一、污水厂提标改造的方法
        1、对常规活性污泥工艺各处理单元的优化
        1.1 常规预处理功能区的强化
        1.1.1一般污水处理厂采用的齿耙式格栅对污水中的的毛发、织物细纤维、塑料与橡胶碎片等物质的去除效果很差，基本不能去除这类物质。旋转式细格栅能够去除这类物质，但当采用栅条结构时，一些片状或丝状物质会顺着栅条间隙流入后续系统中；另外旋转式细格栅设备结构存在清理上的难题，很容易在栅前拦截的物质通过旋转进入栅后，而后直接进入到后续的生物系统中，从而影响后续生物系统部分功能的发挥，尤其是缠绕仪表或堵塞泵头等问题，这也是我国城镇污水处理厂自控仪器仪表使用寿命短以及经常失灵的原因之一。 结构分析与实验结果表明，编织网或孔板结构在保证相同的过水通量的情况下，能更大限度 的拦截塑料片和头发丝等影响后续生物系统功能的杂质，尤其是对后续工艺中采用了 BAF、 MBBR、MBR、滤布滤池等对悬浮颗粒物质含量要求较高的工艺，编织网或孔板结构类型格栅将具有更好的市场前景。
        1.1.2 沉砂池功能的强化
        目前规范和设计中对沉砂池的主要功效要求是去除污水中 0.1 ~ 0.2 mm 颗粒，采用较为广泛的沉砂池主要包括旋流沉砂池和曝气沉砂池两种类型，当沉砂池不能正常发挥功效时，污水中的大量砂粒进入后续系统，不仅会在生物系统中形成沉积，严重影响污水处理或污泥处理过程的运行效率，同时也会导致机械设备磨损和管道堵塞，并间接的影响到生物处理系统的污泥活性以及整个系统的能耗。对于曝气沉砂池功能的强化，可以考虑延长池长，优化水力旋转效果，并合理的确定提砂方式方法，但由于我国城镇污水处理厂碳源严重不足的实际情况，在选用曝气沉砂池时，还是应该考虑如何合理的降低充氧量和有机物去除率的问题；旋流沉砂池的强化更重要的是应该考虑如何进行设备整体优化以适应城镇污水水质水量波动特征，另一方面是如何克服现有许多旋流沉砂池 顶部低流速、底部高流速的不合理流场分布特征，可实施的技术路线主要包括旋流沉砂池进水渠 的水量波动自适应调节、搅拌器高度及搅拌角度的合理设计。
        1.1.3 常规初沉池的取舍
        进水无机悬浮固体含量高和碳氮比明显偏低是我国城镇污水普遍存在的特有水质特点。污水处理厂不设置初沉池，则大量的无机悬浮固体可能进入后续生物处理系统中，从而造成生物 处理系统的 MLVSS/MLSS 比值明显偏低，目前许多城镇污水处理厂的MLVSS/MLSS实际运行比值低于0.4，甚至低至0.3左右；而另一方面，大部分污水处理厂进水 BOD5/TN比值仅3 ~ 4，导致的反硝化碳源不足问题相当突出。在设置常规初沉池的情况下，由于初沉池较长的停留时间和较低的表面溢流负荷率，悬浮物中的部分胶体或颗粒状有机物实现了协同沉淀，而溶解性的氮磷等去除率却较低，导致碳氮比偏低的问题会更加突出，有些情况下， BOD5/TN 比值可能降低到2.5 ~ 3 的水平，明显影响后续除磷脱氮系统的运行效能。
城镇污水处理厂改造过程中，由于受到占地面积和可利用土地量的影响，许多工程都采用了拆除初沉池，改造为生物系统的做法，其实，综合权衡，这种改造方案并不一定是真正意义上的 提高生物处理效果，更有可能出现的是大量的无机物进入生物系统并形成积累，从而在很大程度上降低了后续生物系统的池容利用率，总体效果下降。 从另一个角度，我国以前的污水处理厂排放标准中重要的考核指标是 COD，而对 TN 和 TP 的要求不高， 初沉池在很大程度上起到了降低后续生物系统 BOD 负荷的功效； 但随着标准的提高， TN 和 TP 的去除对碳源的需求越来越高，如何更加合理的设计初沉池，以降低对 COD 的去除， 同时提高 TN 和 TP 的去除率，应将是后期一个重要的研究议题。

        1.2生化处理单元的功能强化
