生物脱氮除磷

生物脱氮除磷（共10篇）

生物脱氮除磷 篇1

长期以来, 城市污水在处理过程中忽视对氮、磷等营养物质的处理, 大量的未经过处理或处理不充分的含氮、磷废水外排, 严重影响了地表水质, 造成水体富营养化, 所以城市对废水的脱氮除磷要求越现紧迫。

1 污水生物脱氮除磷的机理

1.1 生物脱氮机理

生物脱氮是通过硝化和反硝两个过程实现的。硝化作用通常被定义为由氨到硝酸的生物氧化过程, 硝化是化能自养过程, 一般分为两步进行, 第一步由亚硝酸细菌将氨氮转化为亚硝酸盐 (NO2-) , 这一过程称为氨化作用, 这是有机氮转化为氨的生物转化形式, 是矿化有机氮的第一步。第二步由硝酸细菌进一步将亚硝酸盐氧化成硝酸盐 (NO3-) 。这两类细菌统称为硝化细菌, 它们利用无机碳化物加CO32-、HCO3-和CO2作为碳源, 从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获得能量。

1.2 生物除磷机理

目前普遍认可的生物除磷理论是“聚合磷酸盐 (Poly-P) 累积微生物”-PAO (Poly-phosphate Accumulating Organisms) 的摄磷释磷原理。该类微生物均属异养型细菌, 现已报道的种类包括:不动杆菌属、肠杆菌属、着色菌属、脱氮微球菌属等。在厌氧条件下, 聚磷菌消耗糖元, 将胞内的聚磷 (Poly-P) 水解为正磷酸盐释放到胞外, 并从中获得能量, 同时将环境中的有机碳源 (挥发性脂肪酸VAF) 以胞内碳源存贮物 (主要为PHB聚-β-羟基丁酸) 的形式贮存。在好氧条件下, 聚磷菌以O2为电子受体, 演化胞内贮存的PHB及利用产生的能量过量地从环境中摄磷, 以聚磷酸高能键的形式存贮。通过排放高磷剩余污泥实现去除磷的目的。

2 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。最初的脱氮和除磷是在不同的生物处理工艺中实现的, 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。1932年Wuhrman利用内源反硝化机理开发了后置反硝化工艺, 这为以后的脱氮除磷工艺的发展奠定了基础。20世纪60年代, Luclzack和Ettinger首次提出前置的反硝化工艺, 20世纪70年代, Barnard在Luclzack和Ettinger的基础上提出了改进型工艺, 即A/O工艺。在进一步研究中发现当前置反硝化池内存在厌氧区时, 系统兼有明显的除磷功能, 于是Barnard又提出了能同时实现脱氮除磷的Phoredox (即五段Bardenpho) 工艺。在该工艺基础上取消第二级缺氧、好氧池, 形成了目前城市污水处理厂运用普遍的A2/O工艺。此后, 脱氮除磷被统一在一个系统中, 简化了污水处理的操作, 同时也提高了处理效率。

2.1 AB法

AB法污水处理工艺是一种新型两段生物处理工艺, 是吸附生物降解法的简称。该工艺将高负荷法和两段活性污泥法充分结合起来, 不设初沉池, A、B两段严格分开, 形成各自的特征菌群, 这样既充分利用了上述两种工艺的优点, 同时也克服了两者的缺点。所以AB法工艺具有较传统活性污泥法高的BOD、COD、SS、磷和氨氮的去除率。但AB法工艺不具备深度脱氮除磷的条件, 对氮、磷的去除量有限, 出水中含有大量的营养物质, 容易引起水体的富营养化。

AB法工艺对氮、磷的去除以A段的吸附去除为主。污水中的部分有机氮和磷以不溶解态存在, 在A段生物吸附絮凝的作用下通过沉淀转移到固相中, 同时生物同化也可以去除一部分以溶解态存在的氮和磷。剩余的磷进入B段用于B段的微生物的合成而得到进一步去除。这样AB法工艺整体显示出了比传统活性污泥法高的氮、磷的去除效果。

但是AB法由于自身组成上的特点, 决定了其对氮、磷的去除量是有限的。

2.2 A2/O法

A2/O法即厌氧-缺氧-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, 总水力停留时间短, 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, 厌氧和缺氧段在运行中只需轻缓搅拌, 运行费用低。由于厌氧、缺氧和好氧三个区域严格分开, 有利于不同微生物菌种的繁殖生长, 因此脱氮除磷效果很好。

2.3 A+A2/O法

A+A2/O法实际上既是AB法的A段加上A2/O。常规AB法对TP的去除率仅为50-70%, TN去除率仅为30-40%, 要想提高去除率, 还必须与生物脱氮除磷工艺相结合, 即采用AB法的A段和A/A/O相结合的工艺。

单纯使用A/A/O工艺, 运行费用会明显升高, 当BOD5/TN比值偏高时, 可全流程运行;当BOD5/TN比值偏低时, A段可停止运行, 污水直接进入A/A/O运行, 可保证出水水质。

A+A2/O法在脱氮除磷方面具有较好的效果, 但磷尚不能完全达标, 且工艺流程较长。

2.4 CASS法

CASS法即循环式活性污泥法, 是最先由美国川森维柔废水处理公司于1975年研究成功并推广应用的废水处理新技术, 目前已在美国、加拿大、澳大利亚等国270多个污水处理厂应用。

CASS法具有以下优点:a.生化反应和沉降是在同一反应池内进行, 没有二沉池, 简化了工艺系统, 节约占地面积, 节省基建投资。废水分批进入反应池, 能缓解水量, 水质波动对系统带来的影响。b.系统在运行过程中历经厌氧、缺氧、好氧阶段, 微生物能同过多种途径代谢, 有机物降解更完全, CODCr去除效果好;同时得到硝化、反硝化和进行生物除磷, 出水NH3-N和磷浓度低。c.在运行过程中存在着COD浓度梯度, 对抑制活性污泥中丝状菌的生长, 对保持良好的污泥性状 (沉降性能和脱水性能) 有重要的作用。d.在运行过程中存在着DO浓度梯度, 污泥产量相对较少, 且污泥是在静止条件下沉降的, 沉降时间短, 沉降效率高。e.CASS池在运行过程中的各个阶段可根据水量、水质进行灵活调节, 出水水质容易得到保证。f.电耗低, 降低了运行费用。自动控制水平较高。

2.5 SBR法

SBR法也是间歇式活性污泥法, 降解有机物, 也属循环式活性污泥法范围, 所不同的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。因此SBR法与CASS法有很多相似之处。构筑物形式变化不大, 若CASS法不进行活性污泥回流, 基本就是SBR法[2]。

其去除机理如下

a.脱氮是在适当条件下进行的和自然界中氮循环过程相同的过程, 即含氮化合物在氨化菌作用下首先进行氨化, 然后在硝化菌作用下进行硝化, 最后经反硝化菌进行反硝化, 将NO3-N、NO2-N还原为N2进入大气中。

b.除磷是利用聚磷菌能过量地从外部摄取磷并以聚合物形式贮藏于菌体内形成高磷污泥, 从而通过定期除泥而去除磷。

SBR工艺在去除有机物的同时, 可以完成脱氮除磷。从常规测定数据可以得到很好的证实, 只要掌握合理的SBR运行参数, 就会收到更理想的脱氮除磷效果。

结束语

综上所述, 尽管这些新工艺, 开创了多种旨在提高硝化、反硝化反应的功能, 能够使系统中的细菌吸收远远超出其本身生理需要的磷, 使活性污泥处理系统具有良好的脱氮、除磷功能, 但仍然存在着占地面积大、适应温度差、电耗高、管理复杂等缺点, 应用时必须扬长避短, 细细斟酌。

参考文献

[1]黄明, 张学洪, 王敦球, 陆燕勤, 蒋荣华.城市污水生物脱氮除磷技术进展[J].广西科学院学报, 2004, 20 (1) :29-32.

[2]何兴波.几种脱氮除磷污水处理工艺的比较[J].林业科技情报, 2004, 36 (2) :34-35.

[3]俞辉群, 袁国文.水和废水技术研究[M].北京:中国建筑工业出版社, 1992, 457-500.

生物脱氮除磷 篇2

强化膜生物反应器脱氮除磷性能对比试验研究

对序批式运行方式强化膜生物反应器脱氮除磷效果进行了研究.在试验过程中逐渐降低进水COD/TN值,提高总氮负荷,比较序批式膜生物反应器和传统膜生物反应器的脱氮除磷性能与膜污染状况.试验结果表明,进水COD/TN降至3.8～8.3,总氮负荷提高至0.22 kg・m-3・d-1时,传统膜生物反应器无法脱氮,而序批式膜生物反应器通过改变周期、提高交换比等方式,TN和氨氮去除率分别保持在67.6%和93.1%.序批式的运行方式还可以减轻膜污染.

