2002年12月27日国家环保总局发布了《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)，并于2003年7月1日正式实施同已颁布的《污水综合排放标准》(GB 8978—1996)相比，新标准对城镇污水厂的尾水排放，尤其是对出水氮、磷指标要求非常严格.这不仅对污水厂的工艺设计提出了挑战，而且对污水处理厂的工艺运行提出了更高要求，因此污水厂面临进行工艺优化及达标改造以满足新的排放标准的问题[1,2]，城市污水处理是高能耗行业之一.城市污水处理厂的能耗支出通常包括电能、燃料及药剂等方面，其中电耗占总能耗的 60% ～90%[3]，高能耗一方面导致污水处理成本升高，另一方面也在一定程度上加剧了我国当前的能源危机.在处理工艺选择方面，A2O工艺由于兼顾脱氮除磷的优势而应用广泛.但随着经济的发展，人口的增多，水资源问题越来越突出，国家为了应对水污染问题，对污水处理厂的排放标准有所提高，这就使得A2O水处理工艺的一些内在的矛盾逐渐凸显出来[4].因此，故对一些处理效果较差的污水厂不进行大的建筑单元改造的前提下进行工艺优化及节能降耗技术的研究已成为当务之急.本文以某城市污水处理厂一组A2O工艺为例，对系统脱氮效果差的原因进行了分析，并提出优化措施.

综上所述，网络课程是基于互联网之下表现出某学科的教学内容及实施的教学活动的总和。它包含着一般课程所有的功能，但也有着自己独特的性质。

1 污水厂概况

某城市污水处理厂由某公司分两期投资建设，一期工程设计污水处理能力0.75万吨/日，采用组合式氧化沟工艺，二期工程设计处理能力2万吨/日，由两组平行的A2O工艺承担.本厂执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》GB18819-2002中的一级A标准.诊断期间，所选生化池实际进水量10500吨/日，生化池水力停留时间19 h，污泥龄16 d，平均污泥浓度为3 500 mg/L,混合液回流比300%，污泥回流比70%，污泥负荷为0.027 kgCOD/kgMLSS/d.图1为污水厂工艺流程及诊断过程各取样点位置：

  

图1 A2O工艺流程及各取样点Fig.1 A2O process and sampling points

1.1 污水厂进出水水质

 

表1 污水厂进、出水水质参数

 

Tab.1 water quality parameters for inlet and effluent of sewage plant 单位(mg/L)

  

项目COD氨氮总氮总磷进水60．0-87．912．0-21．112．1-25．01．2-2．3出水10．2-13．90．1-0．87．2-13．70．1-0．3

由表1可知，本污水厂进水污染物浓度较低，经过处理之后氨氮，COD都很低，甚至比《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)一级A标准的要求都低很多.由于污水厂一直向生化池投加絮凝剂，出水总磷浓度较低，当停止投加絮凝时，出水总磷浓度升高甚至超标.出水总氮虽然能达标排放，但总氮去除率较低仅为40%，说明该工艺存在的问题主要是缺氧反硝化脱氮作用差.研究表明[5]，根据生物脱氮的基本原理和相应的化学计量关系，完全生物脱氮所需的C/N值为2.86，经测定，该厂BOD/COD为45%，故该厂进水BOD/TN平均值仅为1.78，未能满足生物脱氮所需的碳源，因此，碳源不足可能为限制系统脱氮的主要原因.

2 材料及方法

2.1 实验装置：

电解质呼吸仪(Electrolytic respirometer，BI-2000)，电热恒温干燥箱，COD消解仪，紫外可见分光光度计，溶解氧测定仪，pH计，高压灭菌锅，马弗炉，分析天平.

2.2 实验试剂

重铬酸钾、硫酸、硫酸银、硫酸汞、硫酸亚铁铵、菲啰啉、硫酸亚铁、氢氧化钠、过硫酸钾、酒石酸钾钠、盐酸、碘化钾、碘化汞、钼酸铵、酒石酸锑钾、抗坏血酸，45%的KOH溶液、1 mol/L的 H2SO4溶液、玻璃滤膜.

2.3 实验方法

2.3.1 水质测定方法 实验过程中COD、NH3-N、NO3—-N、TN、TP、MLSS等基本水质指标测定方法均为国家标准方法[6].

2.3.2 动力学参数测定方法

3.1.3 氮形态沿程变化分析 由图4分析可知，系统硝化效果良好，甚至氨氮在好氧池前的去除率就高达89.6%，但总氮去除效果较差，只有40%，观察到厌氧池和缺氧池也发生了强烈的硝化作用，这是由于好氧池末端溶解氧浓度较高，导致回流液中带来大量的溶解氧，故厌氧和缺氧池发生了氨氮的硝化.并且总氮的去除主要发生在厌氧池，而缺氧池总氮去除效果盛微，这可能原因为碳源大部分被厌氧池中硝态氮用于反硝化，反硝化及回流液中溶解氧所消耗，导致缺氧碳源量不足以完成反硝化.

