（环境工程专业论文）msbr污水脱氮除磷工艺试验研究及工程应用.pdf

摘要 摘要 随着水体环境的污染和水体富营养化日益严重，我国对原有城市污水综合 排放标准进行了修订，新标准对氮、磷均提出了具体、严格的要求，城市污水 处理厂在降解有机物同时要求进行脱氮和除磷处理。本论文采用集约化污水生 物脱氮除磷工艺对城市污水进行脱氮除磷工艺研究，并将研究成果应用于工程 实践。 在合流污水一期工程预处理厂建造了2 5 0 m 3 d 的试验装置，对不同污染物质 处理效果进行试验研究，结果表明：m s b r 工艺单元控制和调节方便，运行灵 活，可实现多种方式运行；系统的各单元为各优势菌种的生长繁殖创造了最佳 的环境条件，对碳源要求低，生化反应速率高，脱氮除磷效果好。通过工程实 践证明m s b r 工艺在处理效率、占地面积及运行费用上均优越于其它脱氮除磷工 艺，是一种既适合城市大型污水处理厂又适合城镇中小型污水处理厂的生物脱 氮除磷工艺。 关键词：m s b r 工艺，城市污水，脱氮除磷，工程应用 a b s t r a c t a b s t r a c t w i t ht h ei n c r e a s i n gc o n t a m i n a n ta n de u t r o p h i c a t i o no fw a t e rb o d y , c h i n ah a s r e v i s e dt h eo l ds t a n d a r do fc i v i ls e w a g ed i s p o s e , t h en e ws t a n d a r dp r o p o s e ss p e c i f i c a n ds t r i c tr e q u i r ef o rt h er e m o v a lo fn i t r o g e na n dp h o s p h o r u s ，w h i c hl e a d st h e m u n i c i p a ls e w a g ep l a n th a v et od e v e l o pd e n i t r i f i c a i t o na n dd e p h o s p h o r i z a t i o n t e c h n i c s ，b e s i d e s t h er e m o v a lo fo r g a n i cm a t t e r t h i s p a p e rr e s e a r c h e d o n d e n i t r i f i c a i t o na n dd e p h o s p h o f i z a t i o nt e c h n i c st h r o u g hi n t e n s i f y i n gd e n i t r i f i c a i t o n a n dd e p h o s p h o f i z a t i o nt e c h n i c s ，a n da p p l i e dr e s e a r c hr e s u l t st ot h er e a lp r o j e c t s e q u i p m e n tw i t ht h es c a l eo f 2 5 0 m dw a sb u i l ti nt h es h a n g h a ic o m b i n es e w a g e p r e - t r e a t m e n tp l a n to ff i r s t - s t a g ec o n s t r u c t i o nt o t e s tt r e a t m e n te f f e c to fd i f f e r e n t p o l l u t a n t s t h er e s u l t sd e m o n s t r a t et h a tm s b rp r o c e s si se a s yt oc o n t r o la n da d j u s t , w h i c ho p e r a t e sf l e x i b l ya n dc a l lr e a l i z es e v e r a lo p e r a t i n gc o n d i t i o n s ，a d d i t i o n a l l y , e a c hu n i to f s y s t e mc r e a t et h em o s ts u i t a b l ee n v i r o n m e n tf o rg r o w t ha n d r e p r o d u c eo f d o m i n a n tb a c t e r i a , i tr e q u i r e sl o wc a r b o ns o i l r c e ，b u tr e a c h e sh i g h l ye f f e c t i v e b i o c h e m i c a lr e a c t i o na n dn i t