（环境工程专业论文）生物曝气滤池对生活污水进行碳氧化硝化合并处理的工艺特性研究.pdf

摘 3 7 3 1 7 9 小试规模研究了用生物曝气滤池对生活污水进行碳氧化硝化合 并处理的工艺特性。 研究了h r t = 2 3 9 h 、盯= 1 5 9 h 、h r t = i 1 9 h 三种运行条件下， 生物曝气滤池对c o d 的去除和n h ，n 的氧化能力，并寻求最佳气水 - - ， 比。、映验结果表明，h r t = i5 9 h ，气水比= 7 ：i 的工艺条件下，生物 曝气滤池能保证出水n h 3 - n 1 5 m g l ，出水c o d 一6 0 m g , l ，且能充 分利用曝气量。出水d o 平均为1 9 9 m g l 。 在h r t = i 5 9 h ，气水比为7 ：l 的工艺条件下稳定运行的实验结果 表明，出水n h ，n 、c o d 、b o d 。、s s 均能达到国家g b 8 9 7 8 1 9 9 6 的一级排放标准，n i - 1 3 n 的平均去除率为7 4 2 ；反冲洗之后生物曝 气滤池的硝化几乎不受影响；相同负荷下，通过增大气水比可提高 、 c o d 、n h 3 n 的去除效果；c o d 负荷对n h 3 - n 去除的影响很大o l 关键词：生物曝气滤池碳氧化，硝化合并处理硝化影响因素 n 细厶穆爿l 矧气 窟 要 a b s t r a e t t h ec h a r a c t e r i s t i c so fc o m b i n e dc a r b o no x i d a t i o n - n i t r i f i c a t i o n o f b i o l o g i c a l a e r a t e d f i l t e r ( b a f ) w e r e d i s c u s s e d f o r t r e a t i n g d o m e s t i c w a s t e w a t e ri nl a b - s c a l e t h er e s u l t sa t 加玎o f 2 3 9 h ，1 5 9 h ，1 1 9 ha n dv a r i o u sa i r - w a t e rr a t i o i n d i c a t e dt h a tt h eo p t i m u mc o n d i t i o nw a sh r t o f 1 5 9 h ，a i r - w a t e rr a t i oo f 7 ：1 ，u n d e rw h i c ht h ee f f l u e n tc o n c e n t r a t i o no fc o d ，n i l 3 nl o w e rt h a n 6 0 m g l ，15 m g lr e s p e c t i v e l y , a n dd o w a s 1 9 9 m s l b a f p e r f o r m e dw e l lw h e nk e p tr u n n i n ga th r t o f1 5 9 h ，a i r - w a t e r r a t i oo f7 ：1 t h e 棚u e n tc o n c e n t r a t i o no fc o d n h s - n ，b o d 5 ，s sw e r e s u i t a b l et og b 8 9 7 8 1 9 9 6 a n dt h em e a nr e m o v a le f f i c i e n c yo fn i - 1 3 - n r e a c h e d7 4 2 t h en i t f i f i c a t i o nw a sh a r d l ye f f e c t e da f t e rb a c k w a s h i n g b u tg r e a t l ye f f e c t e db y o r g a n i cl o a d i n g t h er e m o v a le f f i c i e n c yo f c o d 、 n h ：n i n c r e a s e da 8a i r - w a t e rr a t i oi n c r e a s e d k e y w o r d ：b i o l o g i c a l a e r a t e d f i l t e r ( b a f ) ，c o m b ，i n e d c a r b o no x i d a t i o n - n i t r i f i c a t i o n ，i n f l u e n c ef a c t o r s 厂厂j。rf1 一l 一 第1 章引言 1 1研究课题的提出和意义 水是人类存在和发展的基本物质条件，是任何物质都不能代替 的宝贵资源。