《当代水处理原理》复习题

1、废水生物处理体系中微生物对含氮有机物的降解和转化作用主要包括氨化作用、硝化作用、反硝化作用。

2、根据微生物生长所需的营养物质的特点，可分为光能自养型、化能自养型、光能异养型、化能异养型、混合营养型。

3、水处理中常见的原生动物类型有伪足类、鞭毛类和纤毛类。

4、微生物需要的营养物质有水、碳源、氮源、无机盐、生长因子。

5、革兰氏阳性细菌细胞壁独有的化学成分是磷壁酸，而革兰氏阴性细菌细胞壁独有的化学成分是脂蛋白。

1、混凝剂可分为无机盐混凝剂和高分子混凝剂两大类。

2、消毒时在水中的加氯量可以分为两部分，即需氯量和余氯量。

3、吸附剂表面的吸附力可分为三种，即分子间引力、化学键力和静电引力，因此吸附可分为三种类型：物理吸附、化学吸附和离子交换吸附。

4、膜分离法有电渗析、超滤和反渗析。

5、电渗析所需能量与受处理水的盐度成正比。

1、通过人工曝气设备向塘中污水供氧的稳定塘称为曝气塘，乃是人工强化与自然净化相结合的一种形式。由于其出水中常含有大量活性和惰性微生物体，一般后续连接其他类型的塘或生物固体沉淀分离设施进行进一步处理。

2、污水土地处理系统处理污水时，悬浮固体（SS）去处机理为过滤截留作用、沉淀、生物的吸附及作物的阻截作用。慢速渗滤、快速渗滤系统中SS的去除以慢速渗滤为主。

3、兼性塘处理污水时，其运行效果主要取决于藻类光合作用产生氧和塘表面的复氧情况。

4、湿地中生长的植物通常称为湿地植物，包括挺水植物、沉水植物、和浮水植物。常用的挺水植物有芦苇、灯芯草。（至少写两个）

5、按照系统布水方式的不同或水在系统中流动方式不同，一般可将人工湿地分为三种类型：表面流湿地、水平潜流湿地、垂直流湿地。

1、污水的物理处理一般方法有筛滤截留法、重力分离法、离心分离法。

2、按格栅形状格栅的种类可分为平面隔栅、曲面隔栅。

3、根据水中悬浮颗粒物的性质、凝聚性能及浓度，沉淀通常可以分为：自由沉淀、絮凝沉淀、区域沉淀、压缩沉淀四种不同的类型。

4、常用的沉砂池形式有平流式沉砂池、曝气沉砂池、旋流沉砂池。

常风民¹, 王建兵², 王凯军¹
2. 中国矿业大学(北京), 化学与环境工程学院, 北京 100083
收稿日期: ; 修回日期: ; 录用日期:
基金项目: 国家水体污染控制与治理科技重大专项（No.，-002）
通讯作者（责任作者）: 王凯军(1960—), 男, 博士, 教授, 主要研究方向为：厌氧生物发酵、水污染控制. E-mail:

摘要：采用两种不同形态（固定生物膜和颗粒态）的厌氧氨氧化菌（AnAOB），考察了其对磁分离出水的脱氮性能、氮负荷的差异，同时从分子生物学的角度分析了微生物群落结构的变化.结果表明：采用自模拟污水，35℃恒温、不同水力停留时间（HRT）条件下，两个反应器对NH₄⁺-N和NO₂^--N的去除率均大于90%.此外，反应器内的微生物群落结构也发生改变，固定生物膜和颗粒反应器中Candidatus AnAOB)(; ).厌氧氨氧化过程相比于传统硝化反硝化工艺具有节能降耗、脱氮高效等优势, 一经发现便备受关注(; ).但AnAOB生长缓慢, 倍增周期较长, 并且污水中的有机物会导致异养菌的增殖, 抑制AnAOB的生长(; ; ).所以主流厌氧氨氧化工艺应用于城市污水时, 需先对污水进行预处理去除部分有机物, 减少对AnAOB的影响().前端预处理包括膜分离工艺、AB法、磁分离碳源浓缩等(; ).采用前端预处理进行碳源富集、后端厌氧氨氧化工艺进行低碳源脱氮, 可有效进行碳源回收, 减少后端污水脱氮成本, 具有产能和节能的双重优势.另外, AnAOB在反应器中的存在形态可分为絮体、生物膜附着以及颗粒等(), AnAOB可分泌胞外聚合物, 菌体之间可以相互附着生长从而形成颗粒污泥, 菌群也可以在载体上附着生长进而形成生物膜(; ; ).
基于此, 本研究采用磁分离碳源浓缩出水为实验对象, 考察两种不同形态的AnAOB对氮的去除效果, 并通过考察微生物群落的变化情况, 验证低碳源磁分离出水对AnAOB的影响, 以期为主流厌氧氨氧化工艺的实际运用提供理论支撑.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 试验装置实验采用玻璃制成的升流式厌氧污泥反应床(UASB), 固定生物膜和颗粒反应器的有效体积分别为2.7、1 L(磁分离出水阶段反应器体积均为1 L).反应器上部设置三效分离器, 下部设置溢流口.每次配水结束使用氮气进行曝气20 min以除去水中的溶解氧, 并使用充满氮气的气袋对进水桶进行气压平衡, 反应器外裹锡箔纸防止产生光合细菌对AnAOB产生影响().