r o g e na n dp h o s p h o r u sr e m o v a l b ya p p l i c a t i o nt or e a l p r o j e c t s ，i ti sp r o v e dt h a tm s b rp r o c e s st a k e sa d v a n t a g eo fo t h e rd e u i t r i f l c a i t o na n d d e p h o s p h o r i z a t i o nt e c h n i c si nt e r m so f t r e a t m e n te f f e c ta n dc o n s t r u c ta r e a , w h i c hi sa a p p r o p r i a t eb i o l o g i c a ld e n i t r i f i c a i t o na n dd e p h o s p h o r i z a t i o nt e c h n i c sn o to n l yf o r l a r g es c a l e dm u n i c i p a ls e w a g ep l a n tb u ta l s of o rm i d d l eo rs m a l ls c a l e dc i t i e sa n d t o w n ss e w a g ep l a n t k e yw o r d s ：m s b rp r o c e s s ， m u n i c i p a ls e w a g e , n i t r i g e na n dp h o s p h o r u s r e m o v a l ，p r o j e c ta p p l i c a t i o n 学位论文版权使用授权书 本人完全了解同济大学关于收集、保存、使用学位论文的规定， 同意如下各项内容：按照学校要求提交学位论文的印刷本和电子版 本；学校有权保存学位论文的印刷本和电子版，并采用影印、缩印、 扫描、数字化或其它手段保存论文；学校有权提供目录检索以及提供 本学位论文全文或者部分的阅览服务；学校有权按有关规定向国家有 关部门或者机构送交论文的复印件和电子版；在不以赢利为目的的前 提下，学校可以适当复制论文的部分或全部内容用于学术活动。 学位论文作者签名：舌葛 沪7 年岁月菇日 同济大学学位论文原创性声明 本人郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师指导下，进行 研究工作所取得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本学位论文 的研究成果不包含任何他人创作的、已公开发表或者没有公开发表的 作品的内容。对本论文所涉及的研究工作做出贡献的其他个人和集 体，均已在文中以明确方式标明。本学位论文原创性声明的法律责任 由本人承担。 学位论文作者签名：鹏 明年歹月名日 第1 章绪论 1 1 研究背景 第1 章绪论 1 1 1 水污染现状 水乃生命之源，但是由于水资源短缺、水污染严重导致全世界范围水危机。 而我国的水资源状况更加严峻：人均水资源量少，时空分布不均，用水效率低 下，浪费及水污染严重。我国有6 0 0 多个城市缺水，其中4 0 0 个城市严重缺水， 水污染成灾，9 7 5 的城市地下水被污染，近9 0 的城镇饮用水源被污染。至2 0 0 5 年，全国七大水系的4 1 1 个地表水监测断面中有2 7 为劣v 类水质，基本丧失 使用功能。重点流域4 0 以上的断面水质没有达到治理规划的要求。流经城市 的河段普遍受到污染，一些地区已经出现了有河旨干、有水皆污”的现象，近岸 海域赤潮和三峡库区支流“水华1 现象接连发生。 七大水系中的淮河流域作为国务院污染治理的重点流域之一，从1 9 9 4 年至 今已经历了十几年时间，其治污的力度之大，花费之巨，社会参与之广，难度 之大都是前所未有的。然而，淮河水污染形势依然严峻，一是总体上水质仍然 较差，特别是主要支流水质污染严重。淮河流域还有近一半的断面水质尚未达 到“十五”控制目标，部分重点支流跨界断面水质污染严重，有的甚至持续恶化， 主要水质污染指标己达到或超过历史最高水平，部分河段氨氮严重超标，流域 约6 0 为劣五类水质，污染由地上波及地下，直接影响1 3 亿居民生活。治淮 以来，这个流域的经济成倍地增长。但是这个流域的工业结构的调整步伐缓慢， 仍然是以重污染行业居多。城市污水处理厂的建设滞后，建成的污水处理厂不 正常运行，是淮河水质改善不明显和不稳定的一个重要原因之一。二是排污总 量仍然居高不下，主要污染物排放超过环境容量。当前淮河流域水污染负荷仍 然超过水环境的自净能力，一些主要支流和地市排放量仍在增加。淮河流域的 水资源被几千个闸坝分割控制，水量积流调控能力极弱，要么不放水，要放水 全是污水，生态环境用水缺乏，水体的自净能力基本丧失，这也是淮河流域水 质改善缓慢的一个重要原因。 