毕业论文-强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的研究.doc

强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的研究浙江工业大学 给水排水工程专业09届 摘要：本文在总结国内外脱氮除磷工艺的基础上，提出了强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺并建立、启动了该工艺的试验装置。SBBR采用新型两格交替运行形式，强化了碳源保存和同步硝化反硝化脱碳效率；人工湿地选种的植物为菖蒲和矮生百慕大草，以进一步去除SBBR出水中的磷。通过测试分析，该工艺具有稳定的脱氮除磷能力，氮、磷的去除率分别能达到92%、91%，是一种新型的有效污水处理工艺。关键词 污水处理 脱氮除磷 SBBR 人工湿地 A combined process with enhanced SBBR for nitrogen removal and constructed wetlands for phosphorus removal ABSTRACT This paper gives a review on development of nitrogen and phosphorus removal processes in the world and proposes a combined process with enhanced SBBR for nitrogen removal and constructed wetlands for phosphorus removal. This SBBR operated alternately in two similar parts of the reactor to improve simultaneous nitrification and denitreification (SND). Calamus and Bermuda grass were planted in two constructed wetlands for further phosphorus removal. According to the experimental testing and analyzing, it demonstrates that the process has a good and stable nitrogen and phosphorus removal capability. The nitrogen and phosphorus removal rates reach 92%, 91%, respectively. This is a new type of effective wastewater treatment process.Key words wastewater treatment nitrogen and phosphorus removal SBBR constructed wetland 目录1 绪论11.1 氮、磷污染的来源及其危害11.1.1 氮、磷污染的来源及其影响因素11.1.2 氮、磷污染的危害11.2 生物脱氮除磷的基本原理21.2.1 生物脱氮原理21.2.2 生物除磷原理41.3 生物脱氮除磷工艺51.3.1 活性污泥法脱氮除磷工艺51.3.2 生物膜法脱氮除磷工艺61.3.3 人工湿地脱氮除磷工艺71.4 传统生物脱氮除磷工艺存在的问题及解决思路71.5 本论文研究内容82强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺处理污水试验装置的建立与启动92.1 试验装置的设计92.1.1 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的简介92.1.2 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的处理原理92.1.3 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的特点102.2试验装置的建立112.2.1试验系统构造112.2.2 系统填料选择122.2.3人工湿地植物的选择142.3试验装置的启动152.3.1 原水配置152.3.2 反冲洗162.3.3 水质分析方法162.3.4 试验方法和运行参数162.3.5 污泥接种与生物膜的培养182.3.6 人工湿地植物的生长203强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺处理污水试验结果与分析213.1 强化SBBR运行效果与分析213.1.1 COD处理效果213.1.2 TN处理效果233.1.3 PO43-P处理效果263.1.4 PO43-P与浊度的关系273.2 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺处理效果与分析303.2.1 