如何提高污泥脱氮除磷效果效率
污水处理过程中氮磷的去除机理及优化
污水处理过程中氮磷的去除机理及优化污水处理已经成为人们生活中不可缺少的一环，其主要作用就是将含有大量的有机物质、氮、磷等污染物的废水经过各种物理化学和生物反应的处理使之达到排放标准。
而氮磷作为污水中的两种主要的营养元素，在污水处理中的去除成为了重要的研究方向。
本文将从氮磷的去除机理和优化两个方面详细介绍污水处理中氮磷的去除技术。
一、氮磷的去除机理氮磷是污水中常见的污染物，如果不加以处理，就会对环境造成很大的危害，从而影响人们的生活。
因此，在污水处理中，氮磷的去除成为了重中之重。
1.1 氮的去除机理氮的存在形态有氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮等，其中氨氮主要来自生活污水和生物处理过程中的有机氮，亚硝酸盐氮和硝酸盐氮则来自于BOD处理后的氨氮被氨氧化细菌氧化而来。
氮的主要去除方式为两步法，首先将氨氮和有机氮转化为硝酸盐氮；其次，通过硝化和反硝化切换的微生物对硝酸盐氮进行还原，使其转化为氮气来实现其去除。
1.2 磷的去除机理磷的存在形态主要有无机磷和有机磷两种，其中，无机磷主要是以磷酸盐的形式存在于污水中，有机磷则以有机物的形式存在于污水中。
它们都是生活污水和其他工业废水中排放的主要磷污染物。
磷的去除主要采用化学沉淀法、生物吸附去除法和生物反应去除法等多种方式进行。
其中，化学沉淀法是目前应用最广泛的一种，将一些化学药剂加入污水中，使其中的磷盐沉淀下来以实现其去除。
二、氮磷的优化去除技术随着科技的进步，污水处理技术不断更新，人们也提出了新的氮磷去除优化技术，以提高污水处理的效率和水质。
2.1 生物法技术生物法技术是目前污水处理中最为主流的方法之一。
这种方法主要利用生物微生物以及其代谢产物对氮磷等营养元素进行去除。
在处理过程中，将含有氮磷物质的污水送入生物反应器中，通过微生物自然代谢降解作用将其中的氮磷去除。
2.2 改进物化法技术改进物化法技术是一种新型的氮磷去除技术，其主要基于化学药剂特定的物理化学性质。
常用的改进物化法技术包括高级氧化技术和吸附技术。
《2024年污水生物脱氮除磷工艺优化技术综述》范文
《污水生物脱氮除磷工艺优化技术综述》篇一一、引言随着工业化的快速发展和城市化进程的加速，污水处理问题日益严峻。
在污水处理中，脱氮除磷是两个重要的处理目标。
传统的物理、化学处理方法虽然能够达到一定的处理效果，但往往能耗高、成本大，且易产生二次污染。
因此，对污水生物脱氮除磷工艺的优化技术进行研究，不仅对环境保护具有重要意义，也对可持续发展具有长远影响。
本文旨在综述当前污水生物脱氮除磷工艺的优化技术及其应用现状。
二、污水生物脱氮技术1. 传统生物脱氮工艺传统生物脱氮工艺主要包括硝化与反硝化两个过程。
其中，硝化过程由自养型硝化细菌完成，反硝化过程则由异养型反硝化细菌完成。
这一过程虽然简单，但在实际运行中往往受到多种因素的影响，如温度、pH值、营养物质等。
2. 优化技术针对传统生物脱氮工艺的不足，研究者们提出了多种优化技术。
其中包括：改良菌种、引入新型反应器、优化运行参数等。
改良菌种主要是通过选育高效、耐污的菌种来提高脱氮效率；新型反应器的引入则能够更好地实现硝化与反硝化的分离与结合，提高整体脱氮效果；而优化运行参数则包括调整pH值、温度等，以适应不同环境条件下的脱氮需求。
三、污水生物除磷技术1. 传统生物除磷工艺传统生物除磷工艺主要依靠聚磷菌在好氧、厌氧条件下的生长特性来实现除磷。
这一过程虽然有效，但易受到污泥产量、营养物质等因素的影响。
2. 优化技术针对传统生物除磷工艺的不足，研究者们提出了多种优化技术。