太湖流域水污染防治“十五”计划实施以来，流域水利综合治理取得了很大成 第1 章绪论 效，太湖水质总体上有所好转，但由于太湖流域是我国经济发展最快的区域之 一，各种污染物排放总量仍在居高不下，太湖地区水污染问题仍然比较突出。 水利部太湖流域管理局提供的数据显示，2 0 0 4 年太湖富营养化面积达到7 7 ， 流域河流水质评价为i 至i 类的仅占9 4 ，超标河长占到了9 0 6 。2 0 0 6 年1 1 月太湖流域水环境监测中心对太湖流域和东南诸河省界水体进行了水资源质量 监测，太湖流域9 5 5 受到不同程度污染，太湖3 4 4 的水域为轻度富营养水平， 6 5 6 的水域为中度富营养水平。太湖水质指标高锰酸盐指数平均浓度为 7 1 9 m g l ，氨氮为0 3 9 m g l ；太湖富营养化指标总磷平均浓度为o 0 7 8 m g l ，总氮 为1 8 9 m g l ，叶绿素( a ) 为5 1 0r a g m 3 。 以“水乡”著称的太湖流域，如今却不得不面对水质型缺水问题突出的现实。 水质型缺水对区域饮用水供应和经济发展构成了压力，造成流域内水资源、水 环境的承载能力不堪重负，已经成为流域经济社会全面、协调、可持续发展的 主要制约因素之一。太湖流域的常州市原本可以从本地河网中取水，但由于当 地水污染严重，不得不花费巨大成本从2 0 多公里外的长江引水。而无锡等地也 重新投入大量人力物力财力用于改善水源地水质。由于水质型缺水，苏锡常一 些地区曾经对地下水大量开采，造成不少地方大面积地面沉降，沉降区面积已 超过5 0 0 0 平方公里。水质型缺水问题的产生实际上就是污染造成的。引江济太 调水试验虽然在一定程度上可以缓解流域内的燃眉之急，但水质型缺水问题的 解决，根本途径仍在于水污染防治。 我国作为海洋大国，防治海洋污染和生态破坏，一直是环保工作的重要内 容。特别是国家把渤海作为全国污染防治的重点工程，坚持河海统筹、陆海兼 顾的方针，实施“碧海行动计划”，初步遏制了渤海海洋环境恶化的趋势。但是， 全国陆源污染物排海问题仍然突出，近岸海域污染尚未得到有效控制。2 0 0 5 年 中国海洋环境质量公报就提到中国海域总体污染状况仍未好转，高速发展的沿 海经济与海洋环境保护的矛盾日益尖锐，近岸海域污染形势依然严峻。我国拥 有约3 0 0 万平方公里的海域，其中海洋与陆地连接部分的近岸海域约3 7 万平方 公里。由于受陆地影响最为直接，随着沿海地区经济发展和海洋资源加快开发， 部分近岸海域污染程度日益加剧，整体环境质量不断下降。近岸海域不同程度 受到各种有害污染物的污染，其中以东海、渤海海域最为严重。 国家环保总局于2 0 0 5 年开展长江口及毗邻海域环境状况调查工作。调查结 果显示2 0 0 5 年长江口及毗邻海域的入海污染物总量为：高锰酸盐指数2 1 8 万吨， 2 第l 章绪论 总氮1 4 2 万吨，总磷8 8 万吨。其中，通过河流入海的污染物占总入海量的绝大 部分，其高锰酸盐指数、总氮、总磷量是总入海量的9 4 、9 2 和8 9 。陆源 污染成为近岸海域污染的元凶。近年来，通过直排、混排和市政下水等途径的 入海污水超过1 0 0 亿吨，各种有害污染物达1 8 0 余万吨。大量无机氮、活性磷 酸盐、石油类、化学需氧量和重金属污染物，使近岸海域海水超四类和四类水 质占4 6 5 ，达到一类海水水质仅占1 4 7 。由大气输入海洋的污染物浓度及其 沉降通量也呈逐年增加趋势。大部分海湾、河口、滨海湿地等生态系统仍处于 亚健康或不健康状态，2 0 0 5 年有毒藻类引发的赤潮次数和面积大幅增加。海水 中主要污染物是无机氮、活性磷酸盐和石油类。 1 1 2 水体富营养化的成因 水体富营养化指的是水体中富含磷酸盐和某些形式的氮素。在光照和其它 环境条件适宜的情况下，水中所含的这些营养物质足以使水体中的藻类过量生 长，在随后的藻类死亡和随之而来的异养微生物代谢活动中，水体中的溶解氧 被大量消耗，造成水体质量恶化和水生态环境结构破坏，称为水体富营养化。 水体富营养化实质上是水体生态系统受污染造成的。生态系统在未受到污 染的情况下，系统内的生物群体中存在着多种多样的种群。各个种群之问关系 密切，而又各有自己的特性，每个种群的个体数量不会太多，但较为稳定。因 此在未受污染的系统中，生物群体的特点之一是种类多而每个种的个体少。生 态系统受到污染后，群体中的种数便逐渐减少，而能存活下来的每个种的个体 却在增加。当污染极其严重时，往往只能看到少数几种生物，他们的个体数目 急剧增加。生态系统受污染程度越高，系统中的种就越少。 藻类所需要的无机营养与植物相同，需求量大的元素包括碳、氮、磷、氢、 氧。c 0 2 是最主要的碳源，氮源是氨氮和硝酸盐，磷源是溶解性磷酸盐类，氢和 氧由水提供。藻类需要的微量元素有锰、硫、氯、铁、铜和其他许多金属元素， 这类元素一般在水中都是大量存在的。藻类生长的限制因素是氮和磷，其含量 通常决定着藻类的收获量，所以水体中氮、磷营养盐类的增加造成水体中的藻 类过量生长。在随后的藻类死亡和随之而来的异养微生物代谢活动中，水体中 的溶解氧被耗尽，造成水体质量恶化和水生态环境结构破坏，加速水体的富营 养化过程。