高效藻类塘氮磷去除机理的研究进展
第７卷第８期２００６年８月
环境污染治理技术与设备
ＴｅｃｈｎｉｑｕｅｓａｎｄＥｑｕｉｐｍｅｎｔｆｂｒＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＰｏｌｌｕｔｉｏｎＣｏｎｔｒｏｌ
Ｖ０１．７．Ｎｏ．８
Ａｕｇ．２００６
高效藻类塘氮磷去除机理的研究进展
何少林１黄翔峰１乔丽２李旭东１陈广１安丽１杨殿海１周琪１（１．同济大学环境科学与工程学院，上海２０００９２；２．华中科技大学武昌分校城市建设系，武昌４３００６４）
摘要首先介绍了高效藻类塘的发展历史和特点，其次简述了高效藻类塘的生物特性和物理化学变化规律，并重点论述了高效藻类塘的氮磷去除机理及其影响因素，最后对高效藻类塘在控制非点源污染中的应用前景进行展望。
关键词高效藻类塘氨氮挥发硝化作用化学沉淀
中图分类号ｘ７０３．１文献标识码Ａ文章编号１００８—９２４１（２００６）０８．０００６＿０６
Ｒｅｓｅａｒｃｈｐｒｏｇｒｅｓｓ０ｎｔｈｅｒｅｍｏｖａｌｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ
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２．Ｄ。ｐａｒｔｍｅｎｔ
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高效藻类塘（ｈｉｇｈｒａｔｅａｌｇａｌｐｏｎｄ，简称ＨＲＡＰ）是美国加州大学伯克利分校的Ｏｓｗａｌｄ等人在２０世纪５０年代末提出并发展的¨’２１。高效藻类塘是在传统稳定塘的基础上发展起来的一种改进形式，它更加强化利用藻类的增值来产生有利于微生物生长和繁殖的环境，形成更紧密的藻一菌共生系统，同时创造一定的物化条件，达到对有机碳、病原体、尤其是氮和磷等污染物的有效去除‘３１。
高效藻类塘不同于传统稳定塘的特征主要表现在以下３个方面Ｈ声ｏ：
（１）水深浅，通常稳定塘的深度在０．５～２．Ｏｍ之间，而ＨＲＡＰ的深度则控制在０．３～０．６ｍ；
（２）连续搅拌推进，促进污水与藻类的混合，避免污泥在塘内的淤积；
（３）停留时间短，高效藻类塘的平均停留时间一般为４～１０ｄ，较一般稳定塘的停留时间短。
在２０世纪６０年代初由Ｏｓｗａｌｄ在美国建造第一座高效藻类塘以来，因其对氮和磷的去除效率高、能承受较高的负荷、占地面积少，加之在土建和运行成本上并无明显增加，藻类产物又可创造经济效益，如作为肥料、发酵、动物饲养、制药和颜料等原料，受到越来越多专家的关注，并相继对高效藻类塘展开了广泛的研究。在德国、法国、新西兰、以色列、南非、新加坡、印度、玻利维亚、墨西哥和巴西等国家先后有了高效藻类塘的应用，并取得了良好的运行效果‘６川］。
ｌ高效藻类塘生物特性与物理化学变化高效藻类塘既然属于塘系统的一种，自然具有藻菌共生这一塘系统所具有的基本生物特点。但更重要的是，由于藻类在高效藻类塘中的大量繁殖，其作为一种生物载体不仅为细菌提供了大量的附着环境，而且藻类的光合作用也为细菌提供了充足的溶解氧，保证了好氧细菌的生长环境；细菌在藻类提供的友好环境中大量繁殖，其呼吸作用也为藻类提供
资助项目：国家高技术研究发展计划“８６３”项目（２００２ＡＡ６０１０１２）
收稿日期：２００５—０５一０４；修订日期：２００５—１ｌ一１４
作者简介：何少林（１９７７一），男，博士研究生，主要研究方向：非点源污染控制技术。Ｅ?ｍａｉｌ：ｈｅｓｈａｏｌｉｎ＠ｙａｈｏｏ．ｃｏｍ．ｃｎ
第８期何少林等：高效藻类塘氮磷去除机理的研究进展７
了充足的碳源二氧化碳，使高效藻类塘内形成了更紧密的藻菌共生系统。也正因为藻类的大量繁殖，其独特的昼夜变化生物特性和季节更替使高效藻类塘内ｐＨ值和ＤＯ值等物理化学性质呈现明显的昼夜变化规律和季节变化规律，从而使高效藻类塘在氮磷去除方面相应呈现生物和物化方法相结合的特点。
１．１高效藻类塘中的藻菌共生系统
高效藻类塘为藻类和细菌创造了更适宜的生长环境，藻菌共生关系得以强化。ＯｓｗａｌｄＬｌ纠分析得出的高效藻类塘内藻类光合作用的方程式：
１０６ｃ０２＋２３６Ｈ２０＋１６ＮＨｆ＋ＨＰｏ；一一
Ｃ１０６Ｈ１８１０４５Ｎ１６Ｐ＋１１８０２＋１７１Ｈ２０＋１４Ｈ＋（１）藻菌共生系统最基本的生态功能单元是藻菌共生体，藻菌体的种类和数量，决定着污水处理系统中能量的流向和食物链的基本结构¨３｜。Ｇｉｄｅｏｎ等¨４］对高效藻类塘中的藻菌比进行１年的监测后指出，塘中的藻菌比为ｌ：１００或更高，细菌密度约１０１１个／Ｌ。
藻类和细菌虽然存在着密切的互惠互利的关系，但同时也存在竞争和拮抗作用。
１．２高效藻类塘内的物理化学变化
在藻类的参与下，塘内的物理化学性质具有一定的独特规律，主要表现为ｐＨ值和Ｄ０值的昼夜变化。
１．２．１ｐＨ值的变化
高效藻类塘内ｐＨ值的变化主要受藻类和细菌生理活动的影响，藻类的光合作用使ｐＨ增加，藻类和细菌的呼吸作用以及硝化细菌的硝化作用使ｐＨ值减小。这些反应都是通过左右水体中的ｃＯ，一Ｈｃｏｆ—ｃｏ；一平衡式来改变ｐＨ值的。Ｈｅｎｄｅｒｓｏｎ—Ｈａｓｓｅｌｂａｃｈ方程揭示了ｃｏ；一和Ｈｃｏｆ的比值大小与ｐＨ值的关系¨“：
ｐＨ＝ｐＫ２＋１０９（ｃｏ；一／Ｈｃ０３－）
式中：ｐＫ：在通常情况下约等于１０．３。
在白天，藻类光合作用消耗二氧化碳速率远大于藻类和细菌呼吸作用产生二氧化碳的速率，平衡的综合效应，ｃｏ；一／Ｈｃｏｆ值增大，ｐＨ值上升；在夜间，光合作用停止，仅有呼吸作用耗氧，ｃｏ；一／Ｈｃｏｆ值减小，ｐＨ值降低。因此在藻类充分繁殖的高效藻类塘内，ｐＨ存在明显的昼夜变化规律。晴朗的夏季正午１４：００左右，ｐＨ值可达到１０～１１Ｈ’”。。
１．２．２Ｄ０值的变化
高效藻类塘不同于普通稳定塘的特征之一就是白天高效藻类塘内溶解氧的浓度远远高于普通稳定塘。这和高效藻类塘内藻类的大量繁殖密切相关。影响高效藻类塘内溶解氧的因素主要是藻类光合作用和呼吸作用的强弱交替、细菌的呼吸作用和大气复氧作用。
在白天光合作用强烈时，藻类产生氧气，因其速率较呼吸作用、硝化作用等快得多，塘内溶解氧浓度上升；在夜问由于呼吸作用等继续耗氧，又没有新的氧源补充，溶解氧浓度下降。因此，在高效藻类塘内ＤＯ值也存在明显的昼夜变化规律。法国Ｐｉｃｏｔ等。１叫在１９８９年６月对高效藻类塘的昼夜变化研究中曾测得白天ＤＯ…为３５ｍｇ／Ｌ，夜晚Ｄ０则降至０。
２高效藻类塘氮磷去除机理及影响因素
高效藻类塘对氮和磷的去除存在直接作用和间接作用２个过程。直接作用是藻类对氮和磷的同化吸收；间接作用是指藻类大量繁殖致使塘内ｐＨ升高，从而促使氨氮以气态形式挥发以及磷酸盐与钙、镁等离子形成沉淀。藻类同化吸收的氮和磷可通过后续除藻将其从水中彻底去除。目前，这种生物直接作用和物化间接作用共同去除污水中氮和磷的观点都基本得到认可，但对于哪种作用占优尚存在争议。
２．１高效藻类塘氮去除机理
高效藻类塘对氮的去除主要是藻类同化吸收和氨氮挥发。塘内由于溶解氧较高，也有硝化现象发生；虽然硝化作用对氮的去除没有直接贡献，但其消耗塘内的ＮＨｆ，与氮的去除密切相关。
２．１．１藻类同化吸收
