湖北工业大学废水生物脱氮除磷技术.pptx

单击此处编辑母版标题样式,单击此处编辑母版文本样式,第二级,第三级,第四级,第五级,#,第六章 废水生物脱氮除磷技术,氮、磷污染的环境效应及现状,生物脱氮的基本原理及影响因素分析,生物除磷的基本原理及影响因素分析,废水生物脱氮除磷工艺,概述,国外从,60,年代末开始研究开发废水生物脱氮除磷工艺技术，到,80,年代中期开始成功地应用于城市生活污水和部分工业废水处理工程中，取得了相当大的成功。但由于国内对水体富营养化的问题还没有引起必要的重视，使得国内在污水中营养物去除方面起步较晚。,概述,最近几年来，由于水体富营养化问题的日益严峻，使得国内对污水中氮磷的危害性认识日渐深入，使废水脱氮除磷工艺的研究得到发展。但是大部分污水脱氮除磷工艺仍然是借鉴于国外的工艺，而这些工艺还或多或少地存在一些问题。如何解决现有废水脱氮除磷工艺中存在的问题，提高污水脱氮除磷效率和运行的稳定性，是目前环境工程界亟待解决的问题。,氮、磷污染的环境效应及现状,我国水体富营养化问题已越来越突出，成为近几年我国水体污染中非常严峻的问题。“富营养化”（,Eutrophication,）是湖泊分类方面的概念。湖泊学家认为天然富营养化是水体衰老的一种表现。而过量的植物性营养元素氮、磷进入水体则是人为加速了水体的富营养化过程。,氮、磷污染的环境效应及现状,富含磷酸盐和某些形式氮素的水在光照和其它环境条件适宜的情况下使水体中浮游生物如藻类等过量生长，随后藻类死亡并伴随着异养微生物的代谢，耗尽了水体中的溶解氧，造成了水体质量恶化和水生生态环境结构破坏，这就是所谓的水体富营养化。,氮、磷污染的环境效应及现状,一般认为，当水体中含氮量超过,0.20.3mg/L,，磷含量大于,0.010.02mg/L,，,BOD,5,大于,10mg/L,，在,pH,值,79,的淡水中细菌总数每毫升超过,10,万个，表征藻类数量的叶绿素,-,含量大于,10g/l,时，水体就发生了富营养化。,氮、磷污染的环境效应及现状,水体富营养化是继需氧型污染后我国又一严重的水环境污染问题，尤其是在太湖、滇池、巢湖及众多湖泊水库等缓流水体中，由于藻类生长旺盛，严重影响了水体功能，破坏了水生生态系统，甚至污染和危害了饮用水水源地。,氮和磷的排放会加速导致水体的富营养化，其次是氨氮的好氧特性会使水体的溶解氧降低，此外，某些含氮化合物对人和其他生物有毒害作用。因此，国内外对氮磷的排放标准越来越严格。本章阐述生物脱氮除磷技术。生物脱氮除磷技术是近,20,年发展起来的，一般来说比化学法和物理化学法去除氮磷经济，尤其是能有效地利用常规的二级生物处理工艺流程进行改造达到生物脱氮除磷的目的，是日前应用广泛和最有前途的氮磷处理方法。,废水生物脱氮技术是,70,年代中期美国和南非等国的水处理专家们对化学、催化和生物处理方法研究的基础上，提出的一种经济有效地处理技术。废水生物脱氮有同化脱氮与异化脱氮。同化脱氮是指微生物的合成代谢利用水体中的氮素合成自身物质，从而将水体中的氮转化为细胞成分而使之从废水中分离。通常所说的废水生物脱氮是指异化脱氮。,第一节 生物脱氮原理及影响因素,氮在水中的存在形态与分类,N,无机,N,NO,x,-,-N,(,硝态氮,),T K N,(,凯氏氮,),总,N,(TN),NH,3,-,N,NO,3,-,N,NO,2,-,N,有机,N,（尿素、氨基酸、蛋白质）,生物脱氮原理,1,、有机氮通过氨化作用转变为氨氮；,2,、氨氮通过好氧硝化作用转变成硝态氮（包括,NO,2,-,、,NO,3,-,）。,3,、硝态氮通过厌氧反硝化作用转变为氮气。,1,、,氨化作用,在未经处理的原废水中，含氮化合物主要以有机氮如蛋白质、尿素、胺类化合物、硝基化合物以及氨基酸等形式存在，此外还含有部分氨态氮如,NH,3,和,NH,+,4,-N,。在细菌的作用下，有机氮化合物分解、转化为氨态氮。以氨基酸为例，反应式为：,RCHNH,2,COOH+O,2,RCOOH+CO,2,+NH,3,在活性污泥和生物膜系统内，氨化作用能较完全地发生。,2,、硝化反应过程,硝化反应是在好氧状态下，将氨氮转化为硝酸盐氮的过程。