除磷
污水处理中的化学除磷的工艺和方法
磷的去除有化学除磷生物除磷两种工艺，生物除磷是一种相对经济的除磷方法，但由于该除磷工艺目前还不能保证稳定达到0.5mg/l出水标准的要求，所以要达到稳定的出水标准，常需要采取化学除磷措施来满足要求。
化学除磷是通过化学沉析过程完成的，化学沉析是指通过向污水中投加无机金属盐药剂，其与污水中溶解性的盐类，如磷酸盐混合后，形成颗粒状、非溶解性的物质，这一过程涉及的是所谓的相转移过程，反应方程举例如式1。实际上投加化学药剂后，污水中进行的不仅仅是沉析反应，同时还进行着化学絮凝反应，所以必须区分化学沉析和化学絮凝的差异。 FeCl3+K3PO4→FePO4↓+3KCl 式1 污水沉析反应可以简单的理解为：水中溶解状的物质，大部分是离子状物质转换为非溶解、颗粒状形式的过程，絮凝则是细小的非溶解状的固体物互相粘结成较大形状的过程，所以絮凝不是相转移过程。
在污水净化工艺中，絮凝和沉析都是极为重要的，但絮凝是用于改善沉淀池的沉淀效果，而沉析则用于污水中溶解性磷的去除。如果利用沉析工艺实现相的转换，则当向污水中投加了溶解性的金属盐药剂后，一方面溶解性的磷转换成为非溶解性的磷酸金属盐，也会同时产生非溶解性的氢氧化物(取决于PH值)。另一方面，随着沉析物的增加及较小的非溶解性固体物聚积成较大的非溶解性固体物，使稳定的胶体脱稳，通过速度梯度或扩散过程使脱稳的胶体互相接触生成絮凝体。最后通过固—液分离步骤，得到净化的污水和固一液浓缩物(化学污泥)，达到化学除磷的目的。
根据化学沉析反应的基础，为了生成磷酸盐化合物，用于化学除磷的化学药剂主要是金属盐药剂和氢氧化钙(熟石灰)。许多高价金属离子药剂投加到污水中后，都会与污水中的溶解性磷离子结合生成难溶解性的化合物。出于经济原因，用于磷沉析的金属盐药剂主要是Fe3+、Al3+和Fe2+盐和石灰。这些药剂是以溶液和悬浮液状态使用的。二价铁盐仅当污水中含有氧，能被氧化成三价铁盐时才能使用。Fe2+在实际中为了能被氧化常投加到曝气沉砂池或采用同步沉析工艺投加到曝气池中，其效果同使用Fe3+一样，反应式如式2、3。 Al3++PO43-→AlPO4↓pH=6～7 式2
Fe3++PO43-→FePO4↓pH=5～5.5 式3
与沉析反应相竞争的反应是金属离子与OH的反应，所以对于各种不同的金属盐产品应注意的是金属的离子量，反应式如式4、5。
Al3++3OH-→Al(OH)3↓式4
Fe3++3OH-→Fe(OH)3 式5
金属氢氧化物会形成大块的絮凝体，这对于沉析产物的絮凝是有利的，同时还会吸附胶体状的物质、细微悬浮颗粒。需要注意的是有机物在以化学除磷为目的化学沉析反应中的沉析去除是次要的，但在分离时有机性胶体以及悬浮物的凝结在絮凝体中则是决定性的过程。沉析效果是受PH值影响的，金属磷酸盐的溶解性同样也受PH的影响。对于铁盐最佳PH值范围为5.0～5.5，对于铝盐为6. 0～7.0，因为在以上PH值范围内FePO4或AIPO4的溶解性最小。另外使用金属盐药剂会给污水和污泥处理还会带来益处，比如会降低污泥的污泥指数，有利于沼气脱硫等。
由于金属盐药剂的投加会使污水处理厂出水中的Cl-或SO2-4离子含量增加。如果沉析药剂溶液中另外含有酸的话，则需特别加以注意。
投加金属盐药剂后相应会降低污水的碱度，这也许会对净化产生不利影响。当在同步沉析工艺中使用硫酸铁时，必须考虑对硝化反应的影响。
另外，如果污水处理厂污泥用于农业，使用金属盐药剂除磷时必须考虑铝或者铁负荷对农业的影响。
除了金属盐药剂外，氢氧化钙也用作沉析药剂。在沉折过程中，对于不溶解性的磷酸钙的形成起主要作用的不是Ca2+，而是OH-离子，因为随着pH值的提高，磷酸钙的溶解性降低，采用Ca(OH)2除磷要求的pH值为8.5以上。磷酸钙的形成是按反应式6进行的： 5Ca2++3po43-+OH-→Ca5(PO4)3OH↓ pH ≥8.5 式6
但在pH值为8.5到10.5的范围内除了会产生磷酸钙沉析外，还会产生碳酸钙，这也许会导致在池壁或渠、管壁上结垢，反应式如式7。
Ca2++CO32-→CaCO3 式7
与钙进行磷酸盐沉析的反应除了受到PH值的影响，另外还受到碳酸氢根浓度(碱度)的影响。在一定的PH值惰况下，钙的投加量是与碱度成正比的。
对于软或中硬的污水，采用钙沉析时，为了达到所要求的PH值所需要的钙量是很少的，具有强缓冲能力的污水相反则要求较大的钙投加量。
化学沉析工艺是按沉析药剂的投加地点来区分的，实际中常采用的有：前沉析、同步沉析和后沉析或在生物处理之后加絮凝过滤。
(1)前沉析
前沉析工艺的特点是沉析药剂投加在沉砂池中，或者初次沉淀池的进水渠(管)中，或者文丘里渠(利用涡流)中。其一般需要设置产生涡流的装置或者供给能量以满足混合的需要。相应产生的沉析产物(大块状的絮凝体)则在一次沉淀池中通过沉淀而被分离。如果生物段采用的是生物滤池，则不允许使Fe2+药剂，以防止对填料产生危害(产生黄锈)。
前沉析工艺(如图2所示)特别适合于现有污水处理厂的改建(增加化学除磷措施)，因为通过这一工艺步骤不仅可以去除磷，而且可以减少生物处理设施的负荷。常用的沉析药剂主要是生灰和金属盐药剂。经前沉析后剩余磷酸盐的含量为1.5-2.5mg/1，完全能满足后续生物处理对磷的需要。
