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。
活性污泥工艺强化除磷脱氮措施-水污染论文-水利论文
活性污泥工艺强化除磷脱氮措施-水污染论文-水利论文——文章均为WORD文档，下载后可直接编辑使用亦可打印——1、活性污泥工艺简介20世纪初，活性污泥工艺最早在英国出现，是最主要的污水处理工艺。
我国最早出现活性污泥工艺是在20年代初，应用于上海的一个污水处理厂。
之后，日本的污水处理厂也开始采用活性污泥工艺。
直至50年代末，世界各地所采用的活性污泥工艺都属于传统活性污泥工艺，因为它们跟最初的活性污泥工艺形式一致。
目前仍然有大量的污水处理厂在运行传统的活性污泥工艺，采用连续推流式的曝气池，污泥负荷选用中等水平。
近年来，水污染越来越严重，污水处理厂的增建迫在眉睫，活性污泥工艺也得以快速发展。
据统计，全球有大约6万座城市污水处理厂，而其中采用活性污泥工艺的污水处理厂超过半数，只有小部分采用小规模的稳定塘系统。
在污水处理过程中，针对单一的有机污染物，可采用传统活性污泥工艺；但对于比较复杂的综合污水处理，就需要对传统活性污泥工艺的池形、运行或曝气方式、生物学方面以及填料等多个方面进行改进，从而充分满足污水处理多样化的处理要求，比如增强处理功能和运行稳定行，降低工艺费用，简化运行程序等。
2、氮磷来源及除磷脱氮原理水体中的氮磷主要有两个方面的来源，一是由自然因素引起的，比如湖泊底部的泥向水体释放的营养盐，若要加以控制，要么技术上难以实现，要么经济成本过高。
另一方面是由人为因素引起的，比如农业排放的氮、磷，此类活动可以加以控制，下面具体介绍人为因素产生氮磷的两个方面：（1）农药、化肥以及动物的粪便等面源污染。
人工合成的施入农田的化学肥料中的氮元素中超过50％都没有被农作物吸收，是水体中氮磷的一大重要来源，因此，要科学施肥，推广使用无磷农药来缓解面源污泥问题。
（2）工业和生活污水等点源污染。
对于工业和生活污水，如果不加以处理就直接流入江、河、湖、海，会因为其相当高的氮磷含量使藻类过度生长，对环境破坏很大。
常规的污水处理工艺得到的排放水中氮、磷含量很高，这是因为有机物被微生物氧化分解以后，会生成硝酸盐、氨氮和磷酸盐等含氮、磷的物质，其中一部分作为微生物的细胞组成存在，另一部分则都流入河道，这也导致经过二级处理后的污水仍然能使城市河道出现黑臭且藻类生长过剩的现象。
sbr除磷效率
sbr除磷效率
在水处理领域，SBR工艺（序批式反应器）被广泛应用于除磷过程中。
它利用微生物在反应器中的生长和代谢来去除废水中的磷，从而达到水质净化的目的。
SBR除磷效率的高低取决于多个因素，如反应器设计、水质特性、操作条件等。
通常来讲，以下几点可以提高SBR除磷效率：
1. 优化反应器设计：包括反应器容积、水力停留时间、曝气方式等。
2. 控制营养物质的投加量：营养物质是微生物生长的关键，但过量投加会导致微生物过度生长，降低除磷效率。
3. 控制反应器中的DO（溶解氧）浓度：适量的DO有助于微生物代谢，但过高或过低都会影响除磷效率。
4. 增加曝气时间：曝气可以增加DO浓度、提高微生物代谢速率，从而加快除磷过程。
5. 加强污泥处理：污泥的处理质量直接关系到微生物的生长繁殖情况，因此要加强污泥的稳定性和处理效果。
总之，SBR工艺是一种高效的除磷技术，可以通过上述多种因素的综合优化来提高除磷效率，为水质净化做出更大的贡献。
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污水处理过程中的氮磷去除效率研究