其中包括：强化生物除磷、化学辅助生物除磷等。
强化生物除磷主要是通过优化反应条件、改良菌种等方式来提高除磷效率；而化学辅助生物除磷则是通过添加化学药剂来辅助生物除磷过程，进一步提高除磷效果。
四、污水生物脱氮除磷组合工艺及优化在实际应用中，往往需要将脱氮与除磷两种工艺结合起来，以实现更好的处理效果。
为此，研究者们提出了多种组合工艺及优化策略。
这些策略包括：分点投药、同步硝化反硝化除磷、新型反应器等。
分点投药可以在不同阶段针对性地添加药剂，以提高处理效果；同步硝化反硝化除磷则是在同一反应器中实现脱氮与除磷的双重目标；而新型反应器的引入则可以更好地实现各工艺阶段的分离与结合，提高整体处理效果。
提高除磷与脱氮效果的措施
提高除磷与脱氮效果的措施为了保护环境和水资源的可持续利用，减少水体中的污染物，除磷与脱氮是水处理工艺中非常重要的环节。
本文将介绍一些有效的措施，以提高除磷与脱氮的效果。
1. 优化生物处理工艺：生物方法是除磷与脱氮的主要手段之一。
通过合理调整生物处理工艺，可以提高除磷与脱氮的效果。
例如，增加好氧池的氧气供应，提高活性污泥的氧化能力，有助于提高除磷效果。
同时，合理控制好氧和厌氧条件下的停留时间，可以增强脱氮效果。
2. 采用先进的化学药剂：化学药剂可以在生物处理过程中起到辅助除磷与脱氮的作用。
例如，采用聚合氯化铝（PAC）等混凝剂，可以有效去除水中的磷。
此外，采用硝化抑制剂如硝化酶抑制剂，可以抑制硝化作用，促进脱氮过程。
3. 引入生物滤池：生物滤池是一种常用的除磷与脱氮设备。
通过在滤料中培养和保持脱氮菌群，可以有效去除氨氮和硝酸盐。
同时，滤料表面的生物膜可以吸附和去除水中的磷。
4. 进行定期监测和调整：除磷与脱氮效果的稳定性很重要。
定期监测水质指标，如总磷、氨氮和硝酸盐的浓度，可以及时发现问题，并采取相应的调整措施。
例如，增加好氧池的通气量、调整化学药剂的投加量等。
5. 加强污泥处理：污泥处理对于除磷与脱氮的效果也有重要影响。
合理处理污泥，控制污泥的返回比例，可以减少磷的再循环，提高除磷效果。
此外，采用热解等技术处理污泥，可以进一步降低污泥中磷的含量。
6. 优化运行管理：除磷与脱氮工艺的运行管理对于效果的提高至关重要。
建立科学的运行管理制度，加强操作人员的培训和技术指导，可以提高工艺的稳定性和可靠性，确保除磷与脱氮的效果。
提高除磷与脱氮效果的措施包括优化生物处理工艺、采用先进的化学药剂、引入生物滤池、定期监测和调整、加强污泥处理以及优化运行管理等。
通过综合应用这些措施，可以有效提高除磷与脱氮的效果，保护水环境，实现可持续发展。
污水处理活性污泥法如何提高磷的去除效率 Microsoft Word 文档
污水处理活性污泥法如何提高磷的去除效率生物除磷系统的生产运行经验表明，生物除磷工艺要稳定达到较好的除磷效果是比较困难的。
国内外的不少专家针对此作了不少的研究，为了解决污水排放不能达到城镇污水排放标准，经常会向除磷工艺中投加化学药品，采用生物化学相结合的除磷方法，以提高除磷的效率。
经过大量的研究表明，要保证生物除磷系统出水含磷量低于0.5mg/L，基本有两种可行方法：其一是与化学除磷相结合，通过化学反应和药剂的催化作用提高除磷效果；其二是通过应用初沉污泥发酵生成足够数量的VFAs，提高生物除磷系统中聚磷菌可利用的碳源来提高除磷效果。
总结生物除磷实验和污水处理厂世纪运行效果，活性污泥的生物除磷工艺主要控制要点包括一下几点：①污泥龄的控制：生物除磷系统的本质是通过排除富磷剩余污泥来达到除磷效果的，因此剩余污泥的多少直接影响整个系统的除磷性能。
通常认为污泥龄越长，污泥产率越低，污泥含磷量越低，去除单位重量磷需要消耗较多的BOD5。
