科学网—标签 - 污水处理

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anan 2010-10-10 15:21

SS 就是悬浮固体， SS 是英语（ Suspended Solid 或者 Suspended Substance ）的缩写，即水质中的悬浮物。水质中悬浮物指水样通过孔径为 0.45m 的滤膜截留在滤膜上并于 103 ～ 105 ℃ 烘干至恒重的固体物质，是衡量水体水质污染程度的重要指标之一，常用大字字母 C 表示水质中悬浮物含量，计量单位是 mg/l 。 MLSS 是混合液悬浮固体浓度，即污泥浓度，表示曝气池中单位体积混合液所含悬浮固体的浓度，它是间接反映混合液中所含微生物量。为了保持曝气池的净化效率，必须在池内维持一定量的污泥浓度。一般说，对于普通活性污泥法，曝气池内 MLSS 常控制在 2 ～ 3g/L 。 MLVSS 是混合液挥发性悬浮固体浓度，表示活性污泥中有机固体物质的浓度，更能反映污泥的活性。在一定的废水和处理系统中，活性污泥中微生物所占悬浮固体量的比例是一定的， MLVSS/MLSS 值比较稳定，城市污水的活性污泥介于 0.75 ～ 0.85 之间。两者的测定方法差不多，但要求恒重的称量差不同， SS 空瓶要求小于等于 0.2mg，有样的要求小于等于 0.4mg.MLSS 空瓶及样均要求小于等于 0.5mg. 二者测定方法是差不多，但意义不一样，前者是测定废水的悬浮固体浓度（含无机固体很少），后者是测定曝气池污泥浓度，污泥中还含有较多无机固体。

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我国投运的城镇污水处理设施清单（二）

tutor 2010-9-21 17:24

天津市2009年以前投运的城镇污水处理设施清单序号市 ( 区、地、州 ) 项目名称主体处理工艺投运时间设计处理能力平均处理水量 ( 万立方米 / 日 ) ( 万立方米 / 日 ) 1 市辖区天津经济技术开发区西区污水处理厂 BAF 2006 年 9 月 1.25 0.86 2 天津泰达威立雅水务有限公司 SBR 1999 年 12 月 10 7.90 3 天津创业环保股份有限公司咸阳路污水处理厂 A/0 2005 年 2 月 45 28.66 4 北仓污水处理厂氧化沟 2006 年 4 月 10 6.81 5 天津创业环保股份有限公司东郊污水处理厂二级生化 1993 年 4 月 40 37.71 6 天津创业环保股份有限公司纪庄子污水处理厂 A/A/0 1984 年 4 月 54 33.37 7 塘沽区扩展区污水处理厂 SBR 2007 年 12 月 1 0.20 8 天津空港物流加工区水务有限公司生物接触氧化法 2006 年 7 月 3 1.00 9 环科新河污水处理有限公司 A/0 2005 年 11 月 5 5.00 10 大港区环科蓝天污水处理有限公司二级生化 2004 年 1 月 3 2.93 11 中国石油大港油田供水公司 BAF 2008 年 11 月 3 0.41 12 西青区西青区污水处理厂二级生化 2007 年 1 月 1.25 0.30 13 天津市赛达恒洁环保科技有限公司天津市西青大寺污水处理厂氧化沟 2008 年 10 月 3 2.54 14 津南区天津市津南区环科污水处理有限公司二级生化 2001 年 1 月 3 2.40 15 北辰区天津创业环保股份有限公司北辰污水处理厂 A/0 2006 年 4 月 10 4.50 16 北辰科技园区污水处理厂氧化沟 2009 年 5 1.47 17 武清区天津重科水处理有限公司 MHA 2006 年 8 月 1.5 1.48 18 天津世昇水治理有限公司扩建二级生化 2003 年 11 月 2 1.74 19 宝坻区环科碧水污水处理有限公司二级生化 2004 年 9 月 1.3 1.30 20 宝坻第二污水处理厂活性污泥 2009 年 9 月 1 0.91 21 静海县天津市华静污水处理有限公司活性污泥 2006 年 3 月 1.5 0.40 22 天津市清源污水处理有限公司 MBR 2008 年 6 月 1.5 0.68 23 蓟县天津市益通给排水有限公司 A/0 2007 年 6 月 3 1.40 24 蓟县污水处理厂 A/0 2009 年 8 月 3 2.39 天津纪庄子污水处理厂