污水处理过程中的氮磷去除效率研究一、引言污水处理是环境保护的重要环节，其中氮磷的去除是关键步骤之一。
随着城市化的不断发展，污水排放量不断增加，氮磷排放造成了水体富营养化等环境问题。
研究污水处理过程中氮磷去除效率，对提高水体质量和生态环境具有重要意义。
二、氮磷的来源和环境问题1. 氮磷的主要来源氮磷主要来自生活污水、农业面源污染以及工业废水等。
生活污水中含有大量的有机物，其中的氮磷化合物可通过生物处理等方式进行去除。
农业面源污染主要来自农田排水中的农药和肥料，这些化合物会随着土壤侵蚀进入水体中。
工业废水中含有各种化学物质，包括氮磷化合物。
2. 氮磷排放引发的环境问题氮磷排放对水体质量和生态环境造成了一系列问题。
其中，氮污染导致了水体富营养化，引发藻类过度生长，形成赤潮等现象，破坏了生态平衡。
磷污染则导致了水体中富磷化现象，加剧了水体富营养化程度。
三、氮磷去除技术研究1. 生物处理技术生物处理技术是氮磷去除的主要手段之一。
常用的生物处理方法包括好氧和厌氧处理。
在好氧环境下，微生物通过氧化还原反应将氨氮转化为硝酸盐。
而在厌氧环境下，微生物则将硝酸盐还原为氮气进行去除。
同时，厌氧条件下还可以实现磷的去除。
2. 物理化学处理技术物理化学处理技术通常作为生物处理的辅助手段，用于进一步提高氮磷去除效率。
常见的物理化学处理方法包括絮凝-沉淀、吸附、气浮等。
絮凝-沉淀是将污水中的杂质通过加入絮凝剂使其聚集成团，然后通过沉淀去除。
吸附技术利用吸附剂吸附氮磷物质，从而实现去除。
气浮技术则通过给水体注入气泡，使气泡与悬浮物相互吸附而浮起，然后从水体中去除。
四、影响氮磷去除效率的因素1. 温度和pH值温度和pH值对氮磷去除效率有重要影响。
通常情况下，较高的温度和适宜的pH值可以提高微生物的代谢活性，从而促进氮磷的去除。
2. 氧气供应和曝气方式对于好氧处理，充足的氧气供应是保证氮磷去除效率的关键。
而对于厌氧处理，曝气方式直接影响微生物的还原代谢能力，从而影响氮磷的去除。
增强生物接触氧化技术在城镇污水处理中脱氮除磷的效果评价
增强生物接触氧化技术在城镇污水处理中脱氮除磷的效果评价生物接触氧化技术（BIOX）是一种先进的污水处理技术，它结合了接触氧化和生物脱氮除磷过程，能够高效地去除城镇污水中的氮和磷。
本文旨在评价增强生物接触氧化技术在城镇污水处理中脱氮除磷的效果，并探讨其在实际应用中的优势和局限性。
首先，生物接触氧化技术是一种生物处理方法，通过在特定的生物接触氧化池中引入氧气和污水，利用微生物的作用将有机物质氧化分解成无机污染物和气体，进而实现脱氮除磷的目的。
该技术在提高污水处理效果、降低运营成本等方面具有独特的优势。
其次，增强生物接触氧化技术在城镇污水处理中能够有效地完成脱氮除磷的任务。
通过对污水处理厂进行改造，增加氮磷去除设备，引入新型的生物接触氧化填料，优化运行管理等措施，可以进一步提升技术的脱氮除磷效果。
研究表明，采用增强生物接触氧化技术后，污水处理厂的氮磷去除率显著提高，处理效果更加稳定可靠。
此外，增强生物接触氧化技术在城镇污水处理中还具有其他一些优势。
首先，该技术具有较高的适应性，可以适用于不同类型的城镇污水处理厂。
其次，该技术所需的运行和维护成本相对较低，能够节约水资源和能源。
此外，生物接触氧化池中微生物的代谢活动还能产生一定量的污泥，这些污泥可以通过进一步处理转化成有机肥料，实现资源的循环利用。
然而，增强生物接触氧化技术在城镇污水处理中也存在一些局限性。
首先，该技术对氧气的需求较高，如果供氧不充足，会影响到处理效果。