(2)同步沉析
同步沉析是使用最广泛的化学除磷工艺，在国外约占所有化学除磷工艺的5 0%。其工艺是将沉析药剂投加在曝气池出水或二次沉淀池进水中，个别情况也有将药剂投加在曝气池进水或回流污泥渠(管)中。目前很多污水厂都采用，如广州大坦沙污水处理厂三期就是采用的同步沉析，加药对活性污泥的影响比较小。
(3)后沉析
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后沉析是将沉析、絮凝以及被絮凝物质的分离在一个与生物设施相分离的设施中进行，因而也就有二段法工艺的说法。一般将沉析药剂投加到二次沉淀池后的一个混合池(M池)中，并在其后设置絮凝池(F池)和沉淀池(或气浮池)。
对于要求不严的受纳水体，在后沉析工艺中可采用石灰乳液药剂，但必须对出水PH值加以控制，比如采用沼气中的CO2进行中和。
采用气浮池可以比沉淀池更好地去除悬浮物和总磷，但因为需恒定供应空气而运转费用较高。
物理法、化学法、物理化学法、生物法
1.物理法：（1）沉淀法，主要去除废水中无机颗粒及SS；（2）过滤法，主要去除废水中SS和油类物质等；（3）隔油，去除可浮油和分散油；（4）气浮法，油水分离、有用物质的回收及相对密度接近于1的悬浮固体；（5）离心分离：微小SS的去除；（6）磁力分离，去除沉淀法难以去除的SS和胶体等。
2.化学法：（1）混凝沉淀法，去除胶体及细微SS；（2）中和法，酸碱废水的处理；（3）氧化还原法，有毒物质、难生物降解物质的去除；（4）化学沉淀法，重金属离子、硫离子、硫酸根离子、磷酸根、铵根等的去除。
3.物理化学法：（1）吸附法，少量重金属离子、难生物降解有机物、脱色除臭等；（2）离子交换法，回收贵重金属，放射性废水、有机废水等；（3）萃取法，难生物降解有机物、重金属离子等；（4）吹脱和汽提，溶解性和易挥发物质的去除。
4.生物法：有机物、氮磷、SS的去除。（1）活性污泥法，推流式活性污泥法、完全混合式活性污泥法、AB法、SBR及其变种工艺、氧化沟等；（2）生物膜法，生物滤池、生物转盘、生物接触氧化、曝气生物滤池等；（3）厌氧工艺，厌氧滤器（AF）、厌氧流化床反应器（AFB）、上流式厌氧污泥床反应器（UASB）、厌氧颗粒污泥膨胀床反应器（EGSB）、厌氧内循环反应器（IC）、厌氧折流板反应器（ABR）等；（4）生物脱氮除磷工艺，A/O法、A/A/O工艺、A/O/A/O工艺、Bardenpho工艺、UCT及改良UCT工艺、短程硝化/反硝化工艺、同步硝化/反硝化工艺、短程硝化-厌氧氨氧化工艺、反硝化除磷工艺等。
污水中的磷主要来自生活污水中的含磷有机物、合成洗涤剂、工业废液、化肥农药以及各类动物的排泄物。如污水没有完全处理,磷还会流失到江河湖海中,造成这些水体的富营养化。除磷方法可分为物化除磷法和生物除磷法及人工湿地除磷法。物化除磷法包括化学沉淀法、结晶法、吸附法。根据磷在污水中不同的存在方式,应采用不同的除磷技术。
1 污水除磷方法
1. 1 化学沉淀法
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化学沉淀法除磷的基本原理是通过投加化学药剂形成不溶性磷酸盐沉淀,然后通过固液分离将磷从污水中除去,根据使用的药剂可分为石灰沉淀法和金属盐
沉淀法。化学沉淀法具有管理方便、占地面积小、投资省、处理效率高等优点,但化学沉淀法投加药剂费用太贵,且产生的化学污泥含水量大,脱水困难,难以处理,容易产生二次污染[ 。
根据加药点的不同,化学沉淀法除磷工艺可分为预沉淀、同步沉淀、后沉淀及两点加药工艺。这几种工艺可以结合应用,但要注意混合与反应条件,通过紊流扩散与混合作用会出现良好的沉淀效果。
1. 2 结晶法
在污水中,特别是城市污水厂剩余污泥处理后的上清液及养殖废水中,含有浓度较高的磷酸盐,氨氮、钙离子、镁离子及重碳酸盐碱度,通过人为改变条件(提高pH
值或同时加入药剂增加金属离子浓度) ,使不溶性晶体物质析出,主要是磷酸铵镁晶体与羟基磷酸钙。
结晶法除磷效率高,出水水质好,当其他水质指标达到规定值时,出水可满足中水回用的要求;结晶法除磷使水中的磷在晶种上以晶体的形式析出,理论上不产生污泥,不会造成二次污染;结晶法除磷操作简单,使用范围广,可用于城市生活污水厂二级出水的深度处理、去除污泥消化池中具有较高磷浓度的上清液等。
1. 3 吸附法
吸附法除磷是利用某些多孔或大比表面积的固体物质,通过磷在吸附剂表面的附着吸附、离子交换或表面沉淀来实现污水的除磷过程。吸附除磷的过程既有物理吸附,又有化学吸附。对于天然吸附剂主要依靠巨大的比表面积,以物理吸附为主,而人工吸附剂较之天然吸附剂孔隙率及表面活性明显提高,以化学吸附为主
[ 3 ] 天然的吸附剂有粉煤灰、钢渣、沸石、膨润土、蒙托石、凹凸棒石、海泡石、活性氧化铝、海棉铁等;人工合成吸附剂在低磷浓度下仍有较高的吸附容量,有着巨大的优越性。现在已有Al,Mg ,Fe ,Ca , Ti ,Zr 和La 等多种金属的氧化物及其盐类作为选择材料。
