（环境工程专业论文）城镇污水化学生物联合处理工艺优化研究.pdf

摘要 摘要 目前，由于经济、技术水平等因素，我国广大中小城镇的污水厂普及率仍较 低，开发低成本、高效率、运行管理简单的污水处理工艺十分有意义。据此， 课题主要以中低浓度污水为研究对象，在上海市竹园第一污水处理厂开展了中 试试验，研究强化混凝悬浮填料床生物氧化联合工艺的处理效果，优化工 艺的运行参数，探索适宜的工艺路线，为新工艺的广泛应用提供经济可行的工 艺实施方案。 中试表明，p a c 、p f s 对于中低浓度污水有明显的强化处理效果。混凝剂的 种类对于污染物的去除有较大的影响。综合p a c 与p f s 对污染物的去除效果以 及经济性分析，中低浓度水质条件下，p a c 更适合于强化混凝悬浮填料床 生物氧化工艺，在0 5 m g l 的p a m 剂量下，p a c 最佳投药量为3 0 m g l 左右。 冬春季低温条件下，工艺对c o d c r 的去除仍具有耐冲击负荷的优点，出水 较为稳定，可保持在5 0 m g l 以下；组合工艺总出水t p 、n h 3 - n 、t n 基本能达 到城镇污水处理厂污染物排放标准中一级b 标准。 冬春季低温条件下，组合工艺运行参数的优化主要依据于t p 、n h 3 n 和t n 的去除效果。c e p t 段仍可采用夏季最优p a c 投药量3 0 m g l ；为了保证稳定的 硝化、反硝化除污染效果，可将曝气段的d o 控制在3 - - 4 m g l ，适当延长缺氧 段h r t ，或者增大填料投配率至5 0 、更换大比表面积填料以维持更多的生物 膜量，以达到良好的出水效果。 将普通悬浮填料床生物氧化功能和固液分离功能融合于一体，中试表明， 出水的c o d c ，基本能达到一级排放要求。反应器出水n h 3 n 仅能达n - 级排放 标准，应进一步调整运行参数，强化其生物硝化效果。要使一体式悬浮填料床 生物膜反应器出水s s 达到回用水标准，运行周期应定在7 天以内。本中试试验 较为合适的反冲洗方式是，采用穿孔管曝气对固液分离区进行气冲。影响反冲 洗效果的最重要的参数是反冲洗曝气强度及冲洗时间。 通过技术经济分析，并与传统工艺相比较，该化学生物联合处理工艺无论 是总投资还是运行费用都有一定的优势。该工艺适合于中小城镇污水处理，具 有出水稳定，投资节省，管理方便等优点，具有明显的经济效益和社会效益， 摘要 符合水环境保护的长远发展趋势，具有广阔的应用前景。 关键词：城镇污水，强化混凝，悬浮填料床，联合处理 i i a b s t r a c t a b s t r ac t c u r r e n t l ym o s ts i n a i l c i t i e sa n dt o w n so fo u rc o u n t r ya res h o r to fw w t p s a n d b e c a u s eo ft h ew e a ke c o n o m i ca n dt e c h n i c a lc o n d i t i o ni nt h e s ea r e a s ，i t ss i g n i f i c a n t t od e v e l o pn e wp r o c e s so fw a s t e w a t e rt r e a t m e n tw i t hl o wc o s t s ，h i g he f f i c i e n c i e sa n d e a s ym a i n t e n a n c e d u et ot h i s ，t h i st h e s i sp r e s e n t st h er e s u l t so fap i l o t s c a l et e s t i n go n t h e m u n i c i p a ls e w a g e t r e a t m e n tw i t hl o w m e d i u mc o n c e n t r a t i o n t h r o u g h c e p t - m b b rc o m b i n e dp r o c e s s ，w h i c hw a sc o n d u c t e di ns h a n g h a iz h u y u a nn o 1 w w t p t h e p u r p o s eo f t h er e s e a r c hw a st os t u d yt h ef e a s i b i l i t yo ft h en e w p r o c e s s t o o p t i m i z et h ep r o c e s sp a r a m e t e r sa n dt op r o v i d ep r a c t i c ef o rt h ea p p l i c a t i o ni nt h e f u t u r e w i t ht h ee x p e r i m e n tr e s u l t ，p