废水除磷方法与原理的研究进展

市政与测绘工程学院

《给排水工程仪表与控制》

课程论文

2012 年 11 月22日

废水除磷方法与原理的研究进展

摘要:介绍了污水的各种常用除磷技术方法及原理，为不同条件下的污水除磷提供参考与选择的依据，并探讨了除磷技术的发展趋势。

关键词:废水除磷;污水处理;除磷工艺;除磷技术 Wastewater phosphorus removal method and the research

progress of principle

Abstract: the article introduces the various kinds of commonly used wastewater phosphorus removal technology method and principle for different conditions of sewage dephosphorization provide reference and selection basis, and probes into the development trend of the technology of phosphorus removal.

Keywords: phosphorus removal from wastewater; Dephosphorization process;

Dephosphorization technology ;Sewage treatment

大量含磷生活污水、工业废水排入江河湖海中，增加了水体营养物质的负荷，从而引起水体中藻类与水生植物异常繁殖，即水体的富营养化。过量的磷还会严重危害海洋环境，引起赤潮。对于除磷技术的研究和应用已有20多年的历史，废水除磷的方法主要包括：生物法、化学沉淀法、物理吸附法、膜技术处理法和土壤处理法等等。本文将对目前常用的除磷方法的原理、工艺及发展进行阐述。 1 生物法除磷

1.1 生物除磷的机理

1.1.1 聚磷盐的定义

聚磷盐或聚集的无机磷酸盐可定义为若干个PO43-基团彼此以氧桥联结起来的五价磷化合物。它们可分成3类：1）环状聚磷酸盐或偏磷酸盐，分子式为MnPnO3n，M为单价阳离子。最常见的这类化合物是三偏磷酸盐或四偏磷酸盐；2）线状聚磷酸盐，其分子式为Mn3+PnO3n，这些不分支的结构链长从n=2（焦磷酸盐）到 n=104（不溶性结晶聚磷）；3）横联磷酸盐（也称过磷酸盐），磷酸根与相邻的磷酸根共享3个氧原子。

1.1.2 聚磷盐的作用

（1）微生物的磷库

聚磷盐水解后生成溶解性正磷酸盐，可供微生物生长繁殖同化合成细胞之需。

（2）能库

当积累有大量聚磷盐的细菌处于不利的环境条件下（例如使好氧细菌处于厌氧条

件下），而呈所谓的压抑状态时，聚磷盐可分解，同时有能量释放，供细菌在不利环境中维持其生命之需。这时菌体内的聚磷盐逐渐消失，而以可溶性单磷酸盐形式排到体外环境中。如果把这样的细菌再次放入有丰富营养的培养基中，并供以充足的氧气时，它将重复上述体内的积磷过程（为需能过程）。细菌在好氧与厌氧条件下的吸磷和放磷过程可简单地用下列反应式表示：

P~P+ATP←→ADP+ P~P~P

（3）渗透压的平衡

当细菌需要积聚大量磷酸盐并以聚磷盐的形式贮藏时，对降低细菌细胞内的渗透压的作用是显而易见的。

（4）调节能量代谢

贮藏聚磷对调节细菌细胞内部能量大有裨益，在代谢水平过高时，细菌通过合成聚磷盐不仅积聚了一部分能量，并且减少了游离磷酸盐的数量，以便调控代谢的速率。在需要时，又可将它释放出来。

1.1.3 积磷细菌

对于在实践中观察到的活性污泥大量积聚磷盐的化学现象，沉淀假说很难解释，因为以上述CO2被吹脱使pH上升导致磷酸钙沉淀的假说来推算，出现磷盐沉淀的样品中pH最终会相当高，前一种假说存在磷酸盐沉淀作用与pH升高程度在理论上相矛盾的问题。因而一般倾向于废水中磷的去除是一种生物作用过程，即上述第二种假说。因此，通常认为过量积磷是一个生物现象。

（1）不动杆菌—莫拉氏菌群

Fuhs等以过量除磷污水厂的污泥作试验，用美蓝对污泥作异染粒染色，发现在一类细胞大小和形状很易识别的细菌中富含异染粒（聚磷颗粒）。这些菌经鉴定为不动杆菌，其在污泥内可形成微菌落，借助某些荚膜类物质粘结在一起。