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[转载]提高A2O工艺处理效果的一些措施

anan 2010-9-9 12:37

一般A2/O工艺流程当脱氮效果好时,则除磷效果较差,反之亦然,很难同时获得好的脱氮除磷的效果。所以特对A2/O工艺提出改进措施,以提高该工艺的整体处理效果。 ① 在设计和运行中,保证污泥回流比为(60~100)%。一般回流到厌氧段的污泥回流比为(10~20)%,其余的则回流到缺氧段。这样就减少了进入到厌氧段的硝酸盐和溶解氧量,最大限度地维持了其厌氧环境,同时又保证了所需的污泥浓度。 ② 原污水应能同时进入到厌氧段和缺氧段。根据脱氮除磷生化反应对有机碳源的需要,通过闸门调节其进入厌氧段和缺氧段的污水流量。有关研究表明,如要获得较高的脱氮除磷效果,可按1/3污水流入缺氧段来设计。 ③ 回流污泥的提升用潜污泵代替螺旋泵,同时回流污泥和污水进入厌氧段和缺氧段均采用淹没式入流,以减少复氧。 ④ 厌氧段和缺氧段水下搅拌器的功率一般按3~5 W/m3来设计。过大则会在池内产生涡流,导致混合液溶解氧升高,影响脱氮除磷效果;但搅拌功率过小则混合液中的污泥可能沉积下来。 ⑤ 取消消化池,将剩余污泥直接经浓缩压滤成泥饼后作肥料使用,这样避免了A2/O工艺高磷剩余污泥在消化过程中磷被重新释放和溶出,影响磷的去除效果。 ⑥ A2/O工艺的污泥龄取值应兼顾脱氮除磷二方面的要求,一般污泥龄为15~20 d为宜。 ⑦ 混合液回流比的取值应兼顾A2/O工艺脱氮率要求较高和降低运行费用二个方面,一般取(300~400)%为宜,此时脱氮率可达70%以上,运行费用也不会太高。如果将缺氧池和好氧池设计成同心圆式,外圆为环形好氧池,采用转刷曝气推流;同心圆的中间是圆形缺氧反硝化池,用潜水搅拌器搅拌推流。从厌氧段出来的混合液通过缺氧池圆形隔墙上的开口进入好氧段,而好氧段混合液则通过隔墙上的旋转门回流到缺氧段,混合液的回流量由控制旋转门的开启度来调节,使回流混合液不需用泵提升,大大节约了能耗,又保证了较高的脱氮率。我国昆明第二污水厂就是采用该种结构,效果良好。 ⑧ A2/O工艺设计中,要取得较好的处理效果和比较灵活的运行条件,一般采用设计参数:厌氧段污泥负荷率0.10 kgBOD5/kgMLSSd;厌氧段进水S-P/S-BOD50.06;缺氧段C/N6;好氧段污泥负荷率0.10 kgBOD5/kgMLSSd;好氧段TKN/MLSS0.15 kgTKN/kgMLSSd。 ⑨ A2/O工艺中水力停留时间一般为6~8 h,三段水力停留时间适宜的比例为厌氧∶缺氧∶好氧=1∶1∶(3~4)。

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[转载]中水的概述

anan 2010-9-7 14:11

中水也就是将人们在生活和生产中用过的优质杂排水(不含粪便和厨房排水)、杂排水以及生活污(废)水经集流再生处理后回用。因其水质指标低于城市给水中饮用水水质标准，但又高于污水允许排入地面水体排放标准，亦即其水质居于生活饮用水水质和允许排放污水水质标准之间，故取名为中水。

