废水生物脱氮除磷技术.ppt

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1、废水生物脱氮除磷技术 Still waters run deep.流静水深流静水深,人静心深人静心深 Where there is life,there is hope。有生命必有希望。有生命必有希望概述国外从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

2、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

3、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，BOD5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、磷污染的环境效应及现状19861

4、990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0.083.383mg/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0.0180.4mg/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0.20.4m。湖泊及水库中，浮游植物的含

5、量较高，叶绿素-（chl）年均值的范围为0.7240mg/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

6、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、

7、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+O2RCOOH+CO2+NH3（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

8、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HCO3-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-NO2-+H2O+H2CO3+亚硝酸菌（13-2）硝化作用硝化反应：NO2-+NH4+H2CO3+HCO3-+O2NO3-+H2O+硝酸菌（13-3）总反应：NH4+O2+HCO3-NO3-+H2O+H2CO3+微生物细胞（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，

9、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。氮的氧化还原态-氨离子NH4+-羟氨NH2

10、OH-0+硝酰基NOH+亚硝酸盐NO2-+硝酸盐NO3-NitrosomonasNitrobacter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）11.50.51.0革兰氏染色阴性阴性世代期（h）8361259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）0.040.080.020.06产率系数Y（mg细胞/mg基质）0.040.130.020.07饱和常数Ks（mg/L）0.63.60.31.7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

11、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氧化亚氮还原酶NO3-NO2-NON2ON2（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+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物细胞（13-6）NO2-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物细胞（13-7）由上式可知，

12、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。反硝化作用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，

13、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+HNO2N2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

14、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

15、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+NO2-N2+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（c）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

16、，DO浓度应不低于1mg/L，通常控制在23mg/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

17、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（c）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

18、菌确定。泥龄较长的泥龄可增加硝化能力，但对反硝化不利。HolmKristensen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1015d。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

19、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78.5，而硝化菌为67.5；反硝化菌为6.58.5。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/LCaCO3）。温度生物硝化反应在445内均可进行，最适温度为3035。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。1214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）（13-1

20、0）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常数T温度 温度反硝化作用可在1535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。（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

21、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1520mg/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

22、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58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可表示为：回流比（13-12）式中：系统的脱氮率（%

23、）R混合液回流比 RW污泥回流比回流比若RW=50%，R=400%，则=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可表示为：（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

24、-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200300%，污泥回流比取50100%。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

25、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c，微生物细胞采用C60H87O23N12P来表示。微生物增殖采用LawrenceMcCarty模式（式13-14）表示。（13-14）式中：c泥龄（d）YT产率系数（d-1），取0.5Kd自身氧化系数（d-1），取0.1Q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

26、气池污泥浓度（mgl-1）同化作用设每天增殖的污泥量为X，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0.122X。同化脱氮量折算成浓度（CN）为：（13-15）由式13-14可得：（13-16）同化作用因：，故有：（13-17）出水Se随泥龄的变化可用下式表示：（13-18）式中：半速率系数（mg/L），取200mg/L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

27、13-2。表13-2同化脱氮效率与泥龄的关系 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

28、，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-phosphateAccumulatingOrganisms）和反硝化除磷菌（DPB，DenitrifyingPhosphorusRemovingBacteria）。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C118H170O51

29、N17P，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1.52.0%。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37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（

30、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-200300mV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

31、；（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（聚羟基丁酸盐）和PHV（聚羟基戊酸盐）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

32、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。图13-2PAOs/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

33、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（c）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

34、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

35、磷菌的磷释放能力越强。一般认为，应把ORP控制在-200-300mV左右。1979年，Ekama，VanHaande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

36、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EmbdenMeyerhof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

37、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

38、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

39、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2030，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

40、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

41、-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

42、量对除磷有极大的影响。聚磷酸盐（Poly-P）、聚羟基链烷脂酸（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

43、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

44、实现废水中磷的净去除。因此，我们一般期望：、系统内能维持较高的污泥量；、聚磷菌在污泥中所占的比例要高；、聚磷菌体内应有较高的含磷量；、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

45、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LawrenceMcCarty模式可得：（13-19）（13-18）泥龄式中：每日排出的活性微生物总量（kg/d）；产率系数，取0.5；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；底物的最大比降解速率（d-1），取9.6；泥龄（d）；泥龄设泥龄为时，排泥量为，出水BODu浓度为Se1；泥龄为时，排泥量为，出水BODu浓度为Se2。则（13-20）要使，必须满足：（13-21）泥龄将式（1

46、3-18）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，。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：（13-22）设进水S0=200mg/L，折算成BODu为294mg/L。若，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。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：（13-23）泥龄式中：排放的剩余

47、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：（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

48、全除磷（即出水中TP为0mg/L），则剩余污泥中的磷含量为：（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

49、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3050%。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）2015105Se（mg/L）6.45

50、7.198.7013.319.7%48.8%95.2%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）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%