（环境工程专业论文）反硝化脱氮补充碳源选择与研究(1).pdf

摘要 摘要 在污水处理过程中，异养反硝化脱氮需要一定浓度的有机物作为反硝化的 电子供体，但目前我国南方污水处理厂由于进水c o d 浓度低( c o d 在2 0 0 m g l 左右) ，普遍存在脱氮碳源不足的问题，因此常常需要投加甲醇作为碳源以满足 反硝化的需要。但甲醇的毒性和昂贵价格给应用带了困难，因此寻找新型的廉 价的碳源成为迫切的需求。本文选择并研究了几种碳源在不同条件下对氮的去 除效果，以及对反应动力学参数进行了优化。 在以秸秆为碳源的情况下，选用固定化的生物膜反应器，采用推流方式， 发现水力停留时间对去除效果起非常大的影响，去除率随停留时间延长而提高， 在水力停留时间为4 2 3 h 时，去除率可以达到8 6 ，最低出水硝酸盐氮浓度为 5 1 m g l 。出水c o d 浓度较低，最高不超过6 3 2 m g ，l 。 以剩余污泥水解生成v f a s ( 挥发脂肪酸) ，水解时间对产出的$ c o d ( 可溶 解性c o d ) 量影响较大，s c o d 随水解时间线性增长。在所测6 种v f a s 当中， 乙酸含量最高，可占总v f a sc o d 的4 8 ，而总v f a sc o d 占s c o d r ( 总可溶 解性c o d ) 的4 0 0 , 4 左右。 以剩余污泥水解v f a s 为碳源的反硝化试验中，c o d 悄对去除效果影响很 大，在c o d 肘低于6 的情况下，亚硝酸盐氮积累严重并且不能被有效去除，但 脱氮率随c o d n 的增加而增大。在c o d n 大于8 4 时可以基本实现脱氮。试验 中发现，在反应过程中，追类物质可以较快速地被微生物利用，但其他类型 的c o d 在反应过程中难于被微生物利用。 本文还比较了乙酸钠，新鲜垃圾渗滤液、稳定垃圾渗滤液、剩余污泥水解 产物和淀粉五种碳源的脱氮速率，发现除淀粉外，其他四种碳源在合适c n 的 条件下均可有效去除水中n 0 3 - n ( 硝态氮) ，污泥水解产物拥有最高的脱氮速率， 新鲜垃圾渗滤液拥有最高的耗碳速率。 关键词：反硝化，反硝化动力学，污泥水解v f s ，秸秆，碳源 a b s t r a c t t h ec o do fm u n i c i p a lw a s t e w a t e ri sa r o u n d2 0 0 m g li ns o u t h e r nc h i n aa r e a t h ep r o b l e mo fl a c k so fc a r b o ns o u r c ef o rn i t r o g e nr e m o v a li sw i d e l yn o t i c e d t h e m o s tp o p u l a rm e t h o di st oa d dm e t h a n o l 勰t h es u p p l e m e n t e dc a r b o ns o u r c e , b u tt h e h i g i lp r i c eb l o c k e di t su s e 1 1 l ep r e s e n ts t u d yc o n c e n t r a t e do i lt h er e s e a r c ho ff l e w a d d i t i o n a lc a r b o ns o u r c e t h es t r a wi ss t u d i e da sc a r b o ns u u r t w h i c hi sf i x e di nap l u gr e a c t o r h r ti sa v e r yi m p o r t a n tf a c t o rw h i c hi n f l u e n c e st h er e m o v a le f f i c i e n c y ，t h eh i s h e s tr e m o v a l e f f i c i e n c yi s8 6 ，a n dt h el o w e s tc o n c e n t r a t i o no f n 0 3 - n i ne f f l u e n ti s5 1 m g l t h e e f f l u e n tc o di su n d e r 6 3 2 m g 几 t h er e s i d u a ls i u d g ei sh y d r o l y z e dt og e n e r a t ev f a sf o rd e n i t r i f i e a t i o n s c o d i n c r e a s e s 鹋i - i r tp r o l o n g s ，t h ea c e t i ct a k eap e r c e n to f4 8 i nt h e6v f a s ，a n dt