作 者：张捍民 肖景霓 成英俊 张兴文 杨凤林 作者单位：大连理工大学,环境与生命学院,大连,116024刊 名：环境科学学报 ISTIC PKU英文刊名：ACTA SCIENTIAE CIRCUMSTANTIAE年，卷(期)：25(2)分类号：X703关键词：序批式膜生物反应器 脱氮除磷 膜污染

生物脱氮除磷 篇3

摘要：为了实现污水中磷的高效去除和磷资源回收，将化学除磷技术与双污泥反硝化聚磷工艺(Anaerobic/Anoxic/Nitration, A2N)结合，开发了新型双污泥反硝化聚磷诱导结晶磷回收工艺(Anaerobic/Anoxic/NitrationInduced Crystallization process, A2NIC)，并比较了A2NIC工艺和A2N工艺的脱氮除磷性能结果表明：在进水总磷（Total Phosphorus, TP）浓度为5.22~8.31 mg/L的情况下，A2N，A2NIC工艺TP去除率分别为87.4%，99.6%，A2NIC除磷效率和稳定性明显优于A2N工艺.2种工艺对氨氮的去除效果基本相同，分别为84.8%，84.4%.A2NIC工艺中化学除磷对生物除磷的辅助是保证该工艺稳定高效运行的主要原因.A2NIC工艺结晶柱中的主要产物为羟基磷酸钙，鸟粪石在结晶柱中难以形成.

关键词：双污泥反硝化聚磷诱导结晶磷回收工艺；结晶；反硝化除磷；脱氮; 除磷

中图分类号： X703.1文献标识码：A

生物脱氮除磷机理及技术研究进展 篇4

1 生物脱氮除磷机理

1.1 生物脱氮机理

生物脱氮是由生物硝化与生物反硝化两个过程来共同完成的。其作用是在污水的处理过程中, 通过将污水中的氮同化为微生物细胞的组成部分, 使污水中的微生物得到增长。生物硝化作用:由自养型好氧微生物产生硝化反应, 氨态氮在硝化细菌的作用下被逐渐的氧化和分解, 从而转化为亚硝酸盐。亚硝酸盐在硝酸菌的作用下逐渐转化为硝酸盐, 但在转变的过程必须具备大量的氧。生物反硝化作用:由异养兼性微生物产生反硝化反应, 反硝化菌在分子氧存在的基础上进行有机物的分解, 并将分子氧当作最终电子受体。如果在没有分子氧存在的情况下, 只能将亚硝酸根以及硝酸根当作电子受体。OH-碱和H20是由受氢体生成, 有机物由电子供体和碳源组成, 其作用是可以有效地提供能量, 从而实现氧化稳定。亚硝酸根和硝酸根在反硝化过程中的转化是在反硝化菌的同化作用和异化作用的情况下完成的。亚硝酸根和硝酸根被还原成NH3并于新细胞组合的过程被称为同化作用。亚硝酸根和硝酸根被还原成NO、H2O以及N2等气态物的过程被称为异化作用。用异化作用除氮的效果明显, 占氮总量的70%左右。

1.2 生物除磷机理

生物除磷技术是根据微生物超量吸磷的现象研究产生的。兼性菌在厌氧区内通过发酵, 可以将溶解性BOD转化成乙酸盐, 成为低分子挥发性有机物的一种。聚磷菌可以在厌氧压抑的情况下大量吸收污水中的低分子挥发性有机物, 并输送至细胞内, 进行同化过程使其变成碳能源储存物。其过程所需的能量是由细胞内糖的酵解以及聚磷的水解所提供, 在过程中会造成磷酸盐的释放。当专性好氧的聚磷菌进入好氧状态后, 其活力会得到复原。并可以通过聚磷的方式对超过生产要求的磷进行捕捉。碳能源储存物在氧化分解的过程中产生的能量, 对于聚磷的组成以及磷的吸收有着极其重要的作用。通过聚磷酸高能键的形式完成能量的储存。随着磷酸盐的排出, 其产生的富磷污泥在排放过程中能将大量的磷进行排出。

2 生物脱氮除磷技术的进展

2.1 五箱一体化活性污泥工艺

五箱一体化活性污泥工艺属于一项智能化中小型脱氮除磷工艺, 由一个矩形反应池作为主体, 其中矩形反应池被分为五个单元池。五个单元池之间是互相流通的, 并都设置了搅拌以及曝气系统。由于两边分别设置排污口和出水口, 因此可以同时作为沉淀池以及曝气、搅拌池。除了中间的单元池以外, 污水可以随意进入任何单元池, 通过连续进水, 完成交替运行。只有选择正确的运行方式, 使好氧、厌氧条件达到一定的标准, 才能实现脱氮除磷的目的。此项脱氮除磷工艺对脱氮除磷的效果较为明显, 并且存在操作简单、占用面积相对较少以及自动化程度较高等特点。

2.2 A2/O工艺

在A2/O工艺中, 要先将污水放入厌氧池, 然后通过兼性厌氧发酵菌将污水中的易降解有机物转化为低分子挥发性有机物。回流污泥中聚磷菌可以将储存在体内的聚磷进行分解, 在分解过程中所产生的能力是好氧聚磷菌在厌氧环境下生存的条件, 同时也是聚磷菌主动吸收低分子挥发性有机物的能量。硝化菌在缺氧区内通过混合液倒流带进的有机物和硝酸盐进行反硝化脱氮。聚磷菌在好氧区内不但可以吸收污水中的易降解BOD, 而且可以通过分解自身储存的碳能源储存物所产生的能量来满足自身的成长繁殖所需的能量, 并能有效地吸收溶解磷, 运用聚磷的形式将其储存在体内。通过反硝化菌和聚磷菌的反复利用, 污水中的有机物浓度已经明显减少, 这样的环境对于自养的硝化菌的成长繁殖相当有利。在对A2/O工艺进行改良的过程中, 必须设置缺氧调节池和厌氧池, 其目的是为了避免回流污泥中存在的硝酸盐对厌氧释磷的影响。倒置A2/O工艺 (见图1) 通过取消A2/O工艺的内循环, 从而形成好氧、厌氧以及缺氧工艺。反硝化对碳源的需要是通过将缺氧段提前来满足的, 并有效加强了系统的脱氮功能。倒置A2/O工艺可以有效地减少回流污泥中溶解氧以及硝酸盐带来的影响, 使回流污泥充分发挥释磷和摄磷的作用, 由此可见, 与传统的A2/O工艺相比, 倒置A2/O工艺除磷效果更好。

3 结论

综上所述, 由于我国水体营养化问题日益严重, 因此, 研发经济、简便且节能的生物脱氮除磷工艺已经成为社会各界关注的首要问题。生物脱氮除磷技术在我国起步较晚, 目前正处于发展阶段。由于生物法运行具备成本低、处理能力较强以及效果稳定等特点, 因此, 我国必须充分利用现有的工艺基础, 加大力度研发出符合国情以及经济高效的脱氮除磷技术。

摘要：随着我国工业化水平的不断提高, 工业污水中的氮、磷含量也在不断地增长, 使水体营养化问题日益显现。近年来, 生物脱氮除磷技术已经得到世界各国的重视, 并加强对其的研究, 使其在污水处理领域得到广泛的发展。本文重点介绍了生物脱氮机理和生物除磷机理, 并详细介绍了几种生物脱氮除磷工艺以及研究进展。

关键词：脱氮除磷,机理,工艺,污水处理

参考文献

[1]汪大擎.雷乐成水处理新技术及工程设计.北京:化学工业出版社, 2001.

[2]郝晓地, 汪慧贞.可持续除磷脱氨BCFS工艺.给水排水, 2002, 28 (9) :7-10.

脱氮除磷工艺发展 篇5

污水脱氮除磷工艺的概述与展望

摘要：近年来，城市污水(以城市生活污水为主)中氮磷营养物的排放使受纳水体中藻类等植物大量繁殖，导致水体富营养化问题越来越严重，对城市污水进行脱氮除磷处理是防止水体富营养化的一种重要措施。目前来看，污水脱氮除磷的主要方法有物理方法、化学方法及生物方法。与物理法、化学法相比，生物法具有适用范围广、投资及运行费用低、效果稳定、综合处理能力强等优点，已成为污水脱氮除磷的最佳选择。本文对现有的生物脱氮除磷工艺进行了系统的介绍和分析，并对今后的发展方向作了展望。

关键词：城市污水，脱氮除磷，工艺技术

1.城市污水脱氮除磷现状

据近年来环境质量公报发布的消息,水体中的主要污染物为含氮磷的有机物。这些污染物进一步加剧了水资源短缺的矛盾,对可持续发展战略的实施带来了严重的负面影响。目前含氮磷污水的处理技术可分为物理法、化学法、物理化学法和生物法。由于化学法与物理化学法成本高,对环境易造成二次污染,所以污水生物脱氮除磷技术是20世纪70年代美国和南非等国的水处理专家们在化学、催化和生物方法研究的基础上提出的一种经济有效的处理技术,该技术由于处理过程可靠,处理成本低,操作管理方便等优点而被广泛使用。微生物脱氮除磷技术按微生物在系统中的不同状态,可分为活性污泥法和生物膜法,通过设立好氧区、缺氧区和厌氧区来实现硝化、反硝化、释磷和放磷以达到脱氮除磷的目的。具体的生物脱氮除磷工艺主要有:A2/O法同步脱氮除磷工艺、生物转盘同步脱氮除磷工艺、SBR工艺、氧化沟工艺、亚硝酸盐生物脱氮工艺、AB法及其变型工艺等。 污水经二级生化处理后,氮的去除率仅为20%～30%左右,磷的去除率则更低。因此脱氮除磷问题在二级处理普及率较高的工业化国家中受到了高度的重视。我国污水厂大多数以二级生物处理为主。二级生物处理厂去除对象主要是BOD5和SS,仅有极少数厂(如广州犬坦沙污水厂)有脱氮除磷功能。我国水体富营

