反硝化除磷工艺研究进展

反硝化除磷工艺研究进展（共16篇）

篇1：反硝化除磷工艺研究进展

反硝化除磷工艺研究进展

摘要：阐述了目前生物除磷机理的研究进展情况,介绍了目前反硝化除磷的原理、作用菌群.并对目前在反硝化基础之上发展起来的几种反硝化除磷工艺进行比较说明.作 者：闻人银峰 李祥 Wenren Yinfeng LI Xiang 作者单位：闻人银峰,Wenren Yinfeng(淅江省余姚市环境保护局,浙江,余姚,315400)

李祥,LI Xiang(苏州科技学院,环境科学与工程学院,江苏,苏州,215011)

期 刊：中国资源综合利用 Journal：CHINA RESOURCES COMPREHENSIVE UTILIZATION年，卷(期)：,28(2)分类号：X703关键词：反硝化除磷,反硝化除磷菌,影响因素 新工艺

篇2：反硝化除磷工艺研究进展

传统的脱氮除磷联合工艺,往往因为除磷、脱氮两方面固有的矛盾性使处理出水的氮、磷含量不能同时达标.反硝化除磷新理论的提出,及以此为理论指导的连续流HITNP双污泥工艺的.设计开发为有效解决这一矛盾问题提供了新对策.利用人工合成污水,对新开发的HITNP反硝化脱氮除磷工艺进行了研究.发现C/TN、C/TP、MLSS、SRT、DO和pH值等运行参数对工艺处理效果有较大的影响.试验结果表明,选择合理的运行参数,该工艺对NH3-N、TN、TP和COD的平均去除率分别达到96%,84%,90%和93%.

作 者：任南琪 吴永志 王秀蘅 REN Nan-qi WU Yong-zhi WANG Xiu-heng  作者单位：哈尔滨工业大学,市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090 刊 名：哈尔滨商业大学学报（自然科学版）  ISTIC英文刊名：JOURNAL OF HARBIN UNIVERSITY OF COMMERCE(NATURAL SCIENCES EDITION) 年，卷(期)： 22(6) 分类号：X703 关键词：反硝化脱氮除磷   双泥系统   PHB   DPB  

篇3：反硝化除磷理论与工艺研究进展

20世纪80年代中期,Comeau等[1]发现聚磷菌能够在缺氧环境中以NO-3作为电子受体进行吸磷的现象。1993年,荷兰Delft科技大学的Kuba等[2]在试验中亦观察到:在厌氧/缺氧交替运行的条件下,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,这类微生物能利用氧气或者硝酸盐作为电子受体进行吸磷。

反硝化除磷由于可以利用硝酸盐(或亚硝酸盐)作为电子受体,且在缺氧环境下反硝化脱氮的同时进行吸磷;另外,污水中的碳源起到“一碳双用”的作用,可在有限碳源条件下提高脱氮除磷的效果,简化了工艺流程;同时,反硝化除磷工艺可节省好氧吸磷过程中的溶解氧需求,节省了曝气量。反硝化除磷理论及工艺已成为当前污水脱氮除磷的研究热点。

1 反硝化除磷理论研究进展

针对反硝化除磷现象的出现,研究者们对生物除磷系统中的聚磷菌(PAOs)提出如下假说:

1)两类菌属学说[3],即生物除磷系统中的PAOs可分为两类菌属,一类PAOs只能以氧气作为电子受体,一类则既能以氧气又能以硝酸盐作为电子受体[4],后一类聚磷菌在缺氧环境下能在进行反硝化脱氮的同时进行吸磷。

2)一类菌属学说[5],即在生物除磷系统中只存在一类PAOs,它们在一定程度上都具有缺氧吸磷能力,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。只有给PAOs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除磷作用的酶,才能使其具有反硝化除磷能力。

传统除磷工艺中的聚磷菌(PAOs)体内含有PHB,其硝酸盐还原性为阴性,不能进行反硝化脱氮,但能厌氧释磷、好氧过量吸磷。这类细菌包括不动杆菌属和部分棒状杆菌属等。而传统脱氮工艺中的专职反硝化细菌,硝酸盐还原性为阳性,可进行反硝化脱氮,但菌体内不含PHB,不能厌氧释磷、好氧超量吸磷。这类细菌包括葡萄球属和部分微球菌属等。

有学者认为,从细菌的生化特性来看,硝酸盐还原性和体内含有PHB是两种并不冲突的生化特性,细菌既可以独立拥有其中一种特性又可以同时拥有这两种特性,即该细菌硝酸盐还原性为阳性,且菌体内含有PHB,既能反硝化脱氮又能厌氧释磷、在好氧(O2)或缺氧(NO-3)状况下超量吸磷。目前研究发现,这类细菌包括假单胞菌属、莫拉氏菌属、肠杆菌科细菌、气单胞菌属和部分棒状杆菌属等。

当前大量的实验研究表明,两类菌属学说已经得到了广泛的认同。

2 反硝化除磷工艺研究进展

基于反硝化除磷理论开发出的脱氮除磷工艺主要分为单污泥工艺和双污泥工艺两种。两者的主要区别在于在单污泥工艺中,反硝化除磷菌和硝化细菌同时存在于一个污泥系统中,共同经历厌氧,缺氧和好氧的环境,而双污泥工艺中反硝化除磷菌和硝化细菌独立存在于不同的反应器中。虽然在两种工艺中都可以发现反硝化除磷的现象,然而研究表明,双污泥系统更有优势[6]。

有研究表明,为完成充分的硝化而设置的较长好氧区间对最佳的反硝化除磷来说是不适宜的。在长时间的好氧区间里,大量的细胞贮存物质PHB会被反硝化除磷菌氧化,导致较少的细胞内COD(PHB)剩下来用于反硝化除磷,采用双污泥系统时,虽然增加了额外的反应单元,但反硝化除磷菌暴露于氧气及好氧COD的消耗问题得以解决,工艺的优化设计也存在更多的可能性[7]。

下面简要介绍具有代表性的单污泥工艺BCFS和双污泥工艺A2N工艺及A2NSBR工艺。

2.1 BCFS工艺

BCFS工艺实际是UCT工艺的改进型工艺。虽然UCT工艺的设计原理是对聚磷菌所需绝对厌氧环境条件的强化,但是在实践中依然发现该工艺存在相当一部分的DPB细菌[8,9]。为了更好地从工艺角度富集DPB细菌,荷兰的Delft科技大学开发了该工艺,其工艺流程图见图1。

由图1可知,BCFS工艺比UCT工艺增加了两个反应池。分别是在厌氧池和缺氧池之间的接触池以及在缺氧池和好氧池之间的混合池。接触池的作用在于能吸附剩余的COD并使来自回流污泥中的硝酸盐能够反硝化去除,也可较好的抑制丝状菌的繁殖。混合池的作用在于形成低氧环境而保证在混合池中实现完全的反硝化。同时,该工艺也增设了离线沉淀化学除磷单元,解决了泥龄过长,进水中COD过低的问题。在荷兰已经有若干污水处理厂采用了BCFS工艺,污水处理厂的出水TP<0.2 mg/L,TN<5 mg/L,同时较低而稳定的SVI值也使得该工艺具有非常稳定的处理水质。

2.2 A2N工艺

近年来,A2N工艺作为典型的连续流双污泥反硝化除磷工艺在国内得到了广泛的研究。该工艺采用活性污泥法和生物膜法相结合的双泥系统[10],其工艺流程见图2。

在该工艺中,原水先进入厌氧池,反硝化除磷菌在厌氧池吸收有机底物并以PHB的形式贮存在胞内,同时快速释放磷。随后泥水混合液经过中间沉淀池的快速分离后,富含氨氮和磷的上清液流入好氧生物膜硝化池,进行硝化反应并去除剩余的有机物;沉淀下来的污泥直接进入缺氧池,污泥中的反硝化聚磷菌以体内的PHB作为电子供体,以硝化池中的硝酸盐作为电子受体完成反硝化脱氮和除磷作用。后置的快速曝气池的设计主要是为了使未被完全吸收的磷能够以氧作为第二电子受体被去除。在整个工艺中,厌氧和缺氧的交替运行可以使反硝化聚磷菌形成稳定的优势菌种。

A2N工艺具有常规脱氮除磷工艺无法比拟的优点。首先由于采用了反硝化除磷的原理,解决了碳源不足的问题;其次由于硝化细菌和聚磷菌的独立培养,解决了两者之间泥龄不同的问题,保证了出水较低的氮磷质量浓度。彭永臻等[10]应用A2N工艺处理COD/N值仅为3.94的生活污水时,就可以达到92.87%的TP去除效果,出水TP为0.41 mg/L,已经达到了国家一级排放标准,TN的去除率也达到了80.9%;当进水的COD/N值提高到6.49时,TN和TP的去除率可以分别达到92.7%和97.95%,出水TN和TP的质量浓度分别为4.18 mg/L和0.12 mg/L。然而,如果超越污泥中含有一部分的氨氮,被直接送入缺氧段后,由于得不到有效的硝化和反硝化,将导致出水氨氮含量较高,此外缺氧段的硝酸盐如果不能被完全去除,回流至厌氧池后,依然会对厌氧段的释磷产生不利影响。