其次，该技术在处理某些特殊类型污水时，如高浓度有机污染物和高氮磷含量的污水，存在一定的挑战。
综上所述，增强生物接触氧化技术在城镇污水处理中具有显著的脱氮除磷效果。
通过改进工艺流程、优化运营管理等手段，可以进一步提高技术的去除效果。
增强生物接触氧化技术具有适应性广、运营成本低等优势，但也需要解决供氧不足和处理特殊类型污水时的挑战。
因此，在实际应用中，需要根据具体情况综合考虑技术的优势和局限性，选择合适的设计方案，以实现城镇污水处理的高效、可持续发展。
综合改造城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与经验总结
综合改造城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与经验总结近年来，随着城镇化的不断推进，城镇污水处理厂的建设和运行是保障城市环境卫生的关键环节。
在污水处理过程中，脱氮除磷是一项重要的技术，它能够有效地去除污水中的氮和磷，减少对自然水体的污染。
在污水处理厂的综合改造中，合理选用脱氮除磷装备和采用科学的运行管理手段至关重要。
本文将对综合改造城镇污水处理厂中脱氮除磷装备的方法与经验进行总结。
一、脱氮除磷技术的选择1. 曝气脱氮除磷工艺曝气脱氮除磷工艺是目前应用最广泛的一种方法，它利用生物反应器中混合液的曝气过程使氨氮和磷酸盐同时发生微生物吸收和聚集沉淀。
这种工艺相对简单，能够同时达到脱氮和除磷的效果，是一种较为成熟的技术。
2. 碳源添加法碳源添加法是在污水处理过程中添加外部碳源，如乳清、甘蔗渣等，通过提高污水中的有机物浓度，促进微生物的生长和繁殖，从而增加脱氮除磷的效果。
该技术适用于低温季节或碳氮比较高的污水处理，具有较好的脱氮除磷效果。
3. 生物接触氧化法生物接触氧化法是一种将供水用活性炭与污水混合，通过微生物对活性炭的吸附作用来实现脱氮除磷的方法。
该工艺不需要投加化学药剂，对污泥产生较少的增量，能够实现脱氮除磷的同时，减少对环境的二次污染。
二、脱氮除磷装备的选择与应用1. 反应器的设计及投入使用在综合改造城镇污水处理厂中选择合适的反应器装备至关重要。
目前，应用最广泛的反应器为活性污泥法，它具有投资少、占地少、操作简单等优点。
在投入使用时，应根据污水的进水水质和处理要求，合理设计反应器的尺寸、混合方式、通气方式等参数。
2. 溶解氧的控制与管理在脱氮除磷的过程中，溶解氧的控制和管理起着重要作用。
溶解氧的浓度适宜时，可以促进好氧微生物的繁殖，增强其对氮磷的吸收能力。
但过高或过低的溶解氧浓度都会影响微生物群落的结构和功能，降低脱氮除磷效果。
因此，在运行管理中，应合理控制进水和曝气系统的操作，以维持适宜的溶解氧浓度。
污水处理中的高效氮磷回收技术
污水处理中的高效氮磷回收技术随着城市化的快速发展，厂矿企业的增多以及人口的增加，污水处理已经成为了一个重要的环境问题。
除去水中的有害物质，特别是氮和磷是一项具有挑战性的任务。
氮和磷是污水中主要的营养元素，然而它们的排放会导致水体的富营养化，引发藻类过度生长等问题。
因此，高效的氮磷回收技术变得至关重要。
本文将介绍一些目前应用广泛的污水处理中的高效氮磷回收技术。
一、生物脱氮除磷技术生物脱氮除磷技术是一种利用微生物完成氮和磷去除的生物工艺方法。
其中，生物脱氮主要是通过硝化和反硝化作用将氨氮转化为氮气释放到大气中，而生物除磷则是利用聚磷菌将有机磷物质转化为多磷酸盐后沉淀。
此技术具有投资和操作成本低、能源消耗少等优点。
