废水生物脱氮除磷技术

废水生物脱氮除磷技术概述13.3.1氮、磷污染的环境效应及现状13.3.2生物脱氮的基本原理及影响因素分析13.3.3生物除磷的基本原理及影响因素分析13.3.4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0.2~0.3mg/L，磷含量大于0.01~0.02mg/L，BOD5大于10mg/L，在pH值7~9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-α含量大于10μg/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、磷污染的环境效应及现状1986~1990年对我国26个大中型湖泊及水库的调查表明，这些湖泊和水库的总氮浓度范围为0.08~3.383mg/L，其中含量最高的是南四湖、巢湖和蘑菇湖水库。所调查湖泊和水库的总氮平均值为2mg/L以上。总磷含量范围为0.018~0.4mg/L，含量最高的是镜泊湖，其次为南四湖、太湖和呼伦湖。26个湖泊和水库的总磷几何平均值为0.165mg/L。

氮、磷污染的环境效应及现状这些数据与OECD1982年所调查的世界71个湖泊的几何平均值及浓度范围相比，均远大于OECD的调查结果。上述调查的湖泊及水库中，有68%的透明度<0.6m，76%的<1m，其中城市湖泊的透明度一般为0.2~0.4m。湖泊及水库中，浮游植物的含量较高，叶绿素-（chlα）年均值的范围为0.7~240mg/L。

氮、磷污染的环境效应及现状调查表明，我国大部分湖泊、水库已达到富营养化或超富营养化程度。其中富营养化的湖泊、水库有江苏太湖、安徽巢湖等9个；重富营养化的有流花湖、墨水湖、荔湾湖、滇池（草海）、东山湖、南湖、玄武湖和麓湖等8个。由此可见，我国大部分湖泊、水库遭受污染，而且近年来有不断上升的趋势。生物脱氮的的基本原理理及影响因因素一、生物脱氮的的基本原理理二、生物脱氮的的影响因素素生物脱氮的的基本原理理概述1、氨化作用（（Nitrogen）2、硝化作用（（Nitrification）3、反硝化作用用（Denitrification）4、生物脱氮的的新发现概述废水生物脱脱氮技术是是70年代中期美美国和南非非等国的水水处理专家家们在对化化学、催化化和生物处处理方法研研究的基础础上，提出出的一种经经济有效的的处理技术术。废水生生物脱氮有有同化脱氮氮与异化脱脱氮。同化化脱氮是指指微生物的的合成代谢谢利用水体体中的氮素素合成自身身物质，从从而将水体体中的氮转转化为细胞胞成分而使使之从废水水中分离。。通常所说说的废水生生物脱氮是是指异化脱脱氮。概述废水生物脱脱氮利用自自然界氮素素循环的原原理，在水水处理构筑筑物中营造造出适宜于于不同微生生物种群生生长的环境境，通过人人工措施，，提高生物物硝化反硝硝化速率，，达到废水水中氮素去去除的目的的。废水生生物脱氮一一般由三种种作用组成成：氨化作作用、硝化化作用和反反硝化作用用。氨化作用在未经处理理的原废水水中，含氮氮化合物主主要以有机机氮如蛋白白质、尿素素、胺类化化合物、硝硝基化合物物以及氨基基酸等形式式存在，此此外还含有有部分氨态态氮如NH3和NH+4-N。在细菌的作作用下，有有机氮化合合物分解、、转化为氨氨态氮。以以氨基酸为为例，反应应式为：RCHNH2COOH+O2RCOOH+CO2+NH3（13-1）在活性污污泥和生生物膜系系统内，，氨化作作用能较较完全地地发生。。硝化作用用废水中的的氨氮在在硝化细细菌的作作用下，，进一步步氧化为为硝态氮氮。此过过程包括括两个基基本反应应步骤：：由亚硝硝酸菌（（Nitrosomonas）参与的将将氨氮转转化成亚亚硝酸盐盐（NO2-）的反应；；由硝酸酸菌（Nitrobacter）参与的将将亚硝酸酸盐转化化为硝酸酸盐（NO3-）的反应。。其中亚亚硝酸菌菌有亚硝硝酸单胞胞菌属、、亚硝酸酸螺杆菌菌属和亚亚硝酸球球菌属等等；硝酸酸菌有硝硝酸杆菌菌属、硝硝酸螺菌菌属和硝硝酸球菌菌属等。。硝化作用用亚硝酸菌菌和硝酸酸菌都是是化能自自养菌，，它们利利用CO2、CO32-和HCO3-等作为碳碳源，通通过NH3、NH4+或NO2的氧化获获得能量量。硝化化反应过过程需在在好氧条条件下进进行，以以氧作为为电子受受体。其其反应过过程可用用下式表表示：亚硝化反反应：NH4++O2+HCO3-NO2-+H2O+H2CO3+亚硝酸菌菌（（13-2）硝化作用用硝化反应应：NO2-+NH4++H2CO3+HCO3-+O2NO3-+H2O+硝酸菌（（13-3）总反应：：NH4++O2+HCO3-NO3-+H2O+H2CO3+微生物细细胞（（13-4）硝化作用用由上式可可知，1g氨氮氧化化成硝酸酸盐氮需需氧4.57g，其中亚硝硝化反应应需3.43g，硝化反应应需1.14g；同时约需需消耗7.14g重碳酸盐盐碱度（（以CaCO3计）。亚亚硝酸菌菌和硝酸酸菌分别别增殖0.146g和0.019g。硝化反应应过程中中，氮元元素的转转化及其其价态的的变化如如图13-1所示。其其中亚硝硝化过程程经历了了3个步骤6个电子的的变化，，而硝化化过程只只经历了了1个步骤2个电子的的变化。。硝化作用用表13-1列出了亚亚硝化菌菌和硝化化菌的基基本特征征。由表表可见，，亚硝化化菌和硝硝化菌的的特征基基本相似似，但亚亚硝化菌菌的生长长速率较较快，世世代期较较短，较较易适应应水质水水量的变变化和其其它不利利环境条条件，但但水质水水量的变变化或不不利环境境条件较较易影响响硝化菌菌。因而而当硝化化菌的生生长受到到抑制时时，易在在硝化过过程中发发生NO2-的积累。。氮的氧化还原态-Ⅲ氨离子NH4+-Ⅱ-Ⅰ羟氨NH2OH-0