藻类生长的最主要氮源是氨氮。Ｍｃｃａｎｈｙ等¨刊在１９７７年指出浮游植物利用各种形式氮的优先顺序为氨氮＞有机氮＞硝酸盐＞亚硝酸盐。藻类摄取水中的氨氮，通过光合作用合成细胞所需要的氨基酸等物质。从Ｏｓｗａｌｄ建立的藻类同化吸收表达式即式（１）可以看出，合成１个分子的细胞体，需要１６分子的氮。根据分子式，氮占藻类无灰于重的９．２２％，如果将藻类的灰分考虑在内的话，氮的含量也大于８％。
藻类利用氨氮合成细胞的过程实际上是氨氮转化为有机氮的过程，使出水中颗粒性的有机氮含量增加，所以后续除藻对高效藻类塘内氮的彻底去除
１０环境污染治理技术与设备第７卷
上则占优。
而ｃｒａｇｇｓ等∞叫对２组进水流量和有效容积相同但水深和水面面积不同的高效藻类塘进行２年的对比研究后发现，２组高效藻类塘在性能上的差异甚微。
２．３．４停留时间
ＧａｒｃＩａ等‘２４＇２９１和ｃｒｏｍａｒ等‘３７１分别研究了停留时间对高效藻类塘氮磷去除的影响。研究结果均显示，在其他条件均相同的情况下，停留时间决定了氮的去除效率和出水中各种形式氮的比例，停留时间长，则出水中无机氮浓度偏低，氨氮挥发的比例大，总氮去除率高。同时，延长停留时间也可以提高总磷的去除效率，减小出水中磷酸盐的比例，而且停留时间对磷去除的影响在低辐射、低温度的冬季更加显著。
３高效藻类塘控制非点源污染的应用前景
随着各国政府对点源污染控制的重视，点源污染在包括我国在内的许多国家已经得到较好的控制和治理，而非点源污染由于涉及范围广、控制难度大，目前已成为影响水体环境质量的重要污染源。我国非点源污染主要发生在经济相对落后的农村或郊区，其中农村生活污水是非点源污染的主要组成部分。因此，为了实现对非点源污染的有效控制，对农村生活污水进行集中或分散处理已迫在眉睫。
高效藻类塘系统不仅氮磷处理效率相对普通稳定塘高，而且投资省，维护管理简单，非常适合在经济相对落后、缺乏环保专业人员的农村地区用于农村生活污水的集中处理及回用。该系统无噪音、无臭气，可以邻近农户住宅而建，不仅不占用耕地，还可使村庄居住区内的闲置或废弃土地得到有效利用。
目前，同济大学已在宜兴市大浦镇洋渚村建立了一套处理农村生活污水的高效藻类塘系统，取得了良好的初期运行效果，初步表明了该系统在农村地区的适用性。当然，仍需大量的后续研究来完善该系统，使其在农村地区实现长效可靠运行，从而达到有效控制非点源污染的最终目的。
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高效藻类塘氮磷去除机理的研究进展
作者：何少林， 黄翔峰， 乔丽， 李旭东， 陈广， 安丽， 杨殿海， 周琪， He Shaolin，Huang Xiangfeng， Qiao Li， Li Xudong， Chen Guang， An Li， Yang Dianhai，
Zhou Qi
作者单位：何少林,黄翔峰,李旭东,陈广,安丽,杨殿海,周琪,He Shaolin,Huang Xiangfeng,Li
Xudong,Chen Guang,An Li,Yang Dianhai,Zhou Qi(同济大学环境科学与工程学院,上海
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刊名：
环境污染治理技术与设备
英文刊名：TECHNIQUES AND EQUIPMENT FOR ENVIRONMENTAL POLLUTION CONTROL
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UNITANK工艺提高氮、磷去除率的研究
吴牛嘴等＾ｊＮｌＴＡＮＫ工岂提高氮、磷去除率的研究７３ 整的运行周期由６个阶段组成，主体１一过渡ｌ一沉降１一丰体２一过渡２一沉降２阶段。后３个阶段的污水流向恰好与前３个阶段相反（如图２）、 罔２ｕＮＩＴＡＮＫ上艺的周期运钉过程 ２２试验用水及试验污泥 试验地点为南京市锁金村污水处理厂，试验水质为典型的城巾生活ｔ；水，污水水质如表ｌ。试验开始时，驯化污泥取自该厂曝气池的活性污泥。 表ｌ试验水质（曝气沉砂池出水 ３结果与讨论 ３ｌ主体阶段运行时间试验 本试验没置了３个主体阶段反应时间２１０ｍｉｎ、１２０ｍｉｎ和９０ｎｌｉｎ，过渡阶段和沉降阶段分别采用３０ｍｉｎ和６０ｍｉｎ。水力停留时间恒定为１２ｈ，水温在４９℃范围内变化，泥龄控制为２５—３０ｄ，容积负荷范同为０２９０．５２奴ＣｏＤ／ｍ３－ｄ。 主体阶段的时间对ｃｏＤ和ＴＰ处理效果的影响如图３。ｃＯＤ的去除率随主体段时间的变化不显著，但ＴＰ的去除率则与主体段时间设置有一定关系。随着主体段时间的延长，ＴＰ的去除旱升高的趋势。， 主体阶段的时间对ＴＰ去除率的影响可从微生物活性的角度进行解释，微牛物菌群的活性依赖于其有利的生存研＝境。上体阶段时间为２１０ｍ；ｎ、ｌ２【）ｍｉｎ和９（）ｍｍ时活性污泥处于厌氧状态与好氧状态的时间比例分别为０．６４、Ｏ５０和０４３。厌氧阶段对于除磷菌的蕈要性是不言而喻的。厌氧时段的缩短将会影响除磷茼的活性，使除磷菌不能充分释磷，进而导致曝气阶段的吸磷能力受到影响，致使除磷率降低¨。此外，ｕＮＩＴＡＮＫ采用连续进水，能保证厌氧池源源不断地产生挥发‘怍脂肪酸（ＶＦＡ），满足释磷。因此，适当延长厌氧阶段的时间冉利于活性污泥充分释磷，而小会因内源损耗引起无效释磷。同时，随着反应的进行，搅拌池中的污泥不断被椎流进入曝气池。搅拌池巾残留的污泥越来越少，相对可利用的碳源增多，这更有利于这部分污泥的充分释磷。 手体阶段的时同（ｍｍ） 盥３主体段时间试验 总的来说，主体阶段时间对于ｃＯＤ的降解无很大影响，适当延长主体段时问有利于ＴＰ的去除。但３个试验工况下ＮｆＥ—Ｎ去除率都不商。 ３２过渡阶段运行时间试验 前述试验中，ＮＨｉ—Ｎ去除率较低．分析其可能的原因如下：（１）过渡段曝气时间不足；（２）好氧泥龄低；（３）水温较低。 针对上述原困，本试验调整了过渡阶段的时间，并且延长污泥泥龄至４０—５０ｄ，试验水温在１８—２５℃范围内。中间曝气池的ＤＯ浓度控制在３０—４０ｍｇ／Ｌ范围内，ＨＲＴ控制在１２ｈ，ｕＮＩＴＡＮＫ反应器的平均ＭＬＳｓ浓度为３５００ｍｇ／Ｌ。试验中考察了过渡段时间为６０ｍｉｎ、９０ｍｉｎ、１２０ｍｌｎ和１５０一ｎ时的Ｎ｝“。Ｎ和ＴＰ去除的情况。主体段和沉降段时间分别设定为９０ｍｉｎ和６０ｍｉｎ。 图４足ＮＨ？一Ｎ和ＴＰ的去除率随过渡段时问
污水处理生物脱氮除磷工艺