二、化学沉淀技术化学沉淀技术是一种利用化学反应将氮和磷沉淀出水的方法。
常用的化学沉淀剂有氢氧化铁、氢氧化铝等。
这些沉淀剂会与污水中的氮和磷形成不溶于水的沉淀物，在适当的条件下沉降到污水底部，从而实现氮磷的回收。
这种技术具有处理效果好、操作简单等优点，但是化学药剂消耗量大，处理成本较高。
三、镁铝贵金属复合沉淀技术镁铝贵金属复合沉淀技术是一种结合化学反应和物理沉淀的方法。
该技术利用添加的复合物与污水中的氮和磷形成不溶于水的化合物，同时将污水中的重金属沉淀下来。
通过对混合沉淀物进行分离和处理，可以实现对氮和磷的回收。
这种技术具有处理效果好、沉淀物含量低等优点。
四、膜分离技术膜分离技术是一种利用特定的膜材料将水中的氮和磷分离出来的方法。
膜分离技术可以分为微滤、超滤、反渗透等多个阶段，不同阶段的膜孔径分离范围也不同。
通过调节膜孔径的大小，可以实现对不同粒径的氮和磷的分离和回收。
膜分离技术具有高效、节能等优点，但是膜的成本和维护较高。
综上所述，污水处理中的高效氮磷回收技术有多种选择。
每种技术都有其适用的场景和优缺点，选择合适的技术需要综合考虑技术成熟度、投资成本、操作维护等因素。
未来，随着科技的进步和环保意识的提升，相信会有更多更高效的氮磷回收技术被开发出来，更好地解决污水处理中的氮磷污染问题。
如何提高活性污泥系统脱氮除磷效果
如何提高活性污泥系统脱氮除磷效果当前，研究和开发经济高效的生物脱氮除磷技术，有效去除生活污水中的氮、磷等营养物质，是控制水体富营养化和保证水质安全的关键[1]. 为此，基于ABR具有微生物相有效分离且易于形成颗粒化污泥以及MBR具体高污泥截留和出水水质好的特点，本课题组将ABR和MBR进行优化组合构建新型反应器(CAMBR)，并首次将其应用于生活污水的脱氮除磷研究，取得了较好的处理效果[2].温度是影响活性污泥系统脱氮除磷效果的关键因素之一[3,4]. 微生物在其最适生长温度下活性最强，生长速率快，而当温度高于或低于该温度时，其活性均会下降，影响反应器脱氮除磷效果及其稳定性. 在前期研究基础上[2]，结合四季温度变化情况，为CAMBR能在实际环境中运行应用，故对其在不同温度条件下处理实际污水脱氮除磷性能进行研究并结合PCR-DGGE技术对其内部微生物群落结构进行分析，揭示CAMBR脱氮除磷机制. 1 材料与方法 1.1 试验水质试验进水水质为苏州市某高校生活小区污水，一天中水质变化如表 1所示.表 1 某高校生活小区污水水质1.2 试验流程及装置CAMBR由三隔室ABR、好氧池和膜池组成，有效容积分别为8.6、 2.7 和3.1 L，如图1所示. ABR内接种污泥取自苏州市某城市污水处理厂的重力浓缩池，总接种泥量约为各隔室有效体积的3/5，各隔室悬浮污泥(MLSS) 约为28 g ·L-1; 好氧池和膜池内的接种污泥取自苏州市某污水处理厂的氧化沟，投入量占各隔室有效体积的1/2，MLSS 约为7.5 g ·L-1，挥发性悬浮污泥(MLVSS)/MLSS 约为0.45，控制系统总HRT为10 h，用生活污水填满各隔室，闲置1 d后开始连续进水. 好氧池中布设穿孔管，通过曝气为活性污泥供氧及对膜进行擦洗，延缓膜污染. 系统设置两个泥水混合液回流(R1为200%，R2为50%)，实现厌氧反硝化脱氮，厌氧释磷，反硝化除磷及好氧吸磷和硝化功能，最终通过排泥实现除磷. MBR由自吸泵间歇抽吸出水，抽吸周期为12 min(包括10 min 抽吸和2 min反冲洗). 整个系统采用可编程逻辑控制器(PLC)进行恒定水位、出水泵和反冲洗泵的启闭的自动控制. 通过在线监测仪实时监控ABR和好氧池的DO、 pH值. 