+Ⅰ硝酰基NOH+Ⅱ

+Ⅲ亚硝酸盐NO2-+Ⅳ

+Ⅴ硝酸盐NO3-

NitrosomonasNitrobacter图13-1硝化反应应过程中中氮的转转化及价价态变化化表13-1亚硝化菌菌和硝化化菌的特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（μm）1×1.50.5×1.0革兰氏染色阴性阴性世代期（h）8~3612~59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（μg/h）0.04~0.080.02~0.06产率系数Y（mg细胞/mg基质）0.04~0.130.02~0.07饱和常数Ks（mg/L）0.6~3.60.3~1.7反硝化作作用反硝化作作用是在在反硝化化细菌参参与的条条件下，，将硝化化过程产产生的硝硝酸盐或或亚硝酸酸盐还原原成N2的过程。。反硝化化菌是一一类化能能异养兼兼性缺氧氧型微生生物，其其反应需需在缺氧氧条件下下进行。。反硝化化过程中中反硝化化菌利用用各种有有机基质质作为电电子供体体，以硝硝态氮为为电子受受体而进进行缺氧氧呼吸。。从NO3-还原为N2的过程经经历了4步连续的的反应：：反硝化作作用硝酸盐还还原酶亚亚硝酸酸盐还原原酶氧氧化还原原酶氧化亚氮氮还原酶酶NO3-NO2-NON2ON2（13-5）反硝化作作用反硝化过过程中，，反硝化化细菌需需要有机机碳源（（如甲醇醇）作为为电子受受体，利利用NO3-中的氧进进行缺氧氧呼吸。。其反应应过程可可表示如如下：NO3-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物细细胞（（13-6）NO2-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物细细胞（13-7）由上式可可知，反反硝化过过程中每每还原1gNO3-—N可提供2.86g氧，消耗耗2.47g甲醇（约约为3.7gCOD），同时产生生3.57g左右的重重碳酸盐盐碱度（（以CaCO3计）和0.45g新细胞。。反硝化作作用生物脱氮氮的新发发现由上述生生物脱氮氮的经典典理论可可知，含含氮化合合物的价价态从-3到+5价，经历历了8个电子价价位的变变化，可可涉及9种氮化合合物，其其中4种为气态态，5种为离子子态。在在电子价价位如此此广泛的的变化范范围中，，若不同同价态化化合物间间存在歧歧化反应应，则可可缩短生生物脱氮氮的历程程。生物脱氮氮的新发发现此外，从从方程（（13-2）至（13-7）可知，，若能利利用亚硝硝化菌世世代期较较硝化菌菌短，生生长速率率高，产产率系数数大等特特点，将将硝化控控制在亚亚硝化阶阶段，则则也可缩缩短生物物脱氮的的历程。。因此，，众多研研究者从从这两条条思路着着手，通通过试验验室研究究，对生生物脱氮氮过程有有了许多多新的发发现。（1）短程硝化化反硝化化作用（2）厌氧条件件下的氨氨氧化作作用短程硝化化反硝化化作用从上面介介绍的反反应过程程可知，，在氮的的微生物物转化过过程中，，氨被氧氧化成硝硝酸盐是是由两类类独立的的细菌催催化完成成的两个个不同反反应，应应该可以以分开；；对于反反硝化菌菌而言，，无论是是NO2-还是NO3-均可作为为最终电电子受体体，因此此整个生生物脱氮氮过程也也可以：：NH4+HNO2N2这样的途途径完成成。短程硝化化反硝化化作用早在1975年Vote就发现在在硝化过过程中HNO2积累的现现象并首首次提出出了短程程硝化—反硝化机机理。这这种方法法就是将将硝化过过程控制制在HNO2阶段而终终止，随随后便进进行反硝硝化。根根据对短短程硝化化进行的的试验研研究和工工程实践践，证明明短程硝硝化有下下列特点点：a、对活性污泥法法，可节省氧氧气供应量约约25%，降低能耗；；b、节省反硝化所所需碳源的40%，在C/N比一定的情况况下提高TN的去除率；c、减少污泥生成成量可达50%；d、减少投碱量；；e、缩短反应时间间，相应反应应器容积可减减小。厌氧条件下的的氨氧化作用用有些研究者在在试验室中观观察到在厌氧氧反应器中NH3-N减少的现象，，引起了人们们对这一现象象发生机理的的探索。最近近的研究表明明，厌氧条件件下氨的氧化化实际上是含含氮化合物之之间发生歧化化反应所致。。其中NO2-是一个关键的的电子受体。。亚硝化细菌菌在无氧条件件下可通过NO2-与NH3+—N之间的歧化反反应获得代谢谢所需的能量量。因亚硝化化菌是一种自自养菌，故这这一反应无须须外加碳源，，这就为TN/COD值较高的原水水采用生物脱脱氮提供了作作用机理。厌氧条件下的的氨氧化作用用该反应如下：：NH4++NO2-N2+2H2O（13-8）实际上，在有有游离态氧或或化合态氧存存在的条件下下，NH4+氧化为N2的途径较多。。若能培养出出能催化这些些反应的微生生物酶，则废废水生物脱氮氮将开创一片片新的天地。。生物脱氮的影影响因素1、溶解氧（DO）2、泥龄（θc）3、酸碱度（pH）4、温度（T）5、有机物及C/N比6、回流比7、有毒有害物质质8、同化作用溶解氧如前所述，硝硝化反应的微微生物均是严严格好氧菌，，因此硝化反反应过程要求求有足够的溶溶解氧。大量量试验表明，，当DO含量低于0.5mg/L时，将严重抑抑制硝化作用用。在进行硝硝化反应的曝曝气池中，DO浓度应不低于于1mg/L，通常控制在2~3mg/L。溶解氧溶解氧的存在在对反硝化过过程有很大影影响。当缺氧氧区中的溶解解氧含量过高高时，氧将会会与硝酸盐竞竞争电子供体体，并能抑制制硝酸盐还原原酶的合成及及其活性。