UCT生活污水脱磷除氮效果研究

毕业设计（论文）题 目 UCT生活污水脱磷除氮效果研究 系 （部） 制药与环境工程系 专 业 环境监测与治理技术指导教师 梁贤君（校内）作 者 王波 完成日期 2012.5.15 摘要水是人类生存的生命线，是经济发展和社会进步的生命线，是实现可持续发展的重要物质基础。为加强水污染防止，我们应在加大环境执法检查和环境影响评价等推进工业废水、废气治理的基础上，加强城市的综合卫生管理，使街面保持干净，减少因风吹、雨水等因素将脏物带入河流也非常重要。这就需要对自由市场、餐馆、外来人口聚居区进行严格的卫生管理，对建设工地卫生实行严格监督，对产生污染的路边小生意、洗车点或进行环境改造、或取缔。同时，应健全垃圾处理站点网络（尤其是公共场所），让人们垃圾有处可弃，减少因无垃圾站（箱）而导致的垃圾随意丢弃。应在沿河设置一些公共厕所，让在外活动的人们感到方便，减少因为没有厕所而将河沿当厕所的现象。并加强对大众加强保护水质的教育，除了沿河树立一些警示牌，呼吁人们注意保护水质外，新闻媒体继续对大众进行环境保护的教育和监督。为了更好的对污水进行处理，消除污水中的氮、磷成分，我们对UCT脱氮除磷效果的研究以期为人们创造更安全的饮水环境。 UCT工艺是一项新的污水处理工艺，在脱氮、除磷及除磷脱氮方面有独特的效果。因此，研究UCT工艺的设计技术能够为改善城市废水的脱氮除磷效果提供重要的理论基础。多功能UCT工艺，可根据水质、水量的变化以及季节的不同将系统灵活调整为常规UCT、改良UCT、A2/0和倒置A2/O等四种不同的处理工艺，从而保证了在不同的环境条件下均能达到最佳的运行工况，运行结果表明，该工艺具有较高的COD、BOD、SS去除率。目录前言51、UCT工艺6 1.1、UCT工艺简介6 1.2、UCT工艺影响条件7 1.2.1、负荷的影响7 1.2.2、溶解氧的控制7 1.2.3、 污水的进水总磷的浓度偏高7 1.2.4、进水的 pH值不稳定7 1.2.5、泥龄过长 7 1.2.6、浓缩和脱水的上清液二次释放7 1.2.7、 厌氧段停留时间8 1.2.8、水温的影响8 1.3、UCT一般设计参数8 1.4、UCT反应池设计92、 A2/O工艺10 2.1、传统A2/O工艺10 2.2、改良版A2/O工艺10 2.3、倒置A2/O工艺的原理与特点研究112.3.1、材料与方法112.3.2、实验结果与讨论11 2.3.2.1、短时厌氧环境及其对聚磷菌的影响12 2.3.2.2、厌氧、缺氧环境倒置对聚磷菌的影响15 2.3.3、倒置A2/O工艺的特点163、 水样中化学需氧量（COD）的测定18 3.1、基本原理18 3.2、主要试剂18 3.3、实验方法18 3.4、COD除去率194、 TN（总氮）的监测21 4.1、定义21 4.2、监测目的21 4.3、TN的测定原理21 4.4、仪器及试剂224.4.1、仪器224.4.2、试剂22 4.5、TN（总氮）测定实验步骤225.5.1、校准曲线的绘制22 4.6、样品测定步骤23 4.6.1、空白试验 23 4.6.2、实验结果处理和计算23 4.7、注意事项23 4.8、除去率245、总磷26 5.1、定义26 5.2、仪器及试剂26 5.2.1、仪器26 5.2.2、试剂26 5.3、实验步骤27 5.3.1预处理（过硫酸钾消解）27 5.3.2、样品测定27 5.4、除去率28 5.5、注意事项29结论：30参考文献31致谢32前言长期以来，城市生活污水的处理均以去除有机物和悬浮固体为目标，并不考虑对氮、磷等无机营养物的去除。随着污水排放总量的不断增加，以及化肥、合成洗涤剂等广泛应用，废水中氮、磷营养物质对环境所造成的影响也逐渐引起了人们的注意。另外随着水资源的日益紧张，城市生活污水越来越多要求回用，如二级处理采用普通活性污泥法，主要是降低污水中以BOD、COD综合指标表示的含碳有机物和悬浮固体的浓度，污水中氮、磷的去除仅限于微生物细胞由于生理上的需要而从污水中摄取的数量，去除率很低，氮的去除率为2O 4O ，磷的去除率仅为l O 3 O 。一般工业循环水要求N H N l Omtg，这对氨氮的去除率要求很高，而常规的混凝、沉淀、过滤的后续处理工艺对氨氮的去除率很低，只有l O2O，根本不能满足对氨氮的去除要求。化学方法虽然可以有效地去除废水中的磷，但纯化学方法运行操作复杂，费用较高。因此，生物除磷脱氮技术由于其优越性取得了飞速的发展，在实践中得以广泛地应用。近2 O年来，污水除磷脱氮技术一直是污水处理领域的热点也是难点。l 9 8 3年国际水污染控制和研究协会在哥本哈根举行了第一次氮磷去除国际会议，这是污水除磷脱氮技术研究和工程应用取得重大进展的重要标志。