异养菌的活性是污水处理过程中总氮去除效果好坏的决定性因素，异氧菌的衰减快慢决定系统脱氮的好坏，一般来说，很多因素都会引起微生物的衰减，例如不利的生长环境、内源代谢、被高级生物扑食等[7]，微生物的衰减过程被广泛接受的是死亡再生理论.即微生物衰减后其体内基质一部分形成细胞残留物质XP，另一部分分解生成缓慢生物降解有机物XS，XS经过水解产生易被微生物利用的Ss供给其它微生物生长，这部分水解生成的SS引起系统溶解氧的消耗氧，说明死亡再生理论决定于异养菌的生长[8].因此，在基质充足，溶解氧饱和且不加外碳源的间歇反应器内，微生物的浓度变化表达如下[9].

需求情况：农业方面，除晚稻用肥有零星需求，市场交投整体冷清。工业方面，上周复合肥企业集中采购原料，部分贸易商提早开始冬季备肥拿货，短期出现一轮强劲需求，市场价格因此被拉高。出口方面，国际尿素仍在持续上涨，国内尿素出口量有所增加，但仍处于低位水平。

 

(1)

XH—微生物自生COD组分，uH—异养菌最大比增长速率

由上式分析可知，在不加外碳源的情况下，活性污泥溶解氧消耗速率的自然对数和时间关系曲线的斜率为传统衰减系数若要计算bH，必须先测定以及YH的值，fp采用模型默认值.

 

(2)

滕王阁历史悠久，饱经沧桑，虽然它重修了29次，但是在它的每一个角落，都有中华民族的情感，一直诉说着一个个勇敢坚强的故事和一段段永恒的辉煌！

传统教育模式中，教育资源都掌握在教师手中，因此教师在教学活动中处于权威地位，然而这一传统的教学关系在互联网时代发生了颠覆性的改变，教师不再是教育资源的唯一占有者，师生之间对教育资源的占有基本处于对等状态，教学从知识灌输型向互动交流型转变。教师因独占教育资源所获得的权威地位受到冲击。因此，现代教师必须积极从过去的知识传授者转变为现在的学习辅导者和引导者，这样一来，对于教师的教学能力、知识素养、创新意识等都提出了新的挑战。

 

(3)

上式经过转化变为：

(4)

可得：

 

(5)

XS的水解过程相对缓慢，因此，水解过程成为了衰减速率的限制因素.在不加外碳源时，SS仅依靠XS水解获得，数学表达如下：

fP—死亡再生理论中微生物转化为细胞残留物XP的比例，约为0.08.若XS水解产生的SS与微生物消耗的SS相等，则：

取某城市污水处理厂好氧池末端的混合液充分曝气，期间用去离子水洗泥3次，静置30 min，将上清液倒掉，取处理好的污泥放入呼吸计量装置，为避免硝化作用影响异养菌的耗氧，加入ATU(丙烯硫脲)溶液抑制自养菌的活动，然后加入去离子水，开始异养菌衰减耗氧曲线的测定.

以ln(OUR)与时间t做图，直线斜率即为异养菌衰减系数在相同条件下测定多次求平均值，求解异养菌衰减系数uH.

(2) 异氧菌产率系数测定

呼伦洗过澡，上了床，云梦仍然守在客厅里陪母亲看电视，咯咯答的声音不断刺激着呼伦的耳膜，躺在床上的呼伦不是在翻身而是在打滚。呼伦去了一趟洗手间，倒了两杯热水，云梦才理会了他温柔多情的用意。一集电视剧完毕，云梦恋恋不舍地走进卧室，关门上床。

异养菌产率系数(YH)影响污泥产率和需氧量的估测，并且影响着易生物降解有机组分SS和慢速可生物降解组分XS以及动力学参数等模型参数的测定.因此，YH是一个非常关键的参数，需要具体测定.目前比较成熟的方法是间歇活性污泥法和呼吸计量法.

符号设计兼具作品特征与商标识别功能，这决定了权利人可能基于同一个符号享有不同的法益。通过对商标戏仿概念的界定，结合商标性使用、混淆可能性等因素，有助于判断商标戏仿行为在商标侵权中的性质。

在活性污泥系统中，污水中被消耗的可溶性有机物一部分用于微生物异化作用即呼吸作用，转化为CO2和H2O，另一部分则被微生物同化吸收进行细胞繁殖.实验在密闭性好的系统中测定微生物COD的增长量和溶解性有机物的减少量，两者之比即为YH[10,11].