仅以除磷为目的的污水处理系统宜控制较短的污泥龄，一般为3.5～7d。
②有机物浓度和有机基质类型的控制：经大量的研究发现，若要使污水处理厂出水中磷含量低于1.0mg/L，达到排放标准，进水中的BOD5/TP应控制在20～30，且含由丰富的低分子有机酸(VFAs)机制，Gerber等人认为磷的厌氧释放基本上取决于进水的性质而不是厌氧状态本身。
③DO的控制：厌氧段溶解氧（DO）应严格控制在0.2mg/L以下，而好氧段DO控制在2mg/L左右；④硝酸盐的控制：在生物除磷工艺中硝酸盐的去除是除磷的先决条件。
但硝酸盐控制在什么水平尚存在不同的看法，通常认为应控制在0.2mg/L以下，硝酸盐影响的程度和废水有机物浓度以及有机基质类型有关，Ekema等人认为，当COD/TKN的比值小于7～9时，生物除磷系统很难获得好的效果。
⑤出水SS的控制：生物除磷系统污泥含磷量一般大于5%，为达到严格的磷控制标准，在污水处理厂出水口设置过滤设施是必要的。
污水处理运行-提高脱氮除磷效率方式
污水处理运行-提高脱氮除磷效率方式脱氮除磷是污水处理系统的一项重要功能，要保障脱氮除磷处理达标，很重要的一点就是要保证给微生物提供充足的有机物。
又想马儿跑得快，又想马儿不吃草是不行的。
例如，有效的反硝化需要易生物降解的碳源，生物除磷需要短链挥发性脂肪酸，在一些天然水质较软的地区,需要补充碱度以维持整个曝气池硝化过程所需的pH条件；另外,如果使用化学除磷,无论是作为生物除磷过程的补充还是作为主要的除磷手段，都需要添加金属盐和聚合物。
01 反硝化的碳源投加1、什么时候需要加药剂？生物脱氮需要完成硝化和反硝化两个过程。
废水中的氨氮首先必须被硝化或转化成亚硝酸盐和硝酸盐，然后在反硝化过程中，硝酸盐将被作为细胞呼吸过程中氧化简单碳化合物的供氧体被还原成氮气。
因此，以去除硝酸盐为目标的反硝化过程必须要有易生物降解的碳源存在。
其来源包括进水中溶解性BOD、内源反硝化过程中细胞的腐烂物和各类上清液回流等。
当进水溶解性有机物不足而脱氮要求很高时，则需要通过补充化学物质以提供反硝化过程所需要的碳源。
2、有哪些碳源？投加在哪个位置？反硝化所用的人工碳源有甲醇、乙醇、变性乙醇、醋酸及醋酸钠等纯化学药剂，或者是工业生产过程中的废糖、糖蜜和废醋酸溶液等。
其中甲醇的使用最普遍,且被证明是最合适的碳源。
对于常规的生物脱氮工艺，甲醇应直接投加在缺氧段，并通过缺氧段内的搅拌器与进水及混合液充分混合，需防止水流剧烈紊流导致甲醇从液相中挥发至空气，也应防止因多余的氧气存在造成部分甲醇被细菌好氧呼吸消耗。
如果污水厂采用四阶段或五阶段活性污泥工艺,在后续的缺氧段（第二缺氧段）投加碳源可以获得比内源呼吸更高的反硝化速率，能进一步去除硝酸盐；对于三级反硝化系统，如反硝化滤池、反硝化好氧生物滤池等，则补充碳源对于系统的运行非常重要。
因为反硝化过程在主体曝气工艺的下游，进水中的所有溶解性BOD都已经被去除，所以甲醇通常投加于反硝化进水中。
3、投加量怎么计算？甲醇的投加量受硝酸盐（NO3-N）、亚硝酸盐（NO2-N）以及溶解氧影响。
70%污水厂的脱氮除磷问题，可以看这3种解决方案！
70%污水厂的脱氮除磷问题，可以看这3种解决方案！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）。
从生物除磷角度分析富磷污泥的排放是实现系统磷减量化的唯一渠道。
若排泥不及时，一方面会因PAOs 的内源呼吸使胞内糖原（Glycogen）消耗殆尽，进而影响厌氧区乙酸盐的吸收及聚 -β- 羟基烷酸（PHAs）的贮存，系统除磷率下降，严重时甚至造成富磷污泥磷的二次释放；另一方面，SRT 也影响到系统内 PAOs 和聚糖菌（GAOs）的优势生长。