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[转载]污水生物脱氮途径

anan 2010-9-7 13:28

1　传统生物脱氮原理硝化反应是由一类自养好氧微生物完成的，它包括两个步骤：第一步称为亚硝化过程，是由亚硝酸菌将氨氮转化为亚硝酸盐，亚硝酸菌中有亚硝酸单胞菌属、亚硝酸螺杆菌属和硝化球菌属；第二步称为硝化过程，由硝酸菌(包括硝酸杆菌属、螺菌属和球菌属)将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。亚硝酸菌和硝酸菌统称为硝化菌，都利用无机碳化合物如CO32-、HCO3-和CO2作为碳源，从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获取能量。亚硝酸菌和硝酸菌的特性大致相似，但前者的世代期较短，生长率较快，因此较能适应冲击负荷和不利的环境条件；当硝酸菌受到抑制时，有可能出现NO-2积累的情况。反硝化反应是由一群异养型微生物完成的，它的主要作用是将硝酸盐或亚硝酸盐还原成气态氮或N2O，反应在无分子态氧的条件下进行。反硝化细菌在自然界很普遍，多数是兼性的，在溶解氧浓度极低的环境中可利用硝酸盐中的氧作为电子受体，有机物则作为碳源及电子供体提供能量并被氧化稳定。由于从反硝化获得的能量低于氧气还原所获取的能量，所以反硝化被认为仅在缺氧条件下发生。从NH4+至NO2-的转化，经历了3个步骤、6个电子的转移，可见亚硝酸菌的酶系统十分复杂，而硝化过程则相对简单些，只经历了一步反应、2个电子的变化。因此也有人认为，亚硝酸菌往往比硝酸菌更易受到抑制。反硝化反应一般以有机物为碳源和电子供体。当环境中缺乏有机物时，无机物如氢、Na2S等也可作为反硝化反应的电子供体，微生物还可以消耗自身的原生质进行所谓的内源反硝化。 C5H7O2N+4NO3-5CO2+NH3+2N2+4OH- 可见内源反硝化的结果是细胞物质的减少，并会有NH3的生成，因此废水处理中均不希望此种反应占主导地位，而应提供必要的碳源。硝化和反硝化反应的进行是受到一定制约的，一方面，自养硝化菌在大量有机物存在的条件下，对氧气和营养物的竞争不如好氧异养菌，从而导致异养菌占优势；另一方面，反硝化需要提供适当的电子供体，通常为有机物。上述硝化菌和反硝化菌的不同要求导致了生物脱氮反应器的不同组合，如硝化与反硝化由同一污泥完成的单一污泥工艺和由不同污泥完成的双污泥工艺。前者通过交替的好氧区与厌氧区来实现，后者则通过使用分离的硝化和反硝化反应器来完成。如果硝化在后，需要将硝化废水进行回流；如果硝化在前，需要外加电子供体，这就是传统脱氮工艺存在的问题和困难所在。这种两难处境在氨氮浓度低的城市污水处理中表现得还不很明显，在高浓度氨氮废水生物脱氮处理中则表现得很突出。近些年来，人们试图从各个方面突破生物脱氮的困境，如开发亚硝酸硝化/反硝化脱氮工艺；与传统生物脱氮理论相反的一些生物过程被发现，例如发现了氨与亚硝酸盐/硝酸盐在缺氧条件下被同时转化为氮气的生物化学过程，这一过程被称为厌氧氨氧化(Anammox)；好氧反硝化和异养硝化作用也被发现，好氧反硝化往往与异养硝化同时发生；在有氧条件下能够反硝化的细菌也被分离出来，其中有异养菌(Thiosphaerapantotropha和Alcaligenessp)及自养硝化菌。 2　亚硝酸硝化/反硝化工艺在硝化反应中，一般认为硝酸盐是反应的主产物，而从氨向亚硝酸盐的转化一般认为是硝化过程(Nitrification)的速度控制步骤，但是出现亚硝酸盐积累的报道也很多。人们认为，出现亚硝酸积累是有害的。为了减少亚硝酸的积累，许多研究人员进行了控制其积累的工艺条件的研究工作，并得到了有关自由氨可抑制亚硝酸积累的结论，其结果也得到了证实并被广泛接受。随后，开始把注意力放在通过亚硝酸硝化反硝化缩短脱氮过程上，这种工艺的潜在优势在于：①节省25%的硝化曝气量。②节省40%的反硝化碳源。③节省50%的反硝化反应器容积。这些对于高浓度氨氮废水的脱氮处理具有非常大的经济效益，特别是对于诸如垃圾渗滤液等碳源不足的废水更是如此。在硝化系统中，与亚硝酸积累有关的因素包括：①自由氨的存在，②较高的pH值，③溶解氧浓度低，④温度的变化，⑤氨氮负荷高，⑥污泥龄长，⑦硝酸盐的还原。大多数研究人员认为自由氨浓度高(高pH值条件下)和溶解氧浓度低是亚硝酸盐积累的主要原因，指出亚硝酸积累的内在原因在于自由羟氨(NH2OH)的积累。根据对前人试验结果的分析，表明自由羟氨不应是亚硝酸积累的最终原因，自由羟氨积累主要受溶解氧、pH的控制。有高浓度氨氮废水需要处理的单位，也可以到污水宝项目服务平台咨询具备类似污水处理经验的企业。然而，实现亚硝酸反硝化的成功报道并不多见。Jetten等人利用硝酸菌和亚硝酸菌在较高温度下生长速度的显著差异，通过控制温度和污泥停留时间，将在高温下生长速度较慢的硝酸菌从反应器中冲洗出去，使亚硝酸菌在反应器中占优势，从而将氨氧化控制在亚硝化阶段，这种工艺叫作SHARON工艺(SingleReactorforHighActivityAmmoniaRemovalOverNitrite)。但该工艺须在30～40℃的温度下进行，只对温度较高的污水如厌氧消化排水的脱氮处理有实际意义。对于垃圾渗滤液等废水，必须从控制溶解氧及pH值来实现稳定的亚硝酸反硝化脱氮。 3　同时硝化/反硝化(SND) 当好氧环境与缺氧环境在一个反应器中同时存在，硝化和反硝化在同一反应器中同时进行时则称为同时硝化/反硝化。同时硝化/反硝化不仅可以发生在生物膜反应器中，如流化床、曝气生物滤池、生物转盘；也可以发生在活性污泥系统中，如曝气池、氧化沟。同时硝化/反硝化的活性污泥系统为今后简化生物脱氮技术并降低投资提供了可能性。但目前对SND现象的机理还没有一致的解释，一般认为三个主要机理是：①混合形态。由于充氧装置的充氧不均和反应器的构造原因，造成生物反应器形态不均，在反应器内形成缺氧/厌氧段。此种情况称为生物反应的大环境，即宏观环境。②菌胶团或生物膜。缺氧/厌氧段可在活性污泥菌胶团或生物膜内部形成，即微观环境。③生物化学作用。在过去几年中，许多新的氮生物化学菌族被鉴定出来，其中包括部分菌种以组团形式对SND起作用，包括起反硝化作用的自养硝化菌及起硝化作用的异养菌。在生产规模的生物反应器中，完全均匀的混合状态并不存在。菌胶团内部的溶解氧梯度目前也已被广泛认同，使实现SND的缺氧/厌氧环境可在菌胶团内部形成。由于生物化学作用而产生的SND更具实质意义，它能使异养硝化和好氧反硝化同时进行，从而实现低碳源条件下的高效脱氮。 4　好氧反硝化最初，反硝化被认为是一个严格的厌氧过程，因为反硝化菌作为兼性菌优先使用溶解氧呼吸，甚至在浓度低达0.1mg/L时也是如此，这样就阻止了使用硝酸盐和亚硝酸盐作为最终电子受体，不过这种限制只是对专性厌氧反硝化菌起作用。20世纪80年代后期以来，在生物脱氮生物学方面有了很大进展。人们曾多次观察到在没有明显缺氧段的活性污泥法中存在脱氮现象，发现了好氧反硝化菌：Pseudomonasspp,Alcaligenesfaecalis,ThiosphaeraPantotropha，这些好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌，而传统上的硝化菌是化学自养型的。这样，这类细菌就可将氨在好氧条件下直接转化成气态产物。同时可以查看中国污水处理工程网更多技术文档。生物学研究表明，在好氧和缺氧条件下Nitrosmonasspp能够通过硝酸盐的生物还原形成氧化氮和氧化亚氮。有人认为，在好氧条件下氧化氮和氧化亚氮产生速率依赖于亚硝酸盐浓度，而大多数人则认为这一速率与溶解氧浓度成反比。众多研究表明，Nitrosmonasspp的反硝化活动在低溶解氧条件下是明显的，但对Nitrobacterspp的反硝化能力研究得比较少。有人认为在好氧条件下，Nitrobacter菌株不能进行反硝化，某些菌株可以在无氧的丙酮酸、氨和硝酸盐的培养物中生长，丙酮酸和硝酸盐被消耗，在低溶解氧条件下生产的氧化氮可能参与到NADH的形成。反硝化的初始基质可能是亚硝酸盐或硝酸盐，研究比较电子转移平衡可以确定初始基质是硝酸盐还是亚硝酸盐。氨氧化为亚硝酸盐产生2个电子，亚硝酸盐氧化为硝酸盐也产生2个电子，完全的亚硝酸盐还原需要3个电子，而完全的硝酸盐还原需要5个电子。因此，当亚硝酸盐被完全还原时，氧化氨产生氮气的最大可能因数为0.67N-molN2/N-molNH3，而对于硝酸盐这一因数为0.4，所以亚硝酸盐为反硝化的初始基质。 Muller等证明了好氧反硝化是与硝化相伴发生的。假设a是流向最终细胞色素C氧化酶的电子占氨氧化净放出电子的比例，则(1-a)就是用于完全亚硝酸盐还原的电子比例。氨氧化菌完成氧化还原反应为： NH3+O2NO2-+3H++2e- a(0.5O2+2e-+2H+H2O) (1-a)(0.67NO2-+2.67H++2e-0.33N2+1.33H2O) 剩下的(0.33+0.67a)亚硝酸盐(mol)/被氧化的氨(mol)根据总反应得： NH3+(1.17+0.83a)O2(0.33+0.67a) NO3-+(0.33-0.33a)N2+(0.33+0.67a) H++(1.33-0.33a)H2O 若以qN2和qO2分别表示氮气产生和氧气消耗的速率，则 qN2+qO2＝(0.33-0.33a)/(1.17+0.83a) 或　a=(qO2-3.5qN2)/(2.5qN2+qO2) 显然，a的数值介于0～1。如果氨氧化菌的呼吸消耗硝酸盐，在0.3kPa溶解氧压力条件下流向最终细胞色素C氧化酶的电子流将是负值。所以，氨氧化仅可以供给呼吸的亚硝酸盐电子。 Muller等人得到的在不同溶解氧压力下好氧反硝化特征参数如表1所示。从表中可见，好氧反硝化速率与氨消耗速率基本处于同一数量级，这使好氧反硝化更具实际的工程意义，这将在节省能源消耗的情况下，使污水脱氮处理的效率大大提高。好氧反硝化在以往的研究与生产中之所以没有得到证实，主要是由于如下原因：其一，空气中含有高浓度氮气，要通过产气监测证实好氧反硝化的存在需要使用氮同位素、无氮载气、密闭反应器和质谱仪；其二，好氧反硝化菌浓度要足够高才能检测到氮气的产生，由于Muller研究中的氨氧化菌为0.3g/L、约占活性污泥的10%，而在一般活性污泥中，好氧反硝化菌Nitrosomonasspp仅有10mg/L，结果是产气量太低而检测不到；其三，过去研究的细菌常常是不能产生氮气的NitrosomonaseuropaeaATTC19718。 5　厌氧氨氧化(Anammox) 在理论上，氨也可以作为反硝化的无机物电子供体，其时的反应自由能几乎与好氧硝化的一样有利(参见表2)。早在1997年，Broda就发表了一篇题为自然界中遗失的两种微生物之论文，指出在自然界中可能存在一些微生物(chemolithotrophicbacteria)能够以硝酸盐、二氧化碳和氧气为氧化剂将氨氧化为氮气。根据这个预言，目前已经发现Nitrosomonaseutropha能够进行这种生物化学反应。 Mulder在实验室规模的反硝化流化床反应器中，发现了氨和硝酸盐的同时消失，推测反应如下： 5NH4++3NO3-4N2+9H2O+2H+ G0＝-297kJ/molNH4+ 这个厌氧氨氧化(Anammox)过程的总反应是产能的，在理论上可以提供能量供微生物生长。随后Graaf又证明了这一反应是一个生物化学反应，亚硝酸盐是最合适的电子受体： NH4++NO2-N2+2H2O G0＝-358kJ/molNH4+ 1996年Graaf的试验研究又表明厌氧氨氧化过程是由自养菌完成的。Schmidt的试验研究则表明二氧化氮 (NO2)对于厌氧氨氧化是必需的，N2O是Anammox过程的中间产物，而NO被证明对该过程有抑制作用。MarcStrous总结比较了厌氧氨氧化和好氧氨氧化的微生物生理学参数(见表3)。好氧硝化和厌氧氨氧化微生物在生理学方面是相似的，都是专属微生物，厌氧氨氧化没有好氧活动，好氧硝化微生物的厌氧活动只是厌氧氨氧化的5%。二者的生物产量、温度范围、基质亲和力、活化能大体上是相同的，只是厌氧氨氧化最大比基质转化率较低，这使得厌氧氨氧化要求较长的反应停留时间。厌氧氨氧化在1000mg/L的氨氮或硝态氮的浓度下不会受到抑制，但是在100mg/L亚硝态氮浓度下，厌氧氨氧化过程即受到限制。亚硝酸盐抑制可以通过添加痕量厌氧氨氧化中间产物(联氨或羟氨)来克服。目前推测厌氧氨氧化有多种途径。其中一种包括羟氨和亚硝酸盐生成N2O的反应，而N2O可以进一步转化为氮气，氨被氧化为羟氨。另一种是氨和羟氨反应生成联氨，联氨被转化成氮气并生成4个还原性［H］，还原性［H］被传递到亚硝酸还原系统形成羟氨。第三种是：一方面亚硝酸被还原为NO，NO被还原为N2O，N2O再被还原成N2；另一方面，NH+4被氧化为NH2OH，NH2OH经N2H4、N2H2被转化为N2。

