常规生物脱氮除磷工艺呈厌氧
生物除磷工艺
生物除磷工艺磷是生物圈中的重要元素之一，是生命活动的一种必需元素，也是一切生物重要的营养元素。
它不仅是生物细胞中的重要组成成分，而且在遗传物质的组成和能量贮存中都是必需的。
在大多数情况下，磷循环是一个单向流动过程，磷被利用后，以污水的形式排入水体，是一种不可再生且面临枯竭的重要自然资源。
城市污水中的磷主要来源于人类排泄物、食物残渣、工商企业、合成洗涤剂和家用清洗剂、农药和化肥。
对其中的磷若不进行处理，则容易引起受纳水体的富营养化。
水体富营养化就意味着藻类(主要是蓝藻中的微囊藻属Microcystis、腔球藻属Coelosphaerium和鱼腥藻属Anabaena)的过量增长，其直接后果就是淡水水体发生“水华”，海洋发生“赤潮”，随后藻类死亡，最后造成水体质量恶化和水生态环境的破坏，严重的则将进一步影响人类健康。
目前，生物除磷技术有两种作用机理：一类是聚磷菌（Polyphosphate accumulating organisms，PAOs）以O2作为电子受体，在好氧条件下完成吸磷；另一类是反硝化聚磷菌（Denitrifying Phosphate Removal Bacteria，DPB）以NO3-作为电子受体，在缺氧条件下完成吸磷。
两者都在厌氧条件下释磷，并吸收水中挥发性脂肪酸（Volatile fatty acids，VFA），完成磷的代谢循环。
1 生物除磷原理1.1 传统的厌氧-好氧除磷原理在厌氧段，兼性细菌通过发酵作用，将污水中溶解性BOD转化为低分子发酵产物挥发脂肪酸(VFA) 。
聚磷菌此阶段分解体内的聚磷酸盐产生ATP，并利用ATP将水中的低分子发酵产物等有机物摄入细胞内，以聚-β-羟基丁酸(PHB) 、聚-β-羟基链烷酸( PHA)及糖原等有机颗粒的形式贮存于体内，所需的能量来自聚磷酸盐的水解及细胞内糖的酵解，同时还将分解聚磷酸盐所产生的磷酸释放到胞外，即厌氧放磷。
在好氧段，聚磷菌又可以利用聚-β-羟基丁酸盐氧化分解所释放的能量来摄取污水中的磷，并把所摄取的磷合成聚磷酸盐贮存于细胞内。
厌氧—缺氧—好氧生物脱氮除磷工艺设计计算
R内 =
R内 ——内回流倍数。
e 1-e
R内 =
0.579 =1.4 1-0.579
设计中取 R内 为 140%。 1.6 平面尺寸计算 1.6.1 总有效容积
V =Qp t
V —总有效容积( m3 )； Q p —进水流量( m 3 / d )，按平均流量计，由 1.4 得 Qp 15265m3 / d ；
1.2.2 设计秒流量
Q K Z Q1 Q工
Q —设计秒流量（L/s） ；
K Z —总变化系数，设计为 1.4；
Q1 —平均生活污水量。 1.4 4425 1000 (290 150 75 120) 1000 Q 248 L / s 86400 3600
Lr =255.25－20=235.25mg / L=0.23525kg/m3 ； Lr —反应池去除的 SS 浓度(kg/m3)， S r —反应池去除 BOD5 浓度(kg/m3)， Sr =206.295 20=186.295 mg / L
=0.186295kg /m3 。
设计中取 a=0.6，b=0.05
1.4 污水生物处理的设计条件