所有生物除磷脱氮工艺都包含厌氧、缺氧、好氧三个不同过程的交替循环，主要有三个系列：(1)A O；(2)氧化沟；(3)序批式反应器(sBR)。 UCT工艺与A2/O工艺不同之处在于沉淀池污泥回流到缺氧池而不是回流到厌氧池，这样可以防止由于硝酸盐氮进入厌氧池，破坏厌氧池的厌氧状态而影响系统的除磷率。增加了从缺氧池到厌氧池的混合液回流，由缺氧池向厌氧池回流的混合液中含有较多的溶解性BOD，而硝酸盐很少，为厌氧段内所进行的有机物水解反应提供了最优的条件。在实际运行过程中，当进水中总凯氏氮TKN与COD的比值高时，需要降低混合液的回流比以防止NO3-进入厌氧池。但是如果回流比太小，会增加缺氧反应池的实际停留时间，而实验观测证明，如果缺氧反应池的实际停留时间超过1h，在某些单元中污泥的沉降性能会恶化。 UCT生活污水脱磷除氮效果研究 UCT工艺1.1、UCT工艺简介UCT( University of Cape town)工艺是南非开普敦大学提出的一种脱氮除磷工艺，是一种改进的A2/O工艺，此工艺中，厌氧池进行磷的释放和氨化，缺氧池进行反硝化脱氮，好氧池用来去除BOD、吸收磷以及硝化。由于A2/O工艺中回流污泥的NO3-N 回流至厌氧段，干扰了聚磷菌细胞体内磷的厌氧释放，降低了磷的去除率，使脱氮除磷效果难于进一步提高，在这种情况下，UC工艺产生了。UCT工艺将回流污泥首先回流至缺氧段，回流污泥带回的NO3-N 在缺氧段被反硝化脱氮，然后将缺氧段出流混合液部分再回流至厌氧段。由于缺氧池的反硝化作用使得缺氧混合液回流带入厌氧池的硝酸盐浓度很低，污泥回流中有一定浓度的硝酸盐，但其回流至缺氧池而非厌氧池，这样就避免了NO3-N对厌氧段聚磷菌释磷的干扰，使厌氧池的功能得到充分发挥，既提高了磷的去除率，又对脱氮没有影响，该工艺对氮和磷的去除率都大于70 %。UCT工艺减小了厌氧反应器的硝酸盐负荷，提高了除磷能力，达到脱氮除磷目的。但由于增加了回流系统，操作运行复杂，运行费用相应UCT工艺流程图1.2、UCT工艺影响条件影响生物除磷的因素比较多，就目前对两种UCT工艺影响条件分析来看，主要为以下因素及控制要求：1.2.1负荷的影响。进水浓度有机物不够，特别是厌氧进水口挥发性脂肪酸(VFA )偏低不能达到处理需求，或负荷的冲击过大，一般 (F/M )负荷应该控制在 0.1 0.18 kg BOD5 / ( kg MLVSSd)是比较稳定的。1.2. 2、溶解氧的控制。厌氧段的厌氧效果不好即达不到绝对厌氧的效果，既溶解氧在0.2 mg /L以下，甚至0mg/L，同时硝态氮的浓度在 4mg /L以下 (否则必须降低回流比 )使磷得到充分释放，或者是好氧段溶解氧不足，好氧吸收磷不充分，出水口溶解氧过低，造成二沉池二次释磷，都会影响到出水TP的达标，就要求生物池好氧廊道0.5 3mg /L，末端控制在2 4mg /L。1.2.3、 污水的进水总磷的浓度偏高。超过实际设计数值， 即进入厌氧段的污水中 BOD5 /TP小于20，甚至小于10，这种情况，可以做初沉池超越，提高负荷，或者升级改造进行化学除磷。1.2.4、进水的 pH值不稳定。工业酸性废水或其他会突然改变污水系统 pH 值的水源进入，会直接影响总磷在厌氧段释放，运行管理中要避免 pH值的冲击，否则除磷能力将大幅度下降，甚至完全丧失，例如进水 pH值突然降低，会导致细胞结构和功能损坏，细胞内聚磷在酸性条件下被水解，从而导致磷的快速释放，影响除磷效果。1.2.5、泥龄过长。一般控制在 8 20 d，聚磷菌是世代时间3 d的微生物，硝化菌为长世代 (30d)时间微生物，聚磷菌和硝化菌在泥龄上存在矛盾。若泥龄太长不利于除磷；龄太短， 硝化菌无法存活。 1.2.6、浓缩和脱水的上清液二次释放。在污泥处理过程中时间停留过长，造成磷二次释放到浓缩和脱水的上清液中，上清液随着进水重新进入系统，增大了系统磷的负荷，甚至造成磷在整个系统中反复循环富集，使出水总磷严重不达标。1.2.7、 厌氧段停留时间。污水污泥混合液经过 2 h厌氧后，磷的释放已甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，在有效释放过程中，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，厌氧段每释放1mgP，在好氧条件下可吸收 2.0 2.4 mgP；厌氧时间加长，无效释放会逐渐增加，平均厌氧释放 1mgP，所产生的好氧吸磷能力将降至 1 mgP以下，甚至达到 0.5mgP。