廢水生物脫氮除磷技術(注冊環(huán)保課件）

1、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

2、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。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

3、物的代謝，耗盡了水體中的溶解氧，造成了水體質量惡化和水生生態(tài)環(huán)境結構破壞，這就是所謂的水體富營養(yǎng)化。 氮、磷污染的環(huán)境效應及現狀 一般認為，當水體中含氮量超過0.20.3mg/L，磷含量大于0.010.02mg/L，BOD5大于10mg/L，在pH值79的淡水中細菌總數每毫升超過10萬個，表征藻類數量的葉綠素-含量大于10g/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，甚至污染和危害了飲用水水源地。 氮、磷污染的環(huán)

4、境效應及現狀 19861990年對我國26個大中型湖泊及水庫的調查表明，這些湖泊和水庫的總氮濃度范圍為0.083.383mg/L，其中含量最高的是南四湖、巢湖和蘑菇湖水庫。所調查湖泊和水庫的總氮平均值為2mg/L以上?？偭缀糠秶鸀?.0180.4mg/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)境效應及現狀 這些數據與OECD1982年所調查的世界71個湖泊的幾何平均值及濃度范圍相比，均遠大于OECD的調查結果。上述調查的湖泊及水庫中，有68%的透明度0.6m，76%的1m，其中城市湖泊的透明度一般為0.20.4m

5、。湖泊及水庫中，浮游植物的含量較高，葉綠素-（chl）年均值的范圍為0.7240mg/L。 氮、磷污染的環(huán)境效應及現狀 調查表明，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。生物脫氮的基本原理及影響因素一、生物脫氮的基本原理 二、生物脫氮的影響因素 生物脫氮的基本原理概述1、氨化作用（Nitrogen） 2、硝化作用（Nitrification） 3、反硝化作用（Denitrific

6、ation） 4、生物脫氮的新發(fā)現 概述 廢水生物脫氮技術是70年代中期美國和南非等國的水處理專家們在對化學、催化和生物處理方法研究的基礎上，提出的一種經濟有效的處理技術。廢水生物脫氮有同化脫氮與異化脫氮。同化脫氮是指微生物的合成代謝利用水體中的氮素合成自身物質，從而將水體中的氮轉化為細胞成分而使之從廢水中分離。通常所說的廢水生物脫氮是指異化脫氮。 概述 廢水生物脫氮利用自然界氮素循環(huán)的原理，在水處理構筑物中營造出適宜于不同微生物種群生長的環(huán)境，通過人工措施，提高生物硝化反硝化速率，達到廢水中氮素去除的目的。廢水生物脫氮一般由三種作用組成：氨化作用、硝化作用和反硝化作用。 氨化作用 在未經處理

7、的原廢水中，含氮化合物主要以有機氮如蛋白質、尿素、胺類化合物、硝基化合物以及氨基酸等形式存在，此外還含有部分氨態(tài)氮如NH3和NH+4-N。在細菌的作用下，有機氮化合物分解、轉化為氨態(tài)氮。以氨基酸為例，反應式為：RCHNH2COOH + O2 RCOOH + CO2 + NH3 （13-1） 在活性污泥和生物膜系統內，氨化作用能較完全地發(fā)生。 硝化作用 廢水中的氨氮在硝化細菌的作用下，進一步氧化為硝態(tài)氮。此過程包括兩個基本反應步驟：由亞硝酸菌（Nitrosomonas）參與的將氨氮轉化成亞硝酸鹽（NO2-）的反應；由硝酸菌（Nitrobacter）參與的將亞硝酸鹽轉化為硝酸鹽（NO3-）的反應。

8、其中亞硝酸菌有亞硝酸單胞菌屬、亞硝酸螺桿菌屬和亞硝酸球菌屬等；硝酸菌有硝酸桿菌屬、硝酸螺菌屬和硝酸球菌屬等。 硝化作用 亞硝酸菌和硝酸菌都是化能自養(yǎng)菌，它們利用CO2、CO32-和HCO3-等作為碳源，通過NH3、NH4+或NO2的氧化獲得能量。硝化反應過程需在好氧條件下進行，以氧作為電子受體。其反應過程可用下式表示：亞硝化反應：NH4+ + O2 + HCO3- NO2- + H2O +H2CO3 + 亞硝酸菌 （13-2） 硝化作用硝化反應：NO2- + NH4+ +H2CO3 + HCO3- + O2 NO3- + H2O + 硝酸菌 （13-3）總反應：NH4+ + O2 + HCO3

9、- NO3- + H2O + H2CO3 + 微生物細胞 （13-4） 硝化作用由上式可知，1g氨氮氧化成硝酸鹽氮需氧4.57g，其中亞硝化反應需3.43g，硝化反應需1.14g；同時約需消耗7.14g重碳酸鹽堿度（以CaCO3計）。亞硝酸菌和硝酸菌分別增殖0.146g和0.019g。 硝化反應過程中，氮元素的轉化及其價態(tài)的變化如圖13-1所示。其中亞硝化過程經歷了3個步驟6個電子的變化，而硝化過程只經歷了1個步驟2個電子的變化。 硝化作用 表13-1列出了亞硝化菌和硝化菌的基本特征。由表可見，亞硝化菌和硝化菌的特征基本相似，但亞硝化菌的生長速率較快，世代期較短，較易適應水質水量的變化和其它不

10、利環(huán)境條件，但水質水量的變化或不利環(huán)境條件較易影響硝化菌。因而當硝化菌的生長受到抑制時，易在硝化過程中發(fā)生NO2-的積累。 氮的氧化還原態(tài)-氨離子NH4+- 羥氨NH2OH-0+ 硝?；鵑OH+ 亞硝酸鹽NO2-+ 硝酸鹽NO3- Nitrosomonas Nitrobacter 圖13-1 硝化反應過程中氮的轉化及價態(tài)變化 表13-1 亞硝化菌和硝化菌的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（m）11.50.51.0革蘭氏染色陰性陰性世代期（h）8361259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（g/h）0.040.080.020.06產率系數Y（mg細胞/