由上可得进入曝气池的平均流量 Qp 15265m3 / d ， 最大设计流量 Qs 248L / s ， 污水中 BOD 5 浓度为 275.06 mg / L ， 假定一级处理对 BOD 5 去除率为 25%， 则进 入曝气池中的污水 BOD 5 浓度为 Sa SY （1-0.25） =275.06 0.75=206.295 mg/L 污水中 SS 浓度为 510.50 mg / L ，假定一级处理对 SS 的去除率为 50%，则 进入曝气池中的污水 SS 浓度为 La LY （ 1-0.5） =510.50 0.5=255.25 mg/L 污水中的 TN 浓度为 38.01mg/L， TP 浓度为 7.4 mg/L，水温 T=20℃。 1.5 设计参数 1.5.1 水力停留时间 A—A—O 工艺的水力停留时间 t 一般采用 6～8h，设计中取 t=8h。 1.5.2 活性污泥浓度 曝 气 池 内 活性 污 泥浓 度 X v 一 般 采 用 2000 ～ 4000mg/L ， 设 计 中取 X v =3500mg/L。 1.5.3 回流污泥浓度
倒置A2O工艺原理与特点总结
倒置A2/O工艺原理与特点研究常规生物脱氮除磷工艺呈厌氧(A1)/缺氧(A2)/好氧(O)的布置形式。
该布置在理论上基于这样一种认识，即：聚磷微生物有效释磷水平的充分与否，对于提高系统的除磷能力具有极端重要的意义，厌氧区在前可以使聚磷微生物优先获得碳源并得以充分释磷［1］。
但是，①由于存在内循环，常规工艺系统所排放的剩余污泥中实际上只有一少部分经历了完整的释磷、吸磷过程，其余则基本上未经厌氧状态而直接由缺氧区进入好氧区，这对于除磷是不利的；②由于缺氧区位于系统中部，反硝化在碳源分配上居于不利地位，因而影响了系统的脱氮效果；③由于厌氧区居前，回流污泥中的硝酸盐对厌氧区产生不利影响，为了避免该影响而开发的一些新工艺(如UCT等)趋于复杂化；④实际运转经验表明，按照缺氧—好氧两段设计的脱氮工艺系统也常常表现出良好的除磷能力［2、3］。
因此，常规生物脱氮除磷工艺(A1/A2/O)布置的合理性值得进一步探讨。
1 材料与方法活性污泥取自污水生物脱氮除磷小型试验系统，污水取自实际城市污水。
污水和污泥的性质见表1。
表1 污水和污泥的性质污水污泥COD（mg/L) 400-800 MLSS(g/L) 3.0-4.0BOD5(mg/L) 150-450 VSS/SS 0.60-0.64TN(mg/L) 45-65 N含量（mgN/gVSS) 110-130TP(mg/L) 2.5-10.0 P含量（mgN/gVSS) 48-60VFA(mg/L) 25-173 SVI 180-2302 试验结果与讨论2 1短时厌氧环境及其对聚磷菌的影响短时厌氧环境在生物脱氮除磷系统中具有关键性作用，本试验目的是考察短时厌氧环境的生化特性及其对聚磷菌释、吸磷行为的影响。
①试验采用2只完全相同的有机玻璃柱，有效体积均为30 L(见图1)。
柱1装有随中心轴一起转动的弹性立体填料，柱2不装填料，由搅拌桨搅拌。
电机转速为15～20 r/min，柱上方均设有盖板。
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-24SO ,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;错误!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+−−−→−+亚硝酸菌错误!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+→+反硝化——厌氧氨反硫化脱氮：O H S N SO H NH 2242342++→+废水中氮的去除还包括靠微生物的同化作用将氮转化为细胞原生质成分;主要过程如下：氨化作用是有机氮在氨化菌的作用下转化为氨氮;硝化作用是在硝化菌的作用下进一步转化为硝酸盐氮;其中亚硝酸菌和硝酸菌为好氧自养菌,以无机碳化合物为碳源,从+4NH 或-2NO 的氧化反应中获取能量;其中硝化的最佳温度在纯培养中为25-35 ℃,在土壤中为30-40 ℃,最佳pH 值偏碱性;反硝化作用是反硝化菌大多数是异养型兼性厌氧菌,DO< mg/L 