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。
生物脱氮的基本原理及影响因素一、生物脱氮的基本原理二、生物脱氮的影响因素
生物脱氮的基本原理概述1、氨化作用（Nitrogen）
2、硝化作用（Nitrification）3、反硝化作用（Denitrification） 4、生物脱氮的新发现
概述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在对化学、催化和生 物处理方法研究的基础上，提出的一种经济 有效的处理技术。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。
概述废水生物脱氮利用自然界氮素循环的原理， 在水处理构筑物中营造出适宜于不同微生物 种群生长的环境，通过人工措施，提高生物 硝化反硝化速率，达到废水中氮素去除的目 的。废水生物脱氮一般由三种作用组成：氨 化作用、硝化作用和反硝化作用。
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NH3 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： RCHNH2COOH + O2 NH3 RCOOH + CO2 + （13-1）
在活性污泥和生物膜系统内，氨化作用能 较完全地发生。
硝化作用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（NO2-）的反应；由硝 酸菌（Nitrobacter）参与的将亚硝酸盐转化为 硝酸盐（NO3-）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。
硝化作用亚硝酸菌和硝酸菌都是化能自养菌，它们 利用CO2、CO32-和HCO

3-等作为碳源，通过 NH3、NH4+或NO2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： NH4+ + O2 + HCO3亚硝酸菌 NO2- + H2O +H2CO3 + （13-2）
硝化作用硝化反应：NO2- + NH4+ +H2CO3 + HCO3- + O2 NO3- + H2O + 硝酸菌 （13-3） 总反应： NH4+ + O2 + HCO3微生物细胞 NO3- + H2O + H2CO3 + （13-4）
硝化作用由上式可知，1g 氨氮氧化成硝酸盐氮需氧 4.57g，其中亚硝化反应需3.43g，硝化反应需 1.14g；同时约需消耗7.14g重碳酸盐碱度（以 CaCO3 计 ） 。 亚 硝 酸 菌 和 硝 酸 菌 分 别 增 殖 0.146g和0.019g。硝化反应过程中，氮元素的转化及其价态 的变化如图13-1所示。其中亚硝化过程经历 了3个步骤6个电子的变化，而硝化过程只经 历了1个步骤2个电子的变化。
硝化作用表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NO2-的积 累。
-Ⅲ -Ⅱ
氨离子NH4+ 羟氨NH2OH 硝酰基NOH
氮 的 氧 化 还 原 态
-Ⅰ -0 +Ⅰ
+Ⅱ+Ⅲ +Ⅳ 亚硝酸盐NO2-
+Ⅴ Nitrosomonas
硝酸盐NO3Nitrobacter
图13-1 硝化反应过程中氮的转化及价态变化
表13-1 亚硝化菌和硝化菌的特征项目 细胞形状 细胞尺寸（μm） 革兰氏染色 世代期（h） 自养性 需氧性 最大比增长速率（μg/h） 亚硝化菌 椭球或棒状 1×1.5 阴性 8~36 专性 严格好氧 0.04~0.08 硝化菌 椭球或棒状 0.5×1.0 阴性 12~59 专性 严格好氧 0.02~0.06
产率系数Y（mg细胞/mg基质）饱和常数Ks（mg/L）
0.04~0.130.6~3.6
0.02~0.070.3~1.7
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 N2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NO3-还原为N2的过程经历了4步连 续的反应：
反硝化作用
硝酸盐还原酶
亚硝酸盐还原酶
氧化还原酶
NO3-
NO2-
NO
N2O
氧化亚氮还原酶
N2
（13-5）
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NO3-中的氧 进行缺氧呼吸。其反应过程可表示如下： NO3- + CH3OH + H2CO3 N2 + H2O + HCO3- + 微生物细胞 （13-6）NO2- + CH3OH +H2CO3 HCO3- + 微生物细胞 N2 + H2O + （13-7）
反硝化作用由上式可知，反硝化过程中每还原1gNO3—N可提供2.86g氧，消耗2.47g甲醇（约为 3

.7gCOD），同时产生3.57g左右的重碳酸盐 碱度（以CaCO3计）和0.45g新细胞。
生物脱氮的新发现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。
生物脱氮的新发现此外，从方程（13-2）至（13-7）可知， 若能利用亚硝化菌世代期较硝化菌短，生长 速率高，产率系数大等特点，将硝化控制在 亚硝化阶段，则也可缩短生物脱氮的历程。 因此，众多研究者从这两条思路着手，通过 试验室研究，对生物脱氮过程有了许多新的 发现。（1）短程硝化反硝化作用 （2）厌氧条件下的氨氧化作用
短程硝化反硝化作用从上面介绍的反应过程可知，在氮的微生物 转化过程中，氨被氧化成硝酸盐是由两类独 立的细菌催化完成的两个不同反应，应该可 以分开；对于反硝化菌而言，无论是NO2- 还 是NO3- 均可作为最终电子受体，因此整个生 物脱氮过程也可以： NH4+ HNO2 N2这样的途径完成。
短程硝化反硝化作用早在1975年Vote就发现在硝化过程中HNO2 积累的现象并首次提出了短程硝化—反硝化 机理。这种方法就是将硝化过程控制在 HNO2阶段而终止，随后便进行反硝化。根 据对短程硝化进行的试验研究和工程实践， 证明短程硝化有下列特点：a、对活性污泥 法，可节省氧气供应量约25%，降低能耗；b、 节省反硝化所需碳源的40%，在C/N比一定 的情况下提高TN的去除率；c、减少污泥生 成量可达50%；d、减少投碱量；e、缩短反 应时间，相应反应器容积可减小。
厌氧条件下的氨氧化作用有些研究者在试验室中观察到在厌氧反应 器中NH3-N减少的现象，引起了人们对这一 现象发生机理的探索。最近的研究表明，厌 氧条件下氨的氧化实际上是含氮化合物之间 发生歧化反应所致。其中NO2-是一个关键的 电子受体。亚硝化细菌在无氧条件下可通过 NO2-与NH3+—N之间的歧化反应获得代谢所 需的能量。因亚硝化菌是一种自养菌，故这 一反应无须外加碳源，这就为TN/COD值较 高的原水采用生物脱氮提供了作用机理。
厌氧条件下的氨氧化作用该反应如下：NH4+ + NO2N2 + 2H2O （13-8）
实际上，在有游离态氧或化合态氧存在的 条件下，NH4+氧化为N2的途径较多。若能培 养出能催化这些反应的微生物酶，则废水生 物脱氮将开创一片新的天地。
生物脱氮的影响因素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 8、同化作用
溶解氧