随着人口的增加、工业的发展和人民生活水平的提高， 水污染问题日益突出，水质恶化，人类的生存受到严重威胁，这已 成为全球化的问题为了保护生态环境，实现人类社会的可持续发 展，世界各国都在利用新技术、新工艺来进行废水处理与回用，以 缓解水资源危机。 长期以来，城市废水处理以去除b o d 。、s s 为目标，并不考虑对 氮、磷等无机物质的去除。随着化肥、洗涤剂和农药的普遍使用， 废水中氮、磷的含量迅速增加，其对环境的影响也引起人们的关注。 最为突出的是水体的富营养化，由于藻类过量繁殖而引起水质严重 恶化以至湖泊退化，造成巨大的经济损失和环境危害。因此，有效 地踔低废水中的氯、磷含量已成为一项很有发展意义的新课题“1 。 地面水体和地下水中氯污染物的增加，会引起生态以及健康方 面的有害影响据流经城市的5 5 条河流8 9 个测点监测，氨氮超标 率为5 8 麟对3 3 个城市7 7 个水源地的水质监测表明，氨氮即为 主要污染物之一脚。一般城市污水处理厂出水中含氮化合物主要以 氨氮形式存在，氨氮对受纳水体生态及污水的再生利用都有不同程 度的影响啪： ( 1 ) 氨氮的氧化会造成水体中溶解氧的降低和碱度的消耗： ( 2 ) 游离氮对于鱼类具有毒性； j 。j 辱：掰0 澎i 撑? 、：。“ ( 3 )氨氮会增加消毒所需的投氯量； c 4 ) 氨对铜具有腐蚀性，在其回用过程中，会对含铜设备等有腐 蚀作用。 此外，捧放水用于农田灌溉时，还会引起水稻贪青生长。 我国颁布实旄的污水综合捧放标准g b 8 9 7 8 1 9 9 6 针对所有排污 单位，提出了较严格的氨氨捧放标准：n h 3 - n 1 5 m g l ，这就意味着 大部分城市污水和工业废水处理设施都需要考虑氨氮的处理。 我国城市污水年捧放总量为3 5 8 2 1 0 。m 3 ，日处理能力为 1 1 6 6 7 1 0 m ，污水处理率仅为1 6 5 2 ，与发达国家差距很大“1 。 根据国家建设部城市污水处理规划要求，到2 0 1 0 年城市污水集中处 理率应为4 0 由此预测从目前到2 0 1 0 年，我国的城市污水处理厂 将以超常规模的建设速度发展，预计所建城市集中污水处理厂1 0 0 0 座 建城市污水处理厂受建设资金不足的严重限制。因此，一方面 要拓宽资金来源，但更重要的是采用新工艺以节省基建资金，生物 曝气滤池( b i o l o g i c a la e r a t e df i l t e r ，简称b a f ) 即是可满足 此要求的一种高效好氧处理工艺，它已广泛应用于北美、欧洲、日 本等地。b a f 处理效率高，占地少，基建投资省，其单元化构造利 于分期建设，可缓解资金不足的困难，因而尤其适用于我国的城市 污水处理。 1 2 研究课题的内容和目的 本课题采用生物氍气滤池处理生活污水，旨在研究其碳氧化 硝化合并处理的可行性，探讨气水比、有机负荷和反冲洗等因素对 生物曝气滤池硝化的影响，以寻求曩佳工艺参数 ：，j ；l 篆i 攀鬻、：；辍瓣鼯矗 一3 一 第2 章文献综述 2 1 生物硝化概述 2 1 1硝化原理与硝化动力学 氨氮氧化为硝酸盐分两步，第一步由亚硝酸菌将氨氮转化为亚 硝酸盐，第二步由硝酸菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。 反应式分别表示如下： 5 5 n h 4 + + 7 6 0 2 + 1 0 9 h c 0 3 。一c 5 h 7 n 0 2 + 5 4 n 0 2 + 5 7 h 2 0 + 1 0 4 h 2 c 0 3 4 0 0 n 0 2 + n h 4 + + 4 h 2 c 0 3 + h c o + 1 9 5 0 2 一c 5 h 7 n 0 2 + 3 h 2 0 + 4 0 0 n 0 3 合并上两式，得： n h 4 + 十1 8 3 0 2 + 1 9 8 h c 0 3 4 0 0 2 c 5 h 7 n 0 2 + 1 0 4 h 2 0 + 0 9 8 n o 3 + 1 8 8 h 2 c 0 3 从以上反应式可计算出氧化l gn h 。+ n 为n o - n 共耗氧 4 5 7 9 ，氧化i gn h 4 + n 为n 0 3 + n 要消耗碱度7 1 4 9 。 硝化过程由自养微生物亚硝酸菌和硝酸菌完成，二者统称为硝 化菌，其特性如表2 1 所示【”。 表2 - 1硝化菌的特征 项目亚硝酸菌硝酸菌 细胞形状椭球或棒状椭球或棒状 细胞尺寸( p r o ) 1 1 5o 5 1 革兰氏染色阴性阴性 世代期( h ) 8 3 61 2 5 9 需氧性严格好氧严格好氧 最大比增长速率0 9 6 1 9 20 4 8 1 4 4 产率系数0 0 4 0 i3o 0 2 o 0 7 饱和常数0 6 3 6o 3 1 7 一4 一 硝化菌属专性好氧菌，利用无机化合物c 0 ，、h c o , 一和c 仉作碳 源，从n m + 或n o , - 的氯化反应中获得能量在生理浓度条件下，n h + 氧化为n o , 一产生能量为2 4 2 8 3 5 1 7 k j 1 ，n o , 一氧化为n o s - j 盘能量 约为6 4 5 8 7 。5 k j m o l 。