磷的去除有化学除磷生物除磷两种工艺，生物除磷是一种相对经济的除磷方法，但由于该除磷工艺目前还不能保证稳定达到0.5mg/l出水标准的要求，所以要达到稳定的出水标准，常需要采取化学除磷措施来满足要求。本文从最基础的机理、主要工艺形式到深入的讨论投加方式的优缺点及药剂投加量的计算方法等，比较全面的概括了化学除磷从入门到精通的知识点！

由人类食物产生的磷是不变的，但国内外目前普遍开始采用无磷洗涤剂，所以由洗涤剂产生的磷几年降低了许多。城市污水原水中的磷浓度在我国主要取决于工业废水中的磷含量 。国外生活污水一般为10～25mg/l，我国一般为5～10mg/l。其大部分是无机化合磷，并是 溶解状的，这一部分主要由来自洗涤剂的正磷酸盐和稠环磷酸盐组成。总磷中的一小部分是有机化合磷，其以溶解和非溶解状态存在。稠环磷酸盐(如P3O105-)和有机化合磷(核酸 )一般在污水管网中和污水处理中就已经转化为正磷酸盐(PO43-)。

化学除磷是通过化学沉析过程完成的，化学沉析是指通过向污水中投加无机金属盐药剂，其与污水中溶解性的盐类，如磷酸盐混合后，形成颗粒状、非溶解性的物质，这一过程涉及的是所谓的相转移过程，反应方程举例如式1。实际上投加化学药剂后，污水中进行的不仅仅是沉析反应，同时还进行着化学絮凝反应，所以必须区分化学沉析和化学絮凝的差异(如图1所示)。

FeCl3+K3PO4→FePO4↓+3KCl （ 式1 ）

污水沉析反应可以简单的理解为：水中溶解状的物质，大部分是离子状物质转换为非溶解、颗粒状形式的过程，絮凝则是细小的非溶解状的固体物互相粘结成较大形状的过程，所以絮凝不是相转移过程。

在污水净化工艺中，絮凝和沉析都是极为重要的，但絮凝是用于改善沉淀池的沉淀效果，而沉析则用于污水中溶解性磷的去除。如果利用沉析工艺实现相的转换，则当向污水中投加了溶解性的金属盐药剂后，一方面溶解性的磷转换成为非溶解性的磷酸金属盐，也会同时产生非溶解性的氢氧化物(取决于PH值)。另一方面，随着沉析物的增加及较小的非溶解性固体物聚积成较大的非溶解性固体物，使稳定的胶体脱稳，通过速度梯度或扩散过程使脱稳的胶体互相接触生成絮凝体。最后通过固—液分离步骤，得到净化的污水和固一液浓缩物(化学污泥)，达到化学除磷的目的。

根据化学沉析反应的基础，为了生成磷酸盐化合物，用于化学除磷的化学药剂主要是金属盐药剂和氢氧化钙(熟石灰)。许多高价金属离子药剂投加到污水中后，都会与污水中的溶解性磷离子结合生成难溶解性的化合物。出于经济原因，用于磷沉析的金属盐药剂主要是Fe3+、Al3+和Fe2+盐和石灰。这些药剂是以溶液和悬浮液状态使用的。二价铁盐仅当污水中含有氧，能被氧化成三价铁盐时才能使用。Fe2+在实际中为了能被氧化常投加到曝气沉砂池或采用同步沉析工艺投加到曝气池中，其效果同使用Fe3+一样，反应式如式2、3。

Al3++PO43-→AlPO4↓pH=6～7 （式2）

Fe3++PO43-→FePO4↓pH=5～5.5 （式3）

与沉析反应相竞争的反应是金属离子与OH的反应，所以对于各种不同的金属盐产品应注意的是金属的离子量，反应式如式4、5。

Al3++3OH-→Al(OH)3↓ （ 式4 ）

Fe3++3OH-→Fe(OH)3 （ 式5 ）

金属氢氧化物会形成大块的絮凝体，这对于沉析产物的絮凝是有利的，同时还会吸附胶体状的物质、细微悬浮颗粒。需要注意的是有机物在以化学除磷为目的化学沉析反应中的沉析去除是次要的，但在分离时有机性胶体以及悬浮物的凝结在絮凝体中则是决定性的过程。

沉析效果是受PH值影响的，金属磷酸盐的溶解性同样也受PH的影响。对于铁盐最佳PH值范围为5.0～5.5，对于铝盐为6.0～7.0，因为在以上PH值范围内FePO4或AIPO4的溶解性最小。另外使用金属盐药剂会给污水和污泥处理还会带来益处，比如会降低污泥的污泥指数，有利于沼气脱硫等。

由于金属盐药剂的投加会使污水处理厂出水中的Cl-或SO2-4离子含量增加。如果沉析药剂溶液中另外含有酸的话，则需特别加以注意。

投加金属盐药剂后相应会降低污水的碱度，这也许会对净化产生不利影响。当在同步沉析工艺中使用硫酸铁时，必须考虑对硝化反应的影响。

另外，如果污水处理厂污泥用于农业，使用金属盐药剂除磷时必须考虑铝或者铁负荷对农业的影响。

除了金属盐药剂外，氢氧化钙也用作沉析药剂。在沉折过程中，对于不溶解性的磷酸钙的形成起主要作用的不是Ca2+，而是OH-离子，因为随着pH值的提高，磷酸钙的溶解性降低，采用Ca(OH)2除磷要求的pH值为8.5以上。磷酸钙的形成是按反应式6进行的：