污水处理生物脱氮除磷工艺 在城市生活污水处理厂,传统活性污泥工艺能有效去除污水中的BOD5和SS,但不能有效地去除污水中的氮和磷。如果含氮、磷较多的污水排放到湖泊或海湾等相对封闭的水体,则会产生富营养化导致水体水质恶化或湖泊退化,影响其使用功能。因此,在对污水中的BOD5和SS进行有效去除的同时,还应根据需要,考虑污水的脱氮除磷。其中A-A-O(厌氧-缺氧-好氧)为同步生物脱氮除磷工艺的一种。 一、工艺原理及过程 A-A-O生物脱氮除磷工艺是活性污泥工艺,在进行去除BOD、COD、SS的同时可生物脱氮除磷。 在好氧段,硝化细菌将入流污水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。以上三类细菌均具有去除BOD5的作用,但BOD5的去除实际上以反硝化细菌为主。污水进入曝气池以后,随着聚磷菌的吸收、反硝化菌的利用及好氧段的好氧生物分解,BOD5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,NH3-N浓度稳中有降,至好氧段,随着硝化的进行,NH3-N逐渐降低。在缺氧段,由于内回流带入大量NO3-N,NO3-N瞬间升高,但随着反硝化的进行,NO3-N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。 二、A-A-O脱氮除磷系统的工艺参数及控制 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。如能有效地脱氮或除磷,一般也能同时高效地去除BOD5。但除磷和脱氮往往是相互矛盾的,具体体现的某些参数上,使这些参数只能局限在某一狭窄的范围内,这也是A-A-O系统工艺系统控制较复杂的主要原因。 1.F/M和SRT。完全生物硝化,是高效生物脱氮的前提。因而,F/M(污泥负荷)越低,SRT(污泥龄)越高。脱氮效率越高,而生物除磷则要求高F/M低SRT。A-A-O生物脱氮除磷是运行较灵活的一种工艺,可以以脱氮为重点,也可以以除磷为重点,当然也可以二者兼顾。如果既要求一定的脱氮效果,也要求一定的除磷效果,F/M一般应控制在0.1-0.18㎏ BOD5/(kgMLVSS·d),SRT一般应控制在8-15d。
生物脱氮除磷原理及工艺
生物脱氮除磷原理及工艺 1 引言 氮和磷是生物的重要营养源，随着化肥、洗涤剂和农药普遍使用，天然水体中氮、磷含量急剧增加，水体中蓝藻、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，使水质恶化，对水生生物和人体健康产生很大的危害。然而, 我国现有的城市污水处理厂主要集中于有机物的去除,污（废）水一级处理只是除去水中的沙砾及悬浮固体；在好氧生物处理中，生活污水经生物 降解，大部分的可溶性含碳有机物被去除。同时产生N NH -3、N NO --3和- 34PO 和-24 SO ，其中25%的氮和19%左右的磷被微生物吸收合成细胞，通过排泥得到去除；二级生物处理则是去除水中的可溶性有机物，能有效地降低污水中的5BOD 和SS , 但对N 、P 等营养物只能去除10%～ 20% , 其结果远不能达到二级排放标准。因此研究开发经济、高效的, 适于现有污水处理厂改造的脱氮除磷工艺显得尤为重要。 2 生物脱氮除磷机理 2.1 生物脱氮机理 污水生物脱氮的基本原理就是在将有机氮转化为氨态氮的基础上，先利用好氧段经硝化作用，由硝化细菌和亚硝化细菌的协同作用，将氨氮通过反硝化作用转化为亚硝态氮、硝 态氮，即，将3NH 转化为N NO --2和N NO --3。在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转 化为氮气，即，将N NO -- 2（经反亚硝化）和N NO --3（经反硝化）还原为氮气，溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。水中含氮物质大量减少，降低出水的潜在危险性，达到从废水中脱氮的目的[1]。 ○ 1硝化——短程硝化：O H HNO O NH 22235.1+→+ 硝化——全程硝化（亚硝化+硝化）：O H HNO O NH 22235.1+???→?+亚硝酸菌 3225.0HNO HNO O ??→?+硝酸菌 ○ 2反硝化——反硝化脱氮：O H H CO N OH CH CH HNO 2222333][222+++→+ 反硝化——厌氧氨氧化脱氮：O H N HNO NH 22232+→+ ][35.122233H O H N HNO NH ++→+
如何提高A2O工艺的脱氮除磷效果
如何提高A2/O工艺的脱氮除磷效果 1.A2O池的检测与控制参数的确定 A2O生物除磷脱氮工艺处理污水效果与DO、内回流比r、外回流比R、泥龄SRT、污水温度及PH值等有关。一般厌氧池DO在0.2mg/l以下，缺氧池DO在0.5mg/l以下，而好氧池DO在2.0mg/l以上；污泥混合液的PH值大于7；SRT为8－15天。 然而A2O生物除磷脱氮过程，本质上是一系列生物氧化还原反应的综合，A2O生物池各段混合液中的ORP(氧化还原值)能够综合地反应生物池中各参数的变化。混合液中的DO越高，ORP值也越高；而当存在磷酸根离子和游离的磷时，ORP则随磷酸根离子和游离的浓度升高而降低。一般A－A－O生物除磷脱氮工艺处理过程中，厌氧段的ORP应小于－250mV，缺氧段控制在－100mV左右，好氧段控制在40mV以上。 如厌氧段ORP升高，表明DO值过大，可能与回流比过大带入更多的氧及回流污泥中带入太多的氮有关，还与搅拌强度太大产生空气复氧有关。 如缺氧段ORP升高，表明DO值过大，可能与回流比过大带入更多的氧有关，另外还与搅拌强度太大产生空气复氧有关。 根据以上说明的A2O池中各参数变化对污水除磷脱氮处理工艺的影响,合理选择检测仪表，对污水处理过程中各参数的变化情况进行检测，为污水处理厂的运行控制提供依据。一般A2O工艺中需要检测的数据为： 进水：进水量Q COD COD5 PH T A2O池厌氧段：溶解氧DO 氧化还原值ORP A2O池缺氧段：溶解氧DO 氧化还原值ORP A2O池好氧段：溶解氧DO 氧化还原值MLSS 出水：COD BOD5 根据以上推荐的典型仪表配置与工艺控制特点，我们提出以ORP和DO为主要控制参数，来对曝气系统、内回流系统、外回流系统、剩余污泥排放系统进行控制，以实现良好的除磷脱氮效果，有效地降低污水中的BOD5，同时最大限度地节约能源，使整个系统高效稳定地运行。 2.A2O污水处理工艺过程控制方法 A2O污水处理工艺A2O池传统的控制是：DO值的PID调节(进气量)、MLSS的PID调节(回流比)均为对单一参数的单一对象控制。然而污水处理过程是一个滞后量非常大的过程，影响过程的参数也很多，不可能依据某一具体参数来实现整个过程的控制。污水处理过程中，生物池的曝气系统控制、污流回流系统控制都是极其复杂的控制过程。采用独立的单一的闭环控制很难达到控制要求。随着控制技术的不断发展，同时在污水处理运行过程中不断积累了大量的运行数据，这就为控制过程的查表运算，实现模糊控制带来了可能。 (1) 曝气系统自动化控制 根据季节、进水水质、进水水温、进水水量、好氧池DO、出水COD、BOD5、NH3-N 、TOP、TKN、SS等情况不同，分别确定不同的供气量，即确定空气调节阀的开度和鼓风机的开启台数及其转速。自动对工艺过程控制进行自动修整，实现模糊控制。 A2/O工艺是将厌/好氧除磷系统和缺氧/好氧脱氮系统相结合而成，是生物脱氮除磷的基础工艺，可同时去除水中的BOD、氮和磷。 工艺为：原水与从沉淀池回流的污泥首先进入厌氧池，在此污泥中的聚磷菌利用原污水中的溶解态有机物进行厌氧释磷；然后与好氧末端回流的混合液一起进入缺氧池，在此污
污水处理工艺中如何进行脱氮除磷