在缺氧的条件下,以硝酸盐氮为电子受体,以有机物为电子供体进行厌氧呼吸,将硝酸盐氮还原为2N 或-2NO ,同时降解有机物2;生物除磷原理磷在自然界以2 种状态存在：可溶态或颗粒态;所谓的除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷,达到磷水分离;废水在生物处理中,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,同时产生利用废水中简单的溶解性有机基质所需的能量,称该过程为磷的释放;进入好氧环境后,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;将这些摄取大量磷的微生物从废水中去除,即可达到除磷的目的3;聚磷菌在厌氧条件下,分解体内的多聚磷酸盐产生ATP,利用ATP 以主动运输方式吸收产酸菌提供的三类基质进入细胞内合成PHB;与此同时释放出-34PO 于环境中1; 好氧吸磷过程聚磷菌在好氧条件下,分解机体内的PHB 和外源基质,产生质子驱动力将体外的-34PO 输送到体内合成ATP 和核酸,将过剩的 -34PO 聚合成细胞贮存物：多聚磷酸盐异染颗粒; 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;近年来,随着对生物脱氮除磷的机理研究不断深入,以及各种新材料、新技术、新设备的不断运用,衍生出了许多新的生物脱氮除磷工艺,其中典型的几种处理工艺如下;SBR 工艺SBR 工艺是一种新近发展起来的新型处理废水的工艺,即为序批式好氧生物处理工艺,其去除有机物的机理在于充氧时与普通活性污泥法相同,不同点是其在运行时,进水、反应、沉淀、排水及空载5个工序,依次在一个反应池中周期性运行,所以该法不需要专门设置二沉池和污泥回流系统,系统自动运行及污泥培养、驯化均比较容易;该法处理焦化废水有着独有的优势：一是不要空间分割,时序上就能创造出缺氧和好氧的环境,即具有A ／O 的功能,十分有利于氨氮和COD 的去除;二是该法的沉淀是一种静止的沉淀,对污泥沉淀性能不好的废水,固液分离效果非常明显;三是该法可以省去二沉池,其占地面积相对要小一些;自动控制系统的发展和完善,为SBR 工艺的应用提供的物质基础;但因为SBR 是间歇运行的,为了解决连续进水问题,至少需要设置两套SBR 设施,进行切换运行;SBR 工艺流程图见图14;CAST 工艺CAST 实际上是一种循环SBR 活性污泥法,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;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,同时硝化反硝化;CAST 选择器设置在池首,防止了污泥膨胀; 3．3 MSBR 工艺连续流序批式活性污泥法工艺ModifiedSequencing Batch Reactor,简称MSBR;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A/2工艺OA/2工艺传统OA/2工艺或称AAO工艺,在一个处理系统中同时具有厌氧区、缺氧区、好氧区,能够同时作到脱氮、O除磷和有机物的降解,其工艺流程见图2;污水进入厌氧反应区,同时进入的还有从二沉池回流的活性污泥,聚磷菌在厌氧条件下释磷,同时转化易降解COD、VFA为PHB,部分含氮有机物进行氨化;污水经过第一个厌氧反应器以后进入缺氧反应器,本反应器的首要功能是进行脱氮;硝态氮通过混合液内循环由好氧反应器传输过来,通常内回流量为2~4倍原污水流量,部分有机物在反硝化菌的作用下利用硝酸盐作为电子受体而得到降解去除;混合液从缺氧反应区进入好氧反应区,混合液中的COD浓度已基本接近排放标准,在好氧反应区除进一不降解有机物外,主要进行氨氮的硝化和磷的吸收,混合液中硝态氮回流至缺氧反应区,污泥中过量吸收的磷通过剩余污泥排除;该工艺流程简洁,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5;它将厌氧段、缺氧段放在工艺的第一级, 