在30 ℃的长泥龄（SRT≈ 10 d）厌氧环境中，GAOs 对乙酸盐的吸收速率高于PAOs，使其在系统中占主导地位，影响 PAOs 释磷行为的充分发挥。
02 碳源竞争及硝酸盐和 DO 残余干扰在传统A²/O脱氮除磷系统中，碳源主要消耗于释磷、反硝化和异养菌的正常代谢等方面，其中释磷和反硝化速率与进水碳源中易降解部分的含量有很大关系。
改进城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与措施
改进城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与措施污水处理是城镇发展中必不可少的环节，而脱氮除磷是其中十分关键的阶段。
脱氮除磷装备的改进和优化是提高城镇污水处理效率和水环境质量的重要手段。
本文将探讨改进城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与措施，并提出一些创新的建议。
首先，为了改进城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与措施，我们可以考虑采用先进的生物技术。
传统的污水处理厂中常用的脱氮除磷方法包括生物法、化学法和物理法。
生物法是一种较为环保和经济的方法，在脱氮除磷过程中能够同时降解机械法去除悬浮颗粒，减少污泥的产生。
因此，可以引入反硝化、硝化和磷酸盐还原菌等微生物，通过调节曝气策略和控制进水负荷来提高脱氮除磷效果。
此外，利用好氧反硝化技术，将亚硝化偏移反硝化过程与磷去除结合起来，可使脱氮除磷效果更加显著。
其次，采用先进的实时监测和控制系统也是改进城镇污水处理厂脱氮除磷装备的重要方法之一。
传统的方法通常是根据经验和固定的参数进行操作，无法实现精确控制。
而引入实时监测和控制系统，可以实时监测污水中的氮磷含量，并根据实时数据调整运行参数，使脱氮除磷装备在不同条件下能够达到最佳效果。
此外，还应考虑将先进的数据分析和预测算法应用于系统中，以提前预测可能出现的问题并及时处理。
第三，改进城镇污水处理厂脱氮除磷装备的方法与措施还包括提高污泥处理效率。
污泥的处理是污水处理过程中不可忽视的环节。
传统的方法主要是通过浓缩、脱水和干化等方式进行处理，但这些方法存在着能耗高、处理效果差等问题。
因此，我们可以探索新的污泥处理方法，例如利用好氧发酵技术将污泥转化成有机肥料，或者采用微生物转化技术将污泥转化为沼气，以提高资源的利用效率和减少对环境的影响。
最后，为了改进城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与措施，我们还应提倡环保意识，加强宣传与教育。
改进脱氮除磷装备不仅仅依靠技术手段，还需要广大市民的积极参与和支持。
通过开展环保宣传活动、开设环保教育课程等方式，提高城镇居民对污水处理的认识，增强他们的环保意识，形成共建共享的环境保护氛围。
提高除磷与脱氮效果的措施
提高除磷与脱氮效果的措施在水处理过程中，除磷和脱氮是两个非常重要的过程，这两个过程对于水质的改善起到了关键作用。
在日常工作中，我们需要采取一些措施来提高除磷和脱氮效果。
下面就介绍几个常见的措施。
一、合理调节水质合理的水质调节是提高除磷和脱氮效果的前提。
要从水的硬度、pH值、溶解氧、温度等因素入手，适当调节水质，使之符合生物反应的需求，提高生物反应的效率。
二、采用生物除磷脱氮技术生物除磷脱氮技术是目前应用最广泛的除磷和脱氮技术之一。
通过将有机物质转化为可溶性无机盐和氨基酸盐，然后利用特定的微生物将其转化为氨态氮和养分，最终将其除去。
这种技术能够在较短时间内完成除磷和脱氮过程，且效果好，成本低。