养化日趋严重,其原因一是城市污水处理率低;二是传统的活性污泥法仅能去除城市污水中20%～40%的氮以及5%～20%的磷。因此,大量兴建城市二级生物处理厂,不但投资大,运行费用高,并且脱氮除磷的效率也并不高。

在实际的工程设计中,根据受纳水体的要求和其他一些实际情况,生物脱氮除磷工艺可以分成以下几个层次

(1)以去除有机物、氨氮为目的的工艺。因对总氮无要求,可以采用生物硝化工艺,生物硝化工艺与传统活性污泥法工艺流程完全相同,只是采用延时曝气。

(2)以去除有机物和总氮(包括有机氮、氨氮及硝酸盐氮)为目的的工艺。因要去除总氮,因此应该采用生物反硝化工艺,需要在反应池前增设一个缺氧段,将好氧段中含有硝酸盐的混合液回流到缺氧段,在缺氧的条件下,将硝酸盐反硝化成氮气。

(3)以去除有机物、氨氮和有机氮、磷为目的的工艺。采用除磷的硝化工艺,

在反应地前增设一个厌氧段,在厌氧段内完成磷的释放,在好氧段内实现磷的超量吸收、有机物的氧化、有机氮及氨氮的硝化。

(4)以去除有机物、总氮和磷为目的的工艺。对于这种情况,应该采用完全的生物除磷脱氮工艺。在反应池前既要增设一个厌氧段又要增设一个缺氧段,以同时实现生物除磷脱氮。

2.生物脱氮除磷的原理

2.1 生物脱氮原理

传统的生物脱氮过程是在硝化细菌和反硝化细菌的联合作用下，通过硝化和反硝化完成的。在好氧条件下，氨氮经硝化细菌的硝化作用转化为硝态氮或亚硝态氮;在缺氧条件下，硝态氮或亚硝态氮在反硝化细菌的作用下被还原为氮气，从而达到脱氮的目的。

近年来同时硝化反硝化现象、短程硝化反硝化工艺、厌氧氨氧化工艺的发展，为理解污水脱氮机理指明了新的方向。同时硝化反硝化过程在同一条件下实现了脱氮，颠覆了传统脱氮理论认为硝化反应在好氧条件下进行、反硝化反应在厌氧条件下进行的认识。其中，缺氧微环境理论是目前普遍接受被认为是造成此类现象发生的主要机理。短程硝化反硝化是指将氨氮的硝化过程控在 NO2阶段，然后

不经 NO3的生成过程直接由反硝化细菌将 NO2转化为 N2。厌氧氨氧化工艺的原理

是，自养型厌氧氨氧化细菌在厌氧环境中以硝酸盐、亚硝酸盐作为电子受体，将氨转化为氮气。该工艺特别适用于高氨氮废水和低碳氮比废水处理。简而言之，脱氮新理论新现象的发现进一步深化了人们对脱氮过程的认识，为实现污水高效的脱氮奠定了坚实的基础。

2.2 生物除磷原理

生物除磷主要是由一类统称为聚磷菌的微生物在厌氧-好氧或厌氧-缺氧交替的环境下完成的。在厌氧条件下，聚磷菌将细胞内的聚磷水解为正磷酸盐，并从中获取能量，同时吸收污水中的易生物降解的 COD，同化为胞内碳源贮存物聚羟基烷酸(PHA);在好氧或缺氧条件下，聚磷菌以分子态氧(例如 O2)或化合

态(例如 NO3)作为电子受体，氧化代谢胞内贮存物 PHA，同时释放能量，过量

地从污水中摄取溶解态磷酸盐，并以聚磷形式贮存于细胞内，最终通过排放富磷污泥实现从污水中除磷的目的。

此外，反硝化除磷现象的发现进一步丰富了生物除磷机理。反硝化除磷过程是由一类称为反硝化除 磷 细 菌 ( denitrifying phosphorus removingBacter -ia，DPB)完成的，在缺氧条件下，DPB 以硝酸盐取代氧气作为电子受体进行缺氧摄磷，同时硝酸盐被还原为氮气，实现了同时脱氮和除磷的目的。反硝化除磷技术实现了一碳两用，同时节省了曝气量，是一种低耗高效的污水处理方法。

3.生物脱氮除磷工艺

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 3种状态，这 3个不同的工作状态可以在空间上进行分离，也可以在时间上进行分离。

3.1 空间顺序的生物脱氮除磷工艺

空间顺序工艺的最大特征是污水的各种生化反应在不同的反应池里同时完成，整个生化反应是连续进行，典型代表有A/O，A2/O，改良 A2/O，UCT，改良UCT，五段 Bardenpho，Phostrip 等。

3.1.1 A2/O 改良工艺

改良 A2/O工艺是中国市政工程华北设计研究院提出的。该工艺综合了 A/O 工艺和改良UCT工艺的优点，即在厌氧池之前增设厌氧/缺氧池(图 1)。

首先回流污泥和 10%的污水进入厌氧/缺氧池进行反硝化以去除回流污泥中的硝酸盐。90%的污水进入厌氧区与回流污泥混合，在兼性厌氧发酵菌的作用下将部分易生物降解的大分子有机物转化为VFA;聚磷菌释磷，同时吸收 VFA 以 PHB 的形式贮存于胞内。在缺氧区，反硝化菌利用污水中的有机物和经混合液回流而带来的硝酸盐进行反硝化，同时去碳脱氮;在好氧区，有机物浓度相当低，有利于自养硝化菌生长繁殖，进行硝化反应，同时聚磷菌过量摄磷。通过沉淀、排除剩余污泥达到除磷的目的。该工艺降低回流污泥中硝态氮对后续厌氧池的不利影响，有利于厌氧池的聚磷菌释磷，改善了泥水分离性能。

3.1.2 UCT改良工艺

改良的UCT工艺(University of Cape Town)脱氮除磷工艺由厌氧池、缺氧1池、缺氧2池、好氧池、沉淀池系统组成，有2个缺氧池。缺氧1池只接受沉淀池的回流污泥，同时缺氧1池有混合液回流至厌氧池，以补充厌氧池中污泥的流失。回流污泥携带的硝态氮在缺氧1 池中经反硝化被完全去除。在缺氧2池中接受来自好氧池的混合液回流，同时进行反硝化，缺氧1池出水中的NO3-N带进厌氧池使之保持较为严格的厌氧环境，从而提高系统的除磷效率第一文库网。其工艺流程见图 2。

3.2 时间顺序的生物脱氮除磷工艺

时间顺序的生物除磷脱氮技术的最大特征是污水的各种生化反应均在同一个反应池里，按时间顺序进行污水处理，典型代表是CAST,MSBR,A2NSBR等工艺。

3.2.1 CAST 工艺

CAST实际上是一种循环SBR活性污泥法，反应器中活性污泥不断重复曝气和非曝气过程，生物反应和泥水分离在同一池内完成，与SBR同样使用滗水器(图

3)。

污水首先进入选择器，污水中溶解性的有机物通过生物作用得到去除，回流污泥中硝酸盐也此时得到反硝化;然后进入厌氧区，此时为微生物释磷提供条件;第三区为主曝气区，主要进行BOD降解和同时硝化反硝化。CAST 选择器设置在池首防止了污泥膨胀。

3.2.2 MSBR 工艺

近年来，有些研究者对传统的 SBR 进行了改进，开发了连续流序批式活性污泥法工艺(ModifiedSequencing Batch Reactor，简称 MSBR)见图 4。

首先，污水进入厌氧池，回流活性污泥中的聚磷菌在此充分释磷，然后混合液进入缺氧池反硝化。反硝化后的污水进入好氧池，有机物在好氧条件下被降解，活性污泥充分吸磷后再进入起沉淀作用的 SBR，澄清后上清液排放。此时另一边的 SBR 在 1.5Q 回流量的条件下进行反硝化、硝化或静置预沉。回流污泥首先进入浓缩池浓缩，上清液直接进入好氧池，而浓缩污泥进入缺氧池。这样，一方面可以进行反硝化，另一方面可先消耗掉回流浓缩污泥中的溶解氧和硝酸盐，为随后进行的厌氧释磷提供更为有利的条件。CAST 综合了以往除磷脱氮工艺的优点，保证了各污染物质降解的最大速率环境，去除有机污染物效率更高，脱氮除磷效果更好。

3.2.3 A2NSBR工艺

Kuba，Merzouki 及 W.J.Ng 等相继对 ANSBR双污泥系统进行了反硝化除磷小试研究。A2NSBR工艺具有2个独立的SBR(图 5)。

一个 SBR 依次经历厌氧/缺氧段，主要是用来强化 DBP 生长的厌氧/缺氧环境，筛选优势菌种;另一个为好氧 SBR，此反应器主要作用是培养硝化菌，以提供给厌氧/缺氧SBR足量的硝化液。经研究，A2SBR和好氧硝化 SBR 系统的结合表现了稳定的除磷脱氮效果，除磷率几乎达到100%，脱氮率达到 90%以上。 2