5Ca2++3po43-+OH-→Ca5(PO4)3OH↓ （ 式6 ）

但在pH值为8.5到10.5的范围内除了会产生磷酸钙沉析外，还会产生碳酸钙，这也许会导致在池壁或渠、管壁上结垢，反应式如式7。

Ca2++CO32-→CaCO3 （ 式7 ）

与钙进行磷酸盐沉析的反应除了受到PH值的影响，另外还受到碳酸氢根浓度(碱度)的影响。在一定的PH值惰况下，钙的投加量是与碱度成正比的。

对于软或中硬的污水，采用钙沉析时，为了达到所要求的PH值所需要的钙量是很少的，具有强缓冲能力的污水相反则要求较大的钙投加量。

污水除磷常用的药剂类型详见下表。

化学沉析工艺是按沉析药剂的投加地点来区分的，实际中常采用的有：前沉析、同步沉析和后沉析或在生物处理之后加絮凝过滤。

(1)前沉析

前沉析工艺的特点是沉析药剂投加在沉砂池中，或者初次沉淀池的进水渠(管)中，或者文丘里渠(利用涡流)中。其一般需要设置产生涡流的装置或者供给能量以满足混合的需要。相应产生的沉析产物(大块状的絮凝体)则在一次沉淀池中通过沉淀而被分离。如果生物段采用的是生物滤池，则不允许使Fe2+药剂，以防止对填料产生危害(产生黄锈)。

前沉析工艺(如图2所示)特别适合于现有污水处理厂的改建(增加化学除磷措施)，因为通过这一工艺步骤不仅可以去除磷，而且可以减少生物处理设施的负荷。常用的沉析药剂主要是生灰和金属盐药剂。经前沉析后剩余磷酸盐的含量为1.5-2.5mg/1，完全能满足后续生物处理对磷的需要。

(2)同步沉析

同步沉析是使用最广泛的化学除磷工艺，在国外约占所有化学除磷工艺的50%。其工艺是将沉析药剂投加在曝气池出水或二次沉淀池进水中，个别情况也有将药剂投加在曝气池进水或回流污泥渠(管)中。

图3是采用同步沉析的活性污泥法工艺简图。当采用生物转盘工艺时，情况和活性污泥法类似，但对于生物滤池工艺能否将药剂投加在二次沉淀池进水中尚值得探讨。

(3)后沉析

后沉析是将沉析、絮凝以及被絮凝物质的分离在一个与生物设施相分离的设施中进行，因而也就有二段法工艺的说法。一般将沉析药剂投加到二次沉淀池后的一个混合池(M池)中，并在其后设置絮凝池(F池)和沉淀池(或气浮池)。

后沉析工艺简图如图4所示。对于要求不严的受纳水体，在后沉析工艺中可采用石灰乳液药剂，但必须对出水PH值加以控制，比如采用沼气中的CO2进行中和。

采用气浮池可以比沉淀池更好地去除悬浮物和总磷，但因为需恒定供应空气而运转费用较高。

三种工艺的优缺点汇总于表3中。

由式2和式3去除一分子的磷酸盐，需要一分子的铁盐或者铝盐。为了计算方便，实际计算采用克分子(mol)或者克原子量。

在化学沉析除磷时，去除lmol(31g)P至少需要lmol(56g)Fe，或者至少需要1.8(56/31)倍的Fe，或者O.9(27/31)倍的Al。也就是说去除lgP至少需要1.8g的Fe，或者0.9g的Al。

由于在实际中，反应中并不是100%有效进行的，加之OH-会与金属离子竞争反应，生成相应的氢氧化，如式4和式5，所以实际化学沉析药剂投加一般需要超量投加，以保证达到所需要的出水P浓度。德国在计算时，提出了投加系数β的概念，即：

β=(molFe,molAl)／molP （ 式8 ）

投加系数β是受多种因素影响的，如投加地点、混合条件等，实际投加时建议通过投加试验确定，图5是投加系数和磷减少量的关系。在最佳条件下(适宜的投加、良好的混合和絮凝体的形成条件)β=1；在非最佳条件下，β=2到3或更高。过量投加药剂不仅会使药剂费增加，而且因氢氧化物的大量形成也会使污泥量大大增加，这种污泥体积大、难脱水。

德国在实际计算中，为了有效地去除磷(出水保持＜1mgP/1)，β值为1.5，也就是说去除1kg磷，需要投加：

1.5×（56／31）=2.7 kg Fe

或者，

1.5×（27／31）=1.3 kg Al

若用石灰作为化学沉析药剂，则不能采用这种计算方法，因为其要求投加的pH值大于8.5，而且投加量受污水碱度(缓冲能力)的影响，所以其投加量必须针对各自的污水通过试验确定。

从严格意义上讲，投加系数β值的概念只适用于后沉析，对于前沉析和同步沉析在计算时还应考虑：1、回流污泥中含有未反应的药剂；2、在初次沉淀池中和生物过程去除的磷。

例1：污水处理厂设计水量为10000m3/d，进水中的P浓度为14mg/1，出水P浓度要求达到1mg/l。设计采用沉析药剂三氯化铝AlCl3，其有效成分为6%(60g/kgAlCl3)，密度为1.3kg/l。为同步沉析，试计算所需要的药剂量。