        1.2.1 内碳源利用与商业碳源的选择 碳源不足导致TN 达标难度较大，城镇污水处理厂在运行过程中存在着碳源不合理利用，甚至浪费的现象，如以往的初沉污泥携带大量的有机物，不仅造成碳源浪费，同时也增大了初沉污泥的处理难度，恶臭问题滋生；缺氧池设计不合理，原水进入缺氧池后没有很好的实现完全混合，在整体推流的作用下，短时间反应后进入了后续生物系统，造成碳源浪费，而内回流比设计过大，同样 更容易造成原水在缺氧池的实际停留时间不足。针对碳源不足的实际问题，可考虑投加碳源强化生物脱氮除磷到预缺氧池（如果有）或者厌氧区。目前应用的碳源以甲醇、乙酸、乙酸钠等小分子有机物为主。
        1.2.2 厌/缺/好氧区的合理分配与精确控制
        回流污泥中不可避免的携带少量的DO或 NO3—N，严格意义上，厌氧池中是不应该有 NO3--N存在的，当回流污泥与原水混合进入厌氧区时，溶解氧或 NO3--N 将首先快速利用原水中的快速可生物降解性有机物，从而在一定程度上削减厌氧池的释磷效果。前置预缺氧区的工艺流程在很大程度上缓解了这个问题， 而倒置 A2/O 工艺虽然在一定程度上解决了厌氧区 NO3--N 影响的问题，但另一方面却降低了厌氧区的污 泥浓度，并缩短了厌氧区的实际停留时间，并不一定从总体上提升厌氧区的实际功效。混合液回流点的选取与 DO的控制对于缺氧区碳源的利用也具有重要的影响。通常情况下， 城镇污水处理厂都将混合液回流点设置于生物系统好氧区末端，而为了确保出水 DO 浓度，并避免二沉池出现严重的浮泥（含反硝化浮泥和厌氧浮泥）现象，生物好氧区末端通常保持较高的溶解氧浓度，这样不可避免的大量高溶解氧进入到缺氧区，首先利用原水中的有机物，影响反硝化 效果。因此为确保更优的碳源利用效果和缺氧区反硝化脱氮效果，在今后的污水处理工程设计中需要考虑在好氧区中后部设置一个低溶解氧回流区。
        1.2.3 低温季节及超高负荷阶段生物功能的保持与强化
       目前我国对城镇污水处理厂出水水质的环保监测是采用瞬时取样方式的，但是，城镇污水处理厂的效果不仅受到了进水水质水量剧烈波动的影响，而且生物系统的微生物活性也在很大程度 上受环境温度的影响，因此在系统设计和运行中通常需要考虑缓冲水质水量变化以及削减微生物 受温度影响的问题。 为了缓解冬季低温问题对生物系统的影响，多数冬季低温区污水处理厂均采用不同季节，不 同运行模式和污泥浓度的方式运行，在秋末冬初就开始储备污泥，通过增加活性生物浓度的方式 缓解生物活性冬季降低导致的处理效果低下问题，同时考虑硝化细菌对温度的敏感性更强的问题， 部分污水处理厂设置了过渡段，过渡段夏季按照缺氧模式运行，强化反硝化脱氮，冬季按照好氧 模式运行，强化生物硝化和有机物去除，同样获得了很好的效果。 虽然提高污泥浓度在一定程度上缓解了温度影响的问题，但毕竟污水处理系统的许多功能区 并不能满足高污泥浓度的要求。另一种缓解冬季低温问题的方式是向生物系统内投加悬浮填料， 使填料表面大量形成长泥龄生物菌群，从而在很大程度上提高了生物系统内的硝化细菌含量，强 化了污水处理厂的总体处理效果。 填料虽然是一种很好的生物系统扩容方案，但其投加和运行仍有很多技术要求，例如，必须 满足一定的填充比，并确保生物挂膜成功，才能保证填料在生物系统具有足够的流化效果，这也 是许多污水处理厂初期投加填料出现堆积现象的主要原因；另外，填料表面必须经过一定的挂膜 周期，才能发挥生物效益。


        1.3在末端增加强化处理工艺
        1.3.1 反硝化滤池强化生物脱氮