一一般而言，对对活性污泥系系统，反硝化化过程中混合合液的溶解氧氧浓度应控制制在0.5mg/L以下，才能保保持正常的反反硝化速度；；而对于生物物膜来说，由由于生物膜中中氧的传递阻阻力较大，因因而可允许较较高的DO浓度。溶解氧就常规的生物物脱氮工艺来来说，往往是是将大量硝化化液内回流至至缺氧反应器器中，回流液液的溶解氧含含量直接影响响缺氧反应器器中的溶解氧氧浓度。因此此，如何协调调好曝气池末末端和缺氧反反应器中的溶溶解氧浓度，，是生物脱氮氮工艺控制过过程极为重要要的因素之一一。泥龄生物处理系统统中，泥龄是是一个非常重重要的设计和和运行控制参参数，它直接接与污泥活性性相联系。从从硝化过程可可知，参与硝硝化作用的亚亚硝化菌及硝硝化菌均是自自养型好氧细细菌，它们都都具有较长的的世代期（见见表13-1），而亚硝化化菌的世代期期较硝化菌为为短，控制系系统的泥龄在在两种细菌的的世代期之间间，则可使系系统中硝化菌菌的数量越来来越少，从而而实现短程硝硝化与反硝化化。泥龄理论上讲，为为保证反应器器中数量足够够且性能稳定定的硝化和反反硝化细菌，，必须使微生生物在反应器器中的停留时时间（θc）大于硝化和反反硝化细菌的的最小世代期期。实际运行行中，一般应应使系统的泥泥龄为硝化菌菌和反硝化菌菌世代期的两两倍以上。根根据理论分析析可知，脱氮氮工艺的泥龄龄主要由硝化化菌的世代期期控制，因此此系统的泥龄龄应根据硝化化菌确定。泥龄较长的泥龄可可增加硝化能能力，但对反反硝化不利。。HolmKristensen等人在试验中中发现，随着着泥龄的增加加，系统的AUR（比氨氮消耗速速率）增加，，但NUR（比硝酸盐利用用速率）和OUR（比耗氧速率））均下降。因因此，若系统统为保证硝化化而采用较长长的泥龄，则则可能会降低低有机物降解解速率和反硝硝化速率，实实际运行中往往往通过增加加废水停留时时间来保证系系统中COD及TN的去除率。泥龄一般来说，一一个完全的生生物脱氮系统统中，泥龄往往往控制在6d以上，通常采采用10~15d。而采用短程硝硝化反硝化，，泥龄可以适适当缩短。酸碱度pH是影响废水生生物脱氮工艺艺运行的一个个重要因子。。生物脱氮过过程中，硝化化要消耗废水水中的碱度而而使pH值下降；而在在反硝化阶段段，由于产生生一定量的碱碱度，可使pH值上升。但即即使在前置反反硝化脱氮工工艺中，反硝硝化阶段所产产生的碱度也也不能完全弥弥补硝化所消消耗的碱度，，从而使系统统的pH值下降。酸碱度一般亚硝化菌菌生长的最适适pH为7~8.5，而硝化菌为为6~7.5；反硝化菌为为6.5~8.5。因此，应根根据原废水中中的碱度情况况适当调整废废水的pH，并应保持废水水中一定的剩剩余碱度（一一般为100mg/L[CaCO3]）。温度生物硝化反应应在4~45℃内均可进行，，最适温度为为30~35℃℃。一般低于15℃时硝化速率降降低，而当温温度低于5℃时，硝化反应应几乎停止。。12~14℃℃活性污泥中硝硝化菌活性受受到抑制，出出现HNO2积累。温度对对亚硝化菌和和硝化菌反应应速率（RN）的影响可用式式（13-9）（13-10）表示。温度亚硝化菌：：（13-9）硝化菌：（13-10）式中：RNY（T）、RNY（15）——分别为温度为为T和15℃时的亚硝化菌菌最大比增长长速率RNX（T）——温度为T℃时的硝化菌最最大比增长速速率α——常数T——温度温度反硝化化作用用可在在15~35℃之间进进行，，且当当温度度在此此范围围内变变化时时，反反硝化化速率率（RDN）的变化化符合合Arrhenius公式（（式13-11）。研研究表表明，，当温温度低低于10℃℃时，反反硝化化速率率明显显下降降，而而当温温度低低于3℃时，反反硝化化作用用将停停止。。但当当温度度超过过30℃℃时，反反硝化化速率率亦下下降。。（13-11）式中：：Kt——温度常常数有机物物及C/N比硝化过过程中中，由由于亚亚硝酸酸盐和和硝化化菌均均为自自养菌菌，增增殖速速度慢慢，因因此当当废水水中存存在有有机物物时，，将使使增殖殖速度度高的的异养养细菌菌迅速速增殖殖，从从而使使硝化化菌不不能成成为优优占种种属。。从碳碳化和和硝化化需氧氧曲线线可以以看出出，在在碳化化阶段段前期期，硝硝化作作用被被抑制制。只只有在在碳化化即将将完成成时，，才能能观察察到明明显的的硝化化作用用。因因此，，硝化化阶段段系统统中有有机物物含量量不宜宜过高高，BOD5值应控控制在在15~20mg/L。有机物物及C/N比由于反反硝化化菌是是异养养细菌菌，因因此反反硝化化过程程需有有一定定的碳碳源作作为电电子供供体。。根据据反硝硝化阶阶段碳碳源的的来源源可将将反硝硝化分分为两两类：：外源源脱氮氮和内内源脱脱氮。。由于于内源源脱氮氮的速速率低低（如如Wuhrmann工艺）），因因此目目前常常采用用外源源脱氮氮。外外加碳碳源的的供给给有两两种方方式：：一种种是另另外投投加碳碳源，，一种种是利利用原原废水水中的的有机机碳（（前置置反硝硝化工工艺等等）。。有机物物及C/N比废水处处理中中，一一般采采用C/N比来衡衡量反反硝化化的碳碳源需需求，，太高高或太太低都都会影影响反反硝化化速率率。通通常，，当废废水的的BOD5与TKN之比为为5~8时，可可认为为废水水的碳碳源是是足够够的。。赵旭旭涛的的研究究表明明，通通过对对脱氮氮系统统中反反硝化化段的的位置置进行行合理理设置置，就就可充充分利利用原原水中中的外外加碳碳源和和污泥泥吸附附的碳碳源及及内源源碳进进行反反硝化化，从从而有有利于于提高高脱氮氮效率率。