（环境工程专业论文）列车污水水质调研与运用sbrmbr工艺处理效果的研究.pdf

摘要 本课题主要研究了华北地区某火车站的列车集便器废水及某火车站动车段 化粪池进出水的水质特征以及化粪池出水经过厌氧工艺处理后的水质特点，根据 厌氧出水的水质特点，确定了采用化学沉淀法处理厌氧出水中的氮、磷元素，并 且采用好氧s b r 工艺与一体式好氧m b r 工艺处理经脱氮除磷预处理的厌氧出 水。 经过调查研究显示，列车集便器废水和动车段化粪池进出水具有高氨氮、高 有机物、高悬浮物( s s ) 的“三高”特点，另外，磷元素的含量在5 0 2 5 0 m g l 范围 波动，也具有“高磷”的特点。比较某火车站动车段化粪池进出水的水质指标，可 以看出化粪池具有很好的调节作用，能够抗击进水水质负荷的变化，平衡化粪池 出水水质。 经厌氧工艺处理后的化粪池出水水质只存在高氨氮、高磷元素的显著特点， 为下一步的好氧生物化学处理，需要进行化学沉淀法去除氨氮和磷酸根的预处理 实验。实验数据显示，在选择n ( m 9 2 + ) ：n ( n h 4 + ) ：n ( p 0 4 3 ) 物料比为1 ：l ：o 9 、反应时 间为2 0 m i n 和p h 为8 0 作为反应条件，可以在比较低的成本下取得较好的处理 效果，氨氮的去除率可达到9 5 ，磷酸盐去除率在去除率在3 0 7 0 之间。 采用好氧s b r m b r 工艺处理脱氮除磷预处理后的化粪池出水。s b r 工艺参 数选择周期1 2 h ，曝气时间8 h ，沉降时间3 5 h ，进出水时间0 5 h ，进出水量2 l ( 相 当于水力停留时间4 8 h ) ，进水氨氮浓度控制在3 5 0 - 4 0 0 m g l 范围。稳定运行后 出水水质为：c o d 浓度在2 5 0 m g l 左右，氨氮浓度在1 5 0 m g l 左右，总氮处理 效果不理想出水浓度在2 7 0 m g l 左右。最后，s b r 工艺出水通过m b r 反应器处 理，并连续监测可以发现，m b r 反应器对c o d 的去除效果一般，去除率在6 0 左右，出水浓度基本达到10 0 m g l ，能够达污水综合排放标准g b8 9 7 8 1 9 9 6 ) ) 中的一级排放标准。m b r 反应器对氨氮的去除效果非常理想，去除率在9 5 以 上，氨氮出水浓度稳定在1 5 m g l 以下。但是m b r 反应器对t n 去除效果差， 去除率没有达到2 0 。 关键阔：化粪池出水化学脱氮除磷s b r 工艺m b r 工艺 a b s t r a c t t h i st h e s i sm a i n l ys t u d i e st h eq u a l i t yc h a r a c t e r i s t i c so f w a s t e w a t e rf r o mt h et r a i n t o i l e t ，d e p o ts e p t i ct a n ki n l e ta n do u t l e to fn o r t hc h i n at r a i ns t a t i o na n ds e p t i ct a n k e f f l u e n tt r e a t e db ya n a e r o b i cp r o c e s s a c c o r d i n gt ot h ec h a r a c t e r i s t i c so fa n a e r o b i c e f f l u e n tq u a l i t y , c h e m i c a lp r e c i p i t a t i o nm e t h o di su s e dt or e m o v en i t r o g e na n d p h o s p h o r u sf r o ma n a e r o b i ce f f l u e n t ，a n d a e r o b i cs b rt e c h n o l o g ya n di n t e g r a t e d a e r o b i cm b r p r o c e s sa r eu s e dt ot r e a tt h ee f f l u e n tf o l l o w e db yp r e t r e m e n t t h ei n v e s t i g a t i o nr e s e a r c hd a t ai n d i c a t e st h a tw a s t e w a t e ro ft h et r a i nt o i l e ta n d d e p o ts e p t i ct a n ki n l e ta n do u t l e tf r o mr a i l w a ys t a t i o nh a st h ef e a t u r e so f ”h i g h a m m o n i a ”，”h i g ho r g a n i c ”a n d h i g hs s ”i na d d i t i o n ，t h ep