11、mg基質）0.040.130.020.07飽和常數Ks（mg/L）0.63.60.31.7反硝化作用 反硝化作用是在反硝化細菌參與的條件下，將硝化過程產生的硝酸鹽或亞硝酸鹽還原成N2的過程。反硝化菌是一類化能異養(yǎng)兼性缺氧型微生物，其反應需在缺氧條件下進行。反硝化過程中反硝化菌利用各種有機基質作為電子供體，以硝態(tài)氮為電子受體而進行缺氧呼吸。從NO3-還原為N2的過程經歷了4步連續(xù)的反應： 反硝化作用硝酸鹽還原酶 亞硝酸鹽還原酶 氧化還原酶 氧化亞氮還原酶 NO3- NO2- NO N2O N2（13-5）反硝化作用 反硝化過程中，反硝化細菌需要有機碳源（如甲醇）作為電子受體，利用NO3-中的氧進

12、行缺氧呼吸。其反應過程可表示如下：NO3- + CH3OH + H2CO3 N2 + H2O + HCO3- + 微生物細胞 （13-6）NO2- + CH3OH +H2CO3 N2 + H2O + HCO3- + 微生物細胞 （13-7） 由上式可知，反硝化過程中每還原1gNO3-N可提供2.86g氧，消耗2.47g甲醇（約為3.7gCOD），同時產生3.57g左右的重碳酸鹽堿度（以CaCO3計）和0.45g新細胞。 反硝化作用生物脫氮的新發(fā)現 由上述生物脫氮的經典理論可知，含氮化合物的價態(tài)從-3到+5價，經歷了8個電子價位的變化，可涉及9種氮化合物，其中4種為氣態(tài)，5種為離子態(tài)。在電子價位

13、如此廣泛的變化范圍中，若不同價態(tài)化合物間存在歧化反應，則可縮短生物脫氮的歷程。 生物脫氮的新發(fā)現 此外，從方程（13-2）至（13-7）可知，若能利用亞硝化菌世代期較硝化菌短，生長速率高，產率系數大等特點，將硝化控制在亞硝化階段，則也可縮短生物脫氮的歷程。因此，眾多研究者從這兩條思路著手，通過試驗室研究，對生物脫氮過程有了許多新的發(fā)現。 （1）短程硝化反硝化作用 （2）厭氧條件下的氨氧化作用 短程硝化反硝化作用從上面介紹的反應過程可知，在氮的微生物轉化過程中，氨被氧化成硝酸鹽是由兩類獨立的細菌催化完成的兩個不同反應，應該可以分開；對于反硝化菌而言，無論是NO2-還是NO3-均可作為最終電子受體

14、，因此整個生物脫氮過程也可以：NH4+ HNO2 N2這樣的途徑完成。 短程硝化反硝化作用 早在1975年Vote就發(fā)現在硝化過程中HNO2積累的現象并首次提出了短程硝化反硝化機理。這種方法就是將硝化過程控制在HNO2階段而終止，隨后便進行反硝化。根據對短程硝化進行的試驗研究和工程實踐，證明短程硝化有下列特點：a、對活性污泥法，可節(jié)省氧氣供應量約25%，降低能耗；b、節(jié)省反硝化所需碳源的40%，在C/N比一定的情況下提高TN的去除率；c、減少污泥生成量可達50%；d、減少投堿量；e、縮短反應時間，相應反應器容積可減小。 厭氧條件下的氨氧化作用 有些研究者在試驗室中觀察到在厭氧反應器中NH3-N

15、減少的現象，引起了人們對這一現象發(fā)生機理的探索。最近的研究表明，厭氧條件下氨的氧化實際上是含氮化合物之間發(fā)生歧化反應所致。其中NO2-是一個關鍵的電子受體。亞硝化細菌在無氧條件下可通過NO2-與NH3+N之間的歧化反應獲得代謝所需的能量。因亞硝化菌是一種自養(yǎng)菌，故這一反應無須外加碳源，這就為TN/COD值較高的原水采用生物脫氮提供了作用機理。 厭氧條件下的氨氧化作用該反應如下： NH4+ + NO2- N2 + 2H2O （13-8） 實際上，在有游離態(tài)氧或化合態(tài)氧存在的條件下，NH4+氧化為N2的途徑較多。若能培養(yǎng)出能催化這些反應的微生物酶，則廢水生物脫氮將開創(chuàng)一片新的天地。 生物脫氮的影響

16、因素1、溶解氧（DO） 2、泥齡（c） 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 8、同化作用 溶解氧 如前所述，硝化反應的微生物均是嚴格好氧菌，因此硝化反應過程要求有足夠的溶解氧。大量試驗表明，當DO含量低于0.5mg/L時，將嚴重抑制硝化作用。在進行硝化反應的曝氣池中，DO濃度應不低于1mg/L，通?？刂圃?3mg/L。 溶解氧 溶解氧的存在對反硝化過程有很大影響。當缺氧區(qū)中的溶解氧含量過高時，氧將會與硝酸鹽競爭電子供體，并能抑制硝酸鹽還原酶的合成及其活性。一般而言，對活性污泥系統，反硝化過程中混合液的溶解氧濃度應控制在0.5mg/L以下，才能

17、保持正常的反硝化速度；而對于生物膜來說，由于生物膜中氧的傳遞阻力較大，因而可允許較高的DO濃度。 溶解氧 就常規(guī)的生物脫氮工藝來說，往往是將大量硝化液內回流至缺氧反應器中，回流液的溶解氧含量直接影響缺氧反應器中的溶解氧濃度。因此，如何協調好曝氣池末端和缺氧反應器中的溶解氧濃度，是生物脫氮工藝控制過程極為重要的因素之一。 泥齡 生物處理系統中，泥齡是一個非常重要的設計和運行控制參數，它直接與污泥活性相聯系。從硝化過程可知，參與硝化作用的亞硝化菌及硝化菌均是自養(yǎng)型好氧細菌，它們都具有較長的世代期（見表13-1），而亞硝化菌的世代期較硝化菌為短，控制系統的泥齡在兩種細菌的世代期之間，則可使系統中硝化

