做C源和电子供体,以硝酸盐氮作为电子受体进行无氧呼吸
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同步除磷脱氮工艺技术探讨
在缺氧条件下，反硝化聚磷菌（ＤＰＢ）利用厌
氧条件下积累在体内的ＰＨＢ做Ｃ源和
电子供体，以硝酸盐氮作为电子受体进行无氧呼吸。无氧呼吸过程
中产生的能量可用来将环
境中的正磷酸盐吸收至反硝化聚磷菌体内以异染粒或其它高含磷量的储存物质存
在。然后系
统通过排出这种高含磷的污泥而达到去除磷的目的，因此反硝化聚磷菌（ＤＰＢ）反硝化除<
br>磷脱氮工艺的剩余污泥含磷量很高。由于反硝化聚磷菌的碳原是一种较为复杂的有机物（Ｐ
ＨＢ）
，因此基质利用速度相对普通的好氧细菌来说比较慢，反过来说，反硝化聚磷菌（ＤＰ
Ｂ）污水同步除磷
工艺的污泥产量也就比较少。但可以看出污泥产量少并不代表该系统的除
磷水平就会降低。因为从上面的
分析中可以看出，污泥产量减少是通过减少污泥中其它杂菌
（普通好氧菌，普通反硝化菌等）含量而达到
的。
如果缺氧池中易生化有机物多，肯定是优先发生反硝化，导致改池中硝酸盐硝化殆尽。然后
缺氧池实质变成了厌氧池当然就发生了释放磷的现象。
脱氮效果不好请检查一下污泥龄，一般来说10天左右比较合适。
脱氮除磷的效果除设计原因
外,运行管理是很关键的,如厌氧池不能有氧,但如何控制呢?好氧
区氧不足会影响硝化和聚磷,氧太高
会使厌氧区产生微氧环境,影响释磷,有时好氧区溶氧不
高,厌氧区也可能有微氧,与好氧区的溶氧高低
外,还与污沉淀池的停留时间、缺氧程度等因素
有关.此外,还要做到按工艺要求及时排泥,磷的最终去
除出路是通过剩余污泥排放的,如不及
时排放，会在系统内周而复始地进行聚磷和释磷的循环。总之,运
行管理的各个主要环节一定
要控制好.
关键是进水有足够的BOD，否则无论采用何种工艺
，都难于有好的除磷脱氮效果。Ｃ源对脱
氮和除磷都是必要的。以现有的污水来看，Ｃ原不会完全没有，
只会存在不足。反硝化聚磷
菌一碳两用，所以可以有一定的优势！
严格地说，不是反硝化聚
磷菌对环境的要求苛刻，而是微生物生态体系具有内在的自我动态
平衡特征以及地域性特征，使得反硝化
聚磷在实际工程中仍然具有不可人为调控的特性，因
此，需要进一步对活性污泥中的反硝化聚磷菌生态学
特征和地域特征进行研究，以确定可人
为调控的参数或地域条件。目前的一些研究可能存在基本概念不够
清晰、目标不够明确、结
论难以在不同地域重现等问题，属于探索阶段，还是大家从不同方向探讨较好。
1987年，中国市政工程华北设计研究院除磷脱氮科研组在AAO工艺的中试研究中观测到缺
氧区磷的吸收速率为4.38～7.05 mgPgVSS〃h，好氧区磷的吸收速率为2.1～3.45 mgPgVSS〃h。缺氧区磷的吸收速率大于好氧区是因为聚磷菌经厌氧释磷并吸收有机物合成
P
HB后，先进入缺氧区，最后才进入好氧区；在缺氧区中，一部分聚磷菌利用硝酸盐作为最
终电子受体分
解细胞内的PHB，产生大量的能量用于磷的吸收和聚磷的合成；与此同时聚磷
菌得到增殖，经过缺氧区
的碳能源消耗后，聚磷菌体内的PHB量已经大幅度下降，因此进入
好氧区后，可用于产生能量的碳能源
（有机物）供应水平明显低于缺氧区，相应地磷的吸收
速率也就降低了。
根据基质与除磷微生物混合后出现的响应方式Gerber等人把能诱导磷释放的基质划分成
三类。A类
：乙酸、甲酸和丙酸等低分子有机酸；B类：乙醇、柠檬酸、甲醇和葡萄糖等；C
类：丁酸、琥珀酸等。
实际上，这三类基质都属于快速生物降解COD（Sbs）。
郑兴灿等人[1990]根据G
erber等人的研究成果，作了进一步的试验研究，其中硝酸盐对磷
释放的影响试验结果简述如下：
从生物除磷脱氮装臵的好氧区取得泥样，经离心洗涤后分别与含硝酸盐的SA溶液、SB溶<
br>液和污水混合，考查缺氧／厌氧状态下磷的释放，试验结果表明硝酸盐的存在对SA诱导磷降
放的
能力有很大的不利影响，初始硝态氮浓度越高，则线性段越短，释放总量也越小，但不