        在后续工艺中增加反硝化强化生物脱氮的工艺。对于深度处理脱氮工艺，目前应用最多的工艺为反硝化滤池。 反硝化生物滤池是生物反硝化作用过程与过滤工艺的有机结合，但为降低水力阻力，增大处理能力，通常反硝化滤池不会采用细小砂跞，因此反硝化滤池的最主要功效通常在于生物反硝化脱氮，过滤工艺的性能较弱。反硝化滤池建设与运行的主要影响因素在于滤料的选择和碳源的合理配置，滤料的优劣主要体现在生物挂膜特征；必须通过理论计算和实验测试，合理确定碳源投加量，确保所投加碳源既可以满足反硝化需求，同时又不会出现碳源盈余过多的现象。另外，由于很难避免所投加碳源出现过量现象，对于 COD 稳定达标较敏感的污水处理厂，为确保 COD 的稳定达标，通常应在反硝化生物滤池后设置短停留时间的曝气池，以去除过量的碳源。
        1.3.2 过滤强化悬浮物及部分有机质去除
        污水处理厂生物处理系统出水SS不仅影响污水处理厂 SS、TP 和 COD 的稳定达标，而且由 于悬浮物（菌胶团）的包埋作用，高 SS 对后续消毒工艺也有极为不利的影响，因此许多污水处理 厂都在尾水端增设了过滤工艺。 传统的砂滤工艺是一种运行性能稳定，但占地面积大、投资与运行成本高的污水深度处理工艺，在占地受到限制的污水处理工程建设与改造中，通常不再采用。近几年，一些设备集成化程度高的机械过滤技术开始在工程实际中广泛使用，如西门子 Disk Filter 的盘式过滤器、美国 Aqua Disk 公司和浦华控股有限公司的纤维滤布过滤等。这些过滤技术和成套系统 具有紧凑、占地小、并且总装机功率低的优点，使得在原二级污水处理厂的基础上改造扩建变得更可行和容易实施，运行维护更加简单方便。 各种过滤工艺的最大问题在于必须控制进入过滤系统的悬浮物浓度，否则容易导致过滤和清洗系统频繁启动。另外，由于化学药剂对滤布的黏附作用，在使用纤维滤布过滤工艺时，建议不 要在滤布前直接设置混凝或微絮凝工艺，如需增加化学除磷，除磷药剂投加点应位于二沉池前端， 或在混凝工艺后增设沉淀，保证悬浮物浓度不会超过后续过滤系统的要求。
污水厂氨氮超标的原因
        1、没有控制好水力停留时间；
        2、供气量不足，或硝化菌不够；
        3、工艺设计的设施规模过小，处理负荷太小；
        4、营养成分比例达不到设计标准，需要外加营养投加系统；
        5、曝气系统设计不负荷规范，偏小；
        6、硝化反应没有控制好，要控制好pH值、温度、溶解氧，碳氮比等条件。
        二、氨氮去除方法
        2.1吹脱法
        氨吹脱工艺是将水的pH 值提到10.5-11.5的范围，在吹脱塔中反复形成水滴，通过塔内大量空气循环，气水接触，使氨气逸出，主要用于处理高浓度的氨氮废水。
        2.2化学沉淀(MAP) 法
        在一定的pH 条件下，水中的Mg²⁺ 、HPO₄^3- 和NH4+可以生成磷酸铵镁沉淀，而使铵离子从水中分离出来。影响沉淀效果的因素有沉淀剂种类及配比、pH 值、废水中的初始氨的浓度、干扰组分等。有研究表明沉淀法去除废水中氨氮的pH 值为10.0 ，物质的量之比Mg∶N = 1.2、P∶N = 1.02 时沉淀效果最好，氨氮去除率达到90%。
        国外对用化学沉淀法去除废水中的氨氮也有较多研究。Stratful等详细研究了影响磷酸铵镁沉淀及晶体生长的因素，得出4点结论: ①过量的铵离子对形成磷酸铵镁沉淀有利； ②镁离子可能是形成磷酸铵镁沉淀的限制因素；③如果要想从废水中回收磷酸铵镁，需要得到比较大的晶体颗粒，则至少需要3h的结晶时间；④沉淀的pH 值应大于8.5。
        化学沉淀法的最大优点是可以回收废水中的氨，所生成的沉淀可以作为复合肥而利用。存在的主要问题是沉淀剂的用量较大，需要对废水的pH进行调整，另外有时生成的沉淀颗粒细小或是絮状体，工业中固液分离有一定困难。
　　2.3折点氯化法
　　在含氨氮的废水中投氯后，有如下反应:
　　Cl2 + H2O——HOCl + H+ + Cl-