充分发挥了厌氧菌群承受高浓度、高有机负荷能力的优势, 处理效果较好, 产生的污泥较一般的生物法少;可用于处理工业废水比重较大城市污水, 另外, 由于它是在普通活性污泥法的基础上发展起来的, 因而也较容易用于生物法处理的老污水厂的改造;A/2工艺改良O改良O A /2工艺是中国市政工程华北设计研究院提出的,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;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6;3．5 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N NO --3 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7;立体循环一体化氧化沟氧化沟是一种而有效的污水处理技术,具有稳定的处理效果,是污水生物处理技术之一;特别是用于污水脱氮,氧化沟比其它生物脱氮工艺费用低、TN 去除效率高;然而,与活性污泥法相比,氧化沟占地面积较大,在土地紧张的城市或地区,氧化沟的应用受到限制8;针对常规氧化沟存在的问题,成功地研究出立体循环一体化氧化沟;其特点是：① 氧化沟采用立体循环,在循环过程中完成降解有机物和脱氮过程;与现有氧化沟相比,占地面积可减少约50%;② 沉淀区与氧化沟合建,沉淀的污泥可自动回流到氧化沟内,可节省投资和能耗;③ 结构紧凑,运行操作简便;新型立体循环一体化氧化沟既保留氧化沟设备和运行操作简单等优点,又可减少占地面积; 4 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 工艺、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,生物脱氮除磷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：第一、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;第二、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;。
生物除磷的过程及影响因素增强性生物除磷
生物除磷的过程及影响因素增强性生物除磷（Enhanced Biological Phosphorus Removal，简称EBPR）也是得到广泛注意的技术，其表现为厌氧状态释放磷的活性污泥在好氧状态下有很强的磷吸收能力，吸收的磷量超过了微生物正常生长所需要的磷量。
一般认为其过程为：①厌氧段：聚磷菌（PAO S）吸收废水中的有机物，将其同化成聚羟基烷酸（PHA），其所需要的三磷酸腺苷（ATP）及还原能是通过聚磷菌细胞内贮存的聚磷和糖原的降解来提供的，这个过程会导致反应器中磷酸盐的增加；②好氧段：聚磷菌利用PHA氧化代谢产生的能量来合成细胞、吸收反应器中的磷来合成聚磷，同时，利用PHA合成糖原。
EBPR技术的关键在于厌氧区的选择，在厌氧段合成的PHA量对于好氧段磷的去除具有决定性意义。
一般而言，合成的PHA越多，则释放的磷越多，好氧段就能吸收更多的磷。
但是，控制良好的SBR反应器，也会发生EBPR失效的现象，研究表明主要存在以下影响：2.1 碳源的影响研究表明，要实现EBPR的效果，系统中COD与P的质量比的值应大于35，BOD5与P的质量比的值应大于20。