如前所述，硝化反应的微生物均是严格好 氧菌，因此硝化反应过程要求有足够的溶解 氧。大量试验表明，当DO含量低于0.5mg/L 时，将严重抑制硝化作用。在进行硝化反应 的曝气池中，DO浓度应不低于1mg/L，通常 控制在2~3mg/L。
溶解氧溶解氧的存在对反硝化过程有很大影响。 当缺氧区中的溶解氧含量过高时，氧将会与 硝酸盐竞争电子供体，并能抑制硝酸盐还原 酶的合成及其活性。一般而言，对活性污泥 系统，反硝化过程中混合液的溶解氧浓度应 控制在0.5mg/L以下，才能保持正常的反硝化 速度；而对于生物膜来说，由于生物膜中氧 的传递阻力较大，因而可允许较高的DO浓度。
溶解氧就常规的生物脱氮工艺来说，往往是将大 量硝化液内回流至缺氧反应器中，回流液的 溶解氧含量直接影响缺氧反应器中的溶解氧 浓度。因此，如何协调好曝气池末端和缺氧 反应器中的溶解氧浓度，是生物脱氮工艺控 制过程极为重要的因素之一。
泥龄生物处理系统中，泥龄是一个非常重要的 设计和运行控制参数，它直接与污泥活性相 联系。从硝化过程可知，参与硝化作用的亚 硝化菌及硝化菌均是自养型好氧细菌，它们 都具有较长的世代期（见表13-1），而亚硝 化菌的世代期较硝化菌为短，控制系统的泥 龄在两种细菌的世代期之间，则可使系统中 硝化菌的数量越来越少，从而实现短程硝化 与反硝化。
泥龄理论上讲，为保证反应器中数量足够且性 能稳定的硝化和反硝化细菌，必须使微生物 在反应器中的停留时间（θc）大于硝化和反 硝化细菌的最小世代期。实际运行中，一般 应使系统的泥龄为硝化菌和反硝化菌世代期 的两倍以上。根据理论分析可知，脱氮工艺 的泥龄主要由硝化菌的世代期控制，因此系 统的泥龄应根据硝化菌确定。
泥龄较长的泥龄可增加硝化能力，但对反硝化 不利。Holm Kristensen等人在试验中发现， 随着泥龄的增加，系统的AUR（比氨氮消耗 速率）增加，但NUR（比硝酸盐利用速率） 和OUR（比耗氧速率）均下降。因此，若系 统为保证硝化而采用较长的泥龄，则可能会 降低有机物降解速率和反硝化速率，实际运 行中往往通过增加废水停留时间来保证系统 中COD及TN的去除率。
泥龄一般来说，一个完全的生物脱氮系统中， 泥龄往往控制在6d以上，通常采用10~15d。 而采用短程硝化反硝化，泥龄可以适当缩短。
酸碱度pH是影响废水生物脱氮工艺运行的一个重 要因子。生物脱氮过程中，硝化要消耗废水 中的碱度而使pH值下降；而在反硝化阶段， 由于产生一定量的碱度，可使pH值上升。但 即使在前置反硝化脱氮工艺中，反硝化阶段

所产生的碱度也不能完全弥补硝化所消耗的 碱度，从而使系统的pH值下降。
酸碱度一般亚硝化菌生长的最适pH为7~8.5，而硝 化菌为6~7.5；反硝化菌为6.5~8.5。因此，应 根据原废水中的碱度情况适当调整废水的pH， 并应保持废水中一定的剩余碱度（一般为 100mg/L[CaCO3]）。
温度生物硝化反应在4~45℃内均可进行，最适 温度为30~35℃。一般低于15℃时硝化速率降 低，而当温度低于5℃时，硝化反应几乎停止。 12~14℃活性污泥中硝化菌活性受到抑制，出 现HNO2积累。温度对亚硝化菌和硝化菌反应 速率（RN）的影响可用式（13-9）（13-10） 表示。
温度亚硝化菌 ： R NY ( T ) ? R NY (15 )? ( T ?15 )硝化菌 ：R NX ( T ) ? 0 . 791 ?0 . 88 ( T ? 15 )
（13-9） （13-10）
式中：RNY（T）、RNY（15）——分别为温度为 T和15℃时的亚硝化菌最大比增长速率 RNX （ T ） ——温度为T℃时的硝化菌最大比增 长速率 α——常数 T——温度
温度反硝化作用可在15~35℃之间进行，且当温度 在此范围内变化时，反硝化速率（RDN）的 变化符合Arrhenius公式（式13-11）。研究表 明，当温度低于10℃时，反硝化速率明显下 降，而当温度低于3℃时，反硝化作用将停止。 但当温度超过30℃时，反硝化速率亦下降。R DN ( T ) ? R DN ( 20 ) 10K t ( T ? 20 )
（13-11）
式中：Kt——温度常数
有机物及C/N比硝化过程中，由于亚硝酸盐和硝化菌均为 自养菌，增殖速度慢，因此当废水中存在有 机物时，将使增殖速度高的异养细菌迅速增 殖，从而使硝化菌不能成为优占种属。从碳 化和硝化需氧曲线可以看出，在碳化阶段前 期，硝化作用被抑制。只有在碳化即将完成 时，才能观察到明显的硝化作用。因此，硝 化阶段系统中有机物含量不宜过高，BOD5值 应控制在15~20mg/L。
有机物及C/N比由于反硝化菌是异养细菌，因此反硝化过 程需有一定的碳源作为电子供体。根据反硝 化阶段碳源的来源可将反硝化分为两类：外 源脱氮和内源脱氮。由于内源脱氮的速率低 （如Wuhrmann工艺），因此目前常采用外源 脱氮。外加碳源的供给有两种方式：一种是 另外投加碳源，一种是利用原废水中的有机 碳（前置反硝化工艺等）。
有机物及C/N比废水处理中，一般采用C/N比来衡量反硝化 的碳源需求，太高或太低都会影响反硝化速 率。通常，当废水的BOD5 与TKN之比为5~8 时，可认为废水的碳源是足够的。赵旭涛的 研究表明，通过对脱氮系统中反硝化段的位 置进行合理设置，就可充分利用原水中的外 加碳源和污泥吸附的碳源及内源碳进行反硝 化，从而有利于提高脱氮效率。
回流比对A/O、A2/O和UCT等前置反硝化工艺， 污