三、增加曝气量曝气是提高除磷和脱氮效果的重要手段之一。
曝气能提供氧气供微生物进行活动和生长，同时也能够增加反应的温度和速度，促进有机物质的分解，对于水处理效果的提高有着非常重要的作用。
四、提高微生物的活性微生物是完成除磷和脱氮过程的关键因素。
在水处理过程中，提高微生物活性是非常重要的，可以采用添加生物碱、维生素等助剂的方法来刺激微生物活性，加快有机物质的分解和氨态氮的转化。
五、采用化学除磷技术化学除磷技术是一种常用的除磷技术，可以通过添加在水中的化学药剂去除水中的磷，通常采用的化学药剂有聚合氯化铝、氢氧化铁和硫酸铝等。
化学除磷技术可以快速去除水中的磷，但需要在后续处理中再次添加化学药剂进行除去。
通过采用上述的方法，可以有效提高除磷和脱氮的处理效果，使水质更具可靠性和稳定性。
在实际操作中，我们应该根据实际情况，选取合适的技术和方法进行应用，并严格遵守操作规程和环保法规，确保水处理过程顺利进行。
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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.图1 SBR反应器装置示意1.2 试验用水试验用水采用自来水人工配制，其成分如下：COD(NaAc ·3H2 O) 380~430 mg ·L-1，NH+4-N(NH4Cl)36~43 mg ·L-1，PO3-4-P(KH2PO4和K2HPO4)12~17 mg ·L-1，MgSO4 ·H2 O 50 mg ·L-1，Ca2+ (CaCl2 ·H2 O)60~70 mg ·L-1，蛋白胨26 mg ·L-1，EDTA 30 mg ·L-1，FeCl3 ·6H2 O 4.5 mg ·L-1，H3BO30.45 mg ·L-1，CuSO4 ·5H2 O 0.09 mg ·L-1，KI 0.54 mg ·L-1，MnCl2 ·2H2 O 0.36 mg ·L-1，Na2MoO4 ·2H2 O 0.18 mg ·L-1，ZnSO4 ·7H2 O 0.36 mg ·L-1，CoCl2 ·6H2 O 0.45 mg ·L-1.1.3 反应速率测定硝化反应速率测定：从反应器中取适量污泥，经3次离心清洗(4 000 r ·min-1，5 min)后，放入容积为1 L的静态反应装置(图2)，控制反应器温度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入空气，投加适量NH4Cl后立即计时开始取样，测定不同时间NH+4-N、 NO-3-N和NO-2-N.反硝化反应速率测定：适量污泥经如前所述前处理后放入容积为1 L静态反应装置，控制反应器的温度(22℃±1℃)和pH值(7.5)，通入N2，投加适量NO-3-N和过量COD，测定不同时间NO-3-N和NO-2-N.反硝化聚磷反应速率测定：适量污泥经前处理后放入容积为1 L静态反应装置，控制反应器的温度(22℃±1℃)和pH(7.5)，投加适量KH2PO4和过量COD，通入N2进行厌氧释磷，结束后将污泥进行离心清洗，再重新置入反应装置，加入适量的NO-3-N和PO3-4-P，取样测NO-3-N、 NO-2-N和PO3-4-P.