放。而酮类不易被聚磷菌吸收利用合成PHB, 其体内的聚磷酸盐的分解缓慢, 磷释放速率低于前几种基质。Yagci等[7]的研究发现, 和乙酸相比丙酸是EBPR系统中更为合适的碳源, 能够提高系统的除磷效率。在达到相同释磷量的前提下, 混合基质中活性污泥厌氧释磷时间大于各单一基质厌氧释磷时间的总和。

3.2 碳源浓度

碳源浓度直接影响着脱氮除磷的效果。在Carrousel氧化沟工艺中, 进水C/N为5-13时, C/N不影响系统对NO3--N的去除效果;C/N<11时, TN、TP的去除率随C/N的升高而快速大幅提高;C/N>11时, 氧化沟TN去除率提高幅度不大, 但TP去除率接近100%;此外, TP去除率与TN去除率具有较高的相关性[8]。赵庆[9]等采用厌氧/缺氧/好氧方式运行SBR, 结果表明C/P>23, C/N>5时, 磷、氮及碳的去除率均在90%以上, 其中反硝化聚磷的比重高达60%-70%, 进一步提高C/P、C/N对除磷的影响不显著, 但对反硝化脱氮速率的影响相对明显。

对于反硝化聚磷过程来说, 碳源浓度控制是否合理对系统除磷脱氮效果的优劣有着极为重要的作用。低有机负荷运行时, 短期内也能达到较好的聚磷效率, 但长期运行必导致聚磷菌数量减少或胞内聚磷含量降低, 影响聚磷菌的除磷性能;高有机负荷运行, 导致缺氧段残留, 易引起反硝化脱氮菌和反硝化聚磷菌对硝酸盐的竞争, 使得聚磷不完全且影响活性污泥的正常运行。另有研究表明, 聚磷菌胞内所含磷量越高, 厌氧段降解单位磷源释放的PO34--P浓度越高, 随后聚磷效果越好, 但当胞内聚磷含量或进水磷酸盐浓度过高时, 会对随后的缺氧聚磷产生抑制作用[10], 所以C/P也应控制在合适的比例。王亚宜[11]等采用间歇试验结果表明, 反硝化除磷过程中, 厌氧段COD浓度从100mg/L提高到300mg/L时, DNPAOs放磷越充分, 缺氧段反硝化和吸磷速率越大;但碳源浓度高达300mg/L以上时, 未反应完全的有机物残留于缺氧段对缺氧吸磷产生抑制作用。这类似于在缺氧段外加了碳源, 外碳源可优先支持反硝化而不进行吸磷, 随着缺氧段外碳源浓度的增高, 反硝化速率变大, 吸磷受到的抑制作用越大, 吸磷效率相应越低。

4 内碳源

对于碳源浓度较低的污水处理系统来说, 除采用外加碳源手段提高碳源浓度外, 还可以通过提高内碳源的方式增加碳源浓度, 如利用污水处理厂的剩余污泥进行破碎或发酵作为碳源, 即可以减少污泥产量, 同时可以提高生物脱氮除磷的效率。

4.1 污泥破碎

污泥破碎是通过压力和摩擦力来破坏微生物的絮体和细胞。Ana Soares[12]等的研究发现污泥破碎后, VFAs浓度提高了4.1倍, 以破碎污泥作为碳源磷的释放量和反硝化速率均大于乙酸。Pantelis Kampas[13]等研究利用破碎剩余污泥作为内碳源、乙酸做为外碳源和不外加碳源的脱氮除磷效率进行对比, 结果发现, 破碎污泥作为碳源磷的释放量和反硝化速率均大于乙酸和不外加碳源, 破碎污泥作为碳源有利于生物脱氮除磷。P.Kampas[14]等研究发现, VFA、SCOD、蛋白质、碳水化合物浓度的增加与污泥分解时间和污泥的来源有关。

4.2 污泥发酵

污泥发酵把复杂的有机物水解成可溶性有机物, 再通过有机物酸化转换成挥发性脂肪酸。目前有一些国家利用初级污泥发酵来提高VFAs的浓度, 如南非、美国把发酵污泥作为碳源投加到生物脱氮除磷中[15]。污泥发酵反应时间是VFAs产生的关键因素, 要提高水解酸化, 又要避免甲烷气体的生产, 所以污泥要在10~20℃下发酵少于6~10天[16,17]。Ana Soares[12]等的研究发现初级污泥发酵后, VFAs浓度提高了2.5倍。二级污泥组成成分复杂, 主要为微生物细胞和絮体, 这都是很难在厌氧的条件下降解的[18,19]。因此, 二级污泥要作为碳源, 一般采用污泥破碎处理。

5 结论

城市污水生物脱氮除磷工艺研究 第3篇

【关键词】城市污水；脱氮；除磷；工艺

0.前言

城市污水的来源包括城市居民生活污水、城市工业废水和降水等，污水中的氮、磷污染物含量很大，如果未经处理或脱氮除磷效果不佳就会造成水体富营养化，从而使水质恶化，水体生态环境被破坏，动物大量死亡等，使水污染和水资源短缺的情况加剧，因此对于城市污水处理厂来说，脱氮除磷已经成为其工作的重点和难点问题。目前对城市污水脱氮除磷的工艺主要包括A/O法、A2/O法、序批式工艺以及氧化沟工艺等，本文对这几种工艺的原理和特点进行简要介绍。

1.A/O法

A/O（Anoxic/Oxic）工艺是通过将生物厌氧与生物好氧处理串联起来的工艺，是利用缺氧段的厌氧水解作为好氧段活性污泥的前处理，因此也被认为是对活性污泥法的改进。A/O法主要用于有机物的降解，对于脱氮除磷也具有一定的效果。脱氮原理为：在缺氧段废水中的蛋白质、脂肪中含有的氮被异养菌氨化，从而游离出氨（以NH3或NH4+的形式存在），在好氧段在自养菌的硝化作用下氨氮被氧化成NO3-，然后回流到缺氧段，异养菌的反硝化作用将NO3-还原成N2；除磷原理是：聚磷菌吸收废水中的小分子有机物，合成细胞内贮物（PHB），在好氧段摄取磷，从而达到去除的目的。A/O法工艺的脱氮除磷效率相对较低，一般情况下脱氮效率只有70-80%，而除磷效率在20-30%，而且其脱氮除磷效果还受到进水水质的影响，因此稳定性不高，在实际工作中此法更多的是用作废水中有机物的去除，而很少作为脱氮除磷的主要工艺。