a ca n dp f sc a ne n h a n c et h ec o a g u l a t i o ne f f e c to f t h i ns a n i t a r yw a s t e w a t e rt r e a t m e n t a n dd i f f e r e n tc o a g u l a n tb e h a v e sd i f f e r e n ti nt h e r e m o v i n ge f f i c i e n c yo fp o l l u t a n t s c o n s i d e r i n gt h er e m o v i n ge f f i c i e n c yo fp o l l u t a n s a n dt h ee c o n o m i cf a c t o r , p a ci sm o r es u i t a b l ef o rc e p t - m b b rc o m b i n e dp r o c e s s u n d e rt h el o w m e d i u mc o n c e n t r a t i o nw a s t e w a t e rt r e a t m e n t w h i l et h ep a m d o s e da t o 5 m g l ，p a ch a st h eo p t i m i z e dd o s a g ea ta b o u t3 0 m g l i nt h ew i n t e r , t h ep r o c e s sc a ns t i l lr e s i s tt h ec o m p a c tl o a dw i t ht h e s t e a d y e f f l u e n t sc o d e rk e e p i n gl e s st h a n5 0 m g l t h ee f f l u e n t sc a nm e e tt h ec l a s sb s t a n d a r d so fl e v e rao fd i s c h a r g es t a n d a r d so fp o l l u t a n t sf o rm u n i c i p a l w a s t e w a t e r t r e a t m e n tp l a n t u n d e rt h el o wt e m p e r a t u r e ，t h ep a r a m e t e r s o p t i m i z a t i o nm o s t l yd u et ot h e r e m o v i n ge f f i c i e n c yo ft p , n h 3 - na n dt n t h eo p t i m i z e dd o s a g ec a nb e3 0 m g lo f p a cw i t h o u tp a m i no r d e rt ok e e pt h es t e a d yn i t r a t i o na n dd e n i t r a t i o nr a t e ，t h e d i s s o l v e do x y g e no ft h ea e r a t i o na r e ac a nb ec o n t r o l l e da t3 4 m g l b e s i d e s ，w ec a n e x t e n dt h eh y d r a u l i cr e t e n t i o nt i m e ，o ra u g m e n tt h ev o l u m er a t i o no ff i l l e r st o5 0 ， a n dc h a n g et h ee x i s t i n gf i l l e r st oo t h e r sw i t hl a r g ea r e ar a t i o t h ep i l o te x p e r i m e n ti n d i c a t e st h a t ，w h e nt h es u s p e n d e dc a r r i e rb e df u n c t i o n w i t ht h es o l i d l i q u i ds e p a r a t i n ga r e aa saw h o l eb o d y , t h ee f f l u e n tc o d c rc a l lm e e t i i i a b s t r a c t l e v e ra r e q u e s to fd i s c h a r g es t a n d a r d s ，w h i l et h ee f f l u e n tn h 3 一nc a nj u s tr e a c h l e v e rbo fd i s c h a r g