精品A2O工艺的研究进展自己总结的.docx

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精品A2O工艺的研究进展自己总结的

A2O工艺的研究进展-----自己总结的

A2/O工艺的研究进展

1前言

近年来，我国城镇污水处理率不断提高，但是由氮磷污染引起的水体富营养化问题不仅没有得到解决，而且有日益严重的趋势。

因此水体富营养化问题的加剧对氮、磷的去除提出了严格的要求，可见，污水处理的主要矛盾已由有机污染物的去除转变为氮、磷污染物的去除。

我国对城镇污水处理厂的出水标准越来越高，特别提高了氮磷的标准，因此许多已建的城镇污水处理厂需要升级改造，增加设施去除污水中的氮、磷污染物，以达到国家规定的排放标准，新建的污水处理厂则须按照新标准进行建设。

目前，对污水生物脱氮除磷的机理、影响因素及工艺等方面的研究已是一个热点，并以提出了一些新工艺和改良工艺。

对于脱氮除磷工艺，今后的发展要求不仅仅局限于较高的氮磷去除率，而且要求处理效果稳定、可靠、工艺控制调节灵活、投资运行费用节省[1]。

目前，生物脱氮除磷工艺正向着这一简洁、高效、经济的方向发展。

A2/O工艺由于具有同时脱氮和除磷的功能，相对于其他同步脱氮除磷工艺具有构造简单、总水力停留时间短、运行费用低、控制复杂性小、不易产生污泥膨胀等优点，是传统活性污泥污水处理厂改建为具有脱氮除磷功能的污水处理厂时最佳的备选工艺，目前A2/O工艺及其变形脱氮除磷工艺在我国拥有50%以上的市场，是处理城市污水的主要工艺[2-3]。

2A2/O工艺的发展

1932年开发的Wuhrmann工艺是最早的脱氮工艺（见图1），流程遵循硝化、反硝化的顺序而设置。

由于反硝化过程需要碳源，而这种后置反硝化工艺是以微生物的内源代谢物质作为碳源，能量释放速率很低，因而脱氮速率也很低。

此外污水进入系统的第一级就进行好氧反应，能耗太高；如原污水的含氮量较高，会导致好氧池容积太大，致使实际上不能满足硝化作用的条件，尤其是温度在15℃以下时更是如此；在缺氧段，由于微生物死亡释放出有机氮和氨，其中一些随水流出，从而减少了系统中总氮的去除。