可见要获得相同的能量，所氧化的n o , - - n 也必须相当于氧化n h t + - n 的4 - 5 倍。因而在稳定条件下，生物处理 系统不会产生亚硝酸盐的积累。所以硝化反应中的速度限制步骤是 亚硝化菌属将n h + - n 氧化为n o t - 一n 的过程。 因此，用m o n o d 方程表示硝化菌的增殖与底物去除动力学时， 可以表示为： n 弘”2 u “k n + n pl 广一亚硝麓曹的比增长速率，f 1 ； p r 亚硝酸菌的最大比增长速率，d ； k i 广亚硝酸菌氧化氨氮的饱和常数； n - - - n h 4 * - - n 浓度，m g k 。 硝化菌的动力学常数l , t 。和l ( i i 与异养微生物的i i 和k l 相比，要 小一个数量级以上，因此p 一值是非常小的，一般来说，i i 。值小于 1 d - 1 ；k _ 在l 5 m g l n 地一n 范围。 2 1 2 生物硝化工艺 台碳有机物的氧化和硝化分别在两个构筑物中完成，传统j ：把 这种硝化过程称为单独硝化工艺或分级硝化工艺，由于硝化处理前 含碳有机物大部分己被去除，其c n 比值比较低，通常b o d d n 3 两种形式的生化工艺都可以采用微生物悬浮生长型构筑物和 附着生长型构筑物微生物悬浮生长型反应器即活性污泥反应器， 包括普通活性污泥法、延时曝气、吸附再生阶段曝气、纯氧活性污 泥法以及s b r 、氧化沟和生物炭活性污泥法等。微生物附着生长型 反应器主要有生物滤池、生物转盘、生物流化床和生物接触氧化等 【，】。 2 2 生物气滤池概述 1 9 6 7 年w a t e rp o l l u t i o nr e s e a r c hl a b o r a t o r y 曾采用一种新 工艺，用聚氯乙烯( p v c ) 管进行处理初沉污水的试验嘲。但直到八 十年代该工艺才被命名为b a f ，并得到迅速发展，它是一种好氧新 型污水处理工艺，具有结构紧凑、占地小、出水水质好等突出优点。 b a f 在荚田，日本、加拿大等地已得到广泛应用，并已成为许多设 备公司的专利产品，如o t v 公司的b i o c a r b o n e 和b i o s t y r ， d e g r e m o n t 公司的b i o f o r 等“1 。 队f 吸收了生物接触氧化法和给水快滤池工艺的一些特点，集 曝气、高滤速、藏留悬浮物、定期反冲洗等特点子一体。其工艺原 理为。滤池内装填一定量粒径较小的颗粒填料，滤池内较低处设有 鼹气系统，进行连续鼓泡曝气，污水流过时，填料上高浓度生物膜 时污染物进行高效的生物氧化降解，使污水得到快速净化；同时， 利用填料及生物膜的吸附和生物絮凝作用，截留污水中悬浮物且保 证脱落的生物膜不会随水滚出l 运行一定时间后，水头损失增加， - 6 - 出水水质下降，需对滤池进行反冲洗，以恢复b a f 的截污能力并更 新生物膜h ”。 具体来说，b a f 具有以下优点“”1 ： ( 1 )结构紧凑，占地少。生化反应与过滤在同一单元中进行， 不需设二沉池。b a f 内填料颗粒细小，比表面积巨大，滤池单位体 积内的生物量很高：反冲洗可有效更新生物膜，保持生物膜的高活 性。使得b a f 可承受的容积负荷、水力负荷很高，因而b a f 处理系 统占地面积和体积都较小，节省用地和投资。 ( 2 )传质条件好，氧的传输效率高，可降低曝气能耗。b a f 内空气搅动及水在填料空隙之间的流动，使生物膜与水流、气流之 间产生较大的相对速度，促进细菌表面介质更新，微生物代谢所需 物质( 有机物和氧) 的吸收速度及代谢产物捧除速度高，增强了传 质效果。由于b a f 填料粒径很小，气泡在上升过程中，受到填料的 切割与截阻，不断地被切割成小气泡，并且延长了气泡的滞留时间， 气与生物膜接触充分，从而氧转移速度快，效率高。 ( 3 )出水水质好而且稳定。b a f 内生物浓度很高，生物膜活 性高，加之丝状菌的存在提高了b a f 处理效果。丝状菌分解能力强 而沉淀性能差，在普通曝气池中易随水流失，而b a f 中填料的存在 有利于丝状菌的生长。b a f 处理效率高，出水水质好，而且抗冲击 负荷能力强，这在很大程度上是由于填料的高比表面积，当有机负 荷增加时，填料表面的生物量能够快速增殖，另一方面是整体的缓 冲能力使b a f 出水水质稳定。 ( 4 )维护简单。省去了污泥回流和二沉池的工序，反冲洗等 操作可采用自动阀门徽机控锚，操作简便灵活。 一1 一 ( 5 )采用单元化构造，便于与其他工艺组合使用，也利于 后期改建、扩建。 此外，b a f 对病原菌的去除率也较高。文献报道州，b a f 与生 物滤池相比，其出水中的大肠杆菌数要低1 2 个数量级。以往的 研究认为，细菌的去除与滤池填料的总表面积有关，因此可知，b a f 对大肠杆菌去除能力强主要是由于b a f 的填料细小而粗糙，具有 巨大比表面积。 2 3 影响生物曝气滤池硝化的因素 b a f 具有高效、占地少等诸多优点，随着研究的逐渐深入，b a f 得到不断改进，不仅可进行般的二级生物处理，而且在脱氮除磷 方面也可取得良好效果 1 1 1 3 。