1. 4 生物除磷法
在厌氧区(无分子氧和硝酸盐) ,兼性厌氧菌将污水中可生物降解的有机物转化为
VFAs(挥发性脂肪酸类),在厌氧条件下,聚磷菌吸收了这些以及来自原污水的VFAs(VFAs 主要来自于污水中可生物降解的组分,生活污水中的VFAs 大约为总有机物的40%～50 %左右) ,将其运送到细胞内,同化成细胞内碳能源储存物(PHB),所需能量来源于聚磷的水解及细胞内糖的酵解,并导致磷酸盐的释放。进入好氧状态后, 这些专性好氧的聚磷菌(PAOs)活力得到恢复,并以聚磷的形式摄取超过生长需要的磷量,通过PHB的氧化分解产生能量,用于磷的吸收和聚磷的合成,磷酸盐从液相中去除,产生的富磷污泥,通过剩余污泥排放,磷从系统中得以去除。
反硝化聚磷菌(DPB) 能在缺氧(无分子氧有硝酸盐) 环境下摄磷,反硝化除磷细菌DPB利用硝酸盐为电子受体,产生生物摄磷作用。在生物摄磷的同时,硝酸盐被还原为氮气,这使得摄磷和反硝化脱氮这两个不同的生物过程能够利用同一类细菌、在同一个环境中完成。
1. 5 人工湿地法
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湿地对磷有很好的去除效果,理论上人工湿地对磷的去除是植物吸收、基质的吸附过滤和微生物转化三者的共同作用,各种附着生长和悬浮在水中的微生物,在生长繁殖过程中可以吸收和利用污水中的无机磷酸盐。部分研究发现:人工湿地植物根区磷酸酶活性与总磷的去除率相关性不是十分显著。也有研究表明,湿地生态系统中的磷主要被截留在土壤中,而在植物体内和落叶中很少,而且仅有少数的水生植物可以吸收磷,大多数种类植物的根部对磷的吸收能力较弱,所以植物和微生物对磷的去除起得作用不大,不是除磷的主要过程。所以最主要的是基质对磷的吸附和沉淀作用。
一般湿地的除磷效率不是很高,在40 %～60 %之间。为了提高除磷效果,基质的选取有着重要的作用。目前常有的基质主要有:浮石、砂、活性多孔介质(L E CA) 、硅灰石和工业废弃物的高炉渣和石灰等。
2 磷回收
从磷的可持续发展、回收磷潜在的市场价值的角度来看,磷的回收势在必行。在目前对污水回收磷的研究与应用中,以鸟粪石形式回收磷的实例居多,其次是磷酸钙和磷酸铝。鸟粪石(磷酸铵镁)
含有氮、磷元素,所以其回收必然会降低剩余污泥中的氮、磷含量,特别是对于磷元素的影响将非常明显。污水中氮磷比通常为8∶1 ,而鸟粪石中二者比例为1∶1,所以理论上回收鸟粪石可以使污水中的氮降低12. 5 % 。
如图1 所示,在稳定区内Mg2 + ,NH4+ 以及PO4 3 - 浓度较低,浓度较高,其离子积大于溶度积,极易生成颗粒微小的晶体(即化学沉淀),沉淀法形成的化学污泥含水率高,磷酸盐也难以达到太高的纯度,回收困难;两曲线之间的这个区称为亚稳区,这时Mg2 + ,NH+4 以及PO4 3 - 离子积小于浓度积,通常不会产生沉淀。若在反应器中投加晶种,则可以加快晶体成核速度,使其结晶于晶体表面,同时有利于晶体与水的分离,减少因晶粒微细所造成的随出水流失,以提高除磷效率与回收率。所要做的就是将反应控制在亚稳定区,这时磷酸铵镁反应处在结晶过程,晶体可以自发的析出到晶种上,以此实现磷的回收。
目前荷兰开发出DHV —结晶法,南非开发了CSIR 流化床,日本有Kurita 固定床—结晶沉淀。
另外,对污泥进行加热是一种实现磷回收的简单有效的方法,在70 ℃对污泥加热 1 h ,能使生物固体中的聚磷酸盐大量分解释放,再加入氯化钙进行沉淀,能获得污泥中总磷的75 %左右;还可以利用具有高吸附能力的物质对磷吸附截留实现磷回收,反应所得混合物可以用来作肥料。
3 结语
随着时代的发展,污水除磷技术也在不断地进步,可以根据不同的条件,合理选择不同的除磷方法,以期达到最好的效果。当前,为了实现磷的可持续发展,有必要从现在起研发从污水或污泥中分离磷的技术,最大限度地实现污水磷回收。无论是应用广泛的化学沉淀法、生物处理法,还是日益受到重视的吸附法和结晶法,都存在各自的弊端,因此,还需进一步加强对除磷技术的基础研究,研制开发适合我国国情的新型除磷工艺
如何提高污泥脱氮除磷效果效率
如何提高污泥脱氮除磷效果效率 氮、磷污染已成为破坏水体环境的主要因素之一(如水体富营养化)，生物脱氮除磷越来越受到人们的重视[1, 2, 3]. 在常规污水生物处理系统中，由于脱氮与除磷之间存在矛盾，常采用化学法辅助除磷(通过投加铁盐和铝盐出水TP含量在0.02 mg ·L-1以下); 而脱氮由于受温度、 DO、 pH值等因素的影响难以达到稳定的脱氮效果[4, 5, 6, 7, 8]. 好氧颗粒污泥具有优异的沉降性能、较高的微生物浓度和良好的抗冲击负荷能力[9, 10, 11]. 有研究发现，颗粒污泥一定的粒径和紧密结构导致DO在污泥内部传质时形成好氧区/缺氧区/厌氧区从而有利于系统同步脱氮除磷[12, 13, 14]. Kerrn-Jespersen等[15]发现PAOs具有反硝化聚磷能力，它以NO-x(NO-2+NO-3)代替氧作为电子受体同步去除N和P，可以有效节约碳源和能源，反应器形成NO-x是反硝化聚磷的重要步骤. 