廢水生物脫氮除磷技術概述13.3.1氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀13.3.2生物脫氮的基本原理及影響因素分析13.3.3生物除磷的基本原理及影響因素分析13.3.4廢水生物脫氮除磷工藝

概述國外從60年代末開始研究開發(fā)廢水生物脫氮除磷工藝技術，到80年代中期開始成功地應用于城市生活污水和部分工業(yè)廢水處理工程中，取得了相當大的成功。但由于國內(nèi)對水體富營養(yǎng)化的問題還沒有引起必要的重視，使得國內(nèi)在污水中營養(yǎng)物去除方面起步較晚。

概述最近幾年來，由于水體富營養(yǎng)化問題的日益嚴峻，使得國內(nèi)對污水中氮磷的危害性認識日漸深入，使廢水脫氮除磷工藝的研究得到發(fā)展。但是大部分污水脫氮除磷工藝仍然是借鑒于國外的工藝，而這些工藝還或多或少地存在一些問題。如何解決現(xiàn)有廢水脫氮除磷工藝中存在的問題，提高污水脫氮除磷效率和運行的穩(wěn)定性，是目前環(huán)境工程界亟待解決的問題。

氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀我國水體富營養(yǎng)化問題已越來越突出，成為近幾年我國水體污染中非常嚴峻的問題?！案粻I養(yǎng)化”（Eutrophication）是湖泊分類方面的概念。湖泊學家認為天然富營養(yǎng)化是水體衰老的一種表現(xiàn)。而過量的植物性營養(yǎng)元素氮、磷進入水體則是人為加速了水體的富營養(yǎng)化過程。

氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀富含磷酸鹽和某些形式氮素的水在光照和其它環(huán)境條件適宜的情況下使水體中浮游生物如藻類等過量生長，隨后藻類死亡并伴隨著異養(yǎng)微生物的代謝，耗盡了水體中的溶解氧，造成了水體質(zhì)量惡化和水生生態(tài)環(huán)境結(jié)構(gòu)破壞，這就是所謂的水體富營養(yǎng)化。

氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀一般認為，當水體中含氮量超過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的淡水中細菌總數(shù)每毫升超過10萬個，表征藻類數(shù)量的葉綠素-α含量大于10μg/l時，水體就發(fā)生了富營養(yǎng)化。

氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀水體富營養(yǎng)化是繼需氧型污染后我國又一嚴重的水環(huán)境污染問題，尤其是在太湖、滇池、巢湖及眾多湖泊水庫等緩流水體中，由于藻類生長旺盛，嚴重影響了水體功能，破壞了水生生態(tài)系統(tǒng)，甚至污染和危害了飲用水水源地。

氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀1986~1990年對我國26個大中型湖泊及水庫的調(diào)查表明，這些湖泊和水庫的總氮濃度范圍為0.08~3.383mg/L，其中含量最高的是南四湖、巢湖和蘑菇湖水庫。所調(diào)查湖泊和水庫的總氮平均值為2mg/L以上?？偭缀糠秶鸀?.018~0.4mg/L，含量最高的是鏡泊湖，其次為南四湖、太湖和呼倫湖。26個湖泊和水庫的總磷幾何平均值為0.165mg/L。

氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀這些數(shù)據(jù)與OECD1982年所調(diào)查的世界71個湖泊的幾何平均值及濃度范圍相比，均遠大于OECD的調(diào)查結(jié)果。上述調(diào)查的湖泊及水庫中，有68%的透明度<0.6m，76%的<1m，其中城市湖泊的透明度一般為0.2~0.4m。湖泊及水庫中，浮游植物的含量較高，葉綠素-（chlα）年均值的范圍為0.7~240mg/L。

氮、磷污染的環(huán)境效應及現(xiàn)狀調(diào)查表明，我國大部分湖泊、水庫已達到富營養(yǎng)化或超富營養(yǎng)化程度。其中富營養(yǎng)化的湖泊、水庫有江蘇太湖、安徽巢湖等9個；重富營養(yǎng)化的有流花湖、墨水湖、荔灣湖、滇池（草海）、東山湖、南湖、玄武湖和麓湖等8個。由此可見，我國大部分湖泊、水庫遭受污染，而且近年來有不斷上升的趨勢。生物脫氮的的基本原理理及影響因因素一、生物脫氮的的基本原理理二、生物脫氮的的影響因素素生物脫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、生物脫氮的的新發(fā)現(xiàn)概述廢水生物脫脫氮技術是是70年代中期美美國和南非非等國的水水處理專家家們在對化化學、催化化和生物處處理方法研研究的基礎礎上，提出出的一種經(jīng)經(jīng)濟有效的的處理技術術。廢水生生物脫氮有有同化脫氮氮與異化脫脫氮。同化化脫氮是指指微生物的的合成代謝謝利用水體體中的氮素素合成自身身物質(zhì)，從從而將水體體中的氮轉(zhuǎn)轉(zhuǎn)化為細胞胞成分而使使之從廢水水中分離。。通常所說說的廢水生生物脫氮是是指異化脫脫氮。概述廢水生物脫脫氮利用自自然界氮素素循環(huán)的原原理，在水水處理構(gòu)筑筑物中營造造出適宜于于不同微生生物種群生生長的環(huán)境境，通過人人工措施，，提高生物物硝化反硝硝化速率，，達到廢水水中氮素去去除的目的的。廢水生生物脫氮一一般由三種種作用組成成：氨化作作用、硝化化作用和反反硝化作用用。氨化作用在未經(jīng)處理理的原廢水水中，含氮氮化合物主主要以有機機氮如蛋白白質(zhì)、尿素素、胺類化化合物、硝硝基化合物物以及氨基基酸等形式式存在，此此外還含有有部分氨態(tài)態(tài)氮如NH3和NH+4-N。在細菌的作作用下，有有機氮化合合物分解、、轉(zhuǎn)化為氨氨態(tài)氮。以以氨基酸為為例，反應應式為：RCHNH2COOH+O2RCOOH+CO2+NH3（13-1）在活性污污泥和生生物膜系系統(tǒng)內(nèi)，，氨化作作用能較較完全地地發(fā)生。。硝化作用用廢水中的的氨氮在在硝化細細菌的作作用下，，進一步步氧化為為硝態(tài)氮氮。