h e t o t a lv f a sc o dt a k eap e r c e n to f4 0 0 , 4i ns c o d r i n c r e a s i n gh r ti su s e f u li n g e t t i n gm o r eq u a l i t yc a r b o n5 0 u r c e w h e nt h eh y d r o l y z e ds l u d g ev f a sa r eu s e da sc a r b o ns o u r c ef o rd e n i t r i f i c a t i o n ， c o d ni n f l u e n c e st h ed e n i t r i f i c a t i o n i tw a sn o t i c e dt h a to n l yw h e nt h ec o d ni s h i g l l e rt h a n8 4 ，c o m p l e t ed e n i t r i f i c a t i o nc a nb er e a l i z e d w h e nc o d ni sm o r et h a n 1 0 ，c o d no n l yi n f l u e n c e st h ed e n i t r i f i c a t i o nr a t e c o m p a r i n g t h ee f f e c to f s o d i u ma c e t i c 、l i x i v i ao f r u b b i s h 、s t a b i l i z e dl i x i v i a 、 h y d r o l y z e ds l u d g ev f a sa n ds t a r c ha st h ec a r b o ns o u r c e sf o rd e n i t i f i c a t i o n ，w ef o u n d t h a tt h eh y d r o l y z e ds l u a g ev 队sp r e s e n tt h eb e s td e n i t r i f a c t i o nr a t ea n dl i x i v i ao f r u b b i s ho f f e r e dt h eb e s tr a t eo fc a r b o t lu f i l i z a t i o n t h ed e n i t r i f i e a t i o nr a t ew a st h e s l o w e s tw h e ns t a r c h 器t h ec a r b o ns o u r c e k e yw o r d s ：d e n i t r i f i c t i o n , k i n e t i c s ，c a r b o ns o u r c e , h y d r o l y z e ds l u d g ev f a s , s t r a w 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：毒龟一、 胡年f 。月1 ；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：7 堇完杰、 1 年d 月哆日 第一章绪论 1 ，1 水环境现状 第1 章绪论 我国水资源的总量为2 8 万亿m 3 ，位居世界第四，但人均水量仅为世界水 量的1 4 ，属于贫水的国家之一，再加上水资源在不同地区的不同季节分布极不 均匀，以及主要河流、湖泊的水体污染，更加剧了我国的水资源危机。 据2 0 0 6 年中国环境状况公报报道，全国地表水总体水质属中度污染。在国 家环境监测网实际监测的7 4 5 个地表水监测断面中( 其中，河流断面5 9 3 个，湖 库点位1 5 2 个) ，i 类，、v 类，劣v 类水质的断面比例分别为4 0 、3 2 和2 8 。主要污染指标为高锰酸盐指数、氨氮和石油类等。国家环境监测网七大 水系( 长江、黄河、珠江、松花江、淮河、海河和辽河) 的1 9 7 条河流4 0 8 个 监测断面中，i i 类，、v 类和劣v 类水质的断面比例分别为4 6 、2 8 和 2 6 其中，珠江、长江水质良好，松花江、黄河、淮河为中度污染，辽河、海 河为重度污染。主要污染指标为高锰酸盐指数、石油类和氨氮。2 0 0 6 年，2 7 个 国控重点湖( 库) 中，满足i i 类水质的湖( 库) 2 个( 占7 ) ，类水质的湖( 库) 6 个( 占2 2 ) ，i v 类水质的湖( 库) 1 个( 占4 ) ，v 类水质的湖( 库) 5 个( 占 1 9 ) ，劣v 类水质的湖( 库) 1 3 个( 占4 8 ) 。其中，巢湖水质为v 类，太湖和 滇池为劣v 类。主要污染指标为总氮和总磷。 