2.A2/O法

A2/O法是在传统活性污泥法的基础上，增加一个缺氧段和一个厌氧段的废水处理工艺，是目前用于污水脱氮除磷的流程最为简单、应用最普遍的工艺，根据工艺池的排列顺序不同可分为传统A2/O法和倒置A2/O法。

2.1传统A2/O法

传统的A2/O法也称为厌氧-缺氧-好氧法，运行过程中，污水首先进入厌氧段与回流的污泥混合，污水中的易生物降解的大分子有机物在厌氧发酵菌的作用下转化为小分子有机物，便于聚磷菌吸收后合成细胞内贮物，然后污水在缺氧段反硝化菌的作用下将NO3-进行反硝化，达到脱氮的目的，污水进入好氧段，未被除去的氮在自养菌的消耗作用下被氧化，通过回流到缺氧段反硝化脱氮，同时在好氧段聚磷菌内贮物PHB分解产生能量，供摄取磷的需要，聚磷菌与摄取的磷形成聚磷链的形式经过沉淀后与剩余污泥混合在一起，随污泥排出系统外，達到除磷的目的。传统A2/O法很好地利用了三个反应池的环境特点，提高了聚磷菌摄取磷的能力，并且由于好氧段中有机物浓度较低，利于自氧硝化菌的生长，因此脱氮除磷效率较高。

2.2倒置A2/O法

倒置A2/O法就是将传统A2/O法的厌氧段与缺氧段调换，组成缺氧-厌氧-好氧工艺，实践证明可以达到更好的脱氮除磷效果。这主要是由于缺氧段置于厌氧段之前更有利于反硝化菌的作用和吸磷能力的增强。对于脱氮来说，缺氧段在厌氧段之前可使反硝化菌获得更多的碳源，而对于除磷来说，聚磷菌在缺氧段可吸收大量的小分子有机物，在厌氧段释磷后进入好氧段，使吸磷更加充分，整个工艺过程中的释磷、吸磷过程都有回流污泥的参与，因此使反应更加充分，使得脱氮除磷效率更高，尤其对于总磷的去除效果颇佳。

虽然A2/O法应用普遍，但不论是传统A2/O法还是倒置A2/O法，其脱氮除磷效果都受到厌氧段氮氧化物浓度的影响，在传统A2/O法中，回流污泥中会携带部分氮氧化物，因此如果回流污泥量过多，氮氧化物在厌氧池内的浓度过高，就会对聚磷菌释放磷起到抑制作用，从而影响除磷效果，而如果污泥回流量过少，又会导致厌氧池内聚磷菌过少，导致在好氧段吸磷量的减少，同样影响除磷效果，因此需要通过对污泥回流量的精确控制才能达到预期效果。

3.序批式工艺

3.1传统序批式活性污泥法

传统序批式活性污泥法又称为SBR法，是一种间歇性活性污泥法，由一个或若干个曝气反应构筑物组成，城市污水分批进入反应池，进水经过反应、沉淀后上清液排出即完成一个运行周期，然后再进行下一个周期的处理，整个过程均在一个反应池内进行，因此处理工艺流程简单，构筑物少，只要控制好工艺条件就可以达到很好的脱氮除磷效果。SBR法的脱氮除磷效果与曝气时率息息相关，一般认为曝气时率越大，则脱氮除磷效果越差。SBR法由于分批进水的特点，降低了水质、水量对系统的冲击，所需活性污泥量较少，自动化程度较高，因此理论上是一种较为先进的脱氮除磷工艺，但系统的运行对自动控制和在线监测仪器仪表要求较高，给实际工作带来一定难度。

3.2 CASS工艺

CASS（Cyclic Activated Sludge System）工艺是周期循环活性污泥法的简称，是一种连续进水式的SBR系统，其在SBR工艺的基础上通过隔墙将反应池划分为不同的区域以分别实现不同的功能，在各个被分割的区域中根据其功能特点溶解氧、污泥浓度和有机物含量均不同，且可以实现连续进水和出水，CASS工艺具有传统SBR法的自动化程度高、工艺简单等优点，且相对SBR法而言优势在于处理效率更高，且通过单独设置厌氧区的方式使系统脱氮除磷效果得到进一步提升。

3.3 MSBR工艺

MSBR（Modified Sequencing Batch Reactor）是改良式序列间歇反应器，是传统SBR工艺结合了传统活性污泥法优点的基础上，经过不断的改良发展起来的新型污水处理器。MSBR工艺流程简单，不需初沉池和二沉池等大型构筑物，且不需间断进水，在对城市污水生物脱氮除磷过程中，进水先经过厌氧段，使厌氧反应充分进行，并且独立设置的厌氧段有助于系统承受进水的冲击负荷，整个污水脱氮除磷效果极佳，出水水质稳定，且处理效率高，因此被认为是一种极具前途的城市污水生物脱氮除磷工艺。

4.结束语

综上所述，随着城镇化的大势所趋以及国民工业的飞速发展，我国城市污水的水量也不断增加，对于污水处理厂来说工作负荷进一步加大，因此需要合理选择生物脱氮除磷工艺。当前用于城市污水生物脱氮除磷的工艺有A/O法、A2/O法、序批式工艺等，除此之外，氧化沟工艺也得到了一定程度的应用，在选择生物脱氮除磷工艺时，不但要考虑脱氮除磷效果和工作效率，而且还要考虑技术和经济可行性问题，发展处理效率高、技术可行、经济合理的脱氮除磷方法是未来城市污水处理工艺的发展方向。 [科]

【参考文献】

[1]肖文涛.污水生物脱氮除磷工艺的现状与发展[J].环境保护与循环经济，2010，（11）：59-62.