4.城市污水脱氮除磷技术的发展与展望

污水排放标准的不断严格是目前世界各国普遍发展的趋势,以控制水体富营养化为目的的氮、磷脱除技术开发已成为世界各国主要的奋斗目标。我国对生物脱氮除磷技术的研究起步较晚,投入的资金也十分有限,研究水平仍处于发展阶段。目前在生物脱氮除磷技术基础理论没有重大革新之前,充分利用现有的工艺组合,开发技术成熟、经济高效且符合国情的工艺应是今后我国脱氮除磷工艺发展的主要方向,主要体现在下面几个方面。

(1)开展对生物脱氮除磷更深入的基础研究和应用开发,优化生物脱氮除磷组合工艺,开发高效、经济的小型化、商品化脱氮除磷组合工艺。

(2)发展可持续污水处理工艺,向节约碳源、降低CO2释放、减少剩余污泥排放以及实现氮磷回收和处理水回用等方向发展。

(3)大力开发适合现有污水处理厂改造的高效脱氮除磷技术。

5.生物脱氮除磷新工艺

目前应用的脱氮除磷工艺主要有 SBR、A2O、OD

(氧化沟)这三类。据统计，

在 年，这3种工艺占据了我国污水处理厂处理工艺的 65%，处理了全国约 54%的污水。近年来，出现了一些新的脱氮除磷工艺，以下对此作概括介绍。

2.1 CANDO

耦 合 好 氧 - 缺 氧 N2O 分 解 工 艺 ( coupledaerobicanoxicnitrous decomposition operation ，CANDO)，是由 Scherson等率先提出来的新型污水脱氮工艺。其基本原理可通过 3 个步骤来解释(图6)。

图6 CANDO 工艺的化学反应原理示意图

第一步，将氨氮的氧化控制在亚硝化阶段;第二步，控制亚硝酸盐的还原过程，保证其尽可能的生成N2O;第三步，将 N2O催化分解为N2同时伴随能量的回

收，或者用 N2O取代氧气作为 CH4燃烧的助燃气。CANDO工艺减少了污水处理过

程对氧的需求，降低了剩余污泥的产量，进而减少了污水处理运行费用;实现了从NOD(nitrogenous oxygendemand)中回收能量，为污水处理进行能量回收开辟了新途径;减少了污水处理过程中 N2O 等温室气体的排放，有效缓解了温室

效应。

对于 CANDO 工艺而言，第一步可通过高活性的 氨 氮 去 除 亚 硝 酸 盐 的 单 一 反 应 器 系 统(SHARON)工艺实现，第三步在热力学上也能够达到，关键是第二步，即如何稳定、高效地保证 N2O的转化过程。目前，主要有两种方

法―生物法和化学法。生物法是以细胞内储存的 PHB 等内碳源物质作为电子供体，将 NO2还原为 N2O。然而，NO2的转化率不够稳定，与基质的投加策略有关，

最大的转化率为 60%左右。当乙酸(作为碳源)和亚硝酸盐连续投加时，没有检测到 N2O 的产生。当乙酸和亚硝酸盐采用脉冲投加时，检测到了N2O的存在。脉

冲投加分为两种方式进行，即耦合投加和非耦合投加。采用耦合投加时，NO2的转化率为 9%～12%，非耦合投加时，NO2转化率为 60%～65%。化学法则是利用碳

酸盐绿锈[carbonate green rust，化学式 Fe4IIFe2III(OH)12CO3]或菱铁矿

(siderite，化学式为 FeCO3)将 NO2还原为 N2O。研究发现，这种活性绿锈(green

rust)层状双金属类物质对硝酸盐还具有还原作用并且对其它污染物的迁移转化也有一定作用，进一步促进了该工艺的脱氮效果。同时，green rust 类物质对磷酸盐也有良好吸附效果。Barthélémy 等使用双氧水将 green rust 氧化为一种新材料―碳酸铁绿锈[carbonated ferric greenrust，化学式 Fe7II(OH)12CO3]，不仅增强了其在溶液中的稳定性，而且还能够从水中吸附磷酸盐实现高效除磷，但去除率受 pH 值的影响。

虽然，这两种方法最后都实现了98%的脱氮率，但生物法对 PHB 的依耐性，导致其转化率可能受进水中易降解的 COD 影响;化学法对反应条件和药剂的特殊要求，也制约了其发展前景。如果能够研究出一种新的高效的 N2O

转化机制，

并实现规模化应用，CANDO 工艺对于污水脱氮除磷而言不失为一种极具吸引力的选择。

在相同的情况下，以需氧量、微生物量和能量回收效率为衡量指标比较 SHARON、全自养亚硝酸型脱氮(CANON)、CANDO 的处理效果，发现CANDO 工艺仅次于 CANON;与传统的硝化-反硝化脱氮工艺相比，CANDO 工艺的氧消耗和污泥产量分别减少了20%和40%，能源回收率增加了60%。总的来说，CANDO 工艺实可现生物法和化学法的有机结合，从根本上解决了污水处理厂运行管理上的两大难题：曝气量和污泥产量。由此可见，联合工艺突破了传统生物脱氮工艺的基本概念，在一定程度上解决了传统硝化-反硝化工艺存在的问题。

2.2 BioCAST

同 时 去 除 含 碳 有 机 物 及 氮 磷 营 养 物 质(BioCAST)工艺是为了实现从污水中同时去除含碳有机物及氮磷营养物质而开发的新型多环境混合污水处理工艺(图 7)。

图7 BioCAST 工艺流程图

它的主体部分是由两个相互连接的反应器组成，每个反应器又包含有多个具有不同环境条件的区域。反应器①包含有4个区域，即好氧区、微好氧区、缺氧区以及澄清区。前3个区域主要用于污水生物处理，澄清区则实现固液分离的作用。好氧区是根据气提式反应器的原理设计的，位于反应器①的正中央，里面设置有生物填料，使其同时具有活性污泥工艺和生物膜工艺的特点，增加了系统中生物固体停留时间。原水和来自厌氧区的富含聚磷菌(phosphorus accumulatingorganisms，PAOs)和挥发性脂肪酸的回流污泥首先进入好氧区，PAOs 实现好氧过量吸磷作用，含氮物质经氨化和硝化作用转化为硝态氮和亚硝态氮。

混合液以上向流的方式流出好氧区，抵达附近的微好氧区，进一步完成氨氮的硝化和剩余有机物的降解。然后，微好氧区混合液以下向流方式直抵缺氧区，完成反硝化作用，实现脱氮。系统所需的氧是由位于好氧区底部的3

个自定义的

内置空气扩散器提供的，曝气不仅提供了生化反应所需的`氧，实现液体混合作用，同时也是混合液在好氧区、微好氧区和缺氧区的循环动力，使得污染物每隔几分钟就能够暴露于不同的环境条件下，有利于污染物的去除。反应器①的这种设计和运行机制提供了前置反硝化和后置反硝化所需的环境条件，有利于脱氮。反应器②是为污泥消化和固液分离而设计的。反应器①的出水一部分直接排出系统，一部分进入反应器②，经沉淀作用后上清液排出系统。同时反应器①缺氧区的污泥回流至反应器②厌氧区进行消解，部分回流至好氧区，其余部分作为剩余污泥排放。回流混合液中包含的聚磷菌和挥发性脂肪酸，为除磷和反硝化过程提供了充足的碳源，保证系统的脱氮除磷效果。

BioCAST 工艺能够有效地降低污水中污染物质的含量，在48天的短期持续运行中，COD、TN、TP的去除率分别达到了99.3%、98.0%、92.3%，即使进水中污染物负荷发生波动，其去除效果几乎仍然能够维持不变。同时，在有机负荷率为 0.95～1.86 kg/(m3d)、氮负荷率为0.02～0.08 kg/(m3d)、磷负荷率为 0.014～0.02 kg/(m3d)的条件下，经过长达225天的运行，COD、TN、TP的去除率分别也达到了98.9%、98.3%和 94.1%，而且污泥的产率仅为消耗的COD当量的3.7%。在长期和短期运行中均观察到磷的去除效果对总氮负荷有很强的依赖性，即去除率随着氮的负荷率的增加和碳氮比的减小而提高，当TN负荷在0.05 kg/(m3d)以上时，磷的去除效果显著增强。通过增加进水N和P的负荷，系统最终出水的硝酸盐、亚硝酸盐及磷酸盐的浓度可分别低达0.2 mg/L、0.02 mg/L及 2.9 mg/L，污泥产率仅为11.5%。

总之，BioCAST 工艺既能够积累高浓度的悬浮生长微生物，又能够积累附着生长微生物，使它很适合处理高负荷和高含氮量污水。与传统的工艺相比，反应器内生物量多，污泥产率低，系统启动时间短，同时减少了空间需求;与 SBR 相比，没有复杂的定时或控制系统;与膜生物反应器相比，不需要特殊类型的膜材料。

5.结语

污水生物脱氮除磷是当今水处理的热点与难点。新的脱氮除磷理论的提出，为生物脱氮除磷工艺指引了方向。如：SND (同时硝化反硝化工艺)、SHARON(Single reactor high activity ammonia removalover nitrite，亚硝化反应器)工艺、OLAND(Oxygen-limited autotrophic nitrification-denitriFic- ation，氧限制自氧硝化―反硝化)工艺、厌氧氨氧化工艺以及短程硝化―厌氧氨氧化组合工艺等。但是，生物除磷脱氮工艺的发展已不仅仅要求对 N，P 去除率，而且要求处理效果稳定，可靠的运行工艺。今后对此技术的研究应集中在以下方面。