此過過程包括括兩個基基本反應應步驟：：由亞硝硝酸菌（（Nitrosomonas）參與的將將氨氮轉(zhuǎn)轉(zhuǎn)化成亞亞硝酸鹽鹽（NO2-）的反應；；由硝酸酸菌（Nitrobacter）參與的將將亞硝酸酸鹽轉(zhuǎn)化化為硝酸酸鹽（NO3-）的反應。。其中亞亞硝酸菌菌有亞硝硝酸單胞胞菌屬、、亞硝酸酸螺桿菌菌屬和亞亞硝酸球球菌屬等等；硝酸酸菌有硝硝酸桿菌菌屬、硝硝酸螺菌菌屬和硝硝酸球菌菌屬等。。硝化作用用亞硝酸菌菌和硝酸酸菌都是是化能自自養(yǎng)菌，，它們利利用CO2、CO32-和HCO3-等作為碳碳源，通通過NH3、NH4+或NO2的氧化獲獲得能量量。硝化化反應過過程需在在好氧條條件下進進行，以以氧作為為電子受受體。其其反應過過程可用用下式表表示：亞硝化反反應：NH4++O2+HCO3-NO2-+H2O+H2CO3+亞硝酸菌菌（（13-2）硝化作用用硝化反應應：NO2-+NH4++H2CO3+HCO3-+O2NO3-+H2O+硝酸菌（（13-3）總反應：：NH4++O2+HCO3-NO3-+H2O+H2CO3+微生物細細胞（（13-4）硝化作用用由上式可可知，1g氨氮氧化化成硝酸酸鹽氮需需氧4.57g，其中亞硝硝化反應應需3.43g，硝化反應應需1.14g；同時約需需消耗7.14g重碳酸鹽鹽堿度（（以CaCO3計）。亞亞硝酸菌菌和硝酸酸菌分別別增殖0.146g和0.019g。硝化反應應過程中中，氮元元素的轉(zhuǎn)轉(zhuǎn)化及其其價態(tài)的的變化如如圖13-1所示。其其中亞硝硝化過程程經(jīng)歷了了3個步驟6個電子的的變化，，而硝化化過程只只經(jīng)歷了了1個步驟2個電子的的變化。。硝化作用用表13-1列出了亞亞硝化菌菌和硝化化菌的基基本特征征。由表表可見，，亞硝化化菌和硝硝化菌的的特征基基本相似似，但亞亞硝化菌菌的生長長速率較較快，世世代期較較短，較較易適應應水質(zhì)水水量的變變化和其其它不利利環(huán)境條條件，但但水質(zhì)水水量的變變化或不不利環(huán)境境條件較較易影響響硝化菌菌。因而而當硝化化菌的生生長受到到抑制時時，易在在硝化過過程中發(fā)發(fā)生NO2-的積累。。氮的氧化還原態(tài)-Ⅲ氨離子NH4+-Ⅱ-Ⅰ羥氨NH2OH-0

+Ⅰ硝?；鵑OH+Ⅱ

+Ⅲ亞硝酸鹽NO2-+Ⅳ

+Ⅴ硝酸鹽NO3-

NitrosomonasNitrobacter圖13-1硝化反應應過程中中氮的轉(zhuǎn)轉(zhuǎn)化及價價態(tài)變化化表13-1亞硝化菌菌和硝化化菌的特特征項目亞硝化菌硝化菌細胞形狀橢球或棒狀橢球或棒狀細胞尺寸（μm）1×1.50.5×1.0革蘭氏染色陰性陰性世代期（h）8~3612~59自養(yǎng)性專性專性需氧性嚴格好氧嚴格好氧最大比增長速率（μg/h）0.04~0.080.02~0.06產(chǎn)率系數(shù)Y（mg細胞/mg基質(zhì)）0.04~0.130.02~0.07飽和常數(shù)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細菌參參與的條條件下，，將硝化化過程產(chǎn)產(chǎn)生的硝硝酸鹽或或亞硝酸酸鹽還原原成N2的過程。。反硝化化菌是一一類化能能異養(yǎng)兼兼性缺氧氧型微生生物，其其反應需需在缺氧氧條件下下進行。。反硝化化過程中中反硝化化菌利用用各種有有機基質(zhì)質(zhì)作為電電子供體體，以硝硝態(tài)氮為為電子受受體而進進行缺氧氧呼吸。。從NO3-還原為N2的過程經(jīng)經(jīng)歷了4步連續(xù)的的反應：：反硝化作作用硝酸鹽還還原酶亞亞硝酸酸鹽還原原酶氧氧化還原原酶氧化亞氮氮還原酶酶NO3-NO2-NON2ON2（13-5）反硝化作作用反硝化過過程中，，反硝化化細菌需需要有機機碳源（（如甲醇醇）作為為電子受受體，利利用NO3-中的氧進進行缺氧氧呼吸。。其反應應過程可可表示如如下：NO3-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物細細胞（（13-6）NO2-+CH3OH+H2CO3N2+H2O+HCO3-+微生物細細胞（13-7）由上式可可知，反反硝化過過程中每每還原1gNO3-—N可提供2.86g氧，消耗耗2.47g甲醇（約約為3.7gCOD），同時產(chǎn)生生3.57g左右的重重碳酸鹽鹽堿度（（以CaCO3計）和0.45g新細胞。。反硝化作作用生物脫氮氮的新發(fā)發(fā)現(xiàn)由上述生生物脫氮氮的經(jīng)典典理論可可知，含含氮化合合物的價價態(tài)從-3到+5價，經(jīng)歷歷了8個電子價價位的變變化，可可涉及9種氮化合合物，其其中4種為氣態(tài)態(tài)，5種為離子子態(tài)。在在電子價價位如此此廣泛的的變化范范圍中，，若不同同價態(tài)化化合物間間存在歧歧化反應應，則可可縮短生生物脫氮氮的歷程程。生物脫氮氮的新發(fā)發(fā)現(xiàn)此外，從從方程（（13-2）至（13-7）可知，，若能利利用亞硝硝化菌世世代期較較硝化菌菌短，生生長速率率高，產(chǎn)產(chǎn)率系數(shù)數(shù)大等特特點，將將硝化控控制在亞亞硝化階階段，則則也可縮縮短生物物脫氮的的歷程。。因此，，眾多研研究者從從這兩條條思路著著手，通通過試驗驗室研究究，對生生物脫氮氮過程有有了許多多新的發(fā)發(fā)現(xiàn)。（1）短程硝化化反硝化化作用（2）厭氧條件件下的氨氨氧化作作用短程硝化化反硝化化作用從上面介介紹的反反應過程程可知，，在氮的的微生物物轉(zhuǎn)化過過程中，，氨被氧氧化成硝硝酸鹽是是由兩類類獨立的的細菌催催化完成成的兩個個不同反反應，應應該可以以分開；；對于反反硝化菌菌而言，，無論是是NO2-還是NO3-均可作為為最終電電子受體體，因此此整個生生物脫氮氮過程也也可以：：NH4+HNO2N2這樣的途途徑完成成。短程硝化化反硝化化作用早在1975年Vote就發(fā)現(xiàn)在在硝化過過程中HNO2積累的現(xiàn)現(xiàn)象并首首次提出出了短程程硝化—反硝化機機理。這這種方法法就是將將硝化過過程控制制在HNO2階段而終終止，隨隨后便進進行反硝硝化。根根據(jù)對短短程硝化化進行的的試驗研研究和工工程實踐踐，證明明短程硝硝化有下下列特點點：a、對活性污泥法法，可節(jié)省氧氧氣供應量約約25%，降低能耗；；b、節(jié)省反硝化所所需碳源的40%，在C/N比一定的情況況下提高TN的去除率；c、減少污泥生成成量可達50%；d、減少投堿量；；e、縮短反應時間間，相應反應應器容積可減減小。