全国近岸海域一、二类海水比例为6 7 7 ，比2 0 0 5 年上升0 5 个百分点；三类 海水为8 0 0 , 4 ，下降0 9 个百分点；四类、劣四类海水为2 4 3 ，上升0 4 个百分点。 四大海区中，南海、黄海、渤海和东海的主要污染因子中都有无机氮和活性磷 酸盐。2 0 0 6 年，中国海域共发生赤潮9 3 次，较上年约增加1 3 。赤潮高发区集 中在东海海域，其赤潮发生次数和累积发生面积分别占全海域的6 8 和7 6 ；在 渤海湾、长江口外和浙江中南部等海域出现大面积赤潮“1 。 氮以有机氮和无机氮两种形态存在于水体中。前者有蛋白质、多肽、氨基 酸和尿素等，主要来源于生活污水、农业废弃物和某些工业废水，这些有机氮 经微生物分解后转化成无机氮，主要为氨氮、硝态氮和亚硝态氮。这三者通称 为无机氮。过多的氮化合物进入天然水体将恶化水体质量，影响渔业发展和危 害人体健康。氮污染物的主要危害为； 第一章绪论 1 氨氮要消耗水体的溶解氧：氨氮随污水排入水体后，可在硝化细菌作用下被 氧化为硝酸盐，每毫克氨氮氧化为硝态氮要消耗溶解氧4 5 7 毫克。 2 氨氮会影响鱼鳃的氧传递，浓度较高时甚至使鱼类死亡。硝酸盐和亚硝酸盐 有可能转化为亚硝胺，而亚硝胺是致癌、致变和致畸形物质，对人体有潜在 威胁。 3 引起富营养化。不仅使水体的使用功能部分或完全丧失，危机水生生态，而 且危害人类健康。它的危害主要表现在以下几个方面； ( 1 ) 产生异味：处于富营养化状态的水体由于藻类的过度繁殖而产生霉味 和臭味，气味不仅在空气中扩散，也使水味难闻，大大降低了水的质量。 ( 2 ) 降低水的可观赏性：富营养水体中的藻类以蓝藻和绿藻为主。这些水 藻浮在湖水表面形成一层绿色漂浮带，使水质变得混浊，透明度降低到只有0 2 米。 ( 3 ) 消耗水体溶解氧：富营养湖泊的表层中，藻类可以获得充足的阳光， 并从空气中获得足够的二氧化碳进行光合作用而放出氧气，因此表面有充足的 溶解氧。但对于深层效果正好相反。因为表面的藻类减少了阳光可穿过的水体 表面积，使投射进入湖泊深层的阳光量减少，导致深层的光合作用减弱，溶解 氧来源受限。其次，藻类在死亡后向湖底沉积，腐烂过程中消耗深层水体大量 的溶解氧，严重时使深层水体的溶解氧浓度几乎为零，使鱼类等需氧生物难以 生存叫。 随着水体富营养化的日益严重，含氮废水的有效处理已成为人们关注的热 点。污水综合排放标准( g b l 8 9 1 8 2 0 0 2 ) 对所有排放污水中的氮、磷含量都 做出了明确规定，其中氨氮的排放要严格控制在1 5 m g l ( 一级标准) 和2 5 m g l ( - - 级标准) 以下。污水处理厂提高脱氮水平势在必行。而我国现行的城市污 水处理厂普遍存在碳源不足的问题，从而脱氮效率较低。 1 2 生物脱氮原理及工艺 生物处理技术有很多种，主要是根据微生物的生长条件和供氧方式的不同 状况进行分类。生物处理一般均以不同形式实现厌氧一好氧脱氮。通常情况下， 只要污水中没有大量的难降解有机物，c o d 的去除是比较容易的，而脱氮则相 对比较复杂，需要涉及硝化和反硝化过程。 2 第一章绪论 1 2 1 生物脱氮原理 城市污水一般采用生物脱氮。生物脱氮法从反应类型分，可分为氨的硝化 作用和硝酸盐( 亚硝酸盐) 的反硝化作用两种。好氧条件下自养菌以氨为电子 供体，以分子氧为电子受体，使氨从负三价0 吖) 氧化为正三价 0 2 - ) 和正五价 ( n 0 3 - ) ，从而完成硝化作用，其反应式为啪： n h ；+ 要d 2j 出乌鹏+ h 2 0 + 2 h + - 舻( 1 1 ) f - - 2 7 8 4 2 k j n o 2 。l 2 o 2 一熊jn o 一3 一a f ( 1 2 ) f = 7 2 2 7 k j 硝化反应的总反应式为： n h 4 + 2 0 2 _ n o j + h p 七2 h 一断 1 1 。 1 j ， f = 3 5 1 k j 硝化作用是由两类不同的硝化细菌分工负责，分两步完成。亚硝酸菌负责 氧化氨为亚硝酸，硝酸菌负责将亚硝酸氧化为硝酸，亚硝酸菌和硝酸菌分别以 n i t r o s o m o n a s 和n i t r o b a c t e r 为代表。亚硝酸菌和硝酸菌通称为硝酸菌。硝化 菌属专性好氧菌，他们利用无机物如c 0 3 2 一、h a 0 3 - 和c 0 2 作为碳源，从n h 4 - 和n 0 2 - 的氧化反应中获得能量。在生理浓度条件下，n h 4 一氧化为n 0 2 - 的产生能 量为2 4 2 8 - 3 5 1 乃u 加o l ，硝酸菌的能量利用率为5 - 1 0 。 反硝化反应是指硝酸氮( n 0 3 n ) 和亚硝酸氮( n 0 2 一n ) 在反硝化菌的作用下 被还原为气态氮) 的过程。 在反硝化反应过程中，硝酸氮通过反硝化菌的代谢活动，可能有两种转化 途径，即：同化反硝化，即细胞合成，最终形成有机氮化合物，成为菌体的一 部分；另一途径为异化反硝化，即分解，最终以气态氮为产物。 