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污水处理厂污水处理工艺论证及比较

1.1污水处理工艺论证

1.1.1处理程度确定

根据确定的污水处理厂设计进水水质和要求的排放水质，可知各项污染物要求的去除率，如下表所示。

表5.4.1要求达到的污染物去除率

项目

进水浓度（mg/L）

出水浓度（mg/L）

去除率（％）

COD

400

≤50

≥88

BOD5

200

≤10

≥95

180

≤10

≥94

NH3-N

≤5（8）

≥88（80）

≤15

≥75

≤0.5

≥93

由表5.9可见，本工程对污染物的去除率要求较高。

通常，常规活性污泥法对BOD5、COD、SS都有较高的去除率，对N的去除率15%~25％，对P的去除率10%~20％，所以常规活性污泥法的BOD5、COD和SS的去除可以满足要求，但N和P的去除不能满足要求，因此必须采用脱氮除磷工艺。

污水脱氮除磷可供选择的处理方法通常有生物处理法和物理化学法两大类。

物理化学法由于需投加相当数量的化学药剂，有运行费用高、残渣量大等缺陷，因此，城市污水处理中一般不推荐采用。

而一般生物处理方法中又分活性污泥法和生物膜法两种，由于活性污泥法同生物膜法相比具有处理效率高，运行稳定，运转经验丰富，操作环境良好等优点，因此对新建城市污水进行脱氮除磷，生物活性污泥脱氮除磷的方法是其中的首选方案，在此基础上加上深度处理以达到排放标准。

1.1.2工艺比选原则

污水处理工程的建设和运行耗资较大，而且受多种因素的制约和影响。

因此，有必要根据确定的标准和一般原则，从整体优化的观念出发，结合设计规模、污水处理工程进出水水质及当地的实际条件和要求选择切实可行、经济合理的处理工艺方案，经全面技术经济比较优选出最佳的工艺方案和实施方式。

在本工程污水处理工艺方案的确定中，将遵循以下原则：

（1）应充分考虑本工程的处理对象为生活污水和部分预处理后的工业废水的混合废水，处理工艺满足污水处理要求；

（2）根据收集区域污水水质与水量，收纳水体的环境容量和国家、省市的有关规定，选择稳定、可靠的处理工艺；

（3）经技术经济比较，优先采用技术先进、经济合理、稳妥可靠的工艺技术，既确保污水达标排放，又尽量降低建设投资和运行成本；

（4）选择的处理工艺应确保出水水质满足国家和地方现行的有关规定，符合环境影响评价报告的要求；

（5）对工程系统进行深入的分析比较，选用效果好、投资省、能耗低、占地少、操作管理方便、技术成熟的处理工艺，为工程建成后的运行管理提供可靠地依据。

（6）充分考虑城市污水水质、水量特点，处理工艺满足污水处理要求，所选择的工艺需工艺成熟、技术先进、处理效果好，在满足处理效果的前提下，尽量选择工艺流程简单的工艺。