解：

经过初次沉淀地沉淀处理后去除的磷为2mg/l，则生物处理设施进水的P浓度为11mg/l，经过生物同化作用去除的P为1mg/l。则需经沉析去除的 ：

P负荷=

10000m3/d·(0.011-0.001)kg/m3=100kg/d

设计采用投加系数β值为1.5，

设计Al的投加量为：

1.5×（27／31）×100=130kgAl/d

折算需要药剂量为：

130×1000(g/d)/60(g/kg)=2167kg/dAlCl3

折算需要体积量为：

2167(kg/d)/1.3(kg/l)=16671/dAlCl3

例2：设计采用药剂硫酸亚铁FeSO4，有效成分为180gFe/kgFeSO4，在10℃时的饱和溶解度为400gFeSO4/l，其它设计参数同例1。

解：

设计采用投加系数β值为1.5，

设计Fe的投加量为：

1.5×5631×100=270kg Fe/d

折算需要药剂量为：

270×1000(g/d)/180(g/kg)=1500kg/dFeSO4

饱和溶液中的有效成分为：

180(g/kg)·0.4(kg/l)=72gFe/l FeSO4

折算需要体积量为：

1500·1000(g/d)/72(g/l)=20833l/dFeSO4

(1)沉析对污水处理厂出水金属含量的影响

在污水处理厂出水中金属和药剂的含量主要取决于对悬浮物的分离，当然药剂的投加、β值、pH值、污水碱度及投加技术也都对其有影响。

在污水处理厂出水中的铁和铝一般是难溶解的磷酸盐和氢氧化物，并以悬浮状态存在。

在正常药剂投加量(如β=1.5，同步沉析)、pH为中性及有足够好的二次沉淀池或沉淀池的情况下，铝和铁的含量一般不会超过1.0mg/l，而且尽管污水处理厂进水中的铁常常超过1.0mg/l；对于絮凝滤池出水中铁或铝的含量一般小于0.5mg/l。

(2)沉析对出水中盐含量的影响

采用金属药剂进行磷沉析必然会导致污水处理厂出水中的盐(Cl-或SO42-含量)增加。其增加量可通过计算确定：

如：例1中投加AlCl3，由于1kgAl对应3.9(3×35.5/27=3.94)kg的Cl-，Cl-的增加量：

130×3.94=513kgCl-/d

折算浓度为：

513kg/d×1000/10000m3/d=51.3mg/l

例2中投加FeSO4,由于1kgFe对应1.7((32+4×16)/56=1.71)kg的SO42-，SO24-的增加量：

270×1.7=461.7kgSO24-/d

折算浓度为：

461.7kg/d×1000/10000m3/d=46.2mg/l

含有少量工业废水的城市污水处理厂正常出水中Cl-＜100mg/l、SO24-＜200mg/l ，也就是说采用金属药剂后出水中的盐含量Cl-升高50%、SO42-升高25%。当受纳水体有严格求时，应对盐含量进行验算。

因在磷酸盐沉析的同时，重碳酸盐也被去除，所以出水中的总含盐量(电导率)几乎保持不变。

(3)沉析对碱度的影响

水的碱度是指使一升水达到某一PH值的HCI用量，碱度也是指对酸的缓冲能力。污水处理厂进水的碱度对应的是其所在流域饮用水的碱度和由铵产生的碱度。在磷酸盐沉析时，只要铁或铝离子进入水溶液中就形成六水复和体；一般形式为Me(H2O)3+6(Me：金属)，这种复合体象酸一样可进一步水解：

Me(H2O)63+→3H++Me(OH)3+3H2O （ 式9 ）

该反应与溶液的pH值有关，同时会降低水的碱度。由于氢氧化物以难溶的复合体形式沉析出来，不会提高污水的碱度，所以对于金属氢氧化物的沉析必须估算酸当量，对于金属磷酸盐的沉析也是一样。同步沉析中分离磷酸盐只能略微提高污水的碱度。

(4)沉析对剩余污泥产量的影响

正如前面所述的一样，污水中溶解性磷去除结果就是产生污泥，不同的工艺，污泥的排除位置也不相同。对于同步沉析则是以剩余污泥的形式排出设施。剩余污泥产量是污泥处理设计、运行的重要参数，带有同步沉析化学除磷时，单位污泥产量是由去除BOD5产生的剩余污泥和同步沉析除磷的沉析物所组成。

对于由同步沉析，化学除磷产生污泥由沉析药剂的类型、所投加金属离子与需沉析磷的克分子比来确定。在β=1.5时，投加1kgFe产生产2.5kg的干物质，或投加1kgAl产生产4kg的干物质。

(5)沉析对硝化反应的影响

在采用硫酸铁药剂进行同步沉析时，对硝化反应是有阻碍影响的，在这种情况下故而推荐将污泥泥龄提高10%。采用氯化铁盐药剂对硝化反应是没有影响的。表4是各种沉析工艺对硝化反应的影响系数，这种影响系数是指在特定工艺条件下的污泥泥龄与常规工艺条件下(无磷的去除，且在同等硝化反应能力情况下)的污泥泥龄的比值。

因为在前沉析的同时非溶解状的碳化合物也会被沉析出来，由此不能为氮氧化过程的稳定所要求的反硝化反应提供足够的碳化合物，所以前沉析对氮的去除也会产生负作用。经常出现的问题是，通过一次沉淀已去除掉许多碳化合物，这常不足于前置反硝化反应所需，再经前沉析更加剧了这种矛盾。