同化反硝化： “h4 4 h4 4 h 4 4 h 2 m ，d 3 未2 肋峨未 2 册】一2 吗凹一赢2 峭( 1 4 ) 。- 2 胃p。- 2 j j r 徊一 一 。 一嬲，d。l 1 4 j 第一章绪论 异化反硝化： 5 c 2 h 5 0 h + 1 2 n 0 3 + + 1 2 h 一- - 1 0 c 0 2 + 2 1 h 2 0 + 6 n 2 ( 1 5 ) 以乙醇为例伽，其反应方程式为： 2 舢3j 2舢2之【2肋】_0翥n2-2hao o o ( 1 6 ) 。 。2 h ， 一日 ”7 反硝化是由异养型微生物完成的生化反应，它们在无氧或溶解氧浓度极低 的条件下，以硝酸盐作电子受体，有机物作电子供体。微生物的反硝化能力主 要是可利用碳源的函数，通常表示为c o d n 或b o d n 。理论上，去除l m g n 0 3 n 需要消耗2 8 6 ( 1 y h ) 的c o d ( y h 为异养菌的产率系数) 。根据活性污泥数学模 型a s m l ，y h 取0 6 7 ，那么去除l m g n 0 3 - n 从理论上所需可降解有机底物c o d 为 8 6 7 r a g ，而去除1 m g n 0 2 - n 理论上需要有机物底物5 2 0 m g 旧。 但进水中可生物降解c o d n = 8 6 7 时并不能进行彻底反硝化。因为进水中 部分可生物降解有机物和氮转化为生物量，一些缓慢降解有机物不足以在缺氧 条件下被迅速代谢利用，而且，系统构型不同，利用可生物降解有机物的效率也 不同。实际上，获得满意的去除效率所需的c o d n ，与c o d 是否单独作为反 硝化碳源、进水中可生物降解c o d 的比例，i 值、污水处理厂的结构以及污 泥特性等有关。所以，实际运行中实现完全反硝化所需的c o d n 与理论值有一 定差距，需要根据不同的碳源而定。 1 2 2 生物脱氮工艺 生物脱氮工艺中主要的处理构筑物是根据微生物的生理生化特性所配置的 好氧处理构筑物和缺氧处理构筑物，而处理工艺的多样性也建立在这两种构筑 物不同的变化和组合上。 1 硝化一反硝化生物脱氮法 这种脱氮方法按照生物反硝化脱氮“硝化一反硝化”的自然顺序，先进行氮 化合物的氨化和硝化，再对硝态氮反硝化以实现氮的去除，其比较典型的工艺 是由( b a a h ) 开创的三级活性污泥法流程。 这种流程的优点是好氧菌、硝化菌和反硝化菌分别生长在不同的构筑物中， 均可在各自的最适宜环境中生长繁殖，故反应速度较快：且不同性质的污泥是 分别在不同的沉淀池中沉淀分离和回流，运行管理较为方便，易于掌握，灵活 4 第一章绪论 性和适应性都较强，运行效果较好。缺点是处理构筑物多，导致设备和造价的 增高。并且由于在硝化过程中消耗了大部分的有机碳，需要在反硝化时投加碳 源以保证反硝化的完全进行，但如果投加不足，会导致反硝化不完全；投加过 量则会有有机物残留，影响出水水质。如图1 1 。 碱 图1 1三级生物脱氮系统 除上述三级生物脱氮系统外，还有以此基础改进两级生物脱氮系统和一级 生物脱氮系统。如图1 2 。图1 2 a 虚线所示为可供选择的工艺改进，是以直接 分流部分进水作为反硝化碳源为目的的。 进水 碱 a b 图1 2a 两级生物脱氮系统b 一级生物脱氮系统 出水 出水 第一章绪论 2 缺氧一好氧活性污泥脱氮工艺 前述的硝化一反硝化生物脱氮系统需要在硝化阶段投加碱，反硝化阶段投加 有机物，这使得生物脱氮系统的成本大大提高。而污水中的有机物和反硝化过 程所产生的碱度均没有得到利用。为改进这些缺点，上世纪8 0 年代前后产生了 将反硝化设备放置在处理系统最前面的方法，称为前置反硝化生物脱氮法，又 称为缺氧一好氧生物脱氮法。 此法是将硝化液以一定比例回流到反硝化设备，反硝化设备中的反硝化脱 氮菌在无氧或低氧条件下，利用进水中的有机物作为碳源，以回流消化液中的 硝酸盐作为电子受体，将硝态氮还原为氮气。反硝化过程中需要的有机碳可直 接来源于入流污水，不必外加碳源。此法可减轻硝化段的有机物负荷，减少停 留时间、曝气量和碱投加量。缺点是该流程是在硝化段出水，出流中不可避免 的含有一定浓度的硝酸盐，如果二沉池运行不当，可能发生反硝化导致污泥上 浮，恶化出水水质。此外欲提高脱氮率，必须加大内循环比，这样会使运行费 增高，而且来自曝气池的内循环污泥中含有一定的溶解氧，难以使反硝化段保 持理想的缺氧状态，脱氮率很难达到9 0 0 , 4 叫。如图1 3 。 碱 图1 3 缺氧一好氧活性污泥脱氮系统 3 其他脱氮工艺 其他生物脱氮工艺还包括氧化沟( c a r r o u s e l ) 、序批式活性污泥法( s b r ) 等。氧化沟是活性污泥法的一种改型，他把连续式反应器作为生物反应器，污 水和污泥混合在其中连续循环流动。通常氧化沟采用的污泥龄很长，污泥负荷 比较低，适合于脱氮，可以达到6 0 0 0 - - - 9 7 的脱氮率。s b r 工艺中，生化反应 和泥水分离在同一反应池内进行，污水分批次进入反应池，然后按照顺序进行 反应、沉淀、排水及闲置四部分实现一个操作周期。