2.3 A2NSBR工艺

A2N工艺还有一种以SBR形式所运行的工艺,即A2NSBR工艺。该工艺作为双污泥工艺中的序批式工艺,还同时具有控制方便,成本较低的特点,该工艺流程见图3。

该工艺主要由厌氧/缺氧(A2-SBR)SBR和硝化(N-SBR)SBR两段组成。A2-SBR的主要功能为去除有机物和反硝化除磷,在N-SBR则主要起硝化作用将氨氮转化为硝酸盐氮。两个反应器相互独立,仅交换各自的上清液。

研究表明该工艺由于采用双污泥系统,硝化菌和聚磷菌之间的泥龄矛盾也得到解决,具有良好的脱氮除磷效果,且非常适用于有机物浓度较低污水的处理。同时王亚宜等[11]在实验室中应用A2NSBR处理实际生活污水时,该工艺表现出良好的脱氮除磷效果,COD、氨氮、TN和TP的平均去除率分别可以达到85.89%,82.3%,88.99%,84.56%,同时该工艺对水质的波动也具有良好的适应性。

3 展望

反硝化除磷使得脱氮和除磷能够在同一个反应器中同时发生,这使其具有传统脱氮除磷工艺无法比拟的优点。首先,DPB能够以硝酸盐作为电子受体,这就大大的减少了氧的消耗量,节省了许多充氧曝气的费用;其次,硝酸盐作为DPB体内贮存有机物的氧化电子受体,可以使反硝化在不需要大量外加碳源的条件下顺利进行,这样就节省了进水中有机物的消耗,也从根本上减少了CO2气体的排放;同时污水中未被消耗的COD可以通过沉淀以剩余污泥的方式去除,这部分污泥可以通过水解酸化的方式来产酸或产甲烷,这样不仅有效的降低了系统中剩余污泥的产量,而且还可以获得相当一部分能量。有文献表明,应用反硝化除磷机理,可以使污水处理工艺中所需的COD量减少50%,充氧量减少30%,剩余污泥产量降低50%。因此,反硝化处理理论及工艺具有较为广阔的研究前景。

摘要：简单介绍了反硝化除磷的相关理论及工艺研究进展,针对反硝化除磷“两类菌属学说”和“一类菌属学说”,单污泥工艺BCFS和双污泥工艺A2N工艺及A2NSBR工艺分别进行了具体阐述,并总结归纳了反硝化除磷工艺的优点,指出其具有广阔发展前景。

篇4：反硝化除磷工艺研究进展

深圳市南方水务有限公司 鹅公岭污水处理厂 深圳 518111

摘要：在水处理过程中，工艺的选择往往关系到水处理的最终效果。基于目前水处理的工艺发展，改良的AAO工艺得到了广泛的应用，并取得了积极的应用效果。但是考虑到改良AAO工艺的特殊性并结合实际，只有在改良AAO工艺中建立同步硝化反硝化和反硝化除磷反应，才能达到提高工艺、出水效果及降低运行费用的目的。基于这一认识，我们应认真分析改良AAO、同步硝化反硝化和反硝化除磷工艺的特点，主要是想，根据工艺要求，重点做好同步硝化反硝化和反硝化除磷工艺的建立，保证改良AAO工艺优化后能够取得积极的应用效果。

关键词：改良AAO工艺；同步硝化反硝化工艺；反硝化除磷工艺

一、前言

在污水处理厂中，污水的处理效果是衡量污水处理厂整体效益的关键指标。然而，改良AAO已不能满足目前污水的碳源低、磷和氮负荷高的外部环境，通过对污水处理厂的工作过程进行分析后可知，根据污水处理厂的现实需要，考虑到污水处理厂进水水质特征和节能降耗需求的现状，只有积极应用改良AA/O工艺，并在此基础上建立SND和反硝化除磷工艺，才能保证污水处理厂的水处理效果满足实际需要，并达到预期目标。基于这一认识，我们应在改良AAO工艺运行建立优化控制的条件和策略引，并讨论其影响的因素，实现高效的脱氮除磷功能，提高污水处理效果。

二、SND和反硝化除磷工艺的原理和特点

根据传统生物脱氮理论，脱氮途径一般包括硝化和反硝化2个过程，而在时间或空间上造成交替缺氧和好氧环境的同一个反应器中进行，即同步硝化反硝化（SND）。

反硝化除磷是利用厌氧/缺氧交替环境来代替传统的厌氧/好氧环境来培养出一种以硝酸根作为最终电子受体的反硝化聚磷菌（DPB）为优势菌种，通过其代谢作用来同时完成过量吸磷和反硝化作用而达到脱氮除磷的双重目的。

SND和反硝化除磷相结合的特点是应用于城市污水处理时不但能克服碳源不足，处理相对来较高的氮和磷负荷；而且能节省曝气量，减少回流量和剩余污泥量，有节能降耗的效果。

三、在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除磷工艺的主要需求

从当前污水处理厂的工况指标和处理出水效果需求来看，改良AAO工艺已经难以满足水处理需要，结合污水处理厂的污水处理实际，之所以要在改良AAO工艺中建立同步硝化反硝化工艺，其主要需求主要表现在以下几个方面：

1.AA/O工艺存在的主要问题

氮磷的去除较复杂，涉及释磷、吸磷及硝化和反硝化等多个生化反应过程。而且这些过程产生了不同程度的矛盾关系，如碳源、泥龄、硝酸盐、硝化和反硝化容量、释磷和吸磷容量等问题。这些矛盾的本质主要是多种功能细菌群共存于同一个污泥系统，各种细菌所要求的最适宜条件各不相同，系统不能同时满足不同细菌的最佳需求，必然造成功能菌群之间的竞争。功能菌群对环境、营养物质和生存空间的竞争就构成了AA/O工艺在實际应用中达到一级A排放标准存在一定的难度和局限。

2.污水处理厂中碳源不足、氮和磷的含量高，决定了在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除磷工艺

从污水处理厂进水的现有检验指标来看，污水中碳源严重不足、氮和磷的含量非常高，提高了污水处理的难度。在针对污水中的氮和磷的处理过程中，改良AAO工艺取得了积极的应用效果。但是考虑到污水中氮和磷超标严重的情况，单纯采用改良AAO工艺已经难以满足污水处理要求。经过对水处理工艺进行研究后可知，在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除工艺，是提高污水处理效果和降低水中氮和磷含量的有效措施。因此，原污水中营养比例严重失衡是推动在改良AAO工艺中建立SND和反硝化除磷工艺的重要因素。

3.污水处理厂节能降耗任务的现实需求

在污水处理厂的水处理过程中，基于节能降耗的必然需求，要想满足节能降耗需要，就要从污水处理工艺入手，确保污水处理工艺能够在实效性上满足需要。根据这一需求，结合当前污水处理的先进工艺和成熟的处理经验，改良AAO工艺具有广泛的应用前景。除此之外，在改良AA/O工艺中建立SND和反硝化除磷工艺，也是对AA/O工艺的重要补充。

四、实现SND和DNPAOs相结合的途径

由于硝化菌的好氧特性和反硝化聚磷菌的聚磷特性，很可能在好氧区和缺氧区中实现SND和反硝化除磷。

1.利用好氧活性污泥絮体中的缺氧区来实现。

2.利用缺氧池功能环境来实现。

3.利用好氧池安装的曝气装置本身就不可能完全地均匀曝气而出现的局部缺氧/好氧交替的环境实现。

要实现以上目的及高效的同步硝化反硝化和反硝化除磷效果，必需创造以下条件：

1.维持低溶解氧浓度。

2.进水应有足够的碳源，并在流动过程中尽量减少碳源被氧化。

3.好氧池内应维持较大尺度的活性污泥。

五、建立SND和反硝化除磷工艺的具体过程分析

下面以鹅公岭污水处理厂工程为实例浅析建立SND和反硝化除磷工艺的过程及讨论。

1.鹅公岭污水处理厂主要概况

污水处理厂于2011年投产，设计处理规模5万m3/日，采用改良AA/O工艺，出水浓度执行一级A标准。

生化池分成两组，每组进水依次经预缺氧区、厌氧区、缺氧区、好氧区；混合液回流至缺氧区，污泥回流至预缺氧区。厌氧区和缺氧区有ORP仪，好氧区末端有DO仪和MLSS仪在线监测。好氧区分为4格室，每格有7个空气阀门以控制供氧大小，两组池各有一个空气总阀门。