回流比比对A/O、A2/O和UCT等前置置反硝硝化工工艺，，污泥泥回流流和混混合液液回流流是使使该工工艺获获得脱脱氮效效果的的先决决条件件，回回流比比的大大小直直接影影响脱脱氮效效果的的好坏坏。对对A/O系统而而言，，设废废水中中NH3-N在硝化化阶段段全部部转化化为硝硝态氮氮，而而全部部硝态态氮在在反硝硝化阶阶段均均转化化为氮氮气，，并忽忽略细细胞的的合成成脱氮氮量。。则该该系统统对氨氨氮的的去除除率η可表示示为：：回流比比（13-12）式中：：η——系统的的脱氮氮率（（%）R———混合合液液回回流流比比RW———污泥泥回回流流比比回流流比比若RW=50%，R=400%，则则η=83%。考虑虑到到合合成成脱脱氮氮及及二二沉沉池池中中可可能能发发生生的的反反硝硝化化，，则则系系统统的的脱脱氮氮效效率率可可略略高高一一些些。。但但是是，，实实际际中中由由于于环环境境条条件件的的影影响响，，系系统统内内完完全全硝硝化化与与完完全全反反硝硝化化的的可可能能性性很很小小。。因因此此，，单单一一A/O系统统的的脱脱氮氮效效率率很很难难高高于于80%。回流流比比对Bardenpho工艺艺，，在在假假设设条条件件相相同同时时，，系系统统对对氨氨氮氮的的去去除除率率η可表表示示为为：：（13-13）式中中：：ER———二级级缺缺氧氧池池的的反反硝硝化化效效率率（（%）其余余符符号号同同前前。。回流流比比从该该式式可可知知，，理理论论上上Bardenpho工艺艺可可达达到到完完全全脱脱氮氮，，但但实实际际中中，，由由于于二二级级缺缺氧氧的的内内源源脱脱氮氮效效率率往往往往很很低低，，因因此此，，Bardenpho工艺艺只只能能具具有有比比A/O系统统略略高高的的脱脱氮氮效效率率。。回流流比比由式式（（13-12）（（13-13）可可知知，，增增加加R+Rw值可可增增加加系系统统的的脱脱氮氮效效率率，，但但随随着着总总回回流流比比的的增增加加，，脱脱氮氮效效率率的的增增加加将将减减慢慢；；此此外外，，回回流流比比增增加加会会导导致致缺缺氧氧区区DO的增加，，这将严严重影响响反硝化化速率（（如前述述），同同时会大大大增加加运转费费用。因因此，实实际运行行时混合合液比常常取为200~300%，污泥回回流比取取50~100%。有毒有害害物质废水生物物脱氮过过程中，，有毒有有害物质质的控制制是必须须引起重重视的问问题。如如前所述述，高的的BOD进水浓度度会引起起异养细细菌的快快速增殖殖，从而而与硝化化菌形成成对氧的的竞争而而抑制硝硝化菌生生长；此此外，某某些有机机物对硝硝化菌具具有直接接的毒害害或抑制制作用。。同化作用用废水生物物脱氮系系统中，，氮的去去除有两两条途径径：同化化脱氮和和异化脱脱氮。通通常认为为，异化化脱氮是是废水中中氮的主主要去除除途径。。但对于于进水BOD/TN很高的废废水，有有时同化化脱氮可可能占相相当大的的比例。。某些工工业废水水由于缺缺乏氮源源而使氮氮成为生生物处理理的限制制性底物物，这种种情况下下，为保保证生物物处理正正常运行行，必须须向废水水中投加加氮源，，以满足足微生物物生长的的需求。。同化作用用对A/O工艺，假假设微生生物仅在在好氧条条件下获获得增殖殖，运行行时的泥泥龄为θc，微生物细细胞采用用C60H87O23N12P来表示。。微生物物增殖采采用Lawrence—McCarty模式（式式13-14）表示。。（13-14）式中：θc——泥龄（d）YT——产率系数数（d-1），取0.5Kd——自身氧化化系数（（d-1），取0.1Q——废水流量量（m3d-1）S0、Se——进水、出出水BODu浓度（mgl-1）V——曝气池体体积（m3）X——曝气池污污泥浓度度（mgl-1）同化作用用设每天增增殖的污污泥量为为ΔX，根据细胞胞分子式式C60H87O23N12P可计算出出氮占细细胞质量量的百分分比为0.122，则每天天由于同同化作用用而去除除的氮总总量为0.122ΔX。同化脱氮氮量折算算成浓度度（CN）为：（13-15）由式13-14可得：（13-16）同化作用用因：，故有：：（13-17）出水Se随泥龄的的变化可可用下式式表示：：（13-18）式中：—半速率系系数（mg/L），取200mg/L—底物的最最大比降降解速率率（d-1），取9.6；其余同前前。同化作用用按典型的的城市污污水进水水水质S0=200mg/L，折算成BODu为294mg/L，进水TN=40mg/L，则按上式式计算的的同化脱脱氮效率率随泥龄龄的变化化见表13-2。表13-2同化脱氮氮效率与与泥龄的的关系泥龄（d）252015105Se（mg/L）6.016.457.198.7013.3CN（mg/L）5.025.857.008.7011.42效率（%）12.5514.6317.521.7528.55生物除磷磷的基本本原理及及影响因因素一、生物除磷磷的基本本原理二、生物除磷磷的影响响因素生物除磷磷的基本本原理自从第一一次报道道在一些些活性污污泥法处处理厂中中去除了了超出正正常生物物代谢所所需的磷磷之后，，人们对对除磷机机制就一一直存在在两种看看法。一一种认为为，虽然然存在生生物转化化，但主主要是无无机物沉沉淀的结结果；另另一种则则认为，，是生物物体通过过对磷酸酸盐的新新陈代谢谢和富集集作用而而引起的的。生物除磷磷的基本本原理后来的许许多研究究表明，在设计合合理的废废水生物物除磷工工艺中，，虽然也也存在由由于生物物作用引引起的化化学变化化而导致致的无机机磷沉淀淀，但废废水中磷磷的生物物去除仍仍然是生生物机制制在发挥挥主要作作用。