判断水体富营养化通常采用的指标是：氮含量超过0 2 o 3 m 鲋，p 含量大于o 0 1 , 4 ) 0 2 m g l ，b o d 大于l o m g ，l ，p h 值7 9 的淡水中细菌总数超过 第1 章绪论 1 0 ：y - f 毫y l - ，叶绿素a 含量大于1 01 z 鲫【”。 1 1 3 水体中氦、磷的主要来源 氮是生物生长的重要营养元素，是合成蛋白质的主要原料。在自然界中， 氮以三种形态存在：分子氮、有机氮化合物和无机氮化合物。氮的分子形式是 氮气( n 2 ) ，占大气的7 8 ；有机氮化合物主要为蛋白质、多肽、氨基酸和脲等； 无机氮化合物则为氨氮( n h 3 - n 或n i - - 1 4 + - n ) 、硝态氮( n 0 3 n ) 、亚硝态氮( n o z - n ) 、 氮氧化物( n x o ，) 等。其中n h 3 - n 、n 2 及n x o y 在常温常压下为气态。在城市污 水脱氮工艺中，正是设法将各种形态的氮转化为气态的氮排入大气。磷也是生 物生长所需的主要矿物元素，在生物化学过程中起着重要的主导作用，是重要 的调控中心。自然界中包含三种形态的磷：含磷有机物( 例如核酸、植酸及卵 磷酸) 、无机磷化合物( 例如磷酸钙、磷酸钠、磷酸镁及磷灰石矿石) 、还原态 p h 3 2 1 。城市污水中所存在的含磷物质基本上都是不同形式的磷酸盐，根据物理 特性可将污水中的磷酸盐类物质分为溶解性和颗粒性两类；根据化学特性则可 分为正磷酸盐、聚合磷酸盐和有机磷酸盐。 进入水体的氮磷营养来源是多方面的，其中人类活动造成的氮磷来源主要 有以下几个方面： ( 1 ) 工业和生活污水未经处理直接进入河道和水体。工业生产中排放的污 水，特别是化肥、焦化、洗毛、制革、印染、食品、肉类加工、石油精练及煤 加工工业废水，氮含量较高；食品加工、发酵、鱼品加工、化肥工业、洗涤剂、 金属抛光等工厂的污水则含有大量的磷。生活污水中的氮、磷主要来源于食物 代谢物、人类排泄物及高磷洗涤剂。这类污水进入江湖和海洋，造成藻类过度 生长的危害最大。 ( 2 ) 污水处理厂出水。采用常规处理工艺的污水处理厂，其排放水都含有 相当数量的氮、磷和硫。这是因为有机物被微生物氧化分解产生的氨氮、硝酸 盐和磷酸盐，除构成微生物细胞的组分外，剩余部分都随出水排入受纳水体， 成为藻类合适的营养物质。这是城市污水经过常规二级处理但城市河道依然出 现水质富营养化和黑臭的重要原因之一。 ( 3 ) 面源性农业污染物，包括肥料、农药和动物粪便等。肥料和农药从农 田中流失，包括通过雨水冲淋、农业排水和地表径流带入河道和水体，成为直 接的营养源。此外畜禽养殖业废料和水中野生动物的排泄物，氮磷含量相当高， 4 第1 章绪论 也会大量进入水体。 1 1 4 水体中氮、磷的危害 氮、磷通过各种途径进入水体后会产生多种危害： ( 1 ) 进入水体的氨氮会进一步消耗水体中的溶解氧，在硝化细菌的作用下 氧化成亚硝酸盐和硝酸菌，完全氧化l m g 氨氮约需4 6 r a g 溶解氧，造成水体缺 氧，引起水体黑臭，最终导致水质恶化。 ( 2 ) 当水源水中氨氮浓度过高时，导致自来水中加氯量增加，自来水中有 机氯量也随之增加，对人体健康不利。 ( 3 ) 较高浓度的氨氮会严重影响鱼类的生存。 ( 4 ) 亚硝态氮与某些物质化合转化为亚硝胺，会形成对人类具有“致癌、 致变、致畸”三致作用的有害物质。 ( 5 ) 更为普遍的是，氮磷等营养物质进入水体会引起水体富营养化现象。 富营养化对水体的影响及危害主要表现为如下7 方面1 3 i ：使水味变得腥臭 难闻；降低水体透明度：影响水体的溶解氧；向水体中释放有毒物质； 影响供水水质并增加制水成本；对水生生态产生影响；对渔业的影响。 1 2 污水生物脱氮除磷基本原理 1 2 1 污水生物脱氮原理 以活性污泥法和生物膜法为代表的污水生物处理技术，其传统功能是去除 污水中呈溶解状态的有机污染物。至于氮、磷等植物性营养物质，只能去除由 于细菌细胞生理需要而摄取的数量，氮的去除率约介于8 - 2 0 ，而磷的去除率仅 达5 2 0 4 11 5 。 第1 章绪论 污水进入生化处理系统后，氮发生的转化过程如图1 1 。 有机氮i ( 蛋白质、尿素) i t 细菌分解和水解 嘲( n i ln 卫愿i，) li ( 细菌细胞) 0 2 一 硝化 压磊颗 l ( n o z - ) 硝化t 飘 i( n o f ) 白溶和自身氧化 反硝化 有机碳 反硝化氮气 ( n 2 ) ：有机碳 图1 1 污水生物处理系统中氮的转化 厂翮 i ! 逢堂量2l ( 1 ) 氨化反应 在未经处理的新鲜污水中，含氮化合物主要是以有机氮，如蛋白质、尿素、 胺类化合物、硝基化合物以及氨基酸等形式存在的，此外也含有少数的氨态氮 如n h 3 及n h 4 + 等。 微生物分解有机氮化合物产生氨的过程称为氨化作用，很多细菌、真菌和 放线菌都能分解蛋白质及其含氮衍生物，其中分解能力强，并释放出氨的微生 物称为氨化微生物，在氨化微生物的作用下，有机氮化合物分解、转化为氨态 氮，以氨基酸为例，加水脱氨基反应式为： r c h n h 2 c o o h + h 2 0 - r c o h c o o h + n h 3 ( 1 1 ) 加氧脱氨基反应式为： r c h n h 2 c o o h + 0 2 - - 4r c o c o o h + c o , + 脚，( 1 2 ) 生活污水中的有机氮化合物在活性污泥或生物膜处理系统中很容易通过上 述反应脱下氨来，以供微生物同化合成或转化为硝酸盐。 ( 2 ) 硝化反应 1 ) 硝化反应过程及反应式 6 第l 章绪论 在硝化菌的作用下，氨态氮进一步分解、氧化，就此分二个阶段进行，首 先在亚硝化菌的作用下，氨( n i - h ) 转化为亚硝酸氮，反应式为： 腰：+ 互30 2 寸0 i + 日2 0 + 2 h + 一t x f 继之，亚硝酸氮( n o i - n ) 在硝化菌的作用下， 反应式为： n o ；+ 三1 0 2 n o ；一a f 硝化的总反应式为： ( 1 - 3 ) 进一步转为硝酸氮，其 ( 1 4 ) 证对+ 2 0 2 n o ；+ 月2 0 + 2 h + 一f( 1 5 ) 从反应式可见，l g 氨氮氧化成硝酸氮需氧4 5 7 9 ，其中亚硝化反应需氧3 4 3 9 ， 硝化反应需氧1 1 4 9 。在反应过程中还消耗水中的重碳酸盐碱度，约为 7 1 4 9 c a c 0 3 g n h 4 - n 。 式( 1 6 ) 所示为在硝化反应中，氮元素的转化及其氧化还原态的变化旧。 噬与峨d 职嘲生( 蝴酰竭与岖与婀( 1 6 ) 由上式可见，从n h ；到n o ；的转化，经历了3 个步骤6 个电子的变化，是 比较复杂的过程，而从n o ；到n o ；的变化则相对简单些，只经历了1 步反应2 个电子的变化。 2 ) 硝化反应的环境条件 硝化菌为化能自养菌，其生理活动不需要有机性营养物，从c 0 2 获取碳源， 从无机物的氧化中获取能量。 硝化菌对环境的变化很敏感，除了底物浓度对硝化速率有影响外，它所需 要的环境条件是7 】i s 1 9 1 【1 0 】【l l 】： 乱好氧环境条件，并保持一定的碱度 硝化菌为了获得足够的能量用于生长，必须氧化大量的n h ；和n o ；，氧是 硝化反应的电子受体，反应器内溶解氧含量的高低，必将影响硝化反应的进程， 在硝化反应的曝气池内，溶解氧含量不得低于l m g l ，多数学者建议溶解氧应保 持在1 2 - 2 o m g a 。 在硝化反应过程中，释放h + 离子，使p h 值下降，硝化菌对p h 值的变化十 7 第1 章绪论 分敏感，为保持适宜的p h 值，应当在污水中保持足够的碱度，以调节p h 值的 变化，l g 氨态氮( 以n 计) 完全硝化，需碱度( 以c a c 0 3 计) 7 1 9 。对硝化菌 适宜的p h 值为8 0 - 8 4 。 b 混合液中有机物含量不应过高，b o d 5 值应在1 5 2 0m g l 以下。 硝化菌是自养菌，有机基质浓度并不是它的增殖限制因素，若b o d 值过高， 将使增殖速度较高的异养型细菌迅速增殖，从而使硝化菌不能成为优势种属。 c 硝化反应的适宜温度是2 0 - 3 0 c ，1 5 以下时，硝化反应速度下降，5 c 时完全停止。 d 硝化菌在反应器内的停留时间，即生物固体平均停留时间( 污泥龄) s r t n ，必须大于其最小的世代时间，否则将使硝化菌从系统中流失殆尽，一般 认为硝化菌最小世代时间在适宜的温度条件下为3 天。s r t n 值与温度密切相关， 温度低，s r t n 取值应相应明显提高。 e - 除重金属外，对硝化反应产生抑制作用的物质还有：高浓度的n h 4 n 、 高浓度的n o x n 、高浓度的有机基质、部分有机物以及络合阳离子等。 ( 3 ) 反硝化反应 1 ) 反硝化反应过程与反硝化菌 反硝化反应是指硝酸氮( n 0 3 - n ) 和亚硝酸氮( n 0 2 - n ) 在反硝化菌的作 用下，被还原为气态氮( n ：) 的过程。 反硝化菌属异养型兼性厌氧菌。在厌氧条件下，以n o ；一n 为电子受体， 以有机碳为电子供体。在这种条件下，相应合成的细胞物质较少【9 】。 在反硝化菌的代谢活动下，n 0 3 - n 有二个转化途径，即：同化反硝化( 合 成) ，最终产物为有机氮化合物，成为菌体的组成部分；异化反硝化( 分解) ， 最终产物为气态氮( 参见图1 2 ) 。一般以后者为主【1 0 1 。 2 ) 反硝化反应的影响因素 乱碳源能为反硝化菌所利用的碳源较多，从污水生物脱氮考虑，可有下 列二类：一是原污水中所含碳源，对于城市污水当原污水b o d 5 r r l v 3 5 时 即可认为碳源充足【l 们。二是外加碳源，多采用甲醇( c h 3 0 h ) ，因为甲醇被分解 后的产物为c 0 2 、n 2 0 【1 1 1 ，不留任何难降解的中间产物，外碳源不足时可用微生 物组织进行内源反硝化。 第1 章绪论 z嘲豢hn02一+4h，-，2hn02ho2 ho，一，一， ( 异化反硝化) 图1 2 反硝化反应过程( 同化反硝化与异化反硝化) b 对反硝化反应最适宜的p h 值是6 5 7 ，5 。p h 值高于8 低于6 ，反硝化速 率将大为下降。 c 反硝化菌属异养兼性厌氧菌，在无分子氧同时存在硝酸和亚硝酸离子的 条件下，它们能够利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原。