h o s p h o r u sc o n t e n tr a n g e s f r o m5 0 m g lt o10 0 m g l ，i ta l s oh a sa ”h i g hp h o s p h o iu s ”c h a r a c t e r i s t i c s c o m p a r i n g t h ew a t e rq u a l i t yi n d e xo ft h ed e p o ts e p t i ct a n ki n l e ta n do u t l e t ，t h es e p t i ct a n kc a n f i g h ta g a i n s tt h ei n f l u e n tw a t e rq u a l i t yc h a n g e si nl o a da n db a l a n c et h es e p t i ct a n k e f f l u e n tq u a l i t y t h es e p t i ct a n ke f f l u e n th a sd i s t i n c t i v ef e a t u r e so fh i g ha m m o n i an i t r o g e na n d h i g hp h o s p h o r u sb yt h e t r e a t m e n tp r o c e s so fa n a e r o b i ca b r - a fs e r i e s t h e p r e e x p e r i m e n ti sf o c u so nr e m o v i n ga m m o n i aa n dp h o s p h a t eb yc h e m i c a lp r e c i p i t i o n m e t h o d ，w h i c hi sc o n d u c t e db e f o r et h e a e r o b i cb i o c h e m i c a lt r e a t m e n tp r o c e s s p r e - e x p e r i m e n t a ld a t as h o w st h a ti tc a nb ea c h i e v e dg o o dt r e a t m e n te f f e c tu n d e ra r e l a t i v e l yl o wc o s t ，i nt h ec o n d i t i o no fn ( m 9 2 十) ：n ( n i - h + ) ：n ( p 0 4 扣) m a t e r i a l sr a t i o l ：1 ：o 9 r e a c t i o nt i m eo f2 0 m i na n dp h8 0 a m m o n i an i t r o g e nr e m o v a lr a t ec a nr e a c h 9 5 ，t h er a t eo fp h o s p h a t er e m o v a li si np l a c eb e t w e e n 3 0 - 7 0 a e r o b i cs b r - m b rp r o c e s si su s e dt ot r e a tt h ep r e t r e a t m e n ts e p t i ct a n ke f f l u e n t t h es b rp r o c e s sp a r a m e t e r sa r es e l e c t e dc y c l et i m e l2 h ，s e d i m e n t a t i o nt i m e3 5 h ， w a t e ri n l e ta n do u t l e tt i m e0 5 h ，i m p o r tc o n t e n t2 l ( e q u i v a l e n tt ot h eh y d r a u l i c r e t e n t i o nt i m eo f4 8 h ) ，a m m o n i ac o n c e n t r a t i o nc o n t r o li n3 5 0 - 4 0 0 m g lr a n g e t h e f o l l o w i n g a r et h ee f f l u e n tw a t e rq u a l i t yi nt h es t a b l eo p e r a t i o np e r i o d ：c o d c o n c e n t r a t i o no f2 5 0 m g lo rs o ，a m m o n i ac o n c e n t r a t i o ni nt h e15 0 m g lo rs o ，t o t a l n i t r o g e nc o n c e n t r a t i o ni nt h e2 7 0 m g lo rs o ，t h