主要设备参数：提升泵Q=1400m3/h，3用一备；电磁悬浮鼓风机Q=6000m3/h，P=190KW，2台。

污水特征：进水浓度COD偏低，BOD/COD<0.4；磷和氮含量偏高，TP经常超出设计标准1～2倍，偶尔超出2～3倍，冬天浓度高尤为明显。

2.SND和反硝化除磷工艺相结合的建立

根据往年经验，该厂好氧末端DO浓度控制在2～3mg/L时，出水氮的主要产物是硝酸盐，氨氮和亚硝酸盐氮浓度都接近于0。因此，为实现目的，建立过程分二个运行阶段Ⅰ和Ⅱ，相应DO浓度分别为1.2±0.2mg/L和0.6±0.2mg/L。

为避免低DO浓度运行造成出水氨氮浓度超标，基于工艺和水质正常时的运行经验，对1#和2#生化池分别进行阶段Ⅰ和阶段Ⅱ试运行。2014年6月开始，调节生物池上的空气阀门，将1#好氧区1和2格室的DO浓度控制在2～3mg/L，3和4格室的DO浓度控制在1.2±0.2mg/L；将2#好氧区1和2格室的DO浓度控制在1.5～2.0mg/L，3和4格室的DO浓度控制在0.6±0.2mg/L。在试运行中定期从生化池的缺氧区和好氧区的不同棋格室收集水样，对COD、氨氮、（亚）硝酸盐氮、总氮、总磷、磷酸盐、好氧池前中端DO进行定期监测，而对PH、ORP、MLSS和池末端DO每天在线监测。

经过2个污泥龄周期的调整和运行，整理监测数据分析：A、当好氧池末端DO浓度控制到1.2±0.2mg/L时，好氧池出水氨氮浓度上升，但幅度微小，硝酸盐浓度降低，回流至缺氧区的硝酸盐浓度也随之降低，但是氨氮浓度在缺氧区出现大幅度下降，说明出现了SND现象；缺氧池前后端磷浓度下降，说明出现了吸磷现象。B、当好氧池末端DO浓度控制到0.6±0.2mg/L时，出水亚硝酸盐浓度上升，那么回流至缺氧区的硝酸盐浓度较低，缺氧吸磷时缺乏电子受体，导致缺氧区磷的去除率下降，虽然氨氮浓度下降梯度变小，硝化速率下降，但是出水总氮去除率增加了，反硝化速率有所上升，SND程度上升。至此，在实际工程的改良AA/O中已成功初步建立SND和反硝化除磷。取得明显效果后，两组生化池末端DO浓度均控制在0.6±0.2mg/L。

3.运行结果及讨论

成功建立了SND和反硝化除磷工艺后，经过2个月的试运行，取得了良好的工艺、出水和节能效果。

1）磷和氮的去除效果得到明显的提升。缺氧除磷量占总除磷量的80%以上，平均生物去除率达到95%以上，总氮去除率达到83%，这与王晓莲等研究报道基本一致。同时，减少了化学辅助除磷药剂在进水总磷严重超过设计值的情况下的投加量。

2）碳源得到有效利用。SND的出现使得出水硝酸盐浓度降低，减少了污泥回流至预缺氧区的硝酸盐浓度，从而减小了COD的初始消耗；低DO浓度运行，亚硝酸盐氮出现并累积，回流至缺氧区时直接被还原，跳过了 转为 这个环节，节省了碳源。

3）污泥的沉降性能明显提升。污泥浓度有所上升，但是SV30和SVI出现明显下降，分别由原来60～70和100～110降至20～30和60～70，二沉池池面由微混浊和漂泥变得非常清澈，污泥的沉降性能明显提高。

4）良好的节能效果。改良AA/O工艺DO一般控制在2mg/L左右，优化工艺后DO控制在0.6mg/L左右。若进水水质浓度在正常范围内，供氧量由4500m3/h降到3000m3/h，可节省供氧量33%。

4.实践的经验总结

由于SND和反硝化除磷工艺的工程运用尚不够完善，笔者结合学者研究和实践经验进行了简单的总结。

1）低DO浓度控制是最关键的一环。厌氧区和缺氧区的DO浓度应保持在0.2mg/L以下，只有保证严格的DO浓度，使缺氧硝化和反硝化反应、厌氧释磷与缺氧吸磷处于平衡状态，才能取得高效的脱氮除磷。所以说，操作人员需要很好地控制DO。需要注意的是，长期低DO浓度运行，可引起污泥膨胀；适当提高好氧池前端的DO，可有效解决这个问题。

2）配合ORP参数进行指导。实际运行中，我们还结合厌氧区的ORP参数辅助调整，若ORP在-200mv～-300mv，我们发现总磷的去除率极高，达95%以上。

3）适当提高污泥浓度，延长污泥龄。高浓度的污泥混合液有利于污泥絮凝，更可能存在一个缺氧区，形成有利于反硝化的微环境，过分地充氧，必然是气泡的剧烈扰动，活性污泥颗粒很难长大。污泥龄延长，污泥易于在系统内絮凝。

4）维持充足的碳源。系统内功能菌群的特性及电子受体的存在形式和COD有密切的关系。本文介绍建立的工艺虽然在一定程度上克服了碳源的不足，但若进水COD浓度过低，无论如何调整工艺将无法让出水水质达到理想的效果。

5）合适的混合液回流比。混合液回流量过低，向缺氧区提供不了足够的硝酸盐，而缺氧吸磷需要以硝酸根作为电子受体。回流量过高，大部分污泥不能完整地经历厌氧释磷、缺氧吸磷和好氧吸磷反应过程。

整体来说，各个条件之间的关联性非常强，要想使建立的系统处于优化并长期稳定的状态，了解微生物变化及组成才是控制生物脱氮除磷、同步硝化反硝化脱氮、反硝化除磷系统运行的关键。遗憾的是，由于条件的限制及水量水质浓度波动的外部环境，笔者未能更深入地进行实践。

六、结论

实践证明，通过对系统DO浓度的有效控制在改良AA/O工艺中建立稳定SND和反硝化除磷性能是可行的。当进水浓度在设计值内或超出其范围不大且碳源充足的情况下，DO控制在0.6±0.2mg/L时，出水优于一级A标准。

在改良AA/O工艺上建立SND和反硝化除磷，其優势表现在：在不改变现在反应容器的前提下，提高处理负荷；有效利用碳源，现有工艺结构条件下提高磷和氮的去除率；低DO浓度运行，节省供氧能耗；减少内回流泵的能耗。

通过试运行和本文的浅析可知，在污水处理厂中，在改良AAO工艺中建立SND和DNPAOs是提高污水处理质量的必然选择。之所以这样认为，主要是因为同步硝化反硝化因为具有能耗低、物耗低、反应器容积小、操作灵活、具有较高的脱氮除磷效果等诸多优点，受到人们的关注。目前，国内外学者对同步硝化反硝化研究尚处于实验室阶段，对其作用机理及动力学模型正在做进一步的研究工作，对SND和反硝化除磷技术进行深入研究，为其在实际的设计及运行中提供理论依据和技术参数，是摆在水处理工作者面前的重任。因此，我们应认真分析改良AAO工艺中建立SND和DNPAOs的必要性，并提高其构建的质量。

参考文献：

[1]王晓莲，彭永臻.AA/O法污水生物脱氧除磷处理技术与应用.北京：科学出版社，2009

[2]王洪臣等著.5F-AA/O--脱氮除磷工艺的实践与探索.北京：中国建筑工业出版社，2009

[3]周少奇，周吉林；生物脱氮新技术研究进展[J]；环境污染治理技术与设备；2012年06期

[4]曹雪梅，彭永臻，王淑莹.缺氧区、好氧区容积比对AA/O工艺反硝化除磷的影响.中国给水排水，2007，23（3）：27-30

[5]周康群，刘晖，孙彦富，周遗品，刘洁萍.AA/O工艺缺氧池中反硝化聚磷菌的比例、特性研究及菌株鉴定.环境污染与防治，2007，29（6）：437-442

[6]聂福胜，罗万申.深圳市南山污水处理厂除磷脱氮工艺设计.中国给水排水，2002，18（8）：53-55

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（一）室内消火栓的设置范围

（1）高层建筑的主体及裙房内；（2）消防电梯前室或与防烟楼梯间的合用前室内，方便消防队员尽快利用消火栓向火灾发起进攻和开辟通道；（3）避难层内设置用于人员自救保护；（4）屋顶或直升飞机停机坪处，用于检查消火栓压力和防止火灾蔓延至顶层及保护人员的作用；（5）室内消火栓箱内应设消防卷盘，用于非消防专业人员扑救初起火灾。