1.1.3预处理工艺比选

城市污水中含有布条、塑料袋等大的块状漂浮物，这些污染物若不在污水厂进水端清除，将会堵塞后续处理设备（如提升泵、管道、阀门等），进而会影响整个再生厂的稳定运行。

因此，在污水厂的预处理中一般均设置机械格栅，以拦截进水中的飘浮物。

城市污水中亦含有一定的无机砂粒，需在生化处理之前去除，以避免其在二级处理中沉积影响处理效果。

一般在二级处理之前设置沉砂池，池型有曝气沉砂池、旋流沉砂池等。

1.1.3.1旋流沉砂池

旋流沉砂池是利用机械力控制水流流态与流速、加速沙粒的沉淀并使有机物随水流带走的沉砂装置，由流入口，流出口，沉砂区，砂斗、涡轮驱动装置以及排沙系统等组成。

1.1.3.2曝气沉砂池

曝气沉砂池是一种长形渠道，沿渠壁一侧的整个长度方向，距池底60-90cm处安设曝气装置，在其下部设集砂斗，池底有i=0.1-0.5的坡度，以保证砂粒滑入。

由于曝气作用，废水中有机颗粒经常处于悬浮状态，砂粒互相摩擦并承受曝气的剪切力，砂粒上附着的有机污染物能够去除，有利于取得较为纯净的砂粒。

在旋流的离心力作用下，这些密度较大的砂粒被甩向外部沉入集砂槽，而密度较小的有机物随水流向前流动被带到下一处理单元。

另外，在水中曝气可脱臭，改善水质，有利于后续处理，还可起到预曝气作用。

普通沉砂池截留的沉砂中夹杂有15%的有机物，使沉砂的后续处理难度增加，采用曝气沉砂池，可在一定程度上克服此缺点。

1.1.3.3工艺对比

曝气沉砂池、旋流沉砂池对比见下表：

表5.4.2要求达到的污染物去除率

项目

旋流沉砂池

曝气沉砂池

停留时间

>30s

>2min

水平流速

0.25~0.3m/s

0.1m/s

有效水深

1.0~2.0m

2.0~3.0m

空气量

0.1~0.2m3/m3水

设备配置

较多

除砂效果

一般

好

能耗

较高

适中

综上所述，本工程预处理工艺选择曝气沉砂池。

1.1.4主体工艺比选

污水生物处理工艺的选择直接关系到处理出水水质指标能否稳定可靠达到处理要求，运行管理是否简单、灵活，建设费用和运行费用是否节省，以及占地和能耗的高低。

因此慎重选择污水处理工艺方案是污水处理厂成功与否和能效是否能得到充分发挥的关键。

本工程污水污染物主要以有机物、无机悬浮物等为主，目前国内对该类污水处理技术已相当成熟，采用生物处理有多种工艺，处理城镇污水主要有氧化沟、SBR、A/2O法等以及一种新兴的生活污水处理方法——膜技术。

根据本工程实际情况，选择A2/O和兼氧FMBR两种处理工艺进行比选。

主要的污染物有三类，第一类为悬浮物SS，第二类为有机污染物COD及BOD，第三类为无机营养盐N和P，两种工艺去除各主要污染物机理及办法如下：

1.1.4.1A2O工艺

A2/O工艺即厌氧/缺氧/好氧活性污泥法。

其构造是在A/O工艺的厌氧区之后、好氧区之前增设一个缺氧区，好氧区具有硝化功能，并将好氧区中的混合液回流至缺氧区进行反硝化，实现脱氮。

污水在流经三个不同功能分区的过程中，在不同微生物菌群作用下，使污水中的有机物、氮和磷得到去除，达到同时进行生物除磷和生物除氮的目的。

其流程如下图所示：

图5.4.1传统A2/O工艺流程图

在系统上，该工艺是最简单的除磷脱氮工艺，在厌氧、缺氧、好氧交替运行的条件下，可抑制丝状菌的繁殖，克服污泥膨胀，使得SVI值一般小于100，有利于泥水分离，在厌氧和缺氧段内只设搅拌机。

由于厌氧、缺氧和好氧三个区严格分开，有利于不同微生物菌群的繁殖生长，脱氮除磷效果好。

与SBR法相比，A2/O工艺脱氮除磷效果最好，且运行操作灵活，根据水质水量变化可优化运行模式；A2/O工艺对各污染指标去除具体机理如下：

（1）悬浮物（SS）的去除

污水中SS的去除主要靠沉淀作用。

污水中的无机颗粒和大尺度的有机颗粒靠自然沉淀作用就可以去除，小尺度的有机颗粒靠微生物的降解作用去除，而小尺度的无机颗粒（包括尺度大小在胶体和亚胶体范围内的无机颗粒）则要靠活性污泥絮体的吸附、网捕作用，与活性污泥絮体同时沉淀被去除。

污水处理厂出水中悬浮物浓度不单涉及到出水SS指标，还因为组成出水悬浮物的主要是活性污泥絮体，其本身的有机物成份就很高，因此对出水的BOD5、COD等指标也有很大影响，所以控制污水处理厂出水的SS指标是最基本的，也是很重要的。

为了降低出水中的悬浮物浓度。

需要在工程中采用适当的措施，例如选用适当的污泥负荷（F/M值）以保持活性污泥的凝聚及沉降性能，采用较小的二次沉淀池表面负荷，采用较低的出水堰负荷，充分利用活性污泥悬浮层的吸附网捕作用等。