因此该工艺在工程上不实用，但它为以后除磷脱氮工艺的发展奠定了基础[4]。

进水出水

回流污泥剩余污泥

图1Wuhrmann脱氮工艺流程

1962年，Ludzack和Ettinger[5]首次提出利用进水中可生物降解的物质作为脱氮能源的前置反硝化工艺，解决了碳源不足的问题。

1973年，南非的Barnard[6]在开发Bardenpho工艺时提出改良型Ludzack-Ettinger脱氮工艺，即广泛应用的A/O工艺（见图2）。

A/O工艺中，回流液中的大量硝酸盐到缺氧池后，可以从原污水得到充足的有机物，使反硝化脱氮得以充分进行。

A/O工艺不能达到完全脱氮，因为好氧反应器总流量的一部分没有回流到缺氧反应器而是直接随出水排放了。

混合液回流

进水出水

回流污泥剩余污泥

图2改良型Ludzack-Ettinger脱氮工艺流程

为了克服A/O工艺不完全脱氮的不足，1973年Barnard提出把此工艺与Wuhrmann工艺联合，并称之为Bardenpho工艺[7]（见图3）。

Barnard认为，一级好氧反应器的低浓度硝酸盐排入二级缺氧反应器会被脱氮，而产生相对来说无硝酸盐的出水。

为了除去二级缺氧器中产生的、附着于污泥絮体上的微细气泡和污泥停留期间释放出来的氨，在二级缺氧反应器和最终沉淀池之间引入了快速好氧反应器。

Bardenpho工艺在概念上具有完全去除硝酸盐的潜力，但实际上是不可能的。

混合液回流

进水出水

回流污泥剩余污泥

图3Bardenpho脱氮工艺流程（4阶段Bardenpho脱氮工艺）

1976年，Barnard通过对Bardenpho工艺进行中试研究后提出：

在Bardenpho工艺的初级缺氧反应器前加一厌氧反应器就能有效除磷[8]（见图4）。

该工艺在南非称5阶段Phoredox工艺，或简称Phoredox工艺，在美国称之为改良型Bardenpho工艺。

混合液回流

进水出水

回流污泥剩余污泥

图4Phoredox工艺流程（改良型Bardenpho工艺或5阶段Bardenpho脱氮除磷工艺）

 1980年，Rabinowitz和Marais[9]对Phoredox工艺的研究中，选择3阶段的Phoredox工艺，即所谓的传统A2/O工艺（见图5）。

混合液回流

进水出水

回流污泥剩余污泥

图5传统A2/O工艺流程（Phoredox3阶段生物脱氮除磷工艺）

3A2/O工艺生物脱氮除磷的原理及影响因素

3.1A2/O工艺生物脱氮除磷的原理

下图（如图6）为传统的A2/O工艺流程及其各部分功能图。

首段为厌氧池，本池主要功能为释放磷。

原污水与同步进入的二沉池回流的含磷污泥二者混合后在兼性厌氧发酵菌的作用下部分易生物降解的大分子有机物被转化为小分子的挥发性脂肪酸（VFA），聚磷菌吸收这些小分子有机物合成PHB并储存在细胞内，同时将细胞内的聚磷水解成正磷酸盐，释放到水中，释放的能量可供专性好氧的聚磷菌在厌氧压抑环境下维持生存，结果污水中的溶解性磷浓度升高，部分或全部溶解性有机物被利用而使污水中BOD浓度下降；另外，NH4+-N因细胞的合成而去除一部分，同时回流污泥的稀释作用使污水中NH4+-N浓度下降；另外，回流污泥中的NO3--N进入厌氧池后迅速利用原水中的快速降解有机物而被还原为氮气释放，会部分去除进水中的有机物，该池出水几乎不含NO3--N。

回流污泥中NO3--N的引入，尤其是大量引入将减少了聚磷菌释放所获得的溶解性有机物的量，不能使该池形成较好的兼性厌氧条件，不仅不利于聚磷菌的放磷反应，而且也不利于大分子的厌氧发酵为易于利用的小分子有机物，对磷的释放不利，同时进入缺氧反应器的外碳源量减少，反硝化潜力降低[10]。

N2硝化液回流（内循环）

进水出水

（除BOD、释磷、氨化）（脱氮、释磷或吸磷、除BOD）（硝化、吸磷、除BOD）

回流污泥（含磷污泥）

图6A2/O工艺流程及其各部分功能图

废水经过厌氧池进入缺氧池，缺氧池的首要功能是反硝化脱氮，硝态氮经过内循环回流由好氧池送来，循环的混合液量较大，一般为2~3Q（Q为原废水流量）。

混合液进入缺氧段后，反硝化菌利用污水中的有机物将回流混合液中的硝态氮还原为氮气释放到空气中，有效地完成反硝化反应，因此有机物浓度和反硝化菌浓度都大幅降低。

其次在该段可能发生磷的释放或吸收反应，或二者同时存在。

混合液从缺氧池进入好氧池，曝气池这一反应单元是多功能的，去除BOD、硝化和吸收磷等项反应都在本反应器内进行。

混合液中有机物浓度已经降低，聚磷菌主要是靠分解体内储存的PHB来获得能量供自身生长繁殖，同时超量吸收水中的溶解性正磷酸盐以聚磷酸盐的形式储存在体内，经过沉淀，将含磷高的污泥从水中分离出来，达到除磷的效果。

