阿科蔓生态净化基强化生活污水处理工艺综述

阿科蔓生态净化基强化生活污水处理工艺综述

摘要 本文对广泛应用于生活污水处理工艺的生物膜法技术的现状和发展进行了综述，并详尽地阐述了厌氧生物膜各工艺和生物接触氧化工艺填料的发展在阐述新型载体-阿科蔓生态净化基的基础上，论述了其应用于生活污水处理工艺的影响和意义。

关键词 生物膜法 阿科蔓 生活污水

The summary of Aquamats strengthening domestic

wastewater treatment process

Abstract In this paper, the situation and development of biofilm technology which is used in treating domestic wastewater widely are summarized and discussed. And the development of fills in anaerobic biofilm processes and biological contact oxidation process is set forth in details. Based on setting forth the new carrier-Aquamats, the influence and significance of Aquamats applying in treating domestic wastewater are discussed.

Keywords biofilm Aquamats domestic wastewater

一、 前言

环境保护是我国的基本国策。世界经济发展的实践证明，为实现经济的持续

稳定的发展，必须解决好发展与环境保护的矛盾。随着我国社会和经济的高速发展，城市环境污染特别是水污染的问题日趋严重。城镇生活污水的排放量逐年增加，2002年全国工业和城镇生活废水排放总量为439.5亿吨，比上年增加1.5%。其中工业废水排放量207.2亿吨，比上年增加2.3%；城镇生活污水排放量232.3亿吨，比上年增加0.9%，其中仅有10%得到处理。[1]生活污水中含有较高的氮、磷等营养物质,未经处理直接排入江河湖海,是导致水域富营养化污染的主要原因。2002年监测数据显示,辽河、海河水系污染严重，劣V类水体占60%以上；淮河干流水质以III-V类水体为主，支流及省界河段水质仍然较差；黄河水系总体水质较差，干流水质以III-IV类水体为主，支流污染普通严重；松花江水系以III-IV类水体为主；珠江水系水质总体良好，以II类水体为主；长江干流及主要一级支流水质良好，以II类水体为主。由于“污染性”造成的水资源短缺，已成为严重

制约我国社会经济持续发展的突出问题，丞待解决。目前我国水污染控制的重点

已从以工业点源为主，逐步转变为以城市污水污染为主的控制。根据预测 [2]，到

2010年我国城市污水排放总量为1050亿m3，城市污水处理率要达到50%，预计需

新建污水处理厂1000余座，而决定城市污水处理厂投资和运行成本的主要因素是污水处理工艺和技术的选择，因此开发适合我国国情的、高效、低耗、能满足排

放要求、基建和运行费用低的污水处理新技术和新工艺，具有十分重要的现实意

义。

二、生活污水处理工艺研究和应用领域共同关注的问题

长期以来，城市生活污水的二级生物处理多采用活性污泥法，它是当前世界

各国应用最广的一种二级生物处理流程，具有处理能力高，出水水质好等优点。

但却普遍存在着基建费、运行费高，能耗大，管理较复杂，易出现污泥膨胀、污

泥上浮等问题，且不能去除氮、磷等无机营养物质。对于我国这样一个资源不足、人口众多的发展中国家，从可持续发展的角度来看，并不适合中国国情。由于污

水处理是一项侧重于环境效益和社会效益的工程，因此在建设和实际运行过程中

常受到资金的限制，使得治理技术与资金问题成为我国水污染治理的“瓶颈”。归纳起来，目前在城市生活污水处理研究和应用领域，普遍存在的问题有：

（1）采用传统的活性污泥法，往往基建费、运行费高，能耗大，管理较复杂，易出现污泥膨胀现象；工艺设备不能满足高效低耗的要求。

（2）随着污水排放标准的不断严格，对污水中氮、磷等营养物质的排放要求较高，传统的具有脱氮除磷功能的污水处理工艺多以活性污泥法为主，往往需要将多个

厌氧和好氧反应池串联，形成多级反应池，通过增加内循环来达到脱氮除磷的目

的，这势必要增加基建投资的费用及能耗，并且使运行管理较为复杂。

（3）目前城市污水的处理多以集中处理为主，庞大的污水收集系统的投资远远超

过污水处理厂本身的投资，因此建设大型的污水处理厂，集中处理生活污水，从

污水再生回用的角度来说不一定是唯一可取的方案。

因此，如何使城市污水处理工艺朝着低能耗、高效率、少剩余污泥量、最方

便的操作管理，以及实现磷回收和处理水回用等可持续的方向发展。已成为目前

水处理技术研究和应用领域共同关注的问题，就要求污水处理不应仅仅满足单一

的水质改善，同时也需要一并考虑污水及所含污染物的资源化和能源化问题，且

所采用的技术必须以低能耗和少资源损耗为前提。

三、生物膜法处理工艺在生活污水处理中的应用研究发展

在污水生物处理的发展和应用中，活性污泥和生物膜法一直占据主导地位。

随着新型填料的开发和配套技术的不断完善，与活性污泥法平行发展起来的生物

膜法处理工艺在近年来得以快速发展。由于生物膜法具有处理效率高，耐冲击负

荷性能好，产泥量低，占地面积少，便于运行管理等优点，在处理中极具竞争力。

1．生物膜法净化污水机理

污水中有机污染物质种类繁多，成分复杂。但对于生活污水来说，其有机成

分归纳起来主要包括：蛋白质（40%-60%），碳水化合物（25%-50%）和油脂（10%），此外还含有一定量的尿素[3]。生物膜法依靠固定于载体表面上的微生物膜来降解有机物，由于微生物细胞几乎能在水环境中的任何适宜的载体表面牢固地附着、生