硝化反应是由一群自养型好氧微生物完成的，它包括两个基本反应步骤，,第一阶段,是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐，称为,亚硝化反应,，亚硝酸菌中有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺旋杆菌属和亚硝化球菌属等。,第二阶段,则由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐，称为,硝化反应,，硝酸菌有硝酸杆菌属、螺菌属和球菌属等。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，均是化能自养菌。这类菌利用无机碳化合物如,CO,2,、,CO,3,2-,、,HCO,3,-,等作为碳源，通过与,NH,3,、,NH,4,+,、,NO,2,的氧化反应来获得能量。,废水中的氨氮在硝化细菌的作用下，进一步氧化为硝态氮。此过程包括两个基本反应步骤：由亚硝酸菌（,Nitrosomonas,）参与的将氨氮转化成亚硝酸盐（,NO,2,-,）的反应；由硝酸菌（,Nitrobacter,）参与的将亚硝酸盐转化为硝酸盐（,NO,3,-,）的反应。其中亚硝酸菌有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝酸球菌属等；硝酸菌有硝酸杆菌属、硝酸螺菌属和硝酸球菌属等。,2,、硝化反应过程,亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，它们利用,CO,2,、,CO,3,2-,和,HCO,3,-,等作为碳源，通过,NH,3,、,NH,4,+,或,NO,2,的氧化获得能量。硝化反应过程需在好氧条件下进行，以氧作为电子受体。其反应过程可用下式表示：,亚硝化反应：,NH,4,+,+O,2,+HCO,3,-,NO,2,-,+H,2,O+H,2,CO,3,+,亚硝酸菌 （,13-2,）,2,、硝化反应过程,硝化反应：,NO,2,-,+NH,4,+,+H,2,CO,3,+HCO,3,-,+O,2,NO,3,-,+H,2,O+,硝酸菌 （,13-3,）,总反应：,NH,4,+,+O,2,+HCO,3,-,NO,3,-,+H,2,O+H,2,CO,3,+,微生物细胞 （,13-4,）,2,、硝化反应过程,表,13-1,列出了亚硝化菌和硝化菌的基本特征。由表可见，亚硝化菌和硝化菌的特征基本相似，但亚硝化菌的生长速率较快，世代期较短，较易适应水质水量的变化和其它不利环境条件，但水质水量的变化或不利环境条件较易影响硝化菌。因而当硝化菌的生长受到抑制时，易在硝化过程中发生,NO,2,-,的积累。,2,、硝化反应过程,表,13-1,亚硝化菌和硝化菌的特征,项目,亚硝化菌,硝化菌,细胞形状,椭球或棒状,椭球或棒状,细胞尺寸（,m,）,11.5,0.51.0,革兰氏染色,阴性,阴性,世代期（,h,）,836,1259,自养性,专性,专性,需氧性,严格好氧,严格好氧,最大比增长速率（,g/h,）,0.040.08,0.020.06,产率系数,Y,（,mg,细胞,/mg,基质）,0.040.13,0.020.07,饱和常数,Ks,（,mg/L,）,0.63.6,0.31.7,硝化菌的特点：,硝化菌,亚硝酸菌和硝酸菌的统称,;,硝化菌属于,化能自养菌，革兰氏染色阴性，可生芽孢的短杆状细菌,.,世代周期长。,生物脱氮的,硝化过程,是在,硝化菌,的作用下，将氨态氮转化为硝酸氮。硝化菌是,化能自养菌,，其生理活动不需要有机性营养物质，它从,CO,2,获取碳源，从无机物的氧化中获取能量。,而生物脱氮的,反硝化过程,是在,反硝化菌,的作用下，将硝酸氮和亚硝酸氮还原为气态氮。反硝化菌是,异养兼性厌氧菌,，它只能在无分子态氧的情况下，利用硝酸和亚硝盐离子中的氧进行呼吸，使硝酸还原，所以，环境因素对硝化和反硝化的影响并不相同。,二、生物脱氮过程的影响因素,2.1,硝化反应的影响因素,1,有机碳源,硝化菌是自养型细菌，有机物浓度不是它的生长限制因素，故在混合液中的有机碳浓度不应过高，一般,BOD,值应在,20mg/L,以下。如果,BOD,浓度过高，就会使,增殖速度较高的异养型细菌迅速繁殖,，从而使,自养型的硝化菌得不到优势,而不能成为优占种属，严重影响硝化反应的进行。,2.1,硝化反应的影响因素,2,污泥龄,为保证连续流反应器中存活并维持一定数量和性能稳定的硝化菌，微生物在反应器的停留时间。