18、菌的數量越來越少，從而實現短程硝化與反硝化。 泥齡 理論上講，為保證反應器中數量足夠且性能穩(wěn)定的硝化和反硝化細菌，必須使微生物在反應器中的停留時間（c）大于硝化和反硝化細菌的最小世代期。實際運行中，一般應使系統的泥齡為硝化菌和反硝化菌世代期的兩倍以上。根據理論分析可知，脫氮工藝的泥齡主要由硝化菌的世代期控制，因此系統的泥齡應根據硝化菌確定。 泥齡 較長的泥齡可增加硝化能力，但對反硝化不利。Holm Kristensen等人在試驗中發(fā)現，隨著泥齡的增加，系統的AUR（比氨氮消耗速率）增加，但NUR（比硝酸鹽利用速率）和OUR（比耗氧速率）均下降。因此，若系統為保證硝化而采用較長的泥齡，則可能會降

19、低有機物降解速率和反硝化速率，實際運行中往往通過增加廢水停留時間來保證系統中COD及TN的去除率。 泥齡 一般來說，一個完全的生物脫氮系統中，泥齡往往控制在6d以上，通常采用1015d。而采用短程硝化反硝化，泥齡可以適當縮短。 酸堿度 pH是影響廢水生物脫氮工藝運行的一個重要因子。生物脫氮過程中，硝化要消耗廢水中的堿度而使pH值下降；而在反硝化階段，由于產生一定量的堿度，可使pH值上升。但即使在前置反硝化脫氮工藝中，反硝化階段所產生的堿度也不能完全彌補硝化所消耗的堿度，從而使系統的pH值下降。 酸堿度 一般亞硝化菌生長的最適pH為78.5，而硝化菌為67.5；反硝化菌為6.58.5。因此，應根

20、據原廢水中的堿度情況適當調整廢水的pH，并應保持廢水中一定的剩余堿度（一般為100mg/LCaCO3）。 溫度 生物硝化反應在445內均可進行，最適溫度為3035。一般低于15時硝化速率降低，而當溫度低于5時，硝化反應幾乎停止。1214活性污泥中硝化菌活性受到抑制，出現HNO2積累。溫度對亞硝化菌和硝化菌反應速率（RN）的影響可用式（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T和15時的亞硝化菌最大比增長速率 RNX（T）溫度為T時的硝化菌最大比增長速率常數 T溫度 溫度反硝化作用可在1535之間進行，且

21、當溫度在此范圍內變化時，反硝化速率（RDN）的變化符合Arrhenius公式（式13-11）。研究表明，當溫度低于10時，反硝化速率明顯下降，而當溫度低于3時，反硝化作用將停止。但當溫度超過30時，反硝化速率亦下降。 （13-11）式中：Kt溫度常數 有機物及C/N比 硝化過程中，由于亞硝酸鹽和硝化菌均為自養(yǎng)菌，增殖速度慢，因此當廢水中存在有機物時，將使增殖速度高的異養(yǎng)細菌迅速增殖，從而使硝化菌不能成為優(yōu)占種屬。從碳化和硝化需氧曲線可以看出，在碳化階段前期，硝化作用被抑制。只有在碳化即將完成時，才能觀察到明顯的硝化作用。因此，硝化階段系統中有機物含量不宜過高，BOD5值應控制在1520mg/L

22、。 有機物及C/N比 由于反硝化菌是異養(yǎng)細菌，因此反硝化過程需有一定的碳源作為電子供體。根據反硝化階段碳源的來源可將反硝化分為兩類：外源脫氮和內源脫氮。由于內源脫氮的速率低（如Wuhrmann工藝），因此目前常采用外源脫氮。外加碳源的供給有兩種方式：一種是另外投加碳源，一種是利用原廢水中的有機碳（前置反硝化工藝等）。 有機物及C/N比 廢水處理中，一般采用C/N比來衡量反硝化的碳源需求，太高或太低都會影響反硝化速率。通常，當廢水的BOD5與TKN之比為58時，可認為廢水的碳源是足夠的。趙旭濤的研究表明，通過對脫氮系統中反硝化段的位置進行合理設置，就可充分利用原水中的外加碳源和污泥吸附的碳源及內

23、源碳進行反硝化，從而有利于提高脫氮效率?；亓鞅?對A/O、A2/O和UCT等前置反硝化工藝，污泥回流和混合液回流是使該工藝獲得脫氮效果的先決條件，回流比的大小直接影響脫氮效果的好壞。對A/O系統而言，設廢水中NH3-N在硝化階段全部轉化為硝態(tài)氮，而全部硝態(tài)氮在反硝化階段均轉化為氮氣，并忽略細胞的合成脫氮量。則該系統對氨氮的去除率可表示為： 回流比（13-12）式中：系統的脫氮率（%） R混合液回流比 RW污泥回流比 回流比 若RW=50%，R=400%，則=83%。考慮到合成脫氮及二沉池中可能發(fā)生的反硝化，則系統的脫氮效率可略高一些。但是，實際中由于環(huán)境條件的影響，系統內完全硝化與完全反硝化的

24、可能性很小。因此，單一A/O系統的脫氮效率很難高于80%。 回流比 對Bardenpho工藝，在假設條件相同時，系統對氨氮的去除率可表示為： （13-13）式中：ER二級缺氧池的反硝化效率（%） 其余符號同前。 回流比 從該式可知，理論上Bardenpho工藝可達到完全脫氮，但實際中，由于二級缺氧的內源脫氮效率往往很低，因此，Bardenpho工藝只能具有比A/O系統略高的脫氮效率。 回流比 由式（13-12）（13-13）可知，增加R+Rw值可增加系統的脫氮效率，但隨著總回流比的增加，脫氮效率的增加將減慢；此外，回流比增加會導致缺氧區(qū)DO的增加，這將嚴重影響反硝化速率（如前述），同時會大大增