语言复杂度的理论与测量 ………………………………………………………………… 刘黎岗 缪海涛（1.52）

 

(6)

ΔCOD=COD1-COD2

(7)

式中：COD1为混合液中初始COD，COD2为反应后混合液中COD；ΔCOD为混合液中微生物消耗掉的COD(mg/L)； 为溶解氧的消耗量.

取某城市污水处理厂A2/O工艺好氧池末端的活性污泥，充分曝气，并用蒸馏水反复洗泥，静置弃去上清液，耗尽活性污泥中的残留溶解性COD，投加硝化抑制剂(丙烯基硫脲)(0.2 mg/L)，和部分原水充分混匀取适量混合样品絮凝处理进行COD测定，此结果记为COD1.然后使用BI-2000进行微生物耗氧呼吸速率测定.试验1 d读取BI-2000微生物呼吸速率仪上的耗氧量为然后取适量该样品絮凝进行COD测定记为COD2.则YH计算公式如下：

《艺文类聚》卷一引《三五历记》云：“盘古氏开天辟地，分混沌，辨清浊，后乃有三皇。”《广博物志》卷九引《五运历年记》云：“盘古之君，龙首鳞身。”《山海经·海内古语》载：雷泽中有雷神，龙身人头，鼓其腹。”

 

ΔCOD=COD1-COD2

3 工艺诊断及问题分析

3.1 沿程各池水质监测

为找到脱氮效果不佳的具体原因，对工艺全程各池水质进行了取样监测，测样频率为每天一测，取样地点分别为：进水，厌氧中，厌氧出，缺氧出，好氧进，好氧中，好氧出，沉淀池，出水.除进水外，其他水样均为上清液.监测指标为：溶解氧，Ph，温度，COD，氨氮，硝酸盐氮，总氮，总磷.

3.1.1 溶解氧沿程变化分析 由图2可知：系统进水溶解氧浓度较高，到了厌氧池溶解氧浓度变低，在这段过程中系统消耗了部分易降解有机物，另外，缺氧池存在好氧混合液回流，回流液进入缺氧池，同样消耗了部分有机物，进一步消耗了系统的COD，使得后续的反硝化脱氮碳源不足，反硝化效果受到影响.

3.1.2 COD沿程变化分析 由图3分析可知，COD沿程逐渐降低，去除效果明显.进水和回流污泥的在厌氧池混合，由于稀释作用，以及污泥的吸附，使得COD浓度在厌氧池的中部就有了很大的下降，同时由于污泥回流中带有大量硝态氮，可能在厌氧池发生了反硝化作用，在缺氧池并没有观察到COD的下降，可能是易降解有机物在缺氧池前就已经基本耗尽，而好氧池中COD的降低主要是不易降解的有机物被消耗.沉淀池出水经过D型滤池的截留作用，使得出水COD浓度进一步降低.

  

图2 溶解氧沿程变化情况Fig．2 thevariationofdissolvedoxygenalongtherange图3 COD沿程变化情况Fig．3 CODchangealongthepath

(1 )异氧菌衰减系数bH测定

3.1.3 总磷沿程变化分析 由图5可知，总磷虽然去除效果效果良好，但是并没有观察到厌氧池的释磷及好氧池的吸磷，这是因为本来出水中硝酸盐氮含量较高，故污泥回流带回来的硝氮优先利用碳源.使得厌氧池易降解COD浓度太低，不能够满足厌氧释磷的需求.

  

图4 氮浓度沿程变化情况Fig．4 thevariationofnitrogenconcentrationalongtherange图5 总磷沿程变化情况Fig．5 thevariationoftotalphosphorusalongthepath

3.2 动力学参数测定结果分析

为了探索微观层面脱氮除磷效率低下的原因，对污水厂中活性污泥做了动力学参数的测定，所测参数包括：异养菌衰减系数bH，污泥产率系数YH，测定结果如下：

  

图6 传统衰减系数的测定曲线Fig.6 the measuring curve of the traditional attenuation coefficient

  

表2 微生物衰减系数测定结果Tab．2 resultsofmicrobialattenuationcoefficientmeasurement编号b＇H/d-1bH/d-1bH推荐值11．253．1221．694．2031．253．110．6241．443．58平均值1．413．50表3 异养菌产率系数测定结果Tab．3 resultsofyieldcoefficientofheterotrophicbacteriameasurement编号YH推荐值10．6720．6630．610．6740．66平均值0．65

由上表分析可知，实验测定的异养菌衰减系数为3.5 d-1，远高于推荐值0.62 d-1，是由于该污水处理厂溶解氧偏高，碳源不足，工艺负荷较低，导致微生物的自身消化现象严重，所以微生物衰亡速率大.而异养菌产率系数为0.65，小于推荐值的0.67.同样也说明生化池COD浓度较低，活性污泥可能已经处于内源呼吸状态.