长和繁殖，由细胞内向外伸展的胞外多聚物使微生物细胞形成纤维状的缠结结构，因此生物膜通常具有孔状结构，并具有很强的吸附性能。

生物膜附着在载体的表面，是高度亲水的物质，在污水不断流动的条件下，

其外侧总是存在着一层附着水层。生物膜又是微生物高度密集的物质，在膜的表

面上和一这深度的内部生长繁殖着大量的微生物及微型动物，形成由有机污染物 →细菌→原生动物（后生动物）组成的食物链。生物膜是由细菌、真菌、藻类、

原生动物、后生动物和其他一些肉眼可见的生物群落组成。其中细菌一般有：假

单苞菌属、芽苞菌属、产碱杆菌属和动胶菌属以及球衣菌属，原生动物多为钟虫、独缩虫、等枝虫、盖纤虫等。后生动物只有在溶解氧非常充足的条件下才出现，

且主要为线虫。污水在流过载体表面时，污水中的有机污染物被生物膜中的微生

物吸附，并通过氧向生物膜内部扩散，在膜中发生生物氧化等作用，从而完成对

有机物的降解。生物膜表层生长的是好氧和兼氧微生物，而在生物膜的内层微生

物则往往处于厌氧状态，当生物膜逐渐增厚，厌氧层的厚度超过好氧层时，会导

致生物膜的脱落，而新的生物膜又会在载体表面重新生成，通过生物膜的周期更

新，以维持生物膜反应器的正常运行。

生物膜法通过将微生物细胞固定于反应器内的载体上，实现了微生物停留时间

和水力停留时间的分离，载体填料的存在，对水流起到强制紊动的作用，同时可

促进水中污染物质与微生物细胞的充分接触，从实质上强化了传质过程。生物膜

法克服了活性污泥法中易出现的污泥膨胀和污泥上浮等问题，在许多情况下不仅

能代替活性污泥法用于城市污水的二级生物处理，而且还具有运行稳定、抗冲击

负荷强、更为经济节能、具有一定的硝化反硝化功能、可实现封闭运转防止臭味等优点。

通过人工强化作用将生物膜引入到污水处理反应器中，便形成了生物膜反应器。近年来，物物膜反应器发展迅速，由单一到复合，有好氧也有厌氧，逐步形成了一套较完整的生物处理系统。

填料是生物膜技术的核心之一，它的性能对废水处理工艺过程的效率、能耗、稳定性以及可靠性均有直接关系。

2、厌氧生物膜法处理工艺在生活污水处理中的应用研究进展

（1）、复杂物料的厌氧降解阶段

在废水的厌氧处理过程中，废水中的有机物经大量微生物的共同作用，被最终转化为甲烷、二氧化碳、水、硫化氢和氨。在此过程中，不同的微生物的代谢过程相互影响，相互制约，形成复杂的生态系统。对复杂物料的厌氧过程的叙述，有助于我们了解这一过程的基本内容。所谓复杂物料，即指那些高分子的有机物，这些有机物在废水中以悬浮物或胶体形式存在。

复杂物料的厌氧降解过程可以被分为四个阶段。

① 水解阶段：高分子有机物因相对分子质量巨大，不能透过细胞膜，因此不可能

为细菌直接利用。因此它们在第一阶段被细菌胞外酶分解为小分子。例如纤维素被纤维素酶水解为纤维二糖与葡萄糖，淀粉被淀粉酶分解为麦芽糖和葡萄糖，蛋白质被蛋白酶水解为短肽与氨基酸等。这些小分子的水解产物能够溶解于水并透过细胞膜为细菌所利用。

② 发酵（或酸化）阶段：在这一阶段，上述小分子的化合物在发酵细菌（即酸化

菌）的细胞内转化为更为简单的化合物并分泌到细胞外。这一阶段的主要产物有挥发性脂肪酸（简写作VFA）、醇类、乳酸、二氧化碳、氢气、氨、硫化氢等。与此同时，酸化菌也利用部分物质合成新的细胞物质，因此未酸化废水厌氧处理时产生更多的剩余污泥。

③ 产乙酸阶段：在此阶段，上一阶段的产物被进一步转化为乙酸、氢气、碳酸以

及新的细胞物质。

④ 产甲烷阶段：这一阶段里，乙酸、氢气、碳酸、甲酸和甲醇等被转化为甲烷、

二氧化碳和新的细胞物质。

在以上阶段里，还包含着以下这些过程：a、水解阶段里有蛋白质水解、碳水

化合物的水解和脂类水解；b、发酵酸化阶段包含氨基酸和糖类的厌氧氧化与较高级的脂肪酸与醇类的厌氧氧化；c、产乙酸阶段里有从中间产物中形成乙酸和氢气和由氢气和 氧化碳形成乙酸；d、甲烷化阶段包括由乙酸形成甲烷和从氢气和二氧化碳形成甲烷。除以上这些过程之外，当废水含有硫酸盐时还会有硫酸盐还原过程。复杂化合物的厌氧降解可以利用图来表述（见图1）

（2）厌氧生物膜法处理工艺的应用研究进展

a、厌氧滤器（AF）

厌氧滤器是60年代末由美国McCarty 等在Coulter等研究基础上发展并确立的第一个高速厌氧反应器。传统的好氧生物系统一般容积负荷在2KgCOD/（m3 d）以下。而在AF发明之前的厌氧反应器一般容积负荷也在4-5kgCOD/（m3 d）以下。但AF在处理溶解性废水时负荷可高达10-15 kgCOD/（m d）。因此AF的发展大大提高了厌氧反应器的处理速率，使反应器容积大大减少。

AF作为高速厌氧反应器地位的确立，还在于它采用了生物固定化的技术，使污泥在反应器内的停留时间（SRT）极大地延长。McCarty发现在保持同样处理效果时，SRT的提高可以大大缩短废水的水力停留时间（HRT），从而减少反应器容积，或在相同反应器容积时增加处理的水量。这种采用生物固定化延长SRT，并把SRT和HRT分别对待的思想推动了新一代高速厌氧反应器的发展。

SRT的延长实质是维持了反应器内污泥的高浓度，在AF内，厌氧污泥的浓度可以达到10-20gVSS/L。AF内厌氧污泥的保留由两种方式完成：其一是细菌在AF内固定的填料表面（也包括反应器内壁）形成生物膜；其二是在填料之间细菌形成聚集体。高浓度厌氧污泥在反应器内的积累是AF具有高速反应性能的生物学基础，在一定的污泥比产甲烷活性下，厌氧反应器的负荷与污泥浓度成正比。同时，AF内形成的厌氧污泥较之厌氧接触工艺的污泥密度大、沉淀性能好，因而其出水中的剩余污泥不存在分离困难的问题。由于AF内可自行保留高浓度的污泥，也不需要污泥的回流。