COD处理效果303.2.2 浊度处理效果333.2.3 TN处理效果353.2.4 PO43-P处理效果403.3 小结434 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的评价与应用前景分析444.1 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的评价444.2 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺运用前景分析454.2.1强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的适用区域454.2.2强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的开发应用465. 结论与建议485.1 结论485.2 建议48参考文献50541 绪论1.1 氮、磷污染的来源及其危害1.1.1 氮、磷污染的来源及其影响因素 水环境中的氮、磷污染问题正在日渐受到人们的关注。许多调查表明，氮污染已经成为我国城市地下水污染的一大问题，尤其是一些人口密集的老城区，居民的排泄物和废弃物就近排放，致使地下水中的氮化合物的含量高达100mg/L以上。影响水环境中的氮污染因素既广泛又复杂。按氮污染的来源，可分为城镇生活污水、含氮的工业废水和农田氮肥。城镇生活污水和含氮的工业废水，对水环境中的氮污染影响(尤其是对地表水中的氮污染)十分明显。目前，我国的多数污水处理厂的目的都是为了降低污水中氮的存在形式，使得污水中的氮化合物向易于降解的方向转化。与城镇居民的生活污水和含氮的工业废水相比，农田氮肥对水环境中氮污染的影响在时间上呈现滞后性。显然，农田氮肥的径流损失越大，所造成的地表水体中氮污染的程度越严重。水体中磷的来源以点源为主。点源包括生活污水和工业废水；非点源则包括地表径流、降雨、降雪、地下水以及养殖投饵和动物排泄粪便等。我国一些富营养型湖泊污染调查及研究结果表明，通过点源排放的磷通常占有很大的比重，排入湖泊水体中的磷63. 98 %来自城市废水，而来自湖面沉降、湖区径流和其他来源的磷总量则不足40%1。水体中磷污染的影响因素主要包括：农业排水、生活污水、工业源污染。农业上，含磷化肥被过度使用，大量的磷随地表径流流失；城镇生活污水中来自使用合成洗涤剂产生的磷占50%2；工业废水中的磷源主要来自少数生产磷和磷化合物的厂矿、循环冷却水处理中采用的磷系药剂3和金属表面处理过程中产生的磷酸盐废水等。此外，食品加工、发酵、鱼品加工、化肥工业、洗涤剂、金属抛光等工厂的废水也含有大量的磷4。1.1.2 氮、磷污染的危害近几十年来，由于人类活动导致氮、磷大量排入湖泊、河流、河口湾、沿海水域和远海中，增加了水体的营养负荷5。据统计，我国主要湖泊处于因氮磷污染而导致富营养化的占统计湖泊的56%。其中，磷是导致水体富营养化的主要控制因子，水体富营养化会造成水中藻类等水生生物大量地生长繁殖，水体中有机物积蓄，破坏水生生态平衡，造成水体感官性能变差、自净能力减弱、水质下降、供水成本提高和湖泊沼泽化，影响食物链，使人类、动物、家畜等中毒死亡等等。水体中氮、磷污染的危害主要表现在6：（1）由氮转化的氨在微生物的作用下，会形成硝酸盐和酸性氢离子，造成土壤和水体生态系统酸化从而使生物多样性下降。另外，氨对于鱼类有剧毒。（2）水体中氮、磷元素过多导致富营养化。水体富营养化的后果，首先是破坏水资源，降低水的使用价值，直接影响人类的健康，同时提高水处理的成本；其次是导致鱼类及水生动物的大量死亡，破坏水产资源，引发“藻华”和“赤潮”等现象。（3）温室效应和酸雨。一氧化二氮这种氮氧化物吸收红外线辐射的能力特别强，是二氧化碳的20多倍，是导致温室效应的可怕杀手。氧化亚氮除了产生温室效应外，还可以在大气中与臭氧发生化学反应，扰乱臭氧层，增加地表的紫外线强度，危害人体健康。一氧化氮、二氧化氮还是酸雨的成分之一。（4）NO2-诱发各种疾病乃至致癌。人们一旦从受污染的瓜果蔬菜和饮用水中摄取过量的硝酸盐，高血压、先天性中枢神经系统残疾和非霍金氏淋巴瘤就有可能发生。婴儿由于饮用水中高含量硝态氮而影响婴幼儿血液中的氧浓度并导致高铁血红蛋白症或蓝婴综合征；燃烧化石燃料所产生的氮氧化物形成地面臭氧，会引发哮喘。大量医学研究报道证明，肝癌、胃癌等症的发病率也与人体摄入的硝酸盐量密切相关。（5）社会问题。市政当局必须面临地下水和饮用水中NO3-超标，医疗费用增加等社会问题。在农田附近的农村，饮用水井NO3-含量超标也是一个难题。1.2 生物脱氮除磷的基本原理1.2.1 生物脱氮原理（1）传统生物脱氮过程。生物脱氮理论认为生物脱氮主要包括硝化和反硝化两个生化过程，并由有机氮氨化、硝化、反硝化及微生物的同化作用来完成7。氨化作用即水中的有机氮化合物在氨化细菌分解作用下转化为氨氮。一般氨化过程与微生物去除有机物同时进行，氨化作用进行得很快，有机物去除结束时，氨化过程也已完成，故无需采取特殊的措施。