厭氧條件下的的氨氧化作用用有些研究者在在試驗室中觀觀察到在厭氧氧反應器中NH3-N減少的現(xiàn)象，，引起了人們們對這一現(xiàn)象象發(fā)生機理的的探索。最近近的研究表明明，厭氧條件件下氨的氧化化實際上是含含氮化合物之之間發(fā)生歧化化反應所致。。其中NO2-是一個關鍵的的電子受體。。亞硝化細菌菌在無氧條件件下可通過NO2-與NH3+—N之間的歧化反反應獲得代謝謝所需的能量量。因亞硝化化菌是一種自自養(yǎng)菌，故這這一反應無須須外加碳源，，這就為TN/COD值較高的原水水采用生物脫脫氮提供了作作用機理。厭氧條件下的的氨氧化作用用該反應如下：：NH4++NO2-N2+2H2O（13-8）實際上，在有有游離態(tài)氧或或化合態(tài)氧存存在的條件下下，NH4+氧化為N2的途徑較多。。若能培養(yǎng)出出能催化這些些反應的微生生物酶，則廢廢水生物脫氮氮將開創(chuàng)一片片新的天地。。生物脫氮的影影響因素1、溶解氧（DO）2、泥齡（θc）3、酸堿度（pH）4、溫度（T）5、有機物及C/N比6、回流比7、有毒有害物質(zhì)質(zhì)8、同化作用溶解氧如前所述，硝硝化反應的微微生物均是嚴嚴格好氧菌，，因此硝化反反應過程要求求有足夠的溶溶解氧。大量量試驗表明，，當DO含量低于0.5mg/L時，將嚴重抑抑制硝化作用用。在進行硝硝化反應的曝曝氣池中，DO濃度應不低于于1mg/L，通?？刂圃?~3mg/L。溶解氧溶解氧的存在在對反硝化過過程有很大影影響。當缺氧氧區(qū)中的溶解解氧含量過高高時，氧將會會與硝酸鹽競競爭電子供體體，并能抑制制硝酸鹽還原原酶的合成及及其活性。一一般而言，對對活性污泥系系統(tǒng)，反硝化化過程中混合合液的溶解氧氧濃度應控制制在0.5mg/L以下，才能保保持正常的反反硝化速度；；而對于生物物膜來說，由由于生物膜中中氧的傳遞阻阻力較大，因因而可允許較較高的DO濃度。溶解氧就常規(guī)的生物物脫氮工藝來來說，往往是是將大量硝化化液內(nèi)回流至至缺氧反應器器中，回流液液的溶解氧含含量直接影響響缺氧反應器器中的溶解氧氧濃度。因此此，如何協(xié)調(diào)調(diào)好曝氣池末末端和缺氧反反應器中的溶溶解氧濃度，，是生物脫氮氮工藝控制過過程極為重要要的因素之一一。泥齡生物處理系統(tǒng)統(tǒng)中，泥齡是是一個非常重重要的設計和和運行控制參參數(shù)，它直接接與污泥活性性相聯(lián)系。從從硝化過程可可知，參與硝硝化作用的亞亞硝化菌及硝硝化菌均是自自養(yǎng)型好氧細細菌，它們都都具有較長的的世代期（見見表13-1），而亞硝化化菌的世代期期較硝化菌為為短，控制系系統(tǒng)的泥齡在在兩種細菌的的世代期之間間，則可使系系統(tǒng)中硝化菌菌的數(shù)量越來來越少，從而而實現(xiàn)短程硝硝化與反硝化化。泥齡理論上講，為為保證反應器器中數(shù)量足夠夠且性能穩(wěn)定定的硝化和反反硝化細菌，，必須使微生生物在反應器器中的停留時時間（θc）大于硝化和反反硝化細菌的的最小世代期期。實際運行行中，一般應應使系統(tǒng)的泥泥齡為硝化菌菌和反硝化菌菌世代期的兩兩倍以上。根根據(jù)理論分析析可知，脫氮氮工藝的泥齡齡主要由硝化化菌的世代期期控制，因此此系統(tǒng)的泥齡齡應根據(jù)硝化化菌確定。泥齡較長的泥齡可可增加硝化能能力，但對反反硝化不利。。HolmKristensen等人在試驗中中發(fā)現(xiàn)，隨著著泥齡的增加加，系統(tǒng)的AUR（比氨氮消耗速速率）增加，，但NUR（比硝酸鹽利用用速率）和OUR（比耗氧速率））均下降。因因此，若系統(tǒng)統(tǒng)為保證硝化化而采用較長長的泥齡，則則可能會降低低有機物降解解速率和反硝硝化速率，實實際運行中往往往通過增加加廢水停留時時間來保證系系統(tǒng)中COD及TN的去除率。泥齡一般來說，一一個完全的生生物脫氮系統(tǒng)統(tǒng)中，泥齡往往往控制在6d以上，通常采采用10~15d。而采用短程硝硝化反硝化，，泥齡可以適適當縮短。酸堿度pH是影響廢水生生物脫氮工藝藝運行的一個個重要因子。。生物脫氮過過程中，硝化化要消耗廢水水中的堿度而而使pH值下降；而在在反硝化階段段，由于產(chǎn)生生一定量的堿堿度，可使pH值上升。但即即使在前置反反硝化脫氮工工藝中，反硝硝化階段所產(chǎn)產(chǎn)生的堿度也也不能完全彌彌補硝化所消消耗的堿度，，從而使系統(tǒng)統(tǒng)的pH值下降。酸堿度一般亞硝化菌菌生長的最適適pH為7~8.5，而硝化菌為為6~7.5；反硝化菌為為6.5~8.5。因此，應根根據(jù)原廢水中中的堿度情況況適當調(diào)整廢廢水的pH，并應保持廢水水中一定的剩剩余堿度（一一般為100mg/L[CaCO3]）。溫度生物硝化反應應在4~45℃內(nèi)均可進行，，最適溫度為為30~35℃℃。一般低于15℃時硝化速率降降低，而當溫溫度低于5℃時，硝化反應應幾乎停止。。12~14℃℃活性污泥中硝硝化菌活性受受到抑制，出出現(xiàn)HNO2積累。溫度對對亞硝化菌和和硝化菌反應應速率（RN）的影響可用式式（13-9）（13-10）表示。溫度亞硝化菌：：（13-9）硝化菌：（13-10）式中：RNY（T）、RNY（15）——分別為溫度為為T和15℃時的亞硝化菌菌最大比增長長速率RNX（T）——溫度為T℃時的硝化菌最最大比增長速速率α——常數(shù)T——溫度溫度反硝化化作用用可在在15~35℃之間進進行，，且當當溫度度在此此范圍圍內(nèi)變變化時時，反反硝化化速率率（RDN）的變化化符合合Arrhenius公式（（式13-11）。研研究表表明，，當溫溫度低低于10℃℃時，反反硝化化速率率明顯顯下降降，而而當溫溫度低低于3℃時，反反硝化化作用用將停停止。。但當當溫度度超過過30℃℃時，反反硝化化速率率亦下下降。。（13-11）式中：：Kt——溫度常常數(shù)有機物物及C/N比硝化過過程中中，由由于亞亞硝酸酸鹽和和硝化化菌均均為自自養(yǎng)菌菌，增增殖速速度慢慢，因因此當當廢水水中存存在有有機物物時，，將使使增殖殖速度度高的的異養(yǎng)養(yǎng)細菌菌迅速速增殖殖，從從而使使硝化化菌不不能成成為優(yōu)優(yōu)占種種屬。。從碳碳化和和硝化化需氧氧曲線線可以以看出出，在在碳化化階段段前期期，硝硝化作作用被被抑制制。