另一方面， 反硝化菌体内的某些酶系统组分，只有在有氧条件下，才能够合成【1 2 1 。这样， 反硝化反应宜于在厌氧、好氧条件交替的条件下进行，溶解氧应控制在0 5m g l 以下【1 3 1 。 d 反硝化反应的最适宜温度是2 0 - 4 0 ，低于1 5 反硝化反应速率最低。 为了保持一定的反硝化速率，在冬季低温季节，可采用如下措施：提高生物固 体平均停留时间；降低负荷率；提高污水的水力停留时间。 表1 1 列举了在生物脱氮工艺中各种生化反应特性( 张自杰，1 9 9 6 ) 。 表1 1 生物脱氮反应过程各项生化反应的特征 生化反应硝化 去除有机物反硝化 类型 亚硝化硝化 微生物好氧菌及兼性菌自养型菌自养型菌兼性异养型菌 能源有机物化能化能有机物 氧源 也 如也n 也， n 一 溶解氧 l - 2 m g l2 m g i 以上 2 m g l 以上 0 - 0 5 m g l 9 第1 章绪论 氧化l m g n k , + - n 需还原l t o g n 0 3 一n 产生 碱度无变化无变化 要7 1 4 m g 碱度 3 5 7 m g 碱度 分解l i n g ( b o d s ) 氧化l m g n 地+ - n 需氧化l m g 需氧 分解l m g 有机物消 耗氧耗n 氇一- n0 5 8 m g 需氧2 m g氧3 4 3 m g 1 1 4 m g 消耗n 0 3 - n0 3 5 m g 最适p h 值 6 - 87 0 - 8 56 0 - 7 56 - 8 最适水温 1 5 - 2 5 3 0 3 0 3 4 - 3 7 增殖速度好氧分解的 1 2 3 50 2 1 - 1 0 80 2 8 - 1 4 4 ( d 1 ) 1 2 1 2 5 7 0 _ 8 7 0 m g b o d 57 m g n i + - n g m l s s2 8 m g - n 分解速度 g m l s s h h s m l s s h 1 6 c h o o n 0 0 4 - 0 1 3 m g v s s0 ，0 2 - 0 0 7 m g v s s 产率 c s h t 如n m g n 1 4 - n m gn 晚。- n 1 2 2 污水生物除磷原理与同步脱氮除磷原理 ( 1 ) 生物除磷原理 磷常以磷酸盐( i - 2 p 0 4 、h p 0 2 和月叨一) 、聚磷酸盐和有机磷的形式存在 于污水中的。活性污泥的化学组成为q ，8 马7 0 仍。l ，p 或c ：n ：p = 4 6 ：8 ：l 。 细菌是从外部环境摄取一定数量的磷以适应生理需要的【1 4 l 。如污水中磷的 含量不敷需要，特别是对工业废水，一般应另行投加。 生物除磷就是利用聚磷菌一类的细菌，过量地、超出其生理需要的从外部 摄取磷【”】，并将其以聚合形态贮藏在体内，形成高磷污泥，排出系统，达到从 污水中除磷的效果。 1 ) 聚磷菌的磷过量摄取 在好氧条件下，聚磷菌即可将积贮的p h b 好氧分解，释放出的大量能量可 供聚磷菌生长繁殖，当环境中有溶解性磷存在时，一部分能量可供聚磷菌主动 吸收磷酸盐，并合成a t p ( 三磷酸腺苷) 【1 6 】，即： a d p + 月j p d 4 + 能 彳7 p + h 2 0( 1 7 ) h 3 p 0 4 的大部分是通过主动输送的方式从外部环境摄入的，一部分用于合成 a t p ，另一部分则用于合成磷酸盐。这一现象就是“磷的过量摄取”【i _ 7 】。 l o 第1 章绪论 聚磷菌聚磷菌 图1 3 生物除磷机理图解 2 ) 聚磷菌的放磷 在厌氧条件下( d o z 0 ，d ；z 0 ) ，聚磷菌体内的a t p 进行水解，放出 h 3 p 0 4 和能量，形成a d p 1 6 1 ，即： 彳丁p + 三o 专a d p + i - i , 尸q + 能( 1 8 ) 过程中释放的能量可供聚磷菌在厌氧压抑环境下存活之用，另一部分能量 可供聚磷菌主动吸收乙酸、i i + 、和e ，使之以p h b 形式贮藏在菌体内，并使发 酵产酸过程得以继续进行，这时可明显观察到聚磷细菌厌氧放磷现象，好氧条 件下，虽然好氧性异氧菌也能利用污水中残存的有机物进行氧化分解，释放的 能量可供它生长繁殖，但由于污水中大部分有机物被聚磷菌吸收、贮存和利用， 在竞争中已不占优势，可见，厌氧、好氧交替的系统仿佛是聚磷菌的“优化选 择器”【1 8 】。 这样，在好氧条件下，聚磷菌过量地摄取磷，在厌氧条件下，又释放磷， 这一过程可形象地用图1 3 表示【1 7 1 。生物除磷技术就是利用聚磷菌这一功能开创 的。 ( 2 ) 生物除磷过程的影响因素 i ) 溶解氧 在聚磷菌放磷的厌氧反应器内，应保护绝对厌氧的条件，d ：一类的化合 态氧也不允许存在，但在聚磷菌吸氧的好氧反应器内却应保持充足的氧。 2 ) 污泥龄 生物除磷主要是通过排除剩余污泥而去除磷的，因此剩余污泥多少将对脱 境 聃 氧 p八脚 第1 章绪论 磷效果产生影响，一般污泥龄短的系统产生的剩余污泥量较多，可以取得较高 的除磷效果。当污泥龄为3 0 d 时，除磷率为4 0 ，污泥龄为1 7 d 时，除磷率为 5 0 ，而当污泥龄降至5 d 时，除磷率高达8 7 【r 丌。 