磷与富营养化

磷是生命活动的必需元素，也是一种稀有的不可再生资源。由于含磷洗涤剂的广泛使用，我国城市污水中普遍含有5-10mg/L的磷。

如果不加处理就进入湖泊、河口、海湾等扩散能力差的缓流水体，会引起藻类及其它浮游生物迅速繁殖。

总磷的测定

污水中的含磷化合物主要分为无机磷和有机磷两类。

无机磷主要是各种磷酸盐，包括正磷酸盐、偏磷酸盐，焦磷酸盐、以及三聚磷酸盐等聚合磷酸盐。

正磷酸盐是由磷酸与钠、钾、钙、镁等形成的盐类，它的主要结构是由1个磷原子和4个氧原子组成的正磷酸根，是自然界中最常见的磷酸盐。

有机磷的来源大多是有机磷农药。

当前市面上使用的含磷农药有丙溴磷、马拉硫磷等，以不溶于水的胶体和颗粒态存在，易溶于有机溶剂。可溶性有机磷包括葡萄糖-6-磷酸、磷肌酸等。

总磷是反映污水中磷含量水平的指标。

氧化 ： 中性条件下利用过硫酸钾的强氧化性，在120℃以上加热消解30min，把水样中的有机磷、无机磷、颗粒态磷氧化成正磷酸盐。

还原 ： 然后在酸性介质和锑盐存在的情况下，正磷酸盐与钼酸铵反应生成磷钼杂多酸，再被抗坏血酸还原成蓝色络合物。

测定 ：之后测定其在700nm波长下的吸光度，根据校准曲线就可以得到对应的磷含量。

磷元素的去除（去除方式）

污水中磷的去除有生物法和化学沉淀两种方式。

生物法利用的是聚磷菌厌氧释磷、好氧吸磷的代谢特性，在好氧阶段将污水中的正磷酸盐转化成聚合磷酸盐（PHB）储存在细胞内，以剩余污泥的形式从系统中排出去。

由于生物除磷工艺还无法保证出水总磷稳定达到0.5mg/L的一级A标准。所以经常需要辅助以化学除磷。

化学除磷是利用可溶性磷很容易与Ca2+、Al3+、 Fe3+ 等结合，分别生成羟基磷灰石〔Ca5(OH)(PO4)3〕、磷酸铝（AlPO4）、磷酸铁（FePO4）等难溶物质的特性，将其转化为不溶于水的无机磷颗粒，通过沉淀和絮凝作用从污水中去除。

使用较多的除磷药剂有铝盐、铁盐、亚铁盐、熟石灰、铁铝聚合物等。

除磷剂投加量计算

接下来我们以聚合氯化铝（PAC）为例，讲解一下除磷剂投加量的计算。

根据反应式可知，去除一个正磷酸根，需要“喂给”它一个铝离子来生成磷酸铝沉淀。

由于铝的分子量为27，磷的分子量为31，两者的质量比是0.87，所以去除1kg磷至少需要0.87kg的铝。

在实际中这个反应并不是100%有效进行，并且污水中的OH-也会跟磷酸根“竞争”铝离子生成不溶于水的氢氧化铝。

所以PAC一般需要超量投加，才能保证达到所要求的出水磷浓度。

为了计算PAC的实际投加量，引入了“投加系数”这个概念。

在投加地点适宜、混合良好的理想条件下，投加系数取值为1；而在非最佳条件下，投加系数一般取2到3。在实际使用时，要结合小试试验来确定。

当投加系数取2.5时，为了去除1kg磷，实际需要的铝量为2.5×（27／31）=2.18 kg。

比如一个处理水量2000m3/d的系统，进水总磷浓度10mg/L，经过生物系统处理后总磷浓度降到了2.5mg/L，而出水总磷浓度要求0.5mg/L，那么通过投加PAC来去除的总磷浓度就是2mg/L，再乘以每天需要处理的水量： 2000m3/d*2g/m3=4000g=4kg ，那么每天需要通过化学除磷去除的磷量就是4kg。

现场购买的PAC固体中Al2O3的有效含量一般为28%，而Al2O3中铝元素的质量百分比为52.9%，那么算下来PAC固体中有效铝含量就是14.8%。 所以为了去除这4kg磷实际需要投加的PAC质量为： 4kg*2.18/14.8%=58.9kg 。

最后给大家总结一下本期的知识点：

1、污水中的含磷化合物主要分为有机磷与无机磷两类；

2、溶解性磷酸盐可以通过投加除磷药剂去除；

3、在计算PAC投加量时，要选取合适的投加系数，它的值需要结合小试试验来确定。

磷在废水中存在的形式是什么?

磷是一种活泼元素，在自然界中不以游离状态存在，而是以含磷有机物、无机磷化合物及还原态PH ₃ 这三种状态存在。污水中含磷化合物可分为有机磷与无机磷两类。

无机磷几乎都以各种磷酸盐形式存在，包括正磷酸盐、偏磷酸盐、磷酸氢盐、磷酸二氢盐，以及聚合磷酸盐如焦磷酸盐、三磷酸盐等。有机磷大多是有机磷农药，如乐果、甲基对硫磷、乙基对硫磷、马拉硫磷等构成，他们大多呈胶体和颗粒状，不溶于水，易溶于有机溶剂。可溶性有机磷只占30%左右，多以葡萄糖-6-磷酸、2-磷酸-甘油酸及磷肌酸等形式存在。溶解磷占总磷的1/3 左右，PO ₄ ^ˉ -P磷中大分子磷占40%。

磷是怎样转化的?影响因素有哪些?

水体中的可溶性磷很容易与Ca ²⁺ 、 Fe ³⁺ 、Al ³⁺ 等离子生成难溶性沉淀物，例如AIPO ₄ 、FePO ₄ 等，沉积于水体底部成为底泥。聚积于底泥中的磷的存在形式和数量，一方面决定于污染物输入和通过地表与地下径流的排出情况;另一方面决定于水中的磷与底泥中的磷之间的交换情况。沉积物中的磷通过颗粒态磷的悬浮和水流的湍流扩散再度被稀释到上层水体中，或者当沉积物中的可溶性磷大大超过水体中磷的浓度时，则可能重新释放到水体中。

在水中，磷离子以HPO ₄ ^{2 ˉ} 还是以H ₂ PO ₄ ^ˉ 形式存在取决于pH值，当pH值在2～7时，水中磷酸盐离子多数以H ₂ PO ₄ ^ˉ 形式存在，而pH值在7～12时，则水中的磷酸盐离子多数以HPO ₄ ^{2 ˉ} 形式存在。所有含磷化合物都是首先转化为正磷酸盐(PO ₄ ^{3 ˉ} ) 后，再转化为其他形式。此时测定PO的含量，测定结果即是总磷的含量。

磷的来源是什么?

污水中的磷部分来源于化肥和农业废弃物。同时，生活中含磷洗涤剂的大量使用也使生活污水中磷的含量显著增加。此外，化工、造纸、橡胶、染料和纺织印染、农药、焦化、石油化工、发酵、医药与医疗及食品等行业排放的废水常含有有机磷化合物。

磷的危害是什么?