试验选用的膜组件为PVDF帘式中空纤维微滤膜，膜孔径为0.1 μm，过滤面积为0.15 m2，采用真空压力表监测跨膜压差(TMP)变化，观察膜的污染状况，当TMP增至40 kPa时对膜组件进行化学清洗.图 1 CAMBR反应器示意1.3 试验方案取接种污泥和启动结束后污泥(90 d)，另分别取3个温度段最后一天的污泥共5个污泥样品用于DGGE分析. 102 d时(见表 2)，在CAMBR每个隔室采取污泥样品用于DGGE分析.表 2 试验运行条件1.4 监测方法COD、 NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 TN和TP等常规指标均采用国家标准方法[5].PCR-DGGE分析方法：污泥样品的预处理、 DNA提取和PCR扩增：将10 mL污泥样品离心10 min (转速3500 r ·min-1)后弃去上清液，然后保存于-20℃的环境用于后续分析使用. 采用蛋白酶K-CTAB法破碎、裂解细胞对样品中DNA进行提取，具体方法见文献[6]. 用于PCR扩增的细菌16S rDNA通用引物为 GC341f(5′-CGCCCGCCGCG CCCCGCGCCCGGCCCGCCGCCCCCGCCCGCCTACG GGAGGCAGCAG-3′) 和 907r (5′-CCGTCAATTCCT TTGAGT TT-3′)，PCR扩增条件为：首先95℃变性5 min，然后95℃变性40 s，55℃退火50 s，72℃延伸50 s，循环35次，最后在72℃保持10 min，最终于4℃保温[7]. DGGE分析：取30 μL PCR扩增产物在DCode System (Bio-Rad,USA)上进行电泳，详细步骤见文献[7]. 2 结果与讨论 2.1 对COD的去除效果整个试验过程中进水COD为260~330 mg ·L-1，COD随时间变化的去除效果如图 2所示. 中温阶段，ABR对COD去除率达60%，其出水COD浓度低于112 mg ·L-1. CAMBR对COD 的去除率达到90%以上，系统出水COD浓度低于26 mg ·L-1. 当温度降低至低温阶段，ABR 对COD的去除效果骤降，COD去除率仅有40%，出水浓度高达166 mg ·L-1，系统对COD的去除能力也显著降低，COD去除率仅有66%，出水浓度高达90 mg ·L-1，这与温度的骤降导致微生物活性降低，其生长代谢能力减弱有关[8]. 随着反应器的运行，微生物逐渐适应了环境温度的变化，系统对COD的去除效果有所好转并趋于稳定，最终稳定在89%左右，出水浓度在31 mg ·L-1左右. 当温度突然升高到35℃，由于微生物没有适应环境温度的突变，ABR对COD的去除效果显著降低，其出水COD浓度高达160 mg ·L-1，系统对COD的去除率也仅有75%，出水浓度达到了75 mg ·L-1. 随着微生物对环境的适应，ABR对COD的去除效果逐渐增强，系统对COD的去除能力也逐渐增强并趋于稳定，最终COD平均去除率稳定在90%，出水平均浓度为28 mg ·L-1. 由试验可知，CAMBR对温度变化的适应能力较强，并能较快地恢复有机物去除能力.图 2 COD浓度及其去除率随时间的变化2.2 对NH+4-N的去除效果整个试验过程中系统随时间变化对NH+4-N的去除效果如图 3所示. 系统进水NH+4-N 浓度为17~30 mg ·L-1. 中温阶段，虽然进水NH+4-N浓度波动较大，但是系统出水NH+4-N 浓度维持在0.7 mg ·L-1以下，去除效果良好，去除率达96%. 