es t a n d a r d s i no r d e rt oe n h a n c et h en i t r a t i o ne f f e c t ，t h er u u n i n g p a r a m e t e r ss h o u l db ef u r t h e r l ya d j u s t e d i no r d e rt om e e tl e v e rar e q u e s to fs s d i s c h a r g es t a n d a r d s ，t h er u n n i n gp e r i o ds h o u l db el e s st h a n7d a y s c o m p a r a t i v e l y , a e r a t i o nf l u s hi sm u c hm o r es u i t a b l ef o r t h ee x p e r i m e n t a n da e r a t i o ni n t e n s i t ya n d f l u s h i n gt i m ea r e t h em o s ti m p o r t a n tp a r a m e t e r s b a s e do nt h ee s t i m a t i o no fi n v e s t m e n tc o s t ，t h ec o m b i n e dp r o c e s sh a sal o w e r c o s tf o rb o t hc a p i t a lc o n s t r u c t i o na n do p e r a t i o n t h ep r o c e s sm e e t st h er e q u i r e m e n t s o fw a s t e w a t e rt r e a t m e n tf o rs m a l lt o w n si nc h i n aa n dh a ss e v e r a la d v a n t a g e sa s b e l o w , i n c l u d i n gh i g ha n ds t e a d ye f f i c i e n c y , l o wi n v e s t m e n tc o s t ，s i m p l eo p e r a t i o n ， e t c t h es u s t a i n a b l ep r o c e s sm a t c h e st h el o n g t e r mp r o p o s eo ne n v i r o n m e n t a l p r o t e c t i o na n dh a sab r i g h tp r o s p e c ti na p p l i c a t i o n s k e yw o r d s ：m u n i c i p a ls e w a g e ，e n h a n c e dc o a g u l a t i o n ，s u s p e n d e dc a r t i e rb e d , c o m b i n e dt r e a t m e n t i v 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：张燕 2 0 0 7 年弓月2 日 经指导教师同意，本学位论文属于保密，在年解密后适用本授权书。 指导教师签名： 屋叶宁 学位论文作者签名：张燕 2 - 0 。7 年弓月2 h 二厂年8 月 2 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，均己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。 签名：张燕 劫d 7 年弓月1 2 日 第一章引言 第一章引言 1 1 污水脱氮除磷工艺研究进展及其原理、影响因素 1 1 1污水脱氮除磷机理 1 1 1 1 生物脱氮机理 污水中氮的存在形式主要有：氨氮( n h 3 n ) 、亚硝酸盐氮( n 0 2 - - n ) 、硝 酸盐氮( n 0 3 - - n ) 以及有机氮( 蛋白质、氨基酸、尿素等) 。污水进入生化反应 器后，总氮主要有三种出路：随剩余污泥排除、以气态形式逸出、随出水流排 出。而污水处理工艺中生物脱氮的目的是，尽量减少出水中含氮量。其过程主 要是将污水中的有机氮和氨氮通过生物硝化、反硝化作用转化为氮的气体形态 逸出，具体见图1 1 1 。 图1 1 1 污水生物处理中氮的转化过程 ( 一) 氨化 氨化是一种普遍存在的生化作用，它的功能是把大分子有机氮转化成氨氮， 绝大多数的异养菌都具有氨化功能。因此，在脱氮工艺中，氨化阶段通常不作 为控制步骤考虑。污水中有机氮化合物脱氨的方式主要有水解脱氨、氧化脱氨、 还原脱氨和减饱和脱氨【3 】，其化学计量方程见式1 1 1 4 。 