2.2 实验水质实验共分为模拟配水()和磁分离出水()两个阶段.模拟配水阶段, (NH₄)₂SO₄和NaNO₂按需添加,

实际废水阶段, 采用磁分离出水作为处理对象, 首先城市污水经过磁分离工艺, 在磁粉、碳粉、混凝剂(PAC)、絮凝剂(PAM)等化学药剂的作用下完成碳源浓缩, 将污水中的部分杂质颗粒、SS等不溶性有机物去除, 采用磁分离上清液出水作为实验进水, 水质指标见.其中, 厌氧氨氧化过程所需的亚硝酸盐根据进水氨氮浓度按需添加, 反应温度为室温, HRT分别为8、4、2、1 h.
2.3 实验项目及分析方法氨氮采用纳氏试剂分光光度法测定；亚硝酸盐氮采用N(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定；硝态氮采用紫外分光光度法测定；总氮采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定：COD采用重铬酸钾法测定；MLSS和MLVSS采用重量法测定.
分别为95.43%和90.93%, 但出水NO₃^--N浓度下降.由于进水流量增加, 系统传质效果改善, 并且出水流速增加, 部分NO₃^--N被有效排出反应器.

菌体较重, 存于反应器的底部, 所以菌体与污染物的接触时间较短, NH₄⁺-N和NO₂^--N不能被有效去除.总体比较固定生物膜和颗粒反应器运行过程中的氮素变化情况可以看出, 适当提高HRT有利于AnAOB脱氮性能提升.
3.1.2 化学计量比关系表示不同HRT条件下固定生物膜反应器NO₂^--N、NH₄⁺-N的去除量与NO₃^--N的生成量的比值关系.从图中可以看出, 当HRT为5.4 h时, ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N值为0.18, 低于理论值0.26, 因为进水部分NH₄⁺-N发生硝化作用造成损失, 并且生物细胞的死亡与裂解为内源反硝化提供了碳源,

主要是因为部分细胞解体, 反应器内发生异养反硝化过程.
3.1.3 氮处理负荷表示不同HRT条件下, 反应器容积氮负荷(NLR)、容积氮去除负荷(NRR)及容积氮去除率(NRE)的变化特征.从(固定生物膜)中可以看出, HRT为5.4 h, 反应器的容积氮负荷为0.38 TN去除率下降.总体而言, 在不增加氮负荷的前提下, 减小HRT对生物膜反应器的脱氮效能影响较大.

g·L^-1·d^-1, 氮去除负荷为0.55 g·L^-1·d^-1, TN去除率为68.09%.HRT的降低减少了菌体与污染物的接触时间, 体系传质效果下降.另外, HRT的降低会造成反应器水体流速上升, 个别质量较轻的固定生物膜类的AnAOB会随着出水流出反应器, 造成体系生物量减少, 3.2 不同形态厌氧氨氧化细菌处理磁分离出水性能研究虽然厌氧氨氧化一直备受关注, 但主流厌氧氨氧化工艺发展缓慢.由于废水中氮浓度较低而有机物浓度相对较高等问题, 使其在主流工艺的应用中存在很大的限制(Wah et al., 2016; ).本文利用磁分离上清液进行后续厌氧氨氧化脱氮处理, 研究不同形态的AnAOB对磁分离出水的脱氮性能及其微生物群落的变化情况, 分析磁分离出水对AnAOB的影响.
3.2.1 氮素变化所示为磁分离出水阶段, 固定生物膜及颗粒厌氧氨氧化反应器不同HRT条件下NH₄⁺-N、NO₂^--N及NO₃^--N浓度的变化情况.HRT为8 h, 系统对NH₄⁺-N的去除效果较好, 去除率均可达到90%以上；但对NO₂^--N的去除效果较差, 去除率仅为54.41%.反应前期AnAOB处于对实际废水的适应过程, 并且部分NH₄⁺-N通过硝化过程去除.21 d以后,