IMBR-A/O工艺对生活污水脱氮除磷的研究 第4篇

关键词：溶解氧,单侧曝气,脱氮除磷

1 概述

目前我国污水处理效率较低, 普遍存在处理设施不完善, 投入资金不足, 运行费用高等问题。因此, 经济、稳定、高效的生物脱氮除磷技术已成为当前研究的热点和重点。本研究以中国矿业大学张雁秋教授研发的ECOSUNIDE工艺[1,2,3] (分点进水高效脱氮除磷新工艺) 为主导工艺, 以统一动力学理论、动力学负荷理论、回流污泥浓度优化理论等为理论依据, 分点进水高效脱氮除磷新工艺凭借其优点, 已在徐州国祯水务运营有限公司、临沂市污水处理厂、临沂润泽水务有限公司、德州联合润通水务有限公司得到成功应用[4,5]。与传统工艺相比, ECOSUNIDE工艺创造出特殊工艺条件, 提高硝化菌、聚磷菌在活性污泥法中的比例, 从而突破了活性污泥法硝化速度慢、除磷量较少的瓶颈, 实现了短时高效脱氮除磷。与传统工艺相比, ECOSUNIDE工艺有系统生态优势、提高污泥浓度、节约工程投资和降低运行费用等特有的工艺特点[6]。

本试验是从池体结构上对ECOSUNIDE工艺的多级缺氧/好氧段加以变化成为单侧曝气生化池, 考察DO对单侧曝气生化池脱氮除磷的影响, 从而完善ECOSUNIDE工艺, 以得到更加经济高效的脱氮除磷工艺。

2 材料与方法

2.1 实验装置

本试验主体装置为单侧曝气生化池, 由普通玻璃制成, 有效容积为221.2 L, 整个曝气池分为厌氧区和A/O区两大部分。厌氧区为折流式, 在前段设有搅拌器, 用于回流污泥与进水更好的混合;A/O区采用一侧全程曝气 (好氧区) , 另一侧为堰进水 (缺氧区) , 池子中部沿着池长方向放置一块斜板, 用于调整好氧区和厌氧区的空间比例, 曝气池中水流的走向有些相似于曝气沉砂池 (单侧曝气) , 池中的水呈旋流状向后运动, 在空间和时间上实现频繁的好氧/缺氧。整个工艺流程中, 进水分两部分, 一小部分进厌氧池, 另外大部分进曝气池的配水堰;曝气池的混合液进入二沉池后沉淀出水, 回流污泥回流至厌氧区首端, 剩余污泥定期排放。实验装置如图1所示。

1.进水桶;2.新型曝气池;3.二沉池;4.配水槽 (缺氧区) ;5.斜板;6.放空管;7.出水口;8.厌氧区进水泵;9.缺氧区进水泵;10.回流污泥泵;11.搅拌器;12.增氧泵 (3台)

2.2 分析项目及方法

实验主要分析项目及方法[7]如表1所示。

3 反应器的启动

3.1 污泥驯化条件与步骤

本实验接种污泥取自中国矿业大学南湖校区污水处理站曝气池活性污泥, 污泥经空曝48 h、过滤和淘洗处理后投入试验装置中进行驯化培养, 驯化前反应器中活性污泥浓度达到4 000 mg/L左右。试验进水量Q=0.016 m3/h, 其中厌氧段配水Q1与缺氧段堰配水Q2之比1∶2, 污泥回流比r=0.5, DO控制在1.0 mg/L左右, 水温维持在25℃～28℃。

为了使反应器能够更快地启动, 本试验对取来的活性污泥采取了以下驯化步骤: (1) 将取来的活性污泥放入两个大桶中空曝48 h后, 过滤掉一些杂质, 经淘洗干净后投入反应器中开始准备驯化。 (2) 按照驯化条件开始进水培菌阶段。污泥驯化开始后的10 d内的进水水质为pH:6～7、CODCr:150 mg/L、NH4+-N:20 mg/L、TP:2.5 mg/L。 (3) 当连续进水10 d后, 开始逐步加大进水的浓度。每隔1 d进水各指标浓度按1.1倍递增, 再经过约14 d的驯化, 进水水质增加到试验的正常进水水质, 即+pH:6～7、CODCr:270 mg/L、N H4-N:38 mg/L、TP:4.6 mg/L。 (4) 维持正常进水再经过14 d左右的驯化培养, 此时试验的污泥驯化工作顺利完成, 反应器正常启动。

3.2 污泥驯化结果

通过观察微生物相和对MLSS及出水水质的测定, 能够比较准确地判断出污泥驯化的进展情况。活性污泥经过近40 d的驯化培养后, 基本上已经培养出适合本试验的高处理能力的活性污泥。在污泥驯化过程中, 偶尔也出现过轻度污泥膨胀、污泥泡沫等现象, 通过适当排泥、调节曝气量等手段使污泥恢复正常。

4 结果与讨论

本实验采用自配模拟生活废水, 在自来水中投加葡萄糖和淀粉作为碳源, 以NH4Cl、KH2PO4分别作为氮源和磷源, 同时加入Na HCO3用于调节pH和碱度, 另外还投加了少量微量元素作为微生物生理活动的需要。试验进水水质如表2所示。

DO作为系统脱氮除磷的影响因素之一, 它不仅影响系统的硝化反应速率, 而且还会影响反硝化反应及除磷的效果。

过高的DO值造成不必要的能源浪费, 然而较低的DO值也不利于脱氮, 有可能还会导致污泥膨胀。试验进水量Q=0.016 m3/h, 其中配水比Q1∶Q2=1∶2。污泥回流比r=0.5, 本实验着重研究DO在1.0 mg/L、0.8 mg/L和0.6 mg/L这3个水平上对系统脱氮除磷效果的影响。

4.1 对COD和氨氮去除的影响

系统对COD和氨氮去除情况如图2所示。

由图2可以看出, 当DO分别为1.0 mg/L、0.8 mg/L和0.6 mg/L时, 出水中COD均值分别为40.0 mg/L、35.0 mg/L和26.1 mg/L, COD去除率分别为85.2%、87.0%和90.3%。随着DO的降低, 系统中COD反而得到更好的去除, 这恰恰应证了COD不能作为污染物理解, 加大曝气量不一定就能使出水COD降低。相反, COD是宝贵的碳源, 要想办法充分的利用它, 而不是用氧气去氧化它。在脱氮除磷系统中, 碳源要优先保证给聚磷菌 (PAOs) 和反硝化菌所用, 争取做到“碳不见氧, 氧不见碳”。同理, 可以看出出水中氨氮浓度随着DO的减小而降低, 在DO=0.6 mg/L时, 出水中氨氮浓度在0.2 mg/L左右。因为实验所用的单侧曝气生化池没有严格的好氧和缺氧区, 池内两侧DO梯度并不明显, 所以在溶解氧较低时, 系统在保证硝化效果的同时又能很好的进行反硝化作用, 这时同时硝化反硝化作用占主导作用, 表现为出水中氨氮浓度较低。