(1)磷对人体的危害

高磷洗衣粉对皮肤有直接刺激作用，严重的会导致接触性皮肤炎、婴儿尿布疹等疾病。同时磷会对神经中枢造成危害，特别是一部分有机磷农药的生物降解性差，易在环境中残留，对人、畜等脊椎动物具有相当高的毒性，会抑制胆碱酯酶的作用，影响神经系统功能，引起中毒甚至死亡。

(2)磷对海洋生物的危害

目前国内外广泛使用的有机磷农药对海洋生物危害巨大，有机磷能够激活对虾体内的潜伏病原体。鱼、虾等死亡事件层出不穷，已经对海水养殖业形成威胁。

(3)磷对土壤的污染

磷对土壤的污染主要来源于过量使用农药、化肥及污水灌溉。过量的磷会超过土壤的自净能力，使土壤发生不良变化，导致土壤自然正常功能失调。

更严重的会导致毒化空气和水质，通过植物吸收，降低农副产品生物学质量，造成残毒通过植物链传递最终危害人类生命和健康。

(4) 过量的磷对水体有较大危害，造成水体富营养化

对于引发水体富营养化而言，磷的作用远大于氮的作用，水体中磷的浓度不是很高时就可以引起水体富营养化。

化学除磷的概念和工艺是什么?

化学除磷是通过化学沉淀过程完成的，化学沉淀是指通过向污水中投加药剂，其与污水中溶解性的盐类，如磷酸盐混合后，形成颗粒状、非溶解性的物质，污水中进行的不仅仅是沉淀反应，同时还进行着化学絮凝反应。采用的药剂一般有铝盐、铁盐(亚铁盐)、石灰、铁铝聚合物。

化学沉淀工艺是按沉淀药剂的投加位置来区分的，实际中常采用的有:前沉淀、同步沉淀和后沉淀。

(1)前沉淀

在沉淀池前投加金属沉淀剂到原水中。其一般需要设置产生涡流的装置或者供给能量以满足混合的需要。相应产生的沉淀产物(大块状的絮凝体)则在一次沉淀池中通过沉淀而被分离。如果生物段采用的是生物滤池，则不允许使用 Fe ²⁺ 药剂，以防止对填料产生危害(产生黄锈)。

前沉淀工艺特别适合于现有污水处理厂的改建(增加化学除磷措施)，因为通过这一工艺步骤不仅可以去除磷， 而且可以减少生物处理设施的负荷。常用的沉淀药剂主要是生灰和金属盐药剂。经前沉淀后剩余磷酸盐的含量为1.5～2.5mg/L,完全能满足后续生物处理对磷的需要。

(2)同步沉淀

在生物处理过程中投加金属沉淀剂。同步沉淀是使用最广泛的化学除磷工艺，其工艺是将沉淀药剂投加在曝气池出水或二次沉淀池进水中，个别情况也有将药剂投加在曝气池进水或回流污泥渠(管)中。目前很多污水厂都采用同步沉淀，加药对活性污泥的影响比较小。

(3)后沉淀

将沉淀、絮凝以及被絮凝物质的分离在一个与生物设施相分离的设施中进行，向出水中投加金属沉淀剂，一般将沉淀药剂投加到二次沉淀池后的一个混合池中，之后混合沉淀。并在其后设置絮凝池和沉淀池(或气浮池)。

对于要求不严的受纳水体，在后沉淀工艺中可采用石灰乳液药剂，但必须对出水pH值加以控制，比如采用沼气中的C O ₂ 进行中和。采用气浮池可以比沉淀池更好地去除悬浮物和总磷，但因为需恒定供应空气而运转费用较高。

生物除磷的原理及影响因素?

废水中磷的存在形态取决于废水的类型，最常见的是磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷。生活废水的含磷量一般在10～15mg/L左右，其中70%是可溶性的。常规二级生物处理的出水中90%左右的磷以磷酸盐的形式存在。在传统的活性污泥法中，磷作为微生物正常生长所必需的元素用于微生物菌体的合成，并以生物污泥的形式排出，从而引起磷的去除，能够获得10%～30%的除磷效果。在某些情况下，微生物吸收的磷量超过了微生物正常生长所需要的磷量，这就是活性污泥的生物超量除磷现象，废水生物除磷技术正是利用生物超量除磷的原理而发展起来的。

生物除磷的原理：

根据霍尔米(Holmers) 提出的化学式，活性污泥的组成是C ₁₁₈ H ₁₇₀ O ₅₁ N ₁₇ P，由此可知，C: N: P=46 : 8: 1。如果废水中N、P的含量低于此值，则需另行从外部投加;如等于此值，则在理论上应当是能够全部摄取而加以去除的。

生物除磷的基本原理是利用一种被称为聚磷菌(也称为除磷菌、磷细菌等)的细菌在厌氧条件下能充分释放其细胞体内的聚合磷酸盐(该过程称为厌氧释磷);而在好氧条件下又能超过其生理需要从水中吸收磷 (该过程称为好氧吸磷)，并将其转化为细胞体内的聚合磷酸盐，从而形成富含磷的生物污泥，通过沉淀从系统中排出这种富磷污泥，达到从废水中除磷的效果。聚磷菌的作用机理如图所示。

①在厌氧区内的释磷过程，在没有溶解氧和硝态氮存在的厌氧条件下，兼性细菌通过发酵作用将溶解性BOD转化为挥发性有机酸 (VFA)， 聚磷菌吸收VFA并进入细胞内，同化合成为胞内碳源的储存物——聚-β-羟基丁酸盐(PHB)，所需的能量来源于聚磷菌将其细胞内的有机态磷转化为无机态磷的反应，并导致磷酸盐的释放。

②在好氧区内的吸磷过程，聚磷菌的活力得到恢复并以聚磷的形态储存超出生长需要的磷量，通过对PHB的氧化代谢产生能量用于磷的吸收和聚磷的合成，能量以聚磷酸高能键的形式储存起来，磷酸盐从液相去除。产生的高磷污泥通过剩余污泥的形式得到排放，从而将磷从系统中去除。