污水处理工艺中如何进行脱氮除磷？ 氮、磷的主要危害：一是受纳水体富营养化；二是影响水源水质，增加给水处理成本；三是对人和生物有一定的毒害。 生物脱氮分为三步： 1、氨化作用，即水中的有机氮在氨化细菌的作用下转化成氨氮。在普通活性污泥法中，氨化作用进行得很快，无需采取特殊的措施。 2、硝化作用，即在供氧充足的条件下，水中的氨氮首先在亚硝酸钠的作用下被氧化成亚硝酸盐，然再在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐。为防止生长缓慢的亚硝酸细菌和硝酸细菌从活性污泥系统中流失, 要求很长的污泥龄。 3、反硝化作用, 即硝化产生的亚硝酸盐和硝酸盐在反硝化细菌的作用下被还原成氮气。这一步速率也比较快, 但由于反硝化细菌是兼性厌氧菌, 只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化, 因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境( 好氧池的混合液回流到缺氧池) 。 生物除磷原理 所谓生物除磷, 是利用聚磷菌一类的微生物, 在厌氧条件下释放磷。而在好氧条件下, 能够过量地从外部环境摄取磷, 在数量上超过其生理需要, 并将磷以聚合的形态储藏在菌体内, 形成高磷污泥排出系统, 达到从污水中除磷的效果。 可分为三个阶段，,即细菌的压抑放磷、过渡积累和奢量吸收。 首先将活性污泥处于短时间的厌氧状态时,储磷菌把储存的聚磷酸盐进行分解,提供能量,并 大量吸收污水中的BOD、释放磷( 聚磷酸盐水解为正磷酸盐) ,使污水中BOD 下降,磷含量升高。然后在好氧阶段,微生物利用被氧化分解所获得的能量,大量吸收在厌氧阶段释放的磷和原污水中的磷,完成磷的过渡积累和最后的奢量吸收,在细胞体内合成聚磷酸盐而储存起来,从而达到去除BOD 和磷的目的。 脱氮除磷工艺 1、传统A2/O 法即厌氧→缺氧→好氧活性污泥法。污水在流经三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、氮和磷得到去除。原污水的碳源物质(BOD)首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种,为除磷创造了条件,然后污水进入缺氧池,反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中, 达到脱氮的目的。 2、氧化沟工艺是一种污水处理工艺形式，因其构造简单、易于维护管理，很快得到广泛应用。主要有Passveer单沟型、Orbal同心圆型、Carrousel循环折流型、D型双沟式和Ｔ型三沟式等。传统Passveer单沟型和Carrousel型氧化沟不具备脱氮除磷功能，但是在Carrousel氧化沟前增设厌氧池，在沟体内通过曝气装置的合理设置形成缺氧区和好氧区，形成改良型氧化沟，便具备生物脱氮除磷功能。 3、SBR 法是间歇式活性污泥法，降解有机物，属循环式活性污泥法范围，主要是好氧活性污泥，回流到反应池前部的污泥吸附区，回流污泥中硝酸盐得以反硝化在充分条件下可大量吸附进水中的有机物达到脱氮除磷的效果。 随着对脱氮除磷机理的深入探究，新工艺的不断出现及其可行性, 为水处理工艺提供了新的理论和思路。但社会的可持续发展给污水脱氮除磷处理提出了越来越高的要求，污水处理已不仅限于满足排放标准,更要考虑污水的资源化和能源化的问题,必须朝着最小的COD 氧化、最低的氮磷排放量、最少的剩余污泥排放等可持续污水处理工艺的方向发展。而生物学及其技术的发展,能使生物脱氮除磷工艺得到更大的发展。
生物脱氮除磷原理
生物脱氮原理 （碳源） （碳源）图1 硝化和反硝化过程 图2 A2/O工艺流程
水体中氮的存在形态 生物脱氮原理 1、氨化作用 在好氧或厌氧条件下，有机氮化合物在氨化细菌的作用下，分解产生氨氮的过程，常称为氨化作用。 有机氮 氨氮 2、硝化作用 以A 2/O 工艺为例，硝化作用主要发生在好氧反应器中，污水中的氨氮NH 4+-N 在亚硝酸 细菌的作用下转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮NO 2--N 在硝酸细菌的作用下进一步转化为硝酸氮NO 3 --N 。（见图 1左边） 亚硝酸细菌和硝酸细菌统称为硝化细菌，属于好氧自养型微生物，不需要有机物作为营养物质。 3、反硝化作用 反硝化作用主要发生在缺氧反应器中，好氧反应器中生成的硝酸氮NO 3--N 和亚硝酸氮NO 2--N 通过内循环回流到缺氧池中，在有一定碳源的条件下，由反硝化细菌先将硝酸氮NO 3--N 转化为亚硝酸氮NO 2--N ，亚硝酸氮再进一步转化为氮气N 2，水体中的氮从化合物转化为氮气进入到空气中，才能最终将污水中TN 降低。（见图1右边） 反硝化细菌是异养兼性缺氧型微生物，其反应需要在缺氧环境中才能进行。 氨化菌
生物除磷原理 磷在自然界以2 种状态存在：可溶态（正磷酸盐PO43-）或颗粒态（多聚磷酸盐）。 所谓除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷，达到磷水分离。 厌氧释磷 污水在生物处理中，在厌氧条件下，聚磷菌的生长受到抑制，为了自身的生长便释放出其细胞中的聚磷酸盐，同时产生自身生长所需的所需的能量，称该过程为磷的释放。 好氧吸磷 进入好氧环境后，聚磷菌活力得到充分恢复，在充分利用基质的同时，从废水中摄取大量溶解态的正磷酸盐，从而完成聚磷的过程。 富含磷的污泥通过剩余污泥外排的方式最终使磷得到去除。
两种藻类对水体氮磷去除效果
第52卷第4期 2006年8月武汉大学学报(理学版) J.Wuhan Univ.(Nat.Sci.Ed.)Vol.52No.4 Aug.2006,487～491 收稿日期:2006202228 通讯联系人 E 2mail :Huzy @https://www.wendangku.net/doc/a16171274.html, 基金项目:国家高技术研究发展计划(863)项目资助(2002AA601021);国家重点基础研究发展规划(973)项目资助(2002CB412309)作者简介:凌晓欢(19822),男,硕士生,现从事藻类水质净化研究. 文章编号:167128836(2006)0420487205 两种藻类对水体氮、磷去除效果 凌晓欢1,2,况琪军1,邱昌恩1,2,胡征宇1 (1.中国科学院水生生物研究所/淡水生态与生物技术国家重点实验室,湖北武汉430072; 2.中国科学院研究生院,北京100049) 摘 要:借助人工装置和露天水池,通过分析实验水体中氮、磷元素浓度的变化,研究了实验室条件下一种绿球藻(Chlorococcum sp.)和露天小型生态系统中寡枝刚毛藻(Cladophora oli goclona K ütz ).对污水中氮磷营养的去除效果.结果显示:绿球藻在高浓度氮和磷的污水中生长良好并维持较高的氮磷去除率,在6天处理期间,人工污水中总溶解性氮、硝酸盐氮、氨氮、总溶解性磷的去除率分别达到46.2%,37.8%,98.4%和79.3%;在对天然湖泊水的处理中,绿球藻对总溶解性磷的去除率在第5天为79.2%.