硝化作用即在供氧充足的条件下，水中的氨氮首先在亚硝化细菌的作用下被氧化成亚硝酸氮，然后再在硝化细菌的作用下进一步氧化成硝酸氮。由于亚硝化细菌和硝化细菌的生长速率低，所以要求较长的污泥龄。反硝化作用是由反硝化细菌完成的生物化学过程。在缺氧条件下，反硝化细菌将硝化产生的亚硝酸氮和硝酸氮还原成气态氮(N2)或NO。由于反硝化细菌是兼性厌氧菌，只有在缺氧或厌氧条件下才能进行反硝化，因此需要为其创造一个缺氧或厌氧的环境。各种反应方程式如下：氨化反应： RCHNH2COOH + O2NH3 + CO2+ RCOOH亚硝化反应： NH4+1.5O2NO2-+H2O+2H+硝化反应： NO2-+0.5O2NO3-反硝化反应： NO2-+3H0.5N2+H2O+OH-NO3-+5H0.5N2+2H2O+OH-（2）短程硝化反硝化过程。氨被转化为硝酸盐的先后两个基本过程分别由亚硝化菌和硝化菌完成，这两类菌的动力学特性有明显的差异：对于反硝化菌来说NO2-或NO3-均可以作为电子受体，所以可以通过控制各项因素抑制硝化菌的活性，最终实现NH4+NO2-N2的脱氮过程，即短程硝化反硝化脱氮过程8。（3）同步硝化反硝化过程。同步硝化反硝化（Simultaneous Nitrification and Denitrification，SND）脱氮过程是一种新的废水生物脱氮处理工艺，它是指在低氧条件下，一个反应器同时存在硝化作用和反硝化作用。由于异养硝化菌和好氧反硝化菌的存在，使硝化和反硝化有了同时发生的可能。通常硝化细菌是自养型好氧微生物，依靠NH4+-N的氧化获得能量，其生长需要O2作为呼吸的最终电子受体；反硝化细菌大都是异养型兼性厌氧微生物，在缺氧和低溶解氧条件下利用有机物的氧化作为能量来源，将NO3-和NO2-作为无氧呼吸的电子受体。对于反硝化菌来说，氧气的存在对于反硝化过程有抑制作用，主要表现在电子受体之间争夺电子的能力差异上，通常O2接受电子的能力远远高于NO3-和NO2-，但氧的存在对于大部分反硝化细菌本身却并不抑制，而且这些细菌呼吸链的某些成分甚至需要在有氧的情况下才能生成。正是由于好氧反硝化菌、低DO浓度下的硝化菌、异养硝化菌及自养反硝化菌等的存在，使得SND能够进行9。（4）厌氧氨氧化过程。厌氧氨氧化（Anammox）是指在厌氧或缺氧条件下，微生物直接以NO3-或NO2-为电子受体，以NH4+为电子供体，将两种氮素同时转化为氮气的生物反应过程，这个过程产生的能量可使厌氧氨氧化菌在厌氧条件下生存10。其反应式如下：5NH4+3NO34N2+9H2O+2H+或NH4+NO2N2+2H2O1.2.2 生物除磷原理一般认为，生物除磷过程中，聚磷菌(PAO)这一类特殊的微生物在好氧条件下吸收大量的磷酸盐，磷酸盐作为能量的贮备；在厌氧状态下吸收有机底物并释放磷。聚磷菌在好氧条件下能够过量地，超过其生理需要地从外部环境中摄取磷，并将磷以聚合的形态贮存在菌体内，形成高磷污泥，将这些含磷量高的污泥排出系统，就可以达到从污水中除磷的目的。从细菌生物能学角度看，细菌质子移动力 (the proton motive force 简称pmf)在胞内外的磷酸盐转移过程中起了决定性作用11。pmf是由细胞质膜内外的化学渗透浓度梯度引起的，其作用是通过膜结合酶复合体合成ATP和运输胞外物质到胞内。在厌氧过程中，多聚磷酸盐(polyphosphate,poly P)的分解引起胞内磷酸盐的积累，不能用于合成的磷酸盐将被载体蛋白识别，通过主动扩散将过剩的磷排到胞外，同时金属阳离子也被协同运输到胞外。Poly P水解，产生ATP提供所需的能量，并使胞内的乙酸活化为乙酰CoA。部分乙酰CoA转化为 PHB。好氧过程中，聚磷菌消耗大量内含物PHB和外源机质，产生pmf。为了维持pmf 的恒定，聚磷菌通过消耗pmf 把胞外的磷以中性或电阳性的形式主动运输到胞内合成ATP，同时合成 poly P。细菌储存的PHB降解代谢为生物合成提供碳源，并通过TCA循环产生ATP，为细胞活动和poly P大量合成提供能量12,13。储存能量过程中，只要保证乙酰CoA的来源，该过程不需ATP的直接参与。但 NADH 的还原能力很重要，而且PHB 形成过程被看成是一个类似发酵过程，该过程允许NADH重新氧化成 NAD+，尤其在缺氧条件下，电子传递受阻，在细菌体内 NAD+及CoA浓度很高而乙酰CoA浓度很低(如外界有机碳来源受限而有氧存在)时，PHB就会分解。研究表明，在厌氧条件下，磷大量消失，PHB大量增多；好氧条件下，大量吸收磷的同时PHB迅速减少，而poly P增多。厌氧条件下合成的PHB越多，好氧条件下聚磷合成量越大。由于聚磷菌能以主动运输的方式将废水中的磷逆浓度梯度运输到胞质内，因此，可过量吸收磷，达到较好的除磷效果14,15。1.3 生物脱氮除磷工艺根据污水处理系统类别的不同，可将生物脱氮除磷工艺分为活性污泥法、生物膜法以及人工湿地等三类。1.3.1 活性污泥法脱氮除磷工艺A2/O工艺 (Anaearobic/Anoxic/Oxic)称为厌氧缺氧好氧法，它是在厌氧好氧除磷工艺的基础上加入缺氧池，并将好氧池流出的一部分混合液回流至缺氧池，同时达到反硝化脱氮的目的。