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　在中国现有的生活污水处理工艺包括氮、磷的去除，和常见的除磷方法包括生物和化学方法。化学除磷实践理论比较成熟，但处理成本很高，产生大量的化学污泥。生物除磷是仍处于发展阶段，对磷的去除效率是不稳定的，它取决于有机物浓度(BOD5)废水。因此，在开发新的T型滤砖生物脱氮工艺节省资金和提高废水脱氮效率具有重大的现实意义。

　　下面小编就给大家介绍一下T型滤砖工艺存在的问题相关内容是什么?

　　T型滤砖工艺存在的问题：

　　传统生物脱氮除磷工艺都是根据厌氧、缺氧、好氧等池子的排列数量及混合液循环和回流方式的变化开发出的。此外,还有通过对曝气供氧的控制,在空间和时间上形成厌氧与缺氧环境的SBR工艺和氧化沟工艺。这些工艺中存在多种问题,制约了工艺的高效性和稳定性。

　　微生物的混合培养

　　目前的生物脱氮除磷工艺一般都采用单一污泥悬浮生长系统,在该系统中有多种差别较大的微生物,不同功能的微生物对营养物质和生长条件的要求都有很大的不同,要保证所有的微生物都达到最佳生长条件是不可能的,这就使得系统很难达到高效运行。

　　②泥龄问题

　　由于硝化菌的世代期长,为获得良好的硝化效果,必须保证系统有较长的泥龄。而聚磷菌世代期较短,且磷的去除是通过排除剩余污泥实现的,所以为了保证良好的除磷效果,系统必须短泥龄运行。这就使得系统的运行,在脱氮和除磷的泥龄控制上存在矛盾。

　　③碳源问题

　　在脱氮除磷系统中,碳源主要消耗在释磷、反硝化和异养菌的正常代谢等方面。其中,释磷和反硝化的反应速率与进水碳源中易降解的部分, 尤其是挥发性有机脂肪酸的含量关系很大。一般说来,城市污水中所含的易降解的有机污染物是有限的,所以在生物脱氮除磷系统中,释磷和反硝化之间存在着因碳源不足而引发的竞争性矛盾。

　　④回流污泥中的硝酸盐问题

　　在整个系统中,聚磷菌、硝化细菌、反硝化细菌及其它多种微生物共同生长,并参与系统的循环运行。常规工艺中,由于厌氧区在前,回流污泥不可避免地将一部分硝酸盐带入该区,一旦聚磷菌与硝酸盐接触,就导致聚磷效果下降。这主要是由于反硝化细菌与聚磷菌对底物形成竞争,其脱氮作用造成碳源无法满足聚磷菌的充分释磷所致。

　　短程硝化反硝化生物脱氮也可称为亚硝酸型生物脱氮，它是通过控制特殊的环境条件抑制硝酸菌的生长，使系统中的亚硝酸菌成为优势菌种，从而将废水中NH4+-N的氧化控制在NO2-阶段，形成NO2-的积累，阻止亚硝酸的进一步硝化，然后直接进行反硝化，形成NH4+→NO2-→N2的脱氮过程。其中反硝化菌直接以NO2--N为最终受氢体进行反硝化脱氮的过程。

　　各水池容积计算：

　　-第1级脱氮池：根据表2-3的脱氮速度(标准)求得氮容积负荷，计算第1级的氮去除量(流入氮量×第1级去除率)。

　　-根据硝化池：硝化速度求得氮容积负荷。这时，考虑为了全量硝化对流入氮量进行计算。

　　-第2脱氮池：求得脱氮速度(甲醇?醋酸)，对第2级的去除对象氮量(流入氮量-第1级去除量)进行计算。

　　-膜分离池：为了防止由于汚泥分解造成氮的再偏析，膜分离池容量应为可以设置膜分离装置的最小容量。

　　2) 流程2(BOD/N≧4)

　　和流程1一样、根据第1级脱氮池的脱氮量计算去除率决定硝化液循环比(R)，因为流入BOD高，所以R≧4。根据各池的汚泥浓度设为多少决定返送汚泥比(r)(表2-4)。各池的汚泥浓度减小时各水池的容量增大、所以最好返送汚泥比(r)≧3。