即污泥龄应大于硝化菌的最小世代时间，硝化菌的最小世代时间是其最大比增长速率的倒数。脱氮工艺的污泥龄主要由亚硝酸菌的世代时间控制，因此污泥龄应根据亚硝酸菌的世代来确定。实际运行中，一般应取系统的,污泥龄为硝化菌最小世代时间的三倍以上,，,并不得小于,35d,，为保证硝化反应的充分进行，污泥龄应大于,10d,。,3,溶解氧,氧是硝化反应过程中的电子复体，所以反应器内溶解氧的高低必将影响硝化的进程。一般应维持混合液的溶解氧浓度为,23mg/L,，溶解氧浓度为,0.50.7mg/L,是硝化菌可以忍受的极限。有关研究表明，当,DO,2mg/L,，氨氮有可能完全硝化，但需要过长的污泥龄，因此，硝化反应设计的溶解氧浓度,2mg/L,。,2.1,硝化反应的影响因素,3,溶解氧,对于同时去除有机物和进行硝化反硝化的工艺，硝化菌约占活性污泥的,5%,左右，大部分硝化菌将处于生物絮体的内部。在这种情况下，溶解氧浓度的增加将会提高溶解氧对生物絮体的穿透力，从而提高硝化反应速率。因此，在污泥龄短时，由于含碳有机物氧化速率的增加，致使耗氧速率增加，减少了溶解氧对生物絮体的穿透力，进而降低了硝化反应速率；相反，在污泥龄长的情况下，耗氧速率较低，即使溶解氧浓度不高，也可保证溶解氧对生物絮体的穿透作用，从而维持较高的硝化反应速率。所以，当污泥龄降低时，为维持较高的硝化速率，则相应地提高溶解氧的浓度。,2.1,硝化反应的影响因素,4,温度,温度不但影响硝化菌的比增长速率，而且影响硝化菌的活性。硝化反应的适宜温度范围是,2030,。,在,535,的范围内，硝化的反应速率随温度的升高而加快。但达到,30,时增加幅度减少,因为当温度超过,30,时,蛋白质的变性降低了硝化菌的活性。当温低于,5,时，硝化细菌的生命活动几乎停止。,2.1,硝化反应的影响因素,5,pH,值,硝化菌对,pH,值的变化非常敏感，最佳,pH,值范围内为,7.58.5,，当,pH,值低于,7,时，硝化速率明显降低，低于,6,和高于,9.6,时,硝化反应将停止进行。由于硝化反应中每消耗,1g,氨氮要消耗碱度,7.14g,，如果污水氨氮浓度为,20mg/L,，则需消耗碱度,143mg/L,。,一般地，污水对于硝化反应来说，碱度往往是不够的，因此应投加必要的碱量，以维持适宜的,pH,值，保证硝化反应的正常进行。,2.1,硝化反应的影响因素,6,C/N,比,在活性污泥系统中，硝化菌只占活性污泥微生物的,5%,左右，这是因为与异养型细菌相比，硝化菌的产率低、比增长速率小。而,BOD,5,/TKN,值的不同，将会影响到活性污泥系统中异养菌与硝化菌对底物和溶解氧的竞争，从而影响脱氧效果。一般认为处理系统的,BOD,负荷低于,0.15 BOD,5,/(gMLSSd),，处理系统的硝化反应才能正常进行。,2.1,硝化反应的影响因素,7,有害物质,对硝化反应产生抑制作用的有害物质主要有重金属，高浓度的,NH,4,+,-N,、,NO,X,-,-N,络合阳离子和某些有机物。有害物质对硝化反应的仰制作用主要有两个方面：一是干扰细胞的新陈代谢，这种影响需长时间才能显示出来；二是破坏细菌最初的氧化能力，这在短时间里即会显示出来。一般来说，同样的毒物对亚硝酸菌的影响比对硝酸菌的影响强烈。,2.1,硝化反应的影响因素,7,有害物质,对硝化菌有抑制作用的重金属有,Ag,、,Hg,、,Ni,、,Cr,、,Zn,等，毒性作用由强到弱，当,pH,值由较高到低时，毒性由弱到强。而一些含氮、硫元素的物质也具有毒性，如硫脲、氰化物、苯胺等，其他物质如酚，氟化物、,CIO4,、,K2CrO4,、三价砷等也具有毒性。一般情况下，有毒物质主要抑制亚硝酸菌的生长，个别物质主要抑制硝酸菌的生长。,2.1,硝化反应的影响因素,3,、反硝化作用,反硝化反应是由一群异养性微生物完成的生物化学过程。它的主要作用是在缺氧（无分子态氧）的条件下，将硝化过程中产生的亚硝酸盐和硝酸盐还原成气态氮（,N,2,）。,反硝化细菌包括假单胞菌属、反硝化杆菌属、螺旋菌属和无色杆菌属等。,它们多数是兼性细菌，有分子态氧存在时，反硝化菌氧化分解有机物，利用分子氧作为最终电子受体。在无分子态氧条件下，,反硝化菌利用硝酸盐和亚硝酸盐中的,N,5+,和,N,3+,作为电子受体。