A2/O工艺是目前应用最广泛的脱氮除磷工艺，在国内外广泛使用。SBR（Sequencing Batch Reactor）即序批式活性污泥工艺，SBR工艺在时间上依次实现厌氧、好氧两种状态。空间上完全混合。一般可按运行次序分为5个阶段，即进水、曝气、沉降、排水和闲置，组成一个运行周期，间歇操作。SBR工艺简单、经济，处理能力强，耐冲击负荷强，占地面积少，运行方式灵活，不易发生污泥膨胀，是处理中小水量，特别是间歇排放废水的理想工艺16。CASS (Cyclic Activated Sludge System )或CAST (-Technology)或CASP (-Process)工艺是循环式活性污泥法的缩写。它是SBR工艺及ICEAS工艺的一种更新变型，有以下主要特征：根据生物选择原理在反应器进水端增设了一生物选择区，增强了系统运行的稳定性；采用多池串联运行和可变容积的运行；通过对生物速率的控制，使反应器以厌氧缺氧好氧缺氧厌氧的序批方式运行，使其具有较好的脱氮除磷效果17,18，它也是国内外使用较多的序批式工艺。UNITANK为交替运行一体化工艺，该系统的运行近似于三沟式氧化沟。通过将传统SBR的时间推流与连续系统的空间推流相结合保证了系统的连续运行, 弥补了单个反应器完全混合的不足。并可以有机物去除和硝化为目标的单纯好氧及以脱氮除磷为目标的厌氧(缺氧)好氧方式运行。目前全世界有近200座 UNITANK工艺污水厂投入运行，总日处理规模达1000万人口当量，国内有包括苏州、澳门等十几家污水厂采用UNITANK工艺19。氧化沟工艺是20世纪50年代初期发展起来的一种污水处理工艺形式，构造简单，易于维护。主要有passveer单沟型、orbal同心圆型、carrousel循环折流型、D型双沟型和T型双沟型等。氧化沟池型具有独特之处，兼有完全混合和推流的特性，且不需要混合回流系统，但氧化沟采用机械表面曝气，水深不易过大，充氧动力效率低，能耗较高，占地面积较大。1.3.2 生物膜法脱氮除磷工艺曝气生物滤池BAF（Biological Aerated Filter）是集生物降解、生物过滤于一体的新型的，结合污水生物膜处理和给水滤池过滤技术而形成的一种污水处理工艺。污水在一级处理的基础上进入曝气生物滤池，以颗粒状填料及其附着生长的生物膜为处理单元，充分发挥生物代谢作用、物理过滤作用，以达到对污水降解净化处理的目的。由于滤料表面为好氧环境，内部为厌氧、缺氧微环境，反应器内存在不同的好氧、厌氧微生物，因而具有去除SS、COD、BOD以及硝化、脱氮除磷、去除有害物质的功能。曝气生物滤池最大的特点就是集生物处理和截留悬浮固体于一体，节省了后续二次沉淀池，在保证处理效果的前提下使处理工艺简化。SBBR（Sequencing Biofilm Batch Reactor）工艺是在SBR基础上发展起来的一种改良工艺，在SBR反应器内装填不同的填料（如纤维填料、活性碳、陶粒等），遵循SBR的操作方式，兼具SBR工艺与生物膜法的优点。在一个运行周期中，包括进水、反应、沉淀、出水、闲置各个阶段的运行时间，反应器内混合液体积的变化以及运行状态等均可以根据具体污水性质、出水水质与运行功能要求等灵活掌握20。与传统的活性污泥法SBR和生物膜技术相比，SBBR主要具备以下五个方面的特征：(1)SBBR系统给微生物创造了一个相对稳定的生存环境，其间歇式运行模式较连续流方式使生物膜上的微生物分布更为均匀，更适合于生长速率较慢的微生物的附着生长，微生物生长在生物膜系统中可以大大减轻有毒有害物质、pH和温度极限值引起的抑制中毒作用；同时，间歇式的运行方式使生物膜内外层微生物几乎全都达到了最大的生长速率和最佳的活性状态，这使得微生物对进水底物具有较强的快速吸附及吸收作用，从而提高了系统对水质水量变化的应变能力，增强了工艺整体的抗冲击负荷能力及稳定性21。(2)间歇式运行使工艺可以通过改变进水方式、反应历时等手段来灵活地适应污水水质、水量的变化。(3)由于SBBR中的活性污泥大部分以生物膜的形式存在，使反应器充水比可不受沉淀污泥容积的限制，即 SBBR对反应器充水比几乎可达到100%，而在SBR工艺中最大也只能达到70%左右22。(4)SBBR系统不但可通过间歇操作为微生物创造好氧、缺氧、厌氧环境，有效地进行硝化和反硝化的脱氮以及吸磷、放磷过程。在好氧曝气阶段，由于生物膜内缺氧微环境的存在还可实现同步硝化和反硝化(SND)，大大节省了运行费用23。(5)微孔膜 SBBR属于无气泡氧化生物反应器，可避免有毒物质与微生物的直接接触，并可避免曝气吹脱造成污染物的挥发，从而使处理特种污染物的微生物得以繁衍和固定化，因而该反应器具有处理特殊的、难降解有机污染物的效能，同时还可实现封闭运行，防止臭味逸散24,25。1.3.3 人工湿地脱氮除磷工艺人工湿地脱氮除磷技术，是一种廉价有效的废水处理技术。它是在一般人工湿地系统的基础上，通过人为控制措施，优化系统达到以除磷为主要目标的废水处理技术，它的原理主要是通过湿地中的基质、水生植物和微生物的共同作用来完成除磷26。