3 ) 温度与p h 值【1 9 1 在5 - 3 0 c 的范围内，都可以取得较好的除磷效果。除磷过程适宜的p h 值为 6 8 。 4 ) b o d s 负荷 一般认为，较高的b o d s 负荷可取得较好的除磷效果，进行生物除磷的低限 是b o o r e = 2 0 。有机基质不同对除磷也有影响，一般低分子易降解的有机物 诱导磷释放的能力较强，高分子难降解的有机物诱导磷释放的能力较弱。磷的 释放充分，磷的摄取量亦大【1 7 1 。 5 ) 硝酸氮和亚硝酸氮 硝酸氮和亚硝酸氮的存在会抑制细菌对磷的释放，从而影响在好氧条件下 对磷的吸收。据报导，n 0 3 - n 浓度应小于2 m g l 。但当c o d r r “v 1 0 时，n 0 3 - n 对生物除磷的影响就减弱了。 1 3 污水生物脱氮除磷常规工艺 1 3 1 常规污水生物脱氮工艺 第1 2 节讨论了生物脱氮除磷的基本原理，所有的污水生物脱氮通常包括以 下三个基本过程：& 由于活性污泥或生物膜微生物物质的生长，使氮同化合成为 微生物细胞物质：b 污水中有机氮和氨态氮通过硝化作用被硝化细菌转化成硝态 氮；c 通过反硝化菌将硝态氮转化为n 2 或n 2 0 ，并进入大气。 根据细菌在处理系统中存在的状态，生物脱氮系统可分为悬浮污泥系统和 膜法处理系统，根据碳化、硝化和反硝化的反应构筑物，可分单级、双级和多 级生物脱氮系统；根据反硝化所用的碳源的不同，又可分为原污水碳源、外碳 源和内源呼吸反硝化脱氮系统刚。 ( 1 ) 传统活性污泥法脱氮工艺 传统活性污泥法脱氮工艺是由巴茨( b a r t h ) 开创的所谓三级活性污泥法流 程，它是以氨化、硝化、反硝化三项反应过程为基础建立的【2 1 1 ，其工艺流程示 之于图1 4 。 1 2 第1 章绪论 第一级曝气池的功能是氨化，使有机氮转化为n h 3 、n h 4 ，同时去除b o d 、 c o d 。b o d 5 值可降至1 5 2 0m g l 左右。 第二级是硝化曝气池，n h 3 n 及n h 4 - n 在这里氧化为n o ；一n ，投碱以防 止p h 值下降。 第三级为反硝化反应器，采取缺氧方式运行。作为碳源，可投加c h 3 0 h ( 甲 醇) ，也可以引入原废水。 这种系统的优点是氨化、硝化、反硝化反应分别在各自的反应器内进行， 各自回流污泥，反应进行速度快且较彻底。其缺点是处理设备多，造价高，管 理较为麻烦。 为了去除由于投加甲醇而带来的b o d 值，保证出水水质，在系统后可设后 曝气池和沉淀池。 图1 4 三级活性污泥法传统脱氮工艺 ( 2 ) 缺氧一好氧活性污泥法脱氮系统 1 ) 工艺流程 a o 法脱氮是于8 0 年代初期开创的工艺流程，其主要特点是将反硝化反应 器置放在系统之首，故又称为“前置式反硝化生物脱氮系统” 2 2 1 。这是目前采 用较为广泛的一种脱氮工艺( 参见图1 5 ) 。 第1 章绪论 原污 内循环( 混合液回流) 污琵面琉一- l 剩余污泥 图1 5 缺氧一好氧活性污泥法脱氮工艺 本系统的特征有： 乱反硝化反应器在前，b o d 去除、硝化二项反应的综合反应器在后： b 反硝化反应以原污水中的有机物为碳源； c 硝化反应器内的含有大量硝酸盐的硝化液回流至反硝化反应器，进行反 硝化脱氮反应，回流比一般为l 4 ，据脱氮目标而定； d 在反硝化反应过程中，产生的碱度可补偿硝化反应消耗的碱度的一半左 右。对含氮浓度不高的废水( 如生活污水、城市废水) 可不必另行投加碱； e 硝化曝气池在后，使反硝化残留的有机污染物得以进一步去除，勿需增 建后曝气池。 本系统主要不足之处有： 乱处理水来自硝化反应器，在处理水中含有一定浓度的硝酸氮，如沉淀池 运行不当，不及时排泥，在池内能够产生反硝化反应，产生的新生态微气泡n 2 使污泥上浮，出水水质恶化。 b 如欲提高脱氮率，必须加大内循环流量比( r n ) ，这样做可能导致：一是 运行费用增高；二是内循环液带入大量的溶解氧，使反硝化反应器内难于保持 理想的缺氧状态，影响反硝化进程。 c 本系统的脱氮率一般在8 5 以下。 2 ) 影响因素与主要参数 乱水力停留时间( h r t ) h r t 是影响处理效果和反应器规模、尺寸的重 要参数。经验证明，脱氮效果与反应时间呈线性关系，在硝化与反硝化二项反 应中，硝化反应需时长。对城市污水脱氮系统，硝化与反硝化之比大体为2 ：1 ， 具体时间则为4 8 h ：2 4 h 。总的来说，在本系统中，硝化与反硝化时间之比介于 第1 章绪论 2 ：i - 5 ：l 之间。 b 回流比( r )内循环回流比的取值与要求达到的脱氮效果以及反应器的 类型有关。对活性污泥法，取值一般在1 ：8 左右。最佳回流比应当通过试验确 定或对运行数据加以归纳分析确定。 c 生物固体平均停留时间( 污泥龄)s r t 应取值较大，以保证在反应器 内保持一定浓度的硝化菌。经试验证实，此值应在3 d 以上，当降到1 d 以下时， 硝化效果急剧下降。 d 混合液悬浮固体浓度( m l s s )m l s s 一般应高于3 0 0 0 m g m ，当m l s s 值低于3 0 0 0m g l 时，反应速度将迅速下降。 