,O,2-,作为受氢体生成,H,2,O,和,OH,-,碱度，有机物则作为碳源及电子供体提供能量，并得到氧化稳定。,反硝化过程中亚硝酸盐和硝酸盐的转化是通过,反硝化细菌,的同化作用和异化作用来完成的。异化作用就是将,NO,2,-,和,NO,3,-,还原为,NO,、,N,2,O,、,N,2,等气体物质，主要是,N,2,。而同化作用是反硝化菌将,NO,2,-,和,NO,3,-,还原成为,NH,3,-N,供新细胞合成之用，氮成为细胞质的成分，此过程可称为同化反硝化。,3,、反硝化作用,硝酸盐还原酶 亚硝酸盐还原酶 氧化还原酶,氧化亚氮还原酶,NO,3,-,NO,2,-,NO N,2,O,N,2,（,13-5,）,3,、反硝化作用,反硝化包括异化反硝化和同化反硝化，以异化反硝化为主,反硝化菌在,DO,浓度很低的环境中，利用硝酸盐中的氧作为电子受体，有机物作为碳源及电子供体而得到降解。当利用的碳源为甲醇时：,NO,3,-,+1.08CH,3,OH+0.24H,2,CO,3,0.056C,5,H,7,CO,2,+0.47N,2,+1.68H,2,O+HCO,3,-,NO,2,-,+0.67CH,3,OH+0.53H,2,CO,3,0.04C,5,H,7,CO,2,+0.48N,2,+1.23H,2,O+HCO,3,-,反硝化反应可使有机物得到分解氧化，实际是利用了硝酸盐中的氧，每还原,1gNO,3,-,-N,所利用的氧量约,2.6g,。,3,、反硝化作用,当缺乏有机物时，则无机物如氢、,Na,2,S,等也可作为反硝化反应的电子供体,（,1,）反硝化菌属于异养型兼性厌氧菌，在缺氧条件下，进行厌氧呼吸，以,NO,3,-,O,为电子受体，以有机物的氢为电子供体。,（,2,）反硝化过程中，硝酸态氮有二种转化途径,同化反硝化（合成细胞）和异化反硝化（还原为,N2,），但以异化反硝化为主。,（,3,）反硝化反应的条件,3,、反硝化作用,反硝化作用是在反硝化细菌参与的条件下，将硝化过程产生的,硝酸盐或亚硝酸盐还原成,N,2,的过程。反硝化菌是一类化能异养兼性缺氧型微生物，其反应需,在缺氧条件下进行,。反硝化过程中反硝化菌利用各种有机基质作为电子供体，以硝态氮为电子受体而进行缺氧呼吸。从,NO,3,-,还原为,N,2,的过程经历了,4,步连续的反应：,3,、反硝化作用,反硝化过程中，反硝化细菌需要有机碳源（如甲醇）作为电子受体，利用,NO,3,-,中的氧进行缺氧呼吸。其反应过程可表示如下：,NO,3,-,+CH,3,OH+H,2,CO,3,N,2,+H,2,O+HCO,3,-,+,微生物细胞 （,13-6,）,NO,2,-,+CH,3,OH+H,2,CO,3,N,2,+H,2,O+HCO,3,-,+,微生物细胞,（,13-7,）,3,、反硝化作用,硝化、反硝化反应中氮的转化,表,1,硝化过程中氮的转化,表,2,反硝化反应中氮的转化,氮,的,氧,化,还,原,态,氨离子,NH,4,+,羟胺,NH,2,OH,0,+,硝酰基,NOH,+,+,亚硝酸根,NO,2,+,+,硝酸根,NO,3,氮,的,氧,化,还,原,态,氨离子,NH,4,+,羟胺,NH,2,OH,0,N,2,+,硝酰基,NOH,+,+,亚硝酸根,NO,2,+,+,硝酸根,NO,3,反硝化反应的条件,DO35,时,即可认为碳源充足；二是外加碳源，多采用甲醇（,CH,3,OH,），因为甲醇被分解后的产物为,CO,2,和,H,2,O,，不留任何难降解的中间产物；三是利用微生物组织进行内源反硝化。,（b,）,pH：,对反硝化反应，最适宜的,pH,是,6.57.5,。,pH,高于,8,或低于,6,，反硝化速率将大为下降。,反硝化过程的影响因素：,（c,）溶解氧浓度：反硝化菌属异养兼性厌氧菌，,在无分子氧同时存在硝酸根离子和亚硝酸根离子的条件下,，它们能够利用这些离子中的氧进行呼吸，,使硝酸盐还原,。另一方面，反硝化菌体内的某些酶系统组分，只有,在有氧条件下,，,才能够合成,。这样，反硝化反应宜于在缺氧、好氧条件交替的条件下进行，溶解氧应控制在,0.5 mg/L,以下。,（d,）温度：反硝化反应的最适宜温度是,2040,，低于,15,反硝化反应速率最低。为了保持一定的反硝化速率，在冬季低温季节，可采用如下措施：提高生物固体平均停留时间；降低负荷率；提高污水的水力停留时间。