只只有在在碳化化即將將完成成時，，才能能觀察察到明明顯的的硝化化作用用。因因此，，硝化化階段段系統(tǒng)統(tǒng)中有有機物物含量量不宜宜過高高，BOD5值應控控制在在15~20mg/L。有機物物及C/N比由于反反硝化化菌是是異養(yǎng)養(yǎng)細菌菌，因因此反反硝化化過程程需有有一定定的碳碳源作作為電電子供供體。。根據(jù)據(jù)反硝硝化階階段碳碳源的的來源源可將將反硝硝化分分為兩兩類：：外源源脫氮氮和內(nèi)內(nèi)源脫脫氮。。由于于內(nèi)源源脫氮氮的速速率低低（如如Wuhrmann工藝）），因因此目目前常常采用用外源源脫氮氮。外外加碳碳源的的供給給有兩兩種方方式：：一種種是另另外投投加碳碳源，，一種種是利利用原原廢水水中的的有機機碳（（前置置反硝硝化工工藝等等）。。有機物物及C/N比廢水處處理中中，一一般采采用C/N比來衡衡量反反硝化化的碳碳源需需求，，太高高或太太低都都會影影響反反硝化化速率率。通通常，，當廢廢水的的BOD5與TKN之比為為5~8時，可可認為為廢水水的碳碳源是是足夠夠的。。趙旭旭濤的的研究究表明明，通通過對對脫氮氮系統(tǒng)統(tǒng)中反反硝化化段的的位置置進行行合理理設置置，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內(nèi)源源碳進進行反反硝化化，從從而有有利于于提高高脫氮氮效率率。回流比比對A/O、A2/O和UCT等前置置反硝硝化工工藝，，污泥泥回流流和混混合液液回流流是使使該工工藝獲獲得脫脫氮效效果的的先決決條件件，回回流比比的大大小直直接影影響脫脫氮效效果的的好壞壞。對對A/O系統(tǒng)而而言，，設廢廢水中中NH3-N在硝化化階段段全部部轉(zhuǎn)化化為硝硝態(tài)氮氮，而而全部部硝態(tài)態(tài)氮在在反硝硝化階階段均均轉(zhuǎn)化化為氮氮氣，，并忽忽略細細胞的的合成成脫氮氮量。。則該該系統(tǒng)統(tǒng)對氨氨氮的的去除除率η可表示示為：：回流比比（13-12）式中：：η——系統(tǒng)的的脫氮氮率（（%）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%，則則η=83%。考慮慮到到合合成成脫脫氮氮及及二二沉沉池池中中可可能能發(fā)發(fā)生生的的反反硝硝化化，，則則系系統(tǒng)統(tǒng)的的脫脫氮氮效效率率可可略略高高一一些些。。但但是是，，實實際際中中由由于于環(huán)環(huán)境境條條件件的的影影響響，，系系統(tǒng)統(tǒng)內(nèi)內(nèi)完完全全硝硝化化與與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，，單單一一A/O系統(tǒng)統(tǒng)的的脫脫氮氮效效率率很很難難高高于于80%。回流流比比對Bardenpho工藝藝，，在在假假設設條條件件相相同同時時，，系系統(tǒng)統(tǒng)對對氨氨氮氮的的去去除除率率η可表表示示為為：：（13-13）式中中：：ER———二級級缺缺氧氧池池的的反反硝硝化化效效率率（（%）其余余符符號號同同前前。?；亓髁鞅缺葟脑撛撌绞娇煽芍?，，理理論論上上Bardenpho工藝藝可可達達到到完完全全脫脫氮氮，，但但實實際際中中，，由由于于二二級級缺缺氧氧的的內(nèi)內(nèi)源源脫脫氮氮效效率率往往往往很很低低，，因因此此，，Bardenpho工藝藝只只能能具具有有比比A/O系統(tǒng)統(tǒng)略略高高的的脫脫氮氮效效率率。?；亓髁鞅缺扔墒绞剑ǎ?3-12）（（13-13）可可知知，，增增加加R+Rw值可可增增加加系系統(tǒng)統(tǒng)的的脫脫氮氮效效率率，，但但隨隨著著總總回回流流比比的的增增加加，，脫脫氮氮效效率率的的增增加加將將減減慢慢；；此此外外，，回回流流比比增增加加會會導導致致缺缺氧氧區(qū)區(qū)DO的增加，，這將嚴嚴重影響響反硝化化速率（（如前述述），同同時會大大大增加加運轉(zhuǎn)費費用。因因此，實實際運行行時混合合液比常常取為200~300%，污泥回回流比取取50~100%。有毒有害害物質(zhì)廢水生物物脫氮過過程中，，有毒有有害物質(zhì)質(zhì)的控制制是必須須引起重重視的問問題。如如前所述述，高的的BOD進水濃度度會引起起異養(yǎng)細細菌的快快速增殖殖，從而而與硝化化菌形成成對氧的的競爭而而抑制硝硝化菌生生長；此此外，某某些有機機物對硝硝化菌具具有直接接的毒害害或抑制制作用。。同化作用用廢水生物物脫氮系系統(tǒng)中，，氮的去去除有兩兩條途徑徑：同化化脫氮和和異化脫脫氮。通通常認為為，異化化脫氮是是廢水中中氮的主主要去除除途徑。。但對于于進水BOD/TN很高的廢廢水，有有時同化化脫氮可可能占相相當大的的比例。。某些工工業(yè)廢水水由于缺缺乏氮源源而使氮氮成為生生物處理理的限制制性底物物，這種種情況下下，為保保證生物物處理正正常運行行，必須須向廢水水中投加加氮源，，以滿足足微生物物生長的的需求。。同化作用用對A/O工藝，假假設微生生物僅在在好氧條條件下獲獲得增殖殖，運行行時的泥泥齡為θc，微生物細細胞采用用C60H87O23N12P來表示。。微生物物增殖采采用Lawrence—McCarty模式（式式13-14）表示。。（13-14）式中：θc——泥齡（d）YT——產(chǎn)率系數(shù)數(shù)（d-1），取0.5Kd——自身氧化化系數(shù)（（d-1），取0.1Q——廢水流量量（m3d-1）S0、Se——進水、出出水BODu濃度（mgl-1）V——曝氣池體體積（m3）X——曝氣池污污泥濃度度（mgl-1）同化作用用設每天增增殖的污污泥量為為ΔX，根據(jù)細胞胞分子式式C60H87O23N12P可計算出出氮占細細胞質(zhì)量量的百分分比為0.122，則每天天由于同同化作用用而去除除的氮總總量為0.122ΔX。同化脫氮氮量折算算成濃度度（CN）為：（13-15）由式13-14可得：（13-16）同化作用用因：，故有：：（13-17）出水Se隨泥齡的的變化可可用下式式表示：：（13-18）式中：—半速率系系數(shù)（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進水水水質(zhì)S0=200mg/L，折算成BODu為294mg/L，進水TN=40mg/L，則按上式式計算的的同化脫脫氮效率率隨泥齡齡的變化化見表13-2。