起起除磷作作用的细细菌可分分为两类类：聚磷磷菌（PAOs，Poly-phosphateAccumulatingOrganisms）和反硝化化除磷菌菌（DPB，DenitrifyingPhosphorusRemovingBacteria）。生物除磷磷的基本本原理1、PAOs原理2、DPB原理PAOs原理废水中的的磷常以以磷酸盐盐（H2PO4-、HPO42-和PO43-）、聚磷酸盐盐和有机机磷的形形式存在在，聚磷磷酸盐和和有机磷磷经分解解后可部部分转化化为正磷磷酸盐。。若活性性污泥组组成为C118H170O51N17P，则C：N：P=46：8：1。通常，活活性污泥泥细胞中中正常的的磷含量量约占细细胞干重重的1.5~2.0%。但有一一类细菌菌，当处处于厌氧氧—好氧交替替运行条条件下时时，能够够以高出出普通活活性污泥泥3~7倍的水水平摄摄取磷磷。这这种在在厌氧氧—好氧交交替运运行条条件下下，具具有过过量摄摄取超超出正正常细细胞生生理水水平的的磷的的细菌菌，通通常被被称作作聚磷磷菌（（PAOs）。PAOs原理活性污污泥除除磷系系统中中最为为常见见的聚聚磷菌菌是Acinetobacter（不动杆杆菌属属）的的细菌菌，该属的的所有有265个种均均可因因基因因变异异而转转变成成PAOs。当然还还有另另外一一些种种属的的细菌菌具有有过量量吸收收磷的的功能能，如如Aeromonashydrophila（亲水气气单胞胞菌属属）、、Pseudomonaspaucimobilis（假单胞胞菌属属）等等。PAOs原理这类细细菌具具有这这样一一种特特性：：当它它们处处于厌厌氧条条件时时（氧氧化还还原电电位ORP在-200~300mV之间）），可可将细细胞内内有机机磷转转化为为无机机磷并并加以以释放放，产产生的的能量量用于于摄取取废水水中的的溶解解性有有机基基质以以合成成聚—β——羟基丁丁酸盐盐（PHB）颗粒贮贮藏在在体内内；当当它们们转入入好氧氧环境境中，，则将将PHB降解以以提供供能量量，使使其从从废水水中过过量摄摄取磷磷，并并以聚聚磷酸酸盐形形式贮贮存体体内，，完成成磷的的过量量吸收收。图13-2所示为为上述述除磷磷机理理的作作用过过程。。PAOs原理上述聚聚磷菌菌的特特性即即是目目前国国际上上公认认和接接受的的“聚聚合磷磷酸盐盐（Poly-P）累积微生物物—PAOs的摄/放磷原理””。其具体体过程为：：PAO在厌氧条件件下，（1）释放细胞胞内以Poly-P形式贮存的的磷酸盐；；（2）消耗合成成的糖原（（Glycogen）产生能量，，供其摄取取环境中有有机碳源（（挥发性脂脂肪酸VFA或短链脂肪肪酸SCFA），并使之在细细胞内以PHA（聚—β—羟基—链烷脂酸））形式贮存存，为好氧氧条件下的的吸磷作能能量储备。。PAOs原理PHA通常由PHB（聚—β—羟基丁酸盐盐）和PHV（聚—β—羟基戊酸盐盐）两部分分组成，并并以PHB为主。当PAO被转移至好好氧环境中中时，以氧氧作为电子子受体氧化化细胞内贮贮存的PHA而产生能量量，供其从从环境中过过量吸磷；；PAO也可吸收环环境中的有有机物以合合成糖原。。PAOs原理从这一过程程可知，生生物除磷实实际上是作作为能源的的两种细胞胞内贮存物物之间复杂杂的相互作作用。这两两种内贮物物的释放和和积累是维维持生物除除磷过程稳稳定性的关关键因素。。当然，第第三种内贮贮物—糖原也对该该过程有所所贡献。厌氧条件下下PHA在细胞内的的贮存是PAO在好氧条件件下过量吸吸磷的关键键，这也是是PAO在生长受抑抑制的厌氧氧环境中抵抵御不良因因素影响、、加强生存存竞争的应应变方法。。图13-2PAOs/DPB放/摄磷、贮/耗碳示意图图DPB原理由于反硝化化菌和聚磷磷菌对有机机底物的竞竞争，因而而在脱氮除除磷的污水水厂中强化化的生物除除磷过程往往往会降低低该厂的反反硝化能力力。大多数数改进的活活性污泥脱脱氮除磷污污水厂都将将厌氧段设设于缺氧段段之前，因而有机物物在厌氧条条件下被PAO吸收而不能能在缺氧条条件下为反反硝化菌利利用。然而而，这种情情况只有当当PAOs与反硝化菌菌完全不同同时才会发发生。若PAOs（或部分PAOs）在缺氧条件件下能发生生反硝化作作用，则它它们对有机机底物竞争争的程度将将大大降低低。DPB原理近年来人们们热衷于研研究另一类类细菌，即即“兼性厌厌氧反硝化化除磷细菌菌”—DPB的反硝化除除磷行为。。若能在实实际工程中中培养出以以DPB占优势的混混合菌种，，则可期望望反硝化与与过量吸磷磷在同一构构筑物中实实现。研究究表明在Acinetobacter中有一部分分种可利用用NO3-—N为电子受体体来过量吸吸收磷。这这些细菌菌被证实具具有同PAOs极为相似的的除磷原理理，只是它它们氧化细细胞内贮存存的PHA时的电子受受体不同而而已（PAOs为O2，DPB为NO3-）。生物除磷的的影响因素素1、pH或碱度2、溶解氧（DO）3、进水营养比比4、硝酸盐5、细胞内贮存存物6、泥龄（θc）pH或碱度厌氧条件下下释磷是生生物除磷极极为重要的的一个方面面，而这要要求有VFA或SCFA存在。因此此厌氧释磷磷要求pH值小于或等等于7.0为宜。据计计算，生物物除磷的碳碳酸盐碱度度要求不太太高，这是是因为生物物除磷过程程中，每减减少1molPO43-将吸收1molH+，从而使碱度度增加。因因此，同步步脱氮除磷磷系统中，，生物除磷磷有利于补补充硝化所所消耗的碱碱度。溶解氧控制生物除除磷工艺中中厌氧段（（即磷释放放区）的厌厌氧条件非非常重要，，因为它直直接影响到到PAOs和DPB的释磷能力及及保证合成PHB所需的VFA或SCFA的数量。最早早用于描述厌厌氧段溶氧水水平的参数是是氧化还原电电位（ORP），它是1976年由Barnard提出的，反映映了“厌氧压压抑”的程度度。