如果原水中短链脂肪酸（VFA S）的含量较高，则有利于EBPR的发生并提高EBPR的效果；厌氧段废水中VFA S的含量应大于25mg[COD]/L，但是当VFA S的含量过大（＞400mg[COD]/L）时，也会导致EBPR的失效洞时，碳源的不同可以导致释磷速率及PHA合成种类的不同。
2.2 聚磷菌与非聚磷菌竞争的影响一般认为，由于一些非聚磷菌也能够在厌氧段吸收有机物而不用同时水解聚磷，从而形成了对聚磷菌的竞争反应，但是竞争的引发原因，却没有共同的解释。
Liu[8]等人认为，如果用葡萄糖为外碳源，容易发生聚糖菌（GAO S）与聚磷菌的竞争，但是Che Ok Jeon[9]等人的研究表明，SBR系统中，用葡萄糖作为碳源，也能够达到EBPR的效果，而没有产生聚糖菌的增殖。
A2O工艺的ORP控制
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精选范本A2O工艺的ORP控制
ORP值（氧化还原电位）是水质中一个重要指标，它虽然不能独立反应水质的好坏，但是能够综合其他水质指标来反映水族系统中的生态环境。
氧化还原电位越高，氧化性越强；电位越低，氧化性越弱。
电位为正表示溶液显示出一定的氧化性，为负则说明溶液显示出还原性。
然而A2O生物除磷脱氮过程中，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）能够综合的反应生物池中各参数的变化。
混合液中的DO越高ORP越高，而当存在磷酸根离子和游离的磷时，ORP值随磷酸根离子和游离的磷浓度升高而降低。
一般A2O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更多的氮有关，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。
厌氧—缺氧—好氧生物脱氮除磷工艺设计计算
厌氧—缺氧—好氧生物脱氮除磷工艺设计计算生物脱氮除磷是一种通过厌氧菌和好氧菌共同作用来去除废水中的氮和磷的处理工艺。
该工艺主要包括厌氧反硝化除磷和好氧硝化除磷两个步骤，可以有效地减少废水中的氮和磷含量，达到环境排放标准。
下面将介绍该工艺的设计计算流程。
1.厌氧反硝化除磷设计计算1.1确定厌氧区域反硝化除磷装置的容积根据出水目标和进水水质参数，确定硝化除磷装置的容积。
厌氧区域反硝化除磷装置通常采用厌氧池或厌氧反应器，其容积可以根据以下公式计算：V_an = Q × HRT_an其中，V_an为厌氧区域反硝化除磷装置的容积（m3），Q为进水流量（m3/d），HRT_an为厌氧区域的停留时间（d）。
1.2确定厌氧菌的氮和磷去除效率根据厌氧反硝化除磷装置的设计目标和进水水质参数，确定厌氧区域的氮和磷去除效率。
根据实际情况，可以选择合适的厌氧菌类型和操作条件来实现预期的去除效果。
2.好氧硝化除磷设计计算2.1确定好氧区域硝化除磷装置的容积根据出水目标和进水水质参数，确定硝化除磷装置的容积。
好氧区域硝化除磷装置通常采用好氧池或好氧反应器，其容积可以根据以下公式计算：V_ao = Q × HRT_ao其中，V_ao为好氧区域硝化除磷装置的容积（m3），HRT_ao为好氧区域的停留时间（d）。
2.2确定好氧菌的氮和磷去除效率根据好氧硝化除磷装置的设计目标和进水水质参数，确定好氧区域的氮和磷去除效率。
根据实际情况，可以选择合适的好氧菌类型和操作条件来实现预期的去除效果。
3.总体设计计算根据上述步骤确定的厌氧区域和好氧区域的容积和停留时间，可以进行总体设计计算。
3.1确定总体反硝化除磷装置的容积厌氧区域和好氧区域的容积和停留时间可以按照一定比例确定，通常根据实践经验选择合适的比例。