b a f 用于碳氧化硝化合并处理与 单独硝化，已有许多实验研究与成功的生产实例。 下向流b a f 硝化性能优于上向流，这是因为：( 1 ) b a f 上部异 养菌占优势，硝化菌主 要生长在下部。稳态运 行条件下，下向流b a f 内生长着不同优势菌的 填料混合的程度较低， 利于硝化的进行f 6 l 。( 2 ) 进水中的悬浮物的附着 会加大生物膜厚度，抑 制硝化菌的生长，由于 反冲洗进水 反冲洗进气 图2 - 1b a f 构造图 一8 一 下向流b a f 截留悬浮物的能力优于上向流，从而减少了穿透到硝 化区的悬浮物】，利于硝化菌的生长。( 3 ) 下向流b a f 内气水的相 向流动提高了氧气的转移率，能更好地满足硝化菌对氧的需求。因 此，硝化生物曝气滤池通常采用下向流进水系统，其构造如图2 - i 。 活性污泥法的硝化对环境因素的影响较为敏感，而且，由于硝 化菌生长缓慢，系统所需泥龄较长，故硝化构筑物容积很大；单独 硝化时硝化菌絮凝性差，在二沉池中难于沉淀，部分硝化菌随出水 流失，导致硝化池中硝化菌不足而无法进行高效硝化川。附着生长 系统比活性污泥法运行费用低，操作简单，不需污泥回流，污泥龄 长，利于硝化菌的生长1 。b a f 为附着生长型工艺，处理效果不 受污泥沉降能力的影响。另外，填料表面积巨大，使反应器内生物 浓度为传统工艺的4 5 倍，从而大幅度减少了反应器容积，提高 了硝化能力。与其它生物膜法相比，它还具有构造简单、曝气量小、 不需二沉池等优点 1 6 , 1 7 l 。 硝化程度均为9 0 时，生物曝气滤池与其它工艺的容积负荷比 较如表2 2 n 表2 - 2b a f 与其它工艺容积负荷比较 工艺名称 k g b o d m 3 d 渗滤池 o 0 6 推流式活性污泥法 o 4 2 高负荷氧化沟 o ，3 5 低负荷氧化沟 0 1 8 b a f1 2 2 5 可见，b a f 可在高容积负荷下取得良好的硝化效果，比传统工 u， 。，+ 乳r0 t ，；瘩毋 ； 9 艺的硝化性能更优越。 2 3 1 填料 填料对b a f 的运行至关重要，不仅是生物膜的载体，而且兼 有截留悬浮物质的作用，因而它必须具有良好的特性参数。 选择填料时，应依据以下原则： ( 1 )比表面积大，生物膜易附着，从而附着微生物量大， 承受的有机负荷高； ( 2 )孔隙率高，则污水在反应器内的实际停留时间较长， 并且不易发生短流和滤池堵塞； ( 3 )容重较小，流化性强，易于反冲洗； ( 4 )形状系数好，通水阻力小，并有足够的机械强度，不 易破碎和磨损； ( 5 )化学和生物学方面稳定性高，无有害于生物的物质溶 出； ( 6 )价格便宜，来源广泛。 b a f 填料来源很广，可用传统的天然原料如砂、页岩、膨胀 土等，近年来又采用了聚氨脂、聚苯乙烯、聚丙烯等合成材料【8 j 。 合成填料虽然在反冲洗过程中所受磨损较小，但比天然填料耗费 高，而且其它性能并不比天然原料具有明显的优越性，所以它的应 用不如天然填料广泛1 1 8 1 。 填料级配对b a f 的运行有重要影响。它不仅影响出水水质， 而且影响水头损失增长速度和反冲洗间隔时间。填料粒径越小，水 头损失越大，反冲阆隔越短，反冲洗水量也越多。填料级配与出水 ? v 、 、 。，、i 。_ 一1 0 一 水质及固体容量关系见表2 - 3 “”。 表2 - 3填料级配与出水水质及固体容量关系 填料粒径出水水质( m g l )周体容量 ( 岫卫)b o d lt s s( k g m 3 ) 2 41 01 01 o i 5 3 62 02 02 2 2 7 4 83 03 03 o 3 5 硝化所用的填料比单独碳氧化的填料粒径小一些效果更佳，如 b i o c a r b o n e 工艺采用膨胀页岩填料，单独碳氧化时粒径为3 6 m m ， 硝化时填料粒径则选择2 5 啪，试验及生产应用中，硝化程度均能 达到要求汛“】。 常用的b f 填料有三种：悬浮粒状壤料、沉没粒状填料以及立 体填料。悬浮填料( 比重为0 9 2 ) 与沉没填料( 比重为1 0 5 ) 的对 比研究表明“”，前者的硝化性能明显高于后者，原因可能是浮力与 气流的作用使悬浮填料流化性更强，从而能有效地去除悬浮物，减 少了进水中悬浮物对硝化的不利影响，同时也利于反冲洗的进行。 2 3 2 温度 硝化反应可以在4 4 5 温度范围内进行。温度不仅影响硝化 菌的比增长速率，而且影响硝化菌的活性。亚硝化菌最佳生长温度 为3 6 c ，硝化茸的最佳生长温度为3 5 4 2 c f 2 2 j 。温度对硝化速率 的影响可表示为：| l = i i o ”。不同温度下亚硝酸菌的最大比增长 速率见表2 _ 4 c ，】。 一l l 一 对于碳氧化硝化合并处理系统，温度低于1 5 x z ，即发现硝化 速度急剧降低。低温对硝酸菌的抑制作用更为强烈，因此在低温条 件下( 1 2 1 4 ) 常常会出现亚硝酸盐的积累 m a n n 等人“”发现，b f 的硝化比碳氧化更易于受温度的影响。 