在进水期反应器可以通过 6 第一章绪论 搅拌或曝气实现对污水的缺氧和好氧处理，从而实现脱氮目的。 1 3 生物脱氮影响因素 生物脱氮的硝化过程是在硝化菌的作用下，将氨态氮转化成硝态氮。硝化 菌是自养菌，从无机物的氧化中获得能量。而生物脱氮的反硝化过程是在反硝 化菌的作用下，将硝酸氮和亚硝酸氮还原为其他氮。反硝化菌是异养菌兼性厌 氧菌，只能在无分子氧的状态下还原硝酸盐进行呼吸。因此这两种反应对环境 因素的要求并不相同。 1 3 1 硝化反应的影响因素主要包括： 1 ) 溶解氧 硝化反应是好氧过程，反应器内的溶解氧浓度会影响硝化过程，一般应维 持混合液的溶解氧浓度为2 3 m g l ”1 ，溶解氧浓度为0 5 - - 0 7m g l 是硝化菌可 以承受的极限。有研究表明在d o 3 - 5 时，即可认为碳源是充足的，不需外加碳源 【托】 1 4 反硝化动力学 长期以来，学者对反硝化动力学进行了大量研究，并提出了各种不同的动 力学反应模型，综合起来大概有以下几种：( 1 ) 习a m o n o d 模式( 2 ) 单m o n o d 模式 ( 3 ) 零级反应模式。 1 4 1 双m o n o d 模式 从理论上讲，脱氮过程受双底物限制，也就是受硝酸盐浓度和c o d 浓度的 限制。生物脱氮动力学研究的目的是求出硝酸盐氮电子受体和有机物电子供体 两者和微生物比增殖速率的关系。在生物脱氮中，有机物作为外加的电子供体， 如果过量，则将转为出流，使处理后出水的化学需氧量c o d 增高；如果加量不 足，则作为电子受体的硝酸盐氮将会因没有足够的还原所需的氢而残留水中， 达不到处理效果。这样就需要有机物的投加量适当，因而出现了有机物、硝酸 盐氮两者都可能成为微生物增殖率限制因素的情况。对于有两种低于饱和浓度 底物存在的反应，这两种底物必将都影响微生物的总比增殖率。辛克菜 ( s i n c l a i r ) 、苏德( s h o d e ) 等人啪1 9 9 6 指出这种双重机制可以用二重m o n o d 模型函 数表示： = 瓦i i t , 而s n ， p 比增长速率( d 1 ) s 电子供体浓度，以b o d 表示( r a g l ) 第一章绪论 n - 电子受体的浓度以n 0 3 - n 表示( m g 几) k - 硝态氮的饱和常数( r a g l ) 磁- 有机物的饱和常数( m e 4 l ) 一最大比增长速率( d 1 ) 1 4 2 单一底物m o n o d 模型 一般在实践中，有机物往往是过量投加的，也就是说有机物含量一般不会 成为脱氮反应和速率限制性因素。这样脱氮的生物动力学模型便简化成单一底 物限制的模型。1 9 7 0 年a wl a w r e n e e 和p l m c c a r t y 糕j m o n o d 方程引入水处理 领域，其表达式如下： 阻专鲁= 糕 s ， z 出 足，+ s 。 v ：硝酸盐的还原速率( d 1 ) v 。：硝酸盐氮的最大还原速率( d d ) s n ：硝酸盐氮浓度( m g l ) t ；反应时间( d ) k n ：硝态氮饱和常数( 删；l ) x ：t 时刻微生物浓度( m g v s s l ) 1 4 3 零级反应模型 由于反硝化菌属兼性厌氧菌，因而反硝化过程在缺氧条件下进行，相对在 好氧条件下进行的生化反应而言，反硝化菌的生长率是比较低的，反应速度也 是比较慢的。巴纳特( b e r n a r d ) 1 9 7 5 年提出，当有机碳源充分时，硝酸盐氮浓 度比较高时，反硝化速率和硝酸氮呈零级反应。即反硝化速率和硝酸氮浓度无 关。因此在宏观上，反硝化过程表现出零级反应。其动力学方程式为： 一_ d c ：k f d f ( i9 ) l o 第一章绪论 膏：c o - c , f ( 1 1 0 ) k 一零级反应动力学表征常数 c 0 一反应起始( r = 田) n 0 3 - n 浓度( r a g l ) c 广反应r 时间n 0 3 - n 浓度( m g 几) r 一反应时间( h ) 1 5 碳源分类及研究现状 1 5 1 碳源分类 对于反硝化过程所利用的碳源，通常是被分成三类：第一类是易于生物降 解的溶解性有机物，如甲醇，乙醇，葡萄糖等；第二类可慢速生物降解的有机 物，如淀粉，蛋白质等；第三类是细胞质，细胞利用细胞成分进行内源反硝化啪。 按照电子供体的来源来分有三种：外部投加碳源、有机体本身内部碳源和废水中 的有机物碳源。从污水生物处理的脱氮工艺来看，有机物来源主要分为以下两 大类”： ( 1 ) 内碳源 内碳源是指污水处理系统中本身自有的碳源。它包括三类：第一类是污水 中的有机碳( 以b o d ，计) ，它是比较理想也是最为经济的碳源；第二类是己从 原污水中分离出来的颗粒态慢速降解有机物( 初沉有机污泥) ，它可被转化为易 生物降解有机碳。第三类是指活性污泥微生物死亡或破裂，自溶后释放出来的 那部分可以利用的基质。如何充分利用内碳源是解决生物碳源需求的重要途径。 ( 2 ) 外加碳源 当污水中b o d t , n 值 5 9 0 41 2 3 s 9l 勰4 72 2 6 4 03 2 3 7 03 7 7 0 94 0 9 4 45 咐3 6 雾 拣壤( 獬屯) 瓣7 23 2 4 9礁孵4 8 魏8 5 2 38 9 ，7 2卵，4 s1 1 蔓2 6 丁 酸 当量c o d 浓度( m g l ) 3 7 3 05 8 4 9 勰3 3 8 7 3 21 5 3 4 21 6 1 a 91 7 5 ，4 7 2 8 7 正 浓度o 咀g m ) 2 0 7 34 9 7 07 4 。1 41 3 1 6 81 2 8 7 81 3 1 0 81 2 6 4 21 1 4 0 0 丁 酸 当量c o d 豫度秘g 疋 3 7 j 3 l娃稻1 3 3 苟2 3 7 国囊2 3 | 鞠貉5 孵2 2 7 5 6搿。1 9 异 浓度( m g 甩) 2 9 ，6 l4 争3 07 0 船7 1 5 51 2 3 1 21 3 3 ，3 21 5 7 7 01 8 18 9 戊 酸 当量c o d 浓度( m g 甩) 6 n 鹪1 0 0 ，5 t1 4 45 3l 群r 8 92 5 1 0 52 7 l 。8 s3 2 l5 s3 7 0 路 歪 辣茨( m g 臣) 暇2 44 6 4 55 2 。鲐鹑趱9 1 ；5 46 5 3 6l 。1 6 1 。1 4 戊 酸 当量c o d 浓度( m g 儿) 1 3 7 1 l 9 4 7 21 0 7 4 67 8 7 01 6 51 3 3 2 72 6 6 2 33 2 8 5 6 总v f a s 当量n 浓度m g 屯) s 3 n 6 68 1 4 1 21 1 9 1 1 91 4 甜，7 22 0 9 矗1 92 1 9 1 8 32 5 9 n 2 83 1 2 4 2 5 零簿渡s c o 秘缸懿) 2 5 嬲绷5 麓l娴7 0 9 47 4 0 9s 2 鳄 v f a c o i ) 8 0 i i ( ) 2 1 0 62 16 52 4 8 22 5 9 s3 1 4 33 0 9 03 4 9 63 7 6 6 9 0 0 0 s o 7 0 0 0 6 0 0 0 5 0 0 0 4 0 3 0 0 0 2 0 0 0 1 0 0 0 o o 12 3456789 时间( d ) 匿4 。1 水解时闻对s c 0 1 ) 的影响 ，l 嚣3 8 。s 第4 章剩余污泥转化v f a s 碳源及脱氮研究 4 。 。3 承瓣时闰对产酸效票豹彰晌 污泥消化液中各v f a 随水解时间变化情况如图4 2 所示。随着水解时间的延长， 冬v f a 的浓疫相应的增大。几种酸浓度的增长秘婷警游闯成比较好豹线性荚系。但各 释酸的壤速稽差较大，箕中乙酸酶爝逮最侠，丙羧次之，丁酸藕戊酸的增逮较後。乙酸 从水解第一天的1 8 4 ，7 4 m g l 增加到第八天的1 3 9 9 4 3 m g l ，增加6 6 倍。丙酸从第一天 的3 9 3 6 m g l 增加到第八天的3 3 6 ，2 4 m g l ，增加7 5 倍。 0123456789 时间( d ) 曩4 2 各w a 浓度麓墩瓣嚣重翅交织翡溅 五醚 鹳酸 髯丁酸 旋丁酸 髯班疆 藏虎酸 线性( 乙酸) 线性( 丙酸) 线性( 异丁酸) 线j 生( 正丁酸) 线 生异茂馥 线性汪戊酸) 如图4 3 所示，s c o d r 和v f a sc o d 随水解时间的增长情况。两者趋势相同，但 随着水解时间的延长，总v f a sc o d 浓度在发酵液的s c o d r 中所占的比例逐渐增加， 麸第一必豹2 1 0 6 璞麓弱第，k 天瓣3 7 6 6 。乙羧魇占戆比铡扶第一天骢纷缓燕刭第 八天的1 8 。与其德几种酸相比，由于同浓度的乙酸所相当的c o d 浓度较其他几种 酸低，所以增速略低于总。因此在对比释v f a s 所占的比例来看，水解时间的 延长并不能获褥更搿比例的乙酸。但由于挥发酸惫及乙酸所占s c o d t 比例持续增加， 承解对阉髂延长还楚鸯利于获褥燹多翡v f a s 。 0 6 4 2 o 8 6 垂 2 1 8 越豢 第4 章剩余污泥转化v f a s 碳源及脱氨研究 0l23456 789 时间( d ) w a sc o y s c o u r 乙酸- c o d s c o d t 图4 3v f r c 0 d s 0 0 讲随水解时间变化情况 0 6 5 3 如图4 4 所示在水解第八天时各v f ac o d 所占s c o d r 的比例。其中乙酸占 1 8 2 ，丙酸占6 0 8 ，异丁酸占2 4 6 ，正丁酸占2 4 7 ，异戊酸占4 4 7 0 , 4 ，正戊酸 占3 9 6 。总v f a s 占s c o d r 的3 7 6 6 ，其中乙酸占总v f a s 的4 8 3 6 。 