（二）室内消火栓设置的技术要求

（1）消火栓充实水柱需经水力计算，且不小于13 m，以避免浓烟高热对灭火工作的影响，又能保证消防队员正常使用；（2）消火栓间距在高层内不大于30 m，在裙房内不大于50 m，保证两股充实水柱同时到达同层内任何部位；（3）采用分区给水系统，有串联供水和并联供水两种方式，当消火栓栓口处的出水压力大于0.5 MPa 时，应设减压装置；（4）屋顶水箱。为了保证初起火灾时消防用水量和消防水压的要求，超高层建筑屋顶水箱设置高度应满足最不利点消火栓静水压力0.15 MPa。不能满足时，应设气压水罐或稳压泵等增压设施。如是并联给水方式，其分区消防水箱的容量应与高位消防水箱的容量相同，发生火灾时，消防水泵供给的消防用水应进入高位水箱，而串联给水方式中是允许的；（5）水泵接合器。在消防车供水压力范围内的各个分区均需分别设置水泵接合器。

总之，防火一定要从设计、维护方面双管齐下，从设计源头做好防火要求，从维护方面时刻做到科学的预防和管理。广大设计人员需要通过对高层建筑的深入了解和对防火知识的全面掌握，才能从设计方面将建筑的防火安全性能发挥到极致，同时与管理和消防协调配合，做到预防为主，将先进的建筑防火技术有效的运用到高层建筑的防火设计环节中，将很大程度上遏制火灾事故的发生，充分保障國家利益和人民群众的生命、财产安全。

参考文献：

[1]刘劲松.论高层建筑防火工程中的设计[J].中小企业管理与科技（下旬刊），2010（9）.

[2]丁 承.高层建筑防火设计浅析[J].价值工程，2011（21）.

篇5：反硝化除磷工艺研究进展

SBR反硝化除磷工艺的影响因素浅析

结合近年来国内外最新研究成果,对SBR系统反硝化除磷的机理、主要影响因素进行了分析、总结,主要讨论了负荷、O2浓度、C/N比等因素对反硝化除磷的影响,以期为传统脱氮除磷工艺的研究、改进提供参考和依据.

作 者：张里萌 王增长 ZHANG Li-meng WANG Zeng-zhang 作者单位：太原理工大学环境科学与工程学院,山西太原,030024刊 名：科技情报开发与经济英文刊名：SCI-TECH INFORMATION DEVELOPMENT & ECONOMY年，卷(期)：17(34)分类号：X703关键词：SBR 反硝化除磷 影响因素

篇6：反硝化除磷工艺研究进展

A2/O工艺强化反硝化除磷体系中微生物特性分析

摘要：为了更直观地认识反硝化除磷体系中生物脱氮除磷机理及运行状态,本文尝试了对A2/O工艺强化反硝化除磷体系在稳定运行期的活性污泥采取直接染色的手段,观察聚-β羟基丁酸(PHB)和聚磷酸盐(Poly-P)的沿程变化状况,同时结合活性污泥的电镜扫描图像,考察该系统的微生物菌群特征.试验结果表明,在厌氧阶段,微生物细胞内PHB的量大幅提高,上清液中磷酸盐的含量上升,聚磷酸盐含量明显下降,粒径为1～1.5 μm、呈球状和棒状的菌群构成的葡萄状细胞簇占居优势;在缺氧阶段,微生物细胞内PHB的量下降,上清液中磷酸盐含量下降,聚磷酸盐含量上升,粒径为0.5～1 μm的椭球菌与1.0～1.5 μm的球杆菌占优势;在好氧阶段,微生物细胞内PHB的`量较低或接近零,上清液中磷酸盐的含量接近零,聚磷酸盐含量明显上升,此时粒径1.0～1.5 μm的球菌以单个或成对出现,球菌不再饱满,呈现接近消失的状态.相比之下,单纯的脱氮系统则不存在上述微生物特性的变化.作 者：王晓莲    王淑莹    彭永臻    WANG Xiaolian    WANG Shuying    PENG Yongzhen  作者单位：北京工业大学北京市水环境恢复重点实验室,北京,100022 期 刊：应用与环境生物学报  ISTICPKU  Journal：CHINESE JOURNAL OF APPLIED & ENVIRONMENTAL BIOLOGY 年，卷(期)：, 13(3) 分类号：X703 关键词：A2/O工艺    革兰式染色    异染粒染色    PHB染色    电镜扫描   

 

篇7：反硝化除磷工艺研究进展

摘要：采用常规细菌分离方法,从河流沉积物中筛选出20株具有反硝化作用的细菌菌株,研究了其反硝化强度,对反硝化强度最大的菌株进行了鉴定,并进一步研究了其不同浓度下脱氮除磷的性能.结果表明,筛选的菌株均具有一定的脱氮能力,但不同菌株的.脱氮能力不同,反硝化强度在50%以上的有10株,其中F10菌株的脱氮能力最强为63.2%,通过形态学、革兰氏染色结合16S rDNA序列同源性分析鉴定,其鉴定结果为粪产碱杆菌(Alcaligenes faecalis);不同浓度的F10净化生活污水,其中100 mg/L的处理效果最好,在第10d时,总氮、总磷的去除率最大,分别为76.2%、93.8%.作 者：王琳 李季 康文力 陈云增 郭廷忠 WANG Lin LI Ji KANG Wen-li CHEN Yun-zeng GUO Ting-zhong 作者单位：王琳,WANG Lin(河南大学环境与健康工程研究中心,开封,475001;中国农业大学资源与环境学院,北京,100094)

李季,康文力,LI Ji,KANG Wen-li(中国农业大学资源与环境学院,北京,100094)

陈云增,郭廷忠,CHEN Yun-zeng,GUO Ting-zhong(河南大学环境与健康工程研究中心,开封,475001)

篇8：反硝化除磷工艺研究进展

本研究采集吉林市城市污水处理厂的A/O工艺回流污泥为污泥样品, 利用SBR反应器, 以硝酸盐为电子受体, 在低碳源下, 培养和驯化反硝化除磷菌, 并考察了污泥的同步反硝化除磷的性能。

1 实验方法

1. 1 试验装置及方式

本实验采用按时间顺序进行的SBR反应器作为反硝化除磷菌的培养和驯化装置。试验采用的是一个直径30 cm、高40 cm有机玻璃制成的圆柱形SBR反应器, 有效容积为25 L。反应器底部设有排泥放空管。试验采用瞬时进水, 周期进水量19 ~20L。厌氧与缺氧运行下用机械搅拌器缓慢搅拌保持污泥处于均匀悬浮状态, 由恒温加热棒控制温度为30 ℃ 。缺氧段根据需要加入不同浓度的硝酸钾溶液作为反应所需的电子受体。试验装置如图1所示。

1为DO测定仪, 2为pH计, 3为搅拌器, 4为SBR反应器, 5为排水口, 6为恒温加热棒, 7为蠕动泵, 8为排泥口

1. 2 分析项目及方法

所取水样经离心机离心后采用国家规定的标准方法测定相关指标, CODcr采用重铬酸钾法; NH4+-N采用钠氏试剂分光光度法; NO3-N采用麝香草酚分光光度法; NO2-N采用N- ( 1-萘基) 乙二胺光度法;PO43 －-P采用钼锑抗分光光度法; MLSS采用重量法。

1. 3 主要试剂

污泥培养液人工模拟低碳城市污水配制, 向配水中投加无水乙醇、NH4Cl、KH2PO4获得一定浓度的COD、NH4+-N、PO43 －-P, 同时加入CaO 0. 014 g /L; KI 0. 030 g / L; MgCl20. 040 g / L; ZnSO40. 050 g / L;CuSO40. 016 g / L; CoCl20. 005 g / L; AlCl30. 010 g /L; FeSO40. 050 g / L; EDTA 0. 001 g / L; SnCl20. 001g / L; NaNO30. 040 g / L, 其水质见表1。

1. 4 反硝化除磷菌的培养和驯化

实验污泥采集吉林市城市污水处理厂A/O工艺回流污泥为污泥样品, 分两个阶段进行反硝化除磷菌的培养及驯化。第一阶段采用厌氧/好氧运行方式, 运行10 周期。第二阶段采用厌氧/好氧/缺氧/好氧运行方式, 运行40 周期。详见表2 SBR运行方式。

第一阶段PAOS培养驯化, 该阶段采用厌氧3 h/好氧3 h/沉淀0. 5 h/排水0. 5 h运行方式, 运行10个周期, 详见表3 的SBR运行模式。在该阶段的培养过程中, 厌氧段DO为0. 03 ~ 0. 2 mg/L, 好氧段DO为2 ~ 4 mg / L。进水COD浓度控制在150 mg / L左右, PO43 －-P浓度为10 mg / L左右, MLSS维持在3 000 mg / L左右。取每个周期PO43 －-P浓度数据作图, 见图2 第一阶段系统PO43 －-P浓度变化。