5 时硝化程度为6 0 7 0 ，而i o t 时几乎可达完全硝化( 出水 n h 广n 低予2 r a g l ) 温度每变化1 ，硝化程度随之发生2 的变 化。 另有研究表明，b a f 耐温度冲击的能力远远大于其它工艺。只 有温度过高或过低的情况下，b a f 硝化运行方受到明显抑制。低温 下通过延长停留时间即可提高其处理效果“。l i l l y 等人“砌认为， 若环境条件及有机负荷适宣，即使在7 低温下b a f 仍可达到9 5 硝化率 温度对硝化的影响可参考表2 - 5 “”： 袭2 - 5 温度与n h , - n 氧化能力关系 温度( )n h 3 一n 氯化能力( k g m 3 d ) 1 20 3 9 1 80 5 0 2 4o 6 0 一1 2 2 3 3 溶解氧 l gn h ，n 氧化为n o ，n 需氧4 5 7 9 ，故硝化需氧量较高。通 常情况下，硝化反应不受高d o 浓度所抑制，而低d o 则具有明显 的抑制作用【2 4 】。s t e n s t r o m 的实验表明，发生硝化的最低d o 浓度 为0 3 m g l 左右1 。也有人认为，当d o 浓度低于2 m g l 时，就会 抑制硝化的进行，并导致亚硝酸盐的积累 2 6 , 2 7 】。王歆鹏等人【2 4 1 的研 究表明，低供氧状况下，n h ，- n 浓度的升高明显抑制硝化菌群的生 长，而n h 3 - n 比降解速率和n o ，n 比增长速率不断增加，而且在 n h ，n 转化为n 0 2 - n 时未发现n o ，。- n 的积累。这可能是因为低d o 时，n h 3 - n 浓度的升高使硝化菌群的生长酶系受到抑制，而对于亚 硝酸菌的氨氧化酶系却有促进作用，同时硝酸菌的亚硝酸根氧化酶 系也可能受到抑制。d o 值太高不但不经济，而且会影响脱氮效果。 生物膜中存在溶解氧的传递阻力，为了使溶解氧较容易地穿透生物 膜以保证硝化顺利进行，硝化反应器的液体主体区必须保持较高的 溶解氧浓度。 b a f 的运行费用中曝气所占比重最大，曝气量主要决定于以 下因素f 2 8 l ：( 1 ) 所处理的污染物负荷；( 2 ) 生物体的内源呼吸率；( 3 ) 氧气传输率。b a f 中曝气不仅提供氧气，还促进生物膜的更新，防 止填料堵塞，并且利于污水中营养和代谢产物的扩散和传递，因此 1 3 a f 的曝气量通常高于微生物的需氧量。 文献报道f 6 】，b a f 氧转移率可高达2 0 2 5 ，为传统工艺的2 3 倍。b a f 内，因填料粒径较小，气泡上升过程中不断被切割成小 气泡，加大了气液接触面积，有利于氧气向液体中的传输。同时填 料及其内大量空隙延长了气泡的滞留时间，并且由于气泡上升路径 一l j 一 衄折，增大了气泡的实际上升距离，从而增加氧气与生物膜的界面 接触，利于氧气向生物膜内部的转移，提高了生物体对溶解氧的利 用率。 h a r r i s 等人1 2 9 i 的研究结果表明，一定条件下( 低于某一容积负 荷上限) ，氧气传输率随着空气流量的降低( 使溶解氧受限) 或有 机负荷的增大而增加。这是因为增大有机负荷，则b a f 内生物活 动增加，提高了氧气的需求，因而氧的转移动力增大。当有机负荷 超过某一上限，氧气传输率不再随负荷增大而增加。从化学计量关 系可知，生物系统所需的d o 可按1 0 k g k g b o d 44 5 k g k g n h 3 - n 来计算，n h 3 - n 比b o d 的氧化所需氧量大得多。当有机负荷很高 时，n h ，- n 的硝化极其微弱甚至完全停止，因而仅b o d 的去除需 要氧气。因此，尽管高负荷下进入b a f 内的底物量增大，其生物 体总的活动却可能有所减少。在不影响硝化的情况下，增大有机负 荷会提高氧气传输率，这加强了氧气传输效率与微生物活动之间的 关系。空气流量减少可提高氧气传输率，这一研究结果可应用于低 有机负荷或狭窄b a f 填料床。 根据氧的需求来调整供应的空气量可大幅度降低动力消耗。然 而，在实际运行中，通过检测出水d o 浓度而有规律地供应空气却 不容易实现。英国的s i l c h e s t e r 污水处理厂起初工作风机恒定为4 台，发现造成曝气浪费，后来，随入厂废水流量而变动鼓风机台数， 绝大多数情况下运行2 台风机即能满足曝气要求，高峰需氧时增为 3 台，结果使曝气费用降低了5 0 。t h a m e sr & dg r o u p 还开发了 更复杂的曝气控制系统，根据有效需氧量( e o d ) ，同时考虑进水 流量与浓度，来控制风机的运行台数f 2 。j 。 i 。，。， 一1 4 2 3 4 反冲洗 b a f 运行一定时间后，填料间隙截留了过多的悬浮物，并且细 胞的增殖使生物膜过厚，影响传质与传氧效果，出水水质开始下降， 水头损失升高，此时需及时进行反冲洗，以保持最佳生物膜厚度， 恢复其处理能力。反冲洗之后应立即投入运行。h a w k e s 。町提出生物 膜的厚度一般应控制在1 0 0 2 0 0 i lm ，氧气能及时供应到此厚度内 的所有微生物，此时生物膜新陈代谢能力强，出水水质好。