如果系统中存在反硝化聚磷菌，反应器吸磷过程中可以减缓硝酸盐存在对聚磷菌活性的影响; 如果反硝化聚磷菌不存在，在脱氮除磷颗粒污泥中好氧段硝酸盐将对好氧吸磷产生影响[16, 17]. 同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification, SND)作用是使在污泥外部好氧区形成的NO-x，通过内层缺氧区反硝化作用降低从而减少主体溶液中 NO-x(NO-2+NO-3)的积累(NO-x不积累可以降低其对聚磷菌活性的影响)[18]. 因此，污泥内部形成稳定性的好氧区/缺氧区是影响系统脱氮效果的关键. 在较低DO下硝化菌活性受到抑制，在较高DO下反硝化菌受到抑制，因此在好氧池中DO对脱氮影响很大. 文献[21, 20, 21]指出，当DO浓度为0.5 mg ·L-1时，系统可以获得良好的同步硝化反硝化脱氮效果. 利用好氧颗粒污泥进行脱氮除磷研究近年来取得了较大进展[12]，但少有人系统研究脱氮除磷颗粒污泥的硝化反硝化特性. 因此，笔者以好氧/厌氧交替运行的SBR反应器培养的脱氮除磷颗粒污泥为研究对象，采取一定的手段对颗粒污泥反应器的N、 P历时去除效果、硝化及反硝化反应特性等进行研究，并通过N的平衡细致分析脱氮除磷反应过程中N的去除走向，丰富了颗粒污泥进行脱氮除磷研究. 1 材料与方法 1.1 试验装置 试验用SBR反应器，材质为有机玻璃，有效容积4 L，内径16 cm，高径比为1.56(图1). 反应器每周期运行4.8 h，包括进水1 min、厌氧80 min、好氧196 min、沉淀4 min、出水4 min以及闲置4 min共6个阶段. 反应器每周期进水2 L，出水2 L. 反应器搅拌强度在80 r ·min-1左右，曝气强度在12 L ·(L ·h)-1左右，温度在22℃±2℃(由水浴控制)、 pH值在7.5左右. 每天从反应器中排出一定量混合液，维持系统污泥龄在23 d左右.
传统活性污泥脱氮除磷限度
传统活性污泥工艺运行方式的改进 来源：中国论文下载中心更新时间：08-9-1 14:29 作者: 黄甦刘瑾 1 传统工艺低负荷运行除磷脱氮的限度 由于传统工艺运行的污水厂没有深度净化功能，也没有更多资金新建大规模污水处理厂，因此对老厂原工艺进行改进，使其成为AO或连续流间隙曝气工艺是十分必要的。 常规的活性污泥法采用的污泥负荷为0.2～0.3kgBOD5/(kgMLSS·d)，曝气池活性污泥浓度控制在2～3g/L之间，泥龄维持在4～5d以内。由于泥龄短，活性污泥中硝化菌的增殖速率小于其随剩余污泥排出的速率，因而常规活性污泥法在满负荷的条件下，氨氮去除率低，一般仅为20%～30%。 为使按常规法设计的污水厂获得满意的硝化效果，必须减小污泥负荷，提高污泥泥龄。在不增加曝气池容积的前提下，可采用的办法就是提高曝气池污泥浓度。为了达到这一目标，要保证做到以下两点：一是活性污泥具有良好的沉降性能；二是曝气系统具有足够的供氧能力。 为了改善污泥的沉降性能，可采用超越初沉池的办法，这样进水中悬浮颗粒可能成为细菌絮凝的核心。某污水处理厂采用超越初沉池的低负荷活性污泥法，严格控制曝气池溶解氧(前段1.1mg/L，中段1.6mg/L，后段2.8mg/L)，运行结果表明，BOD5的去除很好，出水平均值＜10mg/L，去除率达95.4%；NH3-N硝化相当完全，出水为0.1mg/L，硝化率为99.6%；氮磷的去除情况见表1。 超越初沉池，提高曝气池污泥浓度的运行结果表明，硝化的效果相当好，氨氮去除率达99%，但出水的总氮在20mg/L以上，去除效果还不是很理想。 某污水厂设计处理能力27 000 m3/d，实际水量为15 000m3/d，进水中很大部分为工业废水。超越初沉池低负荷活性污泥法运行数据表明，在平均水温为26.6 ℃，MLSS为4.98 g/L，SVI为50.5 mL/g时，COD、BOD5的去除率达90%以上，出水NH3-N为3.0mg/L，
污水脱氮除磷机理
污水脱氮除磷机理 LG GROUP system office room 【LGA16H-LGYY-LGUA8Q8-LGA162】
浅谈生活污水脱氮除磷研究 摘要：介绍了污水中氮磷的来源和危害，污水脱氮除磷的机理以及几种常用的生活污水脱氮除磷工艺，分析了其优缺点，并介绍了相关污水脱氮除磷的研究。 关键词：生活污水脱氮除磷 1 前言 氮和磷是生物重要营养源。随着人口的持续增长和人们生活水平的不断提高，生活污水人均排放量持续增加，加之洗涤剂的普遍使用，以及二级生化处理城市污水出水中氮磷含量较高，排入水体后使受纳水体中氮、磷含量增加，蓝、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，水质恶化。我国淮河流域、太湖、巢湖、滇池等水体富营养化严重，近海岸每年发生的十多起大面积的赤潮，严重影响水生生物和人体健康。 大量氮、磷化合物进入水体后加速水体的富营养化进程，降低了水体的经济价值和美学价值，破坏水体生态环境，影响供水水质等；消耗水体中的溶解氧，不利于水体质量的改善以及鱼类的生存；降低氯的消毒效率，大大增加氯的消耗量，同时对人类的健康存在着潜在的危害。 