（2）其它的积磷细菌

Cloete等运用上述方法对南非的去磷污泥作了试验，发现不动杆菌并不是污泥中唯一的积磷细菌，因为经测定污泥中不动杆菌的数量和它的含磷量，表明不动杆菌仅去除了系统中5%～16%的磷。Brodisch等也认为在复杂的污泥微生物区系中，不动杆菌仅是有积聚磷能力的菌种之一，数量仅占1%～10%。其它的积磷细菌如气单胞菌和假单胞菌可占15%～20%，革兰氏阳性菌多达20%～60%，且其数量随厌氧停留时间的增加而增多。Meganck等也报道了在他们的去磷污泥中有大量的假单胞菌和气单胞菌。他们用以乙酸为主要组分的培养基分离得到积磷细菌，其中不动杆菌—莫拉氏菌含磷量最高，可占干重的5%～13%。另外有假单胞菌，含磷量占干重的3.3%，而非积磷菌含磷量仅占干重的1.5%～1.7%。并发现在诺卡氏菌和假单胞菌中有聚磷颗粒，该研究在除磷污泥中已分离到假单

胞菌属A菌株，并证实其具有吸放磷和过量积磷的能力

1.2 影响生物除磷的因素

1.2.1 厌氧生物环境

在生物除磷系统中，最重要的是为厌氧区创造并维持严格的厌氧条件以诱导放磷，提高随后在好氧区中的吸磷和除磷效果。

（1）氧化还原电位

氧化还原电位（ORP）是一个用于定量反映厌氧段“厌氧压抑”程度的参数。Shapiro等发现放磷与ORP有关，在ORP降低150mV后，污泥中聚磷菌开始放磷。在实验中他们发现，当硝化完成后，ORP突然下降，随即开始放磷，在ORP曲线中可出现一个“拐点”。

（2）溶解氧

由于氧是易接受的最终电子受体，只要有氧存在，兼性厌氧细菌就不会自动启动其发酵，不会产生脂肪酸，也不会诱导放磷。相反，当有少量氧存在时，就足以导致先前放过磷的污泥吸磷。进入厌氧区的污水、回流混合液和回流污泥中常常带有氧，当污泥与污水混合后，污泥中的好氧细菌或兼性好氧细菌立即利用溶解性可生物降解有机物进行好氧呼吸，将氧耗尽，即使不存在溶解性可生物降解的有机物，微生物的内源呼吸也会使DO很快下降。可见厌氧区中的溶解氧是影响生物除磷的因子之一，因为微生物的好氧呼吸消耗了一部分有机基质，使产酸菌可利用的基质大大减少。因此，在运行时应尽可能避免氧进入厌氧区。

（3）NO3-和NO2-

与溶解氧相似，当厌氧区中存在NO3-和NO2-时，会以两种方式影响生物除磷：

1）产酸菌可利用NO3-作为最终电子受体氧化有机基质，因此抑制了产酸菌的厌氧发酵以及产生挥发性脂肪酸；2）反硝化菌利用NO2-进行反硝化，同时消耗易生物降解的有机基质，从而竞争性地抑制了聚磷菌的厌氧放磷。

生活污水中通常不含NO3-，只有某些特殊的工业废水中可能含有NO3-。因此，厌氧区的NO3-和NO2-主要是由回流的混合液或回流污泥中带来。在高负荷系统中，泥龄短，不会发生硝化，因此也不会引起NO3-的问题。故在同时脱氮除磷时，由于硝化和反硝化反应的发生，需注意减少和避免NO3-对厌氧环境的干扰。

1.2.2 水质及其他环境因子

（1） 有机物浓度及可利用性

进水在TKN/COD值0.14时，任何生物除磷工艺都很难得到良好的除磷效果。此外，有人还考察了废水TBOD/TP值与除磷效果的关

系，发现要使出水溶磷

（2）温度

温度对微生物除磷的影响较小。据报导，生物除磷系统在低至10℃左右时，虽然污泥吸放磷的速率较温度高时小，但只要水力停留时间大于其最小临界值，系统除磷效果仍与温度高时相同。