由上可知，聚磷菌在厌氧状态下释放磷获取能量以吸收废水中溶解性有机物，在好氧状态下降解吸收的溶解性有机物获取能量以吸收磷，在整个生物除磷过程中表现为PHB的合成与分解。三磷酸腺苷(ATP)则作为能量的传递者。PHB的合成与分解作为一种能量的储存和释放过程，在聚磷菌的摄磷和放磷过程中起着十分重要的作用，即聚磷菌对PHB合成能力的大小将直接影响其摄磷能力的高低。正是因为聚磷菌在厌氧好氧交替运行的系统中有释磷和摄磷的作用，才使得它在与其他微生物的竞争中取得优势，从而使除磷作用向正反应的方向进行。聚磷菌在厌氧条件下能够将其体内储存的聚磷酸盐分解，以提供能量摄取废水中的溶解性有机基质，合成并储存PHB，这样使得其在与其他微生物的竞争中，其他微生物可利用的基质减少，从而不能很好地生长。在好氧阶段，由于聚磷菌的过量摄磷作用，使得活性污泥中的其他微生物得不到足够的有机基质及磷酸盐，也使聚磷菌在与其他微生物的竞争中获得优势。

生物除磷的影响因素：

(1)溶解氧

溶解氧的影响包括两个方面。首先必须在厌氧区中控制严格的厌氧条件，这直接关系到聚磷菌的生长状况、释磷能力及利用有机基质合成PHB的能力。由于DO的存在，一方面DO将作为最终电子受体而抑制厌氧菌的发酵产酸作用，妨碍磷的释放;另一方面会耗尽能快速降解的有机基质，从而减少聚磷菌所需的脂肪酸产生量，造成生物除磷效果差。其次是在好氧区中要供给足够的溶解氧，以满足聚磷菌对其储存的PHB进行降解，释放足够的能量供其过量摄磷之需，有效地吸收废水中的磷。一般厌氧段的DO应严格控制在0.2mg/L以下，而好氧段的溶解氧控制在2.0mg/L左右。

(2)厌氧区硝态氮

硝态氮包括硝酸盐氮和亚硝酸盐氮，其存在同样也会消耗有机基质而抑制聚磷菌对磷的释放，从而影响在好氧条件下聚磷菌对磷的吸收。另一方面，硝态氮的存在会被部分生物聚磷菌(气单胞菌)利用作为电子受体进行反硝化，从而影响其以发酵中间产物作为电子受体进行发酵产酸，从而抑制了聚磷菌的释磷和摄磷能力及PHB的合成能力。

(3)温度

温度对除磷效果的影响不如对生物脱氮过程的影响那么明显，因为在高温、中温、低温条件下，不同的菌群都具有生物脱磷的能力，但低温运行时厌氧区的停留时间要更长一些，以保证发酵作用的完成及基质的吸收。在5~30°C的范围内，都可以得到很好的除磷效果。

(4) pH值

pH值在6～8的范围内时，磷的厌氧释放过程比较稳定。pH值低于6.5时生物除磷的效果会大大降低。

(5)BOD负荷和有机物性质

废水生物除磷工艺中，厌氧段有机基质的种类、含量及其与微生物营养物质的比值( BOD ₅ /TP)是影响除磷效果的重要因素。不同的有机物为基质时，磷的厌氧释放和好氧摄取是不同的。根据生物除磷原理，相对分子质量较小的易降解的有机物(如低级脂肪酸类物质)易于被聚磷菌利用，将其体内储存的多聚磷酸盐分解释放出磷，诱导磷释放的能力较强，而高分子难降解的有机物诱导释磷的能力较弱。厌氧阶段磷的释放越充分，好氧阶段磷的摄取量就越大。另一方面，聚磷菌在厌氧段释放磷所产生的能量，主要用于其吸收进水中低分子有机基质合成PHB储存在体内， 以作为其在厌氧条件压抑环境下生存的基础。因此，进水中是否含有足够的有机基质提供给聚磷菌合成PHB，是关系到聚磷菌在厌氧条件下能否顺利生存的重要因素。一般认为，进水中 BOD ₅ /TP要大于15才能保证聚磷菌有足够的基质需求而获得良好的除磷效果。为此，有时可以采用部分进水和省去初次沉淀池的方法来获得除磷所需的BOD负荷。

(6)污泥龄

由于生物脱磷系统主要是通过排除剩余污泥去除磷的，因此剩余污泥量的多少将决定系统的除磷效果。而污泥龄的长短对污泥的摄磷作用及剩余污泥的排放量有着直接的影响。一般来说，污泥龄越短，污泥含磷量越高，排放的剩余污泥量就越多，越可以取得较好的脱磷效果。短的污泥龄还有利于好氧段控制硝化作用的发生而利于厌氧段充分释磷，因此，仅以除磷为目的的污水处理系统中，一般宜采用较短的污泥龄。但过短的污泥龄不仅会影响出水的 BOD ₅ 和COD，甚至会使出水的 BOD ₅ 和COD达不到要求。以除磷为目的的生物处理工艺，污泥龄一般控制在3.5～7d。一般来说，厌氧区的停留时间越长，除磷效果越好。但过长的停留时间并不会太多地提高除磷效果，而且会有利于丝状菌的生长，使污泥的沉淀性能恶化，因此厌氧段的停留时间不宜过长。剩余污泥的处理方法也会对系统的除磷效果产生影响，因为污泥浓缩池中呈厌氧状态会造成聚磷菌的释磷，使浓缩池上清液和污泥脱水液中含有高浓度的磷，因此有必要采取合适的污泥处理方法，避免磷的重新释放。

生物除磷工艺

废水生物除磷工艺一般由两个过程组成，即厌氧释磷和好氧摄磷两个过程。目前应用的生物除磷工艺主要有在生物除磷基本原理基础上发展起来的弗斯特利普(Phostrip)除磷工艺和厌氧-好氧(An/O) 活性污泥法除磷工艺。