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[转载]倒置A2O工艺及其特点

anan 2010-9-7 12:58

同济大学高廷耀、张波等认为 , 传统 A2/O 工艺厌氧、缺氧、好氧布置的合理性值得怀疑。其在碳源分配上总是优先照顾释磷的需要 , 把厌氧区放在工艺的前部 , 缺氧区置后。这种作法是以牺牲系统的反硝化速率为前提的。但释磷本身并不是除磷脱氮工艺的最终目的。就工艺的最终目的而言 , 把厌氧区前置是否真正有利 , 利弊如何 , 是值得研究的。基于以上认识 , 他们对常规除磷脱氮工艺提出一种新的碳源分配方式 , 缺氧区放在工艺最前端 , 厌氧区置后 , 即所谓的倒置 A2/O 工艺见下图。其特点如下 : 1、聚磷菌厌氧释磷后直接进入生化效率较高的好氧环境 , 其在厌氧条件下形成的吸磷动力可以得到更充分的利用 , 具有饥饿效应优势。 2、、允许所有参与回流的污泥全部经历完整的释磷、吸磷过程 , 故在除磷方面具有群体效应优势。 3、缺氧段位于工艺的首端 , 允许反硝化优先获得碳源 , 故进一步加强了系统的脱氮能力。 4、工程上采取适当措施可以将回流污泥和内循环合并为一个外回流系统 , 因而流程简捷 , 宜于推广。