第二阶段DPB除磷菌的诱导, 在厌氧/好氧/缺氧/好氧/沉淀/排水运行方式下, 逐步缩短好氧运行时间, 逐步延长缺氧和厌氧运行时间, 并相应增加硝酸盐投加量, 运行40 个周期, 详见表2 的SBR运行方式。厌氧段DO为0. 03 ~ 0. 2 mg/L, 好氧段DO为2 ~4 mg/L, 缺氧段DO为0. 2 ~ 0. 5 mg/L, 进水COD浓度控制在150 mg / L左右, PO43 －-P为10 mg /L左右, MLSS维持在3 000 mg / L左右。一次性投加NO3－-N 40 mg / L, 无水亚硫酸钠5 mg / L。

常规的DPB除磷菌的诱导方法为A/A/O方式运行, 这种方法有利于好氧段充分吸磷。然而在进行实验过程中发现: 如果缺氧段rbCOD过高, 则容易出现反硝化过程, 从而抑制了反硝化除磷过程。为此, 本实验采用了与常规的A/A/O相反的过程, 即A/O/A运行方式。该运行方式有效地保证了反硝化过程发生的有利条件, 但是实验过程中发现此方法对下一周期的除磷过程有很大的影响。为解决这种缺陷我们在缺氧段结束后, 增加了短时间的曝气, 不仅有效地吸收了剩余的磷, 还提高了污泥的沉降性能。

2 结果与讨论

2. 1 反硝化除磷菌的培养和驯化分析

图2 为第一阶段系统PO43 －-P浓度变化。由图2 可知, 经过第一阶段的培养驯化, 出水PO43 －-P浓度低于0. 4 mg/L, 去除率达95. 8%, COD去除率达90% 以上。由于接种污泥为正常运行的A / O工艺回流污泥, 其PAOs含量丰富经过10 个周期培养, PAOs可在系统中稳定运行, 接种污泥经过7 个周期即适应了新的生存环境出水TP在1 mg/L以下。PAOs好氧吸磷量为厌氧释磷量的2 倍。释放1 mg磷即吸收了10 mg左右COD, 与Wentzel指出的“7 ~10 mg醋酸盐大约去除1 mg磷”比较接近。

图3 为第二阶段系统PO43 －-P去除率变化。由图3 可知, 经过第二阶段DPB除磷菌的富集, 40 个周期后, PO43 －-P浓度明显降低, PO43 －-P去除率保持在95% 以上。而且基本检测不到NO3－-N和NO2－-N存在, 表明实现了同步的氮、磷去除［4］, 完成反硝化除磷菌的培养驯化。

2. 2 反硝化除磷菌数量测定

试验对污泥中的反硝化除磷菌 ( DPB) 含量进行测定, 根据Wachtmeister等［5］提出的用缺氧吸磷速率 ( qpm) 和好氧吸磷速率 ( qpo) 的比值来计算反硝化除磷菌在全部聚磷菌微生物中所占的比例。取1 000 mL充分释磷的活性污泥, 测定MLSS为3 000mg / L。将其平均分为两份, 一份在好氧条件下吸磷 ( DO 2 mg/L) , 另一份在缺氧条件下吸磷 ( DO 0. 11mg / L, 一次加入NO3－-N 50 mg / L) , 计算得到DPB含量为94. 9 %。

2. 3 稳定运行系统的反硝化脱氮除磷性能

反硝化除磷菌经过培养及驯化, 得到有效地富集, 系统状态稳定。厌氧3 h ~ 缺氧4 h运行, 监测一个周期内反硝化除磷系统中PO43－-P、COD和NO3－-N的浓度变化, 结果如图4 所示。

在厌氧段, COD浓度呈迅速下降趋势, PO43－-P浓度逐渐增加, 表现出明显的释磷现象, 在厌氧阶段末期, PO43－-P浓度增加到24. 56 mg / L。在缺氧段, COD浓度下降趋势减缓, PO43－-P浓度迅速降低, 表现出强烈的反硝化吸磷现象, 经过4 h的缺氧阶段, 系统中PO43－-P浓度和NO3－-N浓度分别下降到0. 38 mg / L和0. 022 mg / L, 系统除磷和脱氮率高达96% 和99% 。由以上反硝化脱氮除磷性能可以判断, 反应系统已经存在大量能以NO3－-N为电子受体进行吸磷的反硝化聚磷菌, 经SBR系统内的培养驯化, DPB成为SBR系统中的优势菌种。

3 结论

( 1) 采集某城市污水处理厂的A/O工艺回流活性污泥作为污泥样品, 利用SBR反应器, 以硝酸盐为电子受体, 在低碳源下, 培养和驯化反硝化除磷菌。第一阶段采用厌氧/好氧/沉淀/排水的运行方式10 周期, 第二阶段采用厌氧/好氧/缺氧/好氧/沉淀/排水运行方式40 周期。

( 2) 本试验经过两个阶段的培养和驯化, 反硝化除磷菌得到了迅速富集, 反硝化除磷菌含量达94. 9%。

( 3) 运行稳定的反硝化除磷菌处理低碳源废水, PO43－-P的去除率达96% , 出水浓度稳定在0. 4mg / L以下; NH4+-N去除率达78% , 出水浓度稳定在3 mg / L以下; COD的去除率达86% , 出水浓度稳定在20 mg/L以下, 反硝化除磷菌的同步反硝化除磷性能良好。

摘要：采集某城市污水处理厂的A/O工艺回流活性污泥作为污泥样品, 利用SBR反应器, 以硝酸盐为电子受体, 在低碳源下, 培养和驯化反硝化除磷菌。第一阶段采用厌氧/好氧/沉淀/排水的运行方式10周期, 第二阶段采用厌氧/好氧/缺氧/好氧/沉淀/排水运行方式40周期。反硝化脱氮除磷性能的测试结果表明, 经培养驯化得到的反硝化除磷菌处理低碳源废水, PO43--P的去除率达96%, 出水浓度稳定在0.4 mg/L以下;NH4+-N去除率达78%, 出水浓度稳定在3 mg/L以下;COD的去除率达86%, 出水浓度稳定在20 mg/L以下;表明采用SBR反应器进行反硝化菌的培养驯化是可行的。

关键词：序列间歇式活性污泥法 (SBR) ,低碳源,反硝化除磷菌 (DPB)

参考文献

[1] Kuba T, Van Loosdrecht M C M, Heijinen J J.Phosphorus and nitrogen removal with minimal COD requirement by integration of denitrifying dephosphatation and nitrification in a two-sludge system.Water Res, 1996;30 (7) :1702—1710

[2] Meinhold J, Filipe C D M, Daigger G T, et al.Characterization of the denitrifying fraction of phosphateaccumulating organisms inbiological phosphate removal.Water Sci Technol, 1999;39 (1) :31—42

[3] Lee D S, Jeon C O, Park J M.Biological nitrogen removal with enhanced phosphate uptake in a sequencing batch reactor using single sludge system.Water Res, 2001;35 (16) :3968—3976

篇9：反硝化除磷的生物化学代谢模型

基于Delft科技大学和活性污泥法动力学模型(ASM2D)推出的反硝化除磷生物化学代谢模型,从生物除磷的计量学和动力学两方面介绍了反硝化除磷过程一系列复杂的生化反应机理.反硝化除磷与传统好氧除磷的生化反应机理非常相似,两种除磷模式的许多化学计量学和动力学方程可以通用;好氧除磷动力学所涉及的一部分参数同时也适用于反硝化除磷动力学;两者最大的区别就是氧化单位NADH2所吸收的`磷酸盐量(P/NADH2)不同.引起两者P/NADH2值不同的最根本原因在于:以氧气作为电子受体和以硝态氮作为电子受体,消耗单位NADH2所产生的ATP量不同.在An/ASBR反硝化除磷系统中,测得该值为1.0 molATP/molNADH2,此值较An/OSBR型好氧吸磷系统降低了40%左右.

作 者：王亚宜 王淑莹 彭永臻 WANG Ya-yi WANG Shu-ying PENG Yong-zhen 作者单位：王亚宜,WANG Ya-yi(北京工业大学,环境与能源学院,北京,100022;浙江工业大学,建筑工程学院,浙江,杭州,310014)

王淑莹,彭永臻,WANG Shu-ying,PENG Yong-zhen(北京工业大学,环境与能源学院,北京,100022)

篇10：反硝化除磷工艺研究进展

目的为了深入研究连续流双污泥反硝化同时除磷系统的主要影响因素,确定系统最佳运行条件.方法以生活污水为研究对象,保持其他运行条件不变,分别改变C/N、BFR、PAHRT的大小,监测系统的除磷脱氮效果,确定系统的最佳运行条件.结果进水C/N(COD/TN)与TP、TN的`去除效果密切相关,在3.8～6.0之间,系统可长期稳定运行,对TN、TP、COD的去除率可分别达到83%、92%和86%,而系统的最佳C/N比是在4～5之间;同时BFR在0.33～0.38之间控制得越低TN去除效果越好,如果BFR低于0.28或高于0.48,均会影响系统对TN、TP的去除;PAHRT也不宜过长,如果超过60 min并长时间运行,会破坏污泥沉淀性能,减少聚磷菌群中反硝化聚磷菌的比例,影响系统稳定运行.结论系统进水最佳C/N为4～5,BFR为0.33～0.38,PAHRT应控制在20～30 min较为适宜.