3[4]

在AF内，由于填料是固定的，废水进入反应器内，逐渐被细菌水解酸化、转化为乙酸和甲烷，废水组成在不同反应器高度逐渐变化。因此微生物种群的分布也呈现规律性。在底部（进水处），发酵菌和产酸菌占有最大的比重，随反应器高度上升，产乙酸菌和产甲烷菌逐渐增多并占主导地位。细菌的种类与废水的成分有关，在已酸化的废水中，发酵与产酸菌不会有太大的浓度。

细菌在反应器内分布的另一特征是反应器进水处（例如上流式AF的内部）细菌由于得到营养最多因而污泥浓度最高，污泥的浓度随高度迅速减少。

污泥的这种分布特征赋予AF一些工艺上的特点。首先，AF内废水中有机物的去除主要在AF底部进行（指上流式AF），据Young和Dahab报道[4]， AF反应器在1m以上COD的去除率几乎不再增加,而大部分COD是在0.3m以内去除的。因此研究者认为在一定的容积负荷下,浅的AF反应器比深的反应器能有更好的处理效率。其次,由于反应器底部污泥浓度特别大，因此容易引起反应器的堵塞。堵塞问题是影响AF应用的最主要问题之一。据报道,上流式AF底部污泥浓度可高达60g/L。厌氧污泥在AF内的有规律分布还使得反应器对有毒物质的适应能力较强,可以生物降解的毒性物质在反应器内的浓度也呈现出规律性的变化,加之厌氧生物膜形成各种菌群的良好共生体系,因此在AF内易于培养出适应有毒物质的厌氧污泥。例如在处理三氯甲烷和甲醛废水中,发现AF反应器内的污泥产生了良好的适应性,这些有毒物质的去除效果和允许的进液浓度逐渐上升。AF同时也具有较大的抗冲击负荷能力。一般认为在相同的温度条件下，AF的负荷可高出厌氧接触工艺2~3倍，同时会有较高的COD去除率。

AF在应用上的问题除了堵塞和由局部堵塞引起的沟流以外，另一个问题是它需要大量的填料，填料的使用使其成本上升。由于以上问题，国外生产规模的AF系统应用也不是很多。据Le-ttinga在1993年估计，国外生产规模的AF系统大约仅有30~40个。[4]

作为升流式厌氧滤池的革新技术——厌氧膜床（S pecial Anaerobic Film Bed, SAFB）,采用较大颗粒及孔隙率的填料代替传统的小粒径填料，有效地解决了反应器的堵塞问题。厌氧膜床具有如下特点：

① 有效克服了厌氧滤池易堵塞和出水水质差的缺点；

② 生物固体浓度高，因此可获得较高的有机负荷；

③ 在厌氧膜床内微生物通过附着在填料表面形成生物膜，以及悬浮于填料孔

隙间形成细菌聚集体，因此在厌氧膜床内可以保持较高的生物量。因此可缩短水力停留时间，耐冲击负荷能力较强；

④ 启动时间短，停止运行后再启动也较容易；

⑤ 不需要回流污泥，运行管理方便；

⑥ 在水量和负荷有较大变化的情况下，耐冲击性较好。

b、厌氧流化床反应器（AFBR）

在流化床系统中依靠在惰性的填料微粒表面形成的生物膜来保留厌氧污泥，液体与污泥的混合、物质的传递依靠使这些带有生物膜的微粒形成流态化来实现。

流化床反应器的主要特点可归纳如下：

① 流态化能最大程度使厌氧污泥与被处理的废水接触；

② 由于颗粒与流体相对运动速度高，液膜扩散阻力小，且由于形成的生物膜

较薄，传质作用强，因此生物化学过程进行较快，允许废水在反应器内有较短的水力停留时间；

③ 克服了厌氧滤器堵塞和沟流问题；

④ 高的反应器容积负荷可减少反应器体积，同时由于其高度与直径的比例大

于其它厌氧反应器，因此可以减少占地面积。

但是，厌氧流化床反应器存在着几个尚未解决的问题。其一，为了实现良好的流态化并使污泥和填料不致从反应器流失，必须使生物膜颗粒保持均匀的形状、大小和密度，但这几乎是难以做到的，因此稳定的流态化也难以保证。[5]其次，一些较新的研究认为流化床反应器需要有单独的预酸化反应器。同时，为取得高的上流速度以保证流态化，流化床反应器需要大量的回流水，这样导致能耗加大，成本上升。由于以上原因，流化床反应器至今没有生产规模的设施运行。有人认为它在今后应用的前景也不大。[5]

c、厌氧附着膜膨胀床反应器（AAFEB）

厌氧附着膜膨胀床（Anaerobic Attached Film Expanded Bed）是Jewell等人在1974年研究和开发出来的一种污水处理工艺。与生物流化床相比，区别在于载体的膨胀程度。以填料层高度计，膨胀床的膨胀率约为10%~20%，此时颗粒间仍保持互相接触，而流化床则为20%~70%。Bruce J.Alderman等通过对比厌氧膨胀床、滴滤池和活性污泥法等工艺的经济性，发现对于小型污水处理厂而言，厌氧膨胀床后续滴滤池的设计是最为经济的选择，能耗量少，污泥产率量低。但目前[6]

此工艺仍主要停留在小试和中试研究阶段。

综上所述，采用厌氧生物膜反应器为主体的厌氧处理技术，作为生活污水处理的核心方法，在技术上已经成熟，并且较之其它方法有独到的一些优势。但是，厌氧方法在浓缩营养物（氮和磷）方面效果不大，同时它仅能除去部分病源微生物。此外，残存的BOD、悬浮物或还原性物质可能影响到出水的质量。所以厌氧生物膜反应器要成为完整的环境治理技术，合适的后处理手段必不可少。