在污水处理方案选用合理，工艺参数取值合理，单体设计优化的前提下，能够使出水指标达标。

（2）生化需氧量（BOD5）的去除

污水中BOD5的去除是靠微生物的吸附作用和代谢作用，对BOD5降解，利用BOD5合成新细胞，然后对污泥与水进行分离，从而完成BOD5的去除。

在活性污泥与污水接触的初期，就会出现很高的BOD5去除率，这是由于污水中的有机颗粒和胶体被絮凝及吸附在微生物表面，从而被去除所致。

但是，这种吸附作用仅对污水中的悬浮物和胶体起作用，对溶解性有机物则不起作用。

因此主要靠活性污泥的这种吸附作用去除BOD5的污水处理工艺，其出水中残余的BOD5仍然很高，属于部分净化。

对于非溶解性的有机物，微生物必须先将其吸附在表面，然后才能靠生物酶的作用对其水解和吸收，从这种意义来讲保证活性污泥具有较高的吸附性能是很有必要的。

活性污泥中的微生物在有氧的条件下，将污水中的一部分有机物用于合成新的细胞，将另一部分有机物进行分解代谢以便获得细胞合成所需的能量，其最终产物是CO2和H2O等稳定物质。

在合成代谢与分解代谢过程中，溶解性有机物（如低分子有机酸等）直接进入细胞内部被利用，而非溶解有机物则首先被吸附在微生物表面，然后被胞外酶水解后进入细胞内部被利用。

由此可见，微生物的好氧代谢作用对污水中的溶解性有机物和非溶解性有机物都起作用，并且代谢产物是无害的稳定物质，因此，可以使处理后污水中的残余BOD5浓度很低。

在二沉池以后增设滤池，对二沉池出水进一步过滤。

在进一步降低SS负荷同时，亦可进一步降低BOD5。

但是要满足硝化要求时，污水处理系统必须有足够的泥龄，因而污泥负荷不能太高，这样也使得出水BOD5浓度较低。

也就是说，设计BOD5去除率不单对单项污染物去除率的要求有关，也与污染物去除的总体要求有关。

（3）化学需氧量（COD）的去除

污水中COD去除原理与BOD5基本相同，但COD去除率取决于原污水可生化性，它与污水的组成有关。

对于那些主要以生活污水为主的污水，其BOD5/COD比值往往接近0.5甚至大于0.5，其污水的可生化性较好，出水中COD值可以控制在较低的水平。

（4）氮（N）的去除

氮是蛋白质不可缺少的组成部分，因此广泛存在于污水中。

在污水中，氮以NH3-N及有机氮的形式存在，这两种形式的氮合在一起称为凯氏氮，用TKN表示。

而污水中的NO2-N和NO3-N量很少。

氮也是构成微生物的元素之一，一部分进入细胞体内的氮将随剩余污泥一起从水中去除，这部分氮量占所去除BOD5的5%。

在有机物被氧化的同时，污水中的有机氮也被氧化成氨氮，并且在溶解氧充足、泥龄足够长的情况下被进一步氧化成硝酸盐。

因为氮在水体中是藻类生长所需的营养物质，容易引起水体的富营养化，因此氮是污水处理厂出水的控制指标之一。

脱氮菌在缺氧条件下可以利用硝酸盐NO3-N中的氧作为电子受体，氧化有机物，将硝酸盐中的氮还原成氮气N2，从而完成污水的脱氮过程。

由此可见，要达到生物脱氮的目的，完成硝化是先决条件。

因为硝化菌属于自养菌，其比生长率μs明显小于异养菌的比生长率μh，生物脱氮系统维持硝化的必要条件μs≥μh即系统必须维持在较低的污泥负荷条件下运行，使得系统的泥龄大于维持硝化所需的必要的最小泥龄。

根据大量的试验数据和运转实例，设计污泥负荷≤0.18kgBOD5/kgMLSS·d时，就可以达到硝化及反硝化的目的。

氮主要以NH3-N及有机氮形态存在，硝酸盐氮NOX-N（包括NO3-N和NO2-N）几乎为零。

生物脱氮是利用自然界氮的循环原理，采用人工方法予以控制。

首先，污水中有机氮在好氧的条件下转成氨氮，而后在硝化菌作用下变成硝酸盐氮，随后在缺氧条件下，由反硝化菌的作用，并有外加碳源提供能量，使硝酸盐氮变成氮气逸出，整个生物脱氮过程就是氮的氧化还原反应，反应能量从有机物中获取。

（5）磷（P）的去除

污水除磷主要有生物除磷和化学除磷两大类。

本项目生活污水采用生物除磷为主，但考虑本项目出水磷要求严格，需辅以化学除磷作为补充，以确保出水磷浓度满足排放标准的要求，并尽可能地减少加药量，降低处理成本。

（6）对病毒去除

采用紫外线消毒处理工艺，紫外线杀菌消毒是利用适当波长的紫外线能够破坏微生物机体细胞中的DNA（脱氧核糖核酸）或RNA（核糖核酸）的分子结构，造成生长性细胞死亡和（或）再生性细胞死亡，达到杀菌消毒的效果。