表13-2同化脫氮氮效率與與泥齡的的關系泥齡（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響因因素一、生物除磷磷的基本本原理二、生物除磷磷的影響響因素生物除磷磷的基本本原理自從第一一次報道道在一些些活性污污泥法處處理廠中中去除了了超出正正常生物物代謝所所需的磷磷之后，，人們對對除磷機機制就一一直存在在兩種看看法。一一種認為為，雖然然存在生生物轉(zhuǎn)化化，但主主要是無無機物沉沉淀的結(jié)結(jié)果；另另一種則則認為，，是生物物體通過過對磷酸酸鹽的新新陳代謝謝和富集集作用而而引起的的。生物除磷磷的基本本原理后來的許許多研究究表明，在設計合合理的廢廢水生物物除磷工工藝中，，雖然也也存在由由于生物物作用引引起的化化學變化化而導致致的無機機磷沉淀淀，但廢廢水中磷磷的生物物去除仍仍然是生生物機制制在發(fā)揮揮主要作作用。起起除磷作作用的細細菌可分分為兩類類：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原理廢水中的的磷常以以磷酸鹽鹽（H2PO4-、HPO42-和PO43-）、聚磷酸鹽鹽和有機機磷的形形式存在在，聚磷磷酸鹽和和有機磷磷經(jīng)分解解后可部部分轉(zhuǎn)化化為正磷磷酸鹽。。若活性性污泥組組成為C118H170O51N17P，則C：N：P=46：8：1。通常，活活性污泥泥細胞中中正常的的磷含量量約占細細胞干重重的1.5~2.0%。但有一一類細菌菌，當處處于厭氧氧—好氧交替替運行條條件下時時，能夠夠以高出出普通活活性污泥泥3~7倍的水水平攝攝取磷磷。這這種在在厭氧氧—好氧交交替運運行條條件下下，具具有過過量攝攝取超超出正正常細細胞生生理水水平的的磷的的細菌菌，通通常被被稱作作聚磷磷菌（（PAOs）。PAOs原理活性污污泥除除磷系系統(tǒng)中中最為為常見見的聚聚磷菌菌是Acinetobacter（不動桿桿菌屬屬）的的細菌菌，該屬的的所有有265個種均均可因因基因因變異異而轉(zhuǎn)轉(zhuǎn)變成成PAOs。當然還還有另另外一一些種種屬的的細菌菌具有有過量量吸收收磷的的功能能，如如Aeromonashydrophila（親水氣氣單胞胞菌屬屬）、、Pseudomonaspaucimobilis（假單胞胞菌屬屬）等等。PAOs原理這類細細菌具具有這這樣一一種特特性：：當它它們處處于厭厭氧條條件時時（氧氧化還還原電電位ORP在-200~300mV之間）），可可將細細胞內(nèi)內(nèi)有機機磷轉(zhuǎn)轉(zhuǎn)化為為無機機磷并并加以以釋放放，產(chǎn)產(chǎn)生的的能量量用于于攝取取廢水水中的的溶解解性有有機基基質(zhì)以以合成成聚—β——羥基丁丁酸鹽鹽（PHB）顆粒貯貯藏在在體內(nèi)內(nèi)；當當它們們轉(zhuǎn)入入好氧氧環(huán)境境中，，則將將PHB降解以以提供供能量量，使使其從從廢水水中過過量攝攝取磷磷，并并以聚聚磷酸酸鹽形形式貯貯存體體內(nèi)，，完成成磷的的過量量吸收收。圖13-2所示為為上述述除磷磷機理理的作作用過過程。。PAOs原理上述聚聚磷菌菌的特特性即即是目目前國國際上上公認認和接接受的的“聚聚合磷磷酸鹽鹽（Poly-P）累積微生物物—PAOs的攝/放磷原理””。其具體體過程為：：PAO在厭氧條件件下，（1）釋放細胞胞內(nèi)以Poly-P形式貯存的的磷酸鹽；；（2）消耗合成成的糖原（（Glycogen）產(chǎn)生能量，，供其攝取取環(huán)境中有有機碳源（（揮發(fā)性脂脂肪酸VFA或短鏈脂肪肪酸SCFA），并使之在細細胞內(nèi)以PHA（聚—β—羥基—鏈烷脂酸））形式貯存存，為好氧氧條件下的的吸磷作能能量儲備。。PAOs原理PHA通常由PHB（聚—β—羥基丁酸鹽鹽）和PHV（聚—β—羥基戊酸鹽鹽）兩部分分組成，并并以PHB為主。當PAO被轉(zhuǎn)移至好好氧環(huán)境中中時，以氧氧作為電子子受體氧化化細胞內(nèi)貯貯存的PHA而產(chǎn)生能量量，供其從從環(huán)境中過過量吸磷；；PAO也可吸收環(huán)環(huán)境中的有有機物以合合成糖原。。PAOs原理從這一過程程可知，生生物除磷實實際上是作作為能源的的兩種細胞胞內(nèi)貯存物物之間復雜雜的相互作作用。這兩兩種內(nèi)貯物物的釋放和和積累是維維持生物除除磷過程穩(wěn)穩(wěn)定性的關關鍵因素。。當然，第第三種內(nèi)貯貯物—糖原也對該該過程有所所貢獻。厭氧條件下下PHA在細胞內(nèi)的的貯存是PAO在好氧條件件下過量吸吸磷的關鍵鍵，這也是是PAO在生長受抑抑制的厭氧氧環(huán)境中抵抵御不良因因素影響、、加強生存存競爭的應應變方法。。圖13-2PAOs/DPB放/攝磷、貯/耗碳示意圖圖DPB原理由于反硝化化菌和聚磷磷菌對有機機底物的競競爭，因而而在脫氮除除磷的污水水廠中強化化的生物除除磷過程往往往會降低低該廠的反反硝化能力力。大多數(shù)數(shù)改進的活活性污泥脫脫氮除磷污污水廠都將將厭氧段設設于缺氧段段之前，因而有機物物在厭氧條條件下被PAO吸收而不能能在缺氧條條件下為反反硝化菌利利用。然而而，這種情情況只有當當PAOs與反硝化菌菌完全不同同時才會發(fā)發(fā)生。若PAOs（或部分PAOs）在缺氧條件件下能發(fā)生生反硝化作作用，則它它們對有機機底物競爭爭的程度將將大大降低低。DPB原理近年來人們們熱衷于研研究另一類類細菌，即即“兼性厭厭氧反硝化化除磷細菌菌”—DPB的反硝化除除磷行為。。若能在實實際工程中中培養(yǎng)出以以DPB占優(yōu)勢的混混合菌種，，則可期望望反硝化與與過量吸磷磷在同一構(gòu)構(gòu)筑物中實實現(xiàn)。研究究表明在Acinetobacter中有一部分分種可利用用NO3-—N為電子受體體來過量吸吸收磷。這這些細菌菌被證實具具有同PAOs極為相似的的除磷原理理，只是它它們氧化細細胞內(nèi)貯存存的PHA時的電子受受體不同而而已（PAOs為O2，DPB為NO3-）。生物除磷的的影響因素素1、pH或堿度2、溶解氧（DO）3、進水營養(yǎng)比比4、硝酸鹽5、細胞內(nèi)貯存存物6、泥齡（θc）pH或堿度厭氧條件下下釋磷是生生物除磷極極為重要的的一個方面面，而這要要求有VFA或SCFA存在。因此此厭氧釋磷磷要求pH值小于或等等于7.0為宜。