图4 4 各v f a 占s 0 0 惦比例 腓鼢吣砩骗吣麟嗍 4 3 3 2 2 l l _l0000co叠 第4 章剩余污泥转化v f a s 碳源及脱氮研究 4 2c o d n 对生物转化w a s 碳源反硝化的影响 4 2 1 反应条件 在批试试验中，物料在试验开始时一次性投加。污泥取自s b r 反应器培养物。 加入待测的碳源、k n 0 3 和p 等元素。碳源用8 天的污泥水解产物上清液。从0 时刻 开始定时采样直至硝酸盐浓度趋于恒定。每次采样后立即在样品中滴加浓硫酸 ( 9 8 ) ，以终止反硝化反应( 每1 0 m l 样品加一滴浓硫酸) 。样品经中速定性滤纸过 滤后，测定n 0 3 - n 、n 0 2 - n 、c o d 及污泥的m l s s 和m l v s s 。根据每小时、每单位 m l v s s 去除的n o x - n 量来计算污泥的反硝化速率。 按照碳源对反硝化速率的影响，通常可分为易于生物降解有机物、可慢速生物 降解有机物和可用于内源反硝化的细胞物质。在反硝化过程中，不同种类碳源呈现出 不同的反硝化效果。易于生物降解的有机物是最好的电子供体，不仅其反硝化速率最 快，且还能够提高生物处理装置的能力和效率，使反硝化过程稳定可靠”1 。 碳氮比是对反硝化过程影响比较大的因素。污水厂在实际运行中，当污水的 b o d s t k n 值大于3 5 时，可以认为碳源充足，无须外加碳源。有研究表明，对于前 置反硝化系统，因为吸附而造成的c o d 快速去除，入流的c n 比大于1 5 才能达到较 好的反硝化速率。有学者认为对大多数城市污水处理需要t c o d r k n 在7 的时候可 以实现完全的反硝化。而如果需要同时脱氮除磷，则c o d r k n 至少要在9 以上。 甲醇需要的碳氮比为2 8 - 3 2 嘲，乙醇需要碳氮比达到2 嘲，而乙酸只需要碳氮比为 1 4 5 伽1 ，而葡萄糖要碳氮比至少为6 b 1 1 。而有学者认为污水的反硝化脱氮能力主要由 慢速生物降解碳源的含量来决定，基于它的脱氮量占总硝氮去除量的一半左右”1 。 e l e f s i n i o t i s n 5 1 试验显示在以污泥水解v f a s 作为碳源的试验中，按照化学计量学标准 所需要的c n 比为1 6 8 ，但他的试验显示即使在c n 远低于l 的时候，反硝化反应 也没有明显受到抑制。并且他发现以污泥水解生成的v f a s 脱氮速率与人工选择几种 v f a 配置而成的碳源相近，表明污泥水解v f a s 碳源的优良品质。 本节试验目的是考察c o d n 值对反硝化效果的影响及确定以剩余污泥水解产 物作为碳源的合适c o d n 值。 4 2 2 低0 0 d n 反硝化研究 第4 章剩余污泥转化v f a s 碳源及脱氮研究 4 2 2 1 固定初始硝酸盐浓度 本节考察初始硝酸盐氮浓度为4 0 m g l ，亚硝氮浓度为1 2 m g l 时，不同起始 c o d n 情况下的反硝化效果。m l s s 在3 0 0 0 m e , i 。左右。反硝化效果与c o d n 见表 4 2 。 表4 2 各c o d n 下的反硝化效果 、测试指标 c o d n n 0 3 - nn 0 2 - nn o x - nm l s s 进水( m g l ) 4 0 9 61 2 5 2 95 3 4 9 3 6 出水( m g l ) 2 0 07 4 6 29 ，4 6 2 9 8 0 m g l 去除率c ) 9 5 1 08 2 3 0 进水( m g l ) 4 0 9 61 2 5 55 3 5 2 4 8 出水( m g l ) 1 8 25 8 67 6 8 3 0 0 1 m g l 去除率( ) 9 5 5 58 5 6 3 进水( r a g l ) 3 9 1 11 1 4 85 0 5 9 6 出水( r a g l ) 2 5 50 1 32 6 9 3 0 1 6 m g l 去除率( ) 9 3 4 59 4 6 7 o 2 0 4 0 6 08 01 0 0 1 2 0 1 4 0 1 6 0 1 8 02 0 0 时间( r a i n ) 一c o d n ：3 6 - c o d n ：4 8 r c o d n ：6 图4 5 各c o o n 条件下硝酸盐氮处理效果 蛎弱拍加坫m 0 o ri、3魁铎n-0z 第4 章剩余污泥转化v f a s 碳源及脱氮研究 如图4 5 所示c o d ，n 与硝酸盐氮浓度随反应时间变化的关系。三个反应器的 c o d n 分别为6 ，4 8 和3 6 。三个反应器的初始n 0 3 - n 浓度都为4 0 m g l 。可以看出， 随着c o d n 的增大，相应的c o d 浓度增大，因此n 0 3 n 的去除速率加快。当c o d n 为6 时，n 0 3 - n 在1 2 0 m i n 时下降到2 5 5 m g l ；当c o d n 为4 ，8 时，n 0 3 - n 在1 6 0 m i n 的时候下降至1 8 2 m g l ；当c o d n 为3 6 时，n 0 3 - n 在1 8 0 m i n 时降至2 0 0 m g l 。 