室外条件下,该刚毛藻通过吸收水体中的氮、磷营养维持自身正常生长代谢,从而降低水体的电导率和改善水质.根据本次研究,结果两种被试藻类均可作为污水处理用藻类,其中Chlorococcum sp.适合用于静态水体的修复与改善,Cladop hora oli goclona 适合于流动水体的减负与治理. 关 键 词:绿球藻;刚毛藻;氮;磷;水质;净化中图分类号:X 171 文献标识码:A 0 引 言 应用藻类进行水质净化的研究,自20世纪50年代起,至今已有近60年的历史[1].早期主要是应用微型藻悬浮培养技术进行污水处理,相关技术有藻菌氧化塘、高效藻类塘、活性藻 [2] 等.由于微型藻 悬浮培养技术在实际应用中有诸如过量藻体不易收获、出水中仍有藻类细胞残留等问题,科学家们随之将研究的焦点更多地集中在固着藻类的研究与应用上,如:固定化藻类技术[3]和藻菌生物膜技术.Da Costa [4]的研究结果证明,固定化藻类不但能有效去 除污水中的氮磷营养,对去除镉和锌等重金属离子也效果显著.由于受限于固定藻类用载体的成本较高,以致该项技术仅停留在实验室规模的研究和探索阶段,至今未见大规模实际应用的报道.吴永红等[5]以高分子材料的人工水草作为藻菌生物膜载体,用于改善富营养化水体的水质,同样获得较为理想的水质净化效果.为了进一步挖掘和筛选能有效净化污水且藻细胞易于收获的藻种,拓展藻类在污水处理中的应用范围,本文研究了一种极为耐污的 绿球藻(Chlorococcum sp.)和寡枝刚毛藻 (Cl adop hora oli goclona K ütz )对氮磷的去除效果,对二者各自的应用前景作了简要分析,同时对藻类水质净化的优势进行了探讨. 1 材料和方法 1.1 室内实验藻种与培养条件 绿球藻(Chlorococcum sp.)采自美国亚里桑那州一家污水处理厂,应用微藻分离纯化的方法,用B G11琼脂培养基分离纯化后保种培养.在无菌条 件下,将琼脂培养基上的单个藻落转接到B G11液体培养基中,置L R H 22502G 光照培养箱中培养,培养温度(25±1)℃,光照强度35～40μmol/m -2?s -1,在获得足够生物量后用于污水处理试验. 实验污水分别为人工合成污水和天然富营养化湖泊水.人工合成污水配方为:NaNO 30.425g 、(N H 4)2SO 40.075g 、MgSO 4?7H 2O 0.025g 、Ca (H 2PO 4)20.03g 、Na HCO 30.30g 、FeCl 30.0015g ,用自来水定容至1L.天然富营养化湖泊水采自 武汉东湖茶港湖区,经25号浮游生物网过滤去除明
生物脱氮除磷
生物脱氮除磷工艺及研究 随着水体富营养化问题的日渐突出，污水综合排放标准日趋严格，污水处理技术逐渐从以单一去除有机物为目的的阶段进入既要去除有机物又要脱氮除磷的深度处理阶段。生物脱氮除磷技术是经济、高效的脱氮除磷技术，在污水处理领域已得到广泛的应用。 1 反硝化除磷机理 生物脱氮除磷主要是利用反硝化达到除磷的目的。生物脱氮除磷是在厌氧/缺氧环境的交替运行的条件下，易富集一类兼有反硝化作用和除磷作用的兼性厌氧微生物，该微生物能利用氧气或硝酸根作为电子受体，通过他们的代谢作用同时完成过量吸磷和反硝化过程而达到除磷脱氮的目的。对于反硝化除磷现象研究者们提出了两种假说来进行解释：（1）两类菌属学说，即生物除磷系统中的聚磷菌（PAO）可分为两类菌属，其中一类PAO只能一氧气作为电子受体，而另一类则既能以氧气又能以硝酸盐作为电子受体，因此他们在吸磷的同时能进行反硝化；（2）一类菌属学说，即在生物除磷系统中只存在一类PAO，他们在一定的程度上都具有反硝化能力，该能力能否表现出来关键在于厌氧/缺氧这种交替运行的环境条件是否得到了强化。而J.Y.Hu等通过试验发现厌氧/缺氧SBR系统中存在一类能以氧气、硝态氮、和亚硝态氮作为电子受体的聚磷微生物，因此他将厌氧/缺氧型反硝化聚磷污泥系统的两类微生物的两类微生物菌属假说扩增到
三类微生物菌属；第三类就是既能够以氧气和硝酸盐氮，也能以亚硝酸盐氮作为电子受体的类聚磷微生物。 通过总结可以确立的反硝化除磷机理：反硝化除磷菌作为兼性厌氧细菌可以通过厌氧/缺氧条件的驯化培养大量富集；在缺氧条件下能产生分别或同时利用氧气，亚硝酸盐、硝酸盐作为电子受体的DPB。并且通过胞内PHB和糖原质的生物代谢作用来过量吸收磷，其代谢作用与传统PAO相似。DPB体内包含3类内聚物：PHB、糖原和聚磷颗粒。首先在厌氧条件下，DPB通过厌氧释放磷获取能量体内合成PHB；在缺氧条件下DPB可利用3种物质作为电子受体完成磷的摄取，同时完成反硝化过程，PHB消耗和聚磷颗粒的生长同时进行。糖原在这个过程中维持细胞内的氧化还原平衡；在厌氧段糖原消耗用于有机物的降解和磷的释放，在缺氧段又重新生成，从而调节细胞内物质和能量平衡。 2 反硝化脱氮除磷工艺 从生物脱氮除磷的机理分析来看，生物脱氮除磷工艺基本上包括厌氧、缺氧、好氧三种状态。而脱氮除磷组合工艺也是前人在不断深入研究脱氮工艺中意外发现的。从早期的SBR工艺到后来的Dephanox 工艺，反硝化除磷已经成为人们关注的热点。从工艺研究角度，反硝化除磷工艺主要分为两大类：一类是单污泥系统，代表工艺是单污泥SBR及改进工艺、好氧颗粒污泥工艺和UCT改进工艺(BCFS)；另一类是双污泥系统，代表工艺是A2N和Dephanox工艺。
污水处理脱氮、除磷的经验值汇总
污水处理脱氮、除磷的经验值汇总 1、脱氮除磷水质的要求 1、污水的五日生化需氧量与总凯氏氮之比是影响脱氮效果的重要因素之一。异养性反硝化菌在呼吸时，以有机基质作为电子供体，硝态氮作为电子受体，即反硝化时需消耗有机物。青岛等地污水厂运行实践表明，当污水中五日生化需氧量与总凯氏氮之比大于4时，可达理想脱氮效果；五日生化需氧量与总凯氏氮之比小于4时，脱氮效果不好。五日生化需氧量与总凯氏氮之比过小时，需外加碳源才能达到理想的脱氮效果。外加碳源可采用甲醇，它被分解后产生二氧化碳和水，不会留下任何难以分解的中间产物。由于城市污水水量大，外加甲醇的费用较大，有些污水厂将淀粉厂、制糖厂、酿造厂等排出的高浓度有机废水作为外加碳源，取得了良好效果。当五日生化需氧量与总凯氏氮之比为4或略小于4时，可不设初次沉淀池或缩短污水在初次沉淀池中的停留时间，以增大进生物反应池污水中五日生化需氧量与氮的比值。 2、生物除磷由吸磷和放磷两个过程组成，积磷菌在厌氧放磷时，伴随着溶解性可快速生物降解的有机物在菌体内储存。若放磷时无溶解性可快速生物降解的有机物在菌体内储存，则积磷菌在进入好氧环境中并不吸磷，此类放磷为无效放磷。生物脱氮和除磷都需有机碳，在有机碳不足，尤其是溶解性可快速生物降解的有机碳不足时，反硝化菌与积磷菌争夺碳源，会竞争性地抑制放磷。 污水的五日生化需氧量与总磷之比是影响除磷效果的重要因素