管硝态氮浓度是多
大，释放曲线的线性段的斜率均一样，未发生变化，这说明硝酸盐的存在
不影响SA诱导的磷释放速率，
仅影响释放总量。从试验结果还可看出当基质耗完后还存在硝
酸盐时可出现磷的吸收，硝
酸盐耗完后混合液进入完全厌氧状态，释磷速率明显增大。从研
究结果可看出硝酸盐也明显抑制SB对磷
释放的诱导。硝酸盐存在时，污水污泥混合液中出现
明显的磷的净吸收，硝酸盐耗完后又转变为磷的厌氧
净释放。
综合分析试验结果和其它方面的观测结果，给出如下作用机理来解释硝酸盐对磷的释放的
影响：
1，在各类基质中反硝化细菌优先利用SA，在与聚磷菌竞争SA时反硝化菌占优势地位，<
br>对SB来说也是如此。
2，一部分聚磷菌能利用硝酸盐作为最终电子受体，并将其异
化还原成氮气，Lotter（1985）
曾报导从生物除磷处理厂污泥中分离到的100株不动细菌中
有52株有异化还原硝酸盐的能
力。也就是说一部分细菌兼具除磷和反硝化能力，这部分聚磷菌能通过与
好氧状态下类似的
途径分解有机物产生大量的能量用于吸收磷酸盐和合成聚磷。那些不具备反硝化能力的
聚磷
菌则可释放磷。
因此，缺氧状态下的效应（净释放或净吸收）取决于污泥中这
两类聚磷菌所占的比例和活
性、基质的性质和浓度以及反硝化细菌的浓度等多方面的因素。存在SA时，
反硝化细菌对
SA的竞争可导致释磷总量的下降，由于SA可直接诱发磷的释放，且释放速率与SA浓度
无关，
因此硝酸盐的存在对释磷速率没有影响。
对SB来说情况有所不同，由于S
B必须转化成SA后才能诱导磷的释放，因此在缺氧条件
下由于反硝化菌对SB和SA的竞争，造成所产
生的可用于诱导磷释放的SA浓度很低，这样一
来磷的释放总量明显下降，释放速率也明显降低。与此同
时，由于部分聚磷菌能通过反硝化
反应产生能量进行磷的吸收活动，因而往往出现磷的净吸收。
硝态氮对生物除磷的干扰有两种方式。厌氧区内的硝态氮妨碍发酵作用的进行，因为微生物利用硝态氮作为最终电子受体进行厌氧呼吸能获得更多的能量，也就不会有低分子脂肪酸
的产生。
即使进水中存在这样的低分子脂肪酸，硝态氮作为异养微生物的最终电子受体，也
会导致乙酸盐等低分子
有机物的消耗。结果除磷微生物的几乎得不到所需的乙酸盐。如果污
水中除磷微生物所需的低分子脂肪酸
量足够大的话或除磷微生物本身就是反硝化菌的话，即
使有硝态氮存在，除磷效果也可能不会受到明显影
响。
反硝化除磷是用厌氧缺氧交替环境来代替传统的厌氧好氧环境,驯化培养出一类以硝酸根
作为最终电子受体的反硝化聚磷菌(denitrifying phos-phorus removing
bacteria,简称DPB)
为优势菌种,通过它们的代谢作用来同时完成过量吸磷和反硝化过程而
达到脱氮除磷的双重
目的。应用反硝化除磷工艺处理城市污水时不仅可节省曝气量,而且还可减少剩余污
泥量,即
可节省投资和运行费用。
1 反硝化除磷理论
在对除磷
脱氮系统的研究过程中发现,活性污泥中的一部分聚磷菌能以硝酸盐作为电子受
体在进行反硝化的同时完
成过量吸磷。1993年荷兰Delft大学的Kuba在试验中观察到:在厌
氧缺氧交替的运行条件下
,易富集一类兼有反硝化作用和除磷作用的兼性厌氧微生物,该微
生物能利用Ｏ2或ＮＯ-3作为电子受
体,且其基于胞内PHB和糖原质的生物代谢作用与传统Ａ
Ｏ法中的聚磷菌(PAO)相似。针对此现象
研究者们提出了两种假说来进行解释:①两类菌属学
说,即生物除磷系统中的ＰＡＯ可分为两类菌属,其
中一类ＰＡＯ只能以氧气作为电子受体,
而另一类则既能以氧气又能以硝酸盐作为电子受体,因此它们在
吸磷的同时能进行反硝化;②
一类菌属学说,即在生物除磷系统中只存在一类ＰＡＯ,它们在一定程度上
都具有反硝化能力,
其能否表现出来的关键在于厌氧缺氧这种交替环境是否得到了强化。如果交替环境被
强化的
程度较深则系统中ＰＡＯ的反硝化能力较强,反之则系统中ＰＡＯ的反硝化能力弱,即ＰＡＯ不能进行反硝化除磷。也就是说,只有给ＰＡＯ创造特定的厌氧缺氧交替环境以诱导出其体