有机物被微生物生化降解，继续下降；有机氨被氨化继而被硝化，NH4+-N浓度显著下降。

随着硝化过程的进行，NO3--N浓度增加，消耗碱度。

3.2A2/O工艺的影响因素

影响A2/O工艺出水效果的因素有很多，一般有以下一些方面的因素：

（1）污水中可生物降解有机物对脱氮除磷的影响

可生物降解有机物对脱氮除磷有着十分重要的影响，它对A2/O工艺中的三种生化过程的影响是复杂的、相互制约甚至是相互矛盾的[11，12]。

在厌氧池中，聚磷菌本身是好氧菌，其运动能力很弱，增殖缓慢，只能利用低分子的有机物，是竞争能力很差的软弱细菌。

但由于聚磷菌能在细胞内贮存PHB和聚磷酸基，当它处于不利的厌氧环境下，能将贮藏的聚磷酸盐中的磷通过水解而释放出来，并利用其产生的能量吸收低分子有机物而合成PHB，在利用有机物的竞争中比其它好氧菌占优势，聚磷菌成为厌氧段的优势菌群。

因此，污水中可生物降解有机物对聚磷菌厌氧释磷起着关键性的作用。

所以，厌氧池进水中溶解性磷与溶解性有机物的比值（S-P/S-BOD）应在0.06之内，且有机物的污泥负荷率应>0.10kgBOD5/kgMLSS·d。

在缺氧段，异养型兼性反硝化菌成为优势菌群，反硝化菌利用污水中可降解的有机物作为电子供体，以硝酸盐作为电子受体，将回流混合液中的硝态氮还原成N2而释放，从而达到脱氮的目的。

污水中的可降解有机物浓度高，则C/N比高，反硝化速率大，缺氧段的水力停留时间HRT短，一般为0.5~1.0h即可。

反之，则反硝化速率小，HRT需2~3h。

可见污水中的C/N比值较低时，则脱氮率不高。

通常只要污水中的COD/TKN>8时，氮的去除率可达80%。

在好氧段，当有机物浓度高时污泥负荷也较大，降解有机物的异养型好氧菌超过自养型好氧硝化菌，使氨氮硝化不完全，出水中NH4+-N浓度急剧上升，使氮的去除效率大大降低。

所以要严格控制进入好氧池污水中的有机物浓度，在满足好氧池对有机物需要的情况下，使进入好氧池的有机物浓度较低，以保证硝化细菌在好氧池中占优势生长，使硝化作用完全。

对此，好氧段的污泥负荷应<0.18kgBOD5/kgMLSS·d。

由此可见，在厌氧池，要有较高的有机物浓度；在缺氧池，应有充足的有机物；而在好氧池的有机物浓度应较小。

（2）污泥龄SRT的影响

硝化细菌属于专性自养型好氧细菌，其突出特点是繁殖速度慢，世代时间较长，其比增长速率比异养细菌低一个数量级[13]，在冬季，硝化细菌繁殖所需的世代时间长达30d以上，即使是夏季，在泥龄小于5d的活性污泥系统中硝化作用也十分微弱[14]。