4.2 对NO2--N和NO3--N的影响

系统对出水中NO2--N和NO3--N情况如图3所示。

从图3中可以看出, 出水中NO2-N和NO3-N的浓度随着DO的降低而逐渐降低。当系统中DO较低时, 硝化反应会受到一定程度的限制, 表现在出水中NO2--N和NO3--N的浓度有所下降。由于亚硝酸盐氧化菌的溶解氧饱和常数比氨氧化菌的大, 所以在稳定的脱氮系统中, 当溶解氧浓度降低时, 两者进行动力学选择后, 氨氧化菌在硝化系统中的比例会大大增加, 造成亚硝酸盐的积累。

4.3 对TN和TP去除的影响

系统对出水中TN和TP去除的情况如图4所示。

由图4可知, TN和TP的去除呈现相反的态势。当DO逐渐降低时, 出水中TN浓度也随着减小, DO=0.6 mg/L时, 出水中TN均值为16.5 mg/L, 去除率达到56.6%。这是由于较低的溶解氧在不影响硝化效果的同时更有利于反硝化反应, 从而TN去除率较好。但是TP却刚好相反, 出水中TP浓度随着DO的减小而增大, 当DO分别为1.0 mg/L、0.8 mg/L和0.6 mg/L时, 出水中TP浓度均值分别为0.7 mg/L、1.4 mg/L和1.5 mg/L。原因可能是因为这3种DO条件下出水中NO3--N浓度相差不大, 回流污泥中含有的NO3--N对厌氧释磷影响区别不大的情况下, 较高的DO能为广义好氧吸磷提供更好的动力, 吸磷效果更好。

5 结论

(1) 随着DO的降低, 系统中COD反而得到更好的去除。COD作为宝贵的碳源, 在脱氮除磷系统中, 碳源要优先保证给聚磷菌 (PAOs) 和反硝化菌等弱势菌群所用, 争取做到“碳不见氧, 氧不见碳”。

(2) 当DO逐渐降低时, TN的去除率有所增加, DO=0.6 mg/L时, 出水中TN均值为16.5 mg/L, 去除率达到56.6%。可能是由于低溶解氧时更有利于同时硝化反硝化。然而出水中TP浓度随着DO的减小而增大, 当DO分别为1.0 mg/L、0.8 mg/L和0.6mg/L时, 出水中TP浓度均值分别为0.7mg/L、1.4 mg/L和1.5 mg/L。原因可能是因为这3种DO条件下出水中NO3--N浓度相差不大, 回流污泥中含有的NO3--N对厌氧释磷影响区别不大的情况下, 较高的DO能为广义好氧吸磷提供更好的动力, 吸磷效果更好。

参考文献

[1]张雁秋.对废水生物处理一相说与二相说的统一[J].煤矿环境保护, 1993, 7 (6) :12-14

[2]Zhang Yan-qiu, XU Ao-tian, Li Ruo-gu, et al.Research ondynamics design for active sludge system[J].Journal ofChina University of Mining﹠Technology, 2002, 12 (2) :148-151

[3]张雁秋, 张洁, 等.废水处理生物高效硝化新工艺[J].中国矿业大学学报, 2004, 33 (2) :197-199

[4]李昂, 张雁秋, 李燕.ECOSUNIDE工艺在工程中的应用[J].水处理技术, 2009, 35 (11) :111-113

[5]张雁秋, 李昂, 李燕, 等.分点进水脱氮除磷新工艺的理论基础和实践[J].中国给水排水, 2008, 24 (24) :13-15

IMBR-A/O工艺对生活污水脱氮除磷的研究 第5篇

关键词：曝气生物滤池工艺;脱氮除磷;影响因素

我国社会经济与工业技术的不断发展，各种生活污水、工业废水的处理逐渐得到社会广泛的关注。其中，曝气生物滤池技术凭借着其结构简单、处理效率高、应用投资低等优点得到了广泛的应用。

（一）曝气生物滤池技术原理

曝气生物滤池（简称BAF）是生物接触氧化技术与过滤技术有机结合后，形成的好氧废水处理技术。在实际应用中，曝气生物滤池自身就是一个生物反应器，生化氧化降解与过滤均在其中完成，这也就免去了二次沉淀池的设置，实现了基建成本的降低与水处理流程的简化^[1]。

曝气生物滤池技术的主要特點在于活性炭、陶粒等小粒径物的使用，其表面存在高活性的生物膜，池底提供曝气，污水经过时，其中的有机物会被充分地吸附、截留以及氧化降解。曝气生物滤池技术可以广泛应用于污水的二级处理以及深度处理中，效果较为稳定。如下图1所示即为曝气生物滤池工艺原理示意图。

图1曝气生物滤池工艺原理示意图

（二）曝气生物滤池工艺中脱氮除磷的影响因素

（1）温度因素

在曝气生物滤池工艺中，其脱氮除磷处理的效率直接受到污水温度的影响，这主要是因为微生物新陈代谢在不同的温度下存在一定差别。当温度较低时，微生物的酶促反应效率降低，曝气生物滤池脱氮除磷效果也随之减弱;当温度过高时，酶分子化学键会出现断裂现象，失去活性，不利于曝气生物滤池工作。根据相关实验发现，当污水的温度处于30-35℃，曝气生物滤池脱氮除磷效果最好。但是实际应用中，污水进水温度并未达到该范围，并且若采取直接加热进水的方式提高脱氮除磷效率，成本过高。其次，应考虑通过其他方式提高进水温度。例如：微生物分解有机物时，会释放出一定的热量，因此，在进行高浓度有机废水的处理过程中，可通过收集厌氧发酵生产的甲烷，对反应器进行加热，从而用最小的成本提升水处理效率。此外，在曝气生物滤池脱氮除磷过程中，应对温度进行实时监测，实现动态调整。

（2）pH因素

在曝气生物滤池进行水处理的过程中，污水pH值的不同，会导致微生物活性存在一定的差异，最终影响到脱氮除磷的效率。通常情况下，应将污水的pH值控制在6.5-8.5，其过低或是过高均不利于微生物的新陈代谢，导致硝化、反硝化作用降低。