之一。若比值过低，积磷菌在厌氧池放磷时释放的能量不能很好地被用来吸收和贮藏溶解性有机物，影响该类细菌在好氧池的吸磷，从而使出水磷浓度升高。广州地区的一些污水厂，在五日生化需氧量与总磷之比为17及以上时，取得了良好的除磷效果。 3、若五日生化需氧量与总凯氏氮之比小于4，难以完全脱氮而导致系统中存在一定的硝态氮的残余量，这样即使污水中五日生化需氧量与总磷之比大于17，其生物除磷的效果也将受到影响。 4、一般地说，积磷菌、反硝化菌和硝化细菌生长的最佳pH在中性或弱碱性，当pH偏离最佳值时，反应速度逐渐下降，碱度起着缓冲作用。污水厂生产实践表明，为使好氧池的pH维持在中性附近，池中剩余总碱度宜大于70mg/L。每克氨氮氧化成硝态氮需消耗7.14g 碱度，大大消耗了混合液的碱度。反硝化时，还原1g硝态氮成氮气，理论上可回收3.57g碱度，此外，去除1g五日生化需氧量可以产生0.3g碱度。出水剩余总碱度可按下式计算，剩余总碱度=进水总碱度+0.3×五日生化需氧量去除量+3×反硝化脱氮量-7.14×硝化氮量，式中3为美国EPA推荐的还原1g硝态氮可回收3g碱度。当进水碱度较小，硝化消耗碱度后，好氧池剩余碱度小于70mg/L，可增加缺氧池容积，以增加回收碱度量。在要求硝化的氨氮量较多时，可布置成多段缺氧/好氧形式。在该形式下，第一个好氧池仅氧化部分氨氮，消耗部分碱度，经第二个缺氧池回收碱度后再进入第二个好氧池消耗部分碱度，这样可减少对进水碱度的需要量。 2、生物脱氮的经验值
污水处理工艺脱氮除磷基本原理
污水处理生物脱氮除磷基本原理 国外从六十年代开始系统地进行了脱氮除磷的物理处理方法研究，结果认为物理法的缺点是耗药量大、污泥多、运行费用高等。因此，城市污水处理厂一般不推荐采用。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。我国从八十年代开始研究生物脱氮除磷技术，在八十年代后期逐步 实现工业化流程。目前，常用的生物脱氮除磷工艺有A2/O法、SBR法、氧化沟法等。 ?生物脱氮原理 生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制，首先，污水中的含氮有机物转化成氨氮，而后在好氧条件下，由硝化菌左右变成硝酸盐氮，这阶段称为好氧硝化。随后在缺氧条件下，由反硝化菌作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气逸出，这阶段称为缺氧反硝化。整个生物脱氮过程就是氮的分解还原反应，反应能量从有机物中获取。在硝化和反硝化过程中，影响其脱氮效率的因素是温度、溶解氧、PH值以及碳源，生物脱氮系统中，硝化菌增长速度较缓慢，所以，要有足够的污泥泥龄。反硝化菌的生长主要是在缺氧条件下进行，并且要用充裕的碳源提供能量，才可促使反硝化作用顺利进行。 由此可见，生物脱氮系统中硝化与反硝化反应需要具备如下条件： 硝化阶段：足够的的溶解氧，DO值在2mg/L以上，合适的温度，最好在20℃，不能低于10℃，，足够长的污泥泥龄，合适的PH条件。 反硝化阶段：硝酸盐的存在，缺氧条件DO值在0.2mg/L左右，充足碳源（能源），合适的PH条件。 生物脱氮过程如图5—1所示。 反硝化细菌 +有机物（氨化作用）（硝化作用）（反硝化作用）
?生物除磷原理 磷常以磷酸盐（H 2PO 4 -、HPO 4 2-和H 2 PO 4 3-)、聚磷酸盐和有机磷的形式存在于废水中，生物除 磷就是利用聚磷菌，在厌氧状态释放磷，在好氧状态从外部摄取磷，并将其以聚合形态储藏在体内，形成高磷污泥，排出系统，达到从废水中除磷的效果。 生物除磷主要是通过排出剩余污泥而去除磷的，因此，剩余污泥多少将对除磷效果产生影响，一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高的除磷效果。有报道称，当泥龄为30d时，除磷率为40%，泥龄为17d时，除磷率为50%，而当泥龄降至5d时，除磷率达到87%。 大量的试验观测资料已经完全证实，再说横无除磷工艺中，经过厌氧释放磷酸盐的活性污泥，在好氧状态下有很强的吸磷能力，也就是说，磷的厌氧释放是好氧吸磷和除磷的前提，但并非所有磷的厌氧释放都能增强污泥的好氧吸磷，磷的厌氧释放可以分为两部分：有效释放和无效释放，有效释放是指磷被释放的同时，有机物被吸收到细胞内，并在细胞内储存，即磷的释放是有机物吸收转化这一耗能过程的偶联过程。无效释放则不伴随有机物的吸收和储存，内源损耗，PH变化，毒物作用引起的磷的释放均属无效释放。 在除磷系统的厌氧区中，含聚磷菌的会留污泥与污水混合后，在初始阶段出现磷的有效释放，随着时间的延长，污水中的易降解有机物被耗完以后，虽然吸收和储存有机物的过程基本上已经停止，但微生物为了维持基础生命活动，仍将不断分解聚磷，并把分解产物（磷）释放出来，虽然此时释磷总量不断提高，但单位释磷量所产生吸磷能力随无效释放量的加大而降低。一般来说，污水污泥混合液经过2小时厌氧后，磷的释放已经甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，每厌氧释放1mgP，在好氧条件下可吸收2.0~2.24mgP，厌氧时间加长，无效释放逐渐增加，平均厌氧释放1mgP，所产生的好氧吸磷能力降至1mgP以下，甚至达到0.5mgP。因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好，同时在运行管理中要尽量避免PH的冲击，否则除磷能
水处理生物脱氮除磷工艺
生物脱氮除磷工艺 第一节 概述 一、营养元素的危害 氮素物质对水体环境和人类都具有很大的危害，主要表现在以下几个方面： 氨氮会消耗水体中的溶解氧； 氨氮会与氯反应生成氯胺或氮气，增加氯的用量； 含氮化合物对人和其它生物有毒害作用：① 氨氮对鱼类有毒害作用；② NO 3- 和NO 2-可被转化为亚硝胺——一种“三致”物质；③ 水中NO 3-高，可导致婴儿患变性血色蛋白症——“Bluebaby ”； 加速水体的“富营养化”过程；所谓“富营养化”就是指水中的藻类大量繁殖而引起水质恶化，其主要因子是N 和P （尤其是P ）；解决的办法主要就是要严格控制污染源，降低排入水环境的废水中的N 、P 含量；对于城市废水来说，利用传统的活性污泥法进行处理，对N 的去除率一般只有40%左右，对磷的去除率一般只有20~30%。 二、脱氮的物化法 1、氨氮的吹脱法： -++?+OH NH O H NH 423 2 2每 3 采用斜发沸石作为除氨的离子交换体。 出水 折点加氯法脱氯工艺流程
1、铝盐除磷 4343AlPO PO Al →++ + 一般用Al 2(SO 4)3，聚氯化铝（PAC ）和铝酸钠（NaAlO 2） 2、铁盐除磷：FePO 4 Fe(OH)3 一般用FeCl 2、FeSO 4 或 FeCl 3 Fe 2(SO 4)3 3、石灰混凝除磷 O H PO OH Ca HPO OH Ca 23452423))((345+→++--+ 向含磷的废水中投加石灰，由于形成OH -，污水的pH 值上升，磷与Ca 2+反应，生成羟磷灰石。 第二节 生物脱氮工艺与技术 一、活性污泥法脱氮传统工艺 1、Barth 提出的三级活性污泥法流程： 第一级曝气池的功能：① 碳化——去除BOD 5、COD ；② 氨化——使有机氮转化为氨氮； 第二级是硝化曝气池，投碱以维持pH 值； 第三级为反硝化反应器，可投加甲醇作为外加碳源或引入原废水。 该工艺流程的优点是氨化、硝化、反硝化分别在各自的反应器中进行，反应速率较快且较彻底；但七缺点是处理设备多，造价高，运行管理较为复杂。 2、两级活性污泥法脱氮工艺 与前一工艺相比，该工艺是将其中的前两级曝气池合并成一个曝气池，使废水在其中同时实现碳化、氨化和硝化反应，因此只是在形式上减少了一个曝气池，并无本质上的改变。 二、缺氧——好氧活性污泥法脱氮系统（A —O 工艺）