内具有反
硝化作用的酶,才能使其具有反硝化能力。这两种假说都有各自的支持者,但大部分
研究人员都赞同前者
。
就ＮＯ-3是否可作为生物除磷过程的电子受体,Vlekke(1987年)和Tak
ahiro(1992年)等
分别利用厌氧—缺氧ＳＢＲ(anaerobicanoxicSBR,简
称Ａ2ＳＢＲ)系统和固定生物膜反应
器进行了试验研究。结果表明,作为氧化剂ＮＯ-
3和氧气在除磷系统中起着相同的作用,而且
通过创造厌氧、缺氧交替的环境可筛选出以ＮＯ-3作为电
子受体的聚磷菌优势菌属即ＤＰＢ。
类似的实验室和生产性规模的生物除磷脱氮研究也表明,当微生物依
次经过厌氧、缺氧和好氧
三个阶段后,约占50%的聚磷菌既能利用氧气又能利用ＮＯ-3作为电子受体
来聚磷,即ＤＰＢ
的除磷效果相当于总聚磷菌的50%左右。这些发现一方面说明了硝酸盐亦可作为某些
微生物
氧化ＰＨＢ的电子受体,另一方面也证实了在污水的生物除磷系统中的确存在着ＤＰＢ属微
生物,而且通过驯化可得到富集ＤＰＢ的活性污泥。
2 反硝化除磷工艺
2 .1 单、双污泥反硝化除磷脱氮系统
反硝化除磷脱氮反应器有单污泥和双污泥系统之
分。在单污泥系统中,ＤＰＢ、硝化菌及
非聚磷异养菌存在于同一悬浮污泥相中,共同经历了厌氧、缺氧
和好氧环境;而在双污泥系统
中,硝化菌则独立于ＤＰＢ而单独存在于固定膜生物反应器或好氧硝化ＳＢ
Ｒ反应器中。虽然
在单、双污泥系统中ＤＰＢ都可利用由硝化产生的硝酸盐作为电子受体在缺氧环境中实
现反
硝化除磷,但后者运行更稳定、处理效果也更好,其原因是双污泥系统为硝化菌和反硝化除磷
菌创造了最佳的生长环境,且硝化和反硝化聚磷各系统的ＳＲＴ可根据实际运行要求来选定
(硝化的Ｓ
ＲＴ较长不利于反硝化和除磷,主要原因是聚磷菌体内相当一部分ＰＨＢ会因长时
间的曝气而被消耗掉,
从而导致后续反硝化所需碳源的不足)。进一步说,在双污泥系统中可采
用生物膜反应器进行硝化来提供
ＮＯ-3电子受体,这样不仅给生长速率较慢的硝化菌创造了
稳定的生长环境,增加了系统中硝化菌量,
提高了硝化率,也可减少水力停留时间和反应器体
积;同时在无需大规模污泥回流的前提下就能使出水保
持较低的硝酸盐浓度。目前,较典型的
双污泥系统是Dephanox工艺和Ａ2ＮＳＢＲ工艺,单污泥
系统的代表是ＵＣＴ工艺。
2.2 生物膜反硝化除磷脱氮工艺
有关学者对生物膜法除磷进行了深入细致的研究。1994年,Keren-Jespersen等考察固定生物膜反应器除磷效果时首次发现,通过厌氧(2ｈ)缺氧(4ｈ)交替环境可培养出富集ＤＰＢ
的
反硝化生物膜,且在厌氧段可释放0.52ｍｇＰＯ3-4-ＰｍｇＨＡｃ,在缺氧段可吸收2.0
ｍｇ
ＰＯ3-4-ＰｍｇＮＯ-3-Ｎ,而剩余干污泥中磷的含量已达到8%～10%,该试验为用生物
膜法
实现反硝化除磷提供了依据。随后,Falkentoft(2000年,2001年)等进行了生物滤池反硝<
br>化除磷的小试研究,试验中培养出了富集ＤＰＢ的生物膜,并获得了较好的除磷脱氮效果。在
生物
膜系统中扩散程度的不同将导致沿生物膜纵向生长的微生物种类的不同,因此研究生物
膜的除磷机理必须
考察底物的扩散作用和生物膜的层状分布(这两者直接关系到厌氧段释磷
率和缺氧段的吸磷率,并将最终
影响除磷脱氮效果)。鉴于生物膜除磷工艺的高度复杂性,在考
察该工艺的实际运行能力时有必要利用A
QUASIM计算机程序进行模型模拟研究。计算机模型
模拟试验可以深入研究生物膜内部的情况,并可
对工艺各反应阶段的时间配比、反应池的大小
和生物膜厚度等参数进行估算和评价,从而为实际工程运行
提供参考依据。
3 影响因素及其控制要点
3 1 溶解氧
在反硝化除磷工艺中控制释磷的厌氧条件极为重要。厌氧段的溶解氧含量(<0.2ｍｇＬ)
通常用氧化
还原电位(ＯＲＰ)来度量。研究表明,ＯＲＰ值和磷含量之间呈良好的相关关系,
能直观地反映ＰＯ3
4-Ｐ浓度的变化,从而能定量反映聚磷菌的性能特征,因此可把它作为厌