人工湿地污水处理系统的结构设计类型按污水的流动方式可分为三种：人工表面流(SFW)、潜流(SFS)和垂直流(VCW)27，自由表面流湿地主要目标在于除磷，而潜流系统用于除BOD和SS28，垂直流系统由 Seidel 首次设计的，与水平系统对污水中营养物质的去除效果相比，具有更大的优越性29。1.4 传统生物脱氮除磷工艺存在的问题及解决思路传统生物脱氮除磷工艺主要包括：能实现同步脱氮除磷的连续流工艺，如2/O及其改良工艺等；通过对曝气方式的控制实现厌氧与好氧环境在时间上交替出现的间歇曝气工艺，如氧化沟工艺、SBR工艺、SBBR工艺及其改良工艺等。对于连续流工艺中的2/O工艺，很难避免污泥回流所携带的硝酸盐对厌氧释磷的不利影响、混合液回流过程中所携带的溶解氧对反硝化作用的不利影响，以及聚磷菌与反硝化菌在碳源上的竞争和异氧菌与自养菌在泥龄上的矛盾；而间歇曝气工艺中，由于各种不同营养类型的微生物共存于同一个反应器中，所以也存在同样的问题。传统生物脱氮除磷工艺存在的问题，是由脱氮、除磷两过程本身性质所决定，因此依靠单一的一种工艺来较好地完成脱氮除磷任务有一定得难度。所以本研究试想联合采用多种工艺，博取各方所长，从而最终达到脱氮除磷的目的。总结生物脱氮除磷的各种工艺发现，SBBR在脱氮方面具有较好的利用价值，而人工湿地则在除磷方面有一定得优势，如果能进一步强化SBBR的脱氮能力并结合人工湿地的除磷作用，形成一套脱氮除磷的联合工艺，将能有效地摆脱污水处理在脱氮除磷方面所遇到的困境。由此，本论文考虑设计一种基于SBBR脱氮与人工湿地除磷工艺的新型脱氮除磷工艺强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺。1.5 本论文研究内容本论文在总结分析现有脱氮除磷工艺的基础上，提出强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺，并完成以下内容：(1)建立一套该工艺的试验装置，实现该工艺试验装置的正常启动；(2)在该工艺试验装置稳定运行的基础上，测试其污水处理效果并做分析；(3)在掌握该工艺试验装置性能的基础上，对强化SBBR脱氮与人工湿地除磷的联合工艺进行初步评价，并提出其实际运用前景。 2强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺处理污水试验装置的建立与启动2.1 试验装置的设计2.1.1 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的简介强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺是由两格交替运行序批式生物膜反应器同人工湿地组成的污水处理系统，该系统在两格交替运行序批式生物膜反应器强化脱氮的基础上，利用人工湿地的除磷能力，进一步降低出水磷含量。其工艺流程为：污水先经过两格交替运行序批式生物膜反应器，强化氮的去除；然后SBBR的出水再经过人工湿地，借助人工湿地的除磷能力进一步降低水中磷的含量，实现出水的安全排放。两格交替运行SBBR人工湿地 进水 出水 图2-1强化SBBR脱氮与人工湿地除磷工艺流程2.1.2 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的处理原理强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的系统包括两格交替运行序批式生物膜反应器以及人工湿地反应器。该工艺的处理原理也包括两部分，分别为：（1）强化SBBR脱氮机理。改进型SBBR两边交替进水与交替曝气的运行方式，既保证了部分碳源可用来作为电子供体，又产生缺氧区域，这样可以发生同步硝化反硝化以实现在好氧阶段脱氮。（2）人工湿地的处理机理。水体、基质、水生植物和微生物是构成人工湿地污水处理系统的四个基本要素，其污染物质去除原理主要是利用湿地中的基质、水生植物和微生物之间的相互作用，通过一系列物理的、化学的以及生物的途径净化污水26。其中物理作用主要是过滤、沉积作用，污水进入湿地，经过基质层及植物茎叶和根系，可以过滤，截留污水中的悬浮物，并沉积在基质中。化学反应主要指化学沉淀、吸附、离子交换、氧化还原反应等，这些化学反应的发生主要取决于所选择的基质类型。生化反应主要指微生物在好氧、厌氧及兼氧状态下通过开环、断链分解成简单分子、小分子等作用，实现对污染物的降解和去除30。构成人工湿地的四个要素都具有单独的净化污水的能力31，尤其是人工湿地基质中的微生物类群在人工湿地净化过程中起到极其重要的作用32。2.1.3 强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的特点强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺结合了强化SBBR脱氮与人工湿地除磷的特点，概括起来分别为：（1）强化SBBR脱氮利用两格交替运行序批试生物膜反应器，在好氧阶段发生同步硝化和反硝化。