25、加運轉費用。因此，實際運行時混合液比常取為200300%，污泥回流比取50100%。 有毒有害物質 廢水生物脫氮過程中，有毒有害物質的控制是必須引起重視的問題。如前所述，高的BOD進水濃度會引起異養(yǎng)細菌的快速增殖，從而與硝化菌形成對氧的競爭而抑制硝化菌生長；此外，某些有機物對硝化菌具有直接的毒害或抑制作用。 同化作用 廢水生物脫氮系統中，氮的去除有兩條途徑：同化脫氮和異化脫氮。通常認為，異化脫氮是廢水中氮的主要去除途徑。但對于進水BOD/TN很高的廢水，有時同化脫氮可能占相當大的比例。某些工業(yè)廢水由于缺乏氮源而使氮成為生物處理的限制性底物，這種情況下，為保證生物處理正常運行，必須向廢水中投加氮

26、源，以滿足微生物生長的需求。 同化作用 對A/O工藝，假設微生物僅在好氧條件下獲得增殖，運行時的泥齡為c，微生物細胞采用C60H87O23N12P來表示。微生物增殖采用LawrenceMc Carty模式（式13-14）表示。 （13-14）式中：c泥齡（d）YT產率系數（d-1），取0.5 Kd自身氧化系數（d-1），取0.1 Q廢水流量（m3d-1） S0、Se進水、出水BODu濃度（mgl-1） V曝氣池體積（m3） X曝氣池污泥濃度（mgl-1） 同化作用 設每天增殖的污泥量為X，根據細胞分子式C60H87O23N12P可計算出氮占細胞質量的百分比為0.122，則每天由于同化作用而去除

27、的氮總量為0.122X。同化脫氮量折算成濃度（CN）為： （13-15）由式13-14可得： （13-16）同化作用因： ，故有： （13-17） 出水Se隨泥齡的變化可用下式表示： （13-18） 式中： 半速率系數（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 按典型的城市污水進水水質S0=200mg/L，折算成BODu為294mg/L，進水TN=40mg/L，則按上式計算的同化脫氮效率隨泥齡的變化見表13-2。 表13-2 同化脫氮效率與泥齡的關系 泥齡（d）252015105Se（mg/L）6.016.457.198.7013.3CN（m

28、g/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響因素一、生物除磷的基本原理 二、生物除磷的影響因素 生物除磷的基本原理 自從第一次報道在一些活性污泥法處理廠中去除了超出正常生物代謝所需的磷之后，人們對除磷機制就一直存在兩種看法。一種認為，雖然存在生物轉化，但主要是無機物沉淀的結果；另一種則認為，是生物體通過對磷酸鹽的新陳代謝和富集作用而引起的。 生物除磷的基本原理 后來的許多研究表明，在設計合理的廢水生物除磷工藝中，雖然也存在由于生物作用引起的化學變化而導致的無機磷沉淀，但廢水中磷的生物去除仍然是生物機制在發(fā)揮

29、主要作用。起除磷作用的細菌可分為兩類：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 廢水中的磷常以磷酸鹽（H2PO4-、HPO42-和PO43-）、聚磷酸鹽和有機磷的形式存在，聚磷酸鹽和有機磷經分解后可部分轉化為正磷酸鹽。若活性污泥組成為C118H170O51N17P，則C：N：P=46：8：1。通常，活性污泥細胞中正常的磷含量約占細胞干重的1.52.0%。但有一類細菌，

30、當處于厭氧好氧交替運行條件下時，能夠以高出普通活性污泥37倍的水平攝取磷。這種在厭氧好氧交替運行條件下，具有過量攝取超出正常細胞生理水平的磷的細菌，通常被稱作聚磷菌（PAOs）。 PAOs原理 活性污泥除磷系統中最為常見的聚磷菌是Acinetobacter（不動桿菌屬）的細菌，該屬的所有265個種均可因基因變異而轉變成PAOs。當然還有另外一些種屬的細菌具有過量吸收磷的功能，如Aeromonas hydrophila（親水氣單胞菌屬）、Pseudomonas paucimobilis（假單胞菌屬）等。 PAOs原理這類細菌具有這樣一種特性：當它們處于厭氧條件時（氧化還原電位ORP在-20030

31、0mV之間），可將細胞內有機磷轉化為無機磷并加以釋放，產生的能量用于攝取廢水中的溶解性有機基質以合成聚羥基丁酸鹽（PHB）顆粒貯藏在體內；當它們轉入好氧環(huán)境中，則將PHB降解以提供能量，使其從廢水中過量攝取磷，并以聚磷酸鹽形式貯存體內，完成磷的過量吸收。圖13-2所示為上述除磷機理的作用過程。PAOs原理 上述聚磷菌的特性即是目前國際上公認和接受的“聚合磷酸鹽（Poly-P）累積微生物PAOs的攝/放磷原理”。其具體過程為： PAO在厭氧條件下，（1）釋放細胞內以Poly-P形式貯存的磷酸鹽；（2）消耗合成的糖原（Glycogen）產生能量，供其攝取環(huán)境中有機碳源（揮發(fā)性脂肪酸VFA或短鏈脂肪

32、酸SCFA），并使之在細胞內以PHA（聚羥基鏈烷脂酸）形式貯存，為好氧條件下的吸磷作能量儲備。 PAOs原理 PHA通常由PHB（聚羥基丁酸鹽）和PHV（聚羥基戊酸鹽）兩部分組成，并以PHB為主。當PAO被轉移至好氧環(huán)境中時，以氧作為電子受體氧化細胞內貯存的PHA而產生能量，供其從環(huán)境中過量吸磷；PAO也可吸收環(huán)境中的有機物以合成糖原。 PAOs原理 從這一過程可知，生物除磷實際上是作為能源的兩種細胞內貯存物之間復雜的相互作用。這兩種內貯物的釋放和積累是維持生物除磷過程穩(wěn)定性的關鍵因素。當然，第三種內貯物糖原也對該過程有所貢獻。厭氧條件下PHA在細胞內的貯存是PAO在好氧條件下過量吸磷的關鍵，