泥回流和混合液回流是使该工艺获得脱氮 效果的先决条件，回流比的大小直接影响脱 氮效果的好坏。对A/O系统而言，设废水中 NH3-N在硝化阶段全部转化为硝态氮，而全 部硝态氮在反硝化阶段均转化为氮气，并忽 略细胞的合成脱氮量。则该系统对氨氮的去 除率η可表示为：
回流比? ?R ? RW 1 ? R ? RW ? 100 %
（13-12）
式中：η——系统的脱氮率（%） R——混合液回流比 RW——污泥回流比
回流比若RW=50%，R=400%，则η=83%。考虑到 合成脱氮及二沉池中可能发生的反硝化，则 系统的脱氮效率可略高一些。但是，实际中 由于环境条件的影响，系统内完全硝化与完 全反硝化的可能性很小。因此，单一A/O系 统的脱氮效率很难高于80%。
回流比对Bardenpho工艺，在假设条件相同时，系 统对氨氮的去除率η可表示为：? ? 1?1 ? ER 1 ? R ? RW
（13-13）
式中：ER——二级缺氧池的反硝化效率（%）
其余符号同前。
回流比从该式可知，理论上Bardenpho工艺可达到 完全脱氮，但实际中，由于二级缺氧的内源 脱氮效率往往很低，因此，Bardenpho工艺只 能具有比A/O系统略高的脱氮效率。
回流比由式（13-12）（13-13）可知，增加R+Rw 值可增加系统的脱氮效率，但随着总回流比 的增加，脱氮效率的增加将减慢；此外，回 流比增加会导致缺氧区DO的增加，这将严重 影响反硝化速率（如前述），同时会大大增 加运转费用。因此，实际运行时混合液比常 取为200~300%，污泥回流比取50~100%。
有毒有害物质废水生物脱氮过程中，有毒有害物质的控 制是必须引起重视的问题。如前所述，高的 BOD进水浓度会引起异养细菌的快速增殖， 从而与硝化菌形成对氧的竞争而抑制硝化菌 生长；此外，某些有机物对硝化菌具有直接 的毒害或抑制作用。
同化作用废水生物脱氮系统中，氮的去除有两条途 径：同化脱氮和异化脱氮。通常认为，异化 脱氮是废水中氮的主要去除途径。但对于进 水BOD/TN很高的废水，有时同化脱氮可能 占相当大的比例。某些工业废水由于缺乏氮 源而使氮成为生物处理的限制性底物，这种 情况下，为保证生物处理正常运行，必须向 废水中投加氮源，以满足微生物生长的需求。
同化作用对A/O工艺，假设微生物仅在好氧条件下 获得增殖，运行时的泥龄为θc，微生物细胞 采用C60H87O23N12P来表示。微生物增殖采用 Lawrence—Mc Carty模式（式13-14）表示。1
?c
? YT
Q (S0 ? Se ) VX
? Kd
（13-14）
式中：θc——泥龄（d）YT——产率系数（d-1 ），取 0.5 Kd——自身氧化系数（d-1），取0.1 Q——废 水流量（m3d-1） S0、Se——进水、出水BODu浓度 （mgl-1） V——曝

气池体积（m3） X——曝气池污 泥浓度（mgl-1）
同化作用设每天增殖的污泥量为ΔX，根据细胞分子 式C60H87O23N12P可计算出氮占细胞质量的百 分比为0.122，则每天由于同化作用而去除的 氮总量为0.122ΔX。同化脱氮量折算成浓度 （CN）为：CN ? 0 . 122 ? X Q
（13-15）? YT Q ? C ( S 0 ? S e ) V (1 ? K d ? C )
由式13-14可得： X
（13-16）
同化作用因：?C
?
VX ?X
，故有：（13-17）
CN ?
0 . 122 Y T ( S 0 ? S e ) 1 ? K d? C
出水Se随泥龄的变化可用下式表示：Se ? K S (1 ? K d ? C )
? (Y vC TS
max
? Kd) ?1
（13-18）
K 式中： —半速率系数（mg/L），取200mg/Lv max—
底物的最大比降解速率（d-1），取9.6；
其余同前。
同化作用按典型的城市污水进水水质S0=200mg/L，折算成 BODu为294mg/L，进水TN=40mg/L，则按上式计算 的同化脱氮效率随泥龄的变化见表13-2。表13-2 同化脱氮效率与泥龄的关系泥龄（d）Se（mg/L） CN（mg/L）
25 6.01 5.02 12.55
20 6.45 5.85 14.63
15 7.19 7.00 17.5
10 8.70 8.70 21.75
5 13.3 11.42 28.55
效率（%）
生物除磷的基本原理及影响因素一、生物除磷的基本原理二、生物除磷的影响因素
生物除磷的基本原理自从第一次报道在一些活性污泥法处理厂 中去除了超出正常生物代谢所需的磷之后， 人们对除磷机制就一直存在两种看法。一种 认为，虽然存在生物转化，但主要是无机物 沉淀的结果；另一种则认为，是生物体通过 对磷酸盐的新陈代谢和富集作用而引起的。
生物除磷的基本原理后来的许多研究表明，在设计合理的废水 生物除磷工艺中，虽然也存在由于生物作用 引起的化学变化而导致的无机磷沉淀，但废 水中磷的生物去除仍然是生物机制在发挥主 要作用。起除磷作用的细菌可分为两类：聚 磷菌（PAOs，Poly-phosphate Accumulating Organisms）和反硝化除磷菌（DPB， Denitrifying Phosphorus Removing Bacteria）。
生物除磷的基本原理1、PAOs原理2、DPB原理
PAOs原理废水中的磷常以磷酸盐（H2PO4-、HPO42和PO43-）、聚磷酸盐和有机磷的形式存在， 聚磷酸盐和有机磷经分解后可部分转化为正 磷酸盐。若活性污泥组成为C118H170O51N17P， 则C：N：P=46：8：1。通常，活性污泥细胞 中正常的磷含量约占细胞干重的1.5~2.0%。 但有一类细菌，当处于厌氧—好氧交替运行 条件下时，能够以高出普通活性污泥3~7倍的 水平摄取磷。这种在厌氧—好氧交替运行条 件下，具有过量摄取超出正常细胞生理水平 的磷的细菌，通常被称作聚磷菌（PAOs）。
PAOs原理活性污泥除磷系统中最为常见的聚磷菌是 Acinetobacter（不动杆菌属）的细菌，该属的 所有265个种均可因基因变异而转变成PAOs。

当然还有另外一些种属的细菌具有过量吸收 磷的功能，如Aeromonas hydrophila（亲水气 单胞菌属）、Pseudomonas paucimobilis（假 单胞菌属）等。
PAOs原理这类细菌具有这样一种特性：当它们处于厌 氧条件时（氧化还原电位ORP在-200~300mV 之间），可将细胞内有机磷转化为无机磷并 加以释放，产生的能量用于摄取废水中的溶 解 性 有 机 基 质 以 合 成 聚 —β— 羟 基 丁 酸 盐 （PHB）颗粒贮藏在体内；当它们转入好氧 环境中，则将PHB降解以提供能量，使其从 废水中过量摄取磷，并以聚磷酸盐形式贮存 体内，完成磷的过量吸收。图13-2所示为上 述除磷机理的作用过程。
PAOs原理上述聚磷菌的特性即是目前国际上公认和 接受的“聚合磷酸盐（Poly-P）累积微生 物—PAOs的摄/放磷原理”。其具体过程为： PAO在厌氧条件下，（1）释放细胞内以 Poly-P形式贮存的磷酸盐；（2）消耗合成的 糖原（Glycogen）产生能量，供其摄取环境 中有机碳源（挥发性脂肪酸VFA或短链脂肪 酸SCFA），并使之在细胞内以PHA（聚— β—羟基—链烷脂酸）形式贮存，为好氧条件 下的吸磷作能量储备。
PAOs原理PHA通常由PHB（聚—β—羟基丁酸盐）和 PHV（聚—β—羟基戊酸盐）两部分组成，并 以PHB为主。当PAO被转移至好氧环境中时， 以氧作为电子受体氧化细胞内贮存的PHA而 产生能量，供其从环境中过量吸磷；PAO也 可吸收环境中的有机物以合成糖原。
PAOs原理从这一过程可知，生物除磷实际上是作为 能源的两种细胞内贮存物之间复杂的相互作 用。这两种内贮物的释放和积累是维持生物 除磷过程稳定性的关键因素。当然，第三种 内贮物—糖原也对该过程有所贡献。厌氧条 件下PHA在细胞内的贮存是PAO在好氧条件 下过量吸磷的关键，这也是PAO在生长受抑 制的厌氧环境中抵御不良因素影响、加强生 存竞争的应变方法。
O 2 (N O 3 - )
VFA
CO2
VFA
CO2
PHA E-能 量 E g M-维 持 g-糖 原 G-增 长 Poly-P EP O 43P O 43-
PHA E E g
M
Poly-P
M
厌氧环境：释磷、贮碳
好（缺氧）环境：摄磷、耗碳
图13-2 PAOs/DPB放/摄磷、贮/耗碳示意图
DPB原理由于反硝化菌和聚磷菌对有机底物的竞争， 因而在脱氮除磷的污水厂中强化的生物除磷 过程往往会降低该厂的反硝化能力。大多数 改进的活性污泥脱氮除磷污水厂都将厌氧段 设于缺氧段之前，因而有机物在厌氧条件下 被PAO吸收而不能在缺氧条件下为反硝化菌 利用。然而，这种情况只有当PAOs与反硝化 菌完全不同时才会发生。若PAOs（或部分 PAOs）在缺氧条件下能发生反硝化作用，则 它们对有机底物竞争的程度将大大降低。
DPB原理近年来人们热衷于研究另一类细菌，