HRT为4 h, 固定生物膜和颗粒厌氧氨氧化反应器脱氮性能较好, 固定生物膜反应器对NH₄⁺-N、NO₂^--N的去除率分别为86.19%、89.97%, 颗粒反应器对NH₄⁺-N、NO₂^--N的去除率分别为87.36%和90.69%.说明两种形态的AnAOB逐渐适应磁分离出水水质, 在NO₂^--N充足的条件下, NH₄⁺-N均可被高效去除.其中, 反应器运行至第43 d和51~57 d时, NH₄⁺-N去除率明显下降, 主要是进水NO₂^--N浓度过低的原因.一方面, 人为添加NO₂^--N的量出现不足.另外实验过程中发现, 进水水箱中添加的NO₂^--N浓度会随着实验的进行降低.因为实际废水中存在部分COD和微生物, 不排除水箱中异养反硝化的发生, 造成反应器中NO₂^--N浓度不足, NH₄⁺-N出现剩余.
NH₄⁺-N去除率明显提高.HRT降低, 换水频率升高, 进水中的NO₂^--N可得到快速补充, 并且反应器进水流量增加造成少量溶解氧进入反应器, 加速NH₄⁺-N的去除.HRT为1 h, 脱氮效果下降.
3.2.2 化学计量比关系表示磁分离出水条件下, 固定生物膜()和颗粒()厌氧氨氧化反应器不同HRT条件下NO₂^--N、NH₄⁺-N的去除量与NO₃^--N的生成量, 固定生物膜和颗粒反应器的ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N值分别为0.41、0.43, 均低于理论值1.32, 并且有不断降低的趋势.可能是因为前期配水时, NO₂^--N浓度较低.另一方面, 进水溶解氧较高,

HRT为4 h, 固定生物膜和颗粒厌氧氨氧化反应器ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N比值分别为0.59、0.61.并且从图中可看出, 根据换水频率, 进水NO₂^--N浓度出现周期性下降, 造成进水ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N变小.并且从换水首次取样, 其值与理论值较为接近, 也说明进水箱中存在异养反硝化过程造成NO₂^--N的消耗.固定生物膜和颗粒厌氧氨氧化反应器ΔNO₃^--N/ΔNH₄⁺-N分别为0.12、0.14, 也均较理论值小.主要原因是实际废水中存在的有机物造成异养反硝化脱氮过程, 反应器中NO₃^--N浓度降低.
HRT为2 h, 固定生物膜和颗粒厌氧氨氧化反应器ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N分别为1.19、1.26, 接近理论值1.32.由于HRT降低换水频率升高, NO₂^--N得到有效补充, 厌氧氨氧化脱氮过程有序进行.其中, 固定生物膜反应器运行至第70、73、75、80和87 d、颗粒反应器运行至第71、75、80、83和87 d时, 两反应器ΔNO₂^--N/ΔNH₄⁺-N明显高于理论值, 原因是磁分离出水NH₄⁺-N浓度过低, 3.2.3 氮处理负荷表示不同HRT条件下, 厌氧氨氧化系统容积氮负荷(NLR)、容积氮去除负荷(NRR)及容积氮去除率(NRE)的变化特征.HRT为8 h, 固定生物膜和颗粒反应器容积氮负荷分别为0.13和0.13 g·L^-1·d^-1, 氮去除负荷分别为0.07和0.08 g·L^-1·d^-1.反应前期, 两个反应器处于稳定期, 菌群对水质波动的适应缓冲能力较弱.HRT为4 h, 固定生物膜和颗粒反应器的容积氮负荷分别为0.19和0.20 g·L^-1·d^-1, 氮去除负荷分别为0.15和0.16 g·L^-1·d^-1, TN去除率分别为77.57%和77.55%.体系NO₂^--N浓度不足, 厌氧氨氧化脱氮过程受阻, TN去除率下降.但是, 虽然进水存在的有机物造成反应器内异养反硝化过程发生, 但AnAOB依然发挥着重要的脱氮作用.HRT为2 h,