3、好氧生物膜法处理技术——生物接触氧化

生物接触氧化法是由生物滤池和接触曝气氧化池演变而来的。早在20世纪30年代，已在美国出现生产型装置。当时的生物接触氧化池，填料的材质是砂石、竹木制品和金属制品，主要用于处理低浓度、低有机负荷的污水，它克服了活性污泥法在处理此类污水时，因污泥流失而不能维持正常运行的缺点，并取得了较好的效果。进入70年代，随着大孔径、高比表面积的蜂窝直管填料和立体波纹塑料填料的出现，使生物接触氧化法的应用范围得到拓宽，它不仅可用于处理生活污水，而且可用于处理高浓度有机废水和有毒有害工业废水，与其他生物处理方法相比，展现出了优越性，我国在70年代开始对生物接触氧化法进行了研究，第一座生产性试验装置用于处理城市污水，在处理效果、动力消耗、经济效益和管理维护等方面都明显优于活性污泥法。与活性污泥法比较，生物接触氧化具有以下主要优点：①生物接触化法以填料作为载体，供生物群栖息生长，形成稳定的生态体系，有较高的微生物浓度，一般可达10~20g/l；氧的利用率高，可达10%。具有较高的耐冲击负荷能力和对环境变化的适应能力，剩余污泥量少。②生物接触氧化法可以充分利用丝状菌的强氧化能力且不产生污泥膨胀。并且不需要象活性污泥法那样采用污泥回流以调整污泥量和溶解氧浓度，易于管理和操作。随着十余年的大量实践，对氧化池结构形式、填料的品种和安装方式、供气装置的种类和布置形式等方面进行了不断创新、不断优化。目前，生物接触氧化技术已经广泛应用处理生活污水、生活杂用水和不同有机物浓度的工业废水。

填料是微生物栖息的场所、生物膜的载体。填料的表面生长生物膜，生物膜的新陈代谢过程使污水得利净化。填料的性能直接影响着生物接触氧化技术的效果和经济上的合理性，因而填料的选择是生物接触氧化技术的关键。

填料的特性取决于填料的材质和结构形式。填料的材质应具有分子结构稳定、抗老化、耐腐蚀和生物稳定性好等特性。填料的结构形式应具有比表面积大、空

隙率高、硬度高、有布水布气和切割气泡的功能。填料之间的空隙在外力作用下可发生变化，有利于剥落的生物膜及时排出填料区，以及填料的体积应具有可压缩性，并在复原后不发生变形，便于运输和安装。

固定化载体的发展

（1）固定式填料

固定式填料以蜂窝状及波纹状填料为代表，多用玻璃钢、各种薄形塑料片构成。新近有陶土直接烧结生产的陶瓷蜂窝填料，孔形为六角形，孔径在20~100mm之间。由于比表面积小，生物膜量小，表面光滑，生物膜易脱落，填料横向不流通，造成布气不均匀，易堵塞以至无法正常运转，且造价较高，近年来，此类填料已逐渐淘汰。

（2）悬挂式填料

悬挂式填料包括软性、半软性及组合填料、软性填料，理论比表面积大,空隙率>90%，挂膜快，空隙的可变性使之不易堵塞，而且造价低，组装方便，出水稳定，处理效果较好,COD和BOD5去除率达80%以上。但废水浓度高或水中悬浮物较大时，填料丝会结团，大大减少了实际利用的比表面积，且易发生断丝、中心绳断裂等情况，影响使用寿命，其寿命一般为1~2年。半软性填料，具有较强的气泡切割性能和再行布水布气的能力、挂膜脱膜效果较好、不堵塞；COD和BOD去除率在70-80%。使用寿命较软性填料长。但其理论比表面积较小（87-93m2/m3）生物膜总量不足影响污水处理效果，且造价偏高。

组合式填料，是鉴于软性、半软性存在的上述缺点并吸取软性填料比表面积大、易挂膜和半软性填料不结团，气泡切割性能好而设计的新型填料，在填料中央设计半软性部件支撑着外围的软性纤维束，其平面有如盾形，故又称盾式填料。其比表面积1000~2500 m2/m3，空隙率98%-99%，具有挂膜快，生物总量大，不结团等优点。污水处理能力优于软性、半软性填料，在正常水力负荷条件下COD去除率70%-85%，BOD5去除率达80%~90%，与之类似的还有灯笼式（或龙式）和YDT弹性立体填料。

（3）分散式填料

分散式填料包括堆积式、悬浮式填料，种类繁多。特点是无需固定和悬挂，只需将之放置于处理装置之中，使用方便，更换简单。北京晓清环保公司的多孔球形悬浮填料和北京桑德公司的SNP无剩余污泥悬浮填料等，具有充氧性能好，挂

膜快，使用寿命长等优点。江西萍乡佳能环保工程公司新近开发的堆积式填料—球形轻质陶料，填料粒径2~4 mm，有巨大的比表面积，使反应器中单位体积内可保持较高的生物量，而且填料上的生物膜较薄，其活性相对较高，具有完全符合曝气生物滤池填料的国际性能标准，在法国承建的我国大连马栏河污水处理厂使用，这是我国新型填料开发的一项重大突破。

四、水解酸化—好氧活性污泥工艺在生活污水处理中的应用

城市污水经厌氧处理后，在现有的技术条件下，要达到二级出水标准，需要相当长的停留时间，结果使厌氧处理虽然在运行管理费用上占有优势，但在基建投资上却失去了竞争力。因此从微生物和化学角度讲，厌氧处理仅仅提供了一种预处理，它一般需要后处理方能满足新的污水排放标准。印度和南美国家在积极推广应用厌氧生活污水处理技术的同时，普遍意识到由于厌氧处理后氮和磷基本上没有去除，因此对厌氧出水进一步处理很有必要。缺乏合适的后处理技术，是导致厌氧生物处理技术在生活污水处理领域应用缓慢的主要原因之一。虽然已有的小试实验结果表明，两级厌氧系统组合可以获得良好的处理效果。但目前，在实际生产中，应用最为广泛的仍然是厌氧与好氧组合系统。在印度，氧化塘是最常用的后处理方法。经厌氧、氧化塘两级处理后的出水BOD5、CODcr和TSS去除率分别为87%、81%和90%。在巴西NovaVista市的7000人生活污水处理工程中，以及哥伦比亚Bucarmanga镇的160000人生活污水处理工程中，后处理均采用的是兼性氧化塘。在墨西哥的厌氧生活污水处理工程中，后处理方法比较多样化，二沉池＋氯消毒、淹没滤池＋二沉池＋氯消毒、氧化沟等，最后直接排入城市污水管网或用于农灌。在日本，城镇生活污水一般采用厌氧消化＋好氧活性污泥法联合处理、厌氧滤池＋好氧滤池以及厌氧滤池＋接触氧化法组合处理。并且最新研制的具有脱氮除磷功能的高级型JOHKASO小型家用生活污水净化器系统，广泛应用