33、這也是PAO在生長受抑制的厭氧環(huán)境中抵御不良因素影響、加強生存競爭的應變方法。 圖13-2 PAOs/DPB放/攝磷、貯/耗碳示意圖 DPB原理 由于反硝化菌和聚磷菌對有機底物的競爭，因而在脫氮除磷的污水廠中強化的生物除磷過程往往會降低該廠的反硝化能力。大多數改進的活性污泥脫氮除磷污水廠都將厭氧段設于缺氧段之前，因而有機物在厭氧條件下被PAO吸收而不能在缺氧條件下為反硝化菌利用。然而，這種情況只有當PAOs與反硝化菌完全不同時才會發(fā)生。若PAOs（或部分PAOs）在缺氧條件下能發(fā)生反硝化作用，則它們對有機底物競爭的程度將大大降低。 DPB原理 近年來人們熱衷于研究另一類細菌，即“兼性厭氧反硝化

34、除磷細菌”DPB的反硝化除磷行為。若能在實際工程中培養(yǎng)出以DPB占優(yōu)勢的混合菌種，則可期望反硝化與過量吸磷在同一構筑物中實現。研究表明在Acinetobacter中有一部分種可利用NO3-N為電子受體來過量吸收磷。 這些細菌被證實具有同PAOs極為相似的除磷原理，只是它們氧化細胞內貯存的PHA時的電子受體不同而已（PAOs為O2，DPB為NO3-）。 生物除磷的影響因素1、pH或堿度 2、溶解氧（DO） 3、進水營養(yǎng)比 4、硝酸鹽 5、細胞內貯存物 6、泥齡（c） pH或堿度 厭氧條件下釋磷是生物除磷極為重要的一個方面，而這要求有VFA或SCFA存在。因此厭氧釋磷要求pH值小于或等于7.0為宜

35、。據計算，生物除磷的碳酸鹽堿度要求不太高，這是因為生物除磷過程中，每減少1molPO43-將吸收1molH+，從而使堿度增加。因此，同步脫氮除磷系統中，生物除磷有利于補充硝化所消耗的堿度。 溶解氧 控制生物除磷工藝中厭氧段（即磷釋放區(qū)）的厭氧條件非常重要，因為它直接影響到PAOs和DPB的釋磷能力及保證合成PHB所需的VFA或SCFA的數量。最早用于描述厭氧段溶氧水平的參數是氧化還原電位（ORP），它是1976年由Barnard提出的，反映了“厭氧壓抑”的程度。當ORP為正值時，聚磷菌不釋放磷；而ORP為負值時，其絕對值越高，則聚磷菌的磷釋放能力越強。一般認為，應把ORP控制在-200 -30

36、0mV左右。 1979年，Ekama，Van Haande和Marais提出這樣的假設：如果進入一個非曝氣反應器中硝酸鹽的含量低于該反應器的反硝化作用能力，那么其差額就是反應器的“厭氧容量”。他們試圖采用“厭氧容量”代替ORP作為對厭氧反應器釋磷的一種預測手段。經試驗驗證，該假設很難成立。但在試驗中他們發(fā)現了一條重要線索：用于試驗的三個工藝中有一個出現了釋磷和過量吸磷，其差別在于厭氧段中易生物降解的COD濃度不同。 溶解氧溶解氧 沿著這條線索，大多數研究者進行了試驗。這些試驗證明：厭氧條件對維持聚磷菌生長有重要作用，它是聚磷菌與其它生物體競爭有機基質的先決條件。研究表明：如果好氧（或缺氧）區(qū)接

37、納低級脂肪酸，由于有氧（或硝酸鹽）作為電子受體，就可能存在其它生物體，這樣聚磷菌就不得不與異養(yǎng)菌競爭基質。然而，聚磷菌與其它生物體相比生長較慢，這是因為它們在好氧反應器中只能得到很少部分的SCFA，結果它們的增長就非常小。 溶解氧 但是在厭氧條件下，這些異養(yǎng)微生物只能得到較少的能量（主要用于生存），并通過體內生成的電子受體，經EmbdenMeyerhof途徑將較復雜的易生物降解的化合物（如葡萄糖）分解成SCFA，由于缺乏外部電子受體，這些SCFA不能進入Krebs循環(huán)而進入液體中，這就為聚磷菌生長創(chuàng)造了良好的條件。因此，在一個厭氧缺氧好氧混合培養(yǎng)系統中，象不動桿菌屬這樣生長緩慢的細菌卻能得到良

38、好的生長?？梢姡瑓捬鯒l件對聚磷菌生長非常重要。通常厭氧段中DO應嚴格控制在0.2mg/L以下。 溶解氧 為最大限度地發(fā)揮聚磷菌的攝磷作用，必須在好氧段供給足夠的溶解氧，以滿足聚磷菌對其貯存的PHB進行降解（同時對廢水中的低級脂肪酸進行降解）時對DO作為最終電子受體的需求量，最大限度地轉化PHB并產生出足夠的ATP，供其過量攝磷之需。一般，好氧段DO應控制在2.0mg/L左右。對DPB而言，只需將環(huán)境條件控制缺氧即可，DO一般控制在0.5mg/L左右。 進水營養(yǎng)比 由生物除磷機理可知，廢水中存在的有機基質在除磷過程中有重要作用。因此厭氧段中有機基質的含量及種類與微生物營養(yǎng)之間的比例關系（主要指B

39、OD5/TP）是影響聚磷菌釋磷和攝磷的一個關鍵因素。就厭氧段中有機基質種類而言，聚磷菌將優(yōu)先利用廢水中的短鏈脂肪酸SCFAs，如醋酸和丙酸鹽。厭氧消化液也是聚磷菌喜歡的底物。實際應用中，由于可以增加進水中SCFAs的含量，初沉污泥預消化已成功地應用于生物除磷過程。 進水營養(yǎng)比 大量的研究已證實了生物除磷過程中的醋酸鹽代謝，所以在生物除磷的數學模型中就假設聚磷菌只以SCFAs為底物。另外，也有報道認為較多的有機物種類如羧酸、糖類及氨基酸也可作為生物除磷厭氧段的基質，但其代謝機制尚未弄清楚，在這方面還需進一步進行研究。但是，聚磷菌在利用不同基質的過程中，其對磷的釋放速度存在著明顯的差異，釋放速度最