总体反硝化除磷装置的容积可以根据以下公式计算：V_total = V_an + V_ao其中，V_total为总体反硝化除磷装置的容积（m3）。
aao工艺原理简述
AAO工艺是厌氧-缺氧-好氧生物脱氮除磷工艺，是传统活性污泥工艺、生物硝化及反硝化工艺和生物除磷工艺的综合。
AAO工艺原理：在好氧段，硝化细菌将入流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。
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常规生物脱氮除磷工艺呈厌氧(a1)/缺氧(a2)/好氧(o)的布置形式。
该布置在理论上基于这样一种认识，即：聚磷微生物有效释磷水平的充分与否，对于提高系统的除磷能力具有极端重要的意义，厌氧区在前可以使聚磷微生物优先获得碳源并得以充分释磷〔1〕。
但是，①由于存在内循环，常规工艺系统所排放的剩余污泥中实际上只有一少部分经历了完整的释磷、吸磷过程，其余则基本上未经厌氧状态而直接由缺氧区进入好氧区，这对于除磷是不利的；②由于缺氧区位于系统中部，反硝化在碳源分配上居于不利地位，因而影响了系统的脱氮效果；③由于厌氧区居前，回流污泥中的硝酸盐对厌氧区产生不利影响，为了避免该影响而开发的一些新工艺(如uct等)趋于复杂化；④实际运转经验表明，按照缺氧—好氧两段设计的脱氮工艺系统也常常表现出良好的除磷能力〔2、3〕。
因此，常规生物脱氮除磷工艺(a1/a2/o)布置的合理性值得进一步探讨。
1 材料与方法活性污泥取自污水生物脱氮除磷小型试验系统，污水取自实际城市污水。
污水和污泥的性质见表1。
表1 污水和污泥的性质污水污泥cod（mg/l) 400-800 mlss(g/l) 3.0-4.0bod5(mg/l) 150-450 vss/ss 0.60-0.64tn(mg/l) 45-65 n含量（mgn/gvss) 110-130tp(mg/l) 2.5-10.0 p含量（mgn/gvss) 48-60vfa(mg/l) 25-173 svi 180-2302 试验结果与讨论2 1短时厌氧环境及其对聚磷菌的影响短时厌氧环境在生物脱氮除磷系统中具有关键性作用，本试验目的是考察短时厌氧环境的生化特性及其对聚磷菌释、吸磷行为的影响。
①试验采用2只完全相同的有机玻璃柱，有效体积均为30 l(见图1)。
柱1装有随中心轴一起转动的弹性立体填料，柱2不装填料，由搅拌桨搅拌。
电机转速为15～20 r/min，柱上方均设有盖板。
柱1作挂膜运行，hrt＝20～30 h，温度为24～29℃。
为了单独考察城市污水在短时厌氧环境污水中vfa 的变化，试验未引入小试系统活性污泥。
柱内微生物完全为厌氧环境下由污水自然接种生长起来的厌氧或兼性细菌，显然其厌氧程度较一般脱氮除磷系统的厌氧区更为充分。
柱2作为对比，未作任何处理。
正式试验时，将两柱瞬时放空，注入新鲜污水，然后启动电机，每隔2h取样，分析污水中vfa随时间的变化规律，结果见图2。
图2表明，在本试验条件下，短时厌氧环境并不能增加污水中vfa的量，在厌氧区放置填料则会加剧该区vfa的消耗。
根据厌氧消化理论，污水中的大分子有机物转化为vfa需要经历水解和产酸(产氢)两个过程。
尽管早期的研究曾认为在此过程中兼性细菌属于优势种群，但关于生活污水污泥消化的研究指出，事实正好相反，专性厌氧细菌较兼性细菌多100倍以上。
从总体上说，最重要的水解反应和发酵反应都是通过专性厌氧细菌进行的，同时由于专性厌氧细菌的生化效率很低，上述过程需要较长的水力停留时间。
andrews和pearson(1965)曾利用溶解性有机和无机合成污水对厌氧发酵过程的vfa产生动力学规律进行了研究，结果表明，当hrt ＝2.5 d时反应器的vfa浓度最高。