[7]于分散处理生活污水方面。厌氧和好氧生物处理技术的组合能够有效的去除大部

分有机和无机污染物。厌氧生物专家G·Lettinga教授断言厌氧处理生物技术如果有合适的后处理方法相配合，可以成为分散型生活污水处理模式的核心手段，这一模式较之于传统的集中处理方法更具有可持续性和生命力，尤其适合发展中国家的情况。[8]

厌氧-好氧组合处理工艺，充分发挥了厌氧技术节能、好氧技术高效的优势，成为目前污水处理工艺发展的主要趋势。在国外，由上流式厌氧污泥床反应器

（UASB）和好氧生物膜反应器组成的厌氧—好氧组合处理工艺一直是研究的重点，

[91011]

，，并针对组合工艺的硝化/反硝化性能和动力学机理展开了较为深入的研究。

[12，13]近年来，Ricardo Franci Goncalves等[14，15]进行的小试和中试的研究结果表明，采用UASB和淹没式曝气生物滤池（BF）组合工艺处理生活污水，两段HRT分别为6h和0.17h时系统对CODcr 、BOD5 和SS去除率均在90%以上，并且该组合系统相对单一的UASB污水处理系统而言，有更好的稳定出水水质的作用。当BF段的污泥回流至UASB段时，厌氧反应器内有机物甲烷化的能力提高，使产气量增加、剩余污泥量减少，可以减少甚至省去污泥浓缩池和消化池。

由于以UASB为主体的厌氧-好氧组合处理工艺,受温度的影响较大,特别是在低温条件下,系统的性能不能得到充分的发挥。Igor Bodik等[16]通过中试试验研究了厌氧折流板生物滤池反应器和淹没式曝气生物滤池组合工艺低温下处理生活污水时的脱氮性能。系统经过一年的运行，在厌氧段和好氧段的水力停留时间分别为15 h和4h的条件下，即使环境温度低于10℃（平均气温5.9℃），对CODcr、BOD5和SS的去除率仍达80%左右。低温使硝化的活性受到一定的影响，温度在

4.5-23℃范围内，TKN的去除率在46.4-87.3%间变化,并且该系统也具有一定的反硝化功能，为低温环境下生活污水的脱氮处理提供了参考。

在国内，厌氧水解-好氧处理工艺是近年来研究和应用较多的一种城市污水处理技术。该工艺是北京环境科学研究院根据城市污水的特点，从整个系统的经济性出发，根据产甲烷菌与水解产酸菌生长速度不同，在反应器中利用水流动的淘洗作用造成甲烷菌在反应器中难于繁殖，将厌氧处理控制在水解-酸化阶段，使厌氧停留时间缩短到2-3h，开发了厌氧水解-好氧生物处理工艺。

工艺中的水解池是一种新型的厌氧反应器，它是在污水厌氧处理技术研究的基础上，采用较短的水力停留时间，从而省去了厌氧反应中时间长、控制条件要求高的甲烷发酵阶段，而利用水解、产酸菌可以迅速降解水中有机物的特点，形成以水解产酸菌为主的厌氧上流式污泥床。由于水解池集生物降解、物理沉降和吸附为一体，在与初沉池停留时间相近的情况下，有机物去除效果显著高于初沉池。并且能将污水中的难降解的大分子有机物转化为小分子有机物，提高了污水的可生物降解性，使得后续的好氧处理所需的停留时间缩短，能耗降低。与此同时，悬浮固体物质（包括进水悬浮物和后续好氧处理中的剩余污泥）被水解为可溶性物质，降低了污泥产量，并使污泥得到处理，从而取消了传统工艺中的污泥消化

池，实现了污水和污泥的一次性处理。

由于水解（酸化）——好氧工艺与传统好氧生物处理工艺相比，具有能耗低、停留时间短和污泥产量少的特点，特别是水解池具有改善污水可生化性的特点，使得本工艺不仅适用于易于生物降解的城市污水，同时更加适用于含有大量工业废水的不易生物降解的城市污水。所以本工艺也广泛适用于工业废水的处理，如纺织废水、印染废水、焦化废水、酿酒、化工、造纸废水等。

五、污水生物脱氮除磷原理及研究现状

城市污水（生物）处理技术经历了三个发展阶段。在污水处理技术发展初期，以好氧性有机物和固体悬浮物的去除作为污水处理的主要目标。到了六七十年代，随着常规二级生物处理技术在工业化国家的普及，人们发现仅仅去除有机物和悬浮物是不够的，氮氮的存在仍然会导致水体的黑臭或溶解氧降低，这就促使常规的二级生物处理。技术从单纯有机物去除发展到有机物和氨氮的联合去除,即污水的硝化处理，而到七八十年代，由于水体富营养化问题日益严重，污水氮磷去除的实际需要使二级生物处理技术进入了具有除磷脱氮功能的深度二级处理阶段。所以，到了现阶段，城市污水处理系统往往需要具备包括去除CODcr、BOD5、SS和氮、磷等营养物质在内的多种处理功能。

1、污水生物脱氮原理

废水中氮的存在形式，以有机氮化合物和氨氮为主，传统的活性污泥法能将有机氮化合物转化为氨氮，却不能有效地去除氮。

废水生物脱氮的基本原理即在于通过硝化反应先将氨氮氧化为硝酸盐，再通过反硝化反应将硝酸盐还原成气态氮从水中逸出。

（1）硝化反应

硝化反应是由一群自养型好氧微生物完成的，它包括两个步骤，第一步是由亚硝酸菌（Nitrosomonas）将氨氮转化为亚硝酸盐（NO2-），亚硝酸菌中有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和亚硝化球菌属。第二步则由硝酸菌（Nitrobactet）包括硝酸杆菌属、螺菌属和球菌属，将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐（NO3-）。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌。这类菌利用无机碳化合物如CO3-、HCO3-和CO2作碳源，从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获取能量，两项反应均需在有氧的条件下进行。