(1)加深除磷机理的研究。反硝化聚磷菌的出现解决了硝化菌与聚磷菌争夺碳源，污泥龄不同等主要矛盾。为新型同步脱氮除磷工艺提供了理论依据。但是对于反硝化聚磷菌的了解还不够全面，尤其是其除磷机理还待于进一步研究。应突破传统理论，从微生物的角度来调控工艺。

(2)随着脱氮除磷工艺的进一步发展，许多研究者在进行小试时，都驯化出颗粒污泥，而颗粒污泥的出现改善了污泥膨胀这一难题。同时发现颗粒污泥对 N，P 的去除要远远优于絮状污泥。今后在对颗粒污泥的研究上应更加深入，研究了解颗粒污泥外部的胞外聚合物是否对 N，P 有吸附作用，并进一步研究颗粒污泥的形成机理，调整现有反应器的运行参数，从而加速颗粒污泥的形成，提高脱氮除磷效率。

参考文献

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污水处理中脱氮除磷方法总结 篇6

关键词：脱氮除磷,机理,工艺,城市污水处理厂

工农业的发展, 产生大量污水, 在排入江河湖海前必须进行深度处理, 以满足出水水质的要求。大量的氮和磷进入水体, 超出了水体的自净能力, 导致水体富营养化, 对生态环境及水生生物造成局地达伤害。所以, 在污水进入水体前, 必须去除污水中氮磷.但是许多情况下还不能完美的实现, 以致于造成全球性污染。此外, 如果可以在废水处理过程中回收其中的氮磷, 那么不仅废水处理成本会迅速降低, 而且开创了氮磷的循环利用的新途径, 符合我国可持续发展的基本方针[1]。

1 水体中氮磷的主要来源

我国水体氮磷污染主要来自日常生活污染、农业生产污染及工业生产污染源。生活氮磷污染来自城市人口的排泄物、食品废物和合成洗涤剂。农业生产污染主要是农用化肥大量流失。工业污染主要为食品加工企业、化肥生产企业等工业废水中含有大量氮, 磷化工行业排放含磷废水。此外, 畜禽养殖、水产养殖、旅游、航运等也对流域水体富营养化造成了巨大的压力。

2 生物脱氮原理

现行的脱氮原理主要为以传统活性污泥法为代表的好养生物处理法, 其主要功能是去除污水中呈溶解状态的有机物。生物脱氮主要分为氨化作用、硝化作用、反硝化作用三个过程, 在此过程中, 水中的有机氮先在氨化细菌的作用下转化成氨氮, 然后在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐, 最后在反硝化细菌的作用下被还原成氮气, 从而完成一个完整的脱氮循环过程。

3 生物除磷原理

生物除磷主要利用聚磷菌一类的微生物, 这些细菌能够在好氧时过量地从外部环境提取磷, 并将磷以聚合的有机质形式贮藏在菌体内, 形成高磷污泥, 排除系统外, 从而达到从废水中除磷的效果。一般该类细菌在厌氧时释放出过量摄取的磷, 恢复其代谢磷的能力。

4 脱氮除磷工艺

4.1 AB改进工艺

AB污水处理工艺是一种新型两段生物处理工艺, 即生物吸附-生物降解两段活性污泥法, AB法对BOD、COD、氨氮的去除率高于传统活性污泥法, 但是该工艺深度处理氮磷能力较差, 因此需要对其进行改进, 以达到出水水质要求, 防止由于氮磷处理不充分而导致水体富营养化。主要的改进措施包括增加污泥回流装置, 提高C源利用率;增加其它方式的C源, 充分除去水中氮磷, 改进后的AB工艺适用于大部分污水处理厂, 在我国污水处理厂中应用较为广泛。

4.2 A/O工艺

A/O工艺即厌氧/好氧工艺, 通过聚磷菌在厌氧和好氧的循环实现磷的去除, 是最基本的生物脱氮除磷工艺。设备简单、操作要求较低, 但是传统A/O工艺出水水质较差, 对水质要求苛刻, 无法去除高浓度污水中的氮磷, 近期研究表明, 分段进水A/O工艺可以较好地解决上述缺点, 有效地去除高浓度水中的氮磷, 但其可能会丝状菌污泥膨胀[2], 应用方面还有较多局限性。

4.3 A2/O工艺

A2/O工艺具有较高的有机物去除和脱氮除磷能力, 对于高浓度的工业废水与生活污水处理效果明显, 在北方寒冷的冬季, 依然能正常稳定的工作, 但其对C源要求较高, 脱氮与除磷两者之间的碳源矛盾依旧存在。而在此基础上改进的倒置A2/O工艺采用两点进水, 降低初沉池的停留时间, 进水的碳源有机物增加, 初步解决了C源不足的问题。此外, 该流程还有简洁、投资省、能耗低、整个工艺运行稳定, 抗冲击能力强、管理方便等优点, 非常适合应用于老污水厂改造[3]。

4.4 氧化沟

氧化沟工艺是20世纪50年代初期逐步形成的一种污水处理方式, 通过污水中的硝化反硝化反应进行高效率的脱氮除磷。近些年, 奥贝尔氧化沟 (Orbal) 工艺逐步发展起来, 通过在外沟道中同时进行硝化反硝化反应, 能有效地减少反应设备的数量和尺寸、氧气的供给、大幅度降低碳源的投加, 节省诸多费用[4], 以此达到节约能耗, 低成本运营的目的。

4.5 SBR工艺与SBR变型工艺

SBR工艺即序批式活性污泥法, 该方法工艺流程较为简单, 脱氮除磷效果明显, 适用于大部分常规浓度的污水处理, 且运行方式灵活、可控性较强, 是我国中小型污水处理厂应用最为广泛的工艺之一。但其也存在积利用率低、脱氮除磷效果不稳定等缺点, 这些不足严重限制了SBR工艺的处理能力[5]。基于活性污泥转移改进后的SBR工艺可以较好地避免上述不足, 提高了氮磷去除率, 但其设备改进工艺较为复杂, 尚且无法大面积应用。

此外, 工业脱氮除磷方法还有CAST工艺、OCO工艺、Dephanox工艺、Unitank工艺、百乐卡 (BIOLAK) 工艺等, 但由于各种条件限制及技术制约, 未得到大范围推广使用。

5 结语

随着我国经济的高速发展, 污水量排放量逐年增加, 江河湖库及近海海域普遍受到不同程度污水的污染, 因此, 国家的水环境质量标准日趋严格, 所以污水处理已不能局限于满足排放标准, 更要充分考虑污水的资源化和能源化, 朝着最低的氮磷排放量与有效回收利用处理后的氮磷等可持续污水处理工艺的方向发展。

参考文献

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[2]单巧利分段进水A/O工艺中试研究2007年8月7日[2]单巧利分段进水A/O工艺中试研究2007年8月7日

[3]黄理辉倒置A2/O工艺生产性试验研究2002[3]黄理辉倒置A2/O工艺生产性试验研究2002

[4]麦松冰奥贝尔氧化沟的工艺改良试验研究2007年8月16日[4]麦松冰奥贝尔氧化沟的工艺改良试验研究2007年8月16日

三槽式氧化沟脱氮除磷效果分析 篇7

关键词：三槽式氧化沟,总氮,总磷,去除率

氧化沟是一种经济有效的污水处理技术,是活性污泥法的一种变型,其曝气池呈封闭的沟渠型,污水首先从一侧进入沟内与活性污泥混合进行生化处理,生化所需的氧气由转刷提供,转刷轴上装有大量叶片,水平安装在池体上,工作时转刷高速运转,叶片搅动混合液产生大量的水花,水花冲击转刷两侧的挡板成水珠状态,与空气充分接触,达到充氧的目的。转刷的高速运转同时也起到推流作用,保持氧化沟水流的不停流动。污水经生化处理后流入作为沉淀区的另一侧沟体内,泥水分离后由出水堰流出,沉淀沟进水作曝氧沟使用,原曝气侧沟作沉淀沟,根据运行模式交替进行,它的循环运行方式非常适合于脱氮。在实际运行中,可通过调整运行方式和曝气量在氧化沟内形成好氧段完成硝化反应和缺氧段完成反硝化反应。

三槽式氧化沟是一种三沟工作系统,污水预处理后进水经过配水井从一侧进入沟内与活性污泥混合进行生化处理,生化所需的氧气由转刷提供,转刷轴上装有大量叶片,水平安装在池体上,工作时转刷高速运转,叶片搅动混合液产生大量的水花,水花冲击转刷两侧的挡板成水珠状态,与空气充分接触,达到充氧的目的。污水经生化处理后流入作为沉淀区的另一侧沟体内,泥水分离后由出水堰流出,沉淀沟进水作曝氧沟使用,原曝气侧沟作沉淀沟,根据运行模式交替进行。曝气沉淀均在沟内交替运行,因而既无二沉池,也无需污泥回流系统。在三个沟当中,中沟一直作为曝气区使用,提高了转刷的利用率。