两格交替运行既保证了部分碳源可用来作为电子受体，又产生缺氧地区，这样可以在发生硝化反应的同时来完成反硝化从而实现在好氧阶段脱氮。（2）两格交替运行序批试生物膜反应器实行双向交替循环，保证两边的生物膜量均匀，并有利于提高生物的活性，其空间结构填料和循环流动水流能使水得到较好的过滤功能，因此出水可以省去经过二沉池的步骤。（3）人工湿地运行费仅为生化二级处理厂的1/10，运行费极少且除磷效果理想。至于维护技术，由于人工湿地基本不需要机电设备，相当简单，一般人员稍作培训即可上岗，只需个别专业人员定期检查26。（4）人工湿地对设置位置基本上无特殊要求，可利用荒废的低洼地或海边盐碱地等。（5）人工湿地基本不产生二次污染，还能增加绿地面积，改善和美化生态环境。因此在高耗能地区，经济较发达的城乡地区，也可应用这一技术。（6）强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺可以有效解决生物处理工艺同步脱氮除磷时对于污泥龄（SRT）需求不同的矛盾，充分发挥改进型SBBR脱氮的优势，减少反冲洗排泥的次数，节约能量；而人工湿地可以进一步完成除磷的目标，最终使整套工艺实现有效的同步脱氮除磷。2.2试验装置的建立2.2.1试验系统构造强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺处理污水试验系统由改进型SBBR反应器和人工湿地两部分构成。两格交替运行SBBR试验装置采用有机玻璃材料，有效容积约为35L，尺寸为25cm40cm80cm，每次处理水17L。反应器中设置纵向隔板将反应器分为左右两个部分，各部分装有陶粒填料，供生物挂膜。上部设两个进水口交替进水，底部出水，并设有两组曝气头交替曝气。反应器两边的不同高度上各设置三个取样口，用于试验进行过程中的取样分析。图2-2 两格交替运行SBBR试验装置图2-3 人工湿地试验装置人工湿地试验装置主体结构采用灰色塑料，有效容积约为175L，设计尺寸为50cm50cm100cm。针对不同的植物建立两个相同的人工湿地反应器，处理水容积分别为17L、7L。反应器由底层向上分别装填粒径为510mm的石灰石颗粒、粘性土壤和石灰石颗粒的混合物、粘性土壤，三层填料的高度分别为10cm、15cm以及10cm。反应器设两个进水口，分别距底层1cm、45cm；出水端设三个出水口，分别距底层1cm、15cm以及45cm，本试验统一在最低出水口取样。进水采用电磁阀控制，进水先经预设的石灰石垫层，然后慢慢扩散至整个反应器；出水采用手动阀门控制，出水口增设反滤层。根据SBBR的出水情况，人工湿地也采用序批试运行。2.2.2 系统填料选择本试验中SBBR采用海宁某陶粒公司的陶粒填料，原料为河底淤泥，呈红褐色，见图2-4。陶粒主要物理性质见表2-1。 图2-4 陶粒 表2-1 陶粒的物理性质粒径（mm）堆积密度（g/mL）颗粒密度（g/mL）比表面积（cm2/g）孔隙率（）6-80.61.36.450在人工湿地系统中，填料是人工湿地的基质与载体，它支撑着人工湿地动植物与微生物的生命过程，填料对污染物的成功截留为后续植物吸收创造良好条件，是出水水质良好的重要保证。人工湿地填料对污染物的去除过程包括物理过滤、离子交换、专性与非专性吸附、螯合作用和沉降反应等。填料的选择都应满足以下要求33：（1）质轻、松散、容量小，有足够的机械强度；（2）比表面积大，空隙率高，属多孔惰性载体；（3）不含有害于人体健康和妨害工业生产的有害物质，化学稳定性良好；（4）水头损失小，形状系数好，吸附能力强；（5）水力负荷高，工作周期长，产水量大，出水水质好。根据以上原则以及实际情况，试验人工湿地填料采用棕色土壤和石灰石颗粒，石灰石颗粒的粒径为5-10mm，如图2-5，2-6所示。 图2-5 土壤与石灰石颗粒 图2-6 石灰石颗粒 2.2.3人工湿地植物的选择人工湿地中，植物对污染物的去除有极其重要的作用，同时，它也是湿地处理系统最明显的生物特征，是人工湿地的主要组成部分34。选择适宜的植物将其应用于人工湿地系统是构建人工湿地的一个重要环节，其选种原则包括：（1）植物具有良好的生态适应能力和生态营建能力；（2）植物具有很强的生命力和旺盛的长势，如抗冻、抗热、抗病虫害能力等；（3）选种植物必须具有较强的耐污染能力；（4）植物的年生长期长，最好是冬天半枯萎或常绿植物；（5）植物将不对当地的生态环境构成隐患或威胁，具有生态安全性；（6）具有一定的经济效益、文化价值、景观效益和综合利用价值。根据彭江燕等人的研究35，人工湿地选种菖蒲具有很好的除磷效果，并且菖蒲这类植物根系入土较深，适宜配种于潜流人工湿地，所以尝试选用菖蒲作为其中一个人工湿地反应器的植物，见图2-7。强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺的一大优点是可以节约土地，绿化环境。运用该工艺就可以把SBBR埋于地下，而人工湿地位于地表，作为景观绿化的一部分。根据人工湿地植物选种的原则以及矮生百慕大草的生物特性，考虑探索在人工湿地种植矮生百慕大草的条件下，该工艺的除磷能力。矮生百慕大草见图2-8。