水解脱氨基r c h n h ，明马r 凹伽伽+ n h ，( 式1 1 ) 氧化脱氨基r c h n h ，c o o h 玛j r c = o c o o h + n h ，( 式1 2 ) 还原脱氨基r c h n h ，c d 伽丝j r c h ，c o o h + n h ，( 式1 3 ) 减饱和脱氨基 r c h 2 c ( c o o h ) 2 n h 2 一r h c = c ( c o o i 4 ) 2 + n h 3 ( 式1 4 ) ( 二) 硝化 硝化包括亚硝化作用和硝化作用两部分，氨氮首先在有氧条件下被微生物 氧化成亚硝酸盐，然后再进一步氧化成硝酸盐氮。亚硝酸细菌和硝酸细菌统称 第一章引言 为硝化菌，属化能自养菌。硝化菌具有以下特征【4 】： 1 ) 自养性以无机碳化合物为碳源，从氨氮或亚硝酸盐氮的氧化中获得能 量。其生长不仅不需要有机底物，而且当有机物浓度过高时，对硝化菌的生长 不利。一般认为有机物负荷小于o 1 5 k g b o d 5 k g s s d 时，硝化反应才正常运行。 2 ) 生长速率低亚硝化菌世代期为8 - - - 3 6 小时，硝化细菌为1 2 - - - , 5 9 小时， 两者的世代时间均很长，其生长速率远远低于异养细菌的生长速率。因此，在 生物反应器内要维持一定的硝化细菌数量，必须保证足够长的泥龄； 3 ) 好氧性硝化细菌在同化合成细胞时需氧化大量的氨，因此反应器内必 须维持较高的溶解氧浓度，一般在2 m g l 以上： 4 ) 依附性硝化细菌和悬浮固体有强烈的亲和作用，易依附在悬浮固体、 填料等固体介质上，具有附着生长的特点【5 】； 5 ) 对环境因素敏感硝化细菌利用能量的效率很低，只能利用氧化氨和亚 硝酸所产生能量的5 - - 1 4 。导致其生长速率十分缓慢、对d o 要求高，在缺氧 环境下容易失去活性。 若用c 5 h 7 n 0 2 表示硝化细菌的化学组成，则氨氮氧化和新细胞合成的反应 方程式可描述为1 5 1 6 ，总方程式可合并为式1 7 【6 1 。 5 5 n h + 7 6 0 2 + 1 0 9 h c 0 - ；3 一c 5 h 7 n 0 2 + 5 4 n 0 ；+ 5 7 日2 0 + l o 锕2 c 0 3 ( 式1 5 ) 4 0 0 n q + n h 4 + 1 0 4 h 2 c 0 3 + h c q + 1 9 5 0 2 - 9 c 5 h 7 n q + 4 0 0 n q - + 3 h 2 d ( 式1 6 ) n h + 1 9 8 h c q + 1 8 6 0 2 0 0 x ：s h 7 n 0 2 + 0 9 8 n g + 1 0 4 h 2 0 + 1 8 8 h 2 c 0 3 ( 式1 7 ) 通过式1 7 可计算出，每氧化1 9 氨氮为硝酸盐氮需消耗7 1 4 9 碱度( 以c a c 0 3 计) 、4 5 7 9 氧。故在硝化过程中，p h 值和供氧量要保证满足要求。 ( _ - - - ) 反硝化 反硝化反应是指硝酸盐氮和亚硝酸盐氮在反硝化细菌的作用下，被还原为 气态氮的过程。反硝化细菌主要为兼性异养菌。当污水中存在游离氧时，它们 以氧为电子受体进行好氧呼吸；当污水中无游离氧时，则以硝酸盐或亚硝酸盐 为电子受体，以有机碳为电子供体和营养源进行反硝化反应【7 1 。有些细菌在缺少 硝酸盐或氧气的条件下也可以完成发酵过程。 生物反硝化过程可表述如下： n o ；+ 3 日j 互1n 2 + 日2 d + o h n o ；+ 5 日_ 三2 + 2 h ：d + o h 一 2 ( 式1 9 ) ( 式1 1 0 ) 第一章引言 从上述公式可得出，还原l gn 0 2 一和n 0 3 一为：时，分别需要1 7 1 9 和2 8 6 9 b o d 为供氢体、同时产生3 5 7 9 碱度( 以c a c 0 3 计) 。 1 1 1 2 除磷机理 城市污水中的含磷物质基本上都是不同形式的磷酸盐( 简称磷或总磷) 。根 据物理特性( o 4 5u 微孔滤膜过滤) 可将该类磷酸盐物质分为溶解性和颗粒性两 类；按化学特性( 酸性水解和消化) 则可分为正磷酸盐、聚合磷酸盐和有机磷 酸盐，分别简称为正磷、聚磷和有机磷。 所有的污水除磷方法都包含两个必要的过程，首先将溶解性含磷( 磷酸盐) 物质转化为不溶性的悬浮颗粒性形态，然后通过悬浮颗粒的去除将磷从污水中 除去。能够结合磷酸盐实现除磷的固体包括富磷的生物固体和难溶的金属磷酸 盐化学沉淀【2 】o ( 一) 生物除磷 和生物脱氮不同，由于磷及其化合物在常温常压下不存在稳定的气体形态， 因此随污水进入生化反应系统的总磷只有两条出路：一是随剩余污泥排除，另 一出路是随出水流排出。为了控制出水流中磷的浓度，生物除磷的目的在于提 高剩余污泥的含磷量和排放量，努力减少出水中总磷的浓度。 污水生物除磷技术的发展起源于生物超量除磷现象的发现，即微生物吸收 的磷量可超过微生物正常生长所需要的磷量。厌氧条件下聚磷微生物利用分解 胞内聚磷( 同时释放磷) 产生的能量吸收废水中的有机物( 主要是短链脂肪酸) ， 并在胞内合成聚羟基丁酸；在随后的好氧条件下聚磷菌利用分解胞内聚羟基丁 酸产生的能量超量吸收磷。 