即 “兼性厌氧反硝化除磷细菌”—DPB的反硝 化除磷行为。若能在实际工程中培养出以 DPB占优势的混合菌种，则可期望反硝化与 过量吸磷在同一构筑物中实现。研究表明在 Acinetobacter中有一部分种可利用NO3-—N为 电子受体来过量吸收磷。 这些细菌被证实具 有同PAOs极为相似的除磷原理，只是它们氧 化细胞内贮存的PHA时的电子受体不同而已 （PAOs为O2，DPB为NO3-）。
生物除磷的影响因素1、pH或碱度2、溶解氧（DO）
3、进水营养比4、硝酸盐 5、细胞内贮存物 6、泥龄（θc）
pH或碱度厌氧条件下释磷是生物除磷极为重要的一 个方面，而这要求有VFA或SCFA存在。因此 厌氧释磷要求pH值小于或等于7.0为宜。据计 算，生物除磷的碳酸盐碱度要求不太高，这 是因为生物除磷过程中，每减少1molPO43-将 吸收1molH+，从而使碱度增加。因此，同步 脱氮除磷系统中，生物除磷有利于补充硝化 所消耗的碱度。
溶解氧控制生物除磷工艺中厌氧段（即磷释放区） 的厌氧条件非常重要，因为它直接影响到 PAOs和DPB的释磷能力及保证合成PHB所需 的VFA或SCFA的数量。最早用于描述厌氧段 溶氧水平的参数是氧化还原电位（ORP）， 它是1976年由Barnard提出的，反映了“厌氧 压抑”的程度。当ORP为正值时，聚磷菌不 释放磷；而ORP为负值时，其绝对值越高， 则聚磷菌的磷释放能力越强。一般认为，应 把ORP控制在-200~ -300mV左右。
溶解氧1979年，Ekama，Van Haande和Marais提出 这样的假设：如果进入一个非曝气反应器中 硝酸盐的含量低于该反应器的反硝化作用能 力，那么其差额就是反应器的“厌氧容量”。 他们试图采用“厌氧容量”代替ORP作为对 厌氧反应器释磷的一种预测手段。经试验验 证，该假设很难成立。但在试验中他们发现 了一条重要线索：用于试验的三个工艺中有 一个出现了释磷和过量吸磷，其差别在于厌 氧段中易生物降解的COD浓度不同。
溶解氧沿着这条线索，大多数研究者进行了试验。 这些试验证明：厌氧条件对维持聚磷菌生长 有重要作用，它是聚磷菌与其它生物体竞争 有机基质的先决条件。研究表明：如果好氧 （或缺氧）区接纳低级脂肪酸，由于有氧 （或硝酸盐）作为电子受体，就可能存在其 它生物体，这样聚磷菌就不得不与异养菌竞 争基质。然而，聚磷菌与其它生物体相比生 长较慢，这是因为它们在好氧反应器中只能 得到很少部分的SCFA，结果它们的增长就非 常小。
溶解氧但是在厌氧条件下，这些异养微生物只能得 到较少的能量（主要用于生存），并通过体内 生成的电子受体，经Embden—Meyerhof途径将 较复杂的易生物降解的化合物（如葡萄糖

）分 解成SCFA，由于缺乏外部电子受体，这些 SCFA不能进入Krebs循环而进入液体中，这就 为聚磷菌生长创造了良好的条件。因此，在一 个厌氧—缺氧—好氧混合培养系统中，象不动 杆菌属这样生长缓慢的细菌却能得到良好的生 长。可见，厌氧条件对聚磷菌生长非常重要。 通常厌氧段中DO应严格控制在0.2mg/L以下。
溶解氧为最大限度地发挥聚磷菌的摄磷作用，必 须在好氧段供给足够的溶解氧，以满足聚磷 菌对其贮存的PHB进行降解（同时对废水中 的低级脂肪酸进行降解）时对DO作为最终电 子受体的需求量，最大限度地转化PHB并产 生出足够的ATP，供其过量摄磷之需。一般， 好氧段DO应控制在2.0mg/L左右。对DPB而 言，只需将环境条件控制缺氧即可，DO一般 控制在0.5mg/L左右。
进水营养比由生物除磷机理可知，废水中存在的有机 基质在除磷过程中有重要作用。因此厌氧段 中有机基质的含量及种类与微生物营养之间 的比例关系（主要指BOD5/TP）是影响聚磷 菌释磷和摄磷的一个关键因素。就厌氧段中 有机基质种类而言，聚磷菌将优先利用废水 中的短链脂肪酸SCFAs，如醋酸和丙酸盐。 厌氧消化液也是聚磷菌喜欢的底物。实际应 用中，由于可以增加进水中SCFAs的含量， 初沉污泥预消化已成功地应用于生物除磷过 程。
进水营养比大量的研究已证实了生物除磷过程中的醋 酸盐代谢，所以在生物除磷的数学模型中就 假设聚磷菌只以SCFAs为底物。另外，也有 报道认为较多的有机物种类如羧酸、糖类及 氨基酸也可作为生物除磷厌氧段的基质，但 其代谢机制尚未弄清楚，在这方面还需进一 步进行研究。但是，聚磷菌在利用不同基质 的过程中，其对磷的释放速度存在着明显的 差异，释放速度最大的是SCFAs中的醋酸盐 和丙酸盐。
进水营养比就进水中BOD5与TP的比例条件而言，聚磷 菌在厌氧条件下释放磷时产生的能量主要用 于其吸收溶液中SCFAs并合成PHA贮存在体 内，因此。进水中是否有足够的有机基质 （SCFAs）是关系到聚磷菌能否在厌氧压抑 条件下顺利生存的重要因素。Marais（1982） 等的研究表明，当以乙酸为基质时，其合成 量与磷的释放量之比约为2：1。但实际进水 的BOD5中有很大一部分不是以SCFAs形式存 在的，因此有人提出为实现生物除磷，进水 的BOD5/TP应控制在20~30，至少应高于15。
硝酸盐厌氧段中硝酸盐的存在导致磷释放降低的 原因可能有以下三个：一是硝酸盐抑制了兼 性异养菌的发酵产酸能力，使进水中不能提 供足够的SCFAs供聚磷菌释磷和合成PHA； 二是可形成兼性异养反硝化菌与聚磷菌之间 对基质的竞争，导致聚磷菌可资利用的发酵