氧释磷过程扰动的一个实时指
标。当ＯＲＰ值为正值时聚磷菌不释磷,而当ＯＲＰ值为负值时
绝对值越高则其释磷能力就越强,一般认
为应把ＯＲＰ值控制在-200～-300ｍＶ。但是,在实
际运行中因污泥或污水回流以及厌氧段未在
封闭条件下运行而常会将氧气带入厌氧段,为此
可在原工艺基础上前臵一个厌氧段和实现厌氧段封闭运行
来解决这个问题。
3 2 ＮＯ-3和ＮＯ-2
资料表明,只要厌氧段
存在ＮＯ-3则反硝化菌就能优先利用碳源进行反硝化反应而抑制聚
磷菌的释磷和ＰＨＢ的合成[8]。
但另一方面,缺氧段的吸磷量和硝酸盐投量有关。Merzouki
等在考察硝酸盐投量对Ａ2ＮＳＢＲ
工艺除磷效果的影响时发现:系统的除磷效果主要依赖于
缺氧段所投加的硝酸盐量及ＳＲ
Ｔ。设定ＳＲＴ为15ｄ,当硝酸盐的浓度从100ｍｇＬ升高
到120ｍｇＬ时,磷的去除率从63%
升高到93%;当硝酸盐浓度达到140ｍｇＬ时除磷率接近
100%,但这会导致硝酸盐的过量。研究
表明,ＮＯ-2的积累对除磷会起到抑制作用。
Keren-Jespersen在研究固定生物膜反应
器厌氧缺氧交替运行条件下的释磷、吸磷情况时发
现:当缺氧段的硝酸盐负荷增高时能观察到亚硝酸盐的
积累,同时随着硝酸盐量的减少则吸磷
也相应减少,一旦系统中的硝酸盐被消耗尽,即使系统中还存在大
量的亚硝酸盐吸磷也随之停
止,取而代之的是开始放磷。这一现象表明,系统中的聚磷菌无法以亚硝酸盐
作为电子受体进
行吸磷。同时,随着亚硝酸盐的形成则释磷量和硝酸盐耗量的比值减少,作者对其解释是
:只有
硝酸盐转化为亚硝酸盐过程中产生的那部分能量才可被聚磷菌用作吸磷所需的能量,亚硝酸
盐的积累是由缺氧段初期过高的硝酸盐浓度造成的。所以,在实际研究中硝酸盐应分批、数次、
小剂量
投加,或使好氧时间尽量长来达到完全硝化反应,以免造成亚硝酸盐的积累。但
Meinhold(19
99年)持不同观点,他认为当亚硝酸盐浓度不是很高(≤4～5ｍｇＮＯ2-ＮＬ)时
其可作为吸磷的
电子受体;但当浓度较高时(≥8ｍｇＮＯ2-ＮＬ)亚硝酸盐才会对缺氧吸磷
完全起抑制作用。
3 3 碳源种类
研究表明,释磷菌在利用不同基质的过程中对磷的释放
率存在着明显的差异。Evans(1983
年)等学者的试验结果表明,在厌氧段投加丙酸、乙酸、葡
萄糖等简单有机物能诱发磷的释放,
但以乙酸的效果为最佳。因此,可以在厌氧段投加乙酸等易降解的低
分子有机物来提高微生物
的释磷量,增加其体内有机物贮存,为缺氧阶段的大量吸磷创造条件。值得注意
的是,碳源只有
投加在厌氧段才能使出水的磷含量减少,如将碳源投加在缺氧段则会优先支持反硝化而使
出
水硝酸盐和亚硝酸盐的浓度降低却不发生吸磷反应。
3 4 ＣＮ和ＣＰ值
反硝化除磷系统首先要求提供给厌氧段足够的可降解ＣＯＤ,其(如ＨＡｃ)越充足则合成<
br>的ＰＨＢ越多。Keren-Jespersenｒｓｅｎ(1994年)的研究表明,缺氧条件下的吸磷
率、反硝
化率是聚磷菌体内ＰＨＢ储量的函数;ＨＡｃ的消耗量(ＰＨＢ量)与缺氧段的反硝化率及吸<
br>磷率存在一定的线性关系;缺氧条件下的吸磷率是ＰＨＢ的一阶方程。从这些函数关系可见,
厌氧
段提供的ＣＯＤ(ＨＡｃ)充足与否直接关系着缺氧段反硝化和吸磷能力的强弱。按照理
想的除磷理论,
碳源(电子供体)和氧化剂(电子受体)不能同时出现,否则脱氮和除磷的效果都
会受到影响。但在实际
工程中不可能达到完全的理想条件,所以在提供给厌氧段充足碳源及缺
氧段足量硝酸盐的同时应注意适度
原则,使进水的Ｃ、Ｎ和Ｐ符合最佳比例关系以达到最佳的
处理效果。当进水ＣＮ值较高时,一方面ＮＯ
-3量不足将导致吸磷不完全而使出水的磷含量
偏高;另一方面有可能使厌氧段的ＨＡｃ投量超过了ＤＰ
Ｂ合成ＰＨＢ所需要的碳源量,过剩
碳源在后续缺氧段被反硝化菌用于反硝化而未进行吸磷。进水ＣＮ值
较低时则会因ＮＯ-3
过量而造成反硝化不彻底。Kuba(1996年)在考察Ａ2ＮＳＢＲ工艺的运
