城市污水脱氮除磷处理设计规程1Word格式.docx

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由吸磷和放磷两个过程组成。

聚磷菌在厌氧放磷时，伴随着溶解性可快速生物降解的有机物在菌体内储存。

若放磷时无溶解性可快速生物降解的有机物在菌体内储存，则聚磷菌进人好氧环境中并不吸磷，此类放磷为无效放磷。

生物脱氮和除磷都需有机碳，在有机碳不足，尤其是溶解性可快速生物降解的有机物不足时，反硝化菌与聚磷菌争夺碳源，会竞争性地抑制放磷。

生物除磷必须具备下列条件:

1）厌氧（无硝态氮）;

2）有有机碳源。

厌氧/好氧法或高负荷SBR法可满足上述要求，适于除磷。

同时脱氮除磷，要求系统具有厌氧、缺氧和好氧环境。

A/A/O法可满足这一条件，SBR法可通过变化运行方式创造厌氧、缺氧和好氧环境，两者都可同时脱氮除磷。

脱氮和除磷是相互影响的，脱氮要求较低负荷和较长泥龄;

除磷却要求较高负荷和较短泥龄。

脱氮要求有较多硝酸盐供反硝化，而硝酸盐对除磷却有较大影响。

设计时应根据氮、磷的排放标1R准等要求，寻找合适的平衡点。

3.0.2污水在进人生物处理系统前应先经过预处理，包括沉砂池除砂，格栅去除漂浮物以及撇渣设施去除浮渣等，国家标准《室外排水设计规范）GBJ14-87（1997年版）对此有阐述。

浮渣中含有大量油脂，会在厌氧池、缺氧池和SBR法的反应池中积累。

某处理厂厌氧池和缺氧池表面的浮渣层达0.5m，既有碍外观又影响处理效果，故强调污水进人反应池前应去除浮渣。

对设初沉池的处理工艺，宜在初沉池去除浮渣;

对不设初沉池的处理工艺，可在曝气沉砂池等构筑物中去除浮渣。

3.0.3污水的五日生化需氧量（BOD5）与总凯氏氮（TKN）含量之比，是影响脱氮效果的重要因素之一。

异养性反硝化菌在呼吸时，以有机基质作为电子供体，硝态氮作为电子受体，即反硝化时需消耗有机物。

青岛等地污水处理厂的运行实践表明，当污水中BOD5与TKN之比大于4时，可达理想脱氮效果;

BOD5与TKN之比小于4时，脱氮效果不好。

从污水生物脱氮角度来看，能为反硝化菌利用的有机碳可分为三类:

1）污水中的多种有机物，例如有机酸、醇和碳水化合物。

2）外加碳源，当污水中BOD5与TKN之比过小时，需外加碳源才能达到理想的脱氮效果。

外加碳源多采用甲醇，它被分解后产生二氧化碳和水，不会留下任何难以分解的中间产物。

由于城市污水水量大，外加甲醇的费用较大，故有些污水处理厂将淀粉厂、制糖厂、酿造厂等排出的高浓度有机废水作为外加碳源，取得了良好效果。

3）内源碳，是活性污泥中微生物死亡、自溶后释放出来的有机碳，内源碳的反硝化速率很低，仅为上述两种源碳的十分之一。

当原污水的BOD5与TKN之比为4或略小于4时，可不设初次沉淀池或缩短污水在初次沉淀池中的停留时间，以增大进人反应池污水中有机碳与氮的比值。

3.0.4污水的五日生化需氧量（BOD5）与总磷（TP）含量之比是影响除磷效果的重要因素之一。

若比值过低，聚磷菌在厌氧池放磷时释放的能量不能很好地被用来吸收和贮藏溶解性有机物，影响到该类细菌在好氧池的吸磷，从而使出水磷浓度升高。

广州地区的一些污水处理厂，在污水BOD5与TP之比为17及以上时，取得了良好的除磷效果。

3.0.5若污水的BOD5与TKN之比小于4，难以完全脱氮，系统中存在一定量的硝态氮，即使BOD5与TP之比大于17，也会影响生物除磷的效果。

3.0.6温度对硝化菌的生长及硝化速率有较大的影响。

大多数硝化菌最适宜的生长温度为25-30℃,10℃以下时，硝化细菌的生长及硝化作用明显降低。

水温为10-30℃时，除磷效果随水温上升而提高;