当ORP为正值时，聚聚磷菌不释放放磷；而ORP为负值时，其其绝对值越高高，则聚磷菌菌的磷释放能能力越强。一一般认为，应应把ORP控制在-200~-300mV左右。1979年，Ekama，VanHaande和Marais提出这样的假假设：如果进进入一个非曝曝气反应器中中硝酸盐的含含量低于该反反应器的反硝硝化作用能力力，那么其差差额就是反应应器的“厌氧氧容量”。他他们试图采用用“厌氧容量量”代替ORP作为对厌氧反反应器释磷的的一种预测手手段。经试验验验证，该假假设很难成立立。但在试验验中他们发现现了一条重要要线索：用于于试验的三个个工艺中有一一个出现了释释磷和过量吸吸磷，其差别别在于厌氧段段中易生物降降解的COD浓度不同。溶解氧溶解氧沿着这条线索索，大多数研研究者进行了了试验。这些些试验证明：：厌氧条件对对维持聚磷菌菌生长有重要要作用，它是是聚磷菌与其其它生物体竞竞争有机基质质的先决条件件。研究表明明：如果好氧氧（或缺氧））区接纳低级级脂肪酸，由由于有氧（或或硝酸盐）作作为电子受体体，就可能存存在其它生物物体，这样聚聚磷菌就不得得不与异养菌菌竞争基质。。然而，聚磷磷菌与其它生生物体相比生生长较慢，这这是因为它们们在好氧反应应器中只能得得到很少部分分的SCFA，结果它们的增增长就非常小小。溶解氧但是在厌氧条条件下，这些些异养微生物物只能得到较较少的能量（（主要用于生生存），并通通过体内生成成的电子受体体，经Embden—Meyerhof途径将较复杂杂的易生物降降解的化合物物（如葡萄糖糖）分解成SCFA，由于缺乏外部部电子受体，，这些SCFA不能进入Krebs循环而进入液液体中，这就就为聚磷菌生生长创造了良良好的条件。。因此，在一一个厌氧—缺氧—好氧混合培养养系统中，象象不动杆菌属属这样生长缓缓慢的细菌却却能得到良好好的生长。可可见，厌氧条条件对聚磷菌菌生长非常重重要。通常厌厌氧段中DO应严格控制在在0.2mg/L以下。溶解氧为最大限度地地发挥聚磷菌菌的摄磷作用用，必须在好好氧段供给足足够的溶解氧氧，以满足聚聚磷菌对其贮贮存的PHB进行降解（同同时对废水中中的低级脂肪肪酸进行降解解）时对DO作为最终电子子受体的需求求量，最大限限度地转化PHB并产生出足够够的ATP，供其过量摄磷磷之需。一般般，好氧段DO应控制在2.0mg/L左右。对DPB而言，只需将将环境条件控控制缺氧即可可，DO一般控制在0.5mg/L左右。进水营养比由生物除磷机机理可知，废废水中存在的的有机基质在在除磷过程中中有重要作用用。因此厌氧氧段中有机基基质的含量及及种类与微生生物营养之间间的比例关系系（主要指BOD5/TP）是影响聚磷菌菌释磷和摄磷磷的一个关键键因素。就厌厌氧段中有机机基质种类而而言，聚磷菌菌将优先利用用废水中的短短链脂肪酸SCFAs，如醋酸和丙酸酸盐。厌氧消消化液也是聚聚磷菌喜欢的的底物。实际际应用中，由由于可以增加加进水中SCFAs的含量，初沉沉污泥预消化化已成功地应应用于生物除除磷过程。进水营养比大量的研究已已证实了生物物除磷过程中中的醋酸盐代代谢，所以在在生物除磷的的数学模型中中就假设聚磷磷菌只以SCFAs为底物。另外外，也有报道道认为较多的的有机物种类类如羧酸、糖糖类及氨基酸酸也可作为生生物除磷厌氧氧段的基质，，但其代谢机机制尚未弄清清楚，在这方方面还需进一一步进行研究究。但是，聚聚磷菌在利用用不同基质的的过程中，其其对磷的释放放速度存在着着明显的差异异，释放速度度最大的是SCFAs中的醋酸盐和和丙酸盐。进水营养比就进水中BOD5与TP的比例条件而而言，聚磷菌菌在厌氧条件件下释放磷时时产生的能量量主要用于其其吸收溶液中中SCFAs并合成PHA贮存在体内，，因此。进水水中是否有足足够的有机基基质（SCFAs）是关系到聚磷磷菌能否在厌厌氧压抑条件件下顺利生存存的重要因素素。Marais（1982）等的研究表明明，当以乙酸酸为基质时，，其合成量与与磷的释放量量之比约为2：1。但实际进水水的BOD5中有很大一部部分不是以SCFAs形式存在的，，因此有人提提出为实现生生物除磷，进进水的BOD5/TP应控制在20~30，至少应高于于15。硝酸盐厌氧段中硝酸酸盐的存在导导致磷释放降降低的原因可可能有以下三三个：一是硝硝酸盐抑制了了兼性异养菌菌的发酵产酸酸能力，使进进水中不能提提供足够的SCFAs供聚磷菌释磷磷和合成PHA；二是可形成兼兼性异养反硝硝化菌与聚磷磷菌之间对基基质的竞争，，导致聚磷菌菌可资利用的的发酵产物缺缺乏而使磷的的释放受到阻阻碍；三是由由反硝化除磷磷细菌（DPB）在有硝酸盐存存在时产生的的反硝化除磷磷行为导致同同步磷吸收，，可以抵消掉掉一部分磷的的释放，从而而使磷释放的的表观速率大大幅度降低。。硝酸盐目前，对厌氧氧段中NO3-的含量应控制制在什么水平平，还存在不不同的看法，，主要是因为为不同研究者者所研究的厌厌氧段中聚磷磷菌的含量、、种类及其它它运行参数（（如TKN/COD、BOD/TP）存在差别的缘缘故。若厌氧氧段中不动杆杆菌属及气单单胞菌属占多多数时，则对对NO3-的存在很敏感感；若那些不不能以NO3-为基质进行反反硝化的聚磷磷菌（若具有有发酵产酸能能力）含量较较多时，则NO3-的影响会减弱弱。通常为保保证厌氧段的的高效释磷作作用，其NO3-的浓度应严格格控制在0.2mg/L以下。硝酸盐缺氧段进行反反硝化时，若若存在反硝化化除磷细菌（（DPB），则可在反硝化化的同时发生生磷的吸收。。由于反硝化化与磷吸收由由同一种细菌菌完成，这就就节省了反硝硝化所需的碳碳源。但大量量的的试验表表明，以NO3-—N为电子受体的的磷吸收速率率远小于O2，同时消耗的PHB也较O2多。