因此，解决氮磷污染问题对解决我国水环境污染问题具有重大意义。 2 污水脱氮除磷机理 污水中氮的存在形式主要有氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮，可通过物理法、化学法和生物法去除。常用的物化方法有氨吹脱法、化学沉淀法、折点加氯法、选择性离子交换法和催化氧化法。污水中磷的存在形态主要是磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷，其去除方法主要有混凝沉淀法、结晶法和生物法。由于生物脱氮除磷被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法，且生活污水的可生化性好，因此，目前污水脱氮除磷大多采用生物法。 生物脱氮机理 污水生物处理脱氮过程主要是氮的转化，即同化、氨化、硝化和反硝化。 （1）同化作用在生物处理过程中，污水中的一部分氮（氨氮或有机氮）被同化成微生物细胞的组成成分。同化作用的氨氮去除率一般为8%～20%。
脱氮除磷工艺汇总
脱氮除磷工艺汇总 MBR工艺脱氮除磷 MBR就是一种结合膜分离与微生物降解技术的高效污水处理工艺。在反应器内,一方面,膜组件将泥水高效分离,促使出水水质改善;另一方面,污泥停留时间(SRT)与水力停留时(HRT)在反应器内相互独立,可提高污泥浓度;此外,反应器内较长的SRT可使增殖缓慢的某些特殊菌(如自养硝化菌等)在活性污泥中出现,而膜组件又能将这些菌持留,从而使MBR处理效果得以改善。 MBR工艺具有一定局限性,对于生活污水,其仅依靠MBR本身其脱氮除磷能力只能达到40%至60%左右的去除率;对于工业废水,其对难降解有机物的去除率并没有得到太大改善。所以MBR工艺一般与SBR系列/AAO等工艺组合使用。 五种常见组合工艺: SBR-MBR工艺 A2O-MBR工艺 3A-MBR工艺 A2O/A-MBR工艺 A(2A)O-MBR工艺 SBR-MBR工艺: 将SBR与MBR相结合形成的SBR-MBR工艺,除了具有一般MBR的优点外,对于膜组件本身与SBR工艺两种程序运行都互有帮助。由于膜组件的截留过滤作用,反应中的微生物能最大限度地增长,利于世代时间较长的硝化及亚硝化细菌的生长繁殖,因此,污泥的生物活性高,吸附与降解有机物的能力较强,同时也具有较好的硝化能力。此外,SBR式的工作方式为除磷菌的生长创造了条件,同时也满足了脱氮的需要,使得单一反应器内实现同时高效去除氮磷及有机物成为可能。与传统SBR系统相比,SBR-MBR在反应阶段利用膜分离排水,可以减少传统SBR 的循环时间;同时,序批式的运行方式可以延缓膜污染。 A2O-MBR工艺: 由A2O工艺与MBR膜分离技术结合而成的具有同步脱氮除磷功能的A2O-MBR工艺,可进一步拓展MBR的应用范畴。在该工艺中设置有两段回流,一段就是膜池的混
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
第十一章 废水的脱氮与除磷
第十一章废水的脱氮与除磷 本章重点： 生物脱氮脱磷 目前造成水体的富营养化的主要两种元素——氮和磷。湖泊的富营养化过程也就是老化和消失的过程。由于人为因素，水体出现了明显的富营养化的现象。水体富营养化后将恶化水质、降低水资源的使用价值。 废水脱氮( denitrification)和脱磷（phosphorous removal）的方法很多，包括物理化学法、生物处理法和生物一化学联合处理法。本章主要介绍生物脱氮和生物脱磷方法。 §11.1 生物脱氮和脱磷的基本原理 1.生物脱氮基本原理 从反应类型分可分为氨的硝化作用和硝酸（或亚硝酸）的反硝化作用两种。硝化作用以氨为电子给体，以分于氧为电子受体，使氨从负三价（NH4+）转变为正三价( NO2-)和正五价( N03-)。但这只是改变了氮在水中的化台态，并没有降低水中氮的含量，这对于防止水体富营养化，并没有解决根本问题。反硝化作用则是以硝酸盐为电子受体，以其它有机物（例如甲醇）为电子给体，使硝酸盐中的氮逐渐从正五价降到零价，形成氮气从废水中释放出来。其还原代谢途径如图11-1所示。图11 -1中的N2、N20均可以作为最终气体产物释放，但在废水处理中，N2是主要气体产物。从图11 -1中可以看出，脱氮过程不需要分子氧，但需要供给反应过程所需要的氢。通常的废水处理系统是为了去除电子给体，而反硝化废水处理系统是为了去除电子受体。