10℃以下时，除磷效果明显降低。

水温低于10℃时，如需脱氮，可按第4章的公式计算，增加好氧泥龄;

如需除磷，可适当增加厌氧池容积。

3.0.7一般地说，聚磷菌、反硝化菌和硝化菌生长的最佳PH是中性或弱碱性;

当环境PH偏离最佳值时，反应速度逐渐下降。

碱度起着缓冲作用。

污水处理厂的生产实践表明，为使好氧池的PH维持在中性附近，池中剩余碱度宜大于70mg/L。

每克氨氮氧化成硝态氮需消耗7.14g碱度，大大消耗了混合液的碱度。

反硝化时，每还原1g硝态氮成氮气，理论上可回收3.57g碱度，此外，每去除1gBOD，可以产生0.3g碱度。

出水剩余碱度可按下式计算:

剩余碱度=进水碱度+0.3×

BOD5去除量十3×

反硝化脱氮量一7.14×

硝化氮量，式中3为美国EPA推荐的每还原1g硝态氮可回收3g碱度。

当进水碱度较小，硝化消耗碱度后好氧池剩余碱度小于70mg/L时，可增加缺氧池容积，以增加回收碱度量。

在

要求硝化的氨氮量较多时，布置成多段缺氧/好氧形式特别有利。

在该形式下，第一个好氧池仅氧化部分氨氮，消耗部分碱度，经第二个缺氧池回收碱度后再进人第二个好氧池消耗部分碱度，这样可减少对进水碱度的需要量。

3.0.8硝化速率受DO浓度的影响可用米一门<

Michaelis-Menten）方程来描述。

我国学者建议在上述米-门方程式中采用0.3mg/L的氧半速率常数，当DO大于2mg/L时，它对硝化速率的影响就不大了。

再考虑到二次沉淀池需有一定的DO，以防止沉淀污泥因反硝化而上浮，因而规定好氧池供氧设计时，池内溶解氧宜按1.5-2.5mg/L计算。

3.0.9除磷工艺的剩余污泥在污泥浓缩池中浓缩时，会因厌氧而放出大量磷酸盐，用机械法浓缩污泥可缩短浓缩时间，减少磷酸盐析出量。

3.0.10生物除磷工艺的剩余活性污泥厌氧消化时，会产生大量灰白色的磷酸盐沉积物，这种沉积物极易堵塞管道。

青岛某污水处理厂采用A/A/O工艺处理污水，在消化池出泥管、后浓缩池进泥管、后浓缩池上清液管道和污泥脱水后滤液管道中均发现灰白色沉积物，弯管处尤甚，严重影响了正常运行。

这种灰白色沉积物结构紧密，质地坚硬，不溶于水，经盐酸浸泡也无法去除。

该厂在这些管道的转弯处增加了法兰，还拟对消化池出泥管进行改造，将原有的内置式管道改为外部管道，便于经常冲洗保养。

污泥脱水滤液和第二级消化池上清液中，磷浓度十分高，如不除磷而直接回到集水池，则磷从水中转移到泥中，再从泥中转移到水中，只是在处理系统中循环，将严重影响磷的去除效率。

这类磷酸盐宜采用化学法去除。

4缺氧/好氧法（A/O法）、厌氧/好氧法

（A/O法）和缺氧/厌氧/好氧法（A/A/O法）

A/A/O

工艺的典型流程为厌氧、缺氧、好氧，若仅需脱氮，可省去厌氧池，变成缺氧/好氧工艺;