图2 静态试验装置示意1.4 分析项目与方法NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD、 SVI、 MLSS、 MLVSS等均按标准方法测定[22]; DO采用HACH溶解氧仪测定，污泥形态通过普通光学显微镜观察和电子扫描显微镜(SEM)观察，污泥粒径利用Mastersizer 2000粒度分析仪(测定粒径在1 mm 以下)及直接读数法测定.2 结果与讨论2.1 脱氮除磷颗粒污泥性能颗粒污泥反应器稳定运行190 d后，污泥颜色为淡黄色，呈近似球形或椭圆形，结构致密[图3(a)]，平均粒径为1.2 mm; 颗粒边缘清晰并且附有一定的丝状物，其中还有一定的原生动物，如钟虫、轮虫等[图3(b)]; 颗粒污泥是一个复杂的微生物系统，大量丝状菌缠绕颗粒污泥表面，球菌和短杆菌分布在丝状菌周围[图3(c)]; 污泥内部有孔隙，孔隙内部也分布着为数较多的球菌和短杆菌[图3(d)].图3 反应器中颗粒污泥的形态反应器的MLSS约为6 600 mg ·L-1，MLVSS约为4 092 mg ·L-1，SVI在20 mL ·g-1左右，单颗颗粒污泥沉速在29.0~40.9 m ·h-1之间，出水SS在30 mg ·L-1左右.2.2 反应器中N去除率图4为反应器运行190 d内N去除率的变化情况. 可以看出，反应器运行5 d时N去除率很低(在62%以下)，之后N去除率逐渐提高到90%以上，但运行第24 d时N去除率突然降到65%以下，到50 d之后，其去除率基本维持在90%左右. 开始阶段N起伏变化可能是由于污泥吸附、解析作用所致[23]; 随着污泥颗粒化完善，硝化细菌在污泥表面稳定富集， N 去除率比较稳定. 污泥颗粒形成(30 d左右)后反应器15%时间内出现N去除率降低的现象，其主要由于曝气不稳定[低于9 L ·(L ·h)-1或高于14 L ·(L ·h)-1]所致.试验发现，当反应器运行至第24~26 d时，曝气量在9 L ·(L ·h)-1以下时(此时反应器主体溶液中好氧段DO浓度在1 mg ·L-1以下)，出水中NH+4-N 的含量在11~16 mg ·L-1，但出水中NO-x含量在0.5 mg ·L-1以下，由此可以推断，由于DO太低，氨氧化细菌活性受到抑制; 当反应器运行至第30~45 d时，提高曝气量到14 L ·(L ·h)-1(好氧段开始DO 在2.5 mg ·L-1以上，颗粒污泥刚刚形成，其平均粒径为0.32 mm)，此时反应器出水中NO-x 含量在11~16 mg ·L-1(主要以NO-3-N形式存在，NO-2-N含量在1 mg ·L-1以下)，NH+4-N 的含量在0.5 mg ·L-1以下， DO太高污泥内部难以形成缺氧环境而使反硝化菌受到抑制(据报道DO的扩散深度为0.5 mm左右). 由此可见，曝气量的瞬间变化会迅速影响氨氧化微生物和反硝化微生物生物活性.图4 反应器内氮去除率历时变化2.3 颗粒污泥硝化和反硝化性能反应器运行183 d时取颗粒污泥进行静态试验，其试验结果见图5~6.由图5(a)可以看出，整个硝化反应过程持续30 min，随着NH+4-N下降，NO-3-N逐渐上升，当NH+4-N含量降低到1.22 mg ·L-1时，NO-3-N达到12.96 mg ·L-1，而NO-2-N 在整个硝化过程中，其浓度维持在1.8 mg ·L-1以下，NO-2-N没有发生积累; 脱氮除磷颗粒污泥最大硝化速率[m(NH+4-N)/m(VSS) ·t]为14.13 mg ·(g ·h)-1，而姜体胜等[24]在同样条件下，获得的脱氮除磷絮状污泥最大硝化速率约为6.25 mg ·(g ·h)-1，本试验培养的颗粒污泥具有较好的硝化能力.图5 N的静态试验由图5(b)可以看出，反应20 min内NO-3-N由24.78 mg ·L-1快速下降为0.45 mg ·L-1，与此同时NO-2-N逐渐升高并达到最大18.52 mg ·L-1，之后NO-2-N缓慢下降，130 min时NO-2-N几乎为0; 颗粒污泥最大反硝化速率[m(NO-3-N)/m(VSS) ·t]为34.89mg ·(g ·h)-1，是絮状污泥反硝化速率[絮状污泥的最大反硝化速率约为16.67mg ·(g ·h)-1[24]的2.09倍，该试验培养的颗粒污泥具有较好的反硝化能力.2.4 颗粒污泥反硝化聚磷性能图6为反硝化菌聚磷试验结果. 