　　NH4+ + HOCl——NH2Cl (一氯胺) + H2O + H+
　　NH2Cl + HOCl——NHCl2 (二氯胺) + H2O
　　NHCl2 + HOCl——NCl3 (三氯胺) + H2O
　　NH4+ + 3HOCl——N2 ↑+ 5H+ + 3Cl + 3H2O
        通常一氯胺和二氯胺称为化合余氯，次氯酸称为余氯。当投氯量达到氯与氨的摩尔比值1∶1 时，化合余氯即增加，余氯下降物质的量的比达到1. 5∶1 时， (质量比7. 6∶1 时) ，余氯下降到最低点，此即“折点”。在折点处，基本上全部氧化性的氯都被还原，全部氨都被氧化，进一步加氯就会产生自由余氯。该法与pH 值、温度、接触时间及氨和氯的初始比值有关。
折点加氯法最大的优点是理论上通过适当的控制，可以把氨氮完全去除，但因加氯量大，费用高，以及产酸增加总溶解固体等原因，目前此方法只能作为氨氮废水的后续处理，以及给水处理或饮用水处理。
        2.4离子交换法
       离子交换实际是不溶性离子化合物(离子交换剂) 上的可交换离子与溶液中的其它同性离子的交换反应，是一种特殊的吸附过程。用离子交换法去除氨氮时，常用离子交换剂沸石、活性炭等，也有研究采用合成树脂。但天然离子交换剂价格便宜且再生容易;采用合成树脂，预处理工序和再生系统均较复杂，且树脂寿命短，应用上受一定限制。
虽然离子交换剂去除废水中的氨氮取得了一定的效果，但由于存在其交换容量有限，再生后的交换剂交换容量下降，有些沸石使用前需要改性，改性过程产生的酸或碱性废水需要进一步处理等问题需要解决，所以其研究基本停留在实验室阶段。
        2.5生物处理法
        目前，生物法是实际应用中使用最广泛的处理低浓度氨氮废水的方法。生物脱氮是在微生物的作用下，将有机氮和氨态氮转化为N2 和NxO 气体的过程，其中包括硝化和反硝化两个反应过程。硝化是废水中的氨态氮在好氧条件下，通过好氧细菌(亚硝酸菌和硝酸菌) 的作用，被氧化成亚硝酸盐(NO2- ) 和硝酸盐(NO3- ) 的反应过程。反硝化即脱氮，是在缺氧条件下，通过脱氮菌的作用，将亚硝酸盐和硝酸盐还原成氮气，该反应过程中，反硝化菌需要有机碳源(如甲醇) 作电子供体，利用NO3- 中的氧进行缺氧呼吸。
        硝化过程的最佳pH 值在8- 9之间，反硝化过程为7. 5-8. 5，操作温度、C/N 比及污泥龄也是影响因素，此外以A2/ O 工艺效果最好。
        2.6膜处理法
        膜析法是利用薄膜以分离水溶液中某些物质的方法的总称。随着膜技术的日益成熟，利用膜吸收法、液膜法及膜生物法等膜技术处理氨氮废水的研究也不断取得进展。
        杨晓奕等采用电渗析法和聚丙烯(PP) 中空纤维膜法处理高浓度氨氮无机废水可取得良好的效果，电渗析法处理2-3g/L 氨氮废水去除率可在85%以上，同时可获得8.9 %的浓氨水。PP中空纤维膜法脱氨效率≥90% ，回收的硫酸铵质量分数在25%左右。
膜处理法的主要问题是膜的污染和稳定性，而且相对于其他方法来说，运行成本和费用都较高，因此在一定程度上限制了其应用。
        2.7催化湿式氧化法
       催化湿式氧化法(CWO)开发于20 世纪80 年代，是在一定的温度压力和催化剂的作用下，污水中的有机物、氨等经溶解的分子氧化生成CO2 、H2O 及N2 等无害物质，达到净化的目的。
        鞍山焦炭耐火材料研究院和中国科学院采用自行研制的新型高效双组分催化剂处理包括焦化污水在内的含高浓度有机物和氨氮污水，效果显著。其特点为净化效率高、流程简单和占地面积少。但由于设备耐高温、耐腐蚀，故投资较大。
        三、COD去除方法