et r e a t m e n te f f e c ti sn o ts a t i s f a c t o r y f i n a l l y , t h es b re f f l u e n ti st r e a t e db yt h em b r r e a c t o r , a n dc o n t i n u o u sm o n i t o r i n g c a nb ef o u n di nm b rr e a c t o r , t h ec o dr e m o v a lr a t ei sa r o u n d6 0 ，a n dt h ee f f i u e n t c o n c e n t r a t i o n su pt o10 0 m g l ，w h i c hc a na c h i e v et h ep r i m a r ys t a n d a r do f “i n t e g r a t e d w a s t e w a t e rd i s c h a r g es t a n d a r d ”m b rr e a c t o rf o ra m m o n i a n i t r o g e nr e m o v a le f f e c ti s v e r yi d e a l ，r e m o v a lr a t ei sa b o v e9 5 ，a n da m m o n i ac o n c e n t r a t i o ni ne 筒u e n ti s s t e a d yi n 15 m g l b u tm b rr e a c t o ri sn o tg o o da tr e m o v i n gt n ，a n dr e m o v a lr a t eo f t nd o e sn o tr e a c h2 0 k e y w o r d s ：s e p t i c t a n ke f f l e n t ，c h e m i c a ln i t r o g e na n dp h o s p h o r u sr e m o v a l ， s b r p r o c e s s ，m b rp r o c e s s 第一章绪论 第一章绪论弟一旱硒比 1 1 国内外粪便污水处理和研究现状 1 1 1 国内外粪便污水处理现状 世界上发达国家从2 0 世纪6 0 年代就开始在客运列车上安装集便器，并不断 进行改进，到7 0 8 0 年代大量安装。目前，欧美、日本等发达国家客运列车基本 全部安装集便器，并建立了完善的地面粪便接收装置及处理设施。国外客运列车 集便器污水的处理排放，主要根据执行不同的标准和集便器污水不同的流向，而 采用不同的工艺流程对其进行处理。采取简单处理方式进行处理，处理后的出水 一般式直接排入城市下水道的，进行深度处理的粪便污水达到一定标准后可以排 入自然水体中i l j 。所以根据粪便污水的处理程度，主要处理方式一般分为两种， 简单处理和深度处理。在存在城市污水管网的条件下，将粪便污水进行简单处理 后排至城市污水管网，并与城市污水混合后运输到城市污水处理厂进行进一步的 处理排放；深度处理是利用地面处理设施对粪便污水进行专门的深度处理，出水 达标后排放到自然水体。一些发达的国家，尤其是欧美国家的市政污水管网及处 理系统发达和完善，并且人口数量少，因此发达国家一般都采取第一种简单处理 的方式，将集便器污水稍加处理后直接排入市政管网，与城市污水混合一起处理， 将集便器废水进行单独处理的比较少仁 3 】。目前，国外对集便器污水的深度处理 方法主要有活性污泥法、沼气发酵法、电解气浮法等。其中，日本新干线车辆检 修基地的集便器污水多数采用活性污泥法处理，在韩国集便器废水则多采用电解 气浮法处理【4 1 。 国外还有其他与粪便污水处理相关的技术。在瑞典e v a c 公司研制出一种叫 m s p 的处理设备，欧洲将该技术广泛用于处理轮船的粪便污水。采用多级接触 氧化处理工艺处理轮船上的粪便污水。日本专门处理粪便污水的处理厂，他们采 用m b r 工艺和生物脱氮工艺对粪便污水进行处理，m b r 工艺主要是粪便污水 固液分离1 4 j 。 目前我国国内已有部分主要铁路干线的客运列车上安装了集便器，列车进入 客整所后由吸粪车对集便器进行抽吸，在化粪池中贮存，然后统一进行处理。处 理方式一般有两种，一种是交给地方环境卫生部门外运处理，如成都客整所；另 一种是在客整所内修建污水处理设施对集便器废水进行专门处理后排放。例如北 第一章绪论 京站客整所将站内生活污水与集便器污水混合，对集便器污水进行稀释，再采用 调节沉淀池和s b r 工艺进行处理；济南站客整所采用化粪池和射流曝气氧化沟 工艺对集便器废水进行处理【5 】：沈阳皇姑屯动车段库内污水的处理采用水解酸化 和s b r 处理工掣们。 1 1 2 国内外粪便污水处理研究现状 按处理方法的不同，国内外对于粪便污水的处理技术主要有：生物处理技术、 膜生物处理技术、生物处理技术与膜生物处理技术的组合及生物化学处理技术 的组合技术等。