从中可以看出，PO3-4-P 初始浓度为29.15 mg ·L-1，反应85 min之内升高到33.35 mg ·L-1，之后缓慢下降，在300 min时，吸磷速率[m(PO3-4P)/m(VSS) ·t]达到最大[仅为2.54 mg ·(g ·h)-1]，比富集反硝化聚磷菌的吸磷能力弱[吸磷速率为7.52 mg ·(g ·h)-1][25]; NO-3-N初始浓度为35.47 mg ·L-1，反应开始后快速降低，105 min时降低为4.21 mg ·L-1，最大反硝化速率为13.11 mg ·(g ·h)-1; 在NO-3-N降低的同时，NO-2-N迅速上升，105 min达到最大24 mg ·L-1，之后缓慢下降，到315 min降低到0.5 mg ·L-1以下. 整个过程P仅仅下降了约7.16 mg ·L-1，而伴随着N降低了35.46 mg ·L-1，与文献[11, 12]报道的反硝化聚磷试验结果相比，本试验中通过反硝化聚磷作用进行脱氮和除磷能力很弱，N的去除主要依赖厌氧段合成的胞内贮存物质进行反硝化，同时也显示出P的存在一定程度上抑制了反硝化菌的活性.与图5(b)得到的最大反硝化速率相比可以看出，其反硝化速率仅为外碳源为电子供体时速率的0.43，内碳源反硝化速率远远小于外碳源反硝化速率.图6 反硝化聚磷静态试验2.5 反应器内颗粒污泥脱氮性能研究2.5.1 反应器某一周期内各参数的变化反应器运行190 d时对其某一周期进行监测，得到COD、 NH+4-N、 PO3-4-P、 NO-3-N、NO-2-N各参数的变化(图7).图7 SBR反应器内一个周期内各参数变化曲线由图7可以看出，厌氧段2 min内COD迅速由213.59 mg ·L-1降低到84.2 mg ·L-1，12 min进一步降到55.87 mg ·L-1，到厌氧段结束，COD仅为27.18 mg ·L-1，COD的最大降解速率高达584.24 mg ·(g ·h)-1，远远高于Yilmaz等[26]培养的具有同步脱氮除磷颗粒污泥的COD的降解速率. 结合图3(c)分析，颗粒污泥表面存在一定的孔隙，将COD 快速吸附在颗粒污泥表面或内部，使主体溶液中COD浓度快速下降; 另外，研究者也发现反硝化菌可过量吸附CH3COONa[27]. 反应器中PO3-4-P初始浓度为15.09 mg ·L-1，20 min 后达到73.83 mg ·L-1，在随后的60 min内释磷缓慢进行，厌氧末端PO3-4-P达到75.76 mg ·L-1，最大释磷速率为34.67 mg ·(g ·h)-1. 好氧段PO3-4-P开始快速下降，曝气95 min后降低到1.0 mg ·L-1以下，曝气110 min后降低到0.5 mg ·L-1以下，好氧段最大吸磷速率为15.59 mg ·(g ·h)-1，释磷速率约为吸磷速率的2.2倍.在整个厌氧阶段NH+4-N仅由16.21 mg ·L-1降低到14.99 mg ·L-1，主要用于细菌自身生长. 曝气开始10 min NH+4-N快速下降，最大硝化速率为4.60 mg ·(g ·h)-1，曝气65 min时下降到1.02 mg ·L-1，80 min时检测不到NH+4-N; 曝气开始65 min内NO-3-N 最高达到1.05 mg ·L-1，之后迅速上升，曝气80 min最大达到4.09 mg ·L-1，曝气95 min 时降低到2.62 mg ·L-1，之后缓慢下降，出水时降低为1.41 mg ·L-1，最大反硝化速率为1.43mg ·(g ·h)-1; NO-2-N在整个过程中维持在1 mg ·L-1以下，没有发生NO-2-N 的积累; 整个好氧阶段N的去除主要发生在曝气80 min内. 