一般生物除磷工艺流程都包含厌氧操作段和好氧操作段，使剩余污泥的含 磷量达到3 7 。由于进入剩余污泥的含磷量增大，处理出水的磷浓度明显降 低。 ( 二) 化学除磷 在污水中含磷固体的物理去除以及随后的处理过程中，为了避免磷又回流 到污水处理工段，必须控制磷的再次溶解和释放。当磷的排放要求很高，一级 处理和二级生物处理均不能满足磷的排放要求时，通常需要投加药剂进行化学 除磷。大多数情况下污水的化学除磷都与生物处理相结合，纯化学处理的情况 很少。 第一章引言 化学除磷的基本原理是通过投加化学药剂形成不溶性磷酸盐沉淀物，然后 通过固液分离将磷从污水中除去。固液分离可单独进行，也可与初沉污泥和二 沉污泥的排放相结合。按工艺流程中化学药剂投加点的不同，磷酸盐沉淀工艺 可分为前置沉淀、协同沉淀和后置沉淀三种类型。前置沉淀的药剂投加点是原 污水，形成的沉淀物与初沉污泥一起排出。协同沉淀的药剂投加点包括初沉出 水、曝气池及二沉池之前的其它位点，形成沉淀物与剩余污泥一起排出。后置 沉淀的药剂投加点是二级生物处理之后，形成的沉淀物通过另设的固液分离装 置进行分离，包括澄清池或滤池【2 】。 可用于化学除磷的金属盐主要有3 种：钙盐、铁盐和铝盐。表1 1 1 列出了 化学除磷中的主要反应方程式【7 j 。 表1 1 1 化学除磷主要反应机理 从表1 1 1 可看出，等摩尔的铝盐或铁盐可以沉淀等摩尔的磷酸根，但在实 际反应中，由于有许多竞争性反应以及存在于污水中的碱度、p h 、水中杂质成 分、配位体等的影响，实际反应要比方程式描述的复杂的多，生成的沉淀物成 份也比表中所列要复杂。 1 1 2 污水脱氮除磷的影响因素 1 。1 。2 。1 生物硝化与反硝化过程影响因素 影响硝化反应的因素主要有以下几个方面： 1 ) 温度生物硝化可在4 - 4 5 c 范围内进行。亚硝酸菌最佳生长温度为3 5 ，硝酸菌最佳生长温度为3 5 , - - , 4 2 。c 。温度不但影响硝化菌的比增长速率，而 且影响硝化菌的活性。因此在冬季，低温是影响生物硝化的重要因素。对于活 性污泥系统，硝化菌在活性污泥中约占5 ，一旦活性污泥流失，很难在短期内 4 第一章引言 恢复；而对于附着型生长的生物膜，温度对其硝化的影响要比活性污泥小得多 【8 9 】 o 2 ) 溶解氧硝化菌是好氧菌，硝化反应必须在好氧环境下进行，故d o 是影 响硝化反应的重要因素之一。液相主体与生物絮体内部溶解氧浓度有相当大的 差异，对生物膜系统尤其如此。因此，提高液相中溶解氧浓度，将有助于提高 溶解氧对生物膜的穿透力，从而提高硝化反应速率【1 0 。2 1 。对于活性污泥法系统， 只要将d o 浓度控制在1 2 2 m l 范围，即可发生硝化反应；而对于生物膜法 处理系统，为使生物硝化顺利进行，液体主体区需保持较高的d o 浓度，一般 d o n h 3 一n = 2 7 2 j 。 3 ) p h 值和碱度硝化反应对p h 值变化十分敏感。当p h 值低于6 8 时，反 应速度显著下降；当p h 值接近5 8 6 0 时，反应速度仅为p h 为7 0 时的1 0 2 0 ；当p h 值为7 5 8 0 时，硝化速率基本上不受p h 值影响。通常采用的p h 值为7 0 7 2 ，在此条件下，可维持比较理想的硝化速度【1 3 】。 4 ) 抑制物质某些有机和无机物对硝化菌有抑制作用。一般情况下，这种 抑制不会使硝化反应停止，但会大大降低硝化速率。如重金属对硝化菌有抑制 作用，这包括z n 、c u 、h g 、c r 、h i 、a g 、c o 、c d 、p b 等：游离氨或非离子化 亚硝酸盐也对硝化菌有抑制作用，这种抑制影响取决于总氮浓度、温度和p h 。 一般污水处理厂污泥消化池上清液回流到生物处理系统也将使硝化速率在一定 程度上降低。 5 ) 泥龄通常为保证活性污泥法在各季节都具有良好的脱氮效果，要求将 泥龄控制在8 d 或以上。 6 ) 有机负荷硝化菌在任何温度条件下比增长速率都远小于异养菌，当有 机底物充足时，异养菌会大量增殖，在和硝化菌对溶解氧的竞争中会占据优势 地位，从而抑制硝化菌的生长。表1 1 2 列出了b o d 5 t k n 与硝化菌所占比例的 关系。通常，在工程设计中，将有机物负荷控制在0 1 5 k g b o d 5 k g s s d 以下， 可以保证硝化反应的进行。 第一章引言 影响反硝化反应的因素主要有以下几个方面： 1 ) 温度 温度对反硝化过程速率的影响遵从a r r h e i u s 方程，可用式1 1 1 表示。 q d r = q d 2 0 0 卜2 ( 式1 1 1 ) 其中，如r 温度t 时反硝化速率，g n o ；一n g v s s d ； g d 2 0 叫0 时反硝化速率，g n o ；- n g v s s d ； o 温度系数，1 0 3 - 1 0 5 。 反硝化反应温度较宽，在5 4 0 范围内都可进行，最适宜的运行温度为 1 5 - - - 3 5 。在低温条件下运行时，为了保证反硝化效果，可适当延长反硝化段 水力停留时间。 