3.2.4 COD变化表示磁分离出水阶段, 不同HRT条件下固定生物膜和颗粒厌氧氨氧化反应器对COD的去除情况.固定生物膜和颗粒反应器进水COD分别为101.98和101.41 mg·L^-1.实验前期(1~40 d), 固定生物膜和颗粒反应器对COD的去除率分别为41.70%和42.23%, 去除量分别为36.30和38.73 mg·L^-1；实验后期对COD的去除率分别为49.31%和53.75%, COD的去除量也分别升高至65.27和64.38 mg·L^-1.实验初始阶段, 厌氧氨氧化过程为主要脱氮方式, 异养反硝化过程较弱.随着反应器的运行, 异养反硝化作用逐渐增强, COD的消耗量逐渐增多.利用含有少量有机物的磁分离出水作为处理对象, 厌氧氨氧化过程和异养反硝化过程可同步发挥脱氮作用.并且厌氧氨氧化过程所产生的NO₃^--N可被异养反硝化作用去除, 反硝化过程所产生的CO₂也可为厌氧氨氧化过程提供碳源.因此, AnAOB和异养反硝化菌等各类菌体可在低碳源磁分离出水中发挥协同脱氮效果.

3.3 微生物群落结构特征在系统发生学或群体遗传学研究中, 为了便于分析, 人为地划分操作分类单元, 称为OTU.本测试中将相似水平97%以上的聚类划定为一个OTU单元.因为分类层次越细, 鉴定率越大, 菌群解析结构越真实.综合考虑分类层次和鉴定率, 试验对微生物门和属水平的数据进行分析, 得到不同单元中的OTU、Shannon、Simpson、Chao、Ace指数和覆盖率如所示, 其中, 1、2、3号样品分别为启动阶段、配水结束阶段、磁分离出水结束阶段所取样品.

实验中固定生物膜和颗粒反应器3组微生物测序样本覆盖率均大0.98, 能保证测序结果的准确性.Shannon和Simpson指数代表样品多样性, OTU、Ace和Chao指数代表样品丰富度.由可知, 随着反应器运行工况的改变, 微生物群落的多样性及丰富度均有所升高, 尤其经过磁分离出水阶段, 反应器Shannon、Simpson、OTU、Ace和Chao指数显著提高.磁分离出水中含有少量有机碳源, 有机物加入后异养菌得到增殖, 反应器内微生物种类增多, 异养反硝化菌丰度明显提高.
3.3.1 微生物门水平群落结构分析表示不同阶段固定生物膜与颗粒反应器微生物门水平群落结构变化, 这一特点与固定生物膜反应器相似.Chloroflexi是线形兼性厌氧菌, 通过滑行来移动, 是厌氧氨氧化体系中常见的菌门.研究发现, Chloroflexi的丝状结构有利于生物膜的形成, 并且可分解死亡的厌氧氨氧化细菌(; ).另外, Chloroflexi也被认为是形成颗粒化污泥的主要菌门, 它可以与丝状菌相互缠绕形成颗粒核心, 稳定颗粒结构(),