作 者：李相昆 姜安玺 于健 张利成 鲍林林 张杰 LI Xiang-kun JIANG An-xi YU Jian ZHANG Li-cheng BAO Lin-lin ZHANG Jie 作者单位：李相昆,姜安玺,鲍林林,张杰,LI Xiang-kun,JIANG An-xi,BAO Lin-lin,ZHANG Jie(哈尔滨工业大学市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090)

于健,YU Jian(吉林市环境检查支队,吉林,吉林,132001)

张利成,ZHANG Li-cheng(沈阳建筑大学市政与环境工程学院,辽宁,沈阳,110168)

篇11：反硝化除磷工艺研究进展

摘要：应用A/O生物脱氮中试试验装置处理实际生活污水,从pH、污泥浓度(MLSS)、自由氨(FA)、温度、污泥龄(SRT)、溶解氧(DO)和水力停留时间(HRT)等方面系统的分析了A/O工艺实现短程硝化反硝化的.主要影响因素.结果表明,DO浓度是A/O工艺实现短程硝化反硝化的主要因素,由FISH检测发现长期控制低DO浓度(0.3～0.7 mg・L-1)可以导致亚硝酸盐氧化菌(NOB)的淘洗,从而实现稳定的亚硝酸盐积累率,试验获得平均亚硝酸氮积累率为85%,有时甚至超过95%.提高DO浓度,1周内亚硝酸氮积累率从85%降到10%,继续维持低DO浓度,大约需要2个污泥龄时间才可重新恢复到较高的亚硝酸氮积累率(＞75%).低DO浓度下,试验初期污泥沉淀性能随着亚硝酸氮积累率的增加而变差,而在试验后期,无论亚硝酸氮积累率多高,污泥沉淀性能一直很好,SVI值处于80～120 mL・g-1作 者：马勇    王淑莹    曾薇    彭永臻    周利  作者单位：马勇(哈尔滨工业大学,市政与环境工程学院,哈尔滨,150090)

王淑莹,曾薇(北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京,100022)

彭永臻(哈尔滨工业大学,市政与环境工程学院,哈尔滨,150090;北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京,100022)

篇12：反硝化除磷工艺研究进展

假发在生产过程中排放大量超标有机废水。为实现企业经济的可持续发展, 漯河某发制品有限公司投资建设了100 t/d的假发生产废水处理工程。

某发制品有限公司位于漯河市某镇, 其出水经管网排入某河流。该河流在枯水期时没有地表径流, 排放废水达到当地环境管理要求和下游河流水域水污染物排放标准, 即《污水综合排放标准》一级标准。

1 假发废水水质和排放标准

1.1 假发的生产工艺

假发的生产工艺比较简单:

人发→酸洗→染发→漂洗→烘干→定型→机制。

生产废水主要来自酸洗、染发、洗发三道工序[1,2]。对原料进行前处理时, 去除毛发磷片、污物时产生含酸废水;中和工段产生含氨废水;脱色、染色产生高色度废水等。在后处理时, 洗发及定型工段也有废水产生。

1.2 废水水质

酸洗废水:p H=5, 主要污染物是油脂、悬浮物;

染发废水:主要污染物:BOD、COD、色度;

漂洗废水;主要污染物:BOD、COD、阴离子洗涤剂、色度。

企业排放废水水质见表1。

1.3 出水水质要求

根据环保要求, 项目实施后污水处理出水参考《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB18918-2002) 一级A标准。外排水质标准见表2。

2 污水处理工艺的选择

2.1 国内一般假发生产废水处理工艺

国内假发生产工艺基本相同, 假发生产废水COD、悬浮物浓度一般, 但成分较复杂, 变化不大[3,4]。在废水预处理阶段一般采用强化措施保证后续生物处理阶段的稳定运行。二级处理以好氧生物法和厌氧生物法为主, 好氧生物法包括浅层曝气、射流曝气、延时曝气、吸附再生、序批式活性污泥 (SBR) 和生物接触氧化等, 厌氧生物法包括厌氧生物滤池和UASB等。纯好氧生物法出水水质好, 处理效率高, 但能耗高, 剩余污泥量多, 而单纯厌氧生物法虽然能耗低, 污泥量少, 但出水水质难以保证。

为了寻求能耗低, 投资省, 处理效果好的处理方法, 部分企业选用物化+接触氧化法的处理工艺。

2.2 假发生产废水处理工艺的选择

漯河某发制品有限公司出水经管网排入某河流。该河流在枯水期时没有地表径流, 排放废水达到当地环境管理要求和下游河流水域水污染物排放标准。排放废水比其他假发企业的废水标准 (一般是COD≤100 mg/L, NH3-N≤5 mg/L) 要高, 对污水处理工艺提出了更高的要求。

2.2.1 预处理工艺

假发制品是以人体的毛发为原料, 通过酸洗、水洗、脱色、染色和整洗等工艺制成, 由此产生的假发制品废水主要来自酸洗、水洗、染色三道工序。其中因在染色工艺中使用大量的中性染料, 故原水的色度较高。酸洗工艺中投加大量的 (浓) H2SO4, 故原水的酸性较大 (p H值最低达3.0) 。另外由于在生产过程中投加大量的Na Cl O、H2O2、Na S2O3、焦磷酸钠、氨水以及少量的柔软剂、表面活性剂和无机助剂, 同时人体毛发在加工过程中会脱落发胶、油脂、胶蛋白和维生素等, 因此原水成分复杂且可生化性差 (BOD5/COD≈0.25) , 有些物质对微生物可能有毒害作用, 抑制微生物的生长。

2.2.2 采用微电解工艺预处理, 提高生化效果

废水中含有大量的胶体物质[3,4], 胶体物质絮凝在一起, 不利于微生物对其进行生物降解, 实验发现, 经过微电解以后胶体物质能够脱稳, 由大分子变成小分子的物质, 易于进行生物降解。

微电解是采用一体化微电解净水器设备, 以工业废铁屑为填料, 通过氧化还原反应以及电沉积、絮凝、过滤等多种作用, 去除废水中的色度和其他污染物, 提高废水的可生化性, 以利于后续的生化处理[1,5,6]。

铁屑中的Fe原子和C原子形成原电池, 在其周围产生一个电场, 使带电荷的污染物发生电沉积;反应过程中产生的自由基 (H#、OH#) 和Fe2+不仅能与废水中的污染物发生氧化还原反应, 还能分解难溶或难生化降解的污染物, 从而提高了废水的可生化性;Fe2+溶液是良好的絮凝剂 (具有较高的絮凝活性) , 并可起到一定的脱色作用。当一沉池中水的p H值调节到9.0左右时, Fe2+便形成氢氧化亚铁和氢氧化铁同污染物一起被分离[6]。经微电解系统处理后, 出水的COD降至660 mg/L以下, 可生化性得到提高。原水的p H值为3.0~5.0, 这正好符合微电解工艺的条件, 不需要另行投药调节。微电净水器运行一段时间后, 需进行气水反冲洗。由于生物接触氧化法具有运行稳定、操作简单、抗冲击性强和占地面积小的特点, 因此适合作为后续处理工艺。

2.2.3 生化处理工艺

因此在废水进入好氧生化系统之前采用水解酸化工艺进行处理, 可以有效提高后续好氧处理系统的处理效果。

在池内缺氧条件下, 被截留下来的有机物在大量水解-产酸菌作用下, 将不溶性有机物水解为溶解性物质, 将大分子、难于生物降解的物质转化为易于生物降解的物质 (如有机酸类) ;同时剩余污泥菌体外多糖粘质层发生水解, 使细胞壁打开, 使污泥液态化, 重新回到污水处理系统中被好氧菌代谢, 达到剩余污泥减容化的目的。经过水解后的污水可生化性进一步提高, 并通过清水区而排出池外并进入后续的好氧系统进一步处理。

该企业生产废水, COD、氨氮含量都较高, 采用厌氧之后加A/O的处理工艺, 即反硝化、硝化的生物处理工艺。在A/O池中设置生物填料, 微生物附着在载体表面生长, 形成生物膜, 当污水流经载体表面和生物接触的过程时, 污水中的有机污染物随生物吸附、稳定、降解, 最终转化为水、二氧化碳和生物细胞等物质, 污水得到净化[7]。