紫外线消毒技术是基于现代防疫学、医学和光动力学的基础上，利用特殊设计的高效率、高强度和长寿命的UVC波段紫外光照射流水，将水中各种细菌、病毒、寄生虫、水藻以及其他病原体直接杀死。

（7）深度过滤

本工程中污水处理厂的出水需达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）中的一级标准A类标准。

根据国内已建污水处理厂的实际运行经验，传统生化处理工艺在正常运转情况下，污水厂二级处理出水的BOD5很难达到10mg/L的要求值。

污水处理厂出水中浊度也很难达到20NTU以下，浊度不仅涉及到出水SS指标，出水中的BOD5、CODcr、TP等指标也与之有关。

因为影响浊度主要因素为悬浮物，而组成出水悬浮物的主要成分是活性污泥絮体，其本身的有机成份就高，并含有一定比例的磷，较高的出水悬浮物含量会使得出水的BOD5、CODcr和TP增加。

因此，为满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）相关要求，若采用传统污水处理工艺，则需要在二级处理后设置深度处理设施。

污水深度处理的工艺流程，视处理目的和要求的不同，可以是以下工艺的组合：

混凝沉淀、过滤、活性炭吸附、臭氧氧化、离子交换、电渗析、反渗透等。

表5.4.3传统深度处理中去除对象和所采用的处理技术

去除对象

有关指标

采用的主要处理技术

有机物

悬浮状态

SS、VSS

混凝沉淀、过滤

溶解状态

BOD5、CODcr、TOC、TOD

混凝沉淀、活性炭吸附、臭氧氧化

植物性营养盐类

氮

TN、NH3-N、NO2-N、NO3-N

吹脱、折点氯化、生物脱氮

生物脱氮

磷

PO4--P、TP

金属盐混凝沉淀、石灰混凝沉淀、晶析法、生物除磷

微量成分

溶解性无机物、无机盐类

电导度、Na、Ca、Cl离子

反渗透、电渗析、离子交换

微生物

细菌、病毒

臭氧氧化、消毒（氯气、次氯酸钠、紫外线）

本工程深度处理应以SS的去除作为重点目标，使出水中浊度指标达到排放标准；结合本工程实际情况，若采用传统工艺，则需要增加深度处理工序，结合本工程实际情况，选择过滤技术作为深度处理工序，这必然会增加污水处理厂投资成本、运行成本等，加大管理难度。

根据A2/O工艺及深度处理工序特点，结合本项目的实际情况进行设计，污水处理厂设计工艺流程如下图所示：

图5.4.2A2/O工艺流程图

A2/O工艺具有以下特点

（1）缺氧、厌氧、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，污染物去除效率高，运行稳定；

（2）在同时脱氮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，污泥沉降性能好，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央带DO和硝酸态氧的影响，因而脱氮除磷效率较高；

（6）能较好的耐受冲击负荷；

（7）出水水质稳定；

（8）采用微孔曝气器曝气，充氧效率高，污水处理的电耗省；

（9）曝气池的有效水深大，占地面积省；

（10）工程建设期的投资较大。

1.1.4.2一种兼氧膜生物反应器工艺（FMBR）

兼氧FMBR处理工艺是一种将膜分离技术与生物处理单元相结合的污水处理工艺，近年来倍受关注。

兼氧FMBR工艺对生活污水、高浓度有机污水、难降解有机污水具有非常高的处理效率，本项目是生活污水和少量预处理后的工业废水的混合废水，污水污染物含量高、可生化性较好，非常适宜采用本处理工艺。