当膜厚 度超过这一范围时，就可能导致t ( 1 ) 氧的传递速率减小，导致膜 内d o 过低，影响微生物的繁殖，生物膜活性交差，同时又抑制丝状 菌的生长，使b a f 处理能力降低，出水水质下降；( 2 ) 底物传质速 度慢，造成营养不足，生物膜不易正常形成；( 3 ) 填料间截流了过 多悬浮物，以及过量生长的微生物，使b a f 填料床的空隙度减小， 加大了滤池的水头损失，容易引起填料堵塞 l i u 等人n ”的实验结果表明，硝化生物膜能高效去除n h 。一n 的 最佳厚度为2 5 i im ，并通过计算指出，活性硝化生物膜厚度仅为7 p m 左右 反冲洗周期的设定可通过设置一定的时间或一定的水头损失高 度，当水头损失达到设定的高度时则进行反冲洗。反冲洗频率以及 冲洗的气水强度和持续时间取决于哺1 ：( 1 ) 填料比重；( 2 ) 填充床 的空隙度；( 3 ) 污染物负荷；( 4 ) 生物膜生长速率。 反冲洗强度应适度，反冲洗不充分会导致提前出现过高的水头 损失，截污能力也有所下降；反冲洗过度则会减弱对悬浮固体与 胶体颗粒的生物过滤作用。使出水澄清度降低，并且会造成生物膜 严重脱落，减少生物膜的量从而降低出水水质夏季温度较高，微 ， 、。蠹u 。 一l ，一 生物增殖快，反冲洗频率或每次冲洗的持续时间应适当增加。 m a n n 等人m ，报道，在启动初期，反冲洗之后氨氮的去除率明显 提高，但相应出水中n 0 3 - n 、n 0 2 - - n 浓度并未增加，这说明n h a n 未 发生氧化，而是通过同化作用被生物体用于细胞合成由此可知， 启动期必要的反冲洗会促进硝化生物膜的生长。他们还发现，稳态 条件下，反冲洗后运行效果并不稳定，因此他们认为规律的反冲洗 不利于反应器的运行，可能会导致系统中反冲洗捧出的生物量大于 硝化菌的生长量，因此应该在有机物或s s 去除率出现降低后再进行 反冲洗另有研究表明n 蚓，稳态运行条件下，反冲洗后n f 3 州的去 除率略有降低，l h 左右恢复正常这说明填料上仍生长着适量的硝 化菌，适宜的反冲洗操作对b a f 硝化的影响甚微。 2 3 5 其他影响因素 1 p h 值 纯培养条件下，驱硝酸菌的生长p h 为5 8 8 5 ，硝酸菌的生长 p h 为6 5 8 5 ，对从污水中富集的硝化菌群的研究表明，p h 值低 于5 8 时，硝化受到抑制。“。远失m 3 的研究发现，亚硝化菌和硝 化菌的最适p h 值分别在8 和7 附近。r o g e r 等人口3 1 认为，亚硝化 菌、硝化菌的最适p h 值范围为7 9 当p h 值6 8 时，n h ，- n 的 氧化速率几乎恒定在1 7 3 k g m s d ，当p h 一2 0 m g l 时，氨的硝化作用急 剧恶化。d e n n y ”】也提出，当液体中可溶性b o d 5 小于2 0 m g l ，才 会发生明显的硝化作用。另外，s c h l e g e p 7 1 对反应器不同高度n i x 1 3 一 n 、c o d 去除情况的研究发现，c o d 较高时，n h 3 - n 去除率很低， 当c o d 小于2 7 m g l 时，n h ，- n 的氧化率明显提高。 2 4 确化的试验研究与工程实例 2 4 1 碳氧化，硝化合并处理 稳态条件下，b a f 反应器上部有机物浓度高，异养菌大量生长， 沿着反应器高度的降低，c o d 值逐渐减少，反应器较低处会形成 一1 7 硝化的活跃层。 研究表明邮娜i ，碳氧化硝化合并处理的情况下，b a f 的c o d 负荷为3 o 3 5 k g m 3 d 时，便对n h ，n 的氧化有所抑制，c o d 负 荷超过4 k g m 3 d 后，则抑制作用更加明显，n h 3 一n 的最大氧化率 明显下降。另外，m a n n 等人i 指出，若启动期进水中n h 3 - n 浓度 较高，会利于硝化菌的生长，从而缩短启动期，但稳态运行的情况 下，硝化反应遵循零级或1 2 级反应，即b a f 内的硝化作用几乎 与氨氮浓度无关，而主要受含碳有机物浓度的限制。 b a f 进水中有机物与悬浮物浓度高，填料间隙截留悬浮物的 量较大，而且微生物合成代谢快，增殖的细胞量较多，因而反冲洗 频率较高，通常2 4 h 进行一次，冲洗水量一般为处理水量的5 1 0 1 6 m 。此外，研究者指出1 ，为了使d o 不成为硝化的限制因素， 调节曝气量使出水溶解氧为2 m g l 左右较为适宜。生产中采用5 ：1 的气水比，得到了高度硝化出水 17 1 。运行时，应根据具体工艺条 件与所要求的处理程度确定合适的气水比。 法国西部的l u n 6 v i l l e 污水处理厂日处理流量1 0 6 0 0 m 3 d ，人口 当量数为3 3 0 0 0 ，该厂把初沉池( 斜板沉淀池，用于除磷) 与b a f 结合起来，从而去除含碳有机物的同时兼能进行硝化和除磷。b a f 共设篝8 个单元，日常运行时根据实际需要决定使用的b a f 单元 数。稳态运行时，h r t 在2 h 以上，进水中平均为2 1 m g l 的n h ，一 n 可处理至1 5 m g l ，并且b o d 5 去除率可达9 5 ”1 。 