产物缺乏而使磷的释放受到阻碍；三是由反 硝化除磷细菌（DPB）在有硝酸盐存在时产 生的反硝化除磷行为导致同步磷吸收，可以 抵消掉一部分磷的释放，从而使磷释放的表 观速率大幅度降低。
硝酸盐目前，对厌氧段中NO3-的含量应控制在什 么水平，还存在不同的看法，主要是因为不 同研究者所研究的厌氧段中聚磷菌的含量、 种类及其它运行参数（如TKN/COD、 BOD/TP）存在差别的缘故。若厌氧段中不动 杆菌属及气单胞菌属占多数时，则对NO3-的 存在很敏感；若那些不能以NO3-为基质进行 反硝化的聚磷菌（若具有发酵产酸能力）含 量较多时，则NO3-的影响会减弱。通常为保 证厌氧段的高效释磷作用，其NO3-的浓度应 严格控制在0.2mg/L以下。
硝酸盐缺氧段进行反硝化时，若存在反硝化除磷 细菌（DPB），则可在反硝化的同时发生磷 的吸收。由于反硝化与磷吸收由同一种细菌 完成，这就节省了反硝化所需的碳源。但大 量的的试验表明，以NO3-—N为电子受体的 磷吸收速率远小于O2，同时消耗的PHB也较 O2多。因此利用DPB虽可达到反硝化除磷的 目的，但其效率比好氧条件要低。
细胞内贮存物废水生物除磷实际上是微生物细胞内几种 内贮物之间的相互作用，因此细胞内贮存物 的含量对除磷有极大的影响。聚磷酸盐 （Poly-P）、聚—β—羟基—链烷脂酸（PHA） 以及糖原三者之间的作用是聚磷菌生存的竞 争机制。
细胞内贮存物聚磷酸盐的厌氧释放是除磷菌好氧过剩摄 磷的前提，为PHA的合成提供了能量，同时 糖原的厌氧分解也是合成PHA的能量来源。 因此高磷低糖的污泥厌氧释磷多，低磷高糖 的污泥厌氧释磷少。若污泥糖类物质含量超 过25%时，污泥吸收有机物同时降解糖原而 不释放磷，这必然会导致工艺脱磷失败。因 此，设法降低细胞内糖原含量有利于提高生 物除磷效率。
细胞内贮存物细胞内聚磷含量的高低直接与除磷效率相 联系，而除磷菌对聚磷的贮存有一最大能力 限制，这在前文已有论述。同样，细胞内 PHA的含量与除磷效率的关系也非常密切， 厌氧条件下合成PHA的量决定了好氧条件过 量摄磷的能力大小。好氧条件下，当PHA降 低至一定水平后细胞摄磷即停止，这一数值 据Brdjanovic等人报道为2.11mgCOD/lVSS。
泥龄处理系统中泥龄的长短直接影响污泥的活 性及剩余污泥排放量。系统的泥龄过长，则 使污泥活性降低，污泥的含磷量下降，去除 单位重量的磷需消耗的BOD也多。此外，由 于泥龄长，污泥趋于老化，可通过自身氧化 而使体内的磷释放于水中；同时剩余污泥量 减少也导致了除磷效果降低。Damir等人的研 究表明，降低系统的泥龄

可以提高除磷效果。 Wentzel等人与Kuba等人的研究得出了相同的 结论。
泥龄强化的生物除磷系统主要通过排泥来实现 废水中磷的净去除。因此，我们一般期望： ①、系统内能维持较高的污泥量；②、聚磷 菌在污泥中所占的比例要高；③、聚磷菌体 内应有较高的含磷量；④、排放的剩余污泥 要多。污泥中聚磷菌所占的比例可以通过创 造适宜于聚磷菌生长的条件（主要为磷负荷） 来得以提高；而其它三个方面的要求与泥龄 极为相关。
泥龄一般来说，泥龄短的活性污泥具有较高的 活性，其体内的含磷水平也较高，这是缩短 泥龄可提高除磷效率的原因之一。若系统的 负荷不变，缩短泥龄（不小于聚磷菌的世代 期）需要增加污泥的排放量，但却降低了系 统内的污泥浓度。对除磷而言，这是一对矛 盾。因此缩短泥龄使污泥净排放量增加还是 减少，需通过计算才能得知。
泥龄假设在不同泥龄下聚磷菌在活性污泥中所 占的比例及细胞内含磷量不变，活性污泥组 成用C60H87O23N12P表示。在相同负荷的稳态 条件下，由Lawrence—Mc Carty模式可得：?X ? YT Q ( S 0 ? S e ) 1 ? K d? c
（13-19） （13-18）
Se ?
K S (1 ? K d ? C )
? C (Y T v max ? K d ) ? 1
泥龄式中：? X —每日排出的活性微生物总量 （kg/d）； Y —产率系数，取0.5； K —自身氧化系数（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； K —底物的最大比降解速率（d-1 ），取 v 9.6； —泥龄（d）； ?T d S maxC
泥龄设泥龄为 ? 时，排泥量为 ? X ，出水BODu浓 度为Se1；泥龄为 ? 时，排泥量为 ? X ，出水 BODu浓度为Se2。则C11
C2
2
?X 2 ? ?X 1 ?
YT Q ?( S 0 ? S e 2 )( 1 ? K d? C 1 ) ? ( S 0 ? S e 1 )( 1 ? K d? C 2 ) ? (1 ? K d? c 2 )( 1 ? K d? c 1 )?X2
（13-20）
要使
? ?X 1
，必须满足：（13-21）
( S 0 ? S e 2 )(1 ? K d ? C 1 ) ? ( S 0 ? S e 1 )(1 ? K d ? C 2 ) ? 0
泥龄将式（13-18）代入（13-21）中，经简单推导可 得，要使（13-21）式成立，只须 ? ? ? 。故在 假设条件下，当 ? ? ? 时， X ? ? X 。说明泥龄 ? 越长，排泥量越少。由于缩短泥龄而增加的排 泥量占原有排泥量的比例可由下式计算：C1 C2c1 c22 1
?X 2 ? ?X 1 ?X 1
?
(1 ? K d ? C 1 )( S 0 ? S e 2 ) (1 ? K d ? c 2 )( S 0 ? S e 1 )
?1
（13-22）
设进水S0=200mg/L，折算成BODu为294mg/L。 若 ? ? 20 d ，则泥龄缩短为15d、10d和5d时 增加的排泥量所占的比例见表13-3。c1
泥龄表13-3的计算说明，在假设的条件下，若将 系统的泥龄由20天缩短至5天，则排泥量可增 加近一倍