據(jù)計計算，生物物除磷的碳碳酸鹽堿度度要求不太太高，這是是因為生物物除磷過程程中，每減減少1molPO43-將吸收1molH+，從而使堿度度增加。因因此，同步步脫氮除磷磷系統(tǒng)中，，生物除磷磷有利于補補充硝化所所消耗的堿堿度。溶解氧控制生物除除磷工藝中中厭氧段（（即磷釋放放區(qū)）的厭厭氧條件非非常重要，，因為它直直接影響到到PAOs和DPB的釋磷能力及及保證合成PHB所需的VFA或SCFA的數(shù)量。最早早用于描述厭厭氧段溶氧水水平的參數(shù)是是氧化還原電電位（ORP），它是1976年由Barnard提出的，反映映了“厭氧壓壓抑”的程度度。當ORP為正值時，聚聚磷菌不釋放放磷；而ORP為負值時，其其絕對值越高高，則聚磷菌菌的磷釋放能能力越強。一一般認為，應應把ORP控制在-200~-300mV左右。1979年，Ekama，VanHaande和Marais提出這樣的假假設：如果進進入一個非曝曝氣反應器中中硝酸鹽的含含量低于該反反應器的反硝硝化作用能力力，那么其差差額就是反應應器的“厭氧氧容量”。他他們試圖采用用“厭氧容量量”代替ORP作為對厭氧反反應器釋磷的的一種預測手手段。經(jīng)試驗驗驗證，該假假設很難成立立。但在試驗驗中他們發(fā)現(xiàn)現(xiàn)了一條重要要線索：用于于試驗的三個個工藝中有一一個出現(xiàn)了釋釋磷和過量吸吸磷，其差別別在于厭氧段段中易生物降降解的COD濃度不同。溶解氧溶解氧沿著這條線索索，大多數(shù)研研究者進行了了試驗。這些些試驗證明：：厭氧條件對對維持聚磷菌菌生長有重要要作用，它是是聚磷菌與其其它生物體競競爭有機基質(zhì)質(zhì)的先決條件件。研究表明明：如果好氧氧（或缺氧））區(qū)接納低級級脂肪酸，由由于有氧（或或硝酸鹽）作作為電子受體體，就可能存存在其它生物物體，這樣聚聚磷菌就不得得不與異養(yǎng)菌菌競爭基質(zhì)。。然而，聚磷磷菌與其它生生物體相比生生長較慢，這這是因為它們們在好氧反應應器中只能得得到很少部分分的SCFA，結(jié)果它們的增增長就非常小小。溶解氧但是在厭氧條條件下，這些些異養(yǎng)微生物物只能得到較較少的能量（（主要用于生生存），并通通過體內(nèi)生成成的電子受體體，經(jīng)Embden—Meyerhof途徑將較復雜雜的易生物降降解的化合物物（如葡萄糖糖）分解成SCFA，由于缺乏外部部電子受體，，這些SCFA不能進入Krebs循環(huán)而進入液液體中，這就就為聚磷菌生生長創(chuàng)造了良良好的條件。。因此，在一一個厭氧—缺氧—好氧混合培養(yǎng)養(yǎng)系統(tǒng)中，象象不動桿菌屬屬這樣生長緩緩慢的細菌卻卻能得到良好好的生長?？煽梢姡瑓捬鯒l條件對聚磷菌菌生長非常重重要。通常厭厭氧段中DO應嚴格控制在在0.2mg/L以下。溶解氧為最大限度地地發(fā)揮聚磷菌菌的攝磷作用用，必須在好好氧段供給足足夠的溶解氧氧，以滿足聚聚磷菌對其貯貯存的PHB進行降解（同同時對廢水中中的低級脂肪肪酸進行降解解）時對DO作為最終電子子受體的需求求量，最大限限度地轉(zhuǎn)化PHB并產(chǎn)生出足夠夠的ATP，供其過量攝磷磷之需。一般般，好氧段DO應控制在2.0mg/L左右。對DPB而言，只需將將環(huán)境條件控控制缺氧即可可，DO一般控制在0.5mg/L左右。進水營養(yǎng)比由生物除磷機機理可知，廢廢水中存在的的有機基質(zhì)在在除磷過程中中有重要作用用。因此厭氧氧段中有機基基質(zhì)的含量及及種類與微生生物營養(yǎng)之間間的比例關系系（主要指BOD5/TP）是影響聚磷菌菌釋磷和攝磷磷的一個關鍵鍵因素。就厭厭氧段中有機機基質(zhì)種類而而言，聚磷菌菌將優(yōu)先利用用廢水中的短短鏈脂肪酸SCFAs，如醋酸和丙酸酸鹽。厭氧消消化液也是聚聚磷菌喜歡的的底物。實際際應用中，由由于可以增加加進水中SCFAs的含量，初沉沉污泥預消化化已成功地應應用于生物除除磷過程。進水營養(yǎng)比大量的研究已已證實了生物物除磷過程中中的醋酸鹽代代謝，所以在在生物除磷的的數(shù)學模型中中就假設聚磷磷菌只以SCFAs為底物。另外外，也有報道道認為較多的的有機物種類類如羧酸、糖糖類及氨基酸酸也可作為生生物除磷厭氧氧段的基質(zhì)，，但其代謝機機制尚未弄清清楚，在這方方面還需進一一步進行研究究。但是，聚聚磷菌在利用用不同基質(zhì)的的過程中，其其對磷的釋放放速度存在著著明顯的差異異，釋放速度度最大的是SCFAs中的醋酸鹽和和丙酸鹽。進水營養(yǎng)比就進水中BOD5與TP的比例條件而而言，聚磷菌菌在厭氧條件件下釋放磷時時產(chǎn)生的能量量主要用于其其吸收溶液中中SCFAs并合成PHA貯存在體內(nèi)，，因此。進水水中是否有足足夠的有機基基質(zhì)（SCFAs）是關系到聚磷磷菌能否在厭厭氧壓抑條件件下順利生存存的重要因素素。Marais（1982）等的研究表明明，當以乙酸酸為基質(zhì)時，，其合成量與與磷的釋放量量之比約為2：1。但實際進水水的BOD5中有很大一部部分不是以SCFAs形式存在的，，因此有人提提出為實現(xiàn)生生物除磷，進進水的BOD5/TP應控制在20~30，至少應高于于15。硝酸鹽厭氧段中硝酸酸鹽的存在導導致磷釋放降降低的原因可可能有以下三三個：一是硝硝酸鹽抑制了了兼性異養(yǎng)菌菌的發(fā)酵產(chǎn)酸酸能力，使進進水中不能提提供足夠的SCFAs供聚磷菌釋磷磷和合成PHA；二是可形成兼兼性異養(yǎng)反硝硝化菌與聚磷磷菌之間對基基質(zhì)的競爭，，導致聚磷菌菌可資利用的的發(fā)酵產(chǎn)物缺缺乏而使磷的的釋放受到阻阻礙；三是由由反硝化除磷磷細菌（DPB）在有硝酸鹽存存在時產(chǎn)生的的反硝化除磷磷行為導致同同步磷吸收，，可以抵消掉掉一部分磷的的釋放，從而而使磷釋放的的表觀速率大大幅度降低。。硝酸鹽目前，對厭氧氧段中NO3-的含量應控制制在什么水平平，還存在不不同的看法，，主要是因為為不同研究者者所研究的厭厭氧段中聚磷磷菌的含量、、種類及其它它運行參數(shù)（（如TKN/COD、BOD/TP）存在差別的緣緣故。若厭氧氧段中不動桿桿菌屬及氣單單胞菌屬占多多數(shù)時，則對對NO3-的存在很敏感感；若那些不不能以NO3-為基質(zhì)進行反反硝化的聚磷磷菌（若具有有發(fā)酵產(chǎn)酸能能力）含量較較多時，則NO3-的影響會減弱弱。