2.生物脱氮动力学 目的在于求出硝酸盐氮电子受体和有机物电子给体两者对微生物比增殖率的关系，和需氧系统中氧为受体、有机物为给体的情况类似。不同的是有机物和硝酸盐两种浓度都可能成为微生物增殖率限制因素的情况。 对于受两种底物浓度限制的微生物比增殖率模型基于下述假定：如果有两种低于饱和浓度的底物存在，那么这两种底物必将都影响微生物总的比增殖率。双底物模型有数种形式，常用的是由两个单一底物的Monod 模型的乘积得来的，称为“双Monod 模型”(Double Monod Model)： ()() N N N K K ρρρρμμ++?= max (11-1) 式中，K 和ρ表示有机物的饱和常数和浓度；K N 和N ρ为硝酸盐氮(N03-—N)的饱和常数和浓度。 利用式(1l —1)可以在ρ和N ρ的关系曲线图上确定出比增殖率μ的等值线。因为将式（11-1）经变换后可得ρ和N ρ的关系式为() N N N N K K K -??? ? ? ?-+= 1max μ μρρρ (11-2) 3.生物脱磷基本原理 生物脱磷主要是利用聚磷菌（属于不动杆菌属、气单胞菌属和假单胞菌属等）在厌氧条件下释放磷和在需氧条件下蓄积磷的作用。 在厌氧条件下，聚磷菌在分解体内聚磷酸盐的同时产生三磷酸腺苷(A TP)，聚磷菌利用A TP 以主动运输方式将细胞外的有机物摄人细胞内，以聚β一羟基丁酸( PHB)及糖原等有机颗粒的形式存储在细胞内。聚磷菌在厌氧条件下释放出的磷，是利用A TP 时的水解产物．反应式如下：A TP+H 2O→ADP+H 2PO 4 （11-3） 应当说明，这里所谓的厌氧（anaerobic ）条件是指既无分子氧也无氧化态氮(NOx)，以
常见污水处理脱氮除磷技术介绍
常见污水处理脱氮除磷技术介绍 随着污水排放标准的提高，污水脱氮除磷技术越来越受重视，本文介绍了目前生产生活中常见的污水脱氮除磷技术原理及特点，以供相关城镇污水处理厂在选择污水处理时作为参考。 随着世界经济的发展，以及人们环保意识的增强，世界各国对污水的排放标准均做出了更高的要求，通过常规的污水处理技术不能保证污水中氮磷的去除可以达标，因此污水处理厂对所处理排放污水的脱氮除磷技术越来越重视。众所周知，水体中氮、磷含量超标是导致水体富营养化的罪魁祸首，不光导致大量的经济损失，还带来了难以估量的环境破坏，大量鱼类死亡，水体发臭，需要很长的时间才能恢复甚至不可恢复。随着城市规模的扩大，城市污水的排放量也在逐年增加，必须对现有的生物处理系统进行改造，以满足其对脱氮除磷的要求。目前在我国的污水处理技术中常用的仍为生物技术。 一、生物脱氮原理 氮元素在新鲜污水中的存在形式主要有以下两类，一是有机氮，例如蛋白质、尿素、氨基酸、胺类化合物等;另一类是氨态氮，或，一般以前者为主。含氮化合物在污水中微
生物的作用下会发生三大类反应，一，氨化反应;二，硝化反应;三，反硝化反应。 氨化反应是指有机氮化合物在氨化菌的作用下，被分解成为氨态氮。硝化反应是指氨态氮首先在亚硝化菌的作用下变为亚硝酸盐氮，然后在硝酸菌的作用下转变为硝酸氮。硝化反应的进行对环境变化极为敏感，所以硝化反应的进行必须满足一定的外部条件。1，必须满足一定的溶解氧即DO含量大于2.0mg/L；2，硝化反应中回释放出，导致混合液中pH下降，因此混合液中必须保持足够的碱度起缓冲作用。一般来说，1g氨态氮需要碱度(以碳酸钙计)7.14g；3，BOD值不宜过高，一般控制在15-10mg/L以下。反硝化反应是指硝态氮在反硝化菌的作用下被还原为或NO等的过程。反应进行时的DO应控制在0.5mg/L以下，pH为7.0-7.5。 通过一系列反应最终使污水中的氮元素得以一定程度去除。 二、生物除磷原理 磷元素在污水中主要以有机磷和无机磷两种存在形式。生物除磷是指利用聚磷菌等微生物在好氧条件下对磷元素过量摄取，在厌氧条件下释放出来，使磷元素的含量得以降低。
2019年脱氮除磷工艺发展
2019年脱氮除磷工艺发展 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
脱氮除磷论文
水污染控制工程论文 院系：化工学院盐系 专业：2011环境程
生物脱氮除磷新工艺比较及常规问题 摘要：在除磷与脱氮的联合工艺中，由于两过程所涉及的微生物在性质及最佳代谢条件上有较大差别，在同一处理流程中很难达到协调而稳定地运行问题，在传统生物除磷工艺原理基础上，就新近发现的A2/O 反硝化除磷技术新工艺及其微生物学原理特点，重点介绍A2/O反硝化除磷过程中的缺氧阶段中NO3-作为最终电子受体时，厌氧条件下释磷规律，缺氧条件下磷的去除效果以及缺氧阶段氮的变化情况为了解决传统活性污泥法处理生活污水存在氮，磷去除率低的问题，本文介绍了倒置A2/O脱氮除磷新工艺的原理及其特点。 关键词：脱氮除磷。新型倒置A2/O工艺，硝化，反硝化，聚磷菌 引言：环境污染和水体富营养化问题的尖锐化迫使越来越多的国家和地区制定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。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污水生物脱氮的基本原理是：在好氧条件下通过消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作用将硝酸盐异化还原成气态氮从水中去除污水生物除磷是通过厌氧段和好氧段的交替操作，利用活性污泥。A2/0反硝化除磷工艺要优于传统的A/0法除磷工艺，且在反硝化进行同时，实现了同时脱氮除磷。