        一般情况下，经过二级生化处理后的污水中COD浓度已经降到100mg/L以下，BOD5浓度更低，针对这种水质特点，目前采用的深度处理方法有生化法、活性炭吸附法和臭氧预处理+生化法等。
        3.1生化处理方法
        对二级生化出水一般不采用活性污泥法，而是采用对微生物具有较强固着能力的生物膜法。与普通二级生化处理中的生物膜法不同的是，对污水进行深度处理时对填料的选择应更慎重，主要考虑的指标是填料的挂膜性能，采用普通的软性、半软性塑料或纤维填料时，由于其挂膜性能较差，难以达到预期的处理效果。研究表明，采用生物陶粒填料的接触氧化工艺可以取得很好的处理效果，应说明的是，生化方法所能够去除的主要是二级出水中可以生化降解的有机物，对于生化难降解的有机物是不起作用的。
        3.2活性炭吸附工艺
        活性炭吸附法是技术上可靠，经济上可行的物化处理方法，其原理是利用活性炭巨大的表面积吸附水中的有机物，在国外已经有多年的生产应用实践，一般对活性污泥法二级出水先进行混凝沉淀和过滤，然后进行活性炭吸附，炭塔的出水的COD可达到10mg/L左右，吸附的COD同活性炭的重量比可以达到0.3—0.8，运行效果都比较理想，因此采用活性炭处理污水厂二级出水从技术看是成熟、可靠的。
        但是，活性炭吸附处理二级出水也存在一些障碍，其主要问题是活性炭的再生。在运行过程中，活性炭的吸附容量会逐渐饱和，必须进行再生或更换。再生方法通常为热再生法，需要经过干化、有机物热解、活化三个过程，其中活化温度达到820℃以上，设备较为复杂，对于活性炭用量不大的系统，设置活性炭再生设备在经济上是不合算的，在这种情况下，将饱和的活性炭运回活性碳厂再生更经济，国内一些活性炭生产厂已经开展了此项业务。
        3.3臭氧氧化+生化处理工艺
        对于可生化性很差的污水，单独采用生化处理方法达不到高的COD处理效果，因此出现了化学氧化+生化处理工艺，其中的氧化剂主要采用臭氧，由于臭氧是一种很强的氧化剂，它可以将很多复杂的有机物氧化为简单的有机物，使不可生物降解的成分转化为可生物降解的成分，在这个过程中，臭氧被分解为氧，没有其它有害物质的产生。对于后续的生化处理单元，一些研究人员提出了生物活性炭工艺，一方面活性炭作为微生物载体用来生长生物膜，另一方面活性炭用来吸附难降解的有机物质，进一步降低污水中的COD。应用表明，该工艺对于污水中有机物的深度去除是有效果的，但也存在一定的问题，一是活性炭仍然需要再生，如果不进行再生，饱和后的活性炭只能起普通生物载体的作用;如果进行再生，则前一阶段培养起来的生物膜将被破坏掉。第二个问题是经过沉淀、过滤处理的二级出水中仍然有30—40mg/L的COD，投加臭氧的浓度相应增大，运行成本增加。第三，国内目前还不能生产大容量的臭氧发生器，基建投资大，运行管理复杂。
        通过对比，采用生化处理进一步降解污水中的COD是最经济的处理工艺，其缺点是处理后出水的COD浓度难于达到很低的水平，当要求的COD值很低时，仍需要采取其它措施;活性炭吸附工艺是一项技术可靠、经济上可行的方法，出水的COD可达到10mg/L左右的水平，缺点是需要定期再生，如附近有活性炭生产厂提供换炭业务时，活性炭吸附工艺是一种较理想的污水深度处理方法;对于臭氧预处理+生化处理方法，虽然能够使出水COD达到较低的水平，但采用臭氧处理会大大增加基建投资和运行费用，运转管理也将复杂化，因此在实际工程中应慎重考虑。
        综述，随着国家环保政策的深入，污水处理厂提标改造也随之提上日程，但是，污水处理厂提标改造是一项系统性很强的工程，需分析近一段时期内实际进、出水水质，对现状各个处理环节进行评价，找出提标改造的重点和难点，并提出相应的对策。同时，结合污水厂中长期处理能力及当地环保排放要求，选择合适的方案实施改造，获取最佳的效果。