根据以上水质、水量分析, 综合其废水水质特征, 经多方论证, 决定采用以下处理工艺。废水经格栅进入预曝气调节池使水质混合均匀并在调节池内对p H进行调节, 然后经泵提升进入微电解反应器, 提高废水的可生化性以及去除水中的色度, 之后出水进入沉淀池, 沉淀池出水自流进入厌氧水解反应器, 在池内使废水中难降解的大分子有机物变为易降解的小分子。然后进入A/O生物脱氮池, 在微生物作用下去除氨氮和CODCr后出水进入二沉池、化学氧化池和滤池, 最终出水实现达标排放。初沉池、厌氧池、二沉池的剩余污泥则进入污泥浓缩池经浓缩后泵入板框压滤机脱水后外运处置, 滤液回流至调节池重新进入污水处理系统, 见图1。

3 主要构 (建) 筑物设计一览表

假发污水处理系统主要构 (建) 筑物设计见表3。

4 主要问题及的解决办法

由于原水中含有发胶、油脂、胶蛋白等易结团的有机物以及电沉积的作用, 使微电净水器填料容易被堵塞。因此在调试运行过程中, 采取了缩短反冲洗周期、增加反冲洗次数、定期加稀酸浸泡和清洗填料的措施, 从而最大程度地缓解了堵塞现象, 保证了处理效果。

生物接触氧化池采用弹性填料, 能对气泡进行二次切割, 提高了氧利用率。但生物接触氧化池对温度、溶解氧的要求较高, 如达不到要求, 易造成大量生物膜脱落, 而重新挂膜又需要较长时间。从稳定运行、保证处理效果的角度出发, 选择组合填料或软性填料更为有利。

5 处理效果分析表

污水处理系统经三个月的调试, 达到设计指标。系统污水处理效果见表4。

6 投资、运行成本和效益

6.1 运行成本

该工程总投资额为120万元, 处理成本为3.83元/m3 (不含折旧及维修费) 。其中:电费为2.6元/m3, 药剂费为0.73元/m3, 人工费为0.525元/m3。

6.2 环境及社会效益分析

污水处理厂的建设是改善生态环境, 保障人民身体健康, 造福社会的环境保护工程, 工程效益主要就是环境效益。

我国保护环境已成为我国一项基本国策, 受到全社会的关注和重视。污水处理工程是保护环境的重要措施之一, 对促进国民经济持续稳定发展、改善当地投资环境, 吸引投资都是极其重要的。项目主要污染物去除率都在95%以上。

从以上分析可以看出, 该工程投入运行后减少了对受纳水体污染物排放量, 对改善受纳水体水质起到积极的作用, 保证了当地控制检测断面水质的稳定达标。

7 结论

(1) 实践证明, 采用微电解—水解酸化-消化反硝化工艺处理假发明胶生产废水, 具有处理效果好、耐冲击负荷强、运行稳定等特征, 并且能使部分废水达到回用标准, 为今后类似废水处理工程提供了一个很好的典范。

(2) 工程项目主要污染物去除率都在95%以上, 出水的各项指标均达到国家GB8978) 1996一级排放标准以上。

(3) 以微电解作为预处理工艺, 不仅收到了良好的脱色效果, 还提高了废水的可生化性, 为后续生化处理创造了良好的条件。

(4) 调节池的停留时间较长, 成功地解决了原水水质和水量波动大的问题, 有效地减小了对处理系统的冲击, 保证了处理效果。

摘要：采用微电解—水解酸化-硝化反硝化工艺处理假发生产废水, 微电解去除废水中的色度和其他污染物, 并提高废水的可生化性, 以利于后续生化处理;水解酸化提高后续处理的容积负荷, 提高去除效率, 对进水中有机氮的氨化作用明显, 硝化反硝化可将水解产生的NH3-N全部转化。运行结果表明, 进水COD为1 100 mg/L、氨氮为120 mg/L的情况下, 该工艺降解COD及脱氮效果良好;处理工艺保证系统出水COD<40 mg/L, 氨氮<5 mg/L, 达到了《污水综合排放标准》一级标准。

关键词：假发生产废水,微电解,水解酸化,硝化反硝化

参考文献

[1]时鹏辉.A2/O-微电解组合工艺处理发制品废水[J].环保科技, 2010, 16 (2) :43-45.

[2]楚君, 王坤丽, 吴健.发制品企业废水处理工程设计实例[J].工业用水与废水, 2008 (4) :85-87.

[3]黄开, 闫学昌, 翟立前.微电解—生物接触氧化法处理假发制品废水[J].中国给水排水, 2003, 19 (12) :86-87.

[4]罗领先, 杨广建, 时鹏辉.发制品废水处理工程设计及运行[J].环境工程, 2010, 28 (3) :5-7.

[5]黄开, 闫学昌, 翟立前.微电解—生物接触氧化法处理假发制品废水[J].中国给水排水, 2003, 19 (12) :86-87.

[6]曹曼.铁屑固定床及其及其在废水处理中的应用[J].上海环境科学, 1994, 13 (2) :43.

篇13：反硝化除磷工艺研究进展

SBR-BAF组合工艺好氧反硝化脱氮

采用一套由SBR反应器和一个内部填充多孔蜂窝陶瓷填料的生物滤池(BAF)构成的组合系统,研究了不同碳氮比,不同入口硝酸根浓度和CODCr及低温时溶解氧对于该系统反硝化效果的影响.结果表明,系统在有溶解氧时仍有较好的.反硝化效果和CODCr去除率,在15℃低温下,通入2.0 mg/L的溶解氧也可使系统具有良好的反硝化效果.

作 者：王宝沂 黄少斌 Wang Baoyi Huang Shaobin  作者单位：华南理工大学环境科学与工程学院,广州,510641 刊 名：环境工程  ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL ENGINEERING 年，卷(期)：2006 24(5) 分类号：X7 关键词：SBR-BAF组合工艺   碳氮比   硝酸根   温度   溶解氧   反硝化  

篇14：反硝化除磷工艺研究进展

摘要：笔者以1984-发表在国内外期刊上的关于BAF研究与应用的`多篇文献为基础,对曝气生物滤池中的同步硝化反硝化作用从宏观、微观和微生物角度进行机理分析,并从DO、C/N、pH以及滤料角度对影响脱氮过程的因素进行探讨,最后对曝气生物滤池同步硝化反硝化研究进行展望.作 者：刘硕 吕a 黄S芳 申颖洁 LIU Shuo LV Jian HUANG Yun-fang SHEN Ying-jie 作者单位：刘硕,吕a,LIU Shuo,LV Jian(北京工业大学建筑工程学院,100124)

黄S芳,申颖洁,HUANG Yun-fang,SHEN Ying-jie(北京市水利科学研究所,100048)

篇15：反硝化除磷工艺研究进展

对常温条件下生活废水短程硝化反硝化生物脱氮进行了研究.结果表明,在常温(25℃),pH＞8.5时,通过提高进水氨氮质量浓度可以使亚硝化率达到80%以上.还对反应过程中pH的.变化规律进行了研究,探讨了短程脱氮与全程脱氮相互转化的界面条件,得出游离氨对硝酸菌产生抑制的质量浓度为0.724mg/L,大于该值时会抑制硝酸菌的生长,而对亚硝酸菌不产生抑制作用.

作 者：支霞辉 王红武 丁峰 彭永臻 马鲁铭 ZHI Xia-hui WANG Hong-wu DING Feng PENG Yong-Zhen MA Lu-ming  作者单位：支霞辉,王红武,马鲁铭,ZHI Xia-hui,WANG Hong-wu,MA Lu-ming(同济大学,环境学院,上海,92)

丁峰,DING Feng(青岛理工大学,环境学院,山东,青岛,266033)

彭永臻,PENG Yong-Zhen(北京工业大学,北京,100022)

刊 名：环境科学研究  ISTIC PKU英文刊名：RESEARCH OF ENVIRONMENTAL SCIENCES 年，卷(期)：2006 19(1) 分类号：X703 关键词：短程硝化反硝化   常温   亚硝化率   抑制浓度  

篇16：反硝化除磷工艺研究进展

1 试验材料与方法

1.1 试验装置

整个试验的主体部分为序批式生物膜反应器, 装置如图1所示。反应器内径15cm, 高125cm, 有效容积为17L, 内置组合纤维载体, 底部设有微孔曝气装置, 由空气压缩机提供连续曝气, 为微生物降解有机物提供足够的氧气, 用转子流量计调节曝气量。

1.2 试验用水

根据珠江某河段9、10月份水质特点 (见表1) , 进行人工模拟试验用水。人工配水由淀粉、NH4Cl、KH2PO4、CaCl2·2H2O、MgSO4·7H2O、FeSO4·7H2O和NaHCO3或Na2CO3等配制, 试验期间根据需要对淀粉、NH4Cl等主要成分进行增减, 以取得不同的进水水质 (见表2) 。

1.高位水箱2.反应器3.ORP探头4.pH探头5.DO探头6.加热棒7.取样口8.生物膜片9.流量计10.曝气泵11.曝气头12.DO控制装置13.温度控制装置14.ORP、pH控制装置15.排水阀16.空气阀17.进水阀18.循环泵