磁分离出水阶段, 两反应器微生物群落丰度变化较大, 优势菌门发生改变.两反应器中Chloroflexi菌门相对丰度明显降低, Proteobacteria菌门相对丰度显著升高.反应初期, Bacteroidetes菌门的相对丰度由6.13%上升至13.36%, 三者相对丰度占总体的73.95%.由于磁分离出水中含有少量有机物, 体系异养菌大量增殖会抑制厌氧氨氧化菌的生长, 导致Chloroflexi、Planctomycetes等菌门的相对丰度下降.Proteobacteria菌门是活性污泥中最丰富的优势菌群(), Proteobacteria菌门相对丰度的升高导致反应器中异养反硝化过程的发生.另外, 两反应器中的Bacteroidetes菌门相对丰度也有显著提高.Bacteroidetes菌门大部分为厌氧杆菌, 可以存在于缺氧和低氧条件下, 并广泛分布于土壤、沉积物等多种环境中, 从活性污泥均可分离获得, 属于污水处理工艺的常见菌种.研究表明, Bacteroidetes菌门可起到构建颗粒污泥骨架、水解污泥、固定生物膜的作用(; ; ).由于进水有机物的作用导致Proteobacteria和Bacteroidetes等反硝化菌门相对丰度不断上升, Chloroflexi菌门可利用的有机物减少, 相对丰度下降.从两反应器运行情况可以看出, 虽然磁分离出水导致了异养菌的生长, 但反应器内的优势菌群可基本维持稳定, 并且可以相互协同脱氮.另外, 对比两个反应器的运行效果发现, 颗粒反应器中Proteobacteria菌门相对丰度可稳定维持在34%左右.固定生物膜反应器所受影响较大, Proteobacteria菌门相对丰度逐渐上升至38.45%, 并且有持续上升的趋势.由于颗粒反应器的颗粒污泥存在于反应器底部, 有机物进入反应器后与颗粒污泥的接触时间较短, 所以对AnAOB的影响较小；并且颗粒污泥处于絮聚状态, 生物量较大, 抗冲击能力也较强.
3.3.2 微生物属水平群落结构分析表示不同阶段固定生物膜与颗粒反应器中微生物属水平的群落结构, 将微生物相对丰度＞0.5%的菌属作为主要菌属.启动阶段, 固定生物膜反应器中检出的厌氧氨氧化菌为Candidatus Kuenenia, 相对丰度仅为3.95%, 厌氧氨氧化菌属的相对丰度占总体的11.71%.两反应器启动阶段的厌氧氨氧化菌Candidatus 该结果与之前研究不符.可能是由于实验是在恒温(35 ℃)下进行, 厌氧氨氧化各菌属适宜的生长环境不仅与基质浓度有关,

虽然磁分离出水中含有的少量有机物造成了异养菌的增殖, 并在一定程度上抑制了AnAOB的生长, 但两反应器对TN仍有较好的去除效果.说明在低碳源磁分离出水中, 异养反硝化菌和AnAOB可发挥耦合脱氮作用.
4 结论(Conclusions)1) 模拟配水阶段, 固定生物膜和颗粒反应器对NH₄⁺-N和NO₂^--N的去除率均可达到90%以上, 可发挥高效率、低能耗的联合生物脱氮作用.

A2O是膜处理提标改造的好伙伴。让我们对A2O一探究竟。

污水进入厂区后先后经过粗格栅→细格栅→进水泵房→旋流沉砂池等设备去除污水中的固体悬浮物及沙粒完成一级污水处理（预处理），之后经过A2O氧化沟厌氧-缺氧-好氧处理工艺去除污水中的COD、BOD、氮和磷等污染物，氧化沟出水在二沉池，经过絮凝沉淀完成二级污水处理（生化处理），二沉池上清液先后经过连续活性砂滤池过滤和紫外消毒渠消毒完成三级污水处理（深度处理），出水水质达到一级A排放标准，处理工艺中二沉池沉积的活性污泥一部分会流至厌氧池配水井与污水混合循环处理污水中的污染物，剩余污泥经过污泥深度脱水车间处理将含水率降低至50%左右后外运处置。

A2O工艺是Anaerobic-Anoxic-Oxic的英文缩写，它是厌氧-缺氧-好氧生物脱氮除磷工艺的简称。A2O生物脱氮除磷工艺是传统活性污泥工艺、生物硝化及反硝化工艺和生物除磷工艺的综合。

该工艺处理效率一般能达到:BOD5和SS为90%~95%，总氮为70%以上，磷为90%左右，一般适用于要求脱氮除磷的大中型污水厂。但A2O工艺的基建费和运行费均高于普通活性污泥法，运行管理要求高，所以对目前我国国情来说，当处理后的污水排入封闭性水体或缓流水体引起富营养化，从而影响给水水源时，才采用该工艺。

A2O生物脱氮除磷系统的活性污泥中，菌群主要由硝化菌和反硝化菌、聚磷菌组成。在好氧段，硝化细菌将入流中的氨氮及有机氮氨化成的氨氮，通过生物硝化作用，转化成硝酸盐；在缺氧段，反硝化细菌将内回流带入的硝酸盐通过生物反硝化作用，转化成氮气逸入到大气中，从而达到脱氮的目的；在厌氧段，聚磷菌释放磷，并吸收低级脂肪酸等易降解的有机物；而在好氧段，聚磷菌超量吸收磷，并通过剩余污泥的排放，将磷除去。