4 优化运行方案

综上所述，该污水厂A2O工艺在运行过程中主要存在以下问题为进水碳氮比过低，导致反硝化碳源不足及反硝化脱氮碳源利用率不高.基于此，提出以下几点改进措施：

(1)投加碳源，只有碳源充足才能有好的脱氮除磷效果.

(2)改用短程硝化反硝化脱氨工艺，短程硝化反硝化工艺可以节省40%的碳源.

(3)降低好氧池溶解氧，目前好氧池中溶解氧平均为4,好氧池后端更是达到了6-7，故需要降低好氧池溶解氧浓度，为预防丝状菌膨胀的发生，建议好氧池中的溶解氧控制在2以上.尤其好氧池末端不可过高，以防混合液回流中带回过多的溶解氧，使得缺氧池本来较少的易降解有机物更少，影响脱氮效果.另外保持较低的溶解氧有可能使得生化池发生同步硝化反硝化脱氮，从而提高总氮去除率[5].

(4)降低混合液回流比，目前内回流比为300%，在碳源充足的情况下，增加内回流比可以提高脱氮效率，然而由于进水碳氮比不足，使得脱氮的主要问题为碳源不足，在这种情况下，显然提高回流比不仅不会增强反硝化效果，还会带回更多的溶解氧，消耗缺氧池中的易降解有机物，此外，较大的回流比使得进水COD在缺氧池中停留时间变短，从而更加降低反硝化效果.

(5)本系统厌氧池，缺氧池，好氧池好体积比为1∶1∶4.好氧池作用为降解COD以及去除氨氮，而COD和氨氮在好氧池中部，已经降得很低水平，完全可以达到排放标准，故可以改好氧池前端为缺氧池，试图延长缺氧池停留时间，提高反硝化效果.

针对政府监管部门，应该合理运用区块链技术，看到其带来的挑战，也要看到它带来的便利，政府监管部门也可以在区块链上设置一个监管节点，输入监管的智能合约，借助区块链技术的分布式、不可篡改性、公开化、透明的特点对市场进行穿透式监管。

(6)停止压泥间出水直接排入调节池，减少有机物在调节池的降解.

5 结论

通过对污水厂沿程水质进行分析，得出系统脱氮效果不佳的原因主要是，进水碳源不足，有限的碳源不足以同时满足微生物的同化作用和异化脱氮作用，另外，内回流比较大，使缺氧池的溶解氧增多，消耗缺氧池的有机物浓度，导致系统脱氮作用进一步受限.对系统活性污泥动力学参数的测定，得出系统异养菌衰减系数较大，系统长期处于低负荷状态，主导反硝化脱氮作用的功能微生物活性较低，也间接证明系统脱氮作用不理想.建议通过投加碳源或提高碳源在反硝化段的利用率，如降低好氧池溶解氧等，以及延长缺氧反硝化时间，如改好氧池前端为缺氧池等方式提高总氮去除率.

参考文献：

[1] 喻泽斌,王敦球,张学洪.城市污水处理技术发展回顾与展望[J].广西师范大学学报:自然科学版,2004,22(2):81287.

[2] 尚爱安,徐鸿德,朱石清,等.工艺优化诊断技术用于污水厂的改造[J].中国给水排水,2006,2(22)：26-29.

[3] 黄浩华,张杰,文湘华,等.城市污水处理厂A2O工艺的节能降耗途径研究[J],环境工程学报,2009,1(3):35-38.

[4] 张杰,臧景红,杨宏,等.A2/O工艺的固有缺欠和对策研究[J].中国给水排水,2003，3(29)：22-26.

[5] 周少奇.生物脱氮的生化反应计量学关系式[J].华南理工大学学报,1998,26(3):124-126.

[6] 国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M].北京:中国环境科学出版社,2002.

[7] 吴昌永.A2/O工艺脱氮除磷及其优化控制的研究[D].哈尔滨:哈尔滨工业大学,2010.

[8] Spanjers H.,Takacs I.,Brouwer H.Direct parameter extraction from resprirograms for waste-water and biomass characterization[J].Wat.Sci.Tech.1999,39(4)：137-145.

[9] Henze M.Activated sludge model No.1.(IAWPRC scientific and technical report No.1.)[M].London:IAWPRC,1987.

[10] Oliveira C.S.Ordaz A．Ferreira E.C.et al.In situpulse respirometric methods for the estimation of kineticand stoichiometric parameters in aerobic microbial communities．Biochemical Engineering Journal,2011,58-59:12-19.

[11] 曹海彬.活性污泥模型COD组分测试与表征[D].重庆:重庆大学,2006.