兼氧FMBR系统示意见下图：

图5.4.3兼氧FMBR系统示意图

兼氧FMBR工艺实现菌体共生，同步处理不同污染物，大幅提高系统适应能力、处理效率。

C----有机污泥近“零”排放（低能耗）

P----气化除磷降解（低能耗）

N----厌氧氨氧化脱氮（低能耗）

突破好氧MBR工艺（能耗高、易堵膜）的瓶颈

兼氧FMBR的主要特点：

兼氧FMBR污泥以兼性厌氧菌为主，有机物的降解主要是通过形成较高浓度的污泥在兼性厌氧性菌作用下完成的。

大分子有机污染物是被逐步降解为小分子有机物，最终氧化分解为二氧化碳和水等稳定的无机物质。

由于兼性厌氧菌的生成不需要溶解氧的保证，所以降低了动力消耗。

曝气的主要作用是对膜丝进行冲刷、震荡，同时产生的溶解氧正好被用来氧化部分小分子有机物和维持出水的溶解氧值。

（1）兼氧FMBR工艺对CODcr的去除

兼性厌氧微生物在有氧的条件下，将污水中的一部分有机物用于合成新的细胞，将另一部分有机物进行分解代谢以便获得细胞合成所需的能量，其最终产物是CO2和H2O等稳定物质。

（2）兼氧FMBR工艺对氮的去除

在兼氧FMBR处理工艺系统中，兼有通过以下三种途径完成对氮的去除：

硝化-反硝化

膜区曝气气提作用，反应器内形成循环流动，使水在好氧区和缺氧区循环交替流动，形成好氧、缺氧连续交替不断的生物降解作用，在好氧条件下利用污水中硝化细菌将氮化物转化为硝酸盐，然后在缺氧条件下利用污水中反硝化细菌将硝酸盐还原成气态氮。

在同一个反应器内实现了硝化反硝化。

图5.4.4膜区曝气原理示意图

同时在兼氧FMBR池内污泥浓度较高，活性污泥粒径较大，在活性污泥粒内部形成厌氧区，在活性污泥粒外表面形成好氧区，从而使硝化菌和反硝化菌同时工作，形成同步硝化反硝化。

短程硝化-反硝化

兼氧FMBR工艺污泥泥龄接近无限长的条件下，硝化过程出现明显的短程硝化反硝化现象，氨氮向硝酸盐转化受抑制，亚硝酸盐大量积累，实现短程硝化反硝化效果。

短程硝化反硝化就是将硝化过程控制在NO2-阶段，组织NO2-进一步氧化为NO3-，直接以NO2-作为电子最终受氢体进行反硝化，这一过程相当于将传统的硝化过程中从NO2-转化为NO3-与反硝化过程中再将NO3-转化为NO2-这两个过程省去，反硝化菌直接将亚硝氮还原为氮气。

工艺利用硝酸菌和亚硝酸菌的不同生长速率，即在操作温度30~35℃下，亚硝化细菌的生长速率明显高于硝化细菌的生长速率，亚硝化细菌的最小停留时间小于硝化细菌，从而使氨氧化控制在亚硝酸盐阶段，同时通过缺氧环境达到反硝化的目的。

厌氧氨氧化

在兼氧FMBR系统在一定条件下，硝化作用产生大量的NO2-累积，厌氧氨氧化菌首先将NO2-转化成NH2OH，再以NH2OH为电子受体将NH4+氧化生成N2H4；N2H4转化成N2，并为NO2-还原成NH2OH提供电子，实验中有少量NO2-被氧化成NO3-。

由于实现了短程硝化、厌氧氨氧化作用，减少了供氧，大幅降低曝气能耗和反硝化所需碳源，从而实现了高效脱氮目的。

在实施上，不仅要优化营养条件和环境条件，促进厌氧氨氧化菌的生长，同时要设法改善菌体的沉降性能并改进反应器的结构，促使功能菌有效持留。

厌氧氨氧化涉及的化学反应为：

NH2OH+NH3→N2H4+H2O

N2H4→N2+4[H]

HNO2+4[H]→NH2OH+H2O

厌氧氨氧化工艺所需碳源很少、需氧量低，是高效经济的新型生物脱氮工艺。

传统工艺驯化厌氧氨氧化菌（俗称“红菌”）较为困难，驯化后也比较难长期维持。

兼氧FMBR系统在不排有机剩余泥、同步去除磷的状态下成功驯化并长时间维持了红菌。

在兼氧FMBR工艺在处理低N污水与高氮污水工程实例中均检测出大量的厌氧氨氧化菌，因此足以证明厌氧氨氧化是兼氧FMBR工艺脱氮途径之一。

（3）实现了污水气化除磷

污水除磷技术主要有化学除磷和生物除磷，化学除磷药剂用量大，产生的化学污泥多，运行成本高；生物除磷需通过排泥实现，存在剩余污泥处理难题，近年来，利用膜生物反应器强化生物脱氮除磷越来越受重视。