行特征时发现其最佳
ＣＮ值为3.4,此时除磷率几乎达到100%。当ＣＮ值高于此值时(硝酸盐量不
足)可在缺氧段
后引入一个短时曝气(以Ｏ2作为电子受体)将残留的磷去除;当ＣＮ值低于此值时可通
过外
加碳源来去除过量的硝酸盐。1999年,Ｇ.Bortone在对Dephanoxｘ和ＪＨＢ两
工艺进行对比
试验中得到两者在不同ＣＮ值时的除磷率,继之作者利用MatLab-Simulink
建立的模型对
大量的不同ＣＯＤＴＫＮ和ＴＫＮＰＯ3-4-Ｐ的进水进行了模拟试验,发现即使ＣＯＤ
Ｔ
ＫＮ值很低、ＴＫＮＰＯ3-4-Ｐ值很高(电子受体数量在缺氧吸磷段不受限制),Dephano
x工
艺的除磷效率仍维持在90%以上。
3 5 污泥停留时间(ＳＲＴ)
反硝化除磷脱氮工艺的双、单污泥系统由于硝化段设臵方式的不同,其对ＳＲＴ的要求也不同。在ＵＣＴ工艺中最小泥龄须优先考虑硝化菌而非ＤＰＢ:在常温下虽然ＵＣＴ工艺中Ｐ
ＡＯＳ
ＤＰＢ的最小ＳＲＴ小于硝化菌的最小ＳＲＴ,但可将ＤＰＢ的最小污泥龄和硝化菌
的最小泥龄视为相同
;但如果出现温度较低情况(冬季)时,由于ＰＡＯＳＤＰＢ对低温很敏
感,故它们的最小泥龄大于硝化
菌的最小泥龄。而Ａ2Ｎ工艺就不用考虑硝化菌的ＳＲＴ,只需
注意ＤＰＢ的ＳＲＴ。Ｈ
ＡＯ(2001年)在对ＵＣＴ和Ａ2Ｎ工艺基于动力学模型基础上的评
价时发现:当进水ＴＮ=68ｍ
ｇＬ、Ｐ=9ｍｇＬ时,若要达到ＴＮ≤10ｍｇＬ、Ｐ<1ｍｇ
Ｌ的排放标准,则ＵＣＴ工艺在Ｔ=1
0℃时的最小ＳＲＴ=15ｄ、Ｔ=20℃时的最小ＳＲＴ<10
ｄ;对于Ａ2Ｎ工艺(好氧硝化段的Ｓ
ＲＴ固定为30ｄ,这里讨论的为ＤＰＢ的ＳＲＴ),由于硝
化污泥和ＤＰＢ污泥是独立的,所以它能获
得较稳定的脱氮率,且出水ＴＮ<10ｍｇＬ,但为
了获得磷浓度较低的出水,在Ｔ=5℃时ＤＰＢ的Ｓ
ＲＴ需延长至32ｄ(此时ＵＣＴ所需ＳＲＴ
=25ｄ)。由模拟试验结果可知,当温度较低时(如Ｔ=
5℃)ＰＡＯＳＤＰＢ需要较长的ＳＲＴ
才能在系统中存活,并且Ａ2Ｎ工艺的反硝化率受温度影响较大
,而ＤＰＢ污泥的泥龄变化对
反硝化率没有大的影响;当ＳＲＴ≥15ｄ、Ｔ≥10℃时,ＵＣＴ工艺的
脱氮率最高。
Merzouki(2001年)等人报道:ＳＢＲ反硝化除磷系统的ＳＲＴ为15ｄ时对
除磷更有利(此时
的除磷率比ＳＲＴ=7.5ｄ时高1.8倍),这是因为较短的ＳＲＴ使反应器中的聚
磷菌被淘汰。
另一方面,ＳＲＴ过长会出现磷的“自溶”现象。综合考虑上述情况可知,反硝化除磷系统
的
最佳ＳＲＴ值与温度变化范围、工艺组合方式和工艺运行要求等有关,应通过试验来获得。
3 6 ｐＨ值
ｐＨ值对ＤＰＢ厌氧释磷影响较大,随着ｐＨ值增大则ＰＣ值也随之提高(
即消耗单位乙
酸将会有更多的磷释放),但当ｐＨ值过高时ＰＣ值会有所降低,这主要是由磷酸盐沉淀引
起
的。Kuba在研究ｐＨ值对Ａ2ＳＢＲ工艺处理效果的影响时得到了类似的结果,同时还指出,ｐＨ值对ＤＰＢ反硝化除磷系统的影响和其对传统除磷系统的影响有相似之处,但由于在ｐ
Ｈ=8时
会出现磷酸盐沉淀,所以实际的ＰＣ值比理论值少20%,他的发现和Smolders研究ｐ
Ｈ值对Ａ
ＯＳＢＲ工艺运行影响的结果一致。
3 7 其他影响因素
①ＭＬＳＳ
。通常系统中的ＭＬＳＳ越大(说明ＤＰＢ含量越多)则在厌氧段的释磷效果越
好,并且在缺氧段ＤＰＢ
的吸磷能力也更强。但ＭＬＳＳ也不能过大,否则不仅会给沉淀分离
带来困难,还会增加污泥处理成本。
②搅拌。厌氧区和缺氧区不需供氧,但要使反应充分则搅
拌必不可少(使污泥处于悬浮态)。③容积交换
比。要提高Ａ2ＮＳＢＲ工艺的脱氮率,最可行
的方法是增大Ａ2ＳＢＲ和ＮＳＢＲ的容积交换比,或者
考虑利用两个ＳＢＢＲ(Sequencing
Batch Biofilm Reactor )来
进行反硝化除磷脱氮。④生物膜扩散和层状分布。底物扩散渗透
作用的强弱会影响反应级数、生物膜自内
向外的生物种类和特性。况且,扩散作用又涉及到溶