生物脱氮除磷工艺中的矛盾
5,生物脱氮除磷工艺中的矛盾 (1)泥龄问题 作为硝化过程的主休,硝化菌通常都属于自养型专性好氧菌.这类微生物的一个突出特点是繁殖速度慢,世 代时间较长.在冬季,硝化菌繁殖所需世代时间可长达30d以上;即使在夏季,在泥龄小于5d的活性污泥中硝 化作用也十分微弱.聚磷菌多为短世代微生物,为探讨泥龄对生物除磷工艺的影响,Rensink等(1985年)[23]用表2归纳了以往的研究成果,并指出降低泥龄将会提高系统的除磷效率. 泥龄与除磷率关系表2 泥龄/d 30 17 5.3 4.6 磷去除率/% 40 50 87.5 91 由表2可见聚磷微生物所需要泥龄很短.泥龄在3.0d左右时,系统仍能维持较好的除磷效率.此外,生物除磷 的唯一渠道是排除剩余污泥.为了保证系统的除磷效果就不得不维持较高的污泥排放量,系统的泥龄也不得 不相应的降低.显然硝化菌和聚磷菌在泥龄上存在着矛盾.若泥龄太高,不利于磷的去除;泥龄太低,硝化菌 无法存活,且泥量过大也会影响后续污泥处理.针对此矛盾,在污水处理工艺系统设计及运行中,一般所采用 的措施是把系统的泥龄控制在一个较窄范围内,兼顾脱氮与除磷的需要.这种调和,在实践中被证明是可行 的. 为了能够充分发挥脱氮与降磷两类微生物的各自优势,可采取的其它对策大致上有两类. 第一类是设立中间沉淀池,搞两套污泥回流系统使不同泥龄的微生物居于前后两级(见图4),第一级泥龄很短,主要功能是除磷;第二级泥龄较长,主要功能是脱氮.该系统的优点是成功地把两类泥龄不同的微生物分开.但是,这类工艺也是存在局限性.第一,两套污泥回流系统,再加上中间沉淀池和内循环,使该类工艺流程 长且比较复杂.第二,该类工艺把原来常规A2/O(见图5)工艺中同步进行的吸磷和硝化过程分离开来,而各 自所需的反应时间又无法减少,因而导致工艺总的停留时间变长.第三,该工艺的第二级容易发生碳源不足 的情况,致使脱氮效率大受影响.此外,由于吸磷和硝化都需要好氧条件,工艺所需的曝气量也可能有所增加. 第二类方法是在A2/O工艺好氧区的适当位置投放填料.由于硝化菌可栖息于填料表面不参与污泥回流,故 能解决脱氮除磷工艺的泥龄矛盾.这种作法的优点是既达到了分离不同泥龄微生物的目的,又维持了常规 A2/O工艺的简捷特点.但是该工艺也必须解决好以下几个问题:①投放填料后必须给悬浮性活性污泥以优先 的和充分的增殖机会,防止生物膜越来越多而MLSS越来越少的情况发生;②要保证足够的搅拌强度,防止因 填料截留作用致使污泥在填料表面间大量结团;③填料投放量必须适中,投放量太少难以发挥作用,太多则难免出现对污泥的截留.此外,填料的类型和布置方式都应作慎重考虑.
脱氮除磷工艺原理及方法比较
1.水污染现状 自从我们进入和谐社会以来，随着科学和经济的发展，资源严重浪费、环境重度污染等一些问题逐渐突出。由于我国经济发展模式与环境承受能力不相融合，导致现在我国大部分水体造成严重污染。在我国坚持走可持续发展的道路上，水资源的污染和浪费已经成为我国推进现代化建设和可持续发展的绊脚石。防止水资源环境进一步被污染和治理被污染的水资源环境，早就成为我国目前最需要处理的棘手问题之一。水污染的现状也是触目惊心。 2.脱氮除磷工艺原理及方法比较 生物脱氮原理由同化作用、氨化作用、硝化作用、反硝化作用四个步骤组成。在污水生物处理过程中，一部分氮（氮氨或有机氮）被同化成微生物细胞的组分；氨化作用将有机氮化合物在氨化菌的作用下，分解、转化为氨氮；硝化作用实际上是由种类非常有限的自养微生物完成的，该过程分两步：氨氮首先由亚硝化单胞菌氧化为亚硝酸氮，继而亚硝酸氮再由硝化杆菌氧化为硝酸氮；反硝化作用是由一群异养型微生物在缺氧的条件下完成的生物化学过程。生物除磷原理过程中，在好氧条件下细菌吸收大量的磷酸盐，磷酸盐作为能量的储备；在厌氧状态下吸收有机底物并释放磷。 现在，广泛应用的生物脱氮除磷工艺方法有氧化沟法、SBR法、A2/O法等。 ①氧化沟又称连续循环反应器，是20世纪50年代由荷兰的公共卫生所（TNO）开发出来的。氧化沟是常规活性污泥法的一种改型和发展，是延时曝气法的一种特殊形式。其主要功能是供氧；保证其活性污泥呈悬浮状态，是污水、空气、和污泥三者充分混合与接触；推动水流以一定的流速（不低于0.25m/s）沿池长循环流动，这对保持氧化沟的净化功能具有重要的意义。 氧化沟具有出水水质好、抗冲击负荷能力强、除磷脱氮效率高、污泥易稳定、能耗省、便于自动化控制等优点。但是，在实际的运行过程中，仍存在一系列的问题，如污泥膨胀问题、泡沫问题、污泥上浮问题、流速不均及污泥沉积问题。 ②?间歇式活性污泥法简称SBR工艺，一个运行周期可分为五个阶段即：进水、反应、沉淀、排水、闲置。这种一体化工艺的特点是工艺简单，由于只有一个反应池，不需二沉池、回流污泥及设备，一般情况下不设调节池，多数情况下可省去初沉池。 SBR法?工艺流程：?污水?→?一级处理→?曝气池?→?处理水? 特点有：大多数情况下，无设置调节池的心要；SVI值较低，易于沉淀，一般情况下不会产生污泥膨胀；通过对运行方式的调节，进行除磷脱氮反应；自动化程度较高；得当时，处理效果优于连续式；单方投资较少；占地规模较大，处理水量较小。 ③?A2/O法即厌氧一缺氧一好氧活性污泥法。污水在流经厌氧、缺氧、好氧三个不同功能分区的过程中，在不同微生物菌群的作用下，使污水中的有机物、N、P得到去除。A2/O法是最简单的同步除磷脱氮工艺，总水力停留时问短，在厌?氧缺氧、好氧交替运行的条件下，可抑制丝状菌的繁殖，克服污泥膨胀，SVI一般小于100，有利于处理后的污水与污泥分离，
生物脱氮原理
水体中氮素过多所引起的危害—水体的富营养化:水体中含 氮量大于0.2～0.3m g/L就会引起水体的富营养化。 经富营养化污染的水体，治理关键是要脱氮除磷，而脱氮最常用的是生物脱氮。 生物脱氮原理：生物脱氮是在好氧条件下通过硝化反应先将氨氮氧化为硝酸盐，再通过缺氧条件下的反硝化反应将硝酸盐还原成气态氮从水中去除。生物脱氮通过氨化、硝化、反硝化三个步骤完成。 1、氨化反应：氨化作用是指将有机氮化合物转化为N H -N的过程，也称为 3 矿化作用。参与氨化作用的细菌称为氨化细菌。在自然界中，它们的种类很多，主要有好氧性的荧光假单胞菌和灵杆菌、兼性的变形杆菌和厌氧的腐败梭菌等。在好氧条件下，主要有两种降解方式，一是氧化酶催化下的氧化脱氨，另一是某些好氧菌，在水解酶的催化作用下能水解脱氮反应。在厌氧或缺氧的条件下，厌氧微生物和兼性厌氧微生物对有机氮化合物进行还原脱氨、水解脱氨和脱水脱氨三种途径的氨化反应。 2、硝化反应：在硝化细菌的作用下,氨态氮进一步分解、氧化,就此分两个阶段进行。