这与中温阶段最适合硝化细菌的生长繁殖，活性强，硝化速率高[9]，可有效利用NH+4-N有关，所以能取得很好的去除效果.图 3 NH+4-N浓度及其去除率随时间的变化当温度骤降进入低温阶段，由于低温环境不利于硝化细菌的生长，其活性明显受到抑制[10]，系统出水NH+4-N浓度显著上升，高达10.9 mg ·L-1，其去除效果明显降低，去除率仅有60%. 随着反应器的运行，硝化细菌逐渐适应低温环境，其活性有所增强. 另外，由于SRT较长及MBR膜组件对污泥的截留作用，系统内污泥维持在较高浓度，有利于硝化菌的生长富集[11]，使得NH+4-N去除率有所上升，达到71%左右，出水NH+4-N平均浓度为7 mg ·L-1.当温度突然上升至高温阶段，由于硝化细菌对于环境温度的突变极度不适应，其活性受到抑制，系统出水NH+4-N浓度明显上升，达11 mg ·L-1，其去除率显著降低，仅有58%. 随着微生物对高温环境的适应，系统对NH+4-N的去除能力显著增强并趋于稳定，最终NH+4-N 去除率达到89%左右，出水NH+4-N平均浓度为2.5 mg ·L-1.虽然ABR内有机氮被转化为NH+4-N，由于混合液的回流稀释作用，ABR出水NH+4-N浓度仍有所降低. 3个阶段中，中温阶段系统NH+4-N去除效果最好，高温阶段次之，低温阶段最差，表明为取得较好的NH+4-N去除效果，系统应维持在10℃以上，尽量减小低温对硝化菌的抑制作用. 2.3 对TN的去除效果整个试验过程中随时间变化CAMBR对TN的去除效果如图 4所示. 可知系统进水TN为28~41 mg ·L-1. 由于中温条件最适合硝化细菌的生长繁殖，其活性也较高，系统内NH+4-N 在好氧池和膜池内几乎被完全转化为NO-3-N和NO-2-N，系统出水TN平均浓度为9.3mg ·L-1，TN平均去除率为71%. 膜池内泥水混合液经回流至ABR1号隔室，NO-3-N和NO-2-N 经ABR内反硝化细菌作用转化为N2而得以去除. ABR出水TN浓度为14 mg ·L-1左右，TN 去除率平均为58%. 由此可知，ABR去除了大部分TN. 另外，好氧池和膜池对TN的去除率约为13%，这可能由于膜组件高效截留污泥的作用，膜池内维持了较高的污泥浓度，并且混合不均匀产生了同步硝化反硝化作用[12]，强化了TN的去除. 另外，膜池内好氧微生物利用氮源生长代谢合成自身细胞吸收部分TN，通过排泥也减少了部分TN.图 4 TN浓度及其去除率随时间的变化当温度降到低温阶段，由于低温条件对硝化菌活性产生抑制作用，NH+4-N转化为NO-3-N 和NO-2-N的效果很不理想，回流混合液中NO-3-N和NO-2-N浓度很低，并且低温条件下反硝化速率显著降低[13]，导致反硝化效果较差，进而导致系统TN去除效果也很差. 另外，微生物在低温条件下生长繁殖缓慢，氮素代谢合成利用减缓. 随反应器的运行，微生物对低温环境也逐渐适应，随NH+4-N转化率的提高，TN去除率也有所提高，最终稳定在57%左右，出水浓度为15 mg ·L-1左右，其中，ABR对TN的去除率达53%.由于温度的骤升，高温阶段初期随NH+4-N转化率的骤降，系统TN去除效果明显降低，TN去除率仅有40%，出水TN浓度高达19 mg ·L-1. 随着反应器的运行，微生物对温度的骤变逐渐适应，NH+4-N转化率逐渐提高，系统出水TN去除率也逐步提高，最终升高至70%左右，出水浓度为9 mg ·L-1左右，其中，ABR对TN的去除率达60%.整个试验过程中，TN和NH+4-N的去除率变化趋势基本类似. 