（3）微生物种类因素

对于曝气生物滤池工艺而言，若是污水的种类不同，其脱氮除磷效率也会存在较大区别。这主要是因为不同行业污水所含微生物种类差异较大，必须根据实际情况采取处理效率高，易于繁殖的硝化细菌、反硝化细菌和聚磷菌^[2]。在进行上述几个菌种的选取与培养中应注意以下几个问题：（1）在进行聚磷菌的选取时，必须对其吸、放磷特性进行全面分析，实现吸、放磷的最优组合（以最少放磷量得到最大吸磷量）。（2）反硝化细菌属于兼性厌氧菌，其一般是在缺氧段进行反硝化反应，去除硝基氮。该细菌的培养要求较高，只有在DO<0.5mg/L时，可获得足够数量的反硝化细菌，提高除氮效率。（3）微生物的培养时间有明确的要求。一般情况下，微生物的成熟最少需要10d。（4）DO值的高低也会影响到微生物繁殖速率。因此，必须有效控制DO值，提高微生物颗粒污泥形成速度，从而得到良好的脱氮除磷效果。

（4）营养元素因素

在微生物的生长、繁殖过程中，营养元素扮演着极为重要的角色，其种类与数量的多少直接影响到反应池的脱氮除磷效率。在具体应用中，曝气生物滤池必须存在大量的C、N、H、0、P、S等元素，以及部分微量元素，例如：Fe、Zn、Mg。值得注意的是，所有的元素含量应控制在一定的比例范围中，以确保微生物处于一个最佳的生长环境，获得较高的繁殖速率。例如：污水中氨态N与P的去除均在好氧区进行，此时硝化细菌与聚磷菌处于竞争的关系中，当硝化效果好时，除磷效果难免受到影响;当硝化效果较差时，除磷效果则相应提升。对此，应通过营养元素的控制，实现两者的最佳组合。其次，在曝气生物滤池中C/N比的控制也极为关键，只有当其处于15-20：1的范围中，方能保证除氮率。对此，一方面可以通过进水分配的控制，实现曝气生物滤池含碳量的调节。另一方面，可采取添加含碳源物质（如：甲醇）的方法提高C/N比，提高除氮率。

（三）曝气生物滤池在污水处理中的实际应用

（1）污水站概况

本文以某污水站为例，具体分析了曝气生物滤池的实际应用。该污水站采用的是生物陶粒滤池，处理对象为乳化废液预处理系统出水与厂内生活污水混合之后的综合污水。如下图2所示即为该曝气生物滤池工艺流程，表1则是进水水质表。

图2曝气生物滤池工艺流程

表1  进水水质表

（2）曝气生物滤池的应用

（1）检查曝气生物滤池配水、配气情况，确保其水路、气路畅通，能够满足正常曝气与反冲洗的需求。检查合格后，方可装填料。

（2）微生物挂膜。微生物挂膜的方法主要分为两种。一是自然挂膜，其主要适用于夏季水温较高、或水中含有较多的可生化成分的情况;二是接种挂膜，其主要适用于水温较低，或水中可降解的有机物较少的情况^[3]。在挂膜过程中，要求对污水中的有机物浓度与氨氮含量进行实时监测，只有CODcr的去除率达20%～30%，或氨氮的去除率超过60%，方可确认挂膜完成。通常情况下，挂膜的时间需要持续30d左右。在此过程中，温度对生物膜形成的影响较大，因此水温较高的夏季或是秋季最适合挂膜。

（3）运行维护。微生物挂膜完成后，曝气生物滤池也就开始了正常工作。在此过程中，应做好以下几方面的工作：①实现滤池稳定运行。曝气生物滤池自身具有良好的抗冲击负荷能力，但长期的不稳定运行也会影响到微生物生长。对此，必须控制好滤池运行状态，即使出现了填料干枯的情况，也必须保证滤池有水。②控制供气稳定。生物滤池中，细菌的生长离不开溶解氧，对此曝气稳定是确保水处理效果优良的重要方法。③严格进行反冲洗。在曝气生物滤池的运行过程中，若是过滤周期过长，极易导致滤料内累计过多的污泥，从而使得水头损失与能耗增大，甚至生物膜表面的生物体会因为无法及时更新而出现局部厌氧，最终影响滤池的水处理效果;若是过滤周期过短，也不利于曝气生物滤池的经济运行，极易造成生物膜脱落加快，水处理能力下降。

（3）应用效果分析

该污水站中曝气生物滤池的应用，实现了水质净化效果的显著提升，且因为曝气生物滤池基建和运行费用低，大幅提高了污水站的运行经济性。

（四）结束语

综上所述，生物膜水处理技术在污水治理中的应用越来与广泛，曝气生物滤池工艺更是具有占地面积小、抗冲击负荷能力强、出水水质稳定等优点。对此，必须加强曝气生物滤池应用研究，从而获得良好的污水处理效果。

参考文献：

[1]刘灿灿，沈耀良.曝气生物滤池的工艺特性及运行控制[J].工业用水与废水，2008，39（2）：20-23.

[2]赵雪娇，程胜高.优势菌曝气固定生物滤池技术在处理饮料废水中的应用[J].有色冶金节能，2008，24（6）：54-56.

底曝式氧化沟脱氮除磷的运行控制 第6篇

该污水处理厂自2006年3月正式投产以来,运行一直比较稳定,出水100%达标,本文以该厂的实际运行情况和经验探讨一下对底曝式氧化沟脱氮除磷的工艺运行控制。

1 工艺控制

1.1 污泥浓度(MLSS)的控制

活性污泥是由具有活性的微生物、微生物自身氧化的残留物、吸附在活性污泥上不能为生物所降解的有机物和无机物组成。在污水净化过程中,氧化分解污染物的主要是活性污泥中的微生物,活性污泥微生物又是由细菌、真菌、原生动物、后生动物等多种微生物群体絮凝结合所组成的一个生态体系[2]。氧化沟系统内污泥浓度的大小是污泥负荷(F/M)和温度(T)的函数,虽然可以通过排泥来调节,但是当F/M和SRT一定时,系统的污泥浓度将自动调节至平衡值[3]。

由于该厂的进水水质随季节波动较大,因此氧化沟内MLSS变化较大,一般为2 000 mg/L～5 000 mg/L,有时甚至高达6 500 mg/L以上。在运行过程中发现MLSS偏高时,由于提高了沟内的活性污泥浓度,降低了有机负荷,相应地延长了污泥龄,为硝化菌的生长提供了有利条件,最终也获得了较好的脱氮效果,因此较高的MLSS对硝化、脱氮过程较为有利。然而传统除磷理论认为,排除的剩余污泥量越少,即泥龄越长,MLSS增加,对磷的去除率就会越低。在实际运行控制中,发现高MLSS反而对除磷更为有利,如图2所示,2009年11月～2010年4月期间,系统MLSS不断提高,但是TN和TP的去除效果也随之提高,这和Srinzth和Finstein的研究所得出的结论一致,其原因可能是污泥中的聚磷菌数量也相应增加[4]。