因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好。在一般情况下，厌氧区的水力停留时间 1 1.5 h，即可满足要求。1.2.8、水温的影响。硝化菌对温度的变化很敏感，一般生物池系统温度在 12 35 之间，生产中冬季由于温度偏低硝化效果受到抑制，只能勉强维持，为保障氨氮出水达标，采用增大泥龄来应付低温对硝化的影响，但对出水TP会造成影响，所以冬季要采取提高生物池污泥浓度和控制泥龄，来平衡硝化和除磷。 其他回流系统。外回流一般控制在50 % 65 % (依据厌氧段的NO3 - N浓度小于4 mg /L以内)，回流过低会造成二沉的污泥停留时间过长，在二沉形成磷的二次释放。好氧回流控制在100 %，UCT工艺中要保障缺氧处于最大回流状态，实际控制在150 %。 1.3、UCT一般设计参数污泥负荷：0.050.15 kgBOD5/kgMLVSSd；污泥浓度：20004000 mg/L；污泥龄：1018 d；污泥回流：40%100 %，好氧池（区）混合液回流：100%400 %，缺氧池（区）混合液回流：100%200 %；停留时间：厌氧池（区）水力停留时间：12h，缺氧池（区）水力停留时间：23h，好氧池（区）水力停留时间：614h。郑州市马头岗污水处理厂设计设计水量 30 万 m3/ d，采用 UCT 处理工艺1.4、UCT反应池设计考虑马头岗污水处理厂收水系统内的实际污水量已经接近设计规模 ,故反应池按 36 万 m3/ d 规模进行校核设计。全厂设 4 组 UCT 反应池,厌氧池总池容36 480 m3,缺氧池总池容 39 600 m3,好氧池总池容153 400 m3(其中机动段为 28 950 m3) ,总池容为229 480 m3。设计产泥系数 0. 91 ,缺氧池和好氧池的 ML SS为3 g/ L ,厌氧池 ML SS为 1. 8 g/ L ,校核流量时泥龄 12 d (不包括厌氧泥龄) ,其中缺氧泥龄为 2. 4 d , 好氧泥龄为 9. 6 d。设计水温 12 ,有效水深 6 m。二沉污泥回流比 50 %100 % ,缺氧到厌氧的回流比为150 % ,好氧到缺氧的回流比为 150 %。全厂剩余污泥量为 39 585 kg/ d (30 万 m3/ d时) ,校核流量时为 47 502 kg/ d。总供气量为110 800 Nm3/ h , 校核流量时气水比为 7. 6 1。2、A2/O工艺 21、传统A2/O工艺A O是2O世纪7O年代在厌氧缺氧 工艺上开发出来的同步除磷脱氮工艺，传统A O 法即厌氧一缺氧一好氧活性污泥法。污水在流经三个不同功能分区的过程中，在不同微生物菌群作用下，使污水中的有机物、氮和磷得到去除。其流程简图见图l。原污水的碳源物质(BOD)首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种，为除磷创造了条件，然后污水进入缺氧池，反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中，达到脱氮的目的。A2/O工艺的优点是可以充分利用硝化液中的硝态氧来氧化BOD ，回收了部分硝化反应的需氧量，反硝化反应所产生的碱度可以部分补偿硝化反应消耗的碱度，因此对含氮浓度不高的城市污水可以不另外加碱来调节p H 。本工艺在系统上是最简单的除磷脱氮工艺，总的水力停留时间小于其它同类工艺；在厌氧(缺氧)、好氧交替运行的条件下，丝状菌不能大量繁殖，无污泥膨胀之虞，SVI一值小于l00，利于处理后污水与污泥的分离；厌氧池与缺氧池只设水下搅拌器，使污水与污泥充分接触，所需电量小，运行成本也低。传统A2/O法的布置形式即聚磷菌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其重要的意义，厌氧区在前可以使聚磷微生物优先获得碳源井得以充分释磷。传统A2/O 法的缺点：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；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；由于存在内循环，常规工艺系统所排放的剩余污泥中实际只有少部分经历了完整的放磷、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，这对于系统除磷是不利的。为了降低回流污泥中的硝酸盐，必须提高混合液回流量，回流量的提高增加电耗。 