液浓度、生物膜厚度及微生物呈层分布等诸多因素,
这些影响因素在生物膜反硝化除磷系统中
必须予以考虑。
4 结语
目前,反硝化除磷技术已从基础性研究发展到了工程应用阶段,随着以其他碳源作为电子
供体进行除磷研
究的开展,以及细菌特异性16srRNA靶向寡核苷酸探针荧光原位杂交
(Fluorescent
in situ Hybridization ,简称ＦＩＳＨ)、荧光抗体染色、ＰＣＲ(聚合酶链
式反应)等非纯培养技术的采用,人们对反硝化除磷机理将有更加清楚的认识。同时,在线检测
技术的应
用、利用数学模型来优化反硝化除磷工艺都可进一步提高它的可控性。
到目前为止,国际普遍认可和接受的生物除磷理论是“聚合磷酸盐累积微生物”—ＰＡＯ的摄
放磷原理。近年来的许多研究发现除ＰＡＯ细菌可在好氧环境中摄磷外,另外一种“兼性厌氧
反硝化细菌
”———ＤＰＢ也能在缺氧(无Ｏ2,存在ＮＯ-3)环境下摄磷。目前,满足ＤＰＢ所
需环境和基质的
工艺有单、双两级。在单级工艺中,ＤＰＢ细菌、硝化细菌及非聚磷异养菌同
时存在于悬浮增长的混合液
中,顺序经历厌氧 缺氧 好氧三种环境。最具代表性的是ＢＣＦＳ
工艺。在双级工艺中,硝化细菌独立
于ＤＰＢ而单独存在于某一反应器中。双级工艺主要有Ｄ
ｅｐｈａｎｏｘ和Ａ2ＮＳＢＲ等。
1 ＢＣＦＳ工艺
ＢＣＦＳ工艺实际上是ＵＣＴ工艺的一种变型。虽然ＵＣＴ的设计原理仅仅
是基于对ＰＡ
Ｏｓ所需环境条件的工程强化,但实践中发现该工艺中存在着不少的ＤＰＢ细菌。为了最大
程
度地从工艺角度创造ＤＰＢ的富集条件,荷兰的Ｄｅｌｆｔ工业大学研发出一种改进工艺—
——ＢＣＦＳ。
ＢＣＦＳ工艺较ＵＣＴ工艺增加了两个反应池。第一个介于ＵＣ Ｔ工艺的厌氧和缺氧池之
间(即接触池),回流污泥和来自厌氧池的混合液在池中充分混合以吸附剩余Ｃ ＯＤ。另外,因
接触池是缺氧的,所以来自回流污泥中的硝酸盐氮能被迅速反硝化脱除,在这种情况下丝 状菌
生长非常缓慢,能有效地防止污泥膨胀。增加的第二个反应池是混合池,介于ＵＣＴ工艺的缺
氧池与好氧池之间,目的是形成低氧环境以获得同时硝化和反硝化,从而保证出水含有较低的
总氮浓度 。混合池的增设除保证硝化和反硝化分别在好氧池和混合池中以各自最大反应速率
进行外,它还能保证污 泥充分再生(好氧池)时不影响硝酸盐氮的有效去除(混合池)。因为污泥
的再生程度能通过调节好氧池 的曝气强度控制,保证低负荷时污泥(磷细菌)中ＰＨＢ与糖原
的最低含量,这意味着可保持较好的磷酸 盐去除率。独立设臵混合池和好氧池的益处有:
① 最大程度地保证污泥再生而不影响反硝化或除磷;
② 容易控制ＳＶＩ值;
③ 最大程度地利用ＤＰＢ以获得最少的污泥产量;
④ 负荷高时可通过额外曝气使系统运行稳定;
⑤ 负荷低时可通过减少曝气使系统运行稳定;
⑥ 通过氧化还原电位和ＤＯ在线监测可方便地进行过程控制并保证运行稳定。
这些也正是ＢＣＦＳ工艺的优点所在。然而,在以下两种情况下磷的去除效果不佳:①为满
足硝化而使污 泥龄过长;②进水中ＣＯＤ Ｐ的比值过低。工程上的解决方案是将厌氧池末端
的富磷上清液抽出,以离 线方式在一个沉淀单元内投加化学药剂。
与ＵＣＴ工艺相比,ＢＣＦＳ工艺增加了两个内循环 Ｑ1和Ｑ3。ＵＣＴ原有的内循环Ｑ2是
为了分别维持一个较严格的厌氧区和缺氧区以防硝酸盐氮与氧的 进入。因为回流污泥被直接
引入了接触池,从好氧池设臵内循环Ｑ3到缺氧池就十分必要,起辅助回流污 泥向缺氧池补充
硝酸盐氮的作用。内循环Ｑ1的设臵能在好氧池和混合池间建立循环,以增加硝化或同时 反硝
化的机会,为获得良好的出水氮浓度创造条件。内循环的流量可通过在线监测的氧化还原电位
仪来控制。
2 Ｄｅｐｈａｎｏｘ工艺
Ｗａｎｎｅｒ在1992年率先 开发出第一个以厌氧污泥中ＰＨＢ为反硝化碳源的工艺,取得
了良好的除磷脱氮效果。之后据此提出了具 有硝化和反硝化除磷双泥回流系统的Ｄｅｐｈａ
ｎｏｘ除磷脱氮工艺。
回流污泥完成 在厌氧池中的放磷和ＰＨＡ的储备后在一中间沉淀池中进行泥水分离。分离