1.2 泥龄的控制

从长时间的运行情况来看,该氧化沟的泥龄保持在6 d～9 d就能满足系统硝化的要求,泥龄越高,硝化菌在系统内的停留时间越长,浓度越高,硝化速率提高,越有利于硝化。然而一般的除磷理论认为泥龄越高,除磷效果可能越差,泥龄的控制对脱氮和除磷存在矛盾。

在实际的运行过程中发现,2006年11月～2007年1月这段时间,为了满足脱氮的需要,系统泥龄不断增大,而TP的去除率不降反升。整理这段时间的实际排泥量(用排泥量系数MLSS/SRT表示)与TP去除率的关系,如图3所示。从图3中可知,系统TP的去除率与排泥量有着直接的关系,排泥量越多,随剩余污泥排走的TP越多,系统TP的去除率越高。这就解释了为什么在高泥龄下系统仍然能取得很好的除磷效果,因为生物除磷是利用聚磷菌经过好氧—厌氧过程的强化,能够摄取在数量上远远超过其自身生理需要的磷,并将磷以聚合的形态储藏到菌体内,形成高磷污泥,通过排放富磷剩余污泥将磷排出系统外,达到从污水中除磷的目的[5]。随着泥龄的增加,系统污泥浓度也随之增大,排泥量并没有因为泥龄的提高而减少,因此,与其说泥龄影响除磷效果,还不如说是排泥量影响除磷效果。

1.3 DO的控制

氧化沟中DO是整个处理系统中确保出水能否达标的关键因素之一,也是氧化沟工艺参数控制的重要因素之一,对硝化反应和反硝化反应均有显著的影响。一般情况下,硝化过程的DO通常控制在2 mg/L以上,而反硝化过程DO通常控制在0.5 mg/L以下[5]。脱氮、除磷工艺中,不同区域对供氧量的需求不同。若太低会抑制硝化作用,太高则会使DO随回流污泥进入厌氧区,影响聚磷菌的释磷,而且会使聚磷菌在好氧区消耗过多的有机物,从而影响对磷的吸收。

该厂设计时,氧化沟内交替形成好氧段和缺氧段,以达到硝化与反硝化的目的,但在实际运行控制中发现,从好氧段过渡到缺氧段时,溶解氧下降梯度不明显,如果好氧段DO控制太高,缺氧段DO会大于0.5 mg/L,而且回流污泥的DO随之升高,并进入厌氧池影响系统除磷。运行数据表明,当氧化沟的好氧区DO在0.3 mg/L～0.8 mg/L范围内波动时,氨氮的去除量随DO的上升明显增加,在0.8 mg/L～1.1 mg/L时,就能满足硝化脱氮的要求,当DO>1.1 mg/L时,再提高DO对系统硝化效果的提高意义不大。另外硝化与反硝化对DO的要求存在矛盾,硝化效率高,反硝化效率变低,从运行调控来说,要想使系统TN去除率最高,存在一个最佳的DO控制范围。

在实际运行中,需要根据具体水质情况调整系统DO,保证系统出水NH3-N和TN同时达标[6]。通过长时间的调整,发现氧化沟内好氧区DO维持在0.8 mg/L～1.1 mg/L能取得良好的脱氮效果,并能使除磷效率达到70%以上。

1.4 温度的影响

该水厂的水温变化范围在11 ℃～28 ℃,运行经验表明,温度对CODCr和TP的去除效果影响不大,但对硝化的影响比较大,当水温小于20 ℃时,随着水温的下降,硝化效率急剧下降,必须提高泥龄以保证硝化。当水温小于15 ℃时,即使控制泥龄在20 d,氨氮的硝化效率也不高。因此,针对季节性的水温变化,需采取不同的泥龄控制,夏季控制在8 d～12 d,冬季控制在10 d～15 d比较适宜。

2 运行效果

该污水处理厂2010年3月～7月的运行数据如表1所示,从运行数据来看,该厂出水水质明显优于城镇污水处理厂污染物排放标准一级(B)排放标准。

3 结语

经过对MLSS、泥龄、DO等工艺参数的调整和控制,使该工艺不但具有良好的硝化、脱氮效率,而且具有较好的除磷效果,无需再辅以化学除磷。可作为新厂的建设运行经验参考。

摘要：结合工程实例,探讨了底曝式氧化沟系统的MLSS、泥龄、DO等运行参数的控制问题,通过对各参数进行分析和优化调整,使该工艺不但具有良好的脱氮效率,而且具有较好的除磷效果。

关键词：氧化沟,脱氮,除磷,运行控制

参考文献

[1]GB 18918-2002.城镇污水处理厂污染物排放标准[S].

[2]王洪臣.城市污水处理厂运行控制与维护管理[M].北京:科学出版社,1997.

[3]陈颂.利用泥龄预测污泥系统的动态平衡状态[J].市政技术,2009(27):148-150.

[4]黄祖安.Carrousel氧化沟脱氮除磷工艺的运行控制[J].中国给水排水,2003,19(12):101-102.

[5]张自杰,林荣忱,金儒霖.排水工程(下)[M].北京:中国建筑工业出版社,1999:308-320.