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[转载]改良A2O工艺简介

anan 2010-9-7 12:53

改良A2O工艺流程图：改良A2O的特点就是在厌氧池的前面加上了一个预缺氧池，以更好的达到脱氮除磷的效果，从而达到国家一级A的标准。对于含磷较高的污水，该工艺是一个不错的选择。

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[转载]A2O工艺的发展

anan 2010-9-7 11:54

A2/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。 1962年,Ludzack和Ettinger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,Barnard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。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(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。 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(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。 1980年,Rabinowitz和Marais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)。

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[转载]A2O工艺的概述及原理

anan 2010-9-7 11:45

A 2 O是Anaeroxic-Anoxic-Oxic的英文缩写，A 2 O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。工作原理其工艺流程图如下图，生物池通过曝气装置、推进器(厌氧段和缺氧段)及回流渠道的布置分成厌氧段、缺氧段、好氧段。在该工艺流程内，BOD 5 、SS和以各种形式存在的氮和磷将一一被去除。A 2 O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。工艺特点 1、厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件和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。 2、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。 3、在厌氧缺氧好氧交替运行下，丝状菌不会大量繁殖，SVI一般小于100，不会发生污泥膨胀。 4、污泥中磷含量高，一般为2．5％以上。 5、脱氮菌和除磷菌之间存在矛盾和竞争，有待通过工艺改进和优化来缓解或解决。

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[转载]A2O工艺各反应池的单元功能及其存在的问题

anan 2010-9-7 11:28

各反应器的功能 1、厌氧反应器，原污水与从沉淀池排出的含磷回流污泥同步进入，本反应器主要功能是释放磷，同时部分有机物进行氨化； 2、缺氧反应器，首要功能是脱氮，硝态氮是通过内循环由好氧反应器送来的，循环的混合液量较大，一般为2Q（Q为原污水流量）； 3、好氧反应器——曝气池，这一反应单元是多功能的，去除BOD，硝化和吸收磷等均在此处进行。流量为2Q的混合液从这里回流到缺氧反应器。 4、沉淀池，功能是泥水分离，污泥一部分回流至厌氧反应器，上清液作为处理水排放。亟待解决的问题 1、除磷效果难再提高，污泥增长有一定限度，不易提高，特别是P/BOD值高时更甚； 2、脱氮效果也难再进一步提高，内循环量一般以2Q为限，不宜太高； 3、进入沉淀池的处理水要保持一定浓度的溶解氧，减少停留时间，防止产生厌氧状态和污泥释放磷的现象出现，但溶解氧浓度也不宜过高，以防循环混合液对缺氧反应器的干扰。 4、如何进一步优化，同步提高除磷脱氮的效果，并实现最大程度的节能降耗。

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如何分辨这对“双棒儿”—生物接触氧化和曝气生物滤池

tutor 2010-8-8 18:48

生物接触氧化和曝气生物滤池是上世纪七八十年代以后发展起来的两种新型污水好氧生物膜处理工艺。它们不仅出现的时间差不多，从构造和工艺上看也确实很像。首先，它们都需要在生物反应池内充填填料；其次，需处理的污水都浸没全部填料；再次，都需曝气；最后，污水一定的流速流经填料而有机污染物得到去除。所以它们都可以划定为浸没式曝气生物膜处理器。这哥俩儿虽然很像，但还是有区别的。了解两者的不同不仅可以区分两者，也可以在选择工艺时更有针对性。首先，两者虽都填加填料，但填料的要求不一样。生物接触氧化法的填料不对悬浮固体进行截留，它只是作为生物膜的载体，为污水与生物膜的广泛接触提供空间，所以要求其填料比表面积大、空隙率高、水流通畅、阻力小，填料的布置比较宽松，像软性填料都是悬挂布置；而曝气生物滤池的填料的作用不仅是个载体，而且对悬浮固体有物理截留作用，所以填料选择3～5mm的小颗粒，以比较密集堆积方式填放。曝气生物滤池结合了生物接触氧化和快滤池两类工艺的特点，从这点可以看出生物接触氧化法是哥哥，而曝气生物滤池是弟弟。填料的不同是两者根本区别，决定了两者在其它方面的不同。由于曝气生物滤池的填料有过滤功能，所以出水的SS浓度是很低，不需要再进行沉淀分离，故而不设二沉池；而生物接触氧化法应设二沉池进行泥水分离。这是两者在工艺流程上最显眼的区别。原污水中的悬浮物和脱落的生物污泥在曝气生物滤池中被所截留，当滤层中的截污量达到一定程度时，就必须进行反冲洗，所以曝气生物滤池是不连续运行的；而生物接触氧化法中原污水中的悬浮物和脱落的生物污泥是随出水流出，不存在反冲洗阶段，因而是连续运行的。两者还有一个区别，就是在生物接触氧化反应器中，污水受到搅拌与混合作用在池中循环，会多次接触挂有生物膜的填料；而在曝气生物滤池中，污水是穿过滤料，只有一次和生物膜接触的机会。