图2-7 菖蒲 图2-8 矮生百慕大草2.3试验装置的启动2.3.1 原水配置试验用水采用人工配置的生活污水，各项水质指标控制如下：COD为 320-650mg/L，NH4+-N为22.4-36.8mg/L，PO43-P为3.2-6.4mg/L。具体配置见表2-2，2-3。表2-2 生活污水主要元素配置组分用量mg/L组分用量mg/LCH3COONa780FeSO4.7H2O8NH4Cl130MgSO4.7H2O8KH2PO4.3H2O23CaCl2.2H2O8表2-3生活污水微量元素配置组分用量mg/L组分用量mg/LH3BO30.1Na2Mo7O24.2H2O0.07CoCl2.6H2O0.1ZnSO4.7H2O0.1CuSO4.5H2O0.03KI0.03FeCl3.6H2O1NiCl20.06MnCl2.2H2O0.112.3.2 反冲洗SBBR的反冲洗由人工控制，使用SBBR的出水进行气水反冲洗。具体操作步骤为：将反冲洗水管接入反冲接口，从反应器底部进水，同时开启两边曝气头。反冲洗水由人工从反应器上部舀出。每次反冲洗换水容积为17L。2.3.3 水质分析方法水样COD采用HACH公司的消解比色法；氨氮采用纳氏试剂光度法；亚硝酸盐氮采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法；硝酸盐氮采用麝香草酚法；溶解性正磷酸盐采用钼抗还原光度法。取样时，应先将水样经过滤纸过滤，滤去水样中的悬浮物，避免对测试造成影响。2.3.4 试验方法和运行参数强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺试验装置的启动包括三个阶段：（1）SBBR反应器的重新启动、挂膜并稳定运行；（2）强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺试验装置的试运行；（3）强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺试验装置的稳定运行。其中，SBBR采用操作步序为：进水曝气反应出水闲置。根据实验装置的特点，实验采用两边交替进水和交替曝气，如第一周期左端进水口（进水1）进水，则右端曝气头曝气（曝气头2）；第二周期右端进水口（进水2）进水，左端曝气头曝气（曝气头1），依次循环，反应器通过微电脑时间控制器控制。SBBR反应器重新启动，培养期运行工况分别为：2009年3月16日至3月30日，每天运行4个周期，每个周期曝气4小时（工况）；3月31日至4月2日，每天运行4个周期，每个周期曝气3小时（工况）；4月3日至4月4日，每天运行6个周期，每个周期曝气2小时（工况）；4月5日至5月1日，每天运行4个周期，每个周期曝气3小时（工况）；5月2日至5月13日，每天运行4个周期，每个周期曝气4小时（工况）。以最后一个工况为例，每周期设置为进水30分，同时有液位控制，曝气240分，静置10分钟，出水24分钟，闲置46分钟。试验中进出水为半换容方式。设置6个微电脑时间控制器（分别为A-F）对进出水和曝气（曝气量为0.4m3/h）进行控制，具体控制方式和时间段如下：表2-4 两格交替运行SBBR运行时间控制表编号所控制设备开关开关A进水泵1：001：307：007：3013：0013：3019：0019：30B进水阀17：007：3019：0019：30C进水阀21：001：3013：0013：30D曝气头2，气泵27：4011：4019：4023：40E曝气头1，气泵11：405：4013：4017：40F出水阀5：506：1411：5012：1417：5018：1423：500：14强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺试验装置整套运行时，SBBR出水进入水量调节箱，每天从水箱中进水至人工湿地，并且保持水箱每天清洗一次。根据栽种植物的生活特性，菖蒲人工湿地进水为17L/d，草皮人工湿地的进水为7L/d。人工湿地进水采用电磁阀控制，水力停留时间为22小时，另有1小时作为出水时间，1小时作为闲置时间，具体控制方式和时间段如下：表2-5 人工湿地运行时间控制表编号所控制过程开关A进水水泵14：0014：30B草皮进水14：0014：10C菖蒲进水14：1014：30图2-9 人工湿地 图2-10 试验现场两格交替运行SBBR图2-11 试验现场强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺试验装置2.3.5 污泥接种与生物膜的培养SBBR接种污泥取自实验室SBR活性污泥，呈黄褐色，MLSS在3000mg/L左右。从显微镜中可以看出，有大量钟虫，活性很好。在09.3.1909.3.21连续三天，每天倒入250mL活性污泥进行接种。接种污泥如图2-12所示。图2-12 接种污泥本试验中强化SBBR重新启动（重新启动是指已经长膜的陶粒填料刮去表层生物膜后的再次启动培养），因此陶粒表面还存在一定量的微生物，挂膜速度较快，经一个半月多的运行生物膜就已比较成熟。