依据不同的处理要求，通常将粪便污水处理技术分为两类 1 l 】：一 类是厌氧处理为主的技术，主要包括堆肥、化粪池、上流式厌氧污泥床( u a s b ) 体系、蓄积反应器( a c ) 、完全混合反应器( c s t r ) 、厌氧序批式反应器( a s b r ) 和 沼气发酵系统等技术这。这种技术把粪便污水作为可回收资源，生物降解不完全， 氮、磷去除量少，粪便污水无害化后可作为肥料使用；另一种技术包括好氧技术、 厌氧技术、厌氧和好氧混合工艺。粪便污水经过微生物降解去除有机物和氮、磷 等营养物质，使出水达到排放或回用标准。 瞿永彬等 7 1 采用a o ( 厌氧好氧) 工艺处理粪便污水，研究表明在好氧反应池 和缺氧反应池容积比为1 ：1 ，水力停留时i b - ( h r t ) 均为4 h 的运行条件下，进水c o d 在2 6 5 4 3 0 m g l 、n h 4 + - n 在1 4 2 2 m g l 的范围、t p 在1 7 3 7 m g l 的范围时， 出水c o d 4 0 m g l 、n h 4 + - n l m g l 、t p 1 m g l ，去除率高达9 0 ，处理效果比 较理想。 石明岩等博j 在粪便污水、垃圾渗滤液与城市污水合并处理研究中，根据广州 地区粪便污水、垃圾渗滤液与城市污水水质特点，研究了粪便污水、垃圾渗滤液 与城市污水混合处理可行性。结果表明：广州地区粪便污水、垃圾渗滤液与城市 污水混合后处理的重点目标污染物是氨氮和有机物。将粪便污水、垃圾渗滤液与 城市污水以适当的比例混合，出水c o d 、氨氮和总氮浓度可以达到城镇污水 处理厂污染物排放标准一级b 标准或以上。 梅小乐1 9 1 采用a o m b r 工艺对公厕粪便污水进行处理研究，研究了进水负 荷、溶解氧、污泥龄、p h 值等因素对处理效果的影响，并通过试验确定了 a o m b r 工艺中的动力学常数。试验结果表明，a o - m b r 工艺运行稳定，具有 技术可行，对c o d 、氨氮的平均去除率分别保持在9 7 、9 8 以上，明显优于 二级生化处理工艺。 林克明掣1 0 j 处理厕所化粪池出水时，应用由粗砂、土壤、高分子有机亲水材 料等建立的新型的人工土柱系统。实验数据显示，b o d 5 、c o d 、n h 4 + - n 、t n 、 t p 的平均去除率分别达到9 6 2 、9 1 7 、9 6 0 、9 5 6 及9 9 8 。新型的人工 第一章绪论 土柱对粪便污水中的有机物、氮、磷等污染物具有良好的处理效果。通过水力负 荷的考察表明，冲击负荷对b o d 5 、c o d 、t n 、t p 等污染物去除效果的影响较 小，但人工土柱渗滤系统的透水性能容易受到冲击负荷的影响。当水力负荷为 5 0 c m d 时，系统饱和渗透速率损失值为初始值的1 3 。系统的水力负荷保持在 31 2 5 c r n d 以下，才能使该系统能够的长期有效运行。 罗引1 1 】采用a s b r - s b b r 组合工艺处理粪便污水，研究了水温、有机负荷对 a s b r 处理效果的影响和氨氮对s b b r 处理效能的影响，当反应器水温为3 5 * ( 2 、 有机负荷为1 0 0 k g c o d m 3 0 d 、h r t 为2 4 h 时，进水c o d 浓度为1 6 0 0 0 m g l 时， 出水c o d 为2 6 0 0 m g l ，c o d 去除率为8 6 4 ，反应器处理效果良好；当有机 负荷为0 4 k g c o d m 3 0 d 、h r t 为1 2 h ，挂膜密度3 0 及水温为2 5 。c 时，可使c o d 为2 6 0 0 m g l ，n i - h + - n 为5 0 0 m g l 及和t n 为5 0 0 m g l 的进水，出水c o d 为 3 5 0 m g l ，n h 4 + - n 为7 m l ，t n 为8 0 m g l ，c o d 去除率为8 6 3 ，n h 4 + - n 去 除率为9 9 2 ，t n 去除率为8 4 5 ，在s b b r 反应器中实现了高效的同步硝化 反硝化脱氮。 徐慧芳等2 j 在膜生物反应器处理粪便污水的研究与应用中，研污泥浓度、究 了温度、操作压力对透水量的影响，运行结果显示间歇曝气或a o m b r 处理效 果优于好氧或厌氧m b r 。对于高浓度的粪便污水，m b r 一级处理的出水水质较 差，特别是色度去除率不理想。 l u o s t a r i n e ns 掣1 3 】研究了低温条件下( 1 0 2 0 。c ) u a s b 工艺对厨房废水和粪 便污水混合物的处理效果，试验结果表明对c o d 去除率可以达到9 5 以上，氨 化作用使氨氮浓度升高了1 8 4 0 。 r a b i n d r arg 等【1 4 j 研究了活性污泥中微生物群落和活性污泥中的反应动力 学受到粪便中的各种污染物的影响，以及由粪便污染物引起的城市生活污水中有 机物浓度和氨氮浓度的变化。 r a mkd 等i l 5 j 研究了粪便厌氧产甲烷的过程，研究结果显示在p h 6 0 8 0 之 间，丙酸盐会抑制厌氧过程甲烷的产生，对产甲烷菌的生长具有消极作用，而丙 酸盐的含量增加会有利于挥发性有机酸浓度的升高。 