与之相反，系统中异养降解细菌和反硝化细菌的世代周期一般为2~3d，过长的泥龄会造成上述菌种的老化，影响其降解活性。

另外，聚磷脱氮菌也多为短泥龄微生物，较短的泥龄可获得较高的除磷效果[15]，在实际生产中，A2/O系统为满足硝化脱氮功能常采用10~15d的长泥龄。

这就造成了系统在一定程度上牺牲了部分有机物降解、除磷和反硝化速率[16]。

此外，生物除磷的唯一渠道是排除剩余污泥，为保证系统的除磷效果就不得不维持较高的污泥排放量，系统的泥龄也就相应地降低。

美国Hyperion污水处理厂的试验研究表明[17]，当温度为22~24℃时，除磷系统的泥龄为3.1d，出水磷为0.4mg/L。

因此硝化菌和聚磷脱氮菌在泥龄需求上存在着矛盾，整个系统的泥龄必须控制在一个很窄的范围，这种调和虽然使系统具备脱氮除磷效果，同时也使两类微生物无法发挥各自的优势。

（3）DO的影响

在好氧段，DO升高，硝化速度增大，但当DO>2mg/L后其硝化速度增长趋势减缓，高浓度的DO会抑制硝化菌的硝化反应。

同时，好氧池过高的溶解氧会随污泥回流和混合液回流分别带至厌氧段和缺氧段，影响厌氧段聚磷菌的释放和缺氧段的NOX--N的反硝化，对脱氮除磷均不利。

相反，好氧池的DO浓度太低也限制了硝化菌的生长率，其对DO的忍受极限为0.5~0.7mg/L，否则将导致硝化菌从污泥系统中淘汰，严重影响脱氮效果。

所以根据实践经验，好氧池的DO为2mg/L左右为宜，太高太低都不利。

在缺氧池，DO对反硝化脱氮有很大影响。

这是由于溶解氧与硝酸盐竞争电子供体，同时还抑制硝酸盐还原酶的合成和活性，影响反硝化脱氮。

为此，缺氧段DO<0.5mg/L。

在厌氧池严格的厌氧环境下，聚磷菌才能从体内大量释放出磷而处于饥饿状态，为好氧段大量吸磷创造了前提，从而才能有效地从污水中去除磷。

但由于回流污泥将溶解氧和NOX--N带入厌氧段，很难保持严格的厌氧状态，所以一般要求DO<0.2mg/L，这对除磷影响不大。

（4）混合液回流比R的影响

从好氧池流出的混合液，很大一部分要回流到缺氧段进行反硝化脱氮。

混合液回流比的大小直接影响反硝化脱氮效果[18]。

回流比R大、脱氮率提高，但回流比R太大时则混合液回流的动力消耗太大，造成运行费用大大提高。

（5）污泥回流比r的影响

回流污泥是从二沉池底流回到厌氧池，靠回流污泥维持各段污泥浓度，使之进行生化反应。

如果污泥回流比R太小，则影响各段的生化反应速率，反之回流比r太高，A2/O工艺系统中硝化作用良好，反硝化效果不佳，导致回流污泥将大量NO-X-N带入厌氧池，引起反硝化菌和聚磷菌产生竞争，因聚磷菌为软弱菌群，所以反硝化速度大于磷的释放速度，反硝化菌抢先消耗掉快速生物降解的有机物进行反硝化，当反硝化脱氮完全后聚磷菌才开始进行磷的释放，这样虽有利于脱氮但不利于除磷。

据报道，厌氧段NO-X-N<2mg/L，对生物除磷没有影响，当COD/TKN>10，则NO-X-N浓度对生物除磷也没有多大影响。

相反，如果A2/O工艺系统运行中反硝化脱氮良好，而硝化效果不佳，此时虽然回流污泥中硝态氮含量减少，对厌氧除磷有利，但因硝化不完全造成脱氮效果不佳。

权衡上述污泥回流比的大小对A2/O工艺的影响，一般采用污泥回流比R=（60~100）%为宜，最低也应在40%以上。

（6）TKN/MLSS负荷率的影响

好氧段的硝化反应，过高的NH4+-N浓度对硝化菌会产生抑制作用，实验表明TKN/MLSS负荷率应<0.05kgTKN/kgMLSS·d，否则会影响氨氮的硝化。

（7）水力停留时间HRT的影响

根据实验和运行经验表明，A2/O工艺总的水力停留时间HRT一般为6~8h，而三段HRT的比例为厌氧段∶缺氧段∶好氧段=1∶1∶（3~4）。

（8）温度的影响

温度是影响A2/O工艺脱氮除磷效果的主要因素，且温度对脱氮的影响比对除磷的影响大。

好氧段，硝化反应在5~35℃时，其反应速率随温度升高而加快，适宜的温度范围为30~35℃。

当低于5℃时，硝化菌的生命活动几乎停止。

有人提出硝化细菌比增长速率μ与温度的关系为:

μ=μ0θ（t-20）

式中μ0为20℃时最大比增长速率，θ温度系数，对亚硝酸菌θ为1.12、对硝酸菌为1.07[19]。

缺氧段的反硝化反应可在5~27℃进行，反硝化速率随温度升高而加快，适宜的温度范围为15~25℃。

厌氧段，温度对厌氧释磷的影响不太明显，在5~30℃除磷效果均很好[20]。

（9）pH值的影响

在厌氧段，聚磷菌厌氧释磷的适宜pH值是6~8；在缺氧反硝化段，对反硝化菌脱氮适宜的pH值为6.5~7.5；在好氧硝化段，对硝化菌适宜的pH值为7.5~8.5。

4传统A2/O工艺中存在的矛盾关系

众多学者对A2/O工艺的脱氮除磷性能进行研究，结果表明，A2/O工艺在运行过程中存在下面的矛盾关系和问题。

（1）回流污泥携带的硝酸盐抑制厌氧条件下磷的释放

硝酸盐对聚磷细菌在厌氧条件下的释磷有抑制作用[21]，其原因为：

①厌氧型产酸细菌可利用NO3-作为最终电子受体氧化有机基质，从而减少产酸细菌在厌氧条件下的挥发性脂肪酸（VFA）产量[22]；②反硝化细菌利用NO3-进行反硝化，同时消耗大量易生物降解的有机基质，从而竞争性地抑制了聚磷细菌的厌氧释磷作用[23]。

而在生物脱氮除磷工艺中，硝酸盐的存在是系统硝化脱氮的先决条件，因此为提高系统脱氮能力，氮元素必须充分硝化。

由于聚磷菌、硝化菌、反硝化菌及其他多种微生物共同生长在一个系统内，并在整个系统内循环，不可避免地使得硝酸盐随好氧段回流的污泥进入厌氧池,严重地影响了聚磷菌的释磷效率,尤其当进水中挥发性有机物较少,污泥负荷较低时,硝酸盐的存在甚至会导致聚磷菌直接吸磷[24-25]。

（2）脱氮与除磷对污泥龄（SRT）长短要求存在矛盾

产生这一矛盾的根源在于A2/O工艺中不同微生物均参与到循环中，不能实现微生物在各自适宜的生存环境下生长[26]。

首先，在好氧区要实现较好的硝化作用，就必须维持一定数量的硝化细菌，而硝化细菌属于化能自养型专性好氧菌，生长速率慢，世代时间长，在系统内要保持较高浓度的硝化菌，就要求在较高的SRT下运行，SRT一般要大于5-7d。

其次，A2/O工艺除磷是通过剩余污泥的排放实现的，这就要求污泥龄越短排泥越多，系统的除磷效果越好，而且，聚磷菌多为世代时间较短的微生物，生长速率较快，可在较短的泥龄下生长。

（3）硝化与反硝化、除磷、有机物降解之间存在矛盾[27]

在A2/O系统中，反硝化细菌和聚磷菌都是异养菌，需要充足的有机基质来维持生存，如果进水中含有很少易于被微生物降解的脂肪酸类物质，反硝化菌和聚磷菌就会为了维持生存而抢夺有机基质，这样就会导致在厌氧区和缺氧区出现聚磷菌不能很好的释放或者反硝化菌不能实现完全反硝化的现象。

另外，A2/O工艺由于混合物混合培养，往往为满足硝化作用而采取较长的污泥龄，并在一定程度上提高硝化速率，但是却降低了有机物降解和反硝化的速率，有机物含量的降解较慢会对硝化作用产生抑制，使硝化细菌不能很快地成为优势种属，硝化反应就会滞后。

（4）回流消化液含有的溶解氧（DO）影响缺氧区的反硝化进程

在A2/O工艺中，如果硝化液会流量较大，就必然会给缺氧区带来大量的溶解氧，当缺氧区存在溶解氧时，反硝化细菌总是优先利用游离的氧作为电子受体氧化有机物，反硝化过程因而被抑制，影响了反硝化作用的顺利进行。