碳氧化硝化合并处理与单独硝化工艺相比较，具有以下优点 【2 8 1 ： ( 1 ) 减少水头损失，即省去两缓之闭的水头损失； ， 一1 8 一 ( 2 ) 滤池个数少，节省基建费用； ( 3 ) 控制简便。 2 4 2 单独硝化 单独硝化时，含碳有机物在硝化处理前已大部分被去除，其迸 水的c ，n 值比较低，b a f 内的硝化不是零级反应，而主要由t k n 负荷控制。资料表明h 9 】，t k n 负荷从0 1 6 升至0 5 9 k g m3 d 时， 相应的n h 3 - n 去除率由9 0 降为8 4 。二者的变化呈线性关系。t k n 负荷超过0 5 9 k g m 3 d 后，硝化效果明显下降。此外，d i l l o n 2 0 】也 发现，t k n 负荷为o 4 6 k g m 3 d 时，硝化率高达1 0 0 0 , 6 ，t k n 负荷 在o 6 3 k g m a d 时，硝化程度仍可达9 0 。, 6 以上，进一步增大负荷， 硝化率出现显著下降。 单独硝化的进水悬浮物及有机营养较少，硝化菌的比增长速率 小，填料堵塞的问题较轻，因而反冲洗的间隔时间相对长一些，可 采用5 7 d ，反冲洗水量仅为处理水量2 3 即可i “】。d i l l o n 2 0 1 认 为，出水中d o 保持在l 2 m g l 即可保证反应器的曝气区d o 较 高，而且能避免在非骣气区形成缺氧区。 位于英图n o r t h b i e l e y 的污水处理厂，三级硝化池共设6 个b a f 单元，日处理流量1 0 0 0 0 m 3 d ，h r t 为4 5 m i n ，进水n h 3 - n 平均为 2 3 m g l ，出水仅为0 4 m g l ，达到了英国的g q o ( 河水水质目标) 1 2 1 1 2 5 结语 b a f 的硝化性熊优良，随着对污水脱氨要求的提高，具有良 j 恐妻 。 一l ，一 好的发展前景。目前国内对b a f 的研究尚在起步，采用b a f 处理啤 酒废水和生活污水的试验均取得了满意的处理效果“”。b a f 占地 少( 仅为传统工艺的2 0 ) ，基建投资省，其单元化构造利于分期建 设，可缓解建设资金不足的困难，因而尤其适用于我国的城市污水 处理。 近二十年来，b a f 逐渐得以发展完善，但在填料、反冲洗及曝 气方面仍需进一步研究，以降低能耗，寻求更佳的经济效益和环境 效益。 本课题研究b a f 处理生活污水时，在出水c o d 、b o d 。满足二级 捧放标准的前提下，不同工艺条件下b a f 的硝化性能。 一2 0 一 第3 章实验工作 3 。l 实验设备及流程 3 1 1 实验设备 1 生物气滤池反应器 采用内径6 c m ，总高3 。8 m 的有机玻璃柱制成反应器最底部为 2 0 c m 高的承托层( 内装砂石) ，其上部为填充床，高1 7 m ，容积为 4 7 8 l ，内装陶粒填料，沿填充床从下到上3 0 c m 、5 8 c m 、8 6 c m 、1 1 4 c m 、 1 4 2 c m 依次设5 个取样口距填充床顶部3 2 c m 处设有两个反冲洗出 水口。原水从滤池顶部漉进，经过滤料层和承托层后从滤柱底部滤 出反应器结构如图3 - 1 所示。 圈3 ls a f 构造示意图 惑黼锫，。i j 岛 一2 l 一 2 填料 填料选用2 - 5 m m 的陶粒，其特性参数如表3 1 表3 - 】陶粒特性参数 比重容重强度摩损破碎率比表面积空隙率 孔隙 塞 ( k g m 3 )( k g m 3 )( m p a ) ( ) ( e r a 2 g ) ( ) ( ) 2 46 5 0 - 8 5 04 057 1 0 0 0 03 06 5 7 8 3 初沉水箱 容积为5 0 l 的塑料水桶。 4 高位水箱 钢板焊接而成的方形水箱，容积为2 5 0 l ，水箱设有进、出水 管及排空管。 5 水泵 d b z 型上海宏大自吸泵。功率3 7 0 w , 扬程2 5 m ，吸程1 6 m 。 6 空压机 广东薪力机电厂生产的空压机。型号a c o 3 2 8 a ，功率5 5 w 。 7 空气扩散器 距填料床底部2 5 e m 、3 5 c m 处各设一个微孔曝气头，向反应器 内供氧气。微孔曝气头为圆柱形，直径2 5 r a m ，高5 0 m m 。 8 流量计 气体流量计：l z b 3 型，量程范围0 1 1 l r a i n ，沈阳市玻璃 仪器厂生产 l z j 一6 型，量程范围o 0 2 0 4 m 3 h ，沈阳市玻璃 仪器厂生产 液体流量计：l z b 型，量程范围1 6 1 0 0 i j h 。及量程范围】 一 一” 镪、，、。“曲。 7 一2 2 1 0 l h 天津市五环仪表厂生产 3 1 2实验工艺流程 生活污水在初沉水箱沉淀后，通过水泵提升到高位水箱，由流 量计控制进水流量，经管道自流入b a f 反应器上部，污水滤过填 料层，从底部排水口处排放。 