m o h a m a dy 【】运用活性炭生物过滤器处理粪便污水，研究活性炭生物过滤器 对污水中氨氮的去除效率，结果表明氨氮的平均去除率可以达到9 5 以上。 t a k a om 掣1 7 】采用m b r 工艺处理粪便污水，实验数据表明此工艺对粪便污 水具有良好的脱氮作用，出水水质很好，膜分离效果可在较长时间内维持在高水 平。 y u i c h im 等【1 8 1 采用活性污泥法对粪便污水进行处理，研究了粪便污水中尿胆 素和粪胆素的去除情况，实验数据表明游离氢、活性污泥对尿胆素和粪胆素具有 第一章绪论 去除作用，并且在加大系统曝气量和增加系统碱度时，可以提高去除效率。 1 2s b r 与m b r 工艺的概况 1 2 3s b r 工艺 间歇式活性污泥法又称续批式活性污泥处理法，英文简称s b r ( s e q u e n c i n g b a t c h a c t i v a t e ds l u d g ep r o c e s s ) 。作为一种污水生物处理方法，它同连续流式活性 污泥法( c o n t i n u o u sf l o ws y s t e ms l u d g ep r o c e s s ，简称c f s ) 共同发展，但由于序 批式污水处理方法受到曝气设备堵塞，设备利用率不高等问题的阻碍，使得序批 式污水处理方法发展相对缓慢。自2 0 世纪2 0 年代以来污水处理基本以c f s 为 主。s b r 处理工艺并不是一种“全新”的污水处理技术。早在1 9 1 4 年由英国人 a l d e n 和l o c k e r 等人就提出污水按批量运行( o p e r a t ei nb a t c hm o d e ) 的概念，但在 当时没有得到推广应用。美国n a t r ed a m e 大学的i r v i n e 教授等人【1 9 】，在2 0 世纪 7 0 年代初期，对实验室规模的s b r 装置工艺进行了比较系统研究。在2 0 世纪 八十年代初美国国家环保局( u s e p a ) i 钓资助下，世界上第一个s b r 污水处理厂 在印第安纳州的c u l v e r 城改建并投产使用。此后，德国、日本、法国、澳大利 亚等国家对s b r 处理工艺相继进行了应用与研究。法国的水务公司德格雷蒙 ( d e g r e m o n 0 将s b r 反应器制成提供小型污水处理厂直接使用的定型产品 2 0 1 。 2 0 世纪8 0 年代中期，我国开始对s b r 进行研究和应用。1 9 8 5 年在吴淞肉 联厂上海市政设计院设计投产了我国第一座s b r 污水处理站，其设计处理能力 为2 4 0 0 t d 。现在北京、广州、无锡、扬州、福州、陕西等地已有多座s b r 处理 工艺运行使用。作为一种比较先进的活性污泥处理系统，加之运行方式灵活的特 点，随着自动化程度的提高，序批式i z ( s b r ) 越来越受到人们的重视和关注 2 1 。 s b r 是一种间歇式工艺，其一个运行周期由进水、反应、沉淀、排水、闲 置五个过程组成。所有操作均在设有曝气或搅拌装置的同一设备中进行。在反应 过程中，通过控制曝气量调节池内溶解氧含量，可使硝化过程和反硝化过程交替 进行，从而达到脱氮的目的。s b r 法与传统的活性污泥法在机理上并无根本的 不同，区别在于操作方法，前者在统一反应设备中不同时间段完成不同的操作， 而后者是在同一时间不同的设备中完成不同的操作。s b r 工艺具有一系列连续 流系统无法比拟的优点【2 2 】。 首先，工艺流程简单、基建与运行费用低，无需二沉池和污泥回流设备。s b r 法反应效率高，达到相同的出水水质，所需要的曝气时间短。在刚进水后的反应 初期溶解氧浓度低，氧转移效率高，节省曝气。 第一章绪论 其次，生化反应速率快、推动力大、效率高。s b r 法反应器中底物浓度在 时间上是一理想推流式过程，克服了连续流完全混合式曝气池中底物水流反混严 重，实际上接近完全混合流态的缺点1 2 3 】。 再次，可以有效防止污泥膨胀。s b r 工艺反应过程中底物浓度梯度大，反 应初期进水底物浓度较高可以抑制专性好氧丝状菌的过分增殖。 此外，沉淀效果好，沉淀过程中没有进出水水流的干扰，可避免短沉，固液 分离效果好；具有污泥浓度高、沉淀时间短的优势：s b r 工艺还具有操作灵活， 耐冲击负荷能力强，自动化程度高的特点【2 4 】。 1 2 4 船r 工艺 膜生物反应器工艺( m e m b r a n eb i o r e a c t o r ，简称m b r ) ，膜生物反应器是利用 微生物对水中的有机物进行生物转化，然后通过膜组件分离生物处理产生的污泥 的一种特殊的反应器。因此，膜生物反应器工艺是将传统的生物处理技术和膜分 离技术相结合而形成的一种新型的水处理系统【25 i 。首先将m b r 用于废水处理研 究的是美国的d o r r - o l i v e r 公司，他们将好氧活性污泥法与超滤膜相结合的工艺 用于处理城市污水，该工艺具有保持高m l s s 、减少污泥量、占地面积少的优良 特点。