2 ) p h 值反硝化过程最适宜p h 为7 0 7 5 ，不适宜的p h 值影响反硝化 菌的增殖和酶的活性。当p h 值低于6 0 或高于8 0 时，反硝化反应受到强烈抑 制。反硝化过程中，每还原l g n o ；一会产生3 5 7 9 碱度( 以c a c 0 3 计) ，这补 充了在硝化过程中消耗的一部分碱度，有助于减小p h 值的变化幅度。 3 ) 溶解氧 反硝化菌是兼性细菌。既可利用游离氧进行有氧呼吸，也可利用硝酸盐氮 进行无氧呼吸。优先进行哪种呼吸，主要取决于呼吸产能效率。表1 1 3 列出了 反硝化与有氧呼吸产能比较【2 1 0 从表中可看出，当同时存在游离氧和化合态氧时， 有氧呼吸产生较多的能量，有氧呼吸将优先进行。因此，必须保持缺氧状态才 能保证反硝化顺利进行。一般认为，活性污泥系统中，溶解氧应保持在o 5 m g l 以下，才能使反硝化反应正常进行；而在附着型生长系统中，由于生物膜对氧 传递的阻力大，易形成缺氧的微环境，在较高的溶解氧浓度下，也能发生反硝 化反应。 6 第一章引言 4 ) 反硝化碳源和c n 比 在反硝化过程中，碳源状况及优质的电子供体对反硝化程度影响很大，最 终影响脱氮效果。有研究表明，相对较高的c o d 负荷对反硝化有毒害作用 1 4 - 1 5 】， 而较低的c o d n 比则导致反硝化不充分等后果【16 1 。一般，可利用外加碳源、废 水中所含碳源、以及微生物内源呼吸所溶出的有机碳来进行细菌反硝化。另有 研究【1 7 l 表明，内源呼吸的反硝化速率仅为投加甲醇作为外碳源反硝化速率的1 0 。 生物脱氮过程中，碳源可来自于三个方面：废水中的可生物降解有机物； 内源代谢中产生的可生物降解有机物；外加碳源，如甲醇或醋酸盐等。有 研究表明进水中碳源的类型和质量对反硝化速率和反硝化程度都有影响【l8 1 。一 般认为，当污水中b o d 5 t k n 3 - 5 时，可认为碳源充足。 1 1 2 2 生物除磷工艺性能的主要影响因素 影响生物除磷的主要因素有：厌氧生境：厌氧区的氧化还原电位、d o 、 n 0 3 - 或n 0 2 - 等；水质和其它的环境因子：基质的可利用性及其特征、环境 的p h 、温度等；工艺的运行参数和运行方式：泥龄、厌氧区停留时间、污泥 沉降性能、污泥处置方法等【1 9 】。其具体影响见表1 1 4 【2 0 l 。 表1 1 4 生物除磷的主要影响因素 因此，在污水处理厂的设计和运行管理中，通过合理选择污泥龄、厌氧区 7 第一章引言 停留时间、污泥负荷等工艺参数，严格控制污水c n p 比值、厌氧区的氧化 还愿电位、d o 、n 0 3 - 或n 0 2 - 浓度、反应池的p h 、温度等环境条件，将大大提 高生物除磷的效率，使污水处理厂实现达标排放。 1 1 3 污水脱氮除磷工艺研究进展 1 1 3 1 传统工艺 生物脱氮除磷技术由于具有同时脱氮除磷、且处理成本低等优点而得到广 泛应用。目前，同时生物脱氮除磷工艺中比较成熟的主要有以下几种：a 2 o 系 列、s b r 系列和氧化沟系列【2 1 】。 ( 一) a 2 o 系列 1 9 7 4 年b a r n a r d 首先提出p h o r e d o x 过程：回流污泥在进入好氧段之前，必须 先与进水进行厌氧接触，才能完成生物除磷过程。b a r n a r d 的成果后来由a i r p r o d u c t sa n dc h e m i c a l si n c 申请专利，即a o 过程，其流程图见图1 1 2 。该工艺 中厌氧区水力停留时间( h r t ) 约为o 5 - - 一l h 、好氧区泥龄( s r t ) 约为2 ，- - - 4 d 。 图1 1 2p h o r e d o x ( a o ) 工艺流程 a a o 工艺亦称为改进的p h o r e d o x 工艺，在a o 工艺的基础上，嵌入一缺 氧段，并将好氧池混合液内回流到缺氧池中，达到反硝化脱氮的作用，其工艺 流程见图1 1 3 。富磷污泥回流到厌氧区进行厌氧释磷。a a o 工艺通过改变进 水配水方式形成了改良a a o 工艺，近年来还发展出倒置工艺和投料倒置工艺 等新方法 1 4 1 。 b a r d e n p h o ( 5 段) 工艺在a a o 工艺基础上增加了一组缺氧好氧池，且硝 化液回流方式略有改变，其工艺流程见图1 1 4 。添加的第二个缺氧段是为了强 第一章引言 化反硝化脱氮作用，最后的好氧段用以吹脱混合液中的氮气，并尽量减少在二 沉池中磷的释放，改善出水水质。五段法b a r d e n p h o 工艺s r t 约为1 0 - - - , 2 0 d 。 回流 图1 1 3a a o 工艺流程 回流 图1 1 4b a r d e n p h o ( 5 段) 3 2 艺流程 缺氧回流 图1 1 5u c t 工艺流程 u c t 的工艺特点是：尽量避免硝酸盐氮进入厌氧区，对聚磷菌的厌氧释磷产 9 第一章引言 生影响。其工艺流程见图1 1 5 。