A2O 工艺于70年代由美国专家在厌氧一好氧磷工艺(A/O)的基础上开发出来的，该工艺同时具有脱氮除磷的功能。

该工艺在好氧磷工艺(A/O)中加一缺氧池，将好氧池流出的一部分混合液回流至缺氧池前端，该工艺同时具有脱氮除磷的目的。

(1)污染物去除效率高，运行稳定，有较好的耐冲击负荷。

(2)污泥沉降性能好。

(3)厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件和不同种类微生物菌群的有机配合，能同时具有去除有机物、脱氮除磷的功能。

(4)脱氮效果受混合液回流比大小的影响，除磷效果则受回流污泥中夹带DO和硝酸态氧的影响，因而脱氮除磷效率不可能很高。

(5)在同时脱氧除磷去除有机物的工艺中，该工艺流程最为简单，总的水力停留时间也少于同类其他工艺。

(6)在厌氧一缺氧一好氧交替运行下，丝状菌不会大量繁殖，SVI一般小于100，不会发生污泥膨胀。

(7)污泥中磷含量高，一般为2.5%以上。

影响A2O工艺出水效果的因素

影响A2O工艺出水效果的因素有很多，一般有以下几个方面的因素：

1、污水中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A2O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。

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> 0.10 kgBOD5/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0.5~1.0 h即可。反之，则反硝化速率小，HRT需2~3 h。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<0.18

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。

A2O工艺污泥系统的污泥龄受两方面的影响。首先是好氧池，因自养型硝化菌比异养型好氧菌的最小比增殖速度小得多，要使硝化菌存活并成为优势菌群，则污泥龄要长，经实践证明一般为20~30 d为宜。

但另一方面，A2O工艺中磷的去除主要是通过排出含高磷的剩余污泥而实现的，如ts过长，则每天排出含高磷的剩余污泥量太少，达不到较高的除磷效率。同时过高的污泥龄会造成磷从污泥中重新释放，更降低了除磷效果。所以要权衡上述二方面的影响，A2O工艺的污泥龄一般宜为15~20 d。

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0.5~0.7 mg/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2 mg/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<0.5 mg/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-带入厌氧段，很难保持严格的厌氧状态，所以一般要求DO<0.2 mg/L，这对除磷影响不大。

4、混合液回流比RN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，回流比RN大、脱氮率提高，但回流比RN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。根据A2O工艺系统的脱氮率η与混合液回流比RN的关系式η=RN1+RN(%)可以得到二者之间相互关系。

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，A2O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NOx--N<2 mg/L，对生物除磷没有影响，当COD/TKN>10，则NOx--N浓度对生物除磷也没有多大影响。

相反，如果A2O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A2O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。

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<0.05 kgTKN/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，A2O工艺总的水力停留时间HRT一般为6~8 h，而三段HRT的比例为厌氧段∶缺氧段∶好氧段=1∶1∶(3~4)。

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。

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。

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。

A2O污水处理调试（主要为生物部分）

1.活性污泥指标混合液悬浮固体(MLSS)浓度

为单位体积混合液所含活性污泥固体物的总重量，即：包括微生物、自身氧化残留物、不可降解有机物和无机物。

混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)浓度：为单位体积混合液中有机固体物质浓度，不包括无机盐部分，它能准确表示活性污泥活性部分的数量。

污泥沉降比(SV%)：曝气池混合液在100ml量筒内静置30min后形成的沉淀污泥体积占原混合液容积的百分比。它能反应曝气池正常运行时的污泥量，可用于控制剩余污泥的排放，还能够及时发现污泥膨胀或其它异常情况。

污泥指数(SVI)：本项指标含义是曝气池出水口处混合液经30min静沉后，每克干污泥所占有的污泥体积。它能反映污泥吸附性、凝聚性和沉淀性，通常SVI在80-150之间。

2.活性污泥的培养与驯化活性污泥法生化系统的调试

首先是投加EMO高效菌种进行接种。高效菌种可以大大缩短污泥培养驯化的时间。培养驯化在好氧池内进行。

活性污泥处理系统在正式投产之前的首要工作是培养和驯化污泥。

活性污泥的培养：就是为形成活性污泥的微生物、细菌提供适宜的生长繁殖环境，保证需要的营养物质、氧气供应(曝气)、合适的温度和酸碱度，使其大量繁殖，形成活性污泥，并最后达到处理污水所需的污泥浓度。