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污泥中的生态学—浅析污泥膨胀

tutor 2010-8-6 22:40

污泥膨胀是活性污泥法污水处理厂最常见的一种异常运行工况。它会导致污泥的沉降性能恶化，使之在二沉池内不能进行正常的泥水分离，污泥随出水流出，使出水SS超标；污泥的流失会使曝气池的微生物量锐减，从而最终BOD处理程度的下降直至整个处理系统运转的失败。污泥膨胀总体上分为两大类：丝状菌膨胀和非丝状菌膨胀，以前者较常出现。在观察活性污泥生物相时，会发现形成活性污泥的菌胶团中，不仅有菌胶团细菌，还有丝状菌。正常的活性污泥中都含有一定量的丝状菌，它是形成活性污泥絮体的骨架材料。活性污泥中丝状菌数量太少或没有，则形不成大的絮体，沉降性能不好；但丝状菌过度繁殖，则形成丝状菌膨胀。菌胶团细菌与丝状菌在曝气池中的生长过程是相互影响相互竞争的关系，竞争的结果就是两者形成某种程度的平衡。如果把活性污泥视为一个生态系统，这就是一个污泥生态系统的生态平衡问题，而这种平衡是一种动态的平衡，它的平衡点可以变动的。所以说，发生丝状菌膨胀的问题不在于长没长丝状菌，而在于菌胶团细菌与丝状菌之间的数量是否处于一个恰当平衡点上。哪么，是什么在影响菌胶团细菌与丝状菌之间的数量平衡呢？是曝气池中的环境。由于菌胶团细菌与丝状菌的生理特征是有差别的，所以环境改变对两者生长速率的影响是不同的，进而改变两者的平衡。如食物比较充足，菌胶团细菌就能显示出它的优势：由于有吸附有机物的能力，可以把大量的有机物吸附在自己周围，这时数量平衡点就向菌胶团细菌移动，数量占优，这时污泥的沉降性能应该是最好的。但如果有机物太高而氮、磷或DO不足，有机物就不能在体内进行正常的分解代谢，菌胶团细菌就会向体外分泌出过量的多聚糖类物质。这些物质由于分子式中含有很多氢氧基而具有较强的亲水性，使活性污泥的结合水可高达400% （正常污泥结合水约为100%），污泥呈黏性的凝胶状，在二沉池内无法进行有效的泥水分离及浓缩。这种污泥膨胀有时称为黏性膨胀，是一种非丝状菌膨胀。丝状菌也是有其优势的，其表面积较大，细胞膜结构比较完善，就是说相对于菌胶团细菌，丝状菌皮糙肉厚，所以抵抗像低pH值，低溶解氧，进水水质或水量波动太大这样的恶劣环境的能力比菌胶团细菌强；丝状菌的营养需求低，就是说丝状菌比菌胶团细菌耐饿，进水中有机物质太少或氮、磷、铁的营养物质不足时，丝状菌受到的影响小，比如丝状菌对氮的需求只有菌胶团细菌的一半左右；另外，在高温下，丝状菌的繁殖速度大于快于菌胶团细菌，其适宜温度一般在25～30℃，这是夏季常有的水温。上述情况下，两者的数量平衡就移向丝状菌，丝状菌就成为污泥生态系统中的优势菌种，形成丝状菌膨胀。当进水已腐化不新鲜时，会产生出较多的H 2 S（超过1～2mg/L），抑制菌胶团细菌的生长，而适于丝状硫磺细菌生长，其成为环境中的优势菌种，导致丝硫菌污泥膨胀--丝状菌膨胀的一种。总之，从生态学角度看，防止污泥膨胀的关键就是：保护曝气池中的生态环境，维护菌种间的生态平衡。

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生物脱氮除磷工艺中污泥处理应注意的一些问题

tutor 2010-7-28 12:02

生物法处理污水会产生大量的污泥，这些污泥含水量极高（一般在95%以上，活性污泥法产生的剩余污泥在99%以上），含有的有机物会造成污泥腐败发臭，并且含有大量的有害物质。所以污泥处理是污水处理厂的重要组成部分，目的是使污泥减量、稳定和无害化，并追求能综合利用。最常见的污泥处理流程是：沉淀池来的生污泥重力浓缩消化自然干化堆肥或焚烧最终处置，有时不同的污水处理厂会根据实际情况简化一到两个环节。这种工艺流程在普通的污水生物处理法产生的污泥上应用已经十分成熟，表现很稳定。但如果是应用在强化了脱氮除磷功能的污水处理工艺上，实践中会出现各种各样的问题，归纳起来主要有以下几种情况： 1. 反硝化破坏二沉池的沉淀和浓缩池的浓缩。为了利用原污水的碳源，大多数的脱氮工艺都是缺氧段前置，硝化液回流的方式，这样污水的氨氮的硝化比较彻底而硝酸盐不能全部被反硝化，一部分被出水和污泥带出。在二沉池的底部和浓缩池的缺氧环境下，硝酸盐反硝化产生的N2形成微小气泡附着在浓泥上，使浓泥上浮，破坏沉淀和浓缩。 2. 聚磷菌的不恰当释磷造成除磷的失败。聚磷菌在厌氧环境中就会把吸收的磷释放出来，在沉淀池的底部、浓缩池和消化池中的一般为厌氧，容易产生释磷，释出的磷或随出水排出，或随上清液回流在系统内循环。而即使用好氧消化，上清液中磷的含量也很高，应该是充分的氧化使聚磷菌衰亡，磷随之释放出来。总之造成除磷的失败。 3. 结垢堵塞管道浓缩池和消化池回流的上清液和污泥中，都含有一定浓度的磷酸盐和氨。而在脱氮除磷工艺中，其浓度会相当高，这样就会在上清液回流和进出泥的管道中结晶沉淀下来，结晶成分为MgNH4PO46H2O，即鸟粪石。该物质为白色，极坚硬，不溶于水，甚至不溶于盐酸，一但形成，就会逐渐堵塞管道，弯管处尤甚。为了应对这几种情况，污水处理厂一般对污泥处理环节作以下改进： 1. 曝气池出水的含氧量应保持在2mg/L以上，以保证二沉池底部产生厌氧状态。但也不宜太高，因为浪费曝气动力，而且硝化液回流时会破坏缺氧环境； 2. 减少出水二沉池的停留时间； 3. 缩短二沉池排泥时间； 4. 不使用重力浓缩而改用机械浓缩，可缩短浓缩时间；也可选用气浮浓缩。 5. 不对污泥进行消化。如需消化，需将上清液化学除磷处理后再回流，此法亦可用于浓缩上清液和脱水滤液。 6. 有可能结垢的管道，比如浓缩池进出泥管和上清液回流管、消化池进出泥管和上清液回流管和污泥脱水后滤液管道，不宜埋入地下而置于地面之上，并在转弯处增加法兰，以便于经常冲洗保养。