因此利用用DPB虽可达到反硝硝化除磷的目目的，但其效效率比好氧条条件要低。细胞内贮存物物废水生物除磷磷实际上是微微生物细胞内内几种内贮物物之间的相互互作用，因此此细胞内贮存存物的含量对对除磷有极大大的影响。聚聚磷酸盐（Poly-P）、聚—β—羟基—链烷脂酸（PHA）以及糖原三者者之间的作用用是聚磷菌生生存的竞争机机制。细胞内贮存物物聚磷酸盐的厌厌氧释放是除除磷菌好氧过过剩摄磷的前前提，为PHA的合成提供了了能量，同时时糖原的厌氧氧分解也是合合成PHA的能量来源。。因此高磷低低糖的污泥厌厌氧释磷多，，低磷高糖的的污泥厌氧释释磷少。若污污泥糖类物质质含量超过25%时，污泥吸收收有机物同时时降解糖原而而不释放磷，，这必然会导导致工艺脱磷磷失败。因此此，设法降低低细胞内糖原原含量有利于于提高生物除除磷效率。细胞内贮存物物细胞内聚磷含含量的高低直直接与除磷效效率相联系，，而除磷菌对对聚磷的贮存存有一最大能能力限制，这这在前文已有有论述。同样样，细胞内PHA的含量与除磷磷效率的关系系也非常密切切，厌氧条件件下合成PHA的量决定了好好氧条件过量量摄磷的能力力大小。好氧氧条件下，当当PHA降低至一定水水平后细胞摄摄磷即停止，，这一数值据据Brdjanovic等人报道为2.11mgCOD/lVSS。泥龄处理系统中泥泥龄的长短直直接影响污泥泥的活性及剩剩余污泥排放放量。系统的的泥龄过长，，则使污泥活活性降低，污污泥的含磷量量下降，去除除单位重量的的磷需消耗的的BOD也多。此外，，由于泥龄长长，污泥趋于于老化，可通通过自身氧化化而使体内的的磷释放于水水中；同时剩剩余污泥量减减少也导致了了除磷效果降降低。Damir等人的研究表表明，降低系系统的泥龄可可以提高除磷磷效果。Wentzel等人与Kuba等人的研究得得出了相同的的结论。泥龄强化的生物除除磷系统主要要通过排泥来来实现废水中中磷的净去除除。因此，我我们一般期望望：①、系统统内能维持较较高的污泥量量；②、聚磷磷菌在污泥中中所占的比例例要高；③、、聚磷菌体内内应有较高的的含磷量；④④、排放的剩剩余污泥要多多。污泥中聚聚磷菌所占的的比例可以通通过创造适宜宜于聚磷菌生生长的条件（（主要为磷负负荷）来得以以提高；而其其它三个方面面的要求与泥泥龄极为相关关。泥龄一般来说，泥泥龄短的活性性污泥具有较较高的活性，，其体内的含含磷水平也较较高，这是缩缩短泥龄可提提高除磷效率率的原因之一一。若系统的的负荷不变，，缩短泥龄（（不小于聚磷磷菌的世代期期）需要增加加污泥的排放放量，但却降降低了系统内内的污泥浓度度。对除磷而而言，这是一一对矛盾。因因此缩短泥龄龄使污泥净排排放量增加还还是减少，需需通过计算才才能得知。泥龄假设在不同泥泥龄下聚磷菌菌在活性污泥泥中所占的比比例及细胞内内含磷量不变变，活性污泥泥组成用C60H87O23N12P表示。在相同同负荷的稳态态条件下，由由Lawrence—McCarty模式可得：（13-19）（13-18）泥龄式中：—每日排出的活活性微生物总总量（kg/d）；—产率系数，取取0.5；—自身氧化系数数（d-1），取0.1；Q—废水流量（m3/d）；S0、Se—进、出水BODu浓度（mg/L）；—半速率系数（（mg/L），取=200mg/L；—底物的最大比比降解速率（（d-1），取9.6；—泥龄（d）；泥龄设泥龄为时时，排泥量为为，，出水BODu浓度为Se1；泥龄为时时，，排泥量为，，出水BODu浓度为Se2。则（13-20）要使，，必须须满足：（13-21）泥龄将式（13-18）代入（13-21）中，经简单单推导可得，，要使（13-21）式成立，只只须。。故在假设条条件下，当时时，。。说明明泥龄越长，，排泥量越少少。由于缩短短泥龄而增加加的排泥量占占原有排泥量量的比例可由由下式计算：：（13-22）设进水S0=200mg/L，折算成BODu为294mg/L。若，，则泥龄缩短短为15d、10d和5d时增加的排泥泥量所占的比比例见表13-3。泥龄表13-3的计算说明，，在假设的条条件下，若将将系统的泥龄龄由20天缩短至5天，则排泥量量可增加近一一倍，即磷的的去除量约增增加了一倍。。前已述及，废废水生物除磷磷有两条途径径：同化脱磷磷和聚磷菌（（PAOs或DPB）除磷。系统的的同化脱磷量量可按下式计计算：（13-23）泥龄式中：—排放的剩余污污泥中磷的总总量（kg）；0.023——细胞中磷所占占的质量百分分比（分子式式C60H87O23N12P）；其余符号同前前。折算成废水中中的浓度（CP）为：：（13-24）按典典型型的的城城市市污污水水进进水水水水质质S0=200mg/L，进水水TP=7mg/L，则按按上上式式计计算算的的同同化化脱脱磷磷效效率率随随泥泥龄龄的的变变化化见见表13-4。泥龄龄在排排泥泥量量相相同同的的情情况况下下，，若若剩剩余余污污泥泥的的含含磷磷量量高高，，则则磷磷的的去去除除量量也也高高。。但但细细胞胞内内的的聚聚磷磷含含量量有有一一个个最最大大贮贮存存能能力力限限制制，，据据Smolders等人人报报道道为为0.23mgP/mgVSS，D.Brdjanovic等人人报报道道为为0.18mgP/mgVSS。通过过下下面面介介绍绍的的方方法法可可估估算算剩剩余余污污泥泥中中的的含含磷磷量量。。泥龄龄设系系统统中中所所有有微微生生物物都都有有聚聚磷磷作作用用，，系系统统稳稳态态运运行行时时达达到到完完全全除除磷磷（（即即出出水水中中TP为0mg/L），，则剩剩余余污污泥泥中中的的磷磷含含量量为为：：（13-25）若系系统统在在上上述述的的典典型型水水质质下下稳稳态态运运行行，，则则剩剩余余污污泥泥中中的的磷磷含含量量随随泥泥龄龄的的变变化化见见表表13-4。