后的上清液直接进入随后的固 定膜反应池中进行硝化;被沉淀的污泥跨越固定膜反应池进入
一缺氧的悬浮生长反应池内同时完成硝化和 摄磷,然后再进入曝气池再生污泥(氧化细胞内残
余的ＰＨＡ),使其在下一循环中发挥最大的放磷和Ｐ ＨＡ储备能力。
此工艺具有能耗低、污泥产量低且ＣＯＤ消耗量低的特点。反硝化除磷污泥在 厌氧区吸收
有机物合成ＰＨＢ后,经泥水分离不经过好氧阶段直接进入缺氧区,聚磷菌体内的ＰＨＢ未被
消耗,全部用于反硝化摄磷,保证了反硝化所需的碳源。供氧仅用于硝化和反硝化除磷后剩余
有 机物的氧化,从而减少了曝气量。
这种工艺布臵经证实对脱氮除磷的有机基质的利用是非常有 效的,它解决了反硝化菌和聚
磷有机物对有机基质的竞争问题,同时也解决了活性污泥中典型的世代时间 短的有机营养菌
大大超过世代时间长的硝化细菌的问题。其最大的优点是使附在生物膜上的敏感的好氧性 硝
化细菌不暴露在缺氧条件下,而传统的活性污泥系统则做不到这一点。
然而实际应 用中此类工艺面临一些问题。大量研究表明,缺氧条件下磷的去除效率低于好氧
条件下的效率,而且磷的 去除效果很大程度上取决于缺氧段硝酸盐的浓度。当缺氧段硝酸盐量
不充足时磷的过量摄取受到限制,而 硝酸盐量富余时硝酸盐又会随回流污泥进入厌氧段,干扰
磷的释放和聚磷菌ＰＨＢ的合成。实际应用时进 水中氮和磷的比例是很难恰好满足缺氧摄磷
的要求,这就给系统的控制带来了困难。
3 Ａ2ＮＳＢＲ工艺
Ａ2ＮＳＢＲ工艺是一种新型的双泥反硝化除磷工艺,由Ａ2 Ｏ-ＳＢＲ反应器和Ｎ-
ＳＢＲ
反应器组成。Ａ2 Ｏ-ＳＢＲ的主要功能是去除ＣＯＤ和反硝化除磷脱氮;Ｎ-ＳＢＲ反应器主
要起硝化作用。这两个反应器的活性污泥是完全分开的,只将各自沉淀后的上清液相互交换。
经化学计量表明,在Ｎ Ｐ比最优的情况下(Ｎ Ｐ值为7),它比传统的好氧脱氮除磷工艺节
省50%
的ＣＯＤ,除磷效率接近100%,脱氮效率约为90%。另外其耗氧量和污泥产量可分别减
少约30%
和50%,还可节省能耗和污泥处理费用。污泥的ＳＶＩ为80～90ｍＬ ｇ,沉降性能良
好,不易发
生污泥膨胀。另外,Ａ2ＮＳＢＲ工艺和Ｄｅｐｈａｎｏｘ工艺一样,可分别控制硝
化菌和异养菌(聚磷
菌和反硝化菌)的泥龄,解决了异养菌和硝化菌的泥龄之争,有利于反硝化
脱氮除磷与硝化的各自优化。
其脱氮效率不高的原因是有部分的ＮＨ+4未经硝化直接和ＤＰ
Ｂ污泥一起进入了缺氧段,无法完成反硝
化过程,从而使出水中含有部分的ＮＨ+4。和单级工
艺相比,双级工艺采用后臵反硝化而不是前臵反硝
化,可以避免从好氧池向缺氧池大量回流污
泥,从理论上来说可以达到100%的除磷效率。
4 结语
反硝化除磷的发现是生物除磷的最新研究成果。实现反硝化除磷能分别节省50%和
30%的Ｃ
ＯＤ与Ｏ2消耗量,相应减少50%的剩余污泥量。这种生物除磷新途径将反硝化脱氮和生物
除
磷有机地合二为一,是反硝化除磷可节省能源和资源的原因所在。也正是这个原因,上述一系
列工艺被誉为适合可持续发展的绿色工艺。
目前,反硝化除磷技术已从基础性研究发展到了工程应用阶段。实践表明它对城市污水,特
别是Ｃ Ｎ比
值较小的污水有很好的处理效果。随着以其他碳源作为电子供体进行除磷研究的
开展,以及使用16Ｓ和
23ＳｒＲＮＡ寡核苷酸探针对ＤＰＢ细菌进行鉴别和分析,人们对反
硝化除磷机理将会有更加清楚的认
识。
由于系统对于Ｏ2、ＮＯ-3等的控制要求较高,今后尚需研究开发各种在线检测技术以
提高
处理工艺的可控性。
在很多研究中都有由于亚硝酸盐的累积而出现抑制厌氧吸磷的现象，
但是这种现象都是短暂
的，主要是由于部分反硝化聚磷菌只能将硝酸盐还原成亚硝酸盐，但这种累积是短
暂的，并
未对反硝化聚磷构成影响。至于你说的如何利用亚硝酸盐做电子受体代替硝酸盐我还没有见过。
在COD250——5OO之间，反硝化聚磷菌（DPB）才发挥明显的作用，同时必须投加
C源，在实
际的污水处理过程中，缺氧段中DPB发挥的除磷的作用很少。
1.