1三槽式氧化沟概况

1.1工艺流程

上世纪90年代中,佛山市某污水处理厂二期工程投产运行,设计规模为1.5万t/d。工艺流程见图1。污水经粗格栅、细格栅、沉砂池预处理后流入配水井,配水井是一个边长3m、高4m的三角型配水井,内设三个长4m的堰门,堰门的开关是根据三槽式氧化沟的各槽运转情况来进行开关。

氧化沟的尺寸为77m×33m,水深3.3m,总有效容积为9035m3,水力停留时间为14.5小时,日污水处理量为1.5万m3,池内配备十台德国GTA-100/50S-H1转型刷曝气机,3槽中转刷的分配为4台、2台、4台,氧化沟设计见图2。

1.2运行环境

污水主要来源于桂城区居民生活污水。经预处理后水质见表1。

09年氧化沟设计交替工作时间约为4h,平均进水流量约为1万t/d,相应的水力停留时间约为21.68h。污泥龄设计值为17d,实际运行中污泥龄的变化范围约为14～18d。

2实验结果讨论

2.1进水污染物浓度对氮、磷去除的影响

污水流入氧化沟处理前及处理后取样,运用过硫酸钾氧化紫外分光光度法及钼酸铵分光光度法分别检测进、出水的TN及TP浓度。对比TP进水浓度从2.7～4.5mg/L及TN进水浓度从12.1～49mg/L区间变化对去除率的影响。

图3及图4分别表示TN及TP进水浓度对去除率的影响的影响,从图中看出TN及TP的去除率在进水浓度增加时波动较大,没有对应的线性关系,但分别在进水浓度增加的情况下呈逐步上升的趋势,TN进水浓度大于42mg/L时去除率达到50%以上,TP进水浓度大于3mg/L时去除率都能保持在30%以上。

2.2温、湿度对氮、磷处理效果的影响

考虑到气温与气压对氮气的形成有一定影响,观察不同温度和湿度下总氮的变化,从而考察温度和湿度对于三槽式氧化沟脱氮效果的影响。本实验数据采集的温度范围在16℃～28℃,相对湿度在20%～75%之间。

从图5、图6中看出,温、湿度的变化对脱氮除磷同样没有相应的线性关系,但是在特定的温度度附近,三槽式氧化沟对TN能保持比较高的去除率。从图6可以看出,温度在16℃～19℃之间,三槽式氧化沟的除磷效果不算十分理想,当温度上升至20℃～22℃之间,氧化沟的除磷效果明显上升,但是随着温度继续升高,磷的去除率又会有所下降。综合以上数据,温度在20℃～22℃之间TN及TP去除率较为理想。

2.3pH对氮、磷去除的影响

pH对进水浓度和温度、湿度而言是相对容易控制的指标,从实验数据中观察到,pH变化对检测的部分项目有比较大的影响,三槽式氧化沟的pH一般控制在6～9之间。本实验从污水流入的时候取样测量进水的pH,pH波动范围在7.3～8.1mg/L。

从图中看出pH在7.6～7.8的范围内TN的去除率较为理想,成一定的线性而且能保持在比较高的去除率。而pH的变化对TP的影响相对较少。从图看出pH与TP的变化没有明显线性关系。但是特定的pH之下,三槽式氧化沟依旧对TP具有比较高的去除效果,只是实际运行时很难精确控制pH的范围。

3结论

(1)污水进水浓度与TN、TP的去除率虽然没有明显的线性关系,但去除率随着进水浓度的提高呈上升趋势,TN进水浓度大于42mg/L时,去除率达到50%以上,TP进水浓度大于3mg/L,时去除率都能保持在30%以上。

(2) 湿度对TN及TP的去除率没有影响,但温度在20℃～22℃之间,TN和TP的去除率效果较好。

(3) pH对TP去除率的影响较少,而pH在7.6～7.8之间,去除效果比较理想。

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生物脱氮除磷 篇8

1 SBR脱氮工艺改进

1.1 SBR同步硝化反硝化

传统脱氮理论认为,硝化和反硝化不能同时发生,但是,国内外不少研究表明SBR系统中存在同步硝化反硝化现象。在早前研究中,李峰等人[1]认为,反应器内控制DO为0.5~1.5mg·L-1(随反应器类型和反应条件不同而异),形成厌氧(缺氧)和好氧并存的环境,可以实现同步硝化反硝化过程。李丛娜等人[2]在控制SBR反应器保持良好好氧状态(DO>8mg·L-1)、MLSS较低的情况下,根据每一工作周期的前期,氨氮比较彻底地转化为硝酸盐氮,且氨氮浓度逐渐降低的同时总氮浓度也逐渐降低的情况,得出结论,过程中同时发生了好氧硝化和反硝化,从而实现较高的总氮去除率。

1.2 SBR厌氧氨氧化法

ANAMMOX工艺[3]是一种生物脱氮的新型低耗工艺,其原理为厌氧条件下,以NO2-为电子受体,将氨转化为N2,这可以节省硝化阶段的需氧量和反硝化阶段的碳源。路平等人的实验研究表明[4],厌氧氨氧化反应器的最佳运行参数为进水浓度200~496.3mg·L-1,能保持80%以上的脱氮效率,最适进水浓度为347.7mg·L-1;最佳时间为17~24h;最佳进水p H为7~8.5;最佳内循环流速为24~96m L·min-1;低浓度有机物对反应器的影响较小,当C/N=2时,脱氮效率达到最大。

2 SBR除磷工艺改进

Berils Akin等研究发现,设置了厌氧、缺氧和好氧阶段的SBR比只设置厌氧和好氧阶段的SBR除磷率高33%,原因在于缺氧段能使硝酸盐的浓度进一步减小,减弱其对P释放的影响[5]。Suntud sirianuntapiboon等[6]在传统具有好氧段的SBR中应用移动生物膜,结果显示,与传统具有好氧段的SBR相比,出水TP浓度可达到1.5mg·L-1左右。有研究表明用两段厌氧-好氧SBR系统(PAF-SBR)来强化生物除磷,该系统磷酸盐的浓度在PAF-SBR出水低于0.5mg·L-1,主要原因在于通过厌氧SBR来增加VFA/P比率,从而强化聚磷菌在好氧SBR中的去除效率[7]。

此外,碳源(如未经消化的猪肥料、丙酸等)、基质、污泥龄、硝酸盐等对SBR除磷效果均有一定影响[8]。

3 SBR同步脱氮除磷工艺研究进展

3.1 三级SBR

三级SBR系统由3个序批式反应器组成,原水进入SBR1,部分有机质被吸附降解,聚磷菌厌氧释磷,其上清液进入SBR2并在较短的泥龄和曝气时间内实现大部分有机物的降解和磷的摄取,SBR3在长时间的曝气和泥龄条件下充分实现硝化并去除剩余有机物,其出水回流SBR1从而实现反硝化。该系统充分利用了原水中的碳源,同时好氧、缺氧两级聚磷弥补了彼此的不足,系统对COD、TN、TP达到了较高去除效果,出水达到了一级排放标准[9]。

3.2 双泥SBR工艺

该工艺在传统SBR中引入2个污泥池,对硝化污泥和反硝化污泥进行分开回流,解决了硝化菌和聚磷菌对泥龄的竞争,同时在缺氧段利用诱导培养的反硝化聚磷菌进行同步反硝化除磷。该工艺投资少,效率高、操作简单,可实现在线控制[10]。

3.3 MSBR工艺

改良型序批式间歇反应器MSBR是SBR与A2O结合的产物:污水经过厌氧格时与来自缺氧格回流的污泥混合,聚磷菌释磷,混合液进入主曝气格进行硝化和好氧摄磷作用,出水一部分直接进入SBR池进行泥水分离,另一部分进行缺氧搅拌和好氧曝气并在下一周期进行泥水分离,此后污泥回流至缺氧格进行反硝化脱氮,最后进入厌氧格与下周期进水混合。在这个过程中,微生物完整地经历了厌氧、缺氧、好氧、沉淀的过程,大大提高了传统SBR工艺脱氮除磷效果[11]。

3.4 SBBR工艺

在SBR反应器中放置填料,填料上附着生长的生物膜,不仅为世代时间长的硝化细菌等提供了良好的生长条件,同时生物膜内形成了溶解氧梯度,有利于反硝化脱氮和聚磷菌充分释磷,强化了同步脱氮除磷的效果。

4 结语

相对传统的活性污泥法,SBR工艺是一种尚需要不断发展完善的新型技术,但由于其灵活、节能、高效等优点,其应用前景非常广阔。对该工艺开展脱氮除磷机理的深入研究和应用工艺开发,能够为其更为广泛有效的应用提供必要的技术保障。

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[9]蒋山泉,汤琪,郑泽根.三级SBR除磷脱氮工艺处理生活污水[J].重庆大学学报(自然科学版),2007,30(3):125-127.

[10]王晓辉.SBR工艺脱氮除磷的影响因素及研究进展[J].科技资讯,2008(1):11-12.