u c t 与a a o 法区别在于：回流污泥先回流到 缺氧段，污泥中所含硝酸盐可在缺氧段被反硝化去除；内回流从缺氧段至厌氧 段，从而增加了聚磷菌在厌氧段中厌氧释磷程度，积聚更多的好氧吸磷动力。 因缺氧段混合液污泥浓度低于二沉池压缩污泥，通常缺氧回流比较大，约为2 0 0 左右。 v p 工艺是美国v i g i n i ai n i t i a t i v ep l a n t 在改造过程中产生的一种新工艺，其工 艺流程图见1 1 6 。v i p 工艺与u c t 工艺在回流系统布置上相似，其特点是在每 一功能区都进行分格，每格反应区都进行搅拌，实现完全混合。因此，v i p 工艺 反应条件较好，反应速率较高。 图1 1 6v i p 工艺流程 ( 二) s b r 系歹0 序批式活性污泥法( s e q u e n c i n gb a t c hr e a c t o r , s b r ) 是将脱氮除磷的各种反 应，通过时间顺序上的控制，在同一反应器中完成。经典的s b r 采用单池处理、 间歇进水，按照进水、反应、沉淀、滗水、闲置5 个步骤完成水处理过程。由 于单池只能间歇进水，因此，在工程上采用多池系统，保证可连续处理进水。 但这使得进水需在各池之间来回切换，显著增加了s b r 工艺操作的复杂性。近 年来s b r 工艺在污水处理中应用广泛，并在原有工艺基础上发展变化出多种形 式。 间歇式循环延时曝气活性污泥法( i n t e r m i t t e n tc y c l ee x t e n d e da e r a t i o n s y s t e m i c e a s ) 是上世纪8 0 年代初在澳大利亚发展起来的。与s b r 不同的是， i c e a s 每个反应池均分为预反应区和主反应区。i c e a s 的优点是可采用连续进 水，可减少运行操作的复杂性。 循环式活性污泥法( c y c l i ca c t i v a t e ds l u d g es y s t e m ，c a s s ) 是在i c e a s 工 1 0 第一章引言 艺基础上发展而来。与i c e a s 相比，c a s s 系统预反应区容积较小，是设计更 加优化合理的生物选择器。c a s s 反应池一般分为生物选择器、缺氧区和好氧区 三个部分。 u n i t a n k 系统是上世纪9 0 年代初，比利时s e g h e r s 公司提出的一种s b r 变 型工艺。u n i t a n k 系统在恒定水位下运行，出水采用固定堰而非滗水器。尽管单 池运行方式与s b r 类似，但从整个系统来看，与交替运行的氧化沟更为相似【2 2 1 。 改良型s b r ( m s b r ) 工艺是集约化程度较高的一体化s b r 污水处理新工 艺，具有脱氮除磷性能好、系统可靠性强、节能、节约运行成本以及占地面积 等方面的优势。目前m s b r 系统主要在北美和南美应用。 s b r 其他变型如需氧一间歇曝气法( d a t 一) 、厌氧间歇活性污泥法 ( a s b r ) 以及二级s b r 系统、三级s b r 系统、膜法s b r 工艺等也都具有较好 的脱氮除磷效果，在工程上均有实际应用陟2 5 1 。 ( 三) 氧化沟系列 氧化沟( o x i d a t i o nd i t c h ) 是一种活性污泥法，其曝气池呈封闭的沟渠型， 污水和活性污泥混合液在其中循环流动，有机负荷一般低于 0 1 0 k g b o d 5 k g m l s s d ，属于延时曝气法。 卡鲁塞尔( c a r r o u s e l ) 氧化沟是由荷兰d h v 公司提出。其特点是沟深为5 8 米、采用了充氧能力较高的曝气机，其结构从“田径跑道 式向“同心圆 式 转化，池壁共用，降低了占地面积和工程造价。目前c a r r o u s e l 氧化沟已有 c a r r o u s e l2 0 0 0 、c a r r o u s e l3 0 0 0 等类型。 交替工作式氧化沟由丹麦k r u g e r 公司开发，在国外采用的主要形式是双沟 ( d 型) 式氧化沟。为解决双沟式氧化沟设备闲置率高的问题，该公司又开发了 三沟式( t 型) 氧化沟。 奥贝尔( o r b a l ) 氧化沟采用同心环式沟渠组成，废水从外沟依次流入内沟， 各沟有机物和溶解氧浓度均不同，形成了厌氧缺氧好氧的空间环境，可实现脱 氮除磷。目前，o r b a l 氧化沟在美国应用较多。 曝气一沉淀一体式氧化沟是8 0 年代初在美国开发后，发展迅速。所谓一体 式氧化沟就是将二沉池建在氧化沟内，主要优点是可减少占地面积、免除污泥 回流系统；但其构造以及运行经验参数尚待进一步完善。我国武汉第五制药厂 采用该工艺处理其生产废水【2 6 】。 第一章引言 1 1 3 2 新工艺及其发展趋势 ( 一) 新工艺 b c f s ( b i o l o g i s c h c h e m i s c h e f o s f a a t s t i k s t o v e r - w i j d e r i n g ) t 艺是由荷兰 d e l f t 科技大学在改进的u c t 工艺及原理的基础上开发的。