本试验所采用的hrt =2～3 h(这与生物除磷工艺厌氧区的hrt相近)，污水cod 仅500mg/l左右。
在这样的条件下，柱内实际上很难造就类似污泥消化那样的厌氧环境并培养出大量的专性厌氧菌，生物膜上的微生物主体仍为消耗vfa的兼性细菌，故而柱1的vfa数量不仅没有增加，反而消耗很快。
柱2完全为污水，其微生物数量较少，所以其vfa在很长一段时间内基本上保持恒定。
只是在一定时间以后，随着微生物的增殖，vfa才出现明显下降。
本试验说明，就一般城市污水而言，短时厌氧区不会增加污水中vfa的量。
②将柱1、柱2放空，从小试系统好氧区末端取3 l混合液，与3 l污水混合后一分为二地分别装入柱1、柱2，然后启动电机；两柱厌氧运行2～3 h后取出填料和搅拌桨，并同时转入曝气状态每隔30 h取样分析比较两柱释磷、吸磷特点，结果见图3。
图3(a～d)是在不同时间利用实际污水进行的四组重复性试验。
由于实际污水水质的变化，图3污水中的vfa浓度是依次下降的。
图3(a、c)的厌氧历时为3 h，图3(b、d)的厌氧历时为2 h。
该四组图表明：①在厌氧条件下进水vfa越高，柱1、柱2的释磷量越大，这与以往的认识是一致的。
②柱1存在兼性生物膜，致使其厌氧环境较柱2更为充分。
当vfa较多时，低orp水平促使柱1聚磷菌以更快的速率吸收vfa合成phb，同时释放出磷酸盐。
由图可见，柱1初期释磷速率均明显大于柱2。
图3(d)进水vfa最低，柱1释磷曲线一直在柱2的上方，直至厌氧段结束，柱2释磷曲线才与柱1交合。
但是柱1兼性生物膜同时消耗vfa，当反应器中vfa不足时，兼性生物膜与聚磷菌对vfa的竞争就表面化了，并使柱1释磷速率迅速衰减。
柱2基本上不存在这种竞争关系，故聚磷菌能长时间保持较高的释磷速率并最终在释磷总量上超过柱1。
除图3(d)外，投加填料的柱1释磷总量均比柱2小，而且进水vfa越高其差别越明显，见图3(a、b)。
③在后续好氧条件下，柱1聚磷菌过度吸磷能力明显高于柱2，当厌氧历时由3 h 降为2 h时上述差别明显增大，见图3(b、d)。
该现象是值得特别关注的，它表明聚磷菌厌氧有效释磷水平的充分与否，并不是决定其好氧过度吸磷能力的充分必要条件。
这与目前流行的关于聚磷菌厌氧有效释磷越高，其过度吸磷能力越强的认识基本上是矛盾的。
从上述现象分析推动聚磷菌好氧过度吸磷的更本质动力，可以得出的判断是，在一定范围内，聚磷菌在厌氧环境中的历时越长，环境的orp越低，促进好氧吸磷的动力越大。
而就系统的除磷效果而言，释磷可能属于一种不具备充分必要性的表面现象。
好氧吸磷的能量既可以来自胞内贮存的碳源(如phb)，也可以从其他方面获得。
这种差别当厌氧历时由3 h减为2h时变得尤其明显，表明厌氧环境对于微生物过度吸磷的极端重要性。
2.2厌氧、缺氧环境倒置对聚磷菌的影响采用2只几何尺寸完全相同的有机玻璃柱进行对比试验，柱的有效体积均为30 l，底部设有取样口。
其厌氧、缺氧状态采用如图1(柱2)所示的可拆卸搅拌桨搅拌，电机转速为15～20 r/min。
好氧状态由微孔曝气头曝气，开始试验时，从小试系统好氧区末端取3 l混合液，与3 l污水混合后，一分为二地分别装入两柱。
柱1初始时刻另加入适量kno3溶液，然后启动电机分别进入缺氧、厌氧搅拌状态。
搅拌2 h后，再向柱2加入kno3溶液。
4 h后两柱同时结束搅拌，取出搅拌桨，并转入曝气状态。
因此，柱1实际是按照a2/a1/o方式运行，柱2按照常规的a1/a2/o方式运行。
每隔30 min取样，分析比较两柱的po43--p和no3--n变化规律，结果见图4。
由图4可以看到，柱1从零时刻加入硝酸盐起，在前2 h内实际上处于缺氧状态，反硝化、释磷同时进行。