，即磷的去除量约增加了一倍。 前已述及，废水生物除磷有两条途径：同化 脱磷和聚磷菌（PAOs或DPB）除磷。系统的 同化脱磷量可按下式计算：?XP
?
0 . 023 Y T Q ( S 0 ? S e ) 1 ? K d? c
（13-23）
泥龄式中： ? X —排放的剩余污泥中磷的总量 （kg）； 0.023—细胞中磷所占的质量百分比（分 子式C60H87O23N12P）； 其余符号同前。 折算成废水中的浓度（CP）为：P
CP ?
0 . 023 Y T ( S 0 ? S e ) 1 ? K d? c
（13-24）
按典型的城市污水进水水质S0=200mg/L，进 水TP=7mg/L，则按上式计算的同化脱磷效率 随泥龄的变化见表13-4。
泥龄在排泥量相同的情况下，若剩余污泥的含磷 量高，则磷的去除量也高。但细胞内的聚磷 含量有一个最大贮存能力限制，据Smolders 等人报道为0.23mgP/mgVSS，D.Brdjanovic等 人报道为0.18mgP/mgVSS。通过下面介绍的 方法可估算剩余污泥中的含磷量。
泥龄设系统中所有微生物都有聚磷作用，系统 稳态运行时达到完全除磷（即出水中TP为 0mg/L），则剩余污泥中的磷含量为：? PT ?X ? Q ? TP YT Q ( S 0 ? S e ) 1 ? K d? c ? TP ? (1 ? K d ? c ) YT ( S 0 ? S e )
（13-25）
若系统在上述的典型水质下稳态运行，则 剩余污泥中的磷含量随泥龄的变化见表13-4。
泥龄由上表可知，对于典型的城市污水水质， 同化除磷效率与泥龄密切相关，泥龄越短， 同化除磷的效率越高。若进水TBOD/TP值很 高，则可能出现微生物生长的磷源限制。此 时，必须向废水中投加磷以维持正常的运行 条件。此外，表中的计算也表明，若从废水 中去除等量的磷，则剩余污泥中的含磷量应 随泥龄的增加而增加，这就要求污泥的聚磷 能力随泥龄增加而提高。
泥龄20天泥龄时污泥中含磷量达到14.6%，与文 献报道的剩余污泥最大含磷值相比已比较接 近。而且，所有细菌都具有聚磷能力的假设 是不成立的，因为混合培养的系统内至少存 在三种细菌：聚磷菌、水解酸化菌和异养好 氧菌。Kuba等人对大型脱氮除磷的城市污水 厂中污泥的分析表明，聚磷菌数量占总挥发 性悬浮固体的30~50%。因此，聚磷菌体内的 含磷量可能比观察到的最大含磷量要高，这 在实际中是难以实现的。
泥龄由此可知长泥龄的生物除磷系统单纯靠生 物作用要达到完全除磷几乎是不可能的。因 此，在较长泥龄下运行的生物除磷系统往往 辅以在线或离线化学除磷措施，以实现磷的 达标排放。所以可以说，缩短泥龄既可提高 同化脱氮效率，又能在去除等量磷的前提下 保持剩余污泥中较低的磷含量，对除磷是大 有好处的。
泥龄泥龄（d） Se（mg/L）?X2
20 6.45
15 7.19 19.7%
10 8.70 48.8%
5 13.3 95.2%
? ?X

1
?X 1
表13-3 因缩短泥龄而增加的污泥量占原剩余污泥量的比例
泥龄泥龄（d）Se（mg/L） CP（mg/L） 效率（%）
20 6.451.10 15.7
157.19 1.32 18.9
108.70 1.64 23.4
513.3 2.15 30.7
剩余污泥的磷含量 （mg/mgVSS）
0.14 6
0.12 2
0.09 8
0.07 5
表13-4 同化除磷效率、剩余污泥含磷量计算值与 泥龄的关系
废水生物脱氮除磷工艺众所周知，工业废水及生活污水的排入是 造成水体富营养化不容忽视的原因，因此对 这些污水在排放之前进行脱氮除磷就非常必 要。一般来说，初级和二级处理能分别去掉 污水中35%和85%的污染物，但仅去除了30% 的氮和5%的磷。而能降低特定污染物水平的 先进污水厂的建造费是二级处理厂的2倍，运 行费用则是后者的4倍。
废水生物脱氮除磷工艺自50年代开发的单一生物脱氮的Wuhrmann 工艺以来，废水生物脱氮除磷工艺已取得了 极大的发展。新兴工艺的出现，无疑对废水 中营养物的去除做出了很大的贡献，但每一 工艺也存在有自身的弱点，下面给大家作简 单介绍。
废水生物脱氮除磷工艺一、Wuhrmann工艺二、 Ludzack—Ettinger工艺 三、Bardenpho工艺 四、其它单一生物脱氮技术 五、厌氧—好氧（A-O）工艺 六、Phostrip工艺 七、Phoredox工艺
废水生物脱氮除磷工艺八、A2/O工艺九、UCT（University of Cape Town）工艺
十、VIP（Virginia Initiative Plant）工艺十一、好氧与厌氧交替活性污泥法（AAA工艺） 十二、连续流间歇曝气工艺 十三、序批式活性污泥法（SBR）工艺 十四、循环活性污泥法（CAST）工艺 十五、其它具有脱氮除磷功能的工艺
Wuhrmann工艺本工艺是由Wuhrmann提出的单一污泥—硝 化脱氮系统，在这一系统中，内源能量的释 放为脱氮提供了能源。该工艺见图13-3。 它由两个串联的反应器组成，第一个为好氧， 第二个为缺氧。进水流入好氧池中，异养菌 和硝化菌得以生长。只要泥龄足够长且好氧 池体积足够大，硝化作用将在好氧池中完成。 好氧池混合液流入缺氧池，缺氧池采用机械 搅拌保持混合。在缺氧池中，由于微生物死 亡使污泥释放出的能量提供了脱氮需要的能 源，但能量释放速率低，因而脱氮效率也低。
Wuhrmann工艺为了使脱氮能达到一定的程度，势必将缺 氧池建得很大，这有可能破坏硝化过程。同 时，缺氧池中微生物死亡释放出有机氮和氨， 其中一些随水流出，从而降低了系统中总氮 的去除。
原水好氧池污泥回流
缺氧池
沉淀池
出水
剩余污泥
图13-3 Wuhrmann工艺
Ludzack—Ettinger工艺1962年，Ludzack和Ettinger首次提出利用进水中可 生物降解的物质作为脱氮能源的单一污泥硝化—反 硝化脱氮工艺。该系统由两个串联的反应