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向左走？向右走？--一个关于脱氮除磷的难题

tutor 2010-7-27 22:05

以 N 、 P 为主的植物营养素是造成水体富营养的元凶。在对水质要求越来越高的今天，对污水处理的要求不仅限于 BOD 和 SS 是不够的，对 N 、 P 也排放也提出了较高的要求。例如，在《城镇污水处理厂污染物排放标准》（ GB 18918-2002 ）对 N 、 P 排放的要求如下（单位为 mg/L ）：基本控制项目一级标准二级标准三级标准 A 标准 B 标准总氮（以 N 计） 15 20 - - 氨氮（以 N 计） 5 （ 8 ） 8 （ 15 ） 25 （ 30 ） - 总磷（以 P 计） 2005 年 12 月 3 1 日前建设的 1 1.5 3 5 2006 年 1 月 1 日起建设的 0.5 1 3 5 从标准中看，要求是比较高的。由于三级标准只有经济条件差和水污染控制要求低的情况下，对非重点控制流域和非水源保护区的建制镇的污水处理厂执行，在环境压力不断加大的情况，实事上无多少执行的空间。所以，只就有增加脱氮除磷功能，二级污水处理厂才有可能做到达标排放。而以 AAO 工艺为代表的生物脱氮除磷法有着在去除 SS 和有机物同时去除 N 和 P 、运行成本低等特点，目前已经成为脱氮除磷的主流工艺。但生物脱氮除磷工艺在运行存在一个很大的问题，即不可能同时得到较高的脱氮和除磷效率，其原因主要有以下几条： 1. 反硝化菌和聚磷菌对有机物存在竞争关系。无论是反硝化菌的反硝化过程还是聚磷菌的放磷过程都对碳源都有数量和质量的要求：数量上要求 BOD/TKN4 同时 BOD/TP17 ；质量上要求是溶解性可快生物降解小分子有机物，主要是 VFA （ volatile fatty acid 挥发性脂肪酸）。当 VFA 数量上不足时，反硝化菌和聚磷菌就会对吸收 VFA 会产生竞争，一般聚磷菌会处于竞争的劣势，从而影响工艺的除磷效果。 2. 对溶解氧和硝态氮要求不一样反硝化是在缺氧状态下将 NO 3 - -N 和 NO 2 N 还原为 N 2 ，而 O 2 会与其竞争做电子供体，而且会抑制硝酸盐还原酶的合成及活性，所以反硝化过程不仅要求要有 NO 3 - -N 和 NO 2 N 存在，而且不应存在溶解氧，这样的环境一般称之为缺氧环境。实际上很难达到反硝化过程溶解氧为 0 ，考虑到污泥絮凝物或生物膜内部可呈缺氧状态进行反硝化，一般控制在 0.5mg/L 以下就可以了。聚磷菌是通过释磷吸磷循环来实现除磷的，放磷是除磷的重要步骤，多释放 1mg 磷，就可以多吸收 2 ～ 2.4mg 磷。溶解氧的存在会破坏了产酸菌降解大分子有机物的环境，抑制其不产生 VFA ，微生物的好氧呼吸又会消耗了一部分可生物降解的有机质，聚磷菌与好氧菌的竞争是不占优势的。硝态氮的影响与溶解氧相似。所以溶解氧与硝态氮的存在对放磷不利，只在它们全部消耗完后才开始放磷。没有严格要求没有溶解氧与硝态氮的环境一般称为厌氧环境。实际中控制溶解氧的浓度小于 0.2mg/L ，硝态氮浓度应尽可能小。硝化和吸磷都好氧反应，要求较高的溶解氧量，一般称为好氧环境，实际通常要求溶解氧浓度保持在 2.0 mg/L 以上。 3. 工艺参数 -- 污泥龄、水力停留时间、污泥负荷和剩余污泥量要求相对为保证微生物在连续流反应器中存活，微生物在反应器中的停留时间，即污泥龄必须大于其最小世代时间，否则微生物的流失率将大于净增殖率，使微生物从系统中流失殆尽。一般污泥龄的至少应取最小世代时间的 2 倍以上。脱氮过程至少涉及到三个反应：反硝化，分别有好氧和兼性菌参与氨化反应、亚硝化和硝化菌参与硝化反应、反硝化菌参与反硝化反应。后三种菌的世代周期都比较长，硝化反应是整个过程的控制因素，曝气反应过程属于延时曝气的范畴，故而污泥龄比较长，宜为 12 ～ 25d ，冬季还应适当延长。由于污泥龄长，其水力停留时间就比较长，一般取 8 ～ 16h ；相应的污泥负荷就比较低，一般取 0.05 ～ 0.15 kgBOD 5 /(kgMLSS d) ；氧化比较彻底，污泥产率只有 0.3 ～ 0.5 kgMLSS/kgBOD 5 ，剩余污泥量也就比较少。磷不会转化为气态物质，它的去除是通过转入污泥实现的，剩余污泥越多，除磷量越大，所以除磷工艺要求剩余污泥量要大。而剩余污泥量要大则污泥龄越小。不过太小的污泥龄会影响去除有机物的效果，因此污泥龄宜定为 3.5 ～ 7d 。污泥龄短，则水力停留时间也应该短，在厌氧段，水力停留时间应保证磷的有效释放，不宜太短，一般为 1 ～ 2 h ，而在好氧段，聚磷菌是分解体内在厌氧段吸收的有机小分子来聚磷，不与好氧菌竞争有机物，所以保证不太长吸磷的时间即可，太长的水力停留时间反而会过度氧化，使吸收的磷再次释放出来，影响除磷效果。水力停留时间短，污泥龄短，则污泥负荷就高，一般取 0.4 ～ 0.7 kgBOD 5 /(kgMLSS d) 。从工艺参数上来看，脱氮和除磷的矛盾集中在污泥龄、污泥负荷和好氧段的水力停留时间上，其要求相反。调整这三个工艺参数是设计和运行时保证脱氮还是除磷的关键。从以上可以看出，生物脱氮和除磷是一种相生相克的关系，去除要求不高时就可以相互促进了，但要求一高，就会相互影响、甚至是相互克制。所以在需同时脱氮除磷时，应综合考虑，是重点脱氮还是重点除磷。如果原水中 N 或 P 浓度太高可以用物理化学的方法进行预处理，先降低其中一种或两种的浓度，再用生物法脱氮除磷。脱氮一般用吹脱或折点氯化，除磷可以用混凝化学除磷，这些方法在处理工业废水领域已经十分成熟了。