　　和流程1相比第1脱氮池的MLSS可以提高，所以有可以减小水池的优点。

　　-第1脱氮池：根据表2-3的脱氮速度(标准)求得氮容积负荷、对第1段的去除对象氮量(R=4的场合 流入氮量×4/5)进行计算。

　　-硝化池：根据硝化速度求得氮容积负荷。这时、考虑为了全量硝化对流入氮量进行计算。

　　-第2脱氮池：需注入脱氮时所需要的加氢量。池容量是求得脱氮速度(甲醇?醋酸)、对第2段的去除对象氮量(流入氮量-第1段去除量)进行计算。

　　-膜分离池：为了防止由于汚泥分解造成氮的再偏析、膜分离池容量应为可以设置膜分离装置的最小容量。

　　然而并非所有的反硝化菌都可进行完整的反硝化反应, 2002), 部分反硝化菌只能完成反硝化反应链中的一个或多个步骤, 这些微生物在反硝化反应链上所承担的角色取决于其所拥有的反硝化还原酶的种类和数量.如在活性污泥中常见的假单胞菌(Pseudomonas), 它同时具有反硝化呼吸链中的全部反硝化还原酶, 可将NO3--N还原为N2, 而埃希氏大肠杆菌(E.coli)及反硝化古菌(Archaea, ANME-2d)仅含有硝酸还原酶, 只能将NO3--N还原为NO2--N.通过改变反应条件, 富集仅含有硝酸还原酶的反硝化菌, 即可实现亚硝氮的积累.

　　碳源种类和碳氮比(COD/NO3--N)也是影响反硝化过程中NO2--N积累的重要因素.研究表明反硝化反应以乙酸钠作为碳源时具有最大比反硝化速率, 且存在NO2--N积累现象.当碳源不足时(C/N < 3.2), NO2--N会出现明显积累, 且积累量随碳源增加而增加.

　　本研究以城市污水处理厂营养物去除系统中的活性污泥为对象, 乙酸钠为碳源, 在不同的C/N下, 通过控制反应时间, 将反硝化过程控制在NO3--N还原为NO2--N这一步骤, 以达到为厌氧氨氧化反应提供NO2--N的目的.同时通过对比不同C/N下NO2--N积累率, 探究实现NO2--N稳定积累的最佳C/N, 为现有反硝化系统组成理论提供依据.

　　接种污泥及富集培养方法

　　实验在3个平行的SBR反应器中进行, 进水C/N分别为1、2.5和4.反应器容积均为1 L, 初始污泥浓度为1000 mg·L-1, HRT为12 h, SRT为8 d, 反应温度为25~27 ℃.接种污泥取自西安市第四污水处理厂A/A/O生物反应池中好氧区末端.

　　试验期间, 通过不断缩短反应时间, 达到将NO3--N仅还原至NO2--N的目的.具体操作方式为:进水结束后, 监测反应器内的亚硝酸盐浓度, 当其浓度达到最大值时, 强制沉淀排水, 终止反应, 此后, 反应器处于闲置状态, 等待下一个循环.之后维持该反应时间不变, 待NO2--N积累率降低时, 再次缩短反应时间, 以此往复.

　　实验用水

　　实验用水采用自来水人工配制, 进水NO3--N浓度均为50 mg·L-1, 乙酸钠分别按照C/N=1、2.5和4添加, 同时加入氯化铵和磷酸二氢钾补充微生物增长所需氮磷, 并通过NaHCO3调节pH, 保持混合液的pH为7.0~8.0.

　　批次试验

　　(1) 反硝化活性测定

　　定期测定不同C/N下反硝化过程中NOx--N的浓度变化, 以此考察活性污泥的反硝化活性.具体操作方式为:反应周期结束时从不同C/N反应器中各取200 mL活性污泥, 经淘洗后分别置于3个400 mL广口瓶中, 用氮气吹脱5 min后加入基质(NO3--N:50 mg·L-1), 并按照C/N=1、2.5和4分别添加乙酸钠, 密闭后放入25 ℃恒温水浴振荡器中进行培养.反应过程中每间隔5 min定时取样, 分析测定样品中的NO3--N、NO2--N、COD等指标.

　　(2) 碳源含量对反硝化活性影响

　　为了探究碳源含量对反硝化过程中NO2--N积累的影响, 设计实验:取C/N=2.5反应器中的污泥进行反硝化反应, 在NO2--N积累量达到最大时停止反应, 之后继续添加足量COD, 整个反应过程中定时取样, 取样结束后立即分析测定水样的NO3--N、NO2--N、COD等指标.

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