（3）pH

生物除磷系统适合的pH范围与常规生物处理的相同，为中性和微碱性，生活污水的pH通常在此范围内。对pH不在此范围内的工业废水，需先进行调节。

1.2.3 工艺设计和运行参数

（1）泥龄

除磷系统的泥龄会影响污泥含磷量及剩余污泥的排放量，从而影响到系统的去磷效果。泥龄越长，污泥含磷量越低，每去除单位重量磷需耗用较多的BOD，泥龄越短，污泥含磷量越高，但污泥的产率也越高，这样通过剩余污泥的排放而去除的磷就越多。

（2）污泥沉降性能

由于生物除磷系统污泥含磷量高，若污泥沉降性能差，在二沉池中固液分离不好，就会造成污泥外溢跑泥而明显影响除磷效果。原因为：1）污泥在厌氧区停留时间过长会诱发丝状菌的生长，结果引起污泥膨胀；2）二沉池中局部积泥发生反硝化，产生氮气，并逐渐形成小气泡附于污泥絮粒上使之上浮，而随出水外溢。

（3）剩余污泥的处置

污泥处置前常先被浓缩，若采用传统的重力浓缩，浓缩池中的污泥平均停留1～2.5h。此时所有潜在的最终电子受体被微生物耗完而呈厌氧状态。积磷菌即会厌氧放磷，造成浓缩污泥上清液和污泥脱水液中的磷浓度极高，这部分水回流至处理厂前端，给系统附加了磷负荷。因此在污泥浓缩和贮存过程中应设法避免磷的释放。

1.3 生物除磷主要工艺

（1）Ａ/Ｏ工艺

20世纪70年代中期，美国的Spector从控制活性污泥膨胀出发，研究开发了与Bardenpho脱氮工艺类似的Ａ/Ｏ工艺，这是目前最为简单的一种生物除磷方法，原污水或初沉池出水与回流污泥在厌氧池中进行混合，这种工艺要求没有硝化反应。一般说来，当厌氧区和好氧区的水力停留时间分别为0.5～1h和1～3h时，便可获得较好的去除磷和去除有机物的效果。

（2）A2/O工艺

常见的A2/O工艺是在A/O工艺的基础上增设一个缺氧区，并使好氧区中的混合液回流至缺氧区，这样就使厌氧、缺氧、好氧三种不同的环境条件及不同功能的微生物菌群能有机配合协作，具有除磷脱氮的双重功能。此工艺具有抗冲击负荷能力强、水力停留时间长、运行稳定的特点。当进水总磷约为10mg/L时，除磷率一般为85%～90%。张波等在此基础上，将A2/O工艺的厌氧/缺氧环境倒置运行，并和常规A2/O工艺进行了对比，结果表明，倒置A2/O工艺比常规A2/O工艺的出水TN和TP分别高出10%和9%，去除COD能力相当。其原因是将厌氧区置于缺氧区之后，反硝化优先获得碳源，既提高了缺氧区的反硝化速率，又避免了回流污泥中硝酸盐对厌氧区的不利影响。这种布置方式使倒置A2/O工艺的厌氧区的厌氧程度更充分，从而强化了微生物的过度吸磷能力。

（3）Bardenpho工艺

南非的Barnard在其首创的Bardenpho脱氮工艺中，有时发现也有很好的除磷效果。在他以生活污水为进水的小试中，脱氮率为90%～95%，除磷率达到97%。

（4）Phoredox工艺

此工艺是Barnard为了提高除磷效果而对Bardenpho工艺做的一个改进。在第一缺氧区前加了一个厌氧发酵区。原污水或初沉池出水与回流污泥在厌氧池混合。在第一缺氧池进行反硝化使硝态氮还原为氮气而去除BOD，氨氮氧化和磷的吸收都是在第一好氧池完成。第二缺氧池则提供了足够的停留时间，通过混合液内源呼吸进一步去除残余的硝态氮。第二好氧池则为混合液提供短暂曝气，防止二沉池出现厌氧状态。由于在两组缺氧池中完成了彻底的反硝化，回流污泥中将不存在NO3-或NO2-。这种工艺在美国又被称之为改良型Bardenpho工艺。