若仅需除磷，可省去缺氧池，变成厌氧/好氧工艺。

4.0.1反应池是利用微生物吸附、水解或氧化水中有机物的设施，具有极强的缓冲能力，可按平均日流量进行设计。

4.0.2在厌氧池中先发生脱氮反应消耗硝态氮，然后聚磷菌释放磷，释磷过程中释放的能量可用于其吸收和贮藏溶解性有机物。

若厌氧池停留时间小于1h磷释放不完全，会影响磷的去除率，综合考虑除磷效率和经济性，规定厌氧池停留时间为1-2h。

在只除磷的厌氧/好氧系统中，由于无硝态氮与聚磷菌争夺有机物，厌氧池停留时间可缩短。

4.0.3溶解氧对脱氮除磷效果有较大影响，且对除磷影响较脱氮大，规定厌氧池应采用机械搅拌，缺氧池宜采用机械搅拌。

为保证厌氧池和缺氧池内污泥处于悬浮状态，规定搅拌器功率宜为5-8W/m3。

厌氧池和缺氧池发生反硝化作用，池面会有浮泥。

若搅拌器安装角度不适，浮泥会越来越多，形成很厚的硬壳，影响处理效果和环境。

青岛某处理厂出现过这种情况，后来调节好两个对角搅拌器的角度，使整池水旋转起来，减少了浮泥，池面也不再有硬壳。

4.0.4式（4.0.4-1）规定了缺氧池容积的计算方法，式中0.12为微生物中氮的分数。

反硝化速率kde与混合液回流比、进水水质和污泥中反硝化菌的比例等因素有关。

混合液回流量大，带人缺氧池的DO多，kde取低值;

进水有机物浓度高且较易生物降解时，kde取高值。

应合理确定反应池混合液浓度，过低会增大反应池容积，且好氧池易产生泡沫;

过高会增加二沉池容积和污泥回流量。

其值要按表1选用

4.0.5规定了好氧池容积的计算公式。

式（4.0.5-1）为计算硝化菌比生长率的公式，其中0.47为15℃时硝化菌的最大比生长率;

硝化作用中氮的半速率常数KN是硝化菌比生长率等于硝化菌最大比生长率一半时氮的浓度，15℃时KN的典型值为0.4mg/L;

e0.098（t-15）是温度校正项。

假定好氧池棍合液进人二沉池后不发生硝化与反硝化反应，则好氧池氨氮浓度与二沉池出水氨氮浓度相等。

式（4.0.5-1）中好氧池氨氮浓度Na可根据排放要求确定。

自养性硝化菌比异养菌的生长率小得多，如果没有足够长的泥龄，硝化菌就会从系统中流失。

为了保证硝化发生，泥龄须大于1/u。

在需要硝化的场合，以泥龄作为基本设计参数是十分有利的。

式（4.0.5-1）是从纯种培养试验中得出的硝化菌比生长率，采用该式算得的泥龄，可保证活性污泥系统中有硝化菌。

为了在环境条件变得不利于硝化菌生长时系统中仍有硝化菌，泥龄设计值应比好氧泥龄最小值大，故在式（4.0.5-3）中引人安全系数F，城市污水可生化性好，F可取1.5-3.0.

式（4.0.5-4）中Y为污泥净产率系数。

理论上，污泥产率系数指单位有机物（用BOD5或其他指标表示）降解后产生的微生物量。

由于微生物在内源呼吸时要自我分解掉一部分，通常测得的污泥产率系数为净产率系数，此值乘以

为污泥产率系数。

工程中，净产率系数更有实际意义。

净产率系数随内源衰减系数（泥龄、温度等因素的函数）和泥龄变化而变化，不是一个常数。

由于原污水中有相当量的惰性悬浮固体，它们原封不动地沉积到污泥中，所产生的SS将大于由有机物降解产生的SS，在许多不设初沉池的处理工艺中更甚。

因此，在确定污泥净产率系数时，必须考虑原水中惰性悬浮固体的含量，否则，计算所得的剩余污泥量往往偏小。

德国废水工程协会（ATV）考虑了原水中惰性悬浮固体对污泥产率系数的影响后，推荐采用式（4.0.5-4）计算，式中

值推荐取0.6,活性污泥中自养菌所占比例极小，可忽略不计，式（4.0.5-4）只用异养菌产率系数来计算污泥增长。

反映了原污水中惰性悬浮固体与BODs之比，比值大，剩余污泥量大，即Y值大。

好氧泥龄影响污泥的衰减，泥龄长，污泥衰减多，即Y值小。

温度对产率系数的影响，由温度修正系数五表示，f大，Y值小。

考虑到我国生活习惯与德国的差异，污水中有机物比重低，有机物中脂肪含量低，碳水化合物含量高，污泥产率较德国小，故乘以了的修正系数。

修正系数f应通过试验确定。

我国学者根据国内已公布的数据和经验，推荐修正系数f为0.8-0.9.若在污泥产量中扣除因原水中悬浮固体而增加的污泥量，则为排出系统的微生物量。

令式（4.0.5-4）中Xi/Si为零，可得到微生物产率系数。

4.0.6规定了混合液回流量的计算公式。

如果，1）好氧池硝化作用完全;