这说明硝化菌将NH+4-N转化为NO-3-N、 NO-2-N的同时，颗粒污泥内的反硝化菌同时将它们进一步反硝化，反应器内存在同步硝化反硝化脱氮的现象.在好氧阶段前10min内DO在1.3 mg ·L-1以下，此时系统内NO-x的含量在1 mg ·L-1以下; 80 min时DO维持达到2.7 mg ·L-1，NO-3-N含量达到最大，NH+4-N含量几乎为0; 110 min时DO达到5 mg ·L-1，在好氧末端达到6.0 mg ·L-1，对应NO-3-N含量在1.5 mg ·L-1左右. 由此看出，曝气80 min内DO主要用来进行硝化和好氧吸磷，导致DO较低; 曝气后期DO较高，但系统仍然具有较好的脱氮效果，其主要原因在于一定粒径的颗粒污泥(粒径在1 mm左右)内部存在的微缺氧环境起到了至关重要的作用.反应器某一周期内硝化速率和反硝化速率均比静态试验所测得速率低，其主要原因如下：测定硝化速率时，静态反应装置中DO充足，高达8.5 mg ·L-1，而反应器内大量的氧被PAOs好氧吸磷所利用使得其DO较低(2.0 mg ·L-1以下)，从而抑制了硝化反应; 静态试验测反硝化速率时，使用的是充足的外碳源或胞内聚合物，而反应器中进行反硝化时污泥中胞内聚合物在好氧开始阶段大部分被PAOs和同步硝化反硝化过程反硝化所利用，胞内聚合物含量较低，一定程度上抑制了反硝化反应.2.5.2 N平衡计算在稳态系统中，假定细胞合成所需要的N与剩余污泥带出的N相等[28]，反应器出水仅含有NO-3-N，这样对反应器中N做如下计算.进水氮总量N0：40 mg ·L-1×10 L ·d-1=400 mg ·d-1细胞合成的氮NC：6 600 mg ·L-1×0.62×0.13 L ·d-1×12%=63.8 mg ·d-1出水SS中含的氮NSS：30 mg ·L-1×10 L ·d-1×12%=36mg ·d-1出水中NO-x的氮N1：1.41 mg ·L-1×10 L ·d-1=14.1mg ·d-1反硝化去除的氮Nd：(4.09 mg ·L-1-1.41 mg ·L-1)×20 L ·d-1=53.6 mg ·d-1式中，40 mg ·L-1为进水中NH+4-N含量，10 L为反应器 1 d的总进水量(反应器1 d 运行5个周期，每周期进水2 L)，4 L为反应器的有效容积，4.09 mg ·L-1为反应器内NO-3-N 最高含量，6 600 mg ·L-1为反应器MLSS，MLVSS/MLSS比值为0.62，12%为微生物C5H7NO2中氮的质量分数，130 mL为每天从反应器排出的污泥混合液量，30 mg ·L-1为反应器出水SS(以MLVSS形式存在)，1.41 mg ·L-1为出水中NO-3-N的含量(NO-2-N的含量为0 mg ·L-1).根据N的物料平衡，计算推出N通过同步硝化反硝化去除量Nnd约为232.5 mg ·d-1. 反应器中12.5%的N通过出水去除，13.4%的N通过反硝化去除，16%的N用于细胞合成后通过剩余污泥的形式排出，58.1%的N通过同步硝化反硝化去除的，可见同步硝化反硝化是去除N主要方式.本试验中培养的同步脱N除磷颗粒污泥对COD去除率在93%以上，对N去除率在90%左右，对P的去除率在95%左右，出水N和P浓度均达到《污水综合排放标准》一级A标准，具有很好的同步脱氮除磷效果.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。