污水处理系统中的磷，除了传统理论中磷只能在固体形态和溶解形态之间转化以外，还存在一种新的转化形式，即磷的化合物向气态磷化氢的转化。

国内外已有文献探讨和研究气化除磷途径对磷的有效去除：

1988年Devai等人首次发现了在污水处理系统中的磷循环中磷损失达30%~45%，并证实其中25%~50%是以气态磷化氢的形式进入大气的；随后，随着分析方法和检测手段的提高，特别是1993年Gassmann等人采用GC-FPD检测技术，通过毛细管色谱柱和低温冷阱富集GC-NPD检测技术，使沉积物中磷化氢的检测限达到0.1ng，证明了磷化氢是水环境中普遍存在的一种磷的化合物形式；Eisman1997年的研究表明磷化氢的产生是一种微生物为媒介的过程；Rutishauser等人（1999年）观察了在污水处理厂污泥浓缩池上部的污泥中的磷化氢的形成，他们接种杀毒后的污泥以及将污泥加入到补充了甲醛或氯化汞的媒介中时完全得不到磷化氢，证明了磷化氢形成的动力学遵循典型的微生物生长曲线，磷源和碳源的交替影响促进了磷化氢的形成；Jenkins等人（2000）测得有一些厌氧微生物可以产生磷化氢；刘志培等人（2004）测得污水处理厂初次沉淀池中污泥磷化氢含量为21307.4ng/kg，并且提出了磷化氢的产生在污水除磷中有一定的作用，这就对原有污水处理系统中磷的转化途径提出了重要的补充，认为污水处理系统中的磷不仅存在于液相和固相中，而且其中的一部分以气体的形式逸出。

所有这些研究表明，磷化氢已经成为一种不可忽视的磷的气态形式，同时反映了磷的又一迁移转化的重要途径，即向气态迁移的途径，为传统的磷只能在土体形态和溶解形态之间转化的理论提出了重要的补充。

关于磷化氢产生的机理，目前的研究还很少，生物学上认为在有机物（碳源）、无机磷酸盐等共同作用下，在兼性厌氧菌作用下合成了微生物细胞物质，形成有机磷化合物，由于氨基酸在生物体内分解产生含C—P键的磷脂，兼性厌氧菌在利用磷脂化合物时，使C—P键断裂，从而生成磷化氢气体；动力学上认为磷的化合物还原成磷化氢的过程是需要能量的，这部分能量可以由生物体内储存的ATP水解获得。

因此，生物学以及动力学为磷的化合物向气态磷化氢的转化提供了解释。

图5.4.5磷转化机理

兼氧FMBR工艺中在特性菌在兼性条件下将污水当中磷转化为气态的PH3，该生物气化除磷途径完全不同于传统的生物除磷工艺，是一种全新的高效低耗生物除磷新工艺。

由于PH3非常不稳定，曝气过程中瞬间氧化为对人体、环境无害的磷的氧化物被带入空气中，进入磷的自然生态循环，达到从污水中去除的目的，开辟了国际公认的生物排泥除磷和化学除磷之外又一除磷新途径。

国内外研究均证明具有一种全新的除磷途径—气化除磷，兼氧FMBR工艺是第一个将该途径应用到工程实例当中，并且在大量工程案例中的成功运用。

（4）兼氧FMBR工艺对SS的去除

污水厂出水中悬浮物浓度不仅涉及到出水SS指标，出水中的CODcr、BOD5、PO4-P等指标也与之相关。

因为采用MBBR工艺处理生活污水组成出水悬浮物的主要成分是活性污泥絮体，其本身的有机成分就高，而有机物本身就含磷，因此较高的出水悬浮物含量会使得出水的CODcr、BOD5、PO4-P增加。

由于膜的高效分离作用，分离效果远好于传统沉淀池，处理出水极其清澈，悬浮物和浊度接近与零，与此同时细菌和病毒被大幅去除。

（5）污水污泥同步处理（有机污泥近“零”排放）

兼氧FMBR技术在实现污水处理回用的同时，实现了有机污泥的大幅度减量，实现有机剩余污泥近“零”排放，成功解决了剩余污泥处置难题。

F/M比是影响污泥增值的重要因素，低F/M将使得生化系统中污泥处于高度内源呼吸相，进入系统有机基质最终被内源呼吸而代谢成为二氧化碳、水及少量无机盐。

新增有机物在兼性厌氧菌的作用下一部分被分解为小分子有机物，继而被氧化分解为CO2、H2O等

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