生物脱氮除磷 篇9

为此,本文概括了外加碳源、取消化粪池、污泥水解酸化、磷回收和新工艺等强化脱氮除磷效果的技术策略,展望将来主要研究方向,以期为低碳源污水处理提供参考。

1 外加碳源

污水常规生物脱氮除磷过程表明,碳源是聚磷菌和反硝化菌电子供体,针对低碳源污水,外加碳源无疑是最为直接的方式,通常向厌氧池或缺氧池投加葡萄糖、甲醇、乙醇、乙酸、乙酸钠、天然植物或工业有机废水等碳源,提高污水的C/N和C/P比例,强化生物脱氮效果。

杨敏等[2]对不同外加碳源的反硝化效能与技术经济性进行分析,结果显示,对于乙醇、乙酸和乙酸钠三种易降解外部碳源,乙酸钠最省,反硝化COD/TN约为3.66;投加成本,乙醇最省(15.08元/kgNO-3-N),综合技术经济因素,乙酸是最佳的投加碳源。肖蕾等[3]对现有人工湿地反硝化碳源补充材料的优缺点进行分析,提出使用混合碳源和优化投加方式强化脱氮效果。孙慧等[4]考察外加碳源对反硝化除磷的影响,投加碳源在提高反硝化脱氮的同时,也会对反硝化吸磷产生不利影响,在实际运行过程中要合理控制碳源投加量,以恰好满足生物脱氮需求为最佳值。杨巧林等[5]对比甲醇、乙醇、乙酸、葡萄糖和麦芽糖对生物脱氮的强化作用,综合考虑运行效果、安全性、供应和成本因素,发现葡萄糖是最合适的外加碳源。

投加外碳源固然可以强化生物脱氮除磷效果,但也存在各种问题,液体碳源运输困难,甲醇等有较大毒性,天然固体有机碳源与微生物结合力相对较弱,处理效果受温度影响大。鉴于投加外碳源直接增加污水处理厂的运行管理费用,这种强化生物脱氮除磷效果的方法已逐步摈弃。

2 取消化粪池

化粪池主要设置在排水系统不完善、污水处理厂建设相对滞后的地区,其主要作用是通过截留和沉淀杂质,在池内经过厌氧消化后处理部分有机物,保证排水管道顺畅,杀灭污水中的病毒和寄生虫,作为局部处理构筑物广泛应用于生活粪便污水的处理,对保护水体起到了举足轻重的作用。

然而,随着我国经济环境快速发展,化粪池的弊端逐步显现[6]。首先,大量化粪池投入运行后,运行管理跟不上,发现堵塞时才进行清理,对周围环境造成较大影响;其次,在小区建筑物周围设置化粪池,增加占地、布置分散、其他管线布置困难;最后,化粪池去除部分有机物(10%~20%),降低原污水的有机碳源,不利于污水处理厂生物脱氮除磷;影响污水厂运行,由于减少了污水中有机物含量,不利于细菌培养。鉴于上述原因,广州市旧城区实施取消或者改造化粪池的措施,自2006年起,新建楼盘不设化粪池[7];杭州在国内率先出台《杭州市无化粪池污水管道设计与养护技术规程》(HZCG06-2006),对化粪池设置做了明确规定[8]。

生活污水经污水处理厂集中处理是目前城市污水处理的主要发展方向,取消化粪池可变分散处理为集中处理,然而,取消化粪池需要有相应的基础设施配套和相应政策来支撑。首先,城市排水管网设施健全,能容纳新增污水排放要求;其次,排水管道的设计与养护有明确的技术规程,政府监管有力;最后,居民应形成良好的生活习惯,避免将固体物质和难生物降解垃圾排入排水管道。因此,建议有条件的地区取消化粪池,以增加污水有机成分,强化污水脱氮除磷效果。

3 污泥水解酸化

污泥水解酸化工艺是利用产酸性厌氧和兼性细菌,可将污水中大分子有机物分解成小分子有机物,将不溶解性有机物水解成可溶解性物质,提高污水的可生化性。污泥水解酸化可以补充进水中的碳源,提高生物脱氮除磷效果,对污泥进行减量和资源化,已成为研究热点。根据污泥来源不同,分初沉污泥和剩余污泥两种。

初沉污泥中富含原水中蛋白质、脂肪和碳水化合物,在初沉池内短时间沉淀后排出,经过发酵后产生易被微生物利用的可挥发性有机酸(VFAs),VFAs多少直接决定生物除磷效率。Bouzas等[9]研究初沉污泥发酵产物VFAs影响因素,结果显示较高的进水悬浮物能提高VFAs产量,当污泥龄超过6天时,延长污泥龄对VFAs产量提升并不明显;小于4天时,会明显影响VFAs产量。初沉污泥水解酸化已经工程化,瑞典Klagshamn污水处理厂[10]和加拿大Bonnybrook污水处理厂[11]均利用初沉污泥水解酸化来补充污水碳源,强化污水脱氮除磷。

与初沉污泥相比,剩余污泥水解酸化具有数量稳定、产物利用率较高、有利于工艺聚磷菌聚集等明显优势,其主要成分为碳水化合物、蛋白质和脂肪,所占比例分别为50.2%、26.7%和20%,三类物质可被微生物分解产生大量的溶解性COD和高浓度的VFAs[12]。当前,剩余污泥水解发酵补充进水有机物更受水处理者青睐。

刘智晓等[13,14]研究污泥作为污水厂内碳源的水解特性及工艺选择,并利用侧流活性污泥水解技术强化低碳源条件下生物脱氮除磷,并将该技术成功应用于巢湖流域某污水处理厂。黄祥荣等[15]针对低碳源城市污水脱氮难的问题,设计了水解/缺氧悬浮填料移动床/好氧(H/AMBBR/O)组合工艺,研究了其主要影响因素及最佳参数值下的处理效果,当水解池、AMBBR、好氧池的水力停留时间分别为2.5 h、3 h、6 h,硝化液回流比为300%,填料投配率为30%,水解池的污泥回流频率为4次/天、回流量为5 L/次时,组合工艺的处理效果最佳,将二沉池污泥回流至水解池,既增加了反硝化的碳源,又实现了污泥的减量化,减量率达56%以上。

4 磷回收

水将原污水中颗粒性有机物予以水解/酸化可以释放一定量的挥发性有机酸(VFAs),但这并不会增加进水中总的有机物含量;只要进水中总的COD/P(或COD/N)比值已经成为限制性因子,水解/酸化对生物脱氮除磷的促进作用则十分有限[16]。

由氮磷等营养元素引发的水体富营养化正日益加剧,水体中过量的磷可导致水生生物特别是藻类大量繁殖,使生物种群种类数量发生改变,破坏水体生态平衡;另一方面,目前全球范围内存在着磷资源匮乏和水体富营养化的矛盾,磷是一种不可再生、不可替代的自然资源,全球陆地上总磷储量虽然在数量上还可能维持人类再使用上百年的时间,但依靠现有开采技术,可经济开采出的磷矿实际上只有50年左右的使用时间[17]。

从污水中进行磷回收起到一箭双雕作用,将污水中磷变废为宝。磷回收方法一般是抽取工艺中的厌氧池上清液,利用化学沉淀、结晶技术和离子交换等技术将富磷上清液中的磷从污水中分离,剩余上清液回流到处理构筑物,不仅减少污水中磷负荷,而且可将磷元素用于化肥生产等。

胡学斌等[18]利用SBR工艺辅以污泥外循环厌氧释磷后排放富磷上清液的方式,对低碳源污水脱氮除磷效果进行试验研究,结果表明,回流至SBR反应器厌氧段的外循环释磷污泥,可以利用SBR系统的硝酸盐进行反硝化吸磷,保证了系统的除磷效果,出水水质达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)的要求。黄健等[19]通过抽取不同量的厌氧池末端富磷上清液至化学除磷池,来研究系统的脱氮除磷效果及磷回收情况。最佳化学除磷比为15%,此时出水总磷浓度在0.5 mg/L以下,出水水质达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)的一级A标准;同时,回收的磷量可达到进水磷量的23%~29%,既可以增加污水处理厂的经济效益,又实现了磷的可持续发展。郝晓地等[20]以一营养物(BNR)去除工艺为研究对象,分别试验与模拟研究通过厌氧上清液侧流磷回收和外加碳源方式对低碳源污水生物除磷的强化作用。试验结果与模拟预测双双显示,对COD/P=50的真实生活污水实施30%厌氧上清液旁路磷沉淀,可明显强化生物除磷作用,使出水TP浓度从碳源抑制时的1.8 mgP/L下降至≤0.5 mgP/L。侧流磷回收不仅可回收40%的进水磷负荷,亦可以节省27%外加碳源。

5 新技术

21世纪以来,高效低耗水处理新技术弊端问世,出现反硝化除磷技术、厌氧氨氧化技术、中温亚硝化、生物膜内自养脱氮技术和短程硝化反硝化等,为强化低碳源脱氮除磷提供新思路。

5.1 厌氧氨氧化技术

在厌氧条件下氨氮以亚硝酸氮作为电子接受体直接被氧化到氮气的过程。厌氧氨氧化菌为自养菌,无需供应氧气,无需有机碳源,二氧化碳或碳酸盐为其提供无机碳源;厌氧氨氧化菌生长慢,差率较低,所产生的剩余污泥量较少。但,厌氧氨氧化菌培养时间较长,系统启动慢,最适温度较高(30~43 ℃),这些缺陷阻碍了其发展。

李亚峰等[21]研究碳源对厌氧氨氧化脱氮性能试验研究,无机碳源对其影响主要起提供碳源和调节反应器pH的综合作用,较高浓度的COD对厌氧氨氧化反应具有抑制作用。吴鲜梅等[22]在(34±1) ℃,进水pH为7.40~7.64,DO≤0.1 mg/L条件下,接种厌氧氨氧化污泥,厌氧膨胀颗粒污泥床成功启动。