（5）UCT工艺

在以上的工艺流程中，污泥都是直接回流到厌氧区，而回流污泥中很难保证不含有任何硝酸盐及亚硝酸盐，这会给厌氧区带来不利影响。在厌氧区会发生反硝化作用，反硝化菌将夺取除磷菌所需的有机物而影响处理效率。UCT工艺就是把沉淀池回流污泥回流到缺氧区，然后再由缺氧区将混合液回流到厌氧区。由于在缺氧区中反硝化作用完全，缺氧区中的硝酸盐浓度非常低。混合液从缺氧区回流到厌氧区，则厌氧区中的硝酸盐浓度亦非常低，从而保证了厌氧区的理想厌氧条件。故UCT工艺是目前各国应用最广泛的生物除磷工艺。

（6）SBR工艺

此工艺是由美国Irvine在20世纪70年代开发的一个间歇式的活性污泥系统，活性污泥的曝气、沉淀、出水、排放和污泥回流均在同一个池中完成，该工艺对自动化要求很高，随着自控技术和计算机技术的发展，SBR工艺近年来得到了迅猛发展。SBR法的优点有：1）运行管理简单；2）降低造价，减少占地；3）耐

冲击负荷；4）可抑制丝状菌的膨胀；5）除磷脱氮效果好。

（7）Phostrip工艺

Phostrip工艺是把生物和化学除磷法结合起来的一种除磷工艺，该工艺中主流部分为常规的活性污泥曝气池，回流污泥的一部分（约为进水流量的10%～20%）被分流到专门的厌氧池，污泥在厌氧池中通常停留8～12h，聚磷菌则在厌氧池中进行磷的释放。脱磷后的污泥回流到曝气池中继续吸磷。含磷上清液进入化学沉淀池，然后用石灰进行处理，沉淀去除磷，石灰剂量取决于废水的碱度。除磷过程在污泥回流路径上完成。Phostrip工艺的优点是，与单纯的化学除磷工艺相比，可大大减少药剂的投加量和化学污泥量，出水总磷浓度可低于1mg/L，而且不太受进水BOD浓度影响。

（8）其它生物除磷工艺

目前国内外许多专家学者已开始研究改良方法和新的除磷工艺，并取得了很多成果。重庆建筑大学罗固源等应用组合式间歇曝气系统PIAS进行除磷试验。试验结果表明，PIAS系统在不加碳源的基础上仍能取得较高的除磷脱氮和去除有机物的效果。

2 膜技术除磷

2.1 膜技术除磷的优势

与其它除磷方法相比，微生物法具有独特的优势。但微生物法也存在着3个自身无法解决的问题，即：活性污泥沉降性、生化反应速率和剩余污泥的处置费用。对此，水处理专家将膜分离技术引入废水的生物处理系统中，开发了一种新型的水处理系统，即膜生物反应器（MBR）。它是膜组件与生物反应器相组合的一个生化反应系统。膜技术应用于废水生物处理，以膜组件替代二沉池，提高了泥水分离率。在此基础上又通过增大曝气池中活性污泥的浓度来提高反应速率，同时通过降低F/M的值减少污泥发生量，从而基本解决了上述问题。此外，膜分离技术相对于生物法的最大优势是能回收纯净的磷盐，这是生物法所不擅长的。

2.2 膜技术除磷的研究及应用

膜技术回收磷盐主要应用于特定的废水，可以回收有经济价值的纯净磷盐，如磷酸盐、次亚磷酸盐等。膜技术用于废水处理除磷主要是与生物法相组合，组成膜生物反应器。当今，膜生物反应器有许多种类，根据膜组件在膜生物反应器中所起的作用不同，可大致将膜生物反应器分为分离膜生物反应器、无泡曝气膜生物反应器和萃取膜生物反应器3种。分离膜生物反应器中的膜组件相当于传统生物处理系统中的二沉池。在此进行固液分离，截留的污泥回流至生物反应器，

透过水外泄；无泡曝气膜生物反应器采用透气性膜，对生物反应器进行无泡供氧；萃取膜生物反应器是利用膜首先萃取工业废水中的优先污染活性污泥，并将活性污泥失效的有毒物质萃取掉，然后再对废水进行生化处理。对去除废水中的磷，通常采用分离膜生物反应器。