试验结果证实，当m l s s 值高于3 0 0 0 m g ：l 时，温度对反应速度的影响很大， m l s s 值低时，其影响较小。 e 负荷率氮负荷率也是影响本工艺脱氮效果的重要参数。负荷高会使其 转化率不完全，影响脱氮效果。 实验结果证明，在硝化反应中，当n h 3 - n 负荷率在3 5 0 9 m 3 d 以下时，n h 3 - n 去除率可在9 0 以上，达到3 5 0 9 m 3 - d 时，去除率开始下降，而当达到4 3 0 9 m 3 吨 以上时，去除率( 即硝化率) 将急剧下降。 ( 3 ) 氧化沟硝化脱氮工艺1 2 3 】 2 7 1 在活性污泥法中，氧化沟系统，如双沟式( d e 型) ，三沟式( t 型) ，o r b a l ， c a r r o u s e l 氧化沟等，如经过周密考虑与设计，并运行得当是具有脱氮功能的。 氧化沟的生物细胞平均停留时间长达1 5 3 0 日，为传统活性污泥系统的3 - 6 倍。 在其中能够存活增殖世代时间长的硝化菌。在氧化沟内划分成好氧区、缺氧区， 并按其进行适当的运行，能够取得硝化与反硝化的效果( 参见图1 6 ) 。 图1 6 脱氮功能氧化沟分区示意图 第1 章绪论 原污水中的有机污染物可作为反硝化反应的碳源，而在好氧区内，有机污 染物为好氧细菌所分解，n h 3 一n 经硝化反应形成硝酸氮( n 0 3 一n ) ，后者则在缺 氧区反硝化反应过程中，还原为气态氮。 膜法脱氮工艺同活性污泥法基本流程，其它同步脱氮除磷工艺见下节。 1 32 污水生物除磷与同步脱氮除磷工艺 ( 1 ) p h o s t f i p 除磷工艺【2 3 1 1 2 7 1 这是1 9 7 2 年开发的一种将生物除磷和化学除磷相结合的一种工艺。其流程 示之于图1 7 。本工艺各单元设备的功能如下： 1 ) 含磷原污水进入曝气池，同步进入的还有除磷池回流污泥。曝气池的功 能是去除有机物( b o d 或c o d ) ；聚磷菌过量地摄取磷；可能出现硝化反应。 2 ) 混合液由曝气池流出进入沉淀池( i ) ，泥水分离，己除磷的上清液作为 处理水而排放，含磷污泥沉淀。 3 ) 含磷污泥进入除磷池，这里保持厌氧状态，含磷污泥释放磷，投加冲洗 水，使磷释放充分。已释放磷的污泥的沉淀，并回流曝气池。含磷上清液进入 混合池。 4 ) 含磷上清液进入混合池，同时向混合池投加石灰乳，混合后进入反应池。 磷与石灰反应，形成磷酸钙 c a 3 ( p 0 4 ) 2 。 5 ) 形成的磷酸钙在沉淀池( i i ) 沉淀与上清液分离，污泥排出用作肥料，上 清液回流曝气池。 舍麓簪：j l 0 磁t 芘 嶙r o ，蚓1 1 流r 用j 吸收磷 图1 7p h o s t r i p 除磷工艺流程 6 第1 章绪论 本工艺具有如下各项特点： 1 ) 除磷效果好，处理水含磷量一般都低于l m l 。 2 ) 污泥含磷高，为2 1 7 1 。 3 ) 石灰用量较低，介于2 l 一3 1 8 m g c a ( o h ) 2 m 废水之间。 4 ) s v i 值低于1 0 0 ，污泥易于沉淀，浓缩、脱水、污泥肥分高，不膨胀。 5 ) 根据b o d p 比值调节回流污泥与混凝污泥量的比例。 本工艺存在的问题： 1 ) 流程复杂，运行管理复杂，建设费用高，运行费用亦高。 2 ) 沉淀池( 1 i ) 底部可能形成缺氧状态，而产生释放磷的现象，故应及时排 泥。 ( 2 ) 厌氧一好氧除磷工艺 厌氧一好氧除磷工艺，又名a o 工艺 2 8 】，其工艺流程示之于图1 8 ，由图可 见，本工艺流程简单，因不考虑反硝化脱氮问题，故不设混合液内循环回流系 统，也不需要投药，基建投资和运行费都较低。 ( 厌氧) l 旦煎翌猩一! 鱼麴旦一主 图i 8 厌氧一好氧除磷工艺流程 处理水 、磷剩余污泥 根据实用情况，本工艺具有如下特征及运行参数： 1 ) 在反应器内的水力停留时间为3 6 h 。 2 ) 曝气池内污泥浓度一般在2 7 0 0 3 0 0 0 m e d l 之间，s v i 值低，易沉淀，不 膨胀。 3 ) 磷去除效果较好，去除率在7 6 左右，处理水中磷的含量低于1 0 m e , l 。 4 ) 沉淀污泥含磷率约为4 ，肥效好。 根据运行实践，发现本工艺存在如下问题： 第1 章绪论 1 ) 因回流污泥中含有一定的硝酸盐，从而影响了厌氧区的释磷效率。 2 ) 在沉淀池易于产生磷的释放现象，应及时排泥和回流。 ( 3 ) b a r d e n p h o 同步脱氮除磷工艺 b a r d e n p h o 同步脱氮除磷工艺流程示之于图1 9 。 r 彤4 搅拌申 、i 搅拌中+ 蘧一岳寸堰曩怪 施7 0 泥 图1 9b a r d e n p h o 同步脱氮磷工艺流程 l 0 = f 岂 广 处理水 j【 、 丫 + 剩泉 ，j 计f - 本工艺各组成单元的功能如下： 1 ) 第一厌氧反应器的首要功能是脱氮；其次是污泥释放磷，硝态氮通过内 循环来自第一好氧反应器，污泥则来自沉淀池回流。 2 ) 第一好氧反应器的首要功能是去除b o d ；第二功能是硝化，由于b o d 浓度还较高，因此，硝化程度较低；第三项功能是吸收磷，由于n o x 未能有效 的去除，因此，磷吸收效果不高。 3 )