器组成， 相互间部分地分离，流程见图13-4。进水流入缺氧池，池中通过搅拌保持缺氧状态， 好氧池中采用曝气使发生硝化作用。两个反应器之 间只是部分分离，所以缺氧池的混合液与好氧池保 持联系。由于两个反应器的混合作用，使经硝化的 液体与缺氧池的液体相互交换，而使进入缺氧池的 硝酸盐还原成氮气。由于两个反应器间的液体缺乏 控制，因此脱氮效果受到影响，难以稳定。
Ludzack—Ettinger工艺1973年，Barnard在开发Bardenpho工艺时提出 对Ludzack—Ettinger工艺进行改进，使缺氧 和好氧池完全分离，沉淀池的污泥回流到缺 氧池，并从好氧池提供附加的混合液回流至 缺氧池。其流程见图13-5，此工艺又称A/O （缺氧/好氧）工艺。 改良型Ludzack—Ettinger工艺大大改善了 工艺的控制性能，与Wuhrmann工艺相比，大 大提高了脱氮效率。但本工艺仍不能完全脱 氮，因为好氧池总流量的一部分并没有回流 到缺氧池，而是直接排放了。
原水
出水
缺氧池
好氧池
沉淀池
污泥回流
剩余污泥
图13-4 Ludzack—Ettinger工艺
混合液回流
进水
缺氧池
好氧池
沉淀池
出水
污泥回流
剩余污泥
图13-5 改良型Ludzack—Ettinger工艺（A/O工艺）
Bardenpho工艺为了克服改良型Ludzack—Ettinger工艺不能完全脱 氮的不足，1973年Barnard提出把此工艺与Wuhrmann 工艺结合，并称之为Bardenpho工艺。流程见图13-6。Bardenpho工艺可同时利用进水中可生物降解物质 和污泥内源呼吸所释放的能量作为脱氮的能源。为 了去除二级缺氧池中产生的、附着于污泥絮体上的 氮沫，该工艺增设了一个快速好氧反应器，该反应 器也能使二级缺氧池中释放的氨得以硝化。理论上， Bardenpho工艺具有完全去除硝酸盐的能力，但实际 上是不大可能的。
硝化液回流
进水
出水
缺氧
好氧
缺氧
好氧
沉淀
污泥回流
剩余污泥
图13-6 Bardenpho工艺
其它单级生物脱氮工艺上述以脱氮为目的的工艺可分为两类：内 源脱氮和外源脱氮。新近研制开发的生物脱 氮工艺仍是采用了这些原理，只是更充分地 发掘了污泥的潜能，减小了反应池体积；或 者将先进技术在生物脱氮过程中加以应用。
其它单级生物脱氮工艺研究表明，利用活性污泥絮体及生物膜结 构的特点，通过控制曝气强度和氧传递速率 可实现同步硝化反硝化。1985年Rittmann和 Langeland在工业规模的氧化沟中成功实现了 同步硝化反硝化，并证实：反硝化反应可在 絮体内部缺氧区内连续进行。有些研究者在 生物转盘（RBC）中发现了同步硝化反硝化 现象。由于同步硝化反硝化的应用可减少回 流设施和减小反应器容积，因此它将是单级 生物脱氮的研究

方向。
其它单级生物脱氮工艺有人发现，若将生物脱氮过程按NH3+ NO2N2 的转化路径完成，则可缩短生物硝化—反 硝化的时间，从而降低反应器容积。由荷兰 Delft技术大学开发的SHARON工艺可实现短 程硝化反硝化，其技术关键是溶解氧（DO） 及污泥停留时间的有效控制。 此外，新型的单级生物脱氮技术还包括固 定化微生物单级脱氮、新型膜—生物反应器、 ANAMMOX工艺、De-ammonification工艺及 OLAND工艺等，其开发的出发点是同步及短 程硝化反硝化。
厌氧-好氧（A-O）工艺A-O工艺是单一的生物除磷工艺。该工艺 由两个分离的反应器组成，利用聚磷菌 （PAOs）在厌氧条件下释放磷，好氧条件下 过量吸收磷以达到废水中磷去除的目的。该 工艺流程见图13-7。该工艺由于微生物吸磷能力限制及回流污 泥中可能存在的硝态氮影响磷的释放而使除 磷能力难以提高，除磷效率受到限制。
原水
厌氧池
好氧池
沉淀池
出水
污泥回流
剩余污泥
图13-7 A-O工艺
Phostrip工艺这是1972年开发的一种单一生物除磷工艺。它将 生物除磷与化学除磷相结合，利用侧流污泥厌氧释 磷并对上清液进行化学沉淀，可获得含磷量较低的 出水。该工艺见图13-8。原废水与厌氧池回流的污泥一道进入好氧池，在 好氧条件下过量吸收磷。混合液经沉淀池进行固液 分离，上清液排放，沉淀污泥进入厌氧池释磷，部 分污泥作为剩余污泥排放。在厌氧池中，富磷污泥 释放出磷后进行固液分离。含磷上清液经化学除磷 处理后与脱磷污泥一起回流至好氧池。该工艺由于 释磷时缺乏释磷所必须的低级脂肪酸而使释磷难以 完全，因此也影响了磷的去除效率。
原水 脱 磷 上 清 液
好氧池
沉淀池
出水
污泥回流 上清液
剩余污泥
沉淀池
混凝池
厌氧池
脱磷污泥回流
图13-8 Phostrip工艺
Phoredox工艺Barnard（1976）通过对Bardenpho工艺的中 试研究后指出：如果在脱氮工艺过程的某个 部分使生物体处于厌氧状态，这样污泥就会 将磷释放至水中。为了有效除磷，他建议在 Bardenpho工艺的初级缺氧反应器前加一个厌 氧反应器，这个厌氧反应器同时接纳进水和 二沉池回流污泥。这是一种同步脱氮除磷工 艺，在南非叫5阶段Phoredox工艺，在美国称 改良型Bardenpho工艺。该工艺流程见图13-9。
混合液回流
原水
厌氧池
初级缺氧池
好氧池
二级缺氧池
出水 污泥回流
沉淀池 剩余污泥
再曝气
图13-9 Phoredox工艺
A2/O工艺为了克服Phoredox工艺的缺点，Rabinowitz 和Marais采用了三阶段的工艺。该工艺由三 个完全分隔的反应器组成，第一个为厌氧， 第二个为缺氧，第三个为好氧，因此该工艺 称为A2/O工艺。