,在反硝化反应中，最大的问题就是污水中可用于反硝化的有机碳的多少及其可生化程度。,碳源,原水中含有的有机碳,外加碳源，多用甲醇,内源呼吸碳源,细菌体内的原生物质及其贮存的有机物,由上述生物脱氮的经典理论可知，含氮化合物的价态从,-3,到,+5,价，经历了,8,个电子价位的变化，可涉及,9,种氮化合物，其中,4,种为气态，,5,种为离子态。在电子价位如此广泛的变化范围中，若不同价态化合物间存在歧化反应，则可缩短生物脱氮的历程。,由巴茨（,Barth,）开创的传统活性污泥法脱氮工艺为三级活性污泥法流程，它是以,氨化、硝化和反硝化,3,个生化反应过程为基础建立的。其工艺流程如图所示。,三、生物脱氮工艺,1,、传统生物脱氮工艺,传统活性污泥法脱氮工艺（三级活性污泥法流程）,该工艺流程将去除,BOD,5,与氨化、硝化和反硝化分别在三个反应池中进行，并各自有其独立的污泥回流系统。第一级曝气池为一般的二级处理曝气池，其主要功能是去除,BOD,、,COD,，将有机氮转化为,NH,3,-,N,，即完成有机碳的氧化和有机氮的氨化功能。,第一级曝气池的混合液经过沉淀后，出水进入第二级曝气池，称为硝化曝气池，进入该池的污水，其,BOD,5,值已降至,1520mg/L,的较低水平，在硝化曝气池内进行硝化反应，使,NH,3,-,-N,氧化为,NO,3,-,-N,，同时有机物得到进一步离解，污水中,BOD,5,进一步降低。硝化反应要消耗碱度，所以需投加碱，以防,pH,值下降。,硝化曝气池的混合液进入沉淀池，沉淀后出水进入第三级活性污泥系统，称为反硝化反应池，在缺氧条件下，,NO,3,-,-N,还原为气态,N,2,，排入大气。因为进入该级的污水中的,BOD,5,值很低，为了使反硝化反应正常进行，所以需要投加,CH,3,OH,（甲醇）作为外加碳源，但为了节省运行成本，也可引入原污水充作碳源。,为了减少处理设备，根据去除,BOD,和硝化反应都需在曝气好氧条件下进行，故可以将三级活性污泥法脱氮工艺中的去除,BOD,为目的的第一级曝气池和第二级硝化曝气池相合并，将,BOD,去除和硝化两个反应过程放在统一的反应器内进行，于是就产生了两级生物脱氮系统。,2,、二级活性污泥生物脱氮工艺,3,、,缺氧/好氧,（,A,1,/O,）生物脱氮工艺流程,为了克服传统的生物脱氮工艺流程的缺点，根据生物脱氮的原理，在,20,世纪,80,年代初开创了,A,1,/O,工艺流程，如图所示。,生物脱氮工艺将,反硝化反应器,放置在系统之前，所以又称为前置反硝化生物脱氮系统。在反硝化缺氧池中，回流污泥中的反硝化菌利用原污水中的有机物作为碳源，将回流混合液中的大量硝态氮（,NO,X,-,-N,）还原成,N,2,，而达到脱氮目的。然后再在后续的好氧池中进行有机物的生物氧化、有机氮的氨化和氨氮的硝化等生化反应。,A,1,/O,工艺主要优点：,流程简单，构筑物少，只有一个污泥回流系统和混合液回流系统，基建费用可大大节省。,反硝化池,不需外加碳源，降低了运行费用。,A,1,/O,工艺的好氧池在缺氧池之后，可以使反硝化残留的有机污染物得到进一步去除，提高出水水质。,缺氧池,在前，污水中的有机碳被反硝化菌所利用，可减轻其后好氧池的有机负荷。同时缺氧池中进行的反硝化反应产生的碱度可以补偿好氧池中进行硝化反应对碱度的需求的一半左右。,A,1,/O,工艺的主要缺点：,脱氮效率不高，一般为,70%80%,。,此外，如果沉淀池运行不当，则会在沉淀池内发生反硝化反应，造成污泥上浮，使处理水水质恶化。,尽管如此，,A,1,/O,工艺仍以它的突出特点而受到重视，该工艺是目前采用比较广泛的脱氮工艺。该工艺可以将,缺氧池,与,好氧池,建成,合建式曝气池,，中间隔以挡板，前段为缺氧反硝化，后段为好氧硝化。该形式特别便于对现有推流式曝气池进行改造。,合建式,A,1,/O,工艺,生物除磷主要由一类统称为,聚磷菌,的微生物完成。该类微生物均属异养型细菌，,能在细胞内贮存,聚,羟基丁酸,(PHB),和,聚合磷酸盐,(Poly-p),。,聚,羟基丁酸酯,(,简称,PHB),是一种由微生物在不平衡生长条件下存储于细胞内的一种天然高分子聚合物，广泛存在于自然界许多原核生物中。