两类硝化菌的特征如表1所示。

硝化细菌的特征 表1

由表1可见，亚硝酸菌硝酸菌的特性大致似，但前者的世代期较短，生长率较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件，当硝酸菌受到抑制的时候，有可能出现NO2-积累的情况。

亚硝化反应和硝化反应可以下列反应式表示：

Nitrosomonas

NH4++1.382O2+1.982HCO3.-0.018C5H7O2N+0.982NO2-+1.036H2O+1.891H2CO3

Nitrobacter NO2-+0.003NH4++0.01H2CO3+0.003HCO3-+0.488O2 0.003C5H7O2N+0.008H2O+NO3-

硝化反应的总方程为:

NH4++1.86 O2+1.985 HCO3.- 0.021 C5H7O2N+1.044 H2O+1.881 H2CO3+0.982 NO3-

由上列反应式可见，将1g氮氨化成硝酸盐需4.57g氧，其中亚硝化反应需氧

3.43g。亚硝化反应和硝化反应还会消耗水中的重碳酸盐碱度，约合

7.14gCaCO3/gNH4-N。

硝化反应中氮元素的转化及其氧化还原态的变化如图2所示

NitrosomonasNitrobacter→ 亚硝酸菌 硝酸细菌

图2 硝化反应中氮的转化

由图可见，从NH4+至NO2-的转化,经历了3个步骤6个电子的变化。可见,亚硝酸菌的酶系统十分复杂，而硝化反应则相对简单些,只经历了1步反应2个电子的变化.因此也有人认为，亚硝酸菌往往比硝酸菌更易受到抑制。

（二）反硝化反应

反硝化反应是由一群异养型微生物完成的，它的主要作用是将硝酸盐或亚硝酸盐还原成气态氮或N2O，反应在无分子态氧的条件下进行。

反硝化细菌在自然界很普遍，包括假单胞菌属、反硝化杆菌属、螺旋菌属

和无色杆菌属等。它们多数是兼性的，在溶解氧浓度极低的环境中可利用硝酸盐中的氧作电子受体，有机物则作为碳源及电子供体提供能量并得到氧化稳定。大多数反硝化菌都能在进行反硝化的同进将NO3-同化为NH4+供细胞合成之用，此过程可称为同化反硝化。

当利用的碳源为甲醇时，反硝化过程可以下列反应式表示：

NO3-+1.08CH3OH+0.24HCO3 0.056C5H7O2N+0.47N2 +1.68H2O+HCO3- NO2-+0.67 CH3OH+0.53 H2CO3 0.04 C5H7O2N+0.48 N2 +1.23 H2O+ HCO3-

由下列反应式可见,反硝化反应可以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1gNO3-可提供的氧量约为2.6g。此外,反硝化反应还可提供一定的重碳酸盐碱度,约为3.47gCaCO3/gNO3-N。

当环境中缺乏有机物时，无机物如氢、Na2S等也可作为反硝化反应的电子供体，微生物还可通过消耗自身的原生质进行所谓的内源反硝化：

C5H7O2N+4NO8- 5CO2+NH3+2N2 +40H-

可见内源反硝化的结果是细胞物质的减少，并会有NH3的生成，因此，废水处理中均不希望此种反应占主导地位，而应提供必要的碳源。

传统的脱氮理论认为硝化反应在好氧条件下进行而反硝化在厌氧条件下完成,两者不能在同一条件下进行。然而,近年来,研究者在试验及生产性运行中发现同时硝化反硝化现象的存在。尤其是有氧条件下的反硝化现象，确定存在于不同的生物处理系统中。如具有生产规模的工艺有氧化沟，SBR工艺，间歇曝气反应器工艺，[17]旋转式好氧生物接触反应品工艺。[18]对此，研究者进行了深入的研究和控讨，[19]从理论上提出了新的见解。其中，认为微环境的存在，是同时硝化反硝化现象的最主要原因；某些系统的反应器流态上的特征，为同时硝化反硝化也创造了可能的环境条件；其次，从微生物发展的角度也提出可能存在的、目前尚未被认识的微生物菌种（如好氧条件下的反硝化细菌）能使同时硝化反硝化现象发生。这些成果为生物膜脱氮指引了富有代表性的方向。

2、污水生物脱氮技术及发展趋势

根据污水处理系统的类别不同可将生物脱氮系统分为活性污泥脱氮系统和生物膜脱氮系统。其分别采用活性污泥法反应器与生物膜反应器作为好氧/缺氧反应器，实现硝化反硝化以达脱氮的目的。

（1）活性污泥法脱氮工艺

活性污泥法脱氮系统按含碳有机物的氧化、硝化、反硝化完成的时段和空间不同，可将其分为多级（段）活性污泥脱氮系统、单级（段）活性污泥脱氮系统。前者微生物能在不同环境中各自发挥优势，脱氮率高，但系统复杂，且需外加碳源，增加了运行费用。因此，很少被应用于实际中。后者不需外加碳源，其流程简单、占地少，但脱氮率不高，抗有毒有害物质冲击负荷能力不强。此外,实际上可能存在的碳源不足问题也会影响单级活性污泥脱氮系统的效果。研究者对同时硝化/反硝化工艺进行了研究、优化。结果表明,对低COD/N,低C/N污水处理效果明显。表明单级活性污泥法脱氮系统中可能的碳源不足问题能得到很好的解决,使其发挥优势。目前,应用较多的污水处理工艺属于单级活性污泥法脱氮系统有A/O工艺、A2/O工艺、氧化沟工艺、SBR工艺等。其中大多数具有脱氮除磷功能.