其流程见图13-10。
A2/O工艺对该工艺的研究发现，若不考虑其他的影响 因素，最重要的一个影响除磷的因素是回流 污泥中所含有的硝酸盐氮，它严重影响了聚 磷菌的厌氧释磷；此外，脱氮与除磷的相互 影响也使该工艺在实际运行中难以达到稳定 的处理效果。若能将回流污泥中硝酸盐的含 量控制在较低的浓度，则可期望获得较好的 除磷效果。试验表明：在泥龄为15天时，系 统的BOD去除率可达80~98%，TP去除率可 达72~97%，TN去除率可达40~60%。理论上 而言，A2/O的效果应较Phoredox的差。
混合液回流原水 出水
厌氧池
缺氧池
好氧池
沉淀池
污泥回流
剩余污泥
图13-10 A2/O工艺
UCT工艺硝酸盐的存在是影响厌氧释磷效果的一个 重要因素，这是众所周知的道理。而前述的 Phoredox工艺的主要问题是进入厌氧反应器 的硝酸盐浓度直接与出水硝酸盐浓度有关。 如果由于某种原因在COD保持不变的情况下 增加了硝酸盐浓度，则该工艺唯一可采用来 减小进入厌氧池的硝酸盐浓度的措施就只有 减小回流污泥量，这却是一种极具风险的选 择。为了尽量减小硝酸盐对厌氧释磷的影响， 经过一系列试验后，南非开普敦大学设计了 UCT工艺，其流程见图13-11。
混合液回流b
混合液回流a
原水
厌氧池
缺氧池
好氧池
沉淀池
出水
污泥回流
剩余污泥
图13-11 UCT工艺
VIP工艺VIP工艺与UCT工艺的流程相同，所不同的 是VIP工艺中，厌氧池、缺氧池、好氧池三个 部分中每一个均由两个以上的反应池构成， 所以增加了吸磷和放磷等过程的效率。同时， VIP工艺的有机负荷比UCT工艺高，故可采用 较短的泥龄。VIP工艺的泥龄常为5~10天， 而UCT工艺的泥龄为13~25天。VIP工艺负荷 高，降解速率也高，污泥中活性微生物的比 例高，因此，脱氮除磷的效率也高。但是， VIP工艺的构筑物太多，造成投资高，运转费 用相应也比较高。
好氧与厌氧交替活性污泥法AAA（Alternating aerobic-anoxic）工艺是 一种新的污水处理方法。它是通过曝气机的 反复开停，使系统交替处于好氧缺氧状态进 行硝化与反硝化。该工艺由于在缺氧期可有 效地从硝酸盐中获得氧，并且系统由缺氧向 好氧工况改变期间存在高的氧转移速率，故 具有能耗低的特点。若对运行过程略加改变， 该工艺便能达到同步脱氮除磷的目的。
连续流间歇曝气工艺连续流间歇曝气工艺（Continuous Flowintermittent Aeration process）是在同一反应池 中连续进出水，间歇曝气。曝气期完成有机 物及氨氮的氧化，停曝期完成反硝化实现脱 氮。若通过对曝气量进行适当控制，使池中 形成厌氧区，则可实现磷的去除。该工艺是 连续流活性污泥

法与SBR法相结合的工艺。 其最大的用途是对现有传统活性污泥法进行 改造，以使之达到脱氮除磷的目的。
序批式活性污泥法（SBR）工艺七十年代初，由美国R.Irvine教授等发起对间歇活 性污泥法的研究，直到八十年代才引起其它国家的 重视，并陆续得以开发应用。SBR法采用间歇进水， 废水与污泥在反应器中混合，并顺序经历反应—沉 淀—排水—闲置等阶段。从流态的角度看，泥水在 反应器中完全混合；但从时间的角度看，则是严格 的推流。SBR法按周期运行，每一周期包括进水—反 应—沉淀—排水—闲置五个阶段。每一运行周期中， 各阶段的运行时间、反应器内混合液体积的变化以 及运行状态等都可以根据具体污水性质、出水水质 与运行功能等的要求而灵活掌握。
序批式活性污泥法（SBR）工艺例如：进水阶段可按限制或非限制曝气；反 应阶段可一直曝气，也可搅拌与曝气交替运 行，从而使反应器中形成厌氧—缺氧—好氧 等条件；剩余污泥可在闲置阶段排除，也可 在排水或反应后期排除。可见，对于单一的 SBR反应器来说，不存在空间上限制的障碍， 只需在时间上进行有效的控制和操作方式上 进行变换，即能达到多种功能的要求，非常 灵活。
序批式活性污泥法（SBR）工艺近年来，由于自控技术的高速发展，SBR 的应用已越来越广泛。资料表明，对城市污 水，SBR的BOD去除率可达90%以上，TN去 除率可达70%，TP去除率可接近90%。但是， SBR也有其运行上的缺点，如易产生污泥膨 胀；脱氮除磷方式运行时所有的污泥都经过 不同的含氧状态，不利于优势菌种的培养， 这就降低了脱氮除磷效率；容积利用率低 （充水比通常为30%）等，这些都需要进一 步加以改进。
循环活性污泥工艺循环活性污泥法（Cyclic Activated Sludge Technology，CAST）是由Goronszy所开发的 一种新型序批式活性污泥法，其前身为 ICEAS（间歇循环延时曝气系统）。CAST工 艺是一间歇式反应器，废水在反应器中顺序 经过厌氧—好氧—厌氧—缺氧过程而完成废 水中污染物的去除。CAST的发展基础是计算 机控制系统的应用。
循环活性污泥工艺CAST特指设有一个分建或合建式生物选择 器的可变容积，以序批曝气—非曝气方式运 行的充—放式间歇活性污泥工艺，在一个反 应器中完成污染物的去除和泥水分离过程。 CAST反应器通常由两部分组成：生物选择器 和主反应区。生物选择器的功能是选择絮凝 性细菌，提高污泥的凝聚沉降性能并完成部 分磷的释放，主反应区通过同步硝化反硝化 及聚磷微生物对磷的过量吸收而达到了较高 的N、P去除率。CAST按周期循环运行，通 常一个周

期为4小时。
循环活性污泥工艺每一循环可具体划分为四个阶段：充水/曝气、沉淀、 撇水、闲置（视具体情况而定）。CAST反应器的结 构见图13-12，其循环运行过程见图13-13。CAST的运行原理可概括如下： 1）动力学选择。CAST工艺中生物选择器的功能是： a.选择絮凝性细菌； b.完成溶解性基质的快速吸附； c.为聚磷菌释磷提供厌氧环境；
d.发生部分反硝化作用（约占总反硝化作用的 20%）。
循环活性污泥工艺2）同步硝化反硝化。CAST工艺中硝化和 反硝化作用在需氧阶段同步发生。通过设置 曝气强度可以保证在活性污泥絮体内存在微 缺氧带，使溶解氧的渗入被限制，同时硝酸 盐不能向外传递。在不曝气阶段，活性污泥 层中也发生反硝化作用。这样可期望达到较 高的总氮去除率。
循环活性污泥工艺3）磷的去除。进水提供的足够的溶解性有 机物可增强磷的生物降解作用。通过回流污 泥与进水在生物选择器中的混合可完成聚磷 菌体内磷的释放。之后，混合液顺序进入主 反应区，在好氧条件下聚磷菌过量吸收磷， 最终通过排泥实现磷的去除。
图13-12 CAST反应器结构图
进水
1 最低水位
进水
2 最高水位
3 最高水位
曝气
污泥回流 进水—曝气阶段
曝气 污泥回流 曝气阶段结束
停止曝气 沉淀阶段开始
进水
6 最低水位
5 排出上清液
4 上清液
停止曝气 进水—闲置阶段 （视具体情况而定）
停止曝气 撇水阶段及排泥结束
停止曝气 沉淀阶段结束，撇水阶段开始
图13-13 CAST循环运行图
其它具有脱氮除磷功能工艺除上述工艺外，尚有一些具有较好脱氮除 磷效果的工艺。如ADMONT工艺，氨氮的去 除率可达99%；氧化沟工艺也能使TN去除率 达80%，TP去除率达60%；Daphanox工艺由 于充分利用了反硝化除磷细菌（DPB）的作 用，使该工艺也具有较高的脱氮除磷效率。 目前研究和应用较多的MSBR、UNITANK等 工艺均具有较好的脱氮除磷效果。


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