,第二节 生物除磷原理及影响因素,一、生物除磷原理,拟态弧菌的二个聚,-,羟丁酸盐（,PHB,）颗粒,聚磷菌在,厌氧池,中为优势菌种，构成了活性污泥絮体的主体，它将贮存在细胞中,聚合磷酸盐（,Poly-p,）中的磷,通过,水解而释放,出来，并,提供,必需的,能量,，活性污泥在厌氧阶段比其他微生物能更,有效地摄取有机底物,，并,贮存为,PHB,物质,。,COD,主要在厌氧期间内得到去除，而,PHB,的含量也在同一时刻达到最高点。,而在随后的,好氧池,中，聚磷菌所吸收的,有机物,将被,氧化分解,，并提供能量，同时能从污水中不断地、过量地,摄取磷,，在数量上远远超过其细胞合成所需的磷量，将磷以,聚合磷酸盐,的形式储藏在菌体内而形成,高磷污泥,，并且通过剩余污泥系统排出，因而可获得相当好的除磷效果。,在好氧阶段，,积累的,PHB,被作为碳源和能源物质,利用来合成细胞物质或者为降解体外有机物质提供能量。,聚磷菌的作用机理,聚磷菌在厌氧,-,好氧交替运行的系统中有释磷和摄磷的作用，使得它在与其他微生物的竞争中取得优势，从而使磷得到有效的去除。,因为聚磷菌在厌氧条件下能够将其体内储存的聚磷酸盐分解，以提供能量这样使之在与其他微生物竞争中，其他微生物可利用的基质减少，从而不能很好地生长。,二、生物除磷影响因素,1,溶解氧和氧化态氮,溶解氧分别对摄磷和放磷过程影响不同。,（,1,）在厌氧区中必须控制严格的厌氧条件，既没有分子态氧，也没有化合态氧。溶解氧的存在，将抑制厌氧菌的发酵产酸作用和消耗乙酸等低分子脂肪酸物质；硝态氮的存在，影响聚磷菌的代谢，也会消耗部分乙酸等低分子脂肪酸物质而发生反硝化作用，都影响磷的释放，从而影响在好氧条件下对磷的吸收。,（,2,）在好氧区中要供给足够的溶解氧，以满足聚磷菌对,PHB,的分解和摄磷所需。,一般,厌氧段的溶解氧应严格控制在,0.2mg,L,以下,，而,好氧段的溶解氧控制在,2.0mg,L,左右,。,2,污泥龄,由于生物脱磷系统主要是通过排除剩余污泥去除磷的，因此剩余污泥量的多少将决定系统的脱磷效果。,一般污泥龄较短的系统产生较多的剩余污泥,，可以取得较高的脱磷效果。短的泥龄还有利于好氧段控制硝化作用的发生而利于厌氧段的充分释磷，因此，仅以除磷为目的的污水处理系统中，一般宜采用较短的泥龄。,研究表明，当污泥龄为,30,天时，除磷率为,40,，污泥龄为,17,天时，除磷率为,50%,，污泥龄降至,5,天时，除磷率可提高到,87%,。,3,BOD,负荷和有机物性质,一般认为，较高的,BOD,负荷可取得较好的除磷效果，有人提出,BOD/TP,20,是正常进行生物除磷的低限。不同有机物为基质对磷的厌氧释放及好氧摄取也有差别。一般低分子易降解的有机物,易被聚磷菌吸收、诱导磷释放的能力较强,，而高分子难降解的有机物诱导磷释放的能力较弱。,4,温度,温度对除磷效果的影响不如对生物脱氮过程的影响明显，因为在高温、中温、低温条件下，不同的菌群都具有生物除磷的能力，在,5,30,的范围内，都可以得到很好的除磷效果，但低温运行时厌氧区的停留时间要低一些。,5,pH,值,pH,值在,6,8,的范围内时，磷的厌氧释放比较稳定。,pH,值低于,6,时生物除磷的效果会大大下降。,废水生物除磷的工艺流程一般由厌氧池和好氧池组成。,A/O,（厌氧,好氧生物除磷）工艺,Phostrip,（旁流除磷）工艺,是两种基本的生物除磷工艺。,三、生物除磷工艺,1,、厌氧,/,好氧（,A,2,/O,）生物除磷工艺,A,2,/O,除磷工艺由前段厌氧池和后段好氧池串联组成；,前段为,厌氧池,，城市污水和回流污泥进入该池，并借助水下推进式搅拌器的作用使其混合。回流污泥中的,聚磷酸在厌氧池可吸收去除一部分有机物，同时释放出大量磷,。,然后混合液流入后段,好氧池,，污水中的有机物在其中得到氧化分解，同时聚磷菌将不断地、超量地摄取污水中的磷，然后通过排放高磷剩余污泥而使污水中的磷得到去除。,好氧池在良好的运行状况下，剩余污泥中磷的含量,在,2.5%,以上,，整个,A,2,/O,工艺的,BOD,5,去除率大致与一般活性污泥法相同，而磷的去除率为,70%80%,，处理后出水的磷浓度一般都小于,1.0mg/L,。,A,2,/O,除磷工艺流程图,A,2,/O,生物除磷工艺的主要特点,1,、工艺流程简单。,2,、厌氧池在前、好氧池在后，有利于抑制丝状菌的生长。混合液的,SVI,小于,100,，污泥易沉淀，不易发生污泥膨胀，并能减轻好氧池的有机负荷。