中温和高温阶段TN去除效果相差不大，而低温阶段较差. 好氧池和膜池在不同阶段对TN的去除贡献为：中温>高温>低温，同样表明为取得较好的TN去除效果，CAMBR应维持在10℃以上，减小低温对微生物的抑制作用. 2.4 对TP的去除效果整个试验过程中CAMBR随时间变化对TP的去除效果如图 5所示. 系统进水TP浓度为2.4~3.3 mg ·L-1. 整个运行过程中，系统TP去除率与厌氧释磷量呈良好的正相关性; ABR2号隔室TP浓度显著高于进水浓度，表明ABR2号隔室内聚磷菌释磷充分; ABR出水TP浓度显著降低表明ABR3号隔室内反硝化除磷菌吸收了部分TP，有效保证了系统的除磷效果[14,15]，但仍显著高于进水浓度; 在好氧池和膜池内聚磷菌进一步过量吸磷后，最终以剩余污泥的形式排出系统，实现磷的去除.图 5 TP浓度及其去除率随时间的变化中温阶段，系统内微生物活性最高，有机物能充分降解为小分子有机酸，ABR内聚磷菌释磷充分，反硝化除磷菌也能充分吸磷，好氧池和膜池聚磷菌过量吸磷能力最强，TP可被有效去除，系统出水TP平均浓度为0.4 mg ·L-1，去除率达到87%左右.当温度降低到低温阶段，微生物活性受到抑制，ABR内聚磷菌释磷能力减弱[16]，反硝化除磷菌吸磷能力降低，好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力也受到抑制，系统除磷效果明显下降，去除率骤降至38%. 随着反应器的运行，系统内微生物对低温环境逐渐适应，ABR 内聚磷菌释磷能力、反硝化除磷菌吸磷能力和好氧池、膜池内聚磷菌过量吸磷能力同步有所增强，TP的去除率也稳步回升，最终系统TP去除率稳定在67%左右，出水TP平均浓度为1 mg ·L-1. 系统在低温环境下能够较好地除磷，与低温条件下PAOs相比聚糖菌(GAOs)能较多地利用VFAs、抑制聚糖菌对除磷系统的不利影响密切相关[17]. 另外，缺氧反硝化除磷也提高了系统的除磷效能[18]. 此外，复合系统对于环境变化有较强的抗冲击能力，也使得CAMBR在低温环境能取得较好的除磷效果.当温度从低温阶段急剧上升至高温阶段，由图 5可知，ABR内聚磷菌释磷能力、反硝化除磷菌吸磷能力、好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力均显著下降、系统TP去除率骤降至38%，出水TP浓度高达1.9 mg ·L-1，其原因是环境温度的骤变导致微生物活性下降; 虽然温度上升，PAOs 释磷速率增加但吸磷速率降低[19]. 系统经过24 d的运行，其内部微生物逐渐适应了高温环境，ABR内聚磷菌释磷能力、反硝化除磷菌吸磷能力、好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力均得到不同程度的回升，但仍低于中温条件下的除磷效果，这与高温条件下GAOs在吸收基质方面相比PAOs更具优势有关[17]，最终系统TP去除率达到73%，出水TP平均浓度为0.8 mg ·L-1. 相比其他高温条件下强化除磷系统除磷效率急剧下降，甚至崩溃的研究[20]，CAMBR在高温环境仍具有稳定较好的出水. 其原因是ABR特殊的结构具有相分离的功能[21]，使不同厌氧微生物在不同的隔室最适条件下生长，并呈现出了良好的种群分布，强化其原有功能，有利于ABR内聚磷菌释磷能力，反硝化除磷菌吸磷能力，好氧池和膜池内聚磷菌过量吸磷能力的充分发挥.3 CAMBR反应器DGGE图谱分析脱氮除磷反应器中微生物菌群结构复杂，呈多样性分布[22,23]. 