泥龄龄由上上表表可可知知，，对对于于典典型型的的城城市市污污水水水水质质，，同同化化除除磷磷效效率率与与泥泥龄龄密密切切相相关关，，泥泥龄龄越越短短，，同同化化除除磷磷的的效效率率越越高高。。若若进进水水TBOD/TP值很很高高，，则则可可能能出出现现微微生生物物生生长长的的磷磷源源限限制制。。此此时时，，必必须须向向废废水水中中投投加加磷磷以以维维持持正正常常的的运运行行条条件件。。此此外外，，表表中中的的计计算算也也表表明明，，若若从从废废水水中中去去除除等等量量的的磷磷，，则则剩剩余余污污泥泥中中的的含含磷磷量量应应随随泥泥龄龄的的增增加加而而增增加加，，这这就就要要求求污污泥泥的的聚聚磷磷能能力力随随泥泥龄龄增增加加而而提提高高。。泥龄龄20天泥泥龄龄时时污污泥泥中中含含磷磷量量达达到到14.6%，与与文文献献报报道道的的剩剩余余污污泥泥最最大大含含磷磷值值相相比比已已比比较较接接近近。。而而且且，，所所有有细细菌菌都都具具有有聚聚磷磷能能力力的的假假设设是是不不成成立立的的，，因因为为混混合合培培养养的的系系统统内内至至少少存存在在三三种种细细菌菌：：聚聚磷磷菌菌、、水水解解酸酸化化菌菌和和异异养养好好氧氧菌菌。。Kuba等人对大大型脱氮氮除磷的的城市污污水厂中中污泥的的分析表表明，聚聚磷菌数数量占总总挥发性性悬浮固固体的30~50%。因此，，聚磷菌菌体内的的含磷量量可能比比观察到到的最大大含磷量量要高，，这在实实际中是是难以实实现的。。泥龄由此可知知长泥龄龄的生物物除磷系系统单纯纯靠生物物作用要要达到完完全除磷磷几乎是是不可能能的。因因此，在在较长泥泥龄下运运行的生生物除磷磷系统往往往辅以以在线或或离线化化学除磷磷措施，，以实现现磷的达达标排放放。所以以可以说说，缩短短泥龄既既可提高高同化脱脱氮效率率，又能能在去除除等量磷磷的前提提下保持持剩余污污泥中较较低的磷磷含量，，对除磷磷是大有有好处的的。泥龄泥龄（d）2015105Se（mg/L）6.457.198.7013.3

19.7%48.8%95.2%表13-3因缩短泥泥龄而增增加的污污泥量占占原剩余余污泥量量的比例例泥龄泥龄（d）2015105Se（mg/L）6.457.198.7013.3CP（mg/L）1.101.321.642.15效率（%）15.718.923.430.7剩余污泥的磷含量（mg/mgVSS）0.1460.1220.0980.075表13-4同化除磷磷效率、、剩余污污泥含磷磷量计算算值与泥泥龄的关关系废水生物物脱氮除除磷工艺艺众所周知知，工业业废水及及生活污污水的排排入是造造成水体体富营养养化不容容忽视的的原因，，因此对对这些污污水在排排放之前前进行脱脱氮除磷磷就非常常必要。。一般来来说，初初级和二二级处理理能分别别去掉污污水中35%和85%的污染物物，但仅仅去除了了30%的氮和5%的磷。而而能降低低特定污污染物水水平的先先进污水水厂的建建造费是是二级处处理厂的的2倍，运行行费用则则是后者者的4倍。废水生物物脱氮除除磷工艺艺自50年代开发发的单一一生物脱脱氮的Wuhrmann工艺以来来，废水水生物脱脱氮除磷磷工艺已已取得了了极大的的发展。。新兴工工艺的出出现，无无疑对废废水中营营养物的的去除做做出了很很大的贡贡献，但但每一工工艺也存存在有自自身的弱弱点，下下面给大大家作简简单介绍绍。废水生物物脱氮除除磷工艺艺一、Wuhrmann工艺二、Ludzack—Ettinger工艺三、Bardenpho工艺四、其它单一一生物脱脱氮技术术五、厌氧—好氧（A-O）工艺六、Phostrip工艺七、Phoredox工艺八、A2/O工艺九、UCT（UniversityofCapeTown）工艺十、VIP（VirginiaInitiativePlant）工艺十一、好氧与厌厌氧交替替活性污污泥法（（AAA工艺）十二、连续流间间歇曝气气工艺十三、序批式活活性污泥泥法（SBR）工艺十四、循环活性性污泥法法（CAST）工艺十五、其它具有有脱氮除除磷功能能的工艺艺废水生物物脱氮除除磷工艺艺Wuhrmann工艺本工艺是是由Wuhrmann提出的单单一污泥泥—硝化脱氮氮系统，，在这一一系统中中，内源源能量的的释放为为脱氮提提供了能能源。该该工艺见见图13-3。它由两个个串联的的反应器器组成，，第一个个为好氧氧，第二二个为缺缺氧。进进水流入入好氧池池中，异异养菌和和硝化菌菌得以生生长。只只要泥龄龄足够长长且好氧氧池体积积足够大大，硝化化作用将将在好氧氧池中完完成。好好氧池混混合液流流入缺氧氧池，缺缺氧池采采用机械械搅拌保保持混合合。在缺缺氧池中中，由于于微生物物死亡使使污泥释释放出的的能量提提供了脱脱氮需要要的能源源，但能能量释放放速率低低，因而而脱氮效效率也低低。Wuhrmann工艺为了使脱脱氮能达达到一定定的程度度，势必必将缺氧氧池建得得很大，，这有可可能破坏坏硝化过过程。同同时，缺缺氧池中中微生物物死亡释释放出有有机氮和和氨，其其中一些些随水流流出，从从而降低低了系统统中总氮氮的去除除。污泥回流流图13-3Wuhrmann工艺原水出水剩余污泥泥好氧池缺氧池沉淀池Ludzack—Ettinger工艺1962年，Ludzack和Ettinger首次提出出利用进进水中可可生物降降解的物物质作为为脱氮能能源的单单一污泥泥硝化—反硝化脱脱氮工艺艺。该系系统由两两个串联联的反应应器组成成，相互互间部分分地分离离，流程程见图13-4。进水流入入缺氧池池，池中中通过搅搅拌保持持缺氧状状态，好好氧池中中采用曝曝气使发发生硝化化作用。。两个反反应器之