A2/O法的生物除磷主要是通过聚磷菌在厌氧条件下释放磷之后，在缺氧阶段吸磷，好氧阶段时继续对剩余磷的过量吸收实现的。随着工业的发展,人民生活水平的提高,城市污水产生量逐日增加,由于城市排水系统的不完善,形成了成分较为复杂的城市综合污水,造成环境污染。重庆地处长江三峡库区,氮磷等营养元素大量入库,将对库区的生态环境造成威胁。因此,探讨和研究适合三峡库区的脱氮除磷实用技术,防止水库富营养化,是十分必要的。由于污水排放标准的不断提高，现行被广泛应用的生物脱氮除磷工艺如A2/O、SBR、OD等工艺，越来越不能满足排放水质标准，其原因主要由于常规工艺中存在碳源、泥龄、硝酸盐等问题使得系统对N、P同时去除效果不佳。 1系统对常规脱氮除磷工艺中问题及解决方法 1.1聚磷菌和反硝化菌对碳源的竞争问题 在脱氮除磷系统中，碳源主要消耗于释磷、反硝化和异养菌正常代谢等方面。其中释磷和反硝化的反应速率与进水碳源中的易降解部分，尤其是挥发性有机脂肪酸（VFA）的数量关系很大[2]。我国市政 污水中易降解的有机碳源相对较低，南方城市更为明显，常规的工艺流程一般是厌氧/缺氧/好氧，在 这样的系统中，聚磷菌优先利用进水中的碳源，使得在后续缺氧反硝化过程中碳源不足从而影响脱氮效果；而对于一些改进工艺在优先满足反硝化所需碳源时系统对P的去除效果不佳。因此在常规工艺中存在释磷和反硝化因碳源不足而引发的竞争问题。针对这一问题提出了以下几种途径解决。 （1）分点进水。在厌氧段和缺氧段根据实际情况合理分配分段点流量，以便同时满足聚磷菌和反硝化菌对碳源的需要。如李燕峰[3]等人研究的分点进水厌氧-多级缺氧好氧活性污泥工艺、HYChang[4]等人研究的AOAO工艺以及杨殿海[5]等人开发的改良A2/O工艺（MAAO），将厌氧池部分碳源分流来提供反硝化碳源，
污水厂脱氮除磷三种方法
污水厂脱氮除磷三种方法 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）。
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MSBR污水脱氮除磷处理工艺
MSBR污水脱氮除磷处理工艺连续流序批式活性污泥法新工艺（Modified Sequencing Batch Reactor, 简 称MSBR），是同济大学顾国维教授课题组对传统活性污泥法（SBR）进行了改进，在工艺流程和结构形式上综合了Bardenpho,A2/O，氧化沟，CAST等脱氮除磷工艺的优点，开发成功的最新成果。 MSBR污水处理新工艺能使吨污水处理厂投资减少近三分之一，而处理效果要优于传统的处理工艺。该工艺为各种微生物繁殖创造了最佳的环境条件和水力条件，使有机物的降解、氨氮的硝化、磷的释放和吸收等生化过程一直处于高效反应状态，提高了降解效率，整个系统采用组合式联体结构，不需设备初沉池和二沉池，减少了占地面积，降低了运行费用。 MSBR工艺可根据具体情况进行流程布局： 城市污水强化除磷系统：突出系统的除磷效果，保证最高的除磷效率，而脱氮效率可在一定的变化范围内调整。 城市污水高效除磷脱氮系统：可同时保证最高的脱磷和除氮效果，进一步提高了脱氮效率。 工艺污水处理系统：可根据处理对象和要求去除的污染物的不同进行相应的调整，适用于含高浓度氨氮有机污水处理。 系统自动控制：整个污水处理厂可实现自动控制，根据处理规模的大小和构筑物的设置设定几个PLC控制子站，可用上位机对系统设备的运行情况，、系统的运行参数进行实时监视，对故障情况及时给予声光报警，并可对系统参数进行设定，自动生成并打印有关数据报表，通过使用远程Modem，可对污水处理厂实行异地地监控和操作。 MSBR工艺与一般传统的活性污泥工艺相比还具有如下四个特性： 1、MSBR池集水量及水质调节、生化反应与污泥沉淀功能于一身，无需另建二沉池，采用组合结构形式与其它工艺相比较而言，土建投资较少； 2、MSBR系统的运行经历缺氧、厌氧、缺氧、沉淀等阶段，微生物可通过多种途径进行代谢，利用不同形态的氧源作为电子受体，使有机质的降解更完全且能耗又省，脱氮除磷效果更好； 3、MSBR系统中污泥同样经过厌氧、好氧环境，筛选了优势菌种，抑制了丝状菌的生长，污泥的沉降性能和脱水性能良好，较低的剩余污泥产率和较高剩余污泥浓度使该系统更具有吸引力； 4、污泥浓度高，耐冲击负荷能力强，能适合各种进水水质的有机废水处理； 5、排放剩余污泥浓度高，体积小，剩余污泥处理方便简捷。 一、概述
关于MBR同步脱氮除磷总结