2.3 膜技术除磷的局限性

从经济角度分析，很难运用单一膜技术除磷。生物法与膜分离技术相比较，膜技术的劣势不仅在于经济性上，还在于技术上。生物技术可使生物体不断生长，膜技术则没有这种能力。因此，无论是除磷还是回收磷，膜技术只适用于特定的磷化合物，特定的污水源，这是膜技术除磷（回收磷）难以克服的应用上的障碍。因此，膜技术在大多数除磷的领域，都要与生物法结合，以获得更高的经济效益。 3 化学沉淀法除磷

3.1 化学沉淀法除磷原理

化学除磷的基本原理主要分为：沉淀反应、凝聚作用、絮凝作用、固液分离。沉淀反应和凝聚过程在一个混合单元内进行，目的是使沉淀剂在污水中快速有效地混合。凝聚过程中，沉淀所形成的胶体和污水中原已存在的胶体凝聚为直径在10～15μm范围内的主粒子。絮凝过程中主粒子相互结合在一起形成更大的粒子絮体，该过程的意义在于增加沉淀物颗粒的大小，使得这些颗粒能够通过典型的沉淀或气浮加以分离，固液分离可单

可用于化学除磷的金属盐有三种：钙盐、铁盐和铝盐，最常用的是石灰、硫酸铝、铝酸钠、三氧化铁、硫酸铁、硫酸亚铁和氯化亚铁。一般认为磷酸盐沉淀是配位基参与竞争的电性中和沉淀，即通过PO43-与铝离子、铁离子或钙离子的化学沉淀作用加以去除。磷酸盐沉淀常有伴生反应，产物具有絮凝作用。在一定条件下，磷酸盐沉淀可能是化学络合起主要作用，而不是以电性中和为主。J.P.Boisseret通过对硫酸铝和聚硫酸硅铝（PASS）的研究表明，磷的吸附和去除主要是一种特殊作用力下的络合反应的结果。Elisabet在其研究中指出，PO43-特别是正磷酸盐的去除过程中，氢氧化铝的吸附起很重要的作用，而不是典型的化学沉淀起主要作用。

3.2 常用的化学除磷方法

3.2.1 铝盐除磷

铝盐除磷的反应方程式如下：Al3++HnPO →AlPO4↓+nH+，从这个反应式可以看出，除磷时如果适当调节污水的pH，实际能获得与此理论关系相近的结果。实践中，在不便进行过滤和调节pH的场合，必须投加过量铝，以利于除磷。

3.2.2 铁盐除磷

铁盐除磷的反应方程式可表示如下：

主反应：Fe3++PO43-→FePO4↓

Fe2++PO43-→Fe3(PO4)2↓

副反应：Fe3++HCO3-→Fe(OH)3↓+CO2`

铁盐除磷的过程如下：Fe3+溶于水中后，一方面与磷酸根生成难溶盐，一方面通过溶解和吸水而发生强烈水解，并在水解的同时发生各种聚合反应，生成具有较长线性结构的多核羟基络合物。

3.2.3 石灰除磷

污水加石灰除磷时，主要有以下反应：

Ca2++HCO3-+OH-→CaCO3↓+H2O

5Ca2++4OH-+3HPO42-→Ca5(OH)(PO4)3↓+3H2O

高碱度废水要求投加大量石灰将pH调节至10～11，在此氢离子浓度下，磷的沉淀是有效的。只有在碱度非常低的废水中，所用的石灰才主要消耗在磷沉淀反应中。

3.3 污水化学除磷的特点

（1）除磷效果

化学法的除磷效率高于生物除磷且稳定可靠。一般情况下，出水TP含量可满足小于1mg/L的排放要求；当化学法结合后续生物处理时，出水的TP含量可望满足0.5mg/L的排放要求；在化学法后增加出水过滤，出水TP可达到0.2mg/L。

（2）pH值

虽然Ca5(OH)2(PO4)3处于热力学稳定态，但除磷效率取决于磷酸钙的溶解度，利用pH和磷酸钙浓度之间的关系可优化反应器的除磷效率。磷酸钙类沉淀物的溶解度曲线和大量石灰法化学除磷实践表明，pH必须调节到较高值（通常为10.5左右）才能使残留的溶解磷浓度降到较低的水平。石灰法除磷的pH值通常控制在10以上，由于过高的pH会抑制和破坏微生物的增殖和活性。因此石灰法不能用于协同沉淀。经过石灰法前置沉淀除磷的原污水pH值往往偏高，虽然生物处理过程中产生的二氧化碳以及硝化作用对碱度的消耗都能使pH有所降低，但经过石灰法除磷的初沉污水在进入生物处理系统之前仍需采取pH调节措施。经过石灰法后置沉淀除磷的污水必须调节pH才能满足排放要求。