A/O工艺即缺氧/好氧工艺，缺氧区、好氧区分别在同一构筑物中被分隔的两个部分或两个独立的构筑物中，反硝化在厌氧条件下完成；含碳有机物的去除、含氮有机物的氨化和氨氮的硝化在好氧区条件下运行。与多级生物脱氮工艺相比，A/O工艺流程简单、占地少、不需外加碳源，又能充分反硝化且易于控制污泥膨胀，但脱氮率相对较低，易受冲击。A2/O工艺是在缺氧/好氧工艺前增加设置厌氧区的单级活性污泥脱氮系统。由于厌氧区的设置，可促进菌胶团的细菌繁殖并抑制丝状菌在缺氧池和好氧池中繁殖，从而有利于生物脱氮，且厌氧池（区）的设置对生物除磷有很好的效果。国内应用A2/O工艺的实例较多，且脱氮效果明显。如太原某污水处理厂污水NH4-N在30mg/L左右，用用A2/O生物脱氮工艺能达到NH4-N≤5mg/L；而天津某污水处理厂运用A2/O脱氮工艺使总凯氏氮（TKN）浓度由40mg/L降为10mg/L，从而达到排放标准。氧化沟是目前应用较多的污水处理工艺，其基本特点既具有完全混合型反应器的特点，又具有推流型反应器的特点。在氧化沟中，由于曝气设备的布置特点，使得溶解呈现分区变化而在非曝气区内形成缺氧段有利于生物脱氮。研究表明，有效缺氧区的形成是脱氮的关键所在，通过曝气设备的调节控制充氧量能有效地提高氧化沟的脱氮效率。测试数据表明，传统的

氧化沟总氮（TN）去除率在30-40%，通过改进可提高到90%以上。对于NH4-N的去除，如河北某污水处理厂采用三沟式氧化沟可达到89%的去除效果。说明氧化的工艺具有很好的脱氮效果。SBR法作为一种较早的污水活性污泥处理系统，随着自动化技术的提高加上其自身的许多独到之处而愈发受到重视。其可以通过限制曝气或半限制曝气等运行方式在时间上实现缺氧/好氧的组合，并对每一部分的时间比例作合适的控制，以达到脱氮的目的。相对A/O系统，能省去混合液回流和污泥回流，大大降低了运行费用。据报道，采用SBR工艺使TN的去除率可以达到90%以上。

目前，单级（段）活性污泥法脱氮系统已从过去的小型实验、中试及半生产装置发展到生产性研究与应用阶段，并在工程上积累了一定的经验，但仍有许多实际问题需要解决。对进一步优化单级活性污泥法脱氮系统的工艺参数与运行控制的研究，无疑将是污水脱氮处理研究的方向之一。

（2）生物膜法脱氮工艺

生物膜法脱氮系统自70年代才发展，目前，大多数处于小试、中试及半生产性实验阶段。生物滤池、物物转盘、生物流化床等常用的生物膜法处理构筑物均可设计使其具有去除含碳有机物和硝化/反硝化功能。学者对此进行了广泛的研究与控讨，开发了诸如能在低温下有效脱氮的浮动床生物膜反应器、浸没式生物膜反应器脱氮系统。以及三级生物滤池脱氮系统。浮动床生物膜反应器参在7-18℃时有效脱氮。浸没式生物膜反应器，包括使用固定或悬浮填料的系统，均能有效去除含碳有机物与氮；相对于活性污泥法脱氮系统其具有更好的稳定性，且污泥浓度高、产泥量少，但能耗较大，三级生物滤池脱氮率高。反硝化速率最高可达1.0kgN/（m3·d），出水NO2<1%，且出水TSS 1.00mg/L，其不需增加反应器容积能达到很好的脱氮效率。但其反冲洗后恢复时间长及外加碳源增加了运行费用，不太适合我国国情。此外，学者在研究反应器的基础上，基于脱氮动力学理论，导出了可应用于指导设计与运行控制的数学模型，但仍处于积累资料阶段。设计时最好通过实验或采用较为保守的工艺参数。

3、污水生物除磷机理

废水中磷的存在形态取决于废水的类型，最常见的是磷酸盐（H2PO4-、 HPO42-和PO43-）、聚磷酸盐和有机磷，传统的生物处理的出水中，90%左右的-

磷以磷酸盐的形式存在。

生物脱磷的基本原理可见图3

图3表明，当某些细菌交替地处于厌氧条件与好氧条件时，它们能在厌氧条件下吸收低分子的有机物（如脂肪酸），同时将细胞原生质中聚合磷酸盐异染粒的磷释放出来，提供必需的能量，在随后的好氧条件下，所吸收的有机物将被氧化并提供能量，同时从废水中吸收超过其生长所需的磷并以聚磷酸盐的形式贮存起来。由于系统必须经常排放剩余污泥，被细菌过量摄取的磷也将随之排出系统，因而可获得相当好的脱磷效果。

此外，针对释磷与吸磷的关系，研究表明，[20]磷的厌氧释放是磷好氧吸收和除磷的前提条件，但厌氧聚磷微生物的有效释磷水平的充分与否，并不是决定除磷能力的必要条件。

4、污水生物除磷技术及发展趋势

生物除磷技术可看作厌氧选择器与活性污泥系统的组合。其发展的历程主要源于50年代末60年代初Srinath[21]等人在生产运行中观察到的超量吸磷现象，如今，经过较全面的基础研究、半生产性实验、生产性研究及工程运行总结，在理论上和实践上都取得了重大进展与突破。目前，发展与应用于工程实践的生物除磷技术有多个系统：Phostrip工艺、Bardenpho系统、A/O系统，改良UCT工艺及氧化沟、SBR工艺。其基本上均具有除磷脱氮功能。