首先,在亚硝化细菌的作用下,使氨(N H4 + )转化为亚硝酸氮,亚硝酸氮在硝酸菌的作用下,进一步转化为硝酸氮。亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属。硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸球菌属。 影响硝化反映的因素： 1、好样环境条件下，并保持一定的碱度：溶解氧在1.2～2.0m g/L。 2、pH：硝化反应的pH在8.0～8.4 3、温度：硝化反应的适宜温度在20～30℃ 4、尽量减少有毒有害物质的进入，且高浓度的氨氮和硝态氮对硝化作用有抑 制。 以上因素之所以会对硝化作用有影响，主要是因为他们对硝化细菌的生长环境造成了影响。 3、反硝化反应：反硝化反应是指硝酸氮和亚硝酸氮在反硝化菌的作用下,被还原为气态氮(N2 )的过程。进行这类反应的细菌主要有变形杆菌属、微球菌属、假单胞菌属、芽胞杆菌属、产碱杆菌属、黄杆菌属等兼性细菌，它们在自然界中广泛存在。 影响反硝化作用的因素: 1、要有充足的碳源 2、pH：反硝化反应的pH在6.5～7.5 3、溶解氧浓度：反硝化菌是异养兼性厌氧菌，溶解氧应控制在0.5mg/L以下 4、温度：反硝化反应的适宜温度在20～40℃ 生物脱氮工艺 主要有传统生物脱氮工艺（三级生物脱氮工艺）、A/O 工艺、A2/O 工艺（脱
生物脱氮除磷大比较
生物脱氮除磷大比较 1.污水生物脱氮除磷的基本原理 在好氧条件下通过硝化反应先将氨氮氧化为硝酸盐，再通过缺氧条件下的反硝化反应将硝酸盐异化还原成气态氮从水中去除。由此而发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区和好氧区分开，形成分级硝化反硝化工艺，以便硝化与反硝化能够独立进行。 污水生物除磷是通过厌氧段和好氧段得交替操作，利用活性污泥的超量吸磷特性，使细胞含磷量相当高的细菌群体能够在处理系统的基质竞争中取得优势，剩余污泥的含磷量达到3%-7%，进入剩余污泥的总磷量增大，处理出水的磷浓度明显降低。 2.生物脱氮除磷工艺的比较 2.1 AAO工艺 传统的AAO工艺流程是：污水首先进入厌氧池，兼性厌氧菌将水中的易降解有机物转化成VFAS1回流污泥带入的聚磷菌将体内的聚磷菌分解，此为释磷，所释放的能量一部分可供好氧的聚磷菌在厌氧的环境下维持生存，另一部分共聚磷菌主动吸收VFAS，并在体内储存PHB。进入缺氧区，反消化细菌就利用混合液回流带入硝酸盐及进水中的有机物进行反消化脱氮，接着进入好氧区，聚磷菌除了吸收利用污水中残留的易降解BOD外，主要分解体内储存的PHB产生的能
量供自身生长繁殖。最后，混合液进入沉淀池进行泥水分离，上清液作为处理水释放，沉淀污泥的一部分回流厌氧池，另一部分作为剩余污泥排放。 N2 混合液回流 ↑↓ 进水→厌氧池→缺氧池→好氧（硝化）池→沉淀池→出水 ↑↓剩余污泥 AOO工艺流程图 该工艺简洁，污泥在厌氧、缺氧、好氧环境中交替运行，丝状菌不能大量繁殖，污泥沉降性能好。该处理系统出水中磷浓度科达到1 mg/L以下，氨氮也可达到8 mg/L以下。 该法需要注意的问题是，进入沉淀次得混合液通常要保持一定的溶解氧浓度，以防止沉淀池中反消化和污泥厌氧释磷，但这会导致回流污泥和回流混合液中存在一定的溶解氧回流污泥存在的硝酸盐对厌氧释磷过程也存在一定的影响，同时，系统所排放的剩余污泥中。仅有的一部分污泥是经历了完整的厌氧和好氧的过程，影响了污泥的充分吸磷。系统污泥泥龄因为兼顾硝化菌的生长而不可能太短，导致除磷效果难以进一步提高。 2.2改良Bardenpho工艺
人工湿地水生植物选择对氮磷去除效果的研究进展
人工湿地水生植物对污水中氮磷的去除效果的研究进展Studying progress on effects of Nitrogen and Phosphorus removal by Aquatic Plants in Constructed Wetland 摘要：与传统的二级活性污泥法处理工艺相比，人工湿地具有运行费用低，维护管理方便以及较强的氮磷处理能力等优点。又由于人工湿地中的水生植物对氮磷的处理效果显著，并且不同的水生植物对氮、磷的去除效果相异。因此，本文在综述人工湿地发展及应用现状的基础上，重点阐述了国内外学者对于水生植物筛选及组合在人工湿地中对氮磷的去除作用及效果的研究现状。最后提出了当前人工湿地水生植物研究的展望和提高人工湿地脱氮除磷能力的对策。 Abstract：Compared with the conventional activated sludge technology in secondary treatment ,there exists three advantages of constructed wetlands：low operating costs , easy maintenance and management，as well as the strong processing capacity of nitrogen and phosphorus. The removal rate of N and P by aquatic plants differ far from each other. This paper reviews the development and application status of CW and focuses on the current research situation of the role and effects of aquatic for nitrogen and phosphorus removal in wastewater treatment of constructed wetlands.Finally, the prospects and strategies to improve the NP removal capacity of wetland wetland aquatic plants are proposed. Key words:constructed wetland; aquatic plants ;wastewater treatment;studing progress. 1 介绍 1.1 人工湿地发展现状 自西德1974年首先建造人工湿地以来, 该污水处理工艺已在欧洲得到推广应用, 在美国和加拿大等国也得以迅速发展。我国在“七五期间”开始了人工湿地的研究，首例采用人工湿地处理污水的研究工作始于1988-1990年在北京昌平进行的处理量为 500t/d 生活污水和工业废水的表面流人工湿地。 它的原理是利用湿地中基质、水生植物和微生物之间的相互作用,通过一系列物理的、化学的以及生物的途径净化污水。应用人工湿地处理污水, 其投资和日常运行费用仅为常规二级污水处理场的1/10-1/2和1/5-1/3, 但其出水水质可达到或超过二级污水处理水平, 且适用面广, 除处理城镇生活污水外, 也能广泛应用于农业、畜牧业、食品、矿山等工农业废水的处理。 目前,人工湿地废水处理工艺主要有两种形式：