培养期中3月26日以及5月13日陶粒的挂膜情况见图2-13，2-14。同时，由于强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺试验装置的反冲洗周期较长，这使得生物膜结构比较松散，泥龄较长，在培养段后期可观察到大量的线虫与轮虫，见图2-15， 2-16。图2-13 初期陶粒 图2-14 培养期结束时陶粒图2-15 线虫 图2-16 轮虫 2.3.6 人工湿地植物的生长根据除磷要求以及实际运用的特点，两个并联运行的人工湿地反应器选种的植物分别为矮生百慕大草和菖蒲。为了观察矮生百慕大的生长情况，从栽种之日开始每隔4天取一株草，记录其长度和生长情况，20天后大约可以从5cm长到15cm，如图2-17。15 cm14 cm13 cm9 cm6 cm5 cm5月5日5月9日5月13日5月17日5月21日5月25日图2-17 矮生百慕大草的生长情况对于菖蒲，为了促进其生长需要定期的修剪，很难从生长高度对其生长情况进行描述，并且单株个体较大，不宜采挖，不过可以从植株的繁茂情况上来反映。分别取5月10日，5月22日菖蒲反应器某局部图像，如图2-18，图2-19。图2-18 5月10日菖蒲生长情况 图2-19 5月22日菖蒲生长情况3强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺处理污水试验结果与分析3.1 强化SBBR运行效果与分析在强化SBBR脱氮与人工湿地除磷联合工艺处理污水的三个运行阶段中，前期SBBR的启动以及处理效果，包括COD的降解，TN的去除以及PO43-P吸收等，对整套试验装置能否稳定运行，后续的人工湿地能否正常工作都具有重要意义；同时也可以反映生物膜在两格交替运行序批式生物膜反应器内的生长特点以及脱氮、除磷两个过程在SRT等方面的矛盾。按照实际操作情况，将SBBR的培养期分成五种工况，见表3-1，分别讨论分析培养期SBBR的处理效果。 表3-1 SBBR培养期工况工况每天周期数每周期曝气时间h 运行时间段 反冲洗时间 4 4 3.16-3.30 3.304 3 3.31-4.2 62 4.3-4.4 4 3 4.5-5.1 4.13 和4.2344 5.2-5.13 5.23.1.1 COD处理效果图3-1 左边曝气进出水COD的变化图3-2右边曝气进出水COD的变化图3-1，3-2表明各工况条件下COD的变化情况。由于重新启动时陶粒上还有一定量的微生物，培养阶段初期COD的去除率维持在较高水平，随着生物膜的生长，生物膜表面活性逐渐提高，截留和吸附能力逐渐增强，许多低分子溶解性有机物可被微生物细胞通过主动运输、辅助运输、单纯扩散机制直接吸收，溶解性大分子有机物、悬浮物和胶体物质虽然难以直接穿过细胞壁而进入细胞内，但可以先吸附在细胞表面，然后经胞外酶的水解作用转化为可传递到胞内的溶解性有机物，因而SBBR的COD去除率能够继续保持在较好的水平。在整个培养阶段，原水COD在320-650mg/L 范围内变化时，出水COD保持在20-50mg/L，去除率维持在95%左右。进水COD受时间、温度影响较大，气温较高时，进水水箱中的生活污水需及时更换，否则进水COD会大幅下降，并出现厌氧现象，影响试验。3.1.2 TN处理效果图3-3 左边曝气进出水总氮变化五图3-4 右边曝气进出水总氮变化图3-3，3-4表明各工况条件下TN的变化。在工况条件下，由于重新启动时陶粒上仍留有部分微生物，使得SBBR在生物膜尚未完全形成时就有一定的脱氮效果。随着培养的进行，生物膜逐渐成熟，同步硝化反硝化使得脱氮能力趋于良好。在培养期结束时，进水TN在26mg/L-34 mg/L之间变化时，出水TN总能维持在4.5 mg/L，且反应器的脱氮能力左右平衡，都保持在86%左右。从图中也可以发现，3月30日，4月13日反冲洗后出水TN逐渐上升，脱氮效果变差，这是由于反冲洗使得生物膜量减少，影响生物膜的正常生长，导致同步硝化反硝化能力下降所致。缺氧区域和碳源是发生同步硝化反硝化的两个必要条件。该系统原水进入SBBR池后，在碳源得到储存的同时，大量的有机碳被生物膜吸附转化为胞内聚合物（PHB）。好氧阶段采用单边曝气，在有氧情况下完成碳的氧化和硝化。水在气流的推动下产生水流循环，使SBBR的曝气边主要发生硝化反应，非曝气边形成微氧区发生反硝化反应，从而使整个填料池发生同步硝化和反硝化脱氮。进水NH4+-H出水NO2-N出水NH4+-H出水NO3-N图3-5 左边曝气进出水各种氮变化进水NH4+-H出水NO2-N出水NH4+-H进水NO3-N图 3-6 右边曝气进出水各种氮变化图3-5，3-6表明左右分别曝气时氨氮（NH4+-H），亚硝酸盐氮（NO2-N）以及硝酸盐氮（NO3-N）在各工况条件下的变化。从图中可以看出，在工况条件下，由于生物膜比较薄，氧很容易穿透，在部分残留的微生物的作用下，硝化能力良好，但反硝化作用较差，所以出水NH4+-H含量较低而NO3-N含量较高。在工况、条件下，由于曝气时间的调整，硝化作用不完全，出水NH4+-H含量增多。工况、加快了生物膜的新老更替，为生物膜的