（3）投加金属盐剂量

对于投加石灰的化学除磷，在pH>10的条件下，污水中的碳酸氢根碱度和石灰发生反应生成碳酸钙沉淀。石灰法除磷所需的石灰投加量基本上取决于污水的碱度（满足除磷要求的石灰投加量大致为总碳酸钙碱度的1.5倍），而不是污水的含磷量。

对于投加铁盐、铝盐的化学除磷，从化学反应的观点来看，三价金属离子和磷酸离子是以等摩尔进行反应，所以药剂的投加量应取决于磷的存在量。但是化学药剂的实际投加量总是大于根据化学计量关系预测的药剂投量，这是因为污水中的氢氧根离子与药剂反应而生成氢氧化物，耗去了相当数量的药剂。氢氧化物也能形成絮体，特别能吸附SS，从而可去除SS中所含的磷。磷酸盐前置沉淀可降低后续生物处理的负荷，但为提高有机物和磷的去除率而加大投药量，往往会导致后续工艺中碳磷比失调，生物性受到破坏，故要特别注意投药量，以确保后续生物处理单元的营养比例。

（4）污泥特点

铁盐和铝盐投加所产生的化学沉淀物，必然导致处理系统的污泥体积和污泥总量的增加，Sehmidtke估测出投加铁盐或铝盐到污水二级生物处理厂，使出水磷浓度达到1mg/L，相应的污泥总量和体积分别增加26%和35%。如果要获得更低的出水磷浓度，沉淀过程将处在平衡区，并出现氢氧化铁或氢氧化铝的沉淀，污泥产生量将出现更明显的增加。对于污泥量的增加，有必要预先采取控制措施，如对某一处理单元或最终出水中的磷进行在线测定。实现对生物、化学除磷过程的自动调节，有效控制加药量以节省运行费用并提高除磷效果。

4 吸附法除磷

4.1 吸附法除磷的作用机理

聚磷酸盐在酸性条件下可以水解为正磷酸盐，大多数生活污水的pH范围在

6.5～8，温度在10℃～20℃，在此条件下水解的过程非常缓慢；然而在污水中细菌生物酶的作用下，可以大大加快水解转化过程，生活污水中的不少聚磷酸盐在污水到达处理厂之前已经转变为正磷酸盐。此外，在污水生化处理过程中，所有的聚磷酸盐都被转化为正磷酸盐，同时在细菌的作用下，污水中的有机磷也部分转化为正磷酸盐。

4.2 吸附法除磷的研究现状

吸附法除磷是利用某些多孔或大比表面的固体物质对水中磷酸根离子的吸附亲和力，实现对废水的除磷过程。除磷吸附剂的选择要求：1）高吸附容量；2）高选择性；3）吸附速度快；4）抗其他离子干扰能力强；5）无有害物溶出；6）吸附剂再生容易，性能稳定；7）原料易得并造价低。国内外对吸附除磷的研究目前主要集中在提高吸附剂的效能上。

4.2.1 天然材料及废渣

研究发现，许多天然无定形物质（如高岭土、膨润土和沸石）及工业炉渣（如高炉炉渣和电厂灰）等，都对水中的磷酸根离子具有一定的吸附作用。天然材料

及废渣的优越性在于成本低廉，以废治废。很多学者都对天然材料和工业炉渣的吸附脱磷性能进行了广泛的研究及试验，多项试验表明，这些材料的磷吸附容量与材料中Ca、Mg、Al和Fe等金属元素氧化物含量成正相关，证实了金属氧化物是吸附磷的主要活性点；无定形非晶态物含量、pH值、材料的比表面积和孔隙率对吸附容量起重要作用。

在自然界中存在大量的高比表面多孔性硅酸盐类物质，可以制成各种类似结构的吸附剂；如采用主要含硅铝氧化物的天然膨润土，经镁和铝化合物修饰后制成的吸附剂；利用海泡石和氯化镁等无机物制得海泡石复合吸附剂；将无机铝盐和镁盐与沸石混合经过一系列物理化学方法处理，使沸石表面形成水合镁等。改性后的吸附材料对磷酸根的吸附能力有大幅度提高。