7 0 年代以后，m b r 工艺的研究在日本有了较快的进展，7 0 年代末期 g r e t h l i e n 等进行了厌氧m b r 工艺处理生活污水的研究【2 6 】。这一阶段的m b r 的 形式主要是分离式的。19 8 9 年y a m a m o t ok 掣2 7 】人开始研究浸没式膜生物反应 器( 一体式膜生物反应器) ，它具有结构紧凑，体积小，膜外皮易于清洗的特点， 而越来越受欢迎，但是它有膜污染严重、处理能力低的缺点。1 9 9 4 年c a n a l e sa 等应用m b r 展开剩余污泥减量的研究【2 引，1 9 9 5 年，i l i a ss 等应用m b r 去除废 水中的有机物1 2 9 1 ，1 9 9 6 年k i s h i n o 将m b r 用于生活污水的会用，在1 3 下氨氮 获得了9 5 的去除率。进入9 0 年代中后期，m b r 工艺在国外已经入了实际应用 阶段。加拿大的泽能( z e n o n ) 公司推出了超滤管式m b r ，并将其应用于城市污水 处理。为达到节约能源的目标，专门开发了淹没式中空纤维膜丝组件，此膜组件 可以直接安装在曝气池中，也可以单独设立在分离池中，并采用在线过滤液脉动 反冲洗，降低膜污染、延长膜组件的使用周期 3 0 】。 在我国，m b r 研究正快速进展，1 9 9 7 年中国科学院生态环境研究中心开始 了穿流式膜生物反应器的研究工作，天津大学、清华大学、同济大学等高校开展 了分离式m b r 和一体式m b r 的研究，m b r 的研究对象从生活污水扩展到印染 废水，港口废水、食品废水、啤酒废水、屠宰废水 3 1 , 3 5 j 等；m b r 生物反应器从 活性污泥法扩到接触氧化法，生物处理流程从好氧发展到厌氧，并且对不同的污 水的处理效果、系统的稳定性运行、操作条件的优化进行了研究【3 6 】。目前，m b r 第一章绪论 已经有在办公大楼、生活污水回用和医院废水处理的工程应用实例，但应用的工 程数量还是较少的1 3 刀。 m b r 工艺是一种高效的新型的污水处理工艺，按膜组件的作用可分为：( 1 ) 膜曝气生物反应器【3 8 ( m e m b r a n ea e r a t i o nb i o r e a c t o rm a b r ) 。曝气膜生物反应器 采用传质阻力很小的疏水性微孔聚合膜( 如硅橡胶膜) 或透气性致密膜，较多的以 中空纤维膜组件，保持气体分压低于泡, 点( b u b b l ep o i n i ) 的情况下，实现对生物反 应器的无泡曝气；( 2 ) 萃取膜一生物反应器( e x t r a c t i v em e m b r a n eb i o r e a c t o r ， e m b r ) ，萃取膜生物反应器是将膜萃取和生物降解结合，利用膜将有毒工业废 水中溶解性差的、有毒的优先污染物萃取出来，然后用专性菌对其进行单独的生 化降解，可以使专性菌不受废水中离子强度和p h 值等因素的影响，生物反应器 的功能得到优化，这些有毒溶解性差的污染物在一般的生物处理工艺中很难降解 p 刿；( 3 ) 膜分离生物反应器( b i o m a s sm e m b r a n eb i o r e a c t o r ，简称m b r ) 。其中膜 分离生物反应器应用最广泛，按照膜组件设置的位置，可分为分置式m b r 和一 体式m b r ，一体式m b r 与分置式相比最大区别是运行能耗的不同，一体式能 耗大概只有分置式的十分之一h 。 膜生物反应器有其自身的优点【4 l j ：膜分离技术代替了传统的二沉池分离出 水，结构紧凑，节省了基建面积和费用。d a v i s 等对不同规模的膜生物反应器和 传统活性污泥法水处理厂进行比较发现，m b r 工艺可节约1 2 2 3 的占地面积； 膜的截留作用使活性污泥中的微生物完全停留在反应器中，实现了水力停留时间 和污泥停留时间的分离，延长了污泥龄有利于世代时间长的细菌生长繁殖，提高 难降解有机物质的处理效果；膜生物反应器具有很高的污泥浓度，抗冲击负荷能 力强，处理效果稳定，并且膜组件能对细菌、悬浮物、病毒进行截留，出水水质 好，可以达到回用标准；污泥停留时间的延长，工艺的污泥产生量小，能够降低 污泥的处理费用；m b r 自动化程度高，易于实现自动控制控，方便管理。 膜生物反应器也存在一定的缺点，例如一次性基础投资成本高，主要原因是 膜组件成本高，这是制约m b r 工艺普及推广的瓶颈问题。膜组件的制作和膜材 料的多元化己逐渐成为研究热点，膜组件成本的降低能够为m b r 工艺的快速发 展应用提供条件。另外，膜污染给工艺的运行和膜的使用寿命造成不利影响，膜 污染增加了反应器的运行成本，缩短了膜组件的清洗周期和使用寿命。 1 3 脱氮技术 随着经济与社会的发展，水体污染问题越来越严重，特别是氮、磷等营养元 素引起的水体富营养化问题更加突出。目前，对含有氨氮废水的控制标准日益严 6 第一章绪论 格，对氨氮废水的处理愈来愈引起关注。根据废水中氨氮浓度的不同，一般可将 其划分为3 类即：低浓度氨氮废水( 5 0 0 m g l ) 。水体中的氨氮污染物主要来源是人和动物的排泄 物及农用化肥的流失，除这种面源污染外，还来自冶金、化工、照相、油漆颜料、 煤气、鞣革、炼焦、化肥、垃圾填埋等工业废水。