2.2、改良版A2/O工艺A2/O工艺的第一个缺点，即由于厌氧区居前，回流污泥中的硝酸盐对厌氧区产生不利影响，改良A2/O工艺在厌氧池之前增设厌氧 缺氧调节池，来自二沉池的回流污泥和l O 左右的进水进入调节池，停留时间为2O3Omin，微生物利用约l O 进水中有机物去除回流污泥中的硝态氮，消除硝态氮对厌氧池的不利影响，从而保证厌氧池的稳定性。改良A2/O工艺虽然解决了传统A2O工艺中厌氧段回流硝酸盐对放2氧化沟工艺氧化沟是由活性污泥法演变发展成的一种新型污水处理工艺，它在水力流态上不同于传统活性污泥法，是一种首尾相接的循环流，污泥与污水的混合液保持V O3mS的水平推进速度，使污水的污泥的传质作用不断进行，效率很高，通过采取延时曝气，也使污水净化的同时，污泥得到稳定。目前在国内外较为流行的氧化沟有：卡鲁塞尔氧化沟、奥伯尔氧化沟、双沟式氧化沟、三沟式氧化沟及A2O法氧化沟。氧化沟是活性污泥法的一种改进型，具有除磷脱氮功能，废水和活性污泥的混合液在氧化沟中不断循环流动，因此氧化沟又名“连续循环曝气法”。由于其曝气装置动力小，使池深及充氧能力受到限制，导致占地面积大，土建费用高，其推广运用受到影响。磷的影响，但增加调节池，占地面积及土建费用需相应增加。 2.3、倒置A2/O工艺的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，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；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；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；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。 2.3.1、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)400-800MLSS(g/L)3.0-4.0BOD5(mg/L)150-450VSS/SS0.60-0.64TN(mg/L)45-65N含量（mgN/gVSS)110-130TP(mg/L)2.5-10.0P含量（mgN/gVSS)48-60VFA(mg/L)25-173SVI180-230 2.3.2、试验结果与讨论 2.3.2.1、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。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1520 r/min，柱上方均设有盖板。 柱1作挂膜运行，HRT2030 h，温度为2429。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 =23 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。 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23 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(ad)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：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。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)。 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。 2.3.2.2、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1520 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/(hgVSS)，柱2为280 mgN/(hgVSS)，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0.51.0左右，内循环比则在2.03.0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。 2.3.3、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):O1:1:2，二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23 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。