综上所述，导致A2/O工艺脱氮除磷效率不稳定的原因可归结为不同特定功能的微生物共同混合生长在一个系统内所致，这些种类的微生物不能在各自最适宜的环境条件和营养条件下繁殖，尤其是时代时间长的硝化菌和时代时间短的聚磷菌混合生长，使得系统能以统筹兼顾脱氮除磷的需求而导致系统运行不稳定。

5A2/O改良工艺研究进展

国内外学者对A2/O工艺运行过程中存在的上述矛盾，提出了一系列的工艺改良。

虽然其工艺流程各不相同，但设计都是基于现有的脱氮除磷机理。

综合各个不同的工艺流程分析，改良方法可以分为：

单一污泥悬浮生长系统范畴内的改良和双污泥系统基础上的改良。

下面对国内外诸多A2/O改良工艺研究进展略作介绍：

5.1单泥系统改良

（1）UCT，MUCT，VIP工艺

UCT工艺[28]与A2/O工艺的不同之处在于沉淀池污泥直接回流到缺氧池，同时增加了从缺氧池到厌氧池的混合液回流，这样防止了好氧池出水中的硝酸盐直接进入到厌氧池，对系统摄磷产生不利影响。

另外，有缺氧池回流的混合液中BOD浓度较高，而硝酸盐很少，为厌氧段内所进行的发酵等提供了最优的条件。

为了使得进入厌氧池的硝态氮尽可能少，保证污泥具有良好的沉淀性能，简化UCT工艺后得到了MUCT工艺。

缺氧池被分为两部分，污泥回流到第一缺氧池，该反应池将部分污泥回流至厌氧反应池，污泥量比值约为0.1；硝化液回流到第二缺氧池，大部分反硝化反应在此区间进行。

MUCT工艺最大限度的消除了向厌氧段回流液中的硝酸盐量对摄磷产生的不利影响，但由于增加了缺氧段向厌氧段的回流，其运行费用较高。

工艺流程上VIP工艺与UCT工艺类似，但VIP工艺的厌氧段缺氧段和好氧段的每一部分都有2个以上的池子组成，将一系列体积较小的完全混合式反应格串联在一起。

这种形式形成了有机物的梯度分布，充分发挥了聚磷菌的作用，提高了厌氧池磷的释放和好氧池磷的吸收速度，与单个大体积的完全混合式反应池相比具有更高的除磷效果。

缺氧反应池的分格使大部分反硝化反应都发生在前几格，有助于缺氧池的完全反硝化，使得从缺氧段到厌氧段的回流液基本没有硝酸盐，保证了厌氧池严格的厌氧环境。

（2）取消混合液回流的A2/O工艺

需要充足的硝态氮在缺氧区进行反硝化作用可以得到较高的氮去除率，但是提高回流比会大大增加动力消耗和运行成，但是当污水中ρ（COD）/ρ（TKN）值较低时，提高回流比并不一定能够提高总氮的去除能力，反而会使得出水中的NO3--N增加，而有些情况下，回流比很低，甚至取消回流，仍旧得到较高的反硝化效果。