40、大的是SCFAs中的醋酸鹽和丙酸鹽。 進水營養(yǎng)比 就進水中BOD5與TP的比例條件而言，聚磷菌在厭氧條件下釋放磷時產生的能量主要用于其吸收溶液中SCFAs并合成PHA貯存在體內，因此。進水中是否有足夠的有機基質（SCFAs）是關系到聚磷菌能否在厭氧壓抑條件下順利生存的重要因素。Marais（1982）等的研究表明，當以乙酸為基質時，其合成量與磷的釋放量之比約為2：1。但實際進水的BOD5中有很大一部分不是以SCFAs形式存在的，因此有人提出為實現生物除磷，進水的BOD5/TP應控制在2030，至少應高于15。 硝酸鹽 厭氧段中硝酸鹽的存在導致磷釋放降低的原因可能有以下三個：一是硝酸鹽抑制了兼性

41、異養(yǎng)菌的發(fā)酵產酸能力，使進水中不能提供足夠的SCFAs供聚磷菌釋磷和合成PHA；二是可形成兼性異養(yǎng)反硝化菌與聚磷菌之間對基質的競爭，導致聚磷菌可資利用的發(fā)酵產物缺乏而使磷的釋放受到阻礙；三是由反硝化除磷細菌（DPB）在有硝酸鹽存在時產生的反硝化除磷行為導致同步磷吸收，可以抵消掉一部分磷的釋放，從而使磷釋放的表觀速率大幅度降低。 硝酸鹽 目前，對厭氧段中NO3-的含量應控制在什么水平，還存在不同的看法，主要是因為不同研究者所研究的厭氧段中聚磷菌的含量、種類及其它運行參數（如TKN/COD、BOD/TP）存在差別的緣故。若厭氧段中不動桿菌屬及氣單胞菌屬占多數時，則對NO3-的存在很敏感；若那些不能

42、以NO3-為基質進行反硝化的聚磷菌（若具有發(fā)酵產酸能力）含量較多時，則NO3-的影響會減弱。通常為保證厭氧段的高效釋磷作用，其NO3-的濃度應嚴格控制在0.2mg/L以下。 硝酸鹽 缺氧段進行反硝化時，若存在反硝化除磷細菌（DPB），則可在反硝化的同時發(fā)生磷的吸收。由于反硝化與磷吸收由同一種細菌完成，這就節(jié)省了反硝化所需的碳源。但大量的的試驗表明，以NO3-N為電子受體的磷吸收速率遠小于O2，同時消耗的PHB也較O2多。因此利用DPB雖可達到反硝化除磷的目的，但其效率比好氧條件要低。 細胞內貯存物 廢水生物除磷實際上是微生物細胞內幾種內貯物之間的相互作用，因此細胞內貯存物的含量對除磷有極大的影

43、響。聚磷酸鹽（Poly-P）、聚羥基鏈烷脂酸（PHA）以及糖原三者之間的作用是聚磷菌生存的競爭機制。 細胞內貯存物 聚磷酸鹽的厭氧釋放是除磷菌好氧過剩攝磷的前提，為PHA的合成提供了能量，同時糖原的厭氧分解也是合成PHA的能量來源。因此高磷低糖的污泥厭氧釋磷多，低磷高糖的污泥厭氧釋磷少。若污泥糖類物質含量超過25%時，污泥吸收有機物同時降解糖原而不釋放磷，這必然會導致工藝脫磷失敗。因此，設法降低細胞內糖原含量有利于提高生物除磷效率。 細胞內貯存物 細胞內聚磷含量的高低直接與除磷效率相聯系，而除磷菌對聚磷的貯存有一最大能力限制，這在前文已有論述。同樣，細胞內PHA的含量與除磷效率的關系也非常密切

44、，厭氧條件下合成PHA的量決定了好氧條件過量攝磷的能力大小。好氧條件下，當PHA降低至一定水平后細胞攝磷即停止，這一數值據Brdjanovic等人報道為2.11mgCOD/lVSS。 泥齡 處理系統中泥齡的長短直接影響污泥的活性及剩余污泥排放量。系統的泥齡過長，則使污泥活性降低，污泥的含磷量下降，去除單位重量的磷需消耗的BOD也多。此外，由于泥齡長，污泥趨于老化，可通過自身氧化而使體內的磷釋放于水中；同時剩余污泥量減少也導致了除磷效果降低。Damir等人的研究表明，降低系統的泥齡可以提高除磷效果。Wentzel等人與Kuba等人的研究得出了相同的結論。 泥齡 強化的生物除磷系統主要通過排泥來實

45、現廢水中磷的凈去除。因此，我們一般期望：、系統內能維持較高的污泥量；、聚磷菌在污泥中所占的比例要高；、聚磷菌體內應有較高的含磷量；、排放的剩余污泥要多。污泥中聚磷菌所占的比例可以通過創(chuàng)造適宜于聚磷菌生長的條件（主要為磷負荷）來得以提高；而其它三個方面的要求與泥齡極為相關。 泥齡 一般來說，泥齡短的活性污泥具有較高的活性，其體內的含磷水平也較高，這是縮短泥齡可提高除磷效率的原因之一。若系統的負荷不變，縮短泥齡（不小于聚磷菌的世代期）需要增加污泥的排放量，但卻降低了系統內的污泥濃度。對除磷而言，這是一對矛盾。因此縮短泥齡使污泥凈排放量增加還是減少，需通過計算才能得知。 泥齡 假設在不同泥齡下聚磷菌