采用一些非培养的研究方法(如DGGE、 FISH、 T-RFLP、醌谱和克隆文库技术等方法)对生物脱氮除磷反应器中菌群的研究表明：反应器内微生物菌群呈高度多样性分布，并且多种脱氮除磷功能菌群共同发挥脱氮除磷的功效. DGGE图谱中每一个条带代表着一个细菌种属，而同一图谱中的对应条带的密度则可代表此菌种的丰度. 由图 6可知，CAMBR在不同运行条件下，能够维持多种微生物的存在，使其共同发挥脱氮除磷的功能. 另外，根据生态学中的“多样性导致稳定性原理”，物种多样化具有稳定生态系统的功能特征[24]，可知CAMBR中微生物菌群呈多样性分布有利于反应器获得稳定的脱氮除磷效果. 生物脱氮除磷反应器中微生物菌群呈多样性分布的同时优势菌群突出[25]. 微生物菌群的多样性有利于系统的稳定，同时反应器中优势菌群的种类、数量则可能直接关系到反应器功能的强弱. 从图 6可以看出CAMBR在不同运行条件下菌群结构有所变化，微生物菌群呈多样性分布的同时，优势菌群也格外明显. 部分在接种污泥中存在的微生物，随着反应器运行条件的改变而逐渐被淘汰，A泳道内优势细菌5号和11号在启动过程中逐渐减弱，最终失去优势地位，并且11号优势细菌在后面4个时期内几乎不存在. 条带6和14在接种污泥内并非优势菌种，经过不同运行条件的适应，在后期逐渐演替为优势菌种，说明这些细菌能很好地适应系统环境. 同时，15号条带对应的细菌种属随着反应器的运行逐渐成为顶级优势菌种，对提高污水处理效果起到了至关重要的作用. 伴随CAMBR内菌群结构的不断变化，不同条件下其脱氮除磷效果也不断得到增强，最终系统运行稳定，出水水质较好. 由此可见，CAMBR内菌群结构的变化直接关系到反应器脱氮除磷功能的发挥. 当反应器从中温变为低温和高温后，4、 6、 14和15号条带对应的细菌种属随着反应器的运行逐渐处于优势地位. 由于反应器温度从恒温(25℃)变为中温(25℃±5℃)，运行过程中温度出现明显波动，此时10号条带所代表的菌种在C泳道显示的信号特别强，说明10号菌种在中温(25℃±5℃)条件下得到了大量繁殖和富集. 同时1、 2、 3和15号相对较稳定的功能菌群使得CAMBR功能得到了稳定地发挥.A. 接种污泥;B. 启动;C. 中温;D. 低温;E. 高温图 6 污泥样品的DGGE凝胶图谱4 CAMBR不同区域菌群结构分析CAMBR不同区域菌群结构如图 7所示. 可知，各隔室之间相似性较高，均具有1、 2、3、 5、 6和7号优势菌属. 这与整个系统存在污泥回流现象、使得各个隔室内菌群在同一时期能够保持较高的相似性、微生物菌群结构在相对较短的时间内改变不明显有关. 而ABR内特有的微环境促使各微生物种属的生理状态发生改变，使得不同微生物在不同隔室内发挥不同的功能：ABR1号隔室内反硝化细菌反硝化脱氮、 ABR2号隔室内聚磷菌厌氧释磷、ABR3号隔室内反硝化除磷菌利用硝酸盐反硝化除磷; 而MBR发挥聚磷菌好氧吸磷及硝化细菌硝化作用. 另外，ABR内特有的4号优势菌种与ABR底部尺寸较大的颗粒污泥不参与整个系统的污泥回流有关，进一步稳定了ABR各隔室的原有功能. 可知各优势菌群功能的耦合有效保证了系统的脱氮除磷效果.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
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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。