可以说，倒置A2/O工艺在COD去除能力方面与常规A2/O工艺相当，是令人满意的。但值得注意的是，两系统的氮磷脱除功能有明显差异。系统1(倒置A2/O工艺)的出水TN是8.9mg/L，去除率为84.7%；系统2(常规A2/O工艺)的出水TN是14.9 mg/L，去除率为74.4%。系统1的TN去除率比系统2整整高出10%。同样还观察到，系统1的出水TP仅为0.67 mg/L，其TP去除率比系统2高出近9%。两系统出水水质的这种显著差异说明倒置A2/O工艺的氮磷脱除功能的确优于常规A2/O工艺。表2 倒置与常规A2/O工艺运行参数运行条件与效果倒置A2/O工艺（系统1）倒置A2/O工艺（系统2）温度（）29.629.6HRT（h）88DO（mg/L)1.82.0回流比污泥回流2.00.71内循环01.80合计2.02.51MLVSS（mg/L)21171960泥龄（d）1212COD（mg/L)进水446446出水39.938.7去除率（%）91.191.3TN（mg/L)进水58.158.1出水8.914.9去除率（%）84.774.4TP(mg/L)进水9.69.6出水0.671.51去除率（%）93.084.34、水样中化学需氧量（COD）的测定 4.1、基本原理 COD是指水体中易被强氧化剂氧化的还原性物质所消耗的氧化剂的量，换算成氧的含量（mg/L）。测定时，在水样中加入H2SO4及一定量的KMnO4溶液，置沸水浴中加热，使其中的还原性物质氧化，剩余的KMnO4溶液用一定量过量的Na2C2O4还原，再以KMnO4标准溶液返滴定Na2C2O4的过量部分，反应的方程式为：测定结果的计算式为：4.2、主要试剂KMnO4溶液 0.02mol/L,0.002mol/L Na2C2O4标准溶液 0.005mol/L 1:3 H2SO4 4.3、实验方法 4.3.1、取20.00mL混合均匀的水样（或适量水样稀释至20.00mL）置250mL磨口的回流锥形瓶，准确加入10.00ml 0.25mol/L重铬酸钾标准溶液及数粒洗净的玻璃珠或沸石，连接磨口回流冷凝管，从冷凝管上口慢慢地加入30 ml硫酸-硫酸银溶液，轻轻摇动锥形瓶使溶液混匀，加热回流2小时（自开始沸腾时计时）。 4.3.2、冷却后，用90mL水从上部慢慢冲洗冷凝管壁，取下锥形瓶。溶液总体积不得少于140mL,否则因酸度太大,滴定终点不明显。 5.3.3、溶液再度冷却或，加三滴试亚铁灵指示剂，用硫酸亚铁铵标准溶液滴定，溶液的颜色由黄色经蓝绿色至红褐色即为终点，记录硫酸亚铁铵标准溶液的用量。 4.3.3、测定水样的同时，以20.00mL蒸馏水，按同样操作步骤作空白试验。记录滴定空白时硫酸亚铁铵标准溶液的用量。注：测定范围为50mg/L700mg/L。缺点：1、 耗时太多，每测定一个样需回流2个小时2、 回流设备占用的空间大，使批量测定出现困难；3、 分析费用较高，特别是硫酸银4、 回流水的浪费；5、 毒性的汞盐易造成二次污染。4.4、COD除去率日期空白/mL水样1/mL水样2/mL稀释倍数C（NH4)2Fe(SO4)2COD(O,mg/L)备注（27L)2012.3.524.7223.4023.42200.097581024引进污水2012.3.724.5823.4023.37200.09758932.92012.3.924.2323.1423.09200.09758870.42012.3.1224.6223.2323.46200.09758917.3引进污水2012.3.1424.3723.2523.21200.09758890.02012.3.1623.6022.6922.49200.09758788.42012.3.2022.1921.0821.04200.09758882.1引进污水2012.3.2223.9123.2722.21200.09758523.02012.3.2625.0324.5624.52200.09835385.5引进污水2012.3.2824.9524.5424.56100.09835157.42012.3.3025.3024.9725.01100.09835122.02012.4.625.2424.9224.90100.09835129.8引进污水2012.4.925.2624.9924.97100.09835110.22012.4.1624.7324.0924.1350.09835122.0引进污水2012.4.1825.1923.7223.6820.09835117.22012.4.2325.1522.3922.4000.09781107.9引进污水2012.4.2525.1022.3822.3400.09781107.2去除率（/%)8.89615.0010.2413.0923.0113.8648.9362.3584.6388.0987.3289.2488.0988.5589.4689.53时间/d2479111517212325323542444951水量/L40406767679494121121121148148176176203203由COD的去除率与时间关系图可知:(1).