46、在活性污泥中所占的比例及細胞內含磷量不變，活性污泥組成用C60H87O23N12P表示。在相同負荷的穩(wěn)態(tài)條件下，由LawrenceMc Carty模式可得： （13-19）（13-18）泥齡式中： 每日排出的活性微生物總量（kg/d）； 產率系數，取0.5； 自身氧化系數（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（mg/L），取=200mg/L； 底物的最大比降解速率（d-1），取9.6； 泥齡（d）；泥齡設泥齡為 時，排泥量為 ，出水BODu濃度為Se1；泥齡為 時，排泥量為 ，出水BODu濃度為Se2。則 （13-20）要使 ，

47、必須滿足： （13-21）泥齡將式（13-18）代入（13-21）中，經簡單推導可得，要使（13-21）式成立，只須 。故在假設條件下，當 時， 。說明泥齡越長，排泥量越少。由于縮短泥齡而增加的排泥量占原有排泥量的比例可由下式計算： （13-22）設進水S0=200mg/L，折算成BODu為294mg/L。若 ，則泥齡縮短為15d、10d和5d時增加的排泥量所占的比例見表13-3。 泥齡表13-3的計算說明，在假設的條件下，若將系統的泥齡由20天縮短至5天，則排泥量可增加近一倍，即磷的去除量約增加了一倍。 前已述及，廢水生物除磷有兩條途徑：同化脫磷和聚磷菌（PAOs或DPB）除磷。系統的同化脫

48、磷量可按下式計算： （13-23）泥齡式中： 排放的剩余污泥中磷的總量（kg）； 0.023細胞中磷所占的質量百分比（分子式C60H87O23N12P）； 其余符號同前。折算成廢水中的濃度（CP）為： （13-24）按典型的城市污水進水水質S0=200mg/L，進水TP=7mg/L，則按上式計算的同化脫磷效率隨泥齡的變化見表13-4。 泥齡在排泥量相同的情況下，若剩余污泥的含磷量高，則磷的去除量也高。但細胞內的聚磷含量有一個最大貯存能力限制，據Smolders等人報道為0.23mgP/mgVSS，D.Brdjanovic等人報道為0.18mgP/mgVSS。通過下面介紹的方法可估算剩余污泥中的

49、含磷量。泥齡 設系統中所有微生物都有聚磷作用，系統穩(wěn)態(tài)運行時達到完全除磷（即出水中TP為0mg/L），則剩余污泥中的磷含量為： （13-25） 若系統在上述的典型水質下穩(wěn)態(tài)運行，則剩余污泥中的磷含量隨泥齡的變化見表13-4。 泥齡 由上表可知，對于典型的城市污水水質，同化除磷效率與泥齡密切相關，泥齡越短，同化除磷的效率越高。若進水TBOD/TP值很高，則可能出現微生物生長的磷源限制。此時，必須向廢水中投加磷以維持正常的運行條件。此外，表中的計算也表明，若從廢水中去除等量的磷，則剩余污泥中的含磷量應隨泥齡的增加而增加，這就要求污泥的聚磷能力隨泥齡增加而提高。 泥齡 20天泥齡時污泥中含磷量達到1

50、4.6%，與文獻報道的剩余污泥最大含磷值相比已比較接近。而且，所有細菌都具有聚磷能力的假設是不成立的，因為混合培養(yǎng)的系統內至少存在三種細菌：聚磷菌、水解酸化菌和異養(yǎng)好氧菌。Kuba等人對大型脫氮除磷的城市污水廠中污泥的分析表明，聚磷菌數量占總揮發(fā)性懸浮固體的3050%。因此，聚磷菌體內的含磷量可能比觀察到的最大含磷量要高，這在實際中是難以實現的。 泥齡 由此可知長泥齡的生物除磷系統單純靠生物作用要達到完全除磷幾乎是不可能的。因此，在較長泥齡下運行的生物除磷系統往往輔以在線或離線化學除磷措施，以實現磷的達標排放。所以可以說，縮短泥齡既可提高同化脫氮效率，又能在去除等量磷的前提下保持剩余污泥中較低

51、的磷含量，對除磷是大有好處的。 泥齡泥齡（d）2015105Se（mg/L）6.457.198.7013.319.7%48.8%95.2%表13-3 因縮短泥齡而增加的污泥量占原剩余污泥量的比例 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 同化除磷效率、剩余污泥含磷量計算值與泥齡的關系 廢水生物脫氮除磷工藝 眾所周知，工業(yè)廢水及生活污水的排入是造成水體富營養(yǎng)化不容忽視的原因，因此對這些污

52、水在排放之前進行脫氮除磷就非常必要。一般來說，初級和二級處理能分別去掉污水中35%和85%的污染物，但僅去除了30%的氮和5%的磷。而能降低特定污染物水平的先進污水廠的建造費是二級處理廠的2倍，運行費用則是后者的4倍。 廢水生物脫氮除磷工藝 自50年代開發(fā)的單一生物脫氮的Wuhrmann工藝以來，廢水生物脫氮除磷工藝已取得了極大的發(fā)展。新興工藝的出現，無疑對廢水中營養(yǎng)物的去除做出了很大的貢獻，但每一工藝也存在有自身的弱點，下面給大家作簡單介紹。 廢水生物脫氮除磷工藝一、Wuhrmann工藝 二、 LudzackEttinger工藝 三、Bardenpho工藝四、其它單一生物脫氮技術 五、厭氧好

53、氧（A-O）工藝 六、Phostrip工藝 七、Phoredox工藝 八、A2/O工藝 九、UCT（University of Cape Town）工藝 十、VIP（Virginia Initiative Plant）工藝 十一、好氧與厭氧交替活性污泥法（AAA工藝） 十二、連續(xù)流間歇曝氣工藝 十三、序批式活性污泥法（SBR）工藝 十四、循環(huán)活性污泥法（CAST）工藝 十五、其它具有脫氮除磷功能的工藝 廢水生物脫氮除磷工藝Wuhrmann工藝 本工藝是由Wuhrmann提出的單一污泥硝化脫氮系統，在這一系統中，內源能量的釋放為脫氮提供了能源。該工藝見圖13-3。 它由兩個串聯的反應器組成，第一