它充分利用反硝化 除磷细菌( d p b ) 的缺氧反硝化除磷作用，以实现磷的完全去除和氮的最佳去除 【2 7 】，可使出水中总氮含量小于5m g l 、正磷酸盐含量几乎为零【2 8 】。 黄勇等【2 9 铷1 认为，研究和开发多种群污泥生物处理工艺可能是解决生物脱 氮除磷问题的技术关键和突破点，并在试验研究的基础上提出了双循环两相生 物处理工艺( b i c y c l i ct w o p h a s eb i o l o g i c a lp r o c e s s ，简称b i c t 工艺) 。在适宜 的负荷和运行条件下，对t p 的去除率可达9 0 ，出水t n 和t p 的质量浓度可 分别控制在1 5m g l 和1 0m g l 以下。 a 2 n ( a n a e r o b i c a n o x i ca n dn i t r i f y i n g ，缩写为a 2 n ) 采用的是连续流反硝化 除磷脱氮双泥系统，利用反硝化聚磷菌( d p b ) 体内的胞内碳能源储存物( p h b ) 的“碳两用 来实现脱氮除磷【3 1 - 3 2 1 ，对t n 、t p 和c o d 的去除率可分别达 到9 2 6 、9 8 和9 5 【3 3 1 。 邹伟国等将活性污泥法与生物膜法相结合开发出一种新型的脱氮除磷工艺 p a s f ( r e m o v ep h o s p h o r u sa n dn i t r o g e nc o m b i n e db ya c t i v a t e ds l u d g ea n d b i o f i l mt e c h n o l o g y ) 工艺，结果表明，该工艺对c o d 、n h 3 n 、t p 的去除率分 别高达8 5 、9 5 、9 0 ，处理效果稳定【3 4 】。 除此之外，许多研究者采用不同的方法将活性污泥法与生物膜法相结合， 实现高效生物脱氮除磷。如j l s 工艺在每格曝气池中增设生物转盘【3 5 1 ，投加悬 浮填料 3 6 - 3 7 1 ，投加倒置a a o 工艺 3 8 】。此外利用人工湿地脱氮除磷 3 9 - 4 1 】，同样取 得了较为满意的效果。 ( 二) 发展趋势 污水排放标准的不断严格是目前世界各国的普遍发展趋势，随着近代生物 学的发展，脱氮除磷技术向着以生物学特性研究、促进工艺改革的方向发展， 以达到高效低耗的效果【2 1 】。主要表现在以下几个方面： 1 ) 系统中硝化菌与聚磷菌间的矛盾主要是由基质竞争引起的【1 8 】，有研究者 将工作的重点转移到对碳源需求的研究上：一是通过改进工艺将除磷和脱氮在 空间和时间上分开，分别设置厌氧、缺氧、好氧环境来满足脱氮和除磷要求； 二是寻找可替代的快速有机碳源，使反硝化速率加快、脱氮效率提高。 1 2 第一章引言 2 ) 短程生物脱氮法由于具有节能、节约外加碳源、缩短h r t 和减少剩余污 泥排放量等优点备受关注。利用微生物动力学特性的固有差异而实现亚硝酸菌 和硝酸菌的动态竞争与选择，尤其是通过降低溶解氧实现短程硝化的控制是对 传统生物脱氮处理的深化；但活性污泥的沉降性能和污泥膨胀、低溶解氧下同 步硝化与反硝化等问题，有待于进一步研究与完善。 3 ) 在一般脱氮除磷系统中，提高除磷效率往往伴随着脱氮率的下降。因此 有研究者设想如果将反硝化与除磷这两个需碳源的过程合二为一，即在缺氧环 境下利用亚硝酸盐作为电子受体，同时进行反硝化和超量聚磷，这样可大大减 少碳源需求量。但在不同环境条件下，反硝化聚磷菌( d m ) a o ) 的诱导增殖与 代谢途径的变化规律等仍有待研究。 1 2强化混凝悬浮填料床生物氧化组合工艺的研究进展 1 2 1一级强化混凝工艺( c e p t ) 化学混凝强化处理技术( c h e m i c a le n h a n c e dp r i m a r yt r e a t m e n t ，c e p t ) 是 通过投加化学混凝剂来达到去除污染物目的。化学混凝不仅可以有效去除悬浮 物和胶体状态的污染物，而且对于磷也有良好的去除效果，出水总磷含量可满 足低于1 0 m g l 的排放要求。污水经化学混凝处理后，可以降低后续生物处理的 负荷和能耗、运行稳定、所需生化池容积较小、节省用地和造价。该技术的最 大特点是占地面积少、操作灵活，对于小城镇污水的水量波动有良好的适应性。 随着高效混凝剂的不断开发，药剂费用可望得到降低。但是化学混凝对溶解性 有机氮和氨氮的去除效果不理想。另外，化学污泥的处理、处置还有待于进一 步的研究。 瑞典、挪威、芬兰等北欧国家的中小城镇污水处理厂大部分采用化学法除 磷，磷去除率明显超过生化处理( 达到9 0 以上) ，从而以较低投资和运行费用 达到或接近生化处理效果。其中挪威现有三分之二的城镇污水采用化学混凝强 化处理【4 2 】；美国、加拿大、墨西哥等城市也采用化学混凝强化工艺或结合生化 工艺处理城市污水。如美国圣地亚哥和洛杉矶污水处理厂连续运行5 年，s s 、 总磷、重金属去除率一直保持在8 5 以上