4.2.2 活性氧化铝及其改性物质

氧化铝是一种用途广泛的化学物质，用做吸附剂、催化剂及催化剂载体的多孔性氧化铝一般称为活性氧化铝。它是一种多孔、高分散度的材料，有很大的比表面积，其微孔表面具有强吸附能力。活性氧化铝一般可由氢氧化铝加热脱水得到，在整个热转化过程中，水合物的形态（如晶形和粒度）、加热的气氛与升温速度以及杂质含量等，均会对氧化铝的形态有很大影响。活性氧化铝具有很强的吸附性及吸湿性，是一种研究比较彻底并得到实际应用的除磷吸附剂。通常认为活性氧化铝吸附脱磷的机理为：活性氧化铝表面分子与水结合生成氢氧化铝，进而与磷酸根离子发生离子交换，生成磷酸盐。

对于颗粒活性氧化铝，吸附的控制步骤为颗粒内扩散。因此，其粒径的大小决定了吸附反应速度的快慢，粒径越小吸附速度越快。但过小的粒径会造成吸附床层堵塞从而导致吸附效率下降，同时也可能会造成固液分离困难。

活性氧化铝对磷的吸附过程抗阴离子的干扰性较好。氧化铝对阴离子的吸附亲和力顺序为：OH->PO43->F->SO42->Cl->NO3-

4.2.3 人工合成吸附剂

为解决天然吸附材料和活性氧化铝等除磷吸附剂吸附容量偏低的问题，最新研究动向为人工合成高效吸附剂。除磷吸附剂合成法扩大了吸附材料的选择范围，现在已有Al、Mg、Fe、Ca、Ti、Zr和La等多种金属的氧化物及其盐类作为选择材料受到研究。水滑石及其结构类似物本是制造催化剂的重要原料，其具有以金属离子为骨架的双夹层结构，其夹层的CO32-可以被其他阴离子所置换。研究表明，阴离子夹层对磷酸根离子具有很强的离子交换能力，其吸附容量可高达7mgP/g。

5 废水除磷的其他方法

除了上述4种常用的除磷方法外，还有人工湿地除磷、土壤处理、物理吸附、喷雾干燥等处理生活污水和工业废水的方法。曾有人为了解土壤处理生活污水中营养盐的去除性能，设置了近似于毛细管浸透型、蒸发型和中间型的土壤处理净化设施，进行了3年多的实际调查。结果表明，氮磷的去除率分别为65%和100%，在通过土壤的各种水中都没有发现磷。

6 结语与展望

污水除磷技术如今已得到相当快的发展。微生物学与生物化学的研究与进步，以及对除磷机理更深入的了解，将有助于生物除磷工艺的优化与控制。加强对生物除磷机理的研究，尤其是对聚磷菌的生物特性及其分离培育的研究无疑是生物除磷技术的主要发展方向之一。实际上，除了上面所介绍的生物悬浮生长处理工艺，像生物滤池、生物转盘等附着生长工艺也有较好的除磷效果。化学沉淀法由于其除磷效果好，运行操作稳定等特点，大多适用于处理流量不是很大的含磷废水。但利用石灰或金属盐除磷会引起水中阴离子浓度增加、沉淀物中磷的释放等问题，而由于活性铝的良好吸附性能，特别适用于低浓度含磷污水（≤1mg/L）的处理；通过投加方解石（CaCO3）直接与污水中的磷酸根形成磷酸钙沉淀也能达到很好的除磷效果，它适用于高浓度含磷污水（≥20mg/L）的处理；由于粉煤灰含有较多的活性氧化铝和氧化硅等，利用它的强吸附能力，也可以用于高浓度含磷污水的处理，去除效率可达99%以上。另外，物化除磷与生物除磷技术相结合也是当今污水处理的发展趋势。对一些已建成的二级生物污水处理厂，在生物处理的基础上增加物化法，可大大提高出水水质。目前得到越来越多研究的人工湿地工艺也同样具有很好的除磷效果。

总之，污水除磷可以有效防止水体富营养化，提高出水水质。实际应用中，针对不同情况选择合理有效的一种或几种处理方法综合使用显得尤其重要。

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