但和柱2相比，柱1前的释磷速率很低；至30 min 时，释磷几乎完全停止；60 min后，随着硝酸盐基本耗尽，释磷速率迅速增大；至240 min，柱内浓度达到65 mg/l。
图中a点硝酸盐上升是由于误操作引起的，有趣的是，柱1的释磷曲线也出现了点a′相应的变化。
柱2在120min时加入硝酸盐，因此其前2 h内为厌氧，后2 h基本为缺氧。
柱2前2 h的释磷速率很快，至120 min时po43--p高达7.3 mg/l。
120 min后由于硝酸盐的加入，聚磷菌开始吸磷，但由于缺氧状态下微生物atp产率较低，故该阶段的吸磷速率并不高。
至180 min硝酸盐消耗殆尽，吸磷也基本上停止。
进入曝气状态后，柱2虽重新开始吸磷，但因前面缺氧段的存在，致使其吸磷速率大大低于柱1。
曝气开始时，柱1的po43--p浓度高达6.5 mg/l，柱2仅为5.3 mg/l。
但至480 min，柱1的po43--p浓度为0.1 mg/l，而柱2的po43--p却为1.05 mg/l，两者相差10倍。
从脱氮角度看，两者均把柱内硝酸盐全部反硝化，但柱1的比反硝化速率为4.12 mgn/(h·gvss)，柱2为280 mgn/(h·gvss)，柱1明显快于柱2。
从上面的讨论可以看出，将常规生物脱氮除磷工艺系统的厌氧、缺氧环境倒置，可明显改善系统的氮磷脱除效果。
在倒置的a2/a1/o方式下，碳源问题仍然存在，并造成聚磷菌的释磷水平明显低于常规的a1/a2/o 方式。
但在该方式中，由于硝酸盐在前面的缺氧区已经消耗殆尽，因此其厌氧环境更加充分，微生物厌氧释磷后直接进入生化效率较高的好氧环境，其在厌氧条件下形成的吸磷动力得到了更有效的利用。
对常规脱氮除磷工艺来说，污泥回流比常在0.5～1.0左右，内循环比则在2.0～3.0之间。
在所有参与内外循环的污泥中，通常只有占总数不到一半的回流污泥经历了完整的释磷、吸磷过程，而大部分污泥实际上没有经过厌氧阶段而直接进入缺氧和好氧环境。
相应地，其所排放的剩余污泥中富磷污泥的含量实际上也只占一少部分，因而影响了系统的除磷效果。
与此不同，a2/a1/o方式允许参与回流的所有污泥全部经历完整的释磷、吸磷过程，故其排放的剩余污泥含磷更高，系统的除磷效果也更好，具有一种“群体效应”优势。
在a2/a1/o方式中，缺氧段优先得到碳源，故其脱氮能力明显增强。
在本试验条件下，其比反硝化速率和a1/a2/o方式相比提高50%。
从工程角度讲，a2/a1/o方式不仅具有较好的氮磷脱除能力，而且可能较传统脱氮除磷工艺更加简捷。
工程上采取一定措施，使其污泥回流和内循环合并为一个回流系统是完全可能的，这对于开发简捷、高效的生物脱氮除磷工艺来说是十分有利的。
2 3 倒置a2/o工艺的特点采用两个平行系统进行对比试验，系统1以倒置a2/o方式运行，系统2以常规a2/o方式运行。
两系统的有效容积均为77.2 l，各区比例为a2(a1):a1(a2):o＝1:1:2，二沉池水力停留时间为21h，非曝气区采用搅拌桨搅拌。
试验初期，从污水厂生产性曝气池取活性污泥引入小试系统，经过一个月的试运行，mlvss达2～3 g/l，出水cod降至50 mg/l以下，遂开始正式试验。
试验采用的工艺参数和运行结果见表2。
由于倒置a2/o工艺取消了内循环，因此其回流系统只有一个，总回流比也比常规a2/o工艺减少了20%。
试验中的小流量控制比较困难，因此系统1的实际进水量稍大于系统2，这导致其实际水力停留时间略短于表2中的8 h，mlvss也相应地较系统2偏高。
作为对比性试验，这种差异对于系统1略为不利。
由表2可以看出，两个系统的cod去除能力相当，并均高达90%以上，出水最高cod均在50 mg/l以下，表中系统1的出水cod略高于系统2是其实际进水量偏大所致。