,3,、在反应池内，水力停留时间较短，一般厌氧池的水力停留时间为,12h,，好氧池的水力停留时间为,24h,，总共为,36h,。厌氧池,/,好氧池的水力停留时间之比一般为,1:,（,23,）。,A,2,/O,生物除磷工艺的主要特点,4,、剩余活性污泥含磷率高，一般为,2.5%,以上，故污泥肥效好。,5,、除磷率难于进一步提高。当污水,BOD,浓度不高或含磷量高时，则,P/BOD,5,比值高，剩余污泥产量低，使除磷率难于提高。,6,、当污泥在沉淀池内停留时间较长时，则聚磷菌会在厌氧状态下产生磷的释放，从而降低该工艺的除磷率，所以应注意及时排泥和使污泥回流。,2,、,Phostrip,除磷工艺,Phostrip,工艺是由,Levin,在,1965,年首先提出的。该工艺是在回流污泥的分流管线上增设一个,脱磷池,和,化学沉淀池,而构成的。,该工艺将,A,2,/O,工艺的厌氧段改造成类似于普通重力浓缩池的磷解吸池，部分回流污泥在磷解吸池内厌氧放磷，污泥停留时间一般为,512h,，水力表面负荷应小于,20m,3,/,（,m,2,d,）。经浓缩后污泥进入缺氧池，解磷池上层清液含有高浓度的磷（可高达,100mg/L,以上），将此上层清液排入石灰混凝沉淀池进行化学处理生成磷酸钙沉淀，该含磷污泥可作为农业肥料，而混凝沉淀池出水应流入初沉池再进行处理。,Phostrip,工艺不仅通过高磷剩余污泥除磷，而且还通过化学沉淀除磷。该工艺具有生物除磷和化学除磷双重作用，所以,Phostrip,工艺具有高效脱氮除磷功能。,Phostrip,工艺流程图,Phostrip,工艺受外界条件影响小，工艺操作灵活，脱氮除磷效果好且稳定。但该工艺存在流程复杂、运行管理麻烦、处理成本较高等缺点。,1,、,Bardenpho,工艺,Bardenpho,工艺是在,A,1,/O,脱氮工艺的基础上又增设了一个缺氧段,和好氧段,，所以该工艺又称四段强化脱氮工艺。,增设的缺氧段,能对从好氧段,流入的混合液中的,NO,3,-,-N,在反硝化菌作用下进行反硝化脱氮，使该工艺的脱氮率高达,90%95%,，而增设的好氧段,能提高出流混合液中的,DO,浓度，防止在沉淀池内因缺氧产生反硝化，干扰污泥的沉降，从而改善了沉淀池中污泥的沉降性能。,第三节 废水同步脱氮除磷工艺,Bardenpho,工艺流程图,原污水进入缺氧池,，从好氧池,流出的含硝态氮的混合凝回流至缺氧池,，回流污泥也流入缺氧池,，在此进行反硝化脱氮。然后厌氧池流出的混合液进入好氧池,，在此主要进行,BOD,去除与氨氮的硝化。由于好氧池,的,BOD,浓度还比较高，硝化菌受到异养微生物的抑制，故硝化程度较低，产生的,NO,3,-,-N,较少。另外由于,NO,X,-,-N,没有得到有效的去除，所以，摄磷的效果也不会太好。,混合液进入缺氧池,，在该池进行脱氮，然后再进入好氧池,进行硝化，同时进一步去除,BOD,。最后混合液流入沉淀池进行泥水分离，上层清液被排放，沉淀下来的高磷污泥一部分作为回流污泥回流至厌氧池,，另一部分作为剩余污泥排出。,由此可见，,BOD,去除、硝化、反硝化,等生化反应在该工艺流程中都反复进行了二次或二次以上，所以，,Bardenpho,工艺的脱氮效果好，但除磷效果差，同时这种工艺还存在反应池多、工艺与运行复、处理成本高等缺点。,2,、,Phoredox,脱氮除磷工艺（改良,Bardenpho,工艺）,四段,Berdenpho,工艺脱氮率高，但除磷效果差，为了提高除磷率，,Phoredox,工艺在,Bardenpho,工艺的基础上，在第一个缺氧池前增加了一个厌氧段。,Phoredox,工艺流程图,Bardenpho,工艺本身也具有同时脱氮除磷的功能，但,Phoredox,工艺在缺氧前增设了一个厌氧池，保证了磷的释放，从而保证了在好氧条件下有更强的吸收磷的能力，提高了除磷的效率。最终，好氧段（,）为混合液提供短暂的曝气时间，也会降低二沉池出现厌氧状态和释放磷的可能性。,Phoredox,工艺的泥龄较长，一般设计值取,1020d,，为达到污泥稳定，泥龄值还可取得更长，从而增加了碳氧化的能力。,Phoredox,工艺的缺点是污泥回流携带硝酸盐回到厌氧池会对降磷有明显的不利影响，且受水质影响较大，对于不同的污水，除磷效果不稳定。