54、個為好氧，第二個為缺氧。進水流入好氧池中，異養(yǎng)菌和硝化菌得以生長。只要泥齡足夠長且好氧池體積足夠大，硝化作用將在好氧池中完成。好氧池混合液流入缺氧池，缺氧池采用機械攪拌保持混合。在缺氧池中，由于微生物死亡使污泥釋放出的能量提供了脫氮需要的能源，但能量釋放速率低，因而脫氮效率也低。 Wuhrmann工藝 為了使脫氮能達到一定的程度，勢必將缺氧池建得很大，這有可能破壞硝化過程。同時，缺氧池中微生物死亡釋放出有機氮和氨，其中一些隨水流出，從而降低了系統中總氮的去除。 污泥回流 圖13-3 Wuhrmann工藝 原水出水剩余污泥好氧池缺氧池沉淀池LudzackEttinger工藝 1962年，Ludz

55、ack和Ettinger首次提出利用進水中可生物降解的物質作為脫氮能源的單一污泥硝化反硝化脫氮工藝。該系統由兩個串聯的反應器組成，相互間部分地分離，流程見圖13-4。 進水流入缺氧池，池中通過攪拌保持缺氧狀態(tài)，好氧池中采用曝氣使發(fā)生硝化作用。兩個反應器之間只是部分分離，所以缺氧池的混合液與好氧池保持聯系。由于兩個反應器的混合作用，使經硝化的液體與缺氧池的液體相互交換，而使進入缺氧池的硝酸鹽還原成氮氣。由于兩個反應器間的液體缺乏控制，因此脫氮效果受到影響，難以穩(wěn)定。 LudzackEttinger工藝1973年，Barnard在開發(fā)Bardenpho工藝時提出對LudzackEttinger工藝

56、進行改進，使缺氧和好氧池完全分離，沉淀池的污泥回流到缺氧池，并從好氧池提供附加的混合液回流至缺氧池。其流程見圖13-5，此工藝又稱A/O（缺氧/好氧）工藝。 改良型LudzackEttinger工藝大大改善了工藝的控制性能，與Wuhrmann工藝相比，大大提高了脫氮效率。但本工藝仍不能完全脫氮，因為好氧池總流量的一部分并沒有回流到缺氧池，而是直接排放了。 圖13-4 LudzackEttinger工藝原水缺氧池好氧池沉淀池出水污泥回流剩余污泥缺氧池好氧池沉淀池混合液回流污泥回流剩余污泥出水進水圖13-5 改良型LudzackEttinger工藝（A/O工藝） Bardenpho工藝 為了克服改

57、良型LudzackEttinger工藝不能完全脫氮的不足，1973年Barnard提出把此工藝與Wuhrmann工藝結合，并稱之為Bardenpho工藝。流程見圖13-6。 Bardenpho工藝可同時利用進水中可生物降解物質和污泥內源呼吸所釋放的能量作為脫氮的能源。為了去除二級缺氧池中產生的、附著于污泥絮體上的氮沫，該工藝增設了一個快速好氧反應器，該反應器也能使二級缺氧池中釋放的氨得以硝化。理論上，Bardenpho工藝具有完全去除硝酸鹽的能力，但實際上是不大可能的。 進水缺氧好氧缺氧好氧沉淀硝化液回流污泥回流剩余污泥出水圖13-6 Bardenpho工藝 其它單級生物脫氮工藝 上述以脫氮為

58、目的的工藝可分為兩類：內源脫氮和外源脫氮。新近研制開發(fā)的生物脫氮工藝仍是采用了這些原理，只是更充分地發(fā)掘了污泥的潛能，減小了反應池體積；或者將先進技術在生物脫氮過程中加以應用。 其它單級生物脫氮工藝 研究表明，利用活性污泥絮體及生物膜結構的特點，通過控制曝氣強度和氧傳遞速率可實現同步硝化反硝化。1985年Rittmann和Langeland在工業(yè)規(guī)模的氧化溝中成功實現了同步硝化反硝化，并證實：反硝化反應可在絮體內部缺氧區(qū)內連續(xù)進行。有些研究者在生物轉盤（RBC）中發(fā)現了同步硝化反硝化現象。由于同步硝化反硝化的應用可減少回流設施和減小反應器容積，因此它將是單級生物脫氮的研究方向。 其它單級生物脫

59、氮工藝有人發(fā)現，若將生物脫氮過程按NH3+ NO2- N2的轉化路徑完成，則可縮短生物硝化反硝化的時間，從而降低反應器容積。由荷蘭Delft技術大學開發(fā)的SHARON工藝可實現短程硝化反硝化，其技術關鍵是溶解氧（DO）及污泥停留時間的有效控制。 此外，新型的單級生物脫氮技術還包括固定化微生物單級脫氮、新型膜生物反應器、ANAMMOX工藝、De-ammonification工藝及OLAND工藝等，其開發(fā)的出發(fā)點是同步及短程硝化反硝化。 厭氧-好氧（A-O）工藝 A-O工藝是單一的生物除磷工藝。該工藝由兩個分離的反應器組成，利用聚磷菌（PAOs）在厭氧條件下釋放磷，好氧條件下過量吸收磷以達到廢水中

60、磷去除的目的。該工藝流程見圖13-7。 該工藝由于微生物吸磷能力限制及回流污泥中可能存在的硝態(tài)氮影響磷的釋放而使除磷能力難以提高，除磷效率受到限制。 圖13-7 A-O工藝 原水厭氧池好氧池沉淀池出水污泥回流剩余污泥Phostrip工藝 這是1972年開發(fā)的一種單一生物除磷工藝。它將生物除磷與化學除磷相結合，利用側流污泥厭氧釋磷并對上清液進行化學沉淀，可獲得含磷量較低的出水。該工藝見圖13-8。 原廢水與厭氧池回流的污泥一道進入好氧池，在好氧條件下過量吸收磷?；旌弦航洺恋沓剡M行固液分離，上清液排放，沉淀污泥進入厭氧池釋磷，部分污泥作為剩余污泥排放。在厭氧池中，富磷污泥釋放出磷后進行固液分離。含