城市污水脱氮除磷处理工艺的探讨 第7篇

为解决越来越尖锐的水环境污染和水体富营养化问题, 越来越多的国家和地区都制定了严格的氮、磷排放标准, 这也使污水脱氮除磷技术一度成为污水处理领域的热点和难点。国内外已有众多的污水处理厂采用各种脱氮除磷工艺技术在运行。有的污水处理厂在实际运行中脱氮除磷效果较好, 也有的污水处理厂在实际运行中脱氮除磷效果不尽人意。目前污水脱氮除磷可供选择的处理方法通常有生物处理法及物理化学处理法两大类。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。我国在二十世纪九十年代期间, 将污水生物除磷脱氮技术研究开发和工程化应用列入国家的重点科技攻关项目, 取得了不少有实用价值的高水平研究成果, 并很快用于污水处理厂的新建和改建设计中。国内已有多座城市污水处理厂采用生物除磷脱氮工艺[1]。因此, 研究和开发高效、经济的生物脱氮除磷工艺成为当前城市污水处理技术研究的热点。

一、生物除磷脱氮原理

1. 生物脱氮的基本原理

污水中的有机氮、蛋白质氮等在好氧条件下首先被氨化菌转化为氨氮, 而后氨氮在有氧的情况下被微生物氧化为Na NO2经过一系列氧化反应后转变成为为Na NO3, 在这个环节中我们将其叫做好氧硝化。然后再氧气不足的情况下, 因为反硝化菌的影响, 只有在外加碳源的作用下才能继续发生反应, 将NH4OH转变成氮气, 然后将其从污泥中脱出, 我们将这个阶段反应称作是缺氧反硝化[2]。在这个环节中影响整个化学反应处理工作的因素主要有以下几个:温度、溶解氧、p H值以及反硝化碳源。再利用生物法脱氮的过程中, 硝化菌以一种比较快的速度不断地向前发展, 所以淤泥成泥的时间越长越好。只有在良好的厌氧环境中, 反硝化菌才能获得良好的生长, 然后再碳源量足够的情况下, 就可以为反硝化工作的顺利展开提供良好的条件。

根据上述原理, 可组成厌氧池和好氧池, 即所谓A/O系统。在A/O系统设计中, 工作人员要做好几个重要参数的控制工作, 就是足够的污泥泥龄和进水的碳、氮比。

2. 生物除磷的基本原理

在厌氧环境下, 利用污泥中的聚磷菌, 增加所受的压力负荷, 在这种力量的作用下将污泥中的磷酸盐淅出来, 然后为有机物的快速分解吸收提供动力的方法就是生物除磷法, 并转化为PHB (聚β羟基丁酸) 保存在一起。在一定的好氧环境下, 聚磷菌相互作用发生反应对体内的PHB进行降解, 这样就产生了合成细胞与吸收磷的主要动力, 促进污泥的形成, 而且在这种作用下的污泥具有较高含量的磷, 这些磷会随着淤泥一起被排除, 起到很好的除磷作用[3]。

二、污水污泥处理工艺

污水、污泥处理工艺的选择, 取决于处理厂进、出水水质指标, 受纳水体, 污水处理厂规模, 污泥处置方法, 用地面积及当地温度、工程地质、环境等条件。本污水处理厂工程所追求的目标是技术成熟、处理效果稳定可靠、工程投资省、运行费用低、运行管理方便, 环境效果理想的工艺流程。

A/O工艺是厌氧/好氧 (Anaerobic/Oxic) 工艺的简称, 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或厌氧生物处理过程。好氧池采用循环流式氧化沟池型, 充氧方式采用转蝶曝气。污水在流经二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、氮和磷等得以去除。

三、城市污水处理设计情况

本污水处理设施是湘江治理工程之一, 主要解决城市生活和工业污水处理, 建设规模为日处理城市污水10万t, 主体工艺为A/O工艺。处理的污水主要为城市污水, 包括城市生活污水和工业废水, 其中生活污水占80%, 工业污水占20%。

主要设备:A/O池设计有二组, 池的平面尺寸为93.45m38.25m, 总高5.0m。每组分为可以独立运行的单元, 使处理构筑物即能适应污水量的逐步发展, 又能保证某一处理单元停产检修时, 不影响其它处理构筑物的正常运转。为避免外来空气带入A段, A/O池采取液下进水, A段采用液下搅拌器。

四、A/O污水处理工艺运行状况

本项目污水处理设施设计进水水质和要求达到的出水水质标准, 本设施选用技术成熟、处理效果好, 管理操作简单的A/O工艺。生物处理池采用前置反硝化方式进行, 鉴于污水处理有脱氮要求, 采用较长的污泥龄, 生物处理池属延时曝气负荷, 同时保持较高的碳磷比有利于磷的去除。

本设施污水处理工艺生物处理池采用延时曝气负荷, 污泥负荷低, 剩余污泥已熟化, 泥中含有机物成份较少, 进行厌氧消化产气率很低, 综合经济效益较差, 为确保脱氮除磷效果, 采用直接机械浓缩脱水处理剩余污泥。

五、结果与讨论

1. 溶解氧 (DO) 的影响

溶解氧的作用主要有以下两个: (1) 必须在一定的范围内对厌氧整体环境进行有效的控制, 因为厌氧环境会对聚磷菌的成长产生作用, 同时又会影响到释磷效果, 还有在有机基质的作用下PHB的构成;因为DO的原因, 第一, 厌氧菌的发酵成酸反应程度会受到其限制, 不利于磷的排放;第二, 会加快脂肪酸的消耗, 这种脂肪酸可以促进有机物质的快速降解, 最终影响生物除磷工作的整体效率。 (2) 在好氧区中, 提供的溶解氧必须符合工作的需求, 只有在这一前提条件下才能让聚磷菌更好地发挥出对PHB进行降解的作用, 释放足够的能量供其过量摄磷之需, 有效地吸收废水中的磷[4]。

2. BOD的影响

在使用废水除磷这个手段的时候, 要想提高除磷工作的效率, 保证其达到理想的效果, 就必须选择正确的厌氧段有机基质, 并控制好该类物质的数量, 还要调整好这种物质与微生物营养物质含量比, 因为这个比值对于除磷工作的有效性具有重要的作用。在除磷工作中选择不同的有机物做为基质, 就会有不同的效果, 因为不同的基质条件下, 磷释放的厌氧总量以及对好痒的需求都是不一样的。以相关的理论原理作为基本的研究依据, 分子的含量比较少的废水具有较强的有机物降解能力, 比方说, 低级脂肪酸类物质, 它们的特点是能够很容易地被磷菌所控制, 这种物质可以将多聚磷酸盐中存有的大量的磷物质排解出来, 所以说它具有很好的释放磷物质的性能, 但是分子量过高的有机物质在这方面的性能就显得比较弱小了。所以, 水中有机基质的含量的多少, 决定着聚磷菌PHB数量合成的多少, 影响着厌氧环境中, 聚磷菌能不能顺利地生长下来。分析认为, 进水中BOD5/TP要大于15, 才能为聚磷菌的生存提供基本的保障, 让它更好地发挥出除磷的作用。为此, 有时可以采用部分进水和省去初沉池的方法, 来获得除磷所需要的BOD负荷。