针对粪便污水厌氧出水n h 4 + - n 浓度较高( 1 5 0 0 - 2 0 0 0 m g l ) 特点，将对高浓度含氮废水的脱氮技术的研究进展 进行综述。 1 3 1 物化脱氮法 废水的物理化学方法脱氮工艺主要有化学沉淀法、化学中和法、折点氯化法、 选择性离子交换法、空气和汽提脱氮法等。物理化学方法脱氮工艺具有操作简单、 能耗低、除氮效果稳定的特点，适用于工矿企业排出的高浓度含氮废水的处理， 尤其适合氨氮浓度较高的氮肥厂废水处理。 ( 1 ) 化学沉淀法 化学沉淀脱氮法是2 0 世纪9 0 年代兴起的一种新技术，此法可以处理各种浓 度的氨氮废水，尤其适合于高浓度氨氮废水的处理。当某些高浓度的氨氮废水， 含有大量对微生物有害的物质而导致不宜采用生化法处理时，可优先选用化学沉 淀法来处理。化学脱氮法通常有9 0 以上的脱氮效率，工艺也比较简单，但是投 加沉淀剂的成本较大【4 2 】。 反应机理 通过在废水中投加m 9 2 + 和p 0 4 3 ，使之与其中的氨氮反应生成难溶的复盐 m g n i - 4 p 0 4 6 h ：o ( m a p ) 沉淀物，从而达到废水中氨氮去除的目的，其反应式为： m 9 2 + 小矿+ h p 0 4 2 + 6 h 2 0 m g n h 4 p 0 4 6 h 2 0 + h + m 9 2 + + n h 4 + + p 0 4 3 - + 6 h 2 0 m g n h 4 p 0 4 6 h 2 0 m 9 2 + + n h 4 + + h 2 p 0 4 - + 6 h 2 0 m g n h 4 p 0 4 6 h 2 0 + 2 h + ( 1 1 ) ( 1 - 2 ) ( 1 - 3 ) m g 抖可用m g c l 2 、m g ( n 0 3 ) 2 等可溶性的镁盐，p 0 4 孓可用h 3 p 0 4 或 n a 2 h p 0 4 12 t - 1 2 0 等磷酸盐。 工艺的控制条件 对于化学沉淀法而言，其工艺的控制条件主要有：( 1 ) p h 值。当溶液p h 值 太高时，容易造成工艺中n h 3 的挥发而导致环境的二次污染并造成氨氮的损失， 通常沉淀反应过程控制p h 值最好不要大于9 5 。( 2 ) 沉淀时间。沉淀时间与形成 的晶粒大小有关。通常沉淀l m i n 其晶粒长o 1 m m ，沉淀6 0 m i n ，晶粒长o 8 m m ， 第一章绪论 沉淀3 h 则晶粒长3 m m 。( 3 ) 物料比。当以n ( m g ) ：n ( n ) ：n ( p ) = 1 3 ：1 ：1 0 8 ( 物质的量之 比) 投加m 9 2 + 和p 0 4 孓时，在p h 值为9 时，污水中所含的9 0 0 7 5 0 0 m g l 的氨氮 去除率最高可达9 8 。 ( 2 ) 化学中和法 碱性废水和酸性废水或酸性废气( s 0 2 、c 0 2 等) 相互中和是一种以废治废， 既经济又简单的办法。含氨的碱性废水的中和剂有硫酸、盐酸、硝酸，比较常用 的为工业硫酸。如果一些工厂烟道气中含有一定量的c 0 2 、s 0 2 或h 2 s 等酸性气 体，也可以将其作为含氨碱性废水的中和剂。含氨的碱性废水当其浓度大于 2 0 o - 3 时就应首先考虑回收和综合利用，制成硫氨等加以回收，不易回收的含 氨碱性废水可以和酸性废水或废气( c 0 2 、c o 、s 0 2 等) 进行中和，如果中和后仍 达不到处理要求，则可补加化学药剂进行中和。 此外，酸碱废水中和所用的设备可根据酸碱废水的排放情况来确定【4 3 】。如果 废水排出的水量水质比较稳定均匀，并且酸碱含量又能互相平衡时，无需单独设 置中和池，可以利用水泵吸水池或管道进行混合中和。如果水质变化较大，一般 设置调节池来调节，然后在调节池内进行中和反应。若废水水质和水量变化较大， 而废水中的酸碱含量不能平衡时，则需投加中和剂进行调节。若废水中还含有其 它杂质或重金属离子时，可采用两个间歇的中和池交替使用。 ( 3 ) 超重力脱氮法【删 超重力指的是在比地球重力加速度( 9 8 m s 2 ) 大得多的环境下，物质所受到的 力( 包括引力和斥力) 。超重力技术被认为是强化传递和多相反应进程的一项突破 性技术。超重力脱氮的实质是超重力机起着蒸汽汽提塔或空气吹脱塔的作用。空 气、水蒸气或空气与蒸汽的混合气体从超重力机的气体进口管进入超重力机外 腔，在气体压力作用下由转子外缘处进入填料内。而含氨氮的废水由液体进入管 引入转子内腔经喷头淋洒在转子内缘上，在转子内填料的作用下和气相的空气或 蒸汽相接触使废水中的氨氮从液相中进入气相。由于气相速度的增加所产生的离 心力，去除氨氮后的废水被转子甩到外壳汇集，并经液体出口管离开超重力机进 入废水槽；而含高浓度氨氮的空气或水蒸气自转子中心离开转子由气体出口管引 出。 1 3 2 生物脱氮法 ( 1 ) 传统的生物脱氮机理( 全程硝化反硝化) 废水的脱氮处理过程，实际上是将氮元素在自然界中循环的基本原理应用于 废水生物处理中，并借助于不同微生物的共同协调作用以及合理的人为运行控 制，将微生物降解有机物过程中转化产生的及原废水中存在的氨氮转化为氮气从 第一章绪论 废水中去除的过程。