通常為保保證厭氧段的的高效釋磷作作用，其NO3-的濃度應嚴格格控制在0.2mg/L以下。硝酸鹽缺氧段進行反反硝化時，若若存在反硝化化除磷細菌（（DPB），則可在反硝化化的同時發(fā)生生磷的吸收。。由于反硝化化與磷吸收由由同一種細菌菌完成，這就就節(jié)省了反硝硝化所需的碳碳源。但大量量的的試驗表表明，以NO3-—N為電子受體的的磷吸收速率率遠小于O2，同時消耗的PHB也較O2多。因此利用用DPB雖可達到反硝硝化除磷的目目的，但其效效率比好氧條條件要低。細胞內(nèi)貯存物物廢水生物除磷磷實際上是微微生物細胞內(nèi)內(nèi)幾種內(nèi)貯物物之間的相互互作用，因此此細胞內(nèi)貯存存物的含量對對除磷有極大大的影響。聚聚磷酸鹽（Poly-P）、聚—β—羥基—鏈烷脂酸（PHA）以及糖原三者者之間的作用用是聚磷菌生生存的競爭機機制。細胞內(nèi)貯存物物聚磷酸鹽的厭厭氧釋放是除除磷菌好氧過過剩攝磷的前前提，為PHA的合成提供了了能量，同時時糖原的厭氧氧分解也是合合成PHA的能量來源。。因此高磷低低糖的污泥厭厭氧釋磷多，，低磷高糖的的污泥厭氧釋釋磷少。若污污泥糖類物質(zhì)質(zhì)含量超過25%時，污泥吸收收有機物同時時降解糖原而而不釋放磷，，這必然會導導致工藝脫磷磷失敗。因此此，設法降低低細胞內(nèi)糖原原含量有利于于提高生物除除磷效率。細胞內(nèi)貯存物物細胞內(nèi)聚磷含含量的高低直直接與除磷效效率相聯(lián)系，，而除磷菌對對聚磷的貯存存有一最大能能力限制，這這在前文已有有論述。同樣樣，細胞內(nèi)PHA的含量與除磷磷效率的關系系也非常密切切，厭氧條件件下合成PHA的量決定了好好氧條件過量量攝磷的能力力大小。好氧氧條件下，當當PHA降低至一定水水平后細胞攝攝磷即停止，，這一數(shù)值據(jù)據(jù)Brdjanovic等人報道為2.11mgCOD/lVSS。泥齡處理系統(tǒng)中泥泥齡的長短直直接影響污泥泥的活性及剩剩余污泥排放放量。系統(tǒng)的的泥齡過長，，則使污泥活活性降低，污污泥的含磷量量下降，去除除單位重量的的磷需消耗的的BOD也多。此外，，由于泥齡長長，污泥趨于于老化，可通通過自身氧化化而使體內(nèi)的的磷釋放于水水中；同時剩剩余污泥量減減少也導致了了除磷效果降降低。Damir等人的研究表表明，降低系系統(tǒng)的泥齡可可以提高除磷磷效果。Wentzel等人與Kuba等人的研究得得出了相同的的結(jié)論。泥齡強化的生物除除磷系統(tǒng)主要要通過排泥來來實現(xiàn)廢水中中磷的凈去除除。因此，我我們一般期望望：①、系統(tǒng)統(tǒng)內(nèi)能維持較較高的污泥量量；②、聚磷磷菌在污泥中中所占的比例例要高；③、、聚磷菌體內(nèi)內(nèi)應有較高的的含磷量；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過創(chuàng)造適宜宜于聚磷菌生生長的條件（（主要為磷負負荷）來得以以提高；而其其它三個方面面的要求與泥泥齡極為相關關。泥齡一般來說，泥泥齡短的活性性污泥具有較較高的活性，，其體內(nèi)的含含磷水平也較較高，這是縮縮短泥齡可提提高除磷效率率的原因之一一。若系統(tǒng)的的負荷不變，，縮短泥齡（（不小于聚磷磷菌的世代期期）需要增加加污泥的排放放量，但卻降降低了系統(tǒng)內(nèi)內(nèi)的污泥濃度度。對除磷而而言，這是一一對矛盾。因因此縮短泥齡齡使污泥凈排排放量增加還還是減少，需需通過計算才才能得知。泥齡假設在不同泥泥齡下聚磷菌菌在活性污泥泥中所占的比比例及細胞內(nèi)內(nèi)含磷量不變變，活性污泥泥組成用C60H87O23N12P表示。在相同同負荷的穩(wěn)態(tài)態(tài)條件下，由由Lawrence—McCarty模式可得：（13-19）（13-18）泥齡式中：—每日排出的活活性微生物總總量（kg/d）；—產(chǎn)率系數(shù)，取取0.5；—自身氧化系數(shù)數(shù)（d-1），取0.1；Q—廢水流量（m3/d）；S0、Se—進、出水BODu濃度（mg/L）；—半速率系數(shù)（（mg/L），取=200mg/L；—底物的最大比比降解速率（（d-1），取9.6；—泥齡（d）；泥齡設泥齡為時時，排泥量為為，，出水BODu濃度為Se1；泥齡為時時，，排泥量為，，出水BODu濃度為Se2。則（13-20）要使，，必須須滿足：（13-21）泥齡將式（13-18）代入（13-21）中，經(jīng)簡單單推導可得，，要使（13-21）式成立，只只須。。故在假設條條件下，當時時，。。說明明泥齡越長，，排泥量越少少。由于縮短短泥齡而增加加的排泥量占占原有排泥量量的比例可由由下式計算：：（13-22）設進水S0=200mg/L，折算成BODu為294mg/L。若，，則泥齡縮短短為15d、10d和5d時增加的排泥泥量所占的比比例見表13-3。泥齡表13-3的計算說明，，在假設的條條件下，若將將系統(tǒng)的泥齡齡由20天縮短至5天，則排泥量量可增加近一一倍，即磷的的去除量約增增加了一倍。。前已述及，廢廢水生物除磷磷有兩條途徑徑：同化脫磷磷和聚磷菌（（PAOs或DPB）除磷。系統(tǒng)的的同化脫磷量量可按下式計計算：（13-23）泥齡式中：—排放的剩余污污泥中磷的總總量（kg）；0.023——細胞中磷所占占的質(zhì)量百分分比（分子式式C60H87O23N12P）；其余符號同前前。折算成廢水中中的濃度（CP）為：：（13-24）按典典型型的的城城市市污污水水進進水水水水質(zhì)質(zhì)S0=200mg/L，進水水TP=7mg/L，則按按上上式式計計算算的的同同化化脫脫磷磷效效率率隨隨泥泥齡齡的的變變化化見見表13-4。泥齡齡在排排泥泥量量相相同同的的情情況況下下，，若若剩剩余余污污泥泥的的含含磷磷量量高高，，則則磷磷的的去去除除量量也也高高。。但但細細胞胞內(nèi)內(nèi)的的聚聚磷磷含含量量有有一一個個最最大大貯貯存存能能力力限限制制，，據(jù)據(jù)Smolders等人人報報道道為為0.23mgP/mgVSS，D.Brdjanovic等人人報報道道為為0.18mgP/mgVSS。通過過下下面面介介紹紹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。。