使硝酸盐浓度降低到同样的水平，碳氮比值为6 时比3 6 时提前了一个小时。 02 04 06 08 01 0 01 2 01 4 01 6 01 8 02 0 0 时间( m i n ) + c o o n ：3 6 + c 0 d n ：4 8 + c o d n ：6 图屯6 各c o d n 条l a e - f 亚硝酸盐氮处理效果 如图4 6 所示c o d n 与亚硝氮浓度随反应时间变化的关系。不同的c o d n 对 n 0 2 - n 浓度的变化曲线是完全不同的。当c o d n 为6 时n 0 2 - n 浓度变化是先升高然 后降低。这是由于碳源比较充足，在初始阶段，n 0 3 - n 被迅速降解为n 0 2 - n ，并出现 少量积累，随后由于n 0 2 - n 生成速率减慢，在没有新生成n 0 2 - n 的情况下，n 0 2 - n 浓度随时间延长逐渐降低，在1 0 5 m i n 时完全降解。c o d n 为4 8 时，n 0 2 n 浓度随 时间延长一直降低。因为碳源相对c o d n 为6 时不足，n 0 3 n 降解速率缓慢，n 0 2 - n 生成速率低于降解速率，n 0 2 - n 浓度呈现平缓降低趋势，随着可用碳源基本被消耗， 至1 0 5 m i n 时，得到最低值5 8 6 m g l 。c o d n 为3 6 时，碳源不足的情况较严重，n 0 3 - n 和n 0 2 - n 的降解都十分缓慢，但由于n 0 3 - n 降解相对容易，从4 0 m i n 开始，n 0 2 - n 开始积累，到9 0 m i n 时高达2 7 2 6 m g l 。其后随着n 0 2 - n 生成量的减少，在1 8 0 m i n 时到达最低值7 4 6 m g l ，其后浓度保持稳定。 如图4 7 所示在低c o d 浓度下n o x - n 随时间变化的情况。c o d n 对n o x - n 的 去除量和去除效率都有影响。随着c o d n 的减少，出水n o x - n 的浓度分别为 6 4 2 0 8 6 4 2 0 一3世爱n_艿z 第4 章剩余污泥转化v f a s 碳源及脱氮研究 2 6 9 m g , l 、7 6 8 m g l 和9 4 6 m g l 。并且随着c o d n 的减少，n o x - n 的浓度达到最低 稳定值所用的时间也增加，分别为1 2 0 m g l 、1 6 0 m g l 和1 8 0 m g l 。可以看出在c o d n 为6 的时候基本实现对n o x - n 的去除。 6 0 o 5 0 旨4 0 篓3 0 平2 0 21 0 o 02 04 06 08 01 0 0 1 2 0 1 4 0 1 6 01 8 0 2 0 0 时间( 丑i n ) c o d n = 3 6 一c o d , n = 4 8 + c 0 d n = 6 图4 7 各c o d n 条件下n 0 r - n 处理效果 如图4 8 可以看出在不同c o d n 下各组分氮的去除率。在三种不同的c o d n 情 况下，n 0 3 - n 的去除率没有较大的区别，因为n 0 3 - n 的浓度较低，并且其降解十分 迅速，在反应初期碳源充足的时候n 0 3 - n 就已经被快速降解为n 0 2 - n 。但在碳源相 对较低的工况下，由于后期碳源浓度低，可以明显看出后期n 0 2 - n 去除能力的不足， 并导致了 i n 的去除不足。在c o d n 为6 情况下，n o x n 的去除率为9 4 7 ，比c o d n 的情况下的8 2 3 高1 2 3 。 1 0 0 9 5 喜9 0 鬻8 5 7 5 3 64 86 c 0 0 n 日i 岫o - n凸州 图4 8c o d n 对各成分氮去除率的影响 4 0 第4 章剩余污泥转化v f a s 碳源及脱氮研究 4 2 2 2 固定初始c o d 浓度 表4 3c o o 为3 6 0 m g l 时的处理效果 、型算指标 n 0 3 - nn 0 2 - n n 0 = k - n ，s s c o d n 进水( m g r l ) 4 3 1 8o 7 84 3 9 6 8 4 出水( r a g l ) o1 62 5 42 7 0 2 9 7 6 m g l 去除率( ) 9 9 6 3 9 3 8 6 进水( r a g e ) 5 2 2 21 0 2 5 3 2 5 6 5 出水c r a g l ) 7 1 85 1 l1 2 2 9 3 0 2 1 m g l 去除率( ) 8 6 2 6 7 6 9 2 进水( r a g l ) 7 9 0 0 o 7 57 9 7 5 4 9 出水( m g l ) 1 4 7 51 0 4 52 5 1 9 3 0 1 4 m g l 去除率( ) 8 1 3 3 6 8 4 1 试验进水c o d 浓度为3 6 0 m