通过空压机向反应器内曝气供氧，反冲洗进气、反冲洗进水自 反应器底部进入，反冲洗出水通过填料床顶部的排水口流出。实验 工艺流程如图3 2 所示。 1 初沉水箱2 水泵3 高位水箱4 反应器5 空压机 图3 2生物曝气滤池工艺流程图 5 - 2 3 3 2实验过程设计 3 2 1实验涎定项目及方法 l 曝气量及反冲洗气量 l z b 一3 型玻璃转子气体流量计。 2 进水流量及反冲洗水量 l z b 型玻璃转子液体流量计 3 p h 值 精密p h 试纸。 4 c o d 重铬酸钾法“”标准差为4 3 。 5 n i l i - n 纳氏比色法最低检出浓度为0 0 2 r a g l 。 6 b o d i 测定d 0 采用碘量法，相对偏差为5 6 。 生化培养箱，稀释倍数法m 1 。 7 s s 滤纸法测定“”。 8 水温 温度计直接溯定测试精度为0 1 9 出水d o y s im o d e l 一5 8 型溶解氧仪。精度为0 o l m g l 。 3 2 2 原水水质及出水水质标准 实验所用的生活污水取自太原理工大学校园内教工家属区。其 水质测定如下t 0 j ! 。，。西，f 一：钆 - - 2 4 一 c o d ：1 3 6 2 4 0 3 m g l b o d 6 ：6 1 2 1 1 9 9m g l n h 。- n ：1 7 4 4 8 3m g l s s ：7 6 1 4 9 8m g l p l - i ：6 7 8 8 出水水质需达到国家二级处理一级捧放标准： c o d 6 0 m g l b o d - 2 0 m g l n i i n 1 5 m g l s s 2 0 m g l 3 2 3 实验阶段的捌分 i 硝化启动期 2 第一阶段：进水流量为2 l h ( h r t = 2 3 6 h ) ， 1 5 ：l 、1 0 ：1 、5 ：l 的条件下运行。 3 第二阶段：进水流量为3 l h ( h r t = i 5 9 h ) ， 为5 ：l 、7 ：l 、1 0 ：1 的条件下运行。 分别在气水比 分别在气水比 4 第三阶段：进水流量4 l h ( h r t = 1 1 9 h ) ，分别在气水比5 ：l 、 7 ：1 、1 0 ：1 的条件下运行 5 第四阶段：在进水流量为3 l h ，气水比为7 ：1 的条件下连 续运行。 3 3 实验过程 3 3 1 挂膜 采用“快速捧泥挂膜法”，其突出优点为不需循环泵和循环池， 接种污泥量少，捷囊速度快，仅需3 - 4 天接种污泥取自太原市杨 、o h j - t 囊、。 。：， 。c 二。莲鬻j ；、 一2 5 一 家堡污水处理厂二沉池的回流污泥，由于当时污水厂停止运转，取 回后加葡萄糖曝气0 5 h 以恢复其良好的活性。将粒径为2 5 m = 的 填料漫泡在污泥中，8 h 后取出填料装入反应器中，进水流量为 0 8 l h ，2 4 h 后测进水c o d = 3 0 6 6 m g l ，出水c o d = 5 5 3 m g l ，去除 率达8 1 8 ，3 6 h 后c o d 去除率达9 2 ，生物膜不可能挂膜如此迅速， 因此c o d 的去除主要是其内活性污泥起作用，如此下去填料之间的 悬浮活性污泥会大量生长，堵塞填料间隙且使生物膜难以正常形成， 因此将反应器内陶粒全部取出，用清水漂洗两遍后重装入反应器中， 结果如表3 - 2 ，至此可认为挂膜成功。 表3 - 2 挂璇阶段c o d 去除情况 日期进水c o b出水c o d去除率水流量 ( d ) “l )( _ g l )( )( l h ) l1 8 0 61 0 8 44 0 0o 4 22 3 6 。26 0 。37 4 5o 7 32 0 5 13 1 68 4 6o 7 3 3 2 实验运行控制 挂膜成功后，开始进行b a f 处理生活污水碳氧化硝化合并处理 性能研究阶段 实验主要研究水力负荷、c o d 负荷、反冲洗、气水比等因素对 硝化的影响，旨在选择最佳工艺条件。实验过程中逐步增大进水流 量，以增大水力负荷、c o d 和n h 3 一n 负荷，并在同一水力负荷下研 究不同气水比时的硝化效果。 硝化菌最适p h 值为7 0 8 0 ，由于进水中p h 为6 7 8 8 ， 对异养菌及硝化菌的生长不会产生抑制作用，因此对p h 值不进行调 整实验期问，温度变化范围为9 5 2 5 3 - ， 一 、磐鬻瀚磐挣w 一2 6 一 第4 章实验结果与讨论 4 1硝化启动期 实验采用的接种污泥为：沉池回流污泥，虽然含有一定量的 硝化菌，但由于其附着能力比异养菌差，容易随出水流失t 且硝 化菌的世代时间较长，生长缓慢，因此挂膜结束后只生长了一定 量去除含碳有机物的异养菌，硝化生物膜并未长好，为此需经过 硝化启动期。 硝化启动期间温度为l o 1 3 9 c ，自2 0 0 0 年4 月5 日至4 月1 4 日共经历l o 天，进水流量逐渐增大，从最初的0 4 l h 经 0 7 l h 最后达到2 l h ，气水比保持在2 0 ：1 。启动期第6 天，向 进水中加入一定量的n h c l ，提高进水n h s - s 浓度至6