关于MBR同步除磷脱氮技术的总结： MBR 工艺是将现代膜分离技术与生物处理技术有机结合起来的一种新型高效污水处理及回用工艺, 因其特有的高污泥浓度和生物种群多样性的特征, 在提高生物脱氮除磷效率方面具有较大潜力。单一的MBR工艺具有结构简单、占地面积小、活性污泥浓度高的优点，但是对氮磷的去除率并不高，很难达到愈来愈严格的排放要求。为实现MBR同步除磷脱氮的效果，国内常应用MBR的组合工艺达到同步除磷脱氮的目的。近几年根据国内外对MBR组合工艺的研究，组合形式的MBR 工艺将使具有很好发展前景及拓展空间的。 1.MBR组合工艺的形式： （1）序批式膜生物反应器SMBR：将SBR与MBR相结合形成的SMBR,除了具有一般MBR 的优点外, 对于膜组件本身和SBR工艺两种程序运行都互有帮助。吸附和降解有机物的能力较强, 同时也具有较好的硝化能力。此外, SBR式的工作方式为除磷菌的生长创造了条件, 同时也满足了脱氮的需要, 使得单一反应器内实现同时高效去除氮、磷及有机物成为可能。肖景霓在A /O模式下进行了SMBR 与传统MBR(CMBR)的对比试验, 检测出水水质发现: 1）当进水COD /TN 降至3.8 ~ 8.3时,CMBR 出水TN 浓度与进水相差无几;而SMBR 通过改变运行周期、提高交换比等方式, 对TN和氨氮的去除率分别保持在67.6%和93.12% 。2）在有机碳源不足的情况 下, SMBR 对TP的平均去除率降至49.9%,其余时间内对TP的去除率均保持在90% 左右, 平均去除率为91.4%,不受进水COD/TN值的变化影响;而CMBR对TP的去除率为14%~ 95.87%, 波动较大, 平均去除率仅为60.06%。3）序批式的运行方式可以延缓膜污染, SBMBR 的膜通量是CMBR 的1.33倍,但膜污染速率仍明显低于CMBR。（2）生物膜-膜生物反应器：生物膜-膜生物反应器,即在膜生物反应器中加装填料, 利用填料比表面积大的特点,在填料表面形成生物膜来固定生物量。将组合填料生物膜和膜生物反应器这两种工艺相结合, 旨在强化膜生物反应器的脱氮除磷及抗污染负荷的冲击能力。成英俊等在膜生物反应器中投加聚乙烯悬浮填料, 考察了生物膜-膜生物反应器对生活污水的除污效果。结果表明, 投加悬浮填料强化了膜生物反应器对有机污染物的去除能力, 对氨氮的平均去除率由75.85% 提高到97.45% ,对TN、TP的平均去除率分别由45.5% 和47.2% 增至57. 4% 和71. 8%。 （3）复合式膜生物反应器：即在MBR之前填设厌氧反应器( A段),以增强其反硝化脱氮除磷性能。许多试验研究结果表明，其对SS的去除率接近100% , 对COD 的去除率为90% , 对氨氮的去除率为88%, 对TP的去除率为30% 。分析认为, 膜组件对氨氮的去除起到了稳定和强化作用, 混合液的回流使出水中的亚硝酸盐、硝酸盐浓度明显降低,提高了系统的脱氮效率。虽然试验期间未进行排泥, 但以厌氧-好氧方式运行的HMBR对TP也具有一定的去除效果, 且聚磷菌具有较强的摄磷能力。 （4）A/0-MBR：将A/O法同MBR结合的一种工艺，在许多研究成果中表明，A/O法可良好的实现同步除磷脱氮，并达到较高的处理效果，在今后也将有很大的研究前景。 （5）A2/O-MBR：A2 /O-MBR 工艺是将传统的A2 /O工艺与现行的MBR工艺结合,使两者的优势得到了互补组合。研究结果表明:A2/O-MBR 系统中产生的高污泥浓度不仅降低了水力停留时间且存在着同步硝化反硝化、反硝化除磷等过程,。同时,A2 /O-MBR工艺中高浓度的MLSS、独立控制的水力停留时间( HRT )和污泥停留时间
生活污水脱氮除磷机理
浅谈生活污水脱氮除磷研究 摘要：介绍了污水中氮磷的来源和危害，污水脱氮除磷的机理以及几种常用的生活污水脱氮除磷工艺，分析了其优缺点，并介绍了相关污水脱氮除磷的研究。 关键词：生活污水脱氮除磷 1 前言 氮和磷是生物重要营养源。随着人口的持续增长和人们生活水平的不断提高，生活污水人均排放量持续增加，加之洗涤剂的普遍使用，以及二级生化处理城市污水出水中氮磷含量较高，排入水体后使受纳水体中氮、磷含量增加，蓝、绿藻大量繁殖，水体缺氧并产生毒素，水质恶化。我国淮河流域、太湖、巢湖、滇池等水体富营养化严重，近海岸每年发生的十多起大面积的赤潮，严重影响水生生物和人体健康。 大量氮、磷化合物进入水体后加速水体的富营养化进程，降低了水体的经济价值和美学价值，破坏水体生态环境，影响供水水质等；消耗水体中的溶解氧，不利于水体质量的改善以及鱼类的生存；降低氯的消毒效率，大大增加氯的消耗量，同时对人类的健康存在着潜在的危害。 因此，解决氮磷污染问题对解决我国水环境污染问题具有重大意义。 2 污水脱氮除磷机理 污水中氮的存在形式主要有氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮，可通过物理法、化学法和生物法去除。常用的物化方法有氨吹脱法、化学沉淀法、折点加氯法、选择性离子交换法和催化氧化法。污水中磷的存在形态主要是磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷，其去除方法主要有混凝沉淀法、结晶法和生物法。由于生物脱氮除磷被公认为是一种经济、有效和最有发展前途的方法，且生活污水的可生化性好，因此，目前污水脱氮除磷大多采用生物法。 2.1生物脱氮机理 污水生物处理脱氮过程主要是氮的转化，即同化、氨化、硝化和反硝化。 （1）同化作用在生物处理过程中，污水中的一部分氮（氨氮或有机氮）被同化成微生物细胞的组成成分。同化作用的氨氮去除率一般为8%～20%。 （2）氨化作用污水中的含氮有机物（一般动物、植物和微生物残体以及