在接入活性污泥初期到15天左右的COD去除率表化不大且去除率低的主要是:1.由于接入的活性污泥中的微生物还处于适应期也就是驯化阶段故COD去除率变化不大去除率低；2.由于生活污水中含有大量的溶解性有机物，所以初期的去除率小。3.由于没有回流或曝气时间短等因数导致COD初期去除率小。（2）.在接入活性污泥的15天左右到24天左右的COD的去除率突然变大，其原因是活性污泥中的微生物处于对数阶段，微生物大量繁殖需要大量的营养物质从而导致污水中的有机物降低。(3).在接入活性污泥的24天左右到51天的COD去除率变化不大的原因是：由于活性污泥中的微生物处于静止期阶段故COD的去除率变化不大且处于生活污水中的COD含量较低。4.TN（总氮）的监测 4.1、定义：水中各种形态无机和有机氮的总量。包括NO3-、NO2-和NH4+等无机氮和蛋白质、氨基酸和有机胺等有机氮，以每升水含氮毫克数计算。常被用来表示水体受营养物质污染的程度。本实验采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法测定。该法主要适用于湖泊、水库、江河水中总氮的测定。 4.2、监测目的水中的总氮含量是衡量水质的重要指标之一。其测定有助于评价水体被污染和自净状况。地表水中氮、磷物质超标时，微生物大量繁殖，浮游生物生长旺盛，出现富营养化状态。 4.3、TN的测定原理 大量生活污水、农田排水或含氮工业废水排入水体，使水中有机氮和各种无机氮化合物含量增加，生物和微生物类的大量繁殖，消耗水中溶解氧，使水体质量恶化。湖泊、水库中含有超标的氮、磷类物质时，造成浮游植物繁殖旺盛，出现富营养化状态。因此，总氮是衡量水质的重要指标之一。 过硫酸钾氧化紫外分光光度法测定原理。在60以上的水溶液中，过硫酸钾按如下反应式分解，生成硫酸氢钾和原子态氧。硫酸氢钾在溶液中离解而产生氢离子，故加入氢氧化钠用以中和氢离子，是过硫酸钾分解完全。分解出的原子氧在120124的条件下，可将水样中的氨氮和亚硝酸盐氮氧化为硝酸盐，同样可将水样中大部分有机氮化合物为硝酸盐。我、用紫外分光光度法分别于波长220nm于275nm处测定其吸光度，按计算水样硝酸盐氮的吸光度值，从而计算水样总氮的含量。其摩尔吸光度系数为。4.4、仪器及试剂 4.4.1、仪器紫外分光光度计，25mL比色管，压力锅（压力为1.11.3kg/,相应温度为120124），常用玻璃仪器等。5.4.2试剂无氨水每升水中加入0.1mL浓硫酸，蒸馏。收集溜出液于玻璃容器中或用新制备的去离子水。20%氢氧化钠溶液称取20g氢氧化钠，溶于无氨水，稀释至100mL。如果采样后加入硫酸调pH2，在测试前应用氢氧化钠调pH=59，在进行试验。如溶液的浓度太大，应再稀释10倍后使用。碱性过硫酸钾溶液称取40g过硫酸钾（）,15g氢氧化钠，溶于无氨水中，稀释至1000mL。溶于存放在聚乙烯瓶内，可贮存一周。盐酸（1+9）溶液，消除碳酸盐及碳酸氢盐。硝酸钾标准贮备液称取0.7218g经105110烘干4h的优级纯硝酸钾溶于无氨水中，移至1000mL容量瓶中，定容。此溶液每1mL含100ug硝酸盐氮。加入2mL三氯甲烷作保护剂，至少可稳定6个月。硝酸钾标准使用液将贮备液用无氨水稀释10倍而得。此溶液每1mL含10ug硝酸盐氮。使用时配制。4.5、TN（总氮）测定实验步骤 4.5.1、校准曲线的绘制 （1）分别吸取0.00, 0.5，1.00, 2.00，3.00，5.00, 7.00，8.00ml硝酸钾标准使用溶液于25ml比色管中，用无氨水稀释至10ml标线。 （2）加入5ml碱性过硫酸钾溶液，塞紧磨口塞，用纱布及纱绳裹紧管塞，以防止溅出。 （3）将比色管置于压力蒸汽消毒器中，加热升温至120124开始计时，使比色管在过热水蒸汽中加热0.5h。 （4）自然冷却，开阀放气，移去外盖，取出比色管并冷却至室温。 （5）加入（1+9）盐酸1ml，用无氨水稀释至25ml标线。 （6）以无