5.2 中温亚硝化(Sharon)技术

常规反硝化过程是将氨氮氧化为亚硝氮,进而氧化为硝酸氮,硝酸氮在反硝化菌作用下脱氮,而中温亚硝化技术则是利用温度高(35 ℃)有利于亚硝化菌增值这一特点,是硝化菌失去竞争力,该工艺与厌氧氨氧化技术结合适合处理高浓度氨氮,高温废水,例如污泥消化液。钟琼等[23]在进水pH=7.6,氨氮浓度750 mg/L时,顺利启动sharon反应器,匹配厌氧氨氧化工艺,反应稳定运行。

5.3 生物膜内自养脱氮工艺(CANON)

其原理为生物膜内亚硝酸细菌在好氧下把氨氧化成亚硝酸盐;厌氧氨氧化菌在厌氧条件下把氨和亚硝酸盐转化成氮气;利用亚硝酸细菌和厌氧氨氧化菌的协同作用,最终把氨氧化成氮气。CANON工艺反应无需有机碳源,能够在完全无机的条件下进行,可以节省100%外碳源和63%的供气量。刘涛等[24]研究CANON工艺在常温低氨氮基质条件下的宏观运行效能与微观生态系统研究,通过调节曝气量和水力停留时间实现工艺在不同进水氨氮浓度下的稳定运行。

6 展 望

低碳源污水脱氮除磷已经引起水处理专家的关注,强化其效果保证污水达标排放,保护水体已成为当务之急。在当前大力提倡绿色环保、低碳能耗的背景下,我国大部分污水处理厂面临升级改造,所采取的的技术措施应尽量遵循技术经济比较确定。反硝化除磷技术、厌氧氨氧化技术、中温亚硝化、生物膜内自养脱氮技术和短程硝化反硝化等技术具有耗能低、所需有机物较少等优势无疑将成为未来污水处理的发展方向。不管采用哪种技术措施强化低碳源污水脱氮除磷,运营者应首先掌握相关工艺运行管理常识,让这些工艺的最大优势得以充分体现。

摘要：低碳源污水已经成为污水脱氮除磷的一大瓶颈,影响污水处理达标排放,强化低碳源污水脱氮除磷技术已经成为水处理行业的研究热点。概括了外加碳源、取消化粪池、污泥水解酸化、磷回收和新工艺等技术策略以强化脱氮除磷效果,展望将来主要研究方向,以期为低碳源污水处理提供参考。

生物脱氮除磷 篇10

本文以德温特世界专利索引数据库 (WPI) 为数据源, 针对2000年-2015年间在美国专商局公布的有关污水脱氮除磷组合技术的专利申请进行了检索, 获得样本数据。

1主要申请人分析

对样本数据的申请人进行统计, 获得申请量较多的主要申请人, 此处选取申请量4件以上的7位申请人进行重点分析, 表1中列出了申请人的中文名称、机构代码、国别及申请量。可见在美国, 污水脱氮除磷组合技术申请量排名前三位的分别是西门子水处理技术控股公司、韩国科学技术研究院和泽农环境有限公司。他们分别拥有相关专利15件、11件和10件。从主要申请人的国别来看, 美国有3家, 韩国、中国、加拿大和日本各一家。此外, 统计结果显示排名前7位的申请人中除了韩国的一家研究机构和中国一所高校之外全部都是公司, 这表明公司和企业对该技术领域相对更加关注。

2主要申请人具有代表性的专利申请

下面以表格 (表2) 形式列举主要申请人具有代表性的专利申请, 并总结了其技术要点, 其中包括西门子水处理技术控股公司和美国过滤公司合作申请的三件专利。

3部分专利技术重点介绍

下面选取部分专利技术进行重点介绍。

(1) 西门子水处理技术控股公司 (SIEI) 和美国过滤公司 (USFI) 在污水脱氮除磷组合技术领域中合作较多, 他们于2005年6月30提交了申请号为US20050170864、发明名称为“活性污泥水处理系统中的除磷加强工艺”的专利申请, 2008年3月18日获得授权。该工艺包括将污水与活性污泥在活性污泥池中混合, 然后进行固液分离, 将部分污泥流送入生物反应器, 在生物反应器中通过厌氧/好氧/缺氧环境进行脱氮处理, 并将磷转化成可溶性磷酸盐, 然后将部分污泥流送入旁流反应器, 向该反应器中加入多价金属离子, 如镁离子或钙离子, 以沉淀磷酸盐, 将磷酸盐沉淀去除, 并将污泥流回流至活性污泥池中。该工艺可减少污泥流中废弃污泥的产量, 用于含氮磷的市政废水、商业废水及工业废水的处理, 其处理流程如图1所示。

(2) 西门子水处理技术控股公司 (SIEI) 于2006年4月11日提交了申请号为US20060279354、发明名称为“膜过滤活性污泥系统的增效工艺”的专利申请, 2009年1月27日获得授权。该工艺包括将含有氮磷的污水与厌氧活性污泥混合, 然后将混合液送入缺氧曝气区, 并将缺氧曝气区混合液回流至厌氧区。另外, 该工艺还包括将缺氧曝气区的混合液送至过氧曝气区并将部分过氧曝气区的混合液送至膜过滤器进行分离, 随后将部分污泥回流至缺氧曝气区。优选的, 可以将过氧曝气区的部分混合液回流至缺氧曝气区。该工艺不使用任何化学物质, 能耗小, 且不形成会降低膜过滤器效能的薄雾/气泡流, 可用于含氮磷的市政废水及工业废水的处理, 其处理流程如图2所示。

(3) 韩国科学技术研究院 (KOAD) 于2006年8月31日提交了申请号为US20060468897、发明名称为“生物系统结合活性污泥浮选进行污水处理的方法和装置”的专利申请, 2010年1月19日获得授权。该方法包括将污泥与污水在反应器中进行混合, 然后在曝气池中通过微生物对污水进行脱氮除磷, 混合液进入浮选分离池中, 通过分离池中铝极板或铁极板的电解作用生成微气泡, 以快速聚集并去除可溶性磷及污泥, 提高脱氮除磷效率。该方法能够阻止出水水质变差, 减少了污泥沉降时间, 且通过浮选分离池中化学凝聚作用使得除磷效能得到极大提高, 其处理装置如图3所示。

(4) 三洋电机株式会社 (SAOL) 以电解脱氮除磷为主要研究方向, 其于2003年1月8日提交了申请号为US20030338040、发明名称为“排水处理方法及排水处理装置”的专利申请, 2006年3月28日获得授权。该方法包括两个步骤:步骤1:将一对电极至少一部分浸渍于被处理水中, 使构成阴极的材料为导电体, 使构成阳极的材料为铁, 通过电解处理被处理水;步骤2:用次氯酸、臭氧或活性氧处理步骤1所产生的被处理水。优选的, 阴极材料为贵金属或涂覆贵金属的导电体, 并采用转换电极极性的方式, 采用同一套电解装置电解产生次氯酸、臭氧或活性氧以实现步骤2。所述方法可避免阴极的钝态化和有效面积的减少, 能同时处理含有氮化合物和磷化合物, 装置简单稳定, 不会使用大量石灰, 能够低成本且高效地对污水进行脱氮除磷, 其处理装置如图4所示。

(5) 南京大学 (NUAJ) 于2011年9月28日提交了申请号为US201113246885、发明名称为“一体化生物反应器及其应用和处理高浓度有机废水的方法”的专利申请, 2012年7月10日获得授权。该一体化生物反应器采用同心圆柱状结构, 内层为上流式厌氧生物反应器UASB, 外层为移动床生物膜反应器MBBR, MBBR出水回流至UASB, 其中UASB出水口设置p H在线监测仪, UASB底部设置机械搅拌装置, MBBR反应区的宽度与高度之比为0.25~0.5, MBBR的宽度指一体化反应器的直径与UASB直径之差, MBBR内设斜板和半菱形挡板, 斜板和半菱形挡板距反应器底部的高度为1.0m~2.0m;MBBR布气装置为穿孔管或曝气头, 呈同心圆状安装于斜板和半菱形挡板上方。MBBR适合于低温下废水处理, 同时其本身对于UASB可起到一定的供热保温作用;此外, 当UASB出水p H<6.8时, 启动UASB的搅拌装置并增大MBBR回流比, 可及时为UASB补充碱度, 维持UASB的酸碱平衡, 确保微生物的生态稳定。所述方法和装置可在低温条件下高效稳定地处理高浓度有机废水, 投资少、占地省、运行稳定, 无需外加碱度和加热, 节省维护运行费用和能耗, 其处理装置如图5所示。

4结语

氮、磷污染日益严重, 这些营养素的去除成为水环境污染控制的重要课题, 近些年国内高校、科研机构及相关企业对脱氮除磷组合技术的研究很多, 知识产权保护意识也逐渐提高, 相关专利申请量不断攀升。通过对2000-2015年间在美国专商局公布的有关污水脱氮除磷组合技术进行检索, 并对主要申请人及其重点专利技术进行详细介绍, 将其作为国外相关技术的专利现状缩影, 以期了解其技术发展趋势, 为我国相关技术的研究提供借鉴。

参考文献