3. 氧化态氮的影响

硝态氮中还包括两种化学物质, 它们分别是硝酸盐氮、亚硝酸盐氮, 这两种物质的存在会对有机物质的的生成产生很大的影响, 将地聚磷菌释放磷元素的作用, 从而影响在好氧环境中聚磷菌吸收磷的反应。此外, 硝态氮的还会在一些生物聚磷菌的作用下, 产生反硝化现象, 在这种情况, 其发酵产酸的作用也会减弱, 影响了聚磷菌发挥出应有的作用, 降低了PHB的合成性能, 不利于除磷工作的顺利展开。

4. 污泥龄 (SRT) 的影响

由于生物脱磷法的使用, 主要还是通过对剩余的污泥的排除来实现磷含量的减少的, 因此剩余污泥量的多少其实能够在很大的程度上反应出脱磷工作的顺利与否, 以及效果的好坏。而泥龄的长短对污泥的摄磷作用及剩余污泥的排放量有着直接的影响。总的来说, 泥龄越短, 其中磷元素的含量就越高, 能够去除的污泥数量越大, 自然而然说明排泥工作做得比较顺利, 效果比较好。短的泥龄还有利于好氧段控制硝化作用的发生而利于厌氧段的充分释磷, 所以, 在一个污水处理工作中, 如果主要的工作目标是减少磷元素的含量, 那么最好选择一些泥龄比较短的淤泥。不过也要控制好毒, 因为泥要是太短的话又会对BOD5和COD的含量产生很大的影响, 无法满足正常的除磷工作的需要。根据多年的工作实践经验我们可以得出, 以除磷为目的的生物处理工艺最佳的污泥, 最好将成泥时间控制在3到7天这个时间范围内。

5. 回流比 (R) 的影响

经系统测定, 内回流比和厌氧池的搅拌程度, 污泥回流比基本控制在70%左右, 防止厌氧段DO值偏高超过0.5mg/L。内回流太少又会使厌氧段的硝酸盐氮含量不足, 从而导致二沉池出水TN超标。

6. 水力停留时间 (HRT) 的影响

对于运行良好的城市污水生物脱氮除磷系统来说, 一般释磷和吸磷分别需要1.5~2.5小时和2.0~3.0小时。总体来看, 似乎释磷过程更为重要一些, 所以, 在厌氧环境下, 污水的存放时间需要进行严格的控制。如果在这个环节下HRT太短, 就会影响磷元素的释放效果, 同时也会对污泥中兼性酸化菌的作用产生影响, 使其无法对污水中的有机物进行有效的分解, 为聚磷菌提供充分的脂肪酸, 导致排磷工作的不充分;相反的, 如果HRT太长, 则会造成排磷工作成本的增加资源的浪费, 而且在特殊的情况下还有何能会引起一些问题的出现, 根据实际污水处理工作经验, 最好的数据应该是:厌氧段HRT为1.25~1.75h, 好氧段HRT为2~3.17h较为合适。

7. p H的影响

p H对磷的释放和吸收具有不同的影响。p H值偏低时, 有利于聚磷菌对聚磷酸的水解, 磷的释放速率和释放量较大;试验证明p H值在6~8的范围内时, 磷的厌氧释放比较稳定。p H值偏高时, 有利于磷的吸收, 其吸收速率和吸收量较大。p H值低于6.5时生物除磷的效果会大大下降。综合考虑, 曝气池混合液的p H值应控制在6.5~8.0的范围内。本污水处理装置进水的p H值始终稳定在此范围内未发现p H对除磷产生影响。

8. 温度的影响

温度对除磷工作的有效性的影响不如对生物脱氮过程的影响那么明显, 主要是由于在高温、中温、低温环境下, 各种菌群由于各自不同的特点所发挥出的生物脱磷作用也会不尽相同, 当周围环境的温度比较低的时候, 其在厌氧条件下的时间久一些。这样才能保证发酵反应能够达到实际需求的标准。实际研究显示, 最好的温度范围是5~30℃, 都可以得到很好的除磷效果。

结论

长期以来, 城市污水和工业废水的处理以去除水中悬浮固体、有机物和其它有毒有害物质为主要目标, 并不考虑对氮、磷等无机营养物质的去除。随水质的严重恶化和湖泊的逐步退化, 研究和开发高效、经济的生物脱氮除磷工艺是提高污水厂处理效果, 实现污水回收和再利用的关键所在。

实践证明在城市污水脱氮除磷处理工艺的因素中, 选择的最佳工艺条件是A/O池的DO, 即在A/O池的A段必须保持<0.2mg/L的DO, O段DO为2.0~3.0mg/L;A段内氧化态氮的浓度<1.5mg/L;污泥龄 (SRT) 一般控制在7d左右;污泥回流比基本控制在70%左右;A段HRT为1.25~1.75h, O段HRT为2~3.17h;p H值为6.5~8.0;温度为5~30℃。

摘要：面对日益严峻的水环境污染和水体富营养化问题, 成为越来越多的国家和地区都制定了严格的氮磷排放标准, 并不断积极探索新途径以解决这一难题。本文针对城市污水排放氮、磷等无机营养物质对水体造成的影响, 结合污水处理工艺的运行情况和处理效果, 对污水处理脱氮除磷工艺进行探讨, 分析了该厂污水处理工艺运行中存在的不足并提出了相应的解决措施, 为污水处理脱氮除磷工艺的应用提供了积极的借鉴。城市污水脱氮除磷处理, 选择的最佳工艺条件是A/O池的DO, 即在A/O池的A段必须保持<0.2mg/L的DO, O段DO为2.0~3.0mg/L;A段内氧化态氮的浓度<1.5mg/L;污泥龄 (SRT) 一般控制在7d左右;污泥回流比基本控制在70%左右;A段HRT为1.25~1.75h, O段HRT为2~3.17h;pH值为6.5~8.0;温度为5~30℃。

关键词：城市污水,脱氮,除磷,处理工艺,溶解氧 (DO)

参考文献

[1]张自杰.废水处理理论与设计[M].北京:中国建筑工业出版社, 2003.

[2]纪轩.废水处理技术问答[M].北京:中国石化出版社, 2003.

[3]李军, 杨秀山, 彭永臻.微生物与水处理工程[M].北京:化学工业出版社, 2002.

[4]李燕城.水处理实验技术[M].北京:中国建筑工业出版社, 2001.

[5]吴婉娥, 葛红光, 张克峰等.废水生物处理技术[M].北京:化学工业出版社, 2003.