1.3 水质测定项目与检测方法

试验中所有的水质分析方法全部按照国家规定的标准方法[14]进行。

1.4 生物膜的培养

试验采用接种法培养生物膜, 接种污泥取自广州猎德污水处理厂二沉池回流污泥, 将接种污泥经沉淀排除上清液后加入悬挂填料的反应器中, 同时加入人工配置的模拟微污染水源水并连续曝气。为了缩短挂膜时间, 初期模拟微污染水质时, 适当加大有机物等营养物质的浓度。进水CODCr浓度为60mg/L左右、氨氮浓度为12.0~15.5mg/L、pH值为7.5、水温30℃, DO浓度为1mg/L, 曝气时间5.5~6.0h, 每天运行3个周期。每次开始曝气前, 都采用全换容的方式加入新鲜的模拟水。经过25d的连续培养, 生物膜逐渐成熟, 外观呈黄褐色, 出水水质稳定, CODCr的去除率达到80%, 氨氮去除率达到85%以上, 镜检能观察到菌胶团、丝状菌、累枝虫、轮虫等, 表示生物膜挂膜成功, 生物膜培养阶段结束。

2 试验结果与分析

2.1 同步硝化反硝化的实现

生物膜挂膜成功后, 开始驯化使其达到同步硝化反硝化的效果。驯化过程中, 试验采用的工艺步序如下:瞬间进水、曝气反应 (5.5~6.0h) 、沉淀 (20min) 、出水 (10min) , 每天运行2个周期。实时在线监测控制DO浓度在1.0±0.2mg/L, pH7.50~8.85, 温度在28~31℃。曝气结束及时取样, 检测三氮浓度和COD浓度, 检测结果如图2所示。

第一阶段 (1~13d) , 进水NH4+-N浓度为10mg/L, 在系统运行的初期 (1~9d) , 出水NH4+-N、NO3--N浓度较高, NH4+-N去除率只有65%, TN去除率仅有45.3%, 此时反应器主要进行硝化作用, 反硝化作用不明显。从第9d开始, 反硝化能力明显增强, 出水NH4+-N、NO3--N浓度逐渐降低, NH4+-N的去除率达到80%, TN的去除率70.9%, 已经实现了稳定的SND。反应器中能够实现SND是因为液相中的DO值为1.0mg/L, 由于生物膜中溶解氧的扩散反应, 较低的溶解氧值使得氧气无法深入到微生物絮体内部, 生物膜内部形成了DO的不同分层, 为硝化反应和反硝化反应分别提供了有利的环境, 实现了同步硝化反硝化。

第二阶段 (13~24d) , 降低NH4+-N浓度至8mg/L, 生物膜经过短暂的适应时间, NH4+-N和TN的去除率明显上升, 分别达到了90%、80%以上。此时反应器中生物膜成熟稳定, 脱氮效果较好, SND过程持续稳定。

第三阶段 (24~33d) , 进一步降低NH4+-N浓度至5mg/L, 达到珠江水源水污染范围, 此时出水NO2--N、NO3--N浓度始终保持在1mg/L以下, NH4+-N的去除率接近100%, TN的平均去除率达79.6%。综上, 在模拟受污染水源水的范围内, 保持DO浓度在1.0±0.2mg/L, pH在7.50~8.85, 温度28~31℃, 实现了微污染水源水持续稳定的SND过程, NH4+-N去除率达到95%以上, TN去除率达到80%。

2.2 碳氮比对同步硝化反硝化的影响

在实现持续稳定的SND后, 考察碳氮比对总氮的去处以及SND效果的影响。C/N值对硝化、反硝化作用有重要影响, 试验在保持进水CODCr保持恒定不变的情况下, 分梯次降低氮负荷, 进而间接的调节C/N的比值, 如图3所示, 在C/N为2~4时, 硝化作用逐渐提高, 反硝化作用不明显, 出水NO3--N浓度很高, 在1.2mg/L以上, NH4+-N、CODCr、TN的平均去除率分别只有67.0%、53.9%、46.1%。由于反硝化菌的作用机理是以亚硝酸盐或硝酸盐作为电子受体, 将有机物作为碳源充当电子供体, 将含氮污染物转化为有机氮化合物和气态氮, 从而从水体中去除, 在低碳氮比的情况下, 碳源不足, 从而抑制了反硝化作用, 使NOX--N得不到有效去除, 因此TN的去除率低。在C/N为4~6时, NH4+-N、CODCr、TN的平均去除率分别达到94.2%、78.0%、85.8%, 出水NO3--N浓度平均在0.64mg/L, NO2--N浓度在0.1mg/L左右。分析原因:反硝化微生物通常为异养菌, 有机碳源在反硝化过程中既作为电子供体 (能源) 也作为微生物合成的碳源。合适的碳氮比, 有利于硝化、反硝化菌的生长, 也促进了反硝化作用。张立秋等[15]、魏海娟等[16]的研究也都证明了此结论。在C/N为6~9时, 出水NO2--N、NO3--N浓度较C/N为4~6时基本不变, 而CODCr、TN的平均去除率较C/N约为4~6时略有下降。分析原因:一是有机负荷提高, 异养菌大量繁殖, 硝化菌竞争优势降低, 硝化速率降低;二是随着运行时间的增加, 反硝化作用利用了细菌胞内的内碳源, 加速了细胞老化, 致使生物膜上的硝化菌, 反硝化菌数量减少, TN的平均去除率降低。因此可以得到如下结论:在C/N约为4~6, 效果最好, TN平均去除率85.8%, 出水NO3--N、NO2--N浓度分别在1mg/L、0.5mg/L以下, 实现了很好的同步硝化反硝化脱氮作用, 出水水质分别达到了国家《地表水环境质量标准》 (GB3838-2002) 中Ⅲ类水体的要求, 实现了微污染水预处理的目标。

2.3 典型周期三氮变化分析

在典型周期内分析CODCr及三氮的变化规律, 更加细致的分析SND过程, 如图4。可以看出:在整个典型周期的反应过程中, NH4+-N、TN浓度随着好氧反应时间的增加而逐渐降低, NO3--N、NO2--N浓度始终保持在一个较低的浓度范围内, 在反应器内发生了明显的SND过程。在初始曝气时, NO2--N才出现一个较小的积累, 随后又逐渐降低;而NO3--N浓度只是在反应开始时出现小幅上升, 在60min时已为零, 说明反应器内硝化菌已基本洗涤出去。其主要原因就是:在低曝气量且高pH值条件下大部分硝化菌从生物膜表面被淘洗出去, 亚硝酸菌成为好氧层优势菌属。而低氧造成的代谢活动下降则由低氧下亚硝酸菌增殖速率加快补偿, 使硝化过程中的氨氧化并未受到明显影响。出水NH4+-N浓度在好氧曝气270min后变为零, 作为好氧反应终止的信号, 同时确定最佳水力停留时间, 节省了能耗。反应至240min, NH4+-N浓度降至0.5mg/L左右, NO2--N、NO3--N浓度为零, 可以认为是SND过程终点。出水CODCr浓度在反应开始的30min内迅速下降, 在好氧反应90min后就保持在9.0mg/L左右。有机碳源在反应初期被生物膜上的细菌强烈吸附, 并在细菌胞内储存。在生物膜内部缺氧环境中, 细菌外部吸附和胞内储存的碳源缓慢释放出来, 为反硝化过程提供碳源, 保证反硝化顺利实现。

3 结论

a.在模拟受污染水源水的NH4+-N浓度在3.8~6.0mg/L, 保持DO浓度在1.0±0.2mg/L, pH在7.50~8.85, 温度28~34℃, 实现了受污染水源水持续稳定的SND过程, 氨氮去除率达到95%以上, TN去除率达到80%。

b.SBBR中碳氮比对同步硝化反硝化影响很大, 在C/N约为4~6, 处理效果最理想, NH4+-N、CODCr、TN的平均去除率分别达到94.2%、78.0%、85.8%, 出水水质均达到了国家《地表水环境质量标准》 (GB3838-2002) 中Ⅲ类水体的要求, 而实际的微污染水中有机物的含量并不能满足实现同步硝化反硝化所需, 在用此方法做预处理的过程中外加部分碳源是必须的, 因此寻找经济高效的有机碳源是非常必要。

摘要：采用序批式生物膜反应器 (SBBR) , 应用同步硝化反硝化 (SND) 脱氮技术预处理南方地区微污染水源水, 通过控制溶解氧 (DO) 浓度在1.0±0.2mg/L, pH值为7.508.85, 温度在2831℃, 实现了高效稳定的SND, 同时考察了碳氮比 (质量浓度) 对SND过程的影响及典型周期内的运行情况。结果表明:在C/N约为46时, 处理效果最理想, NH+4-N、TN、CODCr平均去除率分别为94.2%、85.8%、78.0%, 出水水质达到了国家《地表水环境质量标准》 (GB3838-2002) 中Ⅲ类水体的要求。