（环境工程专业论文）城市污水脱氮除磷倒置a2o工艺生产性试验及其机理研究.pdf

青岛理工大学工学硕士学位论文 摘要 水体富营养化是严重威胁城市水环境正常功能的因素之一，加强污中氮、磷 等营养性物质进入水体是解决水体富营养化问题的重要措施。倒置a 2 o 工艺具有 流程简洁、投资省、能耗低、工艺运行稳定、管理方便等特点，不仅可用于城市 污水厂及具有相似水质条件工业废水污水处理厂的建设，而且适合于传统活性污 泥法污水处理厂的改造。本课题是在前期试验研究的基础上，在青岛市团岛污水 处理厂现场进行了生产性试验研究，以积累倒置a 2 o 工艺在生产运行中的经验， 更好的为工艺的推广应用积累经验。 倒置a 2 o 工艺生产性试验结果表明，倒置a 2 0 工艺针对以生活污水为主的高 浓度城市污水取得良好的脱氮除磷处理效果。在稳定运行条件下，其c o d 、t p 去 除率分别达到9 0 、8 5 以上；低温是影响倒置a 2 o 工艺脱氮效率的重要因素，在 处理系统稳定运行的基础上，通过对处理系统的运行条件的适当调整，可以保证 倒置a 2 o 工艺在低温条件下的稳定运行；夏季雨季由于进水水质的变化幅度较大， 对系统的脱氮除磷能力也有一定程度的影响：在较低污泥回流比( 1 0 0 1 5 0 ) 条件下，倒置a 2 o 工艺仍取得了较好的脱氮除磷的效果，其较高的生物脱氮效率 与其好氧区同步硝化反硝化作用有一定程度的关系。 低温条件下模拟试验表明，由于硝化细菌及聚磷菌在低温条件下其各自处理 功能下降幅度较大，因此，在低温条件下，根据生产条件，相应地延长生化处理 系统的水力停留时间是必要的；常温条件下倒置a 2 0 工艺各种生化反应速率与低 温条件比较均明显提高，因此，在常温条件下，可采用较高的负荷值与较短的水 力停留时间，即可以保证处理系统达到较好的脱氮除磷效果；降雨期间模拟试验 表明，由于降雨期间进水水质发生较大变化，进水有机物浓度下降，导致反硝化 与厌氧释磷碳源不足，导致除磷能力下降。且这种影响是一种具有长期性的影响， 即使恢复了正常水质条件，其系统除磷能力的恢复也需要较长的时间。 关键词：城市污水；倒置a 2 o 工艺；生物脱氮；生物除磷：低温 青岛理工大学工学硕士学位论文 a b s t r a c t e u t r o p h i c a t i o ni s o n eo ft h ei m p o r t a n tf a c t o r st h a tc a na f f e c tu r b a n w a t e r e n v i r o n m e n t t h er e m o v a lo fn & pf r o mw a s t e w a t e ri so n eo ft h em a i nm e t h o d sf o r e u t r o p h i c a t i o nc o n t r 0 1 t h er e v e r s e da 2 op r o c e s sh a st 1 1 ec h a r a c t e r i s t i c so fs i m p l e p r o c e s s ，l o w e ri n v e s t m e n ta n dr u n n i n gf e e ，s i m p l e ro p e r a t i o n i ti sn o to n l yf i tf o rt h e c o n s t r u c t i o no fm u n i c i p a lw a s t e w a t e rp l a n tb u ta l s of i tf o rt h ec o n s t r u c t i o no fi n d u s t r y w a s t e w a t e rt r e a t m e n t p l a n tw i t hs i m i l a rw a s t e w a t e rc o n d i t i o n ，e s p e c i a l l yf i tf o r r e c o n s t r u c t i n gc u r r e n ts e w a g ep l a n t so ft r a d i t i o n a la c t i v a t e ds l u d g ep r o c e s s b a s e do n t h ef o r m e rs t u d y , t h er e s e a r c ho ft h er e v e r s e da 2 o p r o c e s so nt h ef u l ls c a l ei s p r o c e s s e d t h ef u l l s c a l es t u d yo nt h er e v e r s e da 2 op r o c e s ss h o w st h a t ，t h er e v e r s e da 2 o p r o c e s sh a sh i g he f f i c i e n c yo nt h ec o da n dn & pr e m o v a lo fh i g hc o n c e n t r a t i o n m u n i c i p a lw a s t e w a t e r t h ee f f i c i e n c yo nc o d a n dt pr e m o v a lo fr e v e r s e da 2 op r