,3,、厌氧,缺氧,好氧生物脱氮除磷工艺（,A,2,/O,工艺）,A,2,/O,工艺是,Anaerobic-Anoxic-Oxic,的英文缩写，,它是,厌氧,缺氧,好氧,生物脱氮除磷工艺的简称，,A,2,/O,工艺于,70,年代由美国专家在厌氧,-,好氧除磷工艺（,A,2,/O,工艺）的基础上开发出来的，该工艺同时具有脱氮除磷的功能。,该工艺在厌氧,-,好氧除磷工艺（,A,2,/O,工艺）加一缺氧池，将好氧池流出的一部分混合液回流至缺氧池前端，以达到硝化脱氮的目的。,A,2,/O,生物脱氮除磷工艺流程图,在首段,厌氧池,主要是进行,磷的释放,，使,污水中,P,的浓度升高,，,溶解性有机物被细胞吸收而使污水中,BOD,浓度下降,；另外,NH,3,-,-N,因细胞的合成而被去除一部分，使污水中,NH,3,-,-N,浓度下降，但,NO,3,-,-N,含量没有变化。,在,缺氧池,中，反硝化菌利用污水中的有机物作碳源，将回流混合液中带入的大量,NO,3,-,-N,和,NO,2,-,-N,还原为,N,2,释放至空气中，因此,BOD,5,浓度继续下降,，,NO,3,-,-N,浓度大幅度下降，而磷的变化很小。,在,好氧池,中，有机物被微生物生化降解后浓度继续下降；有机氮被氨化继而被硝化，使,NH,3,-,-N,浓度显著下降，但随着硝化过程的进展，,NO,3,-,-N,的浓度增加，,P,将随着聚磷菌的过量摄取，也以较快的速率下降,。,所以，,A,2,/O,工艺它可以同时完成有机物的去除、硝化脱氮、磷的过量摄取而被去除等功能，脱氮的前提是,NH,3,-,-N,应完全硝化，好氧池能完成这一功能；缺氧池则完成脱氮功能。,A,2,/O,工艺的特点,厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件和不同种类微生物菌群的有机配合，能同时具有,去除有机物,、,脱氮、除磷,的功能。,在同时脱氮除磷去除有机物的工艺中，该工艺流程最为简单，总的水力停留时间也少于同类其他工艺。,在厌氧,-,缺氧,-,好氧交替运行下，丝状菌不会大量繁殖，,SVI,一般少于,100,，不会发生污泥膨胀。,污泥中磷含量高，一般为,2.5%,以上。,厌氧,-,缺氧池只需轻搅拌，使之混合，而以不增加溶解氧为度。,沉淀池要防止发生厌氧、缺氧状态，以避免聚磷菌释放磷而降低出水水质，以及反硝化产生,N,2,而干扰沉淀。,脱氮效果受混合液回流比大小的影响，除磷效果则受回流污泥中挟带,DO,和硝酸态氧的影响，因而脱氮除磷效率不可能很高。,A,2,/O,工艺的缺点,除磷效果受污泥龄、回流污泥中含溶解氧和,NO,3,-,-N,浓度限制；,脱氮效果取决于混合液回流比，故脱氮效果不能满足较高要求。,SBR,工艺的特点,工艺简单，处理构筑物少，无二沉池和污泥回流系统，基建费和运行费都较低。,SBR,用于工业废水处理，不需设置调节池。,污泥的,SVI,值较低，污泥易于沉淀，一般不会产生污泥膨胀。,调节,SBR,运行方式，可同时具有却除,BOD,和脱氮除磷的功能。,当运行管理得当，处理水水质优于连续式活性污泥法。,SBR,的运行操作、参数控制应实施自动化操作管理，以便达到最佳运行状态,SBR,工艺的脱氮除磷运行工序,根据生物脱氮除磷的机理，当生化反应过程中存在着好氧和缺氧状态，则污水中有机物和氮就可以通过微生物氧化降解与硝化,/,反硝化而得到有效去除。,当生化反应过程中存在着厌氧和好氧状态，则污水中有机物和磷就可以通过微生物氧化降解与聚磷菌的放磷,/,摄磷作用而得到有效去除。,如果要同时去除污水中的有机碳源、氮和磷，则可在生化反应过程中设置厌氧、缺氧和好氧状态。所以，,SBR,工艺可根据要求脱氮除磷的功能，通过改变典型的,SBR,运行工序来实现。现简要介绍,SBR,工艺的三种运行工序。,1,SBR,工艺的脱氮运行工序,SBR,工艺的脱氮运行工序的功能是去除污水中有机污染物和脱氮。对此，在,SBR,典型运行工序的基础上增加停曝搅拌工序。,阶段仍为污水流入工序。,阶段也为 曝气反应工序,此时除进行有机物生化降解外,还要进行氨氮的硝化。,阶段是停曝搅拌工序,在该阶段内停止曝气,采用潜水搅拌机对其混合液进行搅拌混合，反硝化细菌进行反硝化脱氮,.,由于全部混合液均进行反硝化,总的脱氮效率能达到,70%,左右；,阶段和,阶段与典型,SBR,运行工序相同，分别为排水工序和排泥待机工序。,