弗斯特利普除磷工艺：

弗斯特利普(Phostrip) 除磷工艺是将生物除磷与化学除磷相结合的一种工艺，即在传统活性污泥过程的污泥回流管线上增设厌氧释磷池和混合反应池，采用生物和化学相结合的方法提高除磷效果。该工艺以生物除磷为主体，以化学除磷辅助去除厌氧释磷后的上清液中的磷酸盐，可以保证释磷后的污泥主要用于对进水中的磷酸盐进行吸收，因此可以达到更高的除磷效果。其工艺流程如图所示。

该工艺各设备单元的功能：

①含磷废水进入曝气池，同步进入曝气池的还有由除磷池回流的脱磷但含有聚磷菌的污泥。曝气池的功能是:使聚磷菌过量地摄取磷，去除有机物(BOD 或COD)，还可能出现硝化作用。

②从曝气池流出的混合液(污泥含磷，废水已经除磷)进人沉淀池I，在这里进行泥水分离，含磷污泥沉淀，已除磷的上清液作为处理水而排放。

③含磷污泥进入除磷池，除磷池应保持厌氧状态，即DO≈0，NOx≈0，含磷污泥在这里释放磷，并投加冲洗水，使磷充分释放，已释放磷的污泥沉于池底，并回流至曝气池，再次用于吸收废水中的磷。含磷上清液从上部流出进入混合池。

④含磷上清液进入混合池，同步向混合池投加石灰乳，经混合后进人搅拌反应池，使磷与石灰反应，形成磷酸钙[Ca ₃ (PO ₄ ) ₂ ]固体物质。此系用化学法除磷。

⑤沉淀池Ⅱ为混凝沉淀池，经过混凝反应形成的磷酸钙固体物质在这里与上清液分离。已除磷的上清液回流进人曝气池，而含有大量Ca ₃ (PO ₄ ) ₂ 的污泥排出，这种含有高浓度PO ₃ ^- 的污泥宜用作肥料。

弗斯特利普除磷工艺已有很多应用实例。其主要特征有:

①生物除磷与化学除磷相结合，除磷效果良好，处理水中含磷量一般都低于1mg/L。

②产生的剩余污泥中含磷量比较高，约为2.1%～7.1%，污泥回流应经过除磷池。

③与完全的化学除磷法相比，所需的石灰用量比较低，一般介于21～31.8mg/[Ca(OH) ₂ ·m ³ ]。

④活性污泥的SVI值<100mL/g，污泥易于沉淀、浓缩、脱水，污泥肥分高，丝状菌难于增殖，污泥不膨胀，且易于浓缩脱水。

⑤可以根据BOD/P的比值来灵活调节回流污泥与混凝污泥的比例。

⑥流程复杂，运行管理比较复杂，由于投加石灰乳，致使运行费用也有所提高，基建费用高。

⑦沉淀池I的底部可能形成缺氧状态而产生释放磷的现象，因此，应当及时排泥和回流。

厌氧-好氧活性污泥除磷工艺

厌氧-好氧活性污泥组合工艺( anaerobic/oxic,An/O)是直接在生物除磷基本原理的基础上设计出来的，其工艺流程如图所示。

(1) 工艺流程

An/O脱磷工艺主要由厌氧池、好氧池、二沉池构成，废水和污泥顺序经厌氧和好氧交替循环流动。回流污泥进人厌氧池可吸附一部分有机物并释放出大量的磷，进人好氧池的废水中的有机物得到好氧降解，同时污泥将大量摄取废水中的磷，部分富磷污泥以剩余污泥排出，实现除磷的目的。

①选择An/O组合工艺的前提条件 在An/O组合工艺中，一般进水要求有较高含量的易降解有机基质，这是采用An/O组合工艺的前提。

②An/O组合工艺的特点：在厌氧好氧生物除磷(An/O) 组合工艺中，厌氧池应维持严格的厌氧状态，要求池内基本没有硝态氮(例如硝态氮浓度低于0.2mg/L)，溶解氧浓度低于0.4mg/L。厌氧池容积一般占总容积的20%，厌氧池一-般分格，每格都设有搅拌器，维持污泥悬浮状态。厌氧池第一格的硝态氮浓度要求在0.3mg/L以下，最好为0.2mg/L以下，运行中要避免好氧池的硝化混合液进人厌氧池，并控制回流污泥的硝态氮含量。厌氧池分格有利于抑制丝状菌的生长，产生沉降性能优越的污泥。

好氧池可采用机械曝气或扩散曝气，实际应用中的溶解氧浓度控制在1.0mg/L以上，以保障有机底物的降解和磷的吸收。

该工艺利用聚磷菌厌氧释磷和好氧吸磷的特性，通过排放高含磷污泥达到除磷目的。若进水中的磷与有机底物浓度之比较高，由于有机底物负荷较低，剩余污泥量较少，因而较难达到稳定的处理效果，故该工艺尤其适于进水中磷与有机底物浓度之比很低的情况。由于An/O组合工艺的污泥龄短(2～6d)，系统往往达不到硝化，回流污泥也就不会携带硝酸盐至厌氧区。

厌氧-好氧活性污泥系统中强调了进水与回流污泥混合后维持厌氧状态的必要性，这种厌氧状态的维持不仅能促进聚磷菌的选择性增强，而且所产生的污泥基本上无丝状菌，活性高、密实、可快速沉淀。由于丝状菌基本都是好氧菌，厌氧状态对其不利，因此该工艺不仅可有效除磷，而且可改善污泥的性能。