泥齡齡設系系統(tǒng)統(tǒng)中中所所有有微微生生物物都都有有聚聚磷磷作作用用，，系系統(tǒng)統(tǒng)穩(wěn)穩(wěn)態(tài)態(tài)運運行行時時達達到到完完全全除除磷磷（（即即出出水水中中TP為0mg/L），，則剩剩余余污污泥泥中中的的磷磷含含量量為為：：（13-25）若系系統(tǒng)統(tǒng)在在上上述述的的典典型型水水質(zhì)質(zhì)下下穩(wěn)穩(wěn)態(tài)態(tài)運運行行，，則則剩剩余余污污泥泥中中的的磷磷含含量量隨隨泥泥齡齡的的變變化化見見表表13-4。泥齡齡由上上表表可可知知，，對對于于典典型型的的城城市市污污水水水水質(zhì)質(zhì)，，同同化化除除磷磷效效率率與與泥泥齡齡密密切切相相關關，，泥泥齡齡越越短短，，同同化化除除磷磷的的效效率率越越高高。。若若進進水水TBOD/TP值很很高高，，則則可可能能出出現(xiàn)現(xiàn)微微生生物物生生長長的的磷磷源源限限制制。。此此時時，，必必須須向向廢廢水水中中投投加加磷磷以以維維持持正正常常的的運運行行條條件件。。此此外外，，表表中中的的計計算算也也表表明明，，若若從從廢廢水水中中去去除除等等量量的的磷磷，，則則剩剩余余污污泥泥中中的的含含磷磷量量應應隨隨泥泥齡齡的的增增加加而而增增加加，，這這就就要要求求污污泥泥的的聚聚磷磷能能力力隨隨泥泥齡齡增增加加而而提提高高。。泥齡齡20天泥泥齡齡時時污污泥泥中中含含磷磷量量達達到到14.6%，與與文文獻獻報報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較較接接近近。。而而且且，，所所有有細細菌菌都都具具有有聚聚磷磷能能力力的的假假設設是是不不成成立立的的，，因因為為混混合合培培養(yǎng)養(yǎng)的的系系統(tǒng)統(tǒng)內(nèi)內(nèi)至至少少存存在在三三種種細細菌菌：：聚聚磷磷菌菌、、水水解解酸酸化化菌菌和和異異養(yǎng)養(yǎng)好好氧氧菌菌。。Kuba等人對大大型脫氮氮除磷的的城市污污水廠中中污泥的的分析表表明，聚聚磷菌數(shù)數(shù)量占總總揮發(fā)性性懸浮固固體的30~50%。因此，，聚磷菌菌體內(nèi)的的含磷量量可能比比觀察到到的最大大含磷量量要高，，這在實實際中是是難以實實現(xiàn)的。。泥齡由此可知知長泥齡齡的生物物除磷系系統(tǒng)單純純靠生物物作用要要達到完完全除磷磷幾乎是是不可能能的。因因此，在在較長泥泥齡下運運行的生生物除磷磷系統(tǒng)往往往輔以以在線或或離線化化學除磷磷措施，，以實現(xiàn)現(xiàn)磷的達達標排放放。所以以可以說說，縮短短泥齡既既可提高高同化脫脫氮效率率，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較較低的磷磷含量，，對除磷磷是大有有好處的的。泥齡泥齡（d）2015105Se（mg/L）6.457.198.7013.3

19.7%48.8%95.2%表13-3因縮短泥泥齡而增增加的污污泥量占占原剩余余污泥量量的比例例泥齡泥齡（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計算算值與泥泥齡的關關系廢水生物物脫氮除除磷工藝藝眾所周知知，工業(yè)業(yè)廢水及及生活污污水的排排入是造造成水體體富營養(yǎng)養(yǎng)化不容容忽視的的原因，，因此對對這些污污水在排排放之前前進行脫脫氮除磷磷就非常常必要。。一般來來說，初初級和二二級處理理能分別別去掉污污水中35%和85%的污染物物，但僅僅去除了了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進污水水廠的建建造費是是二級處處理廠的的2倍，運行行費用則則是后者者的4倍。廢水生物物脫氮除除磷工藝藝自50年代開發(fā)發(fā)的單一一生物脫脫氮的Wuhrmann工藝以來來，廢水水生物脫脫氮除磷磷工藝已已取得了了極大的的發(fā)展。。新興工工藝的出出現(xiàn)，無無疑對廢廢水中營營養(yǎng)物的的去除做做出了很很大的貢貢獻，但但每一工工藝也存存在有自自身的弱弱點，下下面給大大家作簡簡單介紹紹。廢水生物物脫氮除除磷工藝藝一、Wuhrmann工藝二、Ludzack—Ettinger工藝三、Bardenpho工藝四、其它單一一生物脫脫氮技術術五、厭氧—好氧（A-O）工藝六、Phostrip工藝七、Phoredox工藝八、A2/O工藝九、UCT（UniversityofCapeTown）工藝十、VIP（VirginiaInitiativePlant）工藝十一、好氧與厭厭氧交替替活性污污泥法（（AAA工藝）十二、連續(xù)流間間歇曝氣氣工藝十三、序批式活活性污泥泥法（SBR）工藝十四、循環(huán)活性性污泥法法（CAST）工藝十五、其它具有有脫氮除除磷功能能的工藝藝廢水生物物脫氮除除磷工藝藝Wuhrmann工藝本工藝是是由Wuhrmann提出的單單一污泥泥—硝化脫氮氮系統(tǒng)，，在這一一系統(tǒng)中中，內(nèi)源源能量的的釋放為為脫氮提提供了能能源。該該工藝見見圖13-3。它由兩個個串聯(lián)的的反應器器組成，，第一個個為好氧氧，第二二個為缺缺氧。進進水流入入好氧池池中，異異養(yǎng)菌和和硝化菌菌得以生生長。只只要泥齡齡足夠長長且好氧氧池體積積足夠大大，硝化化作用將將在好氧氧池中完完成。好好氧池混混合液流流入缺氧氧池，缺缺氧池采采用機械械攪拌保保持混合合。在缺缺氧池中中，由于于微生物物死亡使使污泥釋釋放出的的能量提提供了脫脫氮需要要的能源源，但能能量釋放放速率低低，因而而脫氮效效率也低低。Wuhrmann工藝為了使脫脫氮能達達到一定定的程度度，勢必必將缺氧氧池建得得很大，，這有可可能破壞壞硝化過過程。同同時，缺缺氧池中中微生物物死亡釋釋放出有有機氮和和氨，其其中一些些隨水流流出，從從而降低低了系統(tǒng)統(tǒng)中總氮氮的去除除。污泥回流流圖13-3Wuhrmann工藝原水出水剩余污泥泥好氧池缺氧池沉淀池Ludzack—Ettinger工藝1962年，Ludzack和Ettinger首次提出出利用進進水中可可生物降降解的物物質(zhì)作為為脫氮能能源的單單一污泥泥硝化—反硝化脫脫氮工藝藝。該系系統(tǒng)由兩兩個串聯(lián)聯(lián)的反應應器組成成，相互互間部分分地分離離，流程程見圖13-4。進水流入入缺氧池池，池中中通過攪攪拌保持持缺氧狀狀態(tài)，好好氧池中中采用曝曝氣使發(fā)發(fā)生硝化化作用。。兩個反反應器之