废水生物脱氮过程主要分两部分，首先在好氧( o x i c ) 条件下， 通过好氧硝化菌的作用，将废水中的氨氮氧化为亚硝酸盐氮或硝酸盐氮；然后在 缺氧( a n o x i c ) 条件下，利用反硝化菌( 脱氮菌) 将亚硝酸盐或硝酸盐还原为氮气( n 2 ) 从废水中彻底去除1 4 5 1 。因此，废水的生物脱氮通常包括氨氮的硝化和亚硝酸盐氮 及硝酸盐氮的反硝化两个阶段，只有当废水中的氮以亚硝酸盐氮和硝酸盐氮的形 式存在时，仅需反硝化脱氮的阶段。 ( 2 ) 短程硝化反硝化 生物脱氨氮需经过硝化和反硝化两个阶段 4 6 , 4 7 。当反硝化反应以n 0 3 为电 子受体时，生物脱氮过程经过n 0 3 途径；当反硝化反应以n 0 2 - 为电子受体时， 生物脱氮过程则经过n 0 2 - 途径。前者称为全程硝化反硝化，后者则称为短程( 或 简捷) 硝化反硝化。短程硝化反硝化生物脱氮的基本原理就是将硝化过程控制在 亚硝酸盐阶段，阻止n 0 2 的进一步硝化，然后直接进行反硝化。 早在19 7 5 年，v o e t s 等对经n 0 2 - 途径脱氮技术处理高浓度氨氮废水进行了 研究，发现了硝化过程中n 0 2 积累的现象，并首次提出了短程硝化反硝化生物 脱氮的概念。1 9 8 6 年s u t h e r s o n 等，用小试研究证实了经n 0 2 途径进行生物脱氮 的可行性，同时，t u r k 和m a v i n i c 对推流式前置反硝化活性污泥脱氮系统也进行 了经n 0 2 - 途径生物脱氮的研宄并取得了成功。 ( 3 ) 同时硝化反硝化( s n d ) 传统观点认为硝化与反硝化反应不能同时进行，而近年来的研究发现却突破 了这一认识，证实同时硝化反硝化的客观存在。目前，对s n d 生物脱氮的机理 还需进一步地探索与认识，目前已初步形成了三种解释【4 8 】：即宏观环境解释、微 环境理论和生物学解释。 宏观环境解释认为，由于生物反应器的混合状态不均匀，如充氧装置的不同， 生物反应器内形成缺氧及厌氧区域，使得生物反应器的大环境即宏观环境同时存 在好氧环境与厌氧环境，为同时硝化反硝化工程提供了可行环境条件。例如，在 生物膜反应器中，生物膜内可以存在缺氧区域，硝化过程在有氧的膜上发生，反 硝化同时在缺氧的区域中发生。另外，s b r 反应器和氧化沟等工艺也存在类似 现象。事实上，在生产规模的生物反应器中，整个反应器处于完全均匀混合状态 的情况是不存在的，所以s n d 也会有可能发生。 微环境理论从物理学角度加以解释，该理论考虑活性污泥和生物膜的微环境 中各种物质( 如d o 、有机物等) 的传递与变化，各类微生物的代谢活动及其相互 作用，微环境的物理、化学和生物条件或状态的改变等。微环境理论认为：由于 溶解氧扩散的限制，在微生物絮体内产生溶解氧梯度从而导致微环境能够发生同 时硝化反硝化过程。微生物絮体的外表面溶解氧较高，以好氧硝化菌生长为主： 第一章绪论 深入絮体内部，溶解氧传递受阻及外部溶解氧的大量消耗，产生缺氧区，反硝化 菌占优势。可见，微生物絮体内的缺氧环境是发生同时硝化反硝化的主要因素， 而缺氧环境的形成又依赖于水中溶解氧浓度的高低和微生物的絮体结构。因此， 控制溶解氧浓度和微生物絮体的结构对能否进行同时硝化反硝化是非常重要的。 生物学的解释有别于宏观环境解释和微观环境理论。近些年来，好氧反硝化 菌和异养硝化菌的发现，打破了传统理论认为硝化过程只能由自养菌完成和反硝 化只能在厌氧条件下进行的观点。对于好氧反硝化、异养硝化、自养反硝化的现 象，近年来生物学的发展已经可以给出令人比较满意的答案。由于许多好氧反硝 化菌同时也是异养硝化菌，能够直接把n h 4 + 转化为最终气态氮气而逸出，因此， 同时硝化反硝化生物脱氮也就成为可能。 ( 4 ) 厌氧氨氧化 厌氧氨氧化( a n m m o x ) 是指在厌氧条件下，微生物直接以n h 4 + 为电子供体， 以n 0 3 。或n 0 2 。为电子受体，将n h 4 + 、n 0 3 或n 0 2 转变成n 2 的生物氧化过程。 j e t t e nmsm 等人 4 9 1 通过同位素1 5 n 示踪研究显示，氨被微生物氧化的过程中， 羟氨最有可能作为电子受体，而羟氨本身又是由n 0 2 - 分解而来，其反应的可能 途径如图1 1 所示。j e t t e nmsm 等对a n a m m o x 的进一步研究揭示：在缺氧条 件下，氨氧化菌可以利用n h 4 + 或n h 2 0 h 作电子供体将n 0 3 或n 0 2 还原， n h 2 0 h 、n h 2 n h 2 、n o 和n 2 0 等为重要的中间产物，此外，相关研究表明，参 与厌氧氨氧化的细菌是一种自养菌，在厌氧氨氧化反应过程中不需要额外投加碳 源。同时他们还发现，随着试验的进行，反应器内污泥的颜色由褐色逐渐变为红 仁。 j 1 1 1 9 u 1 1 j 1 l l 4 e l 图1 1 基于1 5 n 示踪试验推测的n a n a m m o x 菌的氮转化途径 1 4 本文研究内容及技术路线 本论文基于厌氧+ 好氧组合工艺对火车站化粪池出水进行处理试验，为使污 水中c o d 和氨氮