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城市垃圾污水处理与沙漠治理

qianlivan 2010-2-28 13:24

近日读到樊晓英老师的博文《沙漠真的无法治理吗？》（http://www.sciencenet.cn/blog/user_content.aspx?id=286523 ），感觉大有收获，也很受启发。小时候就读过一些关于沙漠治理的文章，按那时的感觉好像是再过上几年，到我开始工作的时候我国的沙漠就应该绿草如茵了。后来我一直都比较关注和沙漠治理有关的新闻报道。虽然新闻上说的都是人进沙退，但这个进的速度离我小时候的印象差得比较远。我一直也有一个困惑，沙漠里的沙到底是不是真的沙，还是只是没有水的土？如果是后者，根据我的了解，沙漠里也是会下雨的，为什么沙还是沙呢？读到樊老师的文章中引用的关于土壤的定义以及樊老师的一些分析，我就明白了，沙漠里的沙就是沙，因为有机质已经丧失了。这样的话，再往沙漠里补充水也是没有用的，沙还是沙。因此重要的是往沙漠补充有机质。有机质缺乏在农田里也是可以看出来的。中学学过，化肥的使用会导致土壤板结。土壤板结这个在使用农家肥的时候从来也没有出现过。那么问题在哪儿？有机质的循环出问题了，土壤中的有机质没有得到足够的补充。有机质都到哪里去了？最早的时候，有机质都在旱厕里。隔段时间有环卫车来清理一次，这大概还能拿去肥田。而现在，家家抽水马桶，有机质都到下水道，河流，湖泊，海洋里去了。所以要解决沙漠治理和农田土壤板结的问题，调整有机物的循环都是关键。樊老师提出要治理沙漠有一个办法，就是把海洋里大量的富养化物质拉运到沙漠里掩埋，或者把城市里产生的大量人粪尿拉运到沙漠里掩埋这个我觉得很有道理，不过可以有改进的方案。比如说，在陆地上输送石油，用车辆就不如用管道。或许可以用管道把城市的有机质（污水，或者把生活垃圾液化）输送到沙漠。这样的成本大概和修建石油管道的成本相同。但是短期不会有任何经济效益，但是长期来看（一百年），如果这样改造沙漠是可行的，那么按现在的地价，这样的工程不见得是赔钱的。或者也可以这样，反正石油总是要用光的。等到石油用光了，石油管道就正好可以干这个事了。（这个是开玩笑的。）在管道的沿线，建污水处理场，淤泥肥地，清水灌溉，管道的沿线就可以形成很多农庄，或许最终会成为很多新兴的城市！但是一切的前提是城市垃圾要分类，污水也要分类，往沙漠输送的有机质应该是无害的。沙漠虽然是没有多少生机，但却比我们的城市干净不知多少！

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低碳经济与污水处理

wehovo 2010-2-5 10:30

对城市污水处理的关注，更多的是污水的处理效率，并没有关注污水处理过程二氧化碳的排放。处理城市污水所产生的二氧化碳排放量包括两部分：将污水中的碳源（ BOD ）转化为二氧化碳，以及相应的动力消耗折合成二氧化碳排放。经测算，处理城市污水所产生的二氧化碳量为 0.29 公斤 CO2 / 吨水天（参见《给水排水》2007（5）：对水处理技术发展的重新认识）。减少或吸收污水处理产生的二氧化碳是污水处理面临的新的挑战。利用植物吸收二氧化碳，将植物引入城市污水处理也许是一个不错的减排选择。有人研究用藻类等。

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基于GPS-X建立的污水处厂工艺模型可以解决哪些实际问题？

zhironghu 2009-3-20 08:04

基于GPS-X建立的污水处理工艺模型包括全污水处理厂的数学模型可用于： · 工艺设计：可以进行全面高效的处理工艺的设计和比选。 · 工艺优化：可以有效协助处理厂进行工艺的升级和改造。 · 控制方案优化：可以对处理厂的各种控制方案进行模拟和评估。 · 节约建设与运行成本：通过模拟和优化，可显著减少建设投资、运行能耗、药耗及相关费用。 · 运行方案评估：预测进水水量水质变化导致的系统的动态响应，识别工艺运行故障，进行工艺调试。 · 运行管理人员的决策支持工具：通过离线或在线模拟，协助操作人员进行处理厂运行控制与管理。 · 实时控制：以模型和各种工况分析为基础进行污水处理厂在线控制。 · 学习与科研工具：帮助使用者对污水处理除碳、脱氮、除磷、厌氧发酵等过程加深理解与应用。数学模型应用于工程实践已经不是一个问题了。问题是如何使用模型。

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