Phostrip是唯一在污泥回流系统中设置厌氧区的生物除磷工艺，并与化学法除磷进行了很好的组合，除磷效果也因此能达到总磷（TP）≤1mg/L以下。国内外学者在氧化沟污泥回流系统中也进行了厌氧池的设置尝试。结果表明，除磷效果明显增加。Barnard在开发Bradenpho生物硝化/反硝化系统期间发现了生物除磷现象，其将phoredox工艺应用于Bradenpho而形成了改良Bradenpho工艺，使系统的进水和回流污泥在厌氧池混合接触。从而促进发酵作用和磷释放的进行，再进入后面的处理系统而能达到除磷目的。改良UCT工艺是改良Bradenpho工艺的进一步改进。基于观察的研究结果表明，硝酸盐进入厌氧区后对生物降解产生不利影响的事实，该工艺的回流污泥直接回流到缺氧区而非Bradenpho工艺的厌氧段，从而有效地提高了除磷效率。A/O系统包括厌氧/好氧工艺及厌氧/缺氧/好氧工艺。厌氧/好氧具有明显的强化除磷效果。A2/O工艺在厌氧区之前设缺氧区。好氧、缺氧还分别有硝化、反硝化功能，混合液至缺氧区，使之反硝化脱氮，又能降低厌氧区硝酸盐负荷，有利除磷。对于厌氧缺氧环境的布置与回流位置，学者[22]也进行了研究与探索，提出了优化方案，使出水TP比同等工艺条件下的传统方案低50%左右。氧化沟与SBR工艺则通过曝气供氧的控制在时间和空间上形成厌氧与缺氧环境，为除磷脱氮创造良好条件。同时也能有效解决因除磷而面临着排放较多剩余污泥的问题[22]。据文献报道，传统氧化沟除磷率可达30%-50%，而通过适当改进，如增设厌氧池等可将其提高20%或更多，采用SBR工艺TP去除率可达95%以上。总之，所有这些工艺都是具备两个最基本的出发点，一方面，创造真正的厌氧环境，使聚磷菌有效释磷与吸磷；另一方面，使聚磷菌在与其他微生物的竟争中占优势，而实现有效除磷。

目前，生物除磷技术已从基础性研究发展到了工程性应用阶段，虽然对其机理尚不是很明了，但在工程上却有良好的应用。随着微生物学与生物化学的研究与进步，以及对除磷机理更深入的了解，将有助于生物除磷工艺的优化与控制加强对生物除磷机理的研究，尤其是对聚磷菌的生物特性及其分离培育的研究无疑是生物除磷技术的主要发展方向之一。

5、生物脱氮除磷工艺中的矛盾

（1）泥龄问题

作为硝化过程的主休，硝化菌通常都属于自养型专性好氧菌。这类微生物的一个突出特点是繁殖速度慢，世代时间较长。在冬季，硝化菌繁殖所需世代时间可

长达30d以上；即使在夏季，在泥龄小于5d的活性污泥中硝化作用也十分微弱。聚磷菌多为短世代微生物，为探讨泥龄对生物除磷工艺的影响，Rensink等（1985年）[23]用表2归纳了以往的研究成果，并指出降低泥龄将会提高系统的除磷效率。

泥龄与除磷率关系 表2

由表2可见聚磷微生物所需要泥龄很短。泥龄在3.0d左右时，系统仍能维持较好的除磷效率。此外，生物除磷的唯一渠道是排除剩余污泥。为了保证系统的除磷效果就不得不维持较高的污泥排放量，系统的泥龄也不得不相应的降低。显然硝化菌和聚磷菌在泥龄上存在着矛盾。若泥龄太高，不利于磷的去除；泥龄太低，硝化菌无法存活，且泥量过大也会影响后续污泥处理。针对此矛盾，在污水处理工艺系统设计及运行中，一般所采用的措施是把系统的泥龄控制在一个较窄范围内，兼顾脱氮与除磷的需要。这种调和，在实践中被证明是可行的。

为了能够充分发挥脱氮与降磷两类微生物的各自优势，可采取的其它对策大致上有两类。

第一类是设立中间沉淀池，搞两套污泥回流系统使不同泥龄的微生物居于前后两级（见图4），第一级泥龄很短，主要功能是除磷；第二级泥龄较长，主要功能是脱氮。该系统的优点是成功地把两类泥龄不同的微生物分开。但是，这类工艺也是存在局限性。第一，两套污泥回流系统，再加上中间沉淀池和内循环，使该类工艺流程长且比较复杂。第二，该类工艺把原来常规A2/O（见图5）工艺中同步进行的吸磷和硝化过程分离开来，而各自所需的反应时间又无法减少，因而导致工艺总的停留时间变长。第三，该工艺的第二级容易发生碳源不足的情况，致使脱氮效率大受影响。此外，由于吸磷和硝化都需要好氧条件，工艺所需的曝气量也可能有所增加。

填料表面不参与污泥回流，故能解决脱氮除磷工艺的泥龄矛盾。这种作法的优点是既达到了分离不同泥龄微生物的目的，又维持了常规A2/O工艺的简捷特点。但是该工艺也必须解决好以下几个问题：①投放填料后必须给悬浮性活性污泥以优先的和充分的增殖机会，防止生物膜越来越多而MLSS越来越少的情况发生；②要保证足够的搅拌强度，防止因填料截留作用致使污泥在填料表面间大量结团；③填料投放量必须适中，投放量太少难以发挥作用，太多则难免出现对污泥的截留。此外，填料的类型和布置方式都应作慎重考虑。

（2）碳源问题

碳是微生物生长需要要最大的营养元素。在脱氮除磷系统中，碳源大致上消耗

于释磷、反硝化和异养菌正常代谢等方面。其中释磷和反硝化的反应速率与进水碳源中的易降解部分，尤其是挥发性有机脂肪酸（VFA）的数量关系很大。 一般来说，城市污水中所含的易降解COD的数量是十分有限的，以VFA为例，通常只有几十mg/L。所以在城市污水生物脱氮除磷系统的释磷和反硝化之间，存在着因碳源不足而引发的竞争性矛盾。

解决这一问题一般需要从两个方面来考虑。一是从工艺外部采取措施,增加进

水易降解COD的数量,例如取消初沉池,污泥消化液回流,将初沉池改为酸化池等都有一定作用,还可考虑外加碳源的方法。二是从工艺内部考虑,权衡利弊,更合理地为反硝化和释磷分配碳源,常规脱氮除磷工艺总是优先照顾释磷的需要,把厌氧区放在工艺的前部,缺氧区置后。这种作法当然是以牺牲系统的反硝化速率为前提。但是,释磷本身并不是脱氮除磷工艺的最终目的.就工艺的最终目的而言。把厌氧

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