2）回流污泥中硝态氮浓度与好氧池相同;

3）回流污泥中硝态氮进厌氧池后全部被反硝化;

4）缺氧池有足够碳源，则系统最大脱氮率是总回流比（混合液回流量加上回流污泥量与进水流量之比）r的函数，r=（Qmr+Qr）/Q，最大脱氮率=r/（1+r）。

由公式可知，增大总回流比可提高脱氮效果，但当总回流比为4时，再增加回流比脱氮效果提高不大。

总回流比过大，会使系统由推流式趋于完全混合式，导致污泥性状变差;

在进水浓度较低时，会使缺氧池氧化还原电位（ORP）升高，导致反硝化速率降低。

上海市政工程设计研究院观察到，总回流比从1.5上升到2.5,ORP从一218mV，上升到一192mV，反硝化速率从0.08kgNO3/（kgvss·

d）下降到0.038kgNO3/（kgvss·

d）。

回流污泥量的确定，除计算外，还应综合考虑提供硝酸盐和反硝化速率等方面的因素。

4.0.7生物脱氮时，由于硝化菌世代时间较长，要取得好的脱氮效果需有较长泥龄。

以脱氮为主要目的时，泥龄可取12--25d,活性污泥中聚磷菌在厌氧环境中会释放出磷，在好氧环境中会吸收超过其正常生长所需的磷。

通过排放含磷量高的剩余污泥，可比采用普通活性污泥法从污水中去除更多的磷。

由此可见，缩短泥龄，即增加排泥量可提高磷的去除率。

以除磷为主要目的时，泥龄可取3.5-7.0d。

此外，脱氮和除磷对污泥负荷和好氧停留时间的要求也不同，除磷要求较高污泥负荷和较短好氧停留时间，脱氮要求较低污泥负荷和较长好氧停留时间。

脱氮和除磷对泥龄、污泥负荷和好氧停留时间的要求是相反的。

在需同时脱氮除磷时，综合考虑泥龄的影响后，可取12-20d。

4.0.8规定了计算设计需氧量的公式。

公式右边第一项为碳需氧量，第二项为氮需氧量，第三项为剩余污泥氧当量，第四项为反硝化回收的氧量。

总凯氏氮（TKN）包括有机氮和氨氮。

有机氮可通过水解、氧化、还原脱氨基而生成氨氮，此过程为氨化作用。

氨化作用对氮原子而言化合价不变，并无氧化还原反应发生，故采用氧化lkg氨氮需4.57kg氧的系数来计算TKN降低所需要的氧量。

反硝化反应可采用下列通式表示:

5C+2H20+4N03-→2N2+40H-+5C02。

由此可知，4个N03-还原成2个N2，可使5个有机碳氧化成CO2，相当于耗去5个O2;

而从反应式4NH4++802→4N03-+8H++4H20可知，4个氨氮氧化成4个N03-需消耗8个O2，故反硝化时氧的回收率为5/8=0.62。

若污水的水质、水量没有变化，则设计需氧量可按式（4.0.8）计算。

由于污水的水质水量一般有较大幅度的波动，故在设计供氧量时应加以考虑。

若处理系统仅实施碳的氧化，则公式（4.0.8）右边第二、第四

项为零，变为:

O2=0.00laQ（Si-Se）-cWm

4.0.10污水预处理和反应池后的固液分离应符合现行国家标准《室外排水设计规范》GBJ14-87（1997年版）的有关规定。

但是，GBJ14中二沉池水力负荷偏高，同时出水中带出的污泥对磷的去除率影响很大，故本规程结合我国污水处理厂的实际情况作了规定。

周边进周边出辐流式二沉池的水力负荷可适当提高，深圳某污水厂采用这种形式的二沉池，水力负荷达1.3m3/m2·

h，取得了良好效果。

4.0.11为减少因回流污泥带人厌氧池的氧量，作此规定。