活性污泥的驯化：就是使培养出来的活性污泥适应需要处理的污水的水质水量。在污泥驯化过程中，污泥中的微生物主要发生两个变化。其一是能利用该污水中的有机污染物的微生物数量逐渐增加，不能利用的逐渐死亡、淘汰。其二是能适应该水质的微生物，在废水中有机物的诱发下，产生能分解利用该种有机物的诱导酶。

3.活性污泥的培养驯化操作

（1）好氧池活性污泥培养驯化

污泥的培养：将EMO高效菌种用污水稀释捣碎，虑出其中中的杂质，投放好氧池中，投放时好氧池水位调整至正常水位的1/2左右，投加完毕后，将好氧池中污水水位增至正常水位，投加菌种时曝气系统开始进行运行，并进行闷曝(即在不进水和不排水的条件下，连续不断的曝气)，经过数小时后，停止曝气，沉淀排掉半池上清夜，再加入污水，闷曝数小时后，停止曝气，沉淀排掉半池上清夜，再加入污水，重复进行闷曝换水，期间注意观察污泥的性状，以及溶氧的控制，保持在2—4mg/L间。直到出现模糊状具有絮凝性的污泥。培养期间主要采用生活污水，如为工业污水，需注意污水中各营养物质平衡比例。

当好氧池出现污泥绒絮后，就间歇地往曝气池投加污水，往曝气池投加的水量，应保证池内的水量能每天更换池体容积的1/2，随着培养的进展，逐渐加大水量使在培养后期达到每天更换一次。在曝气池出水进入二次沉淀池2小时左右就开始回流污泥。

污泥的驯化：在进水中逐渐增加被处理的污水的比例，或提高浓度，使生物逐渐适应新的环境开始时，被处理污水的加入量可用曝气池设计负荷的20-30%，达到较好的处理效率后，再继续增加，每次增加负荷后，须等生物适应巩固后再继续增加，直至满负荷为止。

（2）厌氧池污泥的培养驯化

将EMO高效菌种用污水稀释捣碎，虑出其中中的杂质，将厌氧池中的污水提升到正常水位的1/2水位处，将池中的污水厌氧1~2天(配合后面好氧段的污泥培养)；

当污泥逐渐适应废水性质后，污泥逐渐就具有了去除有机物的能力。当COD去除率达到30%以上后，可以逐步提高进水容积负荷率，每次提高容积负荷率的幅度以0.5 kgCOD/(m3.d)左右为宜，此时可以由间歇进水过渡到连续进水，但应控制进水浓度和进水量，保持稳定的增长。

随着负荷的提高，反应器内的污泥逐渐由松散状态变成沉淀性能较好的絮体，污泥的产甲烷活性也相应提高。

在调试过程中要保证系统的负荷以20%～30%的增长速率稳定增长，每次调整负荷应保证去除率达到30%后稳定3～4d，然后再提高负荷。

磷酸盐投加入调节池，以调节污水中的营养平衡；

纯碱投加入好氧池，以调节池中污水的酸碱度；

絮凝剂投加入气浮池，以提高出去污水中的悬浮物和油。投加入污泥脱水系统，起助凝和调理污泥性质的作用。

5.活性污泥的异常情况及对策污泥膨胀

正常活性污泥沉降性能良好，含水率在98%以上。当污泥变质时，污泥不易沉淀，SVI值较高，污泥结构松散和体积膨胀，颜色也有异变，这就是污泥膨胀。污泥膨胀主要是丝状菌大量繁殖所引起的。

一般污水中碳水化合物较多，缺乏氮、磷、铁等养料，溶解氧不足，水温高或PH值较低都容易引起大量丝状菌繁殖，导致污泥膨胀，此外，超负荷、污泥龄过长或有机物浓度剃度过小等，也会引起污泥膨胀，排泥不畅则易引起结合水性污泥膨胀。

为防止污泥膨胀，首先应加强操作管理，经常监测污水水质、曝气池溶解氧、污泥沉降比、污泥指数和进行显微镜观察等，如发现不正常现象，就需要采取预防措施，一般可调整、加大曝气量，及时排泥，有可能采取分段进水，以减轻二沉池的负荷。