An/O组合工艺流程简单，既无须投药，也无须考虑内循环，因此，建设费用及运行费用都较低，而且由于无内循环的影响，厌氧反应器能够保持良好的厌氧(或缺氧)状态。

An/O 组合工艺具有如下优点：

①污泥在反应器内的停留时间一般从2～6d，是比较短的。

②反应器(曝气池)内的污泥浓度一般在2700～3000mg/L之间。

③BOD的去除率大致与一般的活性污泥系统相同。磷的去除率较好，处理水中的磷含量一般都低于1.0mg/L去除率在76%左右。

④沉淀污泥(剩余污泥)中的含磷率约为4%，具有较高的肥效，可用作农肥。

⑤由于整个系统中的活性污泥交替处在厌氧和好氧条件下，混合液的SVI值≤100mL/g，沉降性好，发生污泥膨胀的可能性较小。

本工艺具有如下问题：

①除磷率难以进一步提高，因为微生物对磷的吸收即便是过量吸收，也是有一定限度的，特别是当进水BOD值不高或废水中含磷量较高，即P/BOD值高时，由于污泥的产量低，将更是如此。

②在沉淀池内容易产生磷的释放，特别是当污泥在沉淀池内停留时间较长时更是如此，应注意及时排泥和回流。

(2)厌氧-好氧(An/O)生物除磷组合工艺的设计及其影响因素

厌氧-好氧(An/O)生物除磷组合工艺的设计计算中，反应池总有效容积的计算、需氧量及曝气系统的计算等可参照传统推流式活性污泥系统的设计;厌氧段的布置及反应池长、宽、深等具体尺寸计算等可参照缺氧-好氧(A/(0) 生物脱氮组合工艺的设计。

厌氧-好氧(An/0) 生物除磷组合工艺的影响因素：

①有机底物污泥负荷NTS 在An/O组合工艺中，由于聚磷菌厌氧释磷时，需要摄取简单有机物为自身碳源PHB，因此为了满足聚磷菌对有机物的摄取，保证良好的除磷效果，有机底物污泥负荷NTS不应小于0.1kg BOD ₅ /(kgMLSS·d)。

②污泥浓度XT和污泥回流比R在An/O组合工艺中，由于厌氧(An)段和好氧(O)段的活性污泥内微生物菌群都以异养菌为主，因此其浓度XT、污泥回流比R等参数与仅考虑异养除碳效能的传统活性污泥过程相近，其中MLSS取2700～3000mg/L，R取50%～100 %。

③污泥龄θc 在An/O组合工艺中，为了防止硝化过程的发生，其污泥龄仅以满足聚磷菌和除碳异养菌为准，一般θc取2～6d。

④水力停留时间(HRT)由于An/O组合工艺中的微生物菌群主要为异养菌，其对BOD5的去除率大致与传统活性污泥过程相似，反应池内的水力停留时间较短，一般厌氧池An段的HRT为1～2h，好氧池O段的HRT为2～4h，总共3～6h，An段的HRT与O段的HRT的比值一-般为1 : (2～3)。

⑤溶解性总磷与溶解性 BOD ₅ 之比，为了满足聚磷菌厌氧释磷过程中对简单有机底物的需求，要求废水中溶解性总磷与溶解性 BOD ₅ 的比值( 即S-TP/SBOD5)不大于0.06，磷的去除率达70%～80%，处理后出水的磷浓度一般小于1.0mg/L。

⑥溶解氧DO在An/O组合工艺中，为了保持厌氧段的厌氧释磷条件，要求其DO浓度约为0mg/L。为了满足好氧段聚磷菌好氧吸磷对DO的需求，要求0段的DO浓度为2mg/L左右。

(3)厌氧-好氧(An/O)) 生物除磷组合工艺的发展

由于聚磷菌可直接利用的基质多为VFA类易降解有机基质，若原水中VFA类有机基质含量较低，则传统An/O组合工艺除磷的效能将受到影响。针对这一问题，Barnard在传统An/O组合工艺的基础上进行改进，并提出了AP (activated primary)组合工艺，如图所示。

AP组合工艺旨在通过对初沉污泥的发酵产生乙酸盐等利于聚磷菌利用的低相对分子质量有机基质，从而利于后面的An/O系统的良好运行，使厌氧段的水力停留时间缩短至1h或更短。

常用的生物除磷工艺：

(1) A/O工艺流程

厌氧/好氧活性污泥除磷系统(A/O)由前段厌氧池和后段好氧池串联组成，A/O除磷工艺流程如图所示。

前段为厌氧池，城市污水和回流污泥进入该池，并借助水下推进式搅拌器的作用使其混合。回流污泥中的聚磷酸在厌氧池可吸收去除一部分有机物，同时释放出大量磷。然后混合液流人后段好氧池，污水中的有机物在其中得到氧化分解，同时聚磷菌将变本加厉，超量地摄取污水中的磷，然后通过排放高磷剩余污泥而使污水中的磷得到去除。好氧池在良好的运行状况下，剩余污泥中磷的含量在2.5%以上。

A/O生物除磷工艺的主要特点:

①工艺流程简单。

②厌氧池在前、好氧池在后，有利于抑制丝状菌的生长。混合液的SVI小于100，污泥易沉淀，不易发生污泥膨胀，并能减轻好氧池的有机负荷。

③在反应池内，水力停留时间较短，一般厌氧池的水力停留时间为1～2h，好氧池的水力停留时间为2～4h，总共为3～6h。厌氧池/好氧池的水力停留时间之比一般为1 : (2～3)。

④剩余活性污泥含磷率高，一般为2.5%以上，故污泥肥效好。

⑤除磷率难以进一步提高。当污水BOD浓度不高或含磷量高时，则P/ BOD ₅ 比值高，剩余污泥产量低，使除磷率难以提高。

⑥当污泥在沉淀池内停留时间较长时，则聚磷菌会在厌氧状态下产生磷的释放，从而降低该工艺的除磷率，所以应注意及时排泥和使污泥回流。

(2) Phostrip 工艺流程

Phostrip工艺是由Levin在1965年首先提出的，该工艺是在回流污泥的分流管线上增设一个脱磷池和化学沉淀池而构成的。

Phostrip工艺流程

转载：环保工程师、小菌主、污水处理工作室