对此，同济大学的任洁等[29]对A2/O工艺进行了取消混合液回流的中试。

试验结果表明，取消混合液回流后，对有机污染物和氮的去除没有任何不利影响，而在同样条件下除磷效果较优。

该工艺中，回流污泥与原水混合形成了缺氧区，消耗掉了回流污泥中的硝酸盐氮，后续区段将处于严格的厌氧状态，提高除磷效果。

另外，前端的缺氧段可以优先得到碳源，故其脱氮能力得到增强。

（3）倒置型A2/O工艺

同济大学的张波等[30]对倒置型A2/O工艺的原理与特点进行了实验研究与理论探索，如下图（图7）。

混合液回流

进水出水

泥

污泥回流污剩余污泥

图7倒置型A2/O工艺

该工艺的特点是缺氧池位于厌氧池之前，使得反硝化可优先获得碳源，消除了硝酸盐的不利影响，故该工艺有较高的脱氮效果。

同时由于厌氧区ORP较低，有利于微生物形成更强的吸磷动力，微生物经厌氧释磷后直接进入好氧环境，其在厌氧条件下形成的吸磷动力可以得到更充分利用。

并且所有回流污泥均经历了完整的厌氧（释磷）-好氧（吸磷）过程，使得排放的剩余污泥含磷量更高，具有一种“群体效应”优势，因而显著提高了系统的氮磷脱除能力。

（4）TRIZON工艺

法国得利满公司提交的国内某工程的技术方案中推荐了TRIZON工艺[31]。

其流程如下图（图8）。

进水出水

回流污泥剩余污泥

100%

图8TRIZON工艺

该工艺的显著特点是不在污水主流路上设缺氧区，而是在回流污泥流路上设污泥活化区，在该区内污泥交替经历缺氧和好氧两种状态；第二个特点是污泥活化区、厌氧区、好氧区集中在一个池子内（称为TRIZON生化池），因而占地面积较小；第三个特点是取消了混合液回流。

它对生活污水中BOD5、TN、TP的去除效率分别为95%～98%、70%～90%、60%～85%。

（5）A+A2/O工艺

为了避免UCT工艺增加一套回流系统引起的厌氧池污泥浓度较低，以及A2/O抗回流硝酸盐影响能力不够强的弱点，通过综合A2/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A+A2/O工艺，如下图9。

90%混合液回流

进水10%出水

污泥回流

剩余污泥

图9A+A2/O工艺

该工艺在传统A2/O法的厌氧池之前设置回流污泥反硝化池（既调节池），来自二沉池的回流污泥和10%左右的进水进入该池（另90%左右的进水直接进入厌氧池），停留时间为20～30min，微生物利用进水中的有机物作碳源进行反硝化（去除由回流污泥带入的硝酸盐），消除了硝态氮对厌氧释磷的不利影响，保证了厌氧池的稳定性和除磷效果。

该工艺简便易行，在厌氧池中分出一格作回流污泥反硝化池即可。

测试结果表明，该工艺的处理效果优于改良UCT，并节省了一个回流系统，在工程设计和建设中得到了应用，目前较多采用[32]。

（6）改良三环式A2/O工艺

改良三环式A2/O工艺的池体型式如下图（见图10）。

污水与回流污泥进入厌氧段，依次流经缺氧池、好氧池，流程上与传统的A2/O工艺工艺相同，但是池内水体流态非传统的完全混合，也非传统的完全推流式，而是将完全混合反应器和循环反应器组合起来。

厌氧段是通过搅拌器进行搅拌和混合的，可以调节搅拌器的搅拌速度以控制溶解氧保持厌氧状态；而缺氧段和好氧段采用循环反应器及类似氧化沟的推流，通过水下大叶轮低速推进器控制循环速度[33-34]。

图10改良三环式A2/O工艺

在工艺运行上，摒弃了传统A2/O工艺单一的推流型式，采取多种类型的反应器组合，池型上则选用了均匀对称的圆形结构，三环嵌套的方式简化了池型，方便了运行管理，优

化了反应技术，主要表现在：

①通过反应器的优化组合，极大提高了系统抗冲击负荷能力；

②控制有机物浓度的梯度分布，提高了生物反应速率；③改善了水流流态，减少了短流、返流及死区发生的可能性；④运行方式更为灵活，扩大了混合液回流方式的可选择余地；⑤省去了进水、进泥及回流管道的分配系统，优化了反应系统的管道分配；⑥利用较低的容积推动力，为反应器的生物絮凝提供了有利条件；⑦借用了氧化沟运行方式，将各种混合方式有机结合起来，提高了系统处理不同水质的