发生污泥膨胀解决的办法是针对引起污泥膨胀的原因采取措施，当缺氧或水温高等可以加大曝气量或降低进水量以减轻污泥负荷，或适当降低污泥浓度，使需氧降低等，如污泥负荷过高可适当提高污泥浓度，以调整负荷，必要时还要停止进水，闷曝一段时间。如缺氮、磷、铁等养料，要投加硝化污泥或氮、磷、铁等，如PH过低，可投加石灰等调PH，若污泥流失量大，可投加氯化铁，帮助凝聚，刺激菌胶团生长，也可投加漂白粉或液氯，抑制丝状菌生长，特别能控制结合水性污泥膨胀。也可投加石棉粉末、硅藻土、粘土等惰性物质，降低污泥指数。

污泥解体：处理水质浑浊，污泥絮体微细化，处理效果变坏等则是污泥解体的现象。导致这种异常现象的原因有运行中的问题，也有可能是污水中混入了有毒物质。运行不当，如曝气过量，会使污泥生物营养的平衡遭破坏，使微生物量减少而失去活性，吸附能力下降，絮凝体缩小质密度，一部分则成为不易沉淀的羽毛状污泥，处理水质浑浊，SVI指数降低等。当污水中存在有毒物质时，微生物受到抑制或伤害，净化功能下降或完全停止，从而使污泥失去活性。一般可通过显微镜来观察并判别产生的原因，当鉴别是运行的原因时，应当对污水量、回流污泥量、空气量和排泥状况以及SVI、污泥浓度、DO、污泥负荷等多项指标进行监测，加以调整。当污水中混有有毒物质时，应考虑这是新的工业废水，需查明来源进行处理。

污泥腐化：在二沉池可能由于污泥长期停滞而产生厌氧发酵生产气体，从而使大块污泥上浮的现象，它与污泥脱氮上浮不同，污泥腐败变黑，产生恶臭。此时也不是全部上浮，大部分污泥也是通过正常的排出或回流。只有沉积在死角长期停滞的污泥才腐化上浮。防止的措施是：安设不使污泥外溢的浮渣清除设备；消除沉淀池的死角；加大池底坡度或改善刮泥设施，不使污泥停滞于池底。

污泥上浮：污泥在二沉池呈块状上浮现象，并不是由于腐败所造成的，而是在于在曝气池内污泥泥龄过长，硝化进程较高，在沉淀池内产生了反硝化，氮呈气体脱出附着的污泥，从而使污泥比重降低，整块上浮。此时，应增加污泥回流量或剩余污泥排放量。

泡沫问题：曝气池中产生泡沫，主要原因是，污水中存在着大量洗涤剂或其它起泡沫的物质。泡沫可给生产运行带来一定的困难，如影响操作环境，带走大量的污泥。当采用机械曝气时，还能影响叶轮的冲氧能力。消除泡沫的措施有：分段注水以提高混合液的浓度，进行喷水或投加消泡剂。

6.厌氧系统运行异常情况及处理:

（1）沼气气泡异常(水封罐或反应器顶部气水分离位置)

连续出现类似啤酒开盖后的气泡，这是厌氧状态严重恶化的征兆，原因可能是排泥量过大，池内污泥量不足，或有机负荷过高，或搅拌不充分，解决办法是停止排泥，加强搅拌，减少进水量；

大量气泡剧烈喷出，但产气量正常，池内由于浮渣渣层过厚，沼气在层下积累，一旦沼气穿过浮渣层，就有大量沼气喷出，对策是破碎浮渣层，充分搅拌，打开排渣管；

不产生气泡，可暂时减少或中止进水。

进水浓度低，甲烷菌底物不足，应提高进水浓度；

厌氧污泥排放量过大，使反应池内甲烷菌减少，应减少排泥量；

气温过低，增加蒸汽量，提高温度；

有机酸积累，碱度不足。应减少进水量，观察池内碱度的变化，如不能改善，投加碱度，如：石灰、烧碱、碳酸钙等。

上清液水质恶化表现在污泥上浮严重，出水BOD和SS浓度增加，原因可能是排泥量不够，固体负荷过大，消化程度不够，搅拌过度等，解决办法是找出原因分别加以解决。