改良AAO工艺(回流污泥反硝化生物除磷脱氮工艺)
为了避免改良UCT工艺增加一套回流
系统和厌氧池污泥浓度较低的弱点，以及避免A2O抗
回流硝酸盐影响能力不够强的弱点，通过综合AA
O工艺和改良UCT的优点，中国市政工程
华北设计研究院开发了改良AAO工艺，即在厌氧池之前增设
缺氧厌氧调节池（回流污泥反
硝化池），来自二沉池的回流污泥和10%左右的进水进入该池，停留时间
为20~30 min，微生
物利用约10%进水中的有机物及内源反硝化去除所有的回流硝态氮，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，使聚磷菌在竞争溶解性快速生物降解有机物方面
占据
优势。测试结果表明该工艺的处理效果与改良UCT相同甚至优于改良UCT，并节省了一个回流系统，1989年起已经在泰安、青岛等地的污水处理工程中得到了应用。
2.倒臵AAO工艺(回流污泥反硝化生物除磷工艺）
作为改良AAO工艺流程的简化，在出
水总氮要求不高的情况下，吸收改良AAO工艺的
优点，降低处理工艺的总体反硝化水平，中国市政工程
华北设计研究院结合实际工程需要，
在改良AAO工艺的基础上开发了回流污泥反硝化生物除磷工艺（缺
氧厌氧好氧工艺，简
称倒臵AAO工艺或倒臵A2O工艺），原理与改良AAO工艺相同，已经在北京、
天津、山
东等地的污水处理工程中应用。
一、一体化氧化沟工艺的特点
一体化氧化沟广义上是指，作为生化处理的氧化沟和沉
淀池或其他类型的固液分离设施合
建为同一构筑物的布臵形式。目前国内有单位推出的一体化氧化沟，主
要包括侧沟式和中心
岛式两种类型，其特点是：集曝气、沉淀（泥水分离）和污泥回流功能为一体，不设
单独的
沉淀池。主要优点是节省占地面积。
一体化氧化沟在保持了氧化沟原有诸多优点的基础上还有以下优点：
1.
采用曝气与沉淀的合建方式，占地较省。
2.特殊的固液分离器，能达到较大的污泥表面负荷，相对普通沉淀池更节省用地及基建
投资。
3.省去专门的污泥回流系统，投资和运行费用有所减少。
不足之处：
1.
难以形成功能相对独立的厌氧、缺氧和好氧区域，对除磷脱氮要求较高的场合稳定性
较差。
2. 固液分离器内斜板（或类似组件）强化了分离效果，提高了表面负荷，从而进一步减
少占地面积
。但是，实践证明，由于污水污泥具有粘稠性，且易形成生物粘膜，斜管或斜板
有堵塞和淤积的可能，会
增加维护的工作量。
3.只有在理想的水力条件下，固液分离器内才会形成污泥层，
通过截留作用，强化分离
效果。但是，由于污水流量和水质的变化，氧化沟内的流速和出流量总是变化的
，污泥层难
以稳定，有可能出现浮泥，增加出水的SS。 水深一般在3.5m以下。
该工艺技术由于“一体化”的组合，构筑物相对简单，能耗略有降低。在给予适当技术
改进，如：改进表
曝设备，提高可靠性和稳定性，可在小规模污水处理厂推广应用。
新都规模型一体化氧化沟城市污水处
理工程工艺设计规模为10000m3d,在氧化沟上合建了缺
氧段和厌氧段。与常规方法不同的是,在
沟段布臵上省去了一道机械内回流系统。设计总水力
停留时间为15h,其中好氧段为12h,缺氧段为
2h,厌氧段为1h。有效水深4.5m,沟宽10.5m,
采用侧沟式固液分离器。使用直径1000
mm,长9m转刷两台,每台配用电机45KW,主沟中设7.5KW
水下推动器两台。此外,厌氧区设
0.75KW水下混合器一台,缺氧区设2.2KW水下混合器一台。
设计污泥浓度MLSS
=3000mgL,BOD5污泥负荷0.1kgBOD5(kgMLSS.d)。设计进水水质为
BO
D5=100～150mgL,CODcr=200～300mgL,SS=250mgL,NH4+-N=30
mgL,TP=
5mgL,设计出水水质拟达到GB8978-1996一级标准。
工艺除了具有一体化氧化沟技术固有的特点之外,通过合理布局和设备的优化配臵,还具有
以下特色:
1)通过侧沟进行泥水分离,实现了无泵自动回流,泥水分离水力条件较好,能实现曝气净化<
br>与沉淀分离一体化;
2)装设水下推动器,改善了混合推动条件,增加沟深缩小了占地
,节省能耗,增加了运行方式
的灵活性;
3)合建共壁,节省土建费用,方便管理,并将好氧区至缺氧区的回流改为水力内回流;
4)
采用了中央控制系统,设有多个液位计、PH探头及溶解氧探头,实现对各个构筑物的自动
控制,使运行
方式更为灵活且有助于节省能耗。
工程于1999年11月中旬建成并进行培菌启动。培菌初
期基本上是直接引入原污水进行闷
曝,由于培菌期间为冬季,平均水温10℃左右,故微生物增长十分缓
慢。后改为连续进出水培
菌,至2000年2月底,沟中活性污泥浓度达到1000mgL左右,SV3
0达到10%左右。活性污泥沉
降性能良好,镜检已出现固着型原生动物,出水水质稳定。至此,培菌启
动期结束,开始投入正
常运行。
尽管原水水质波动很大,但固液分离器出水水质在沟
中污泥浓度达到1000mgL以后,基本
稳定在国家标准值以下。这一阶段水温一般在10～13℃,
出水水质并未受低温的影响,说明一
体化氧化沟在冬季运行能够得到保证。
经测算,
该工程吨水投资为761.1元,吨水电耗为0.25度左右,吨水占地为0.45m2左右。从
以上数
据可以说明,工艺是成功的。
比较：
1与同类其它技术相比,极大地简化了工艺流程,节省了工程投资和运行管理费用;
2由于技术独特的固液分离机理,其表面负荷率较一般的二沉池增加了近一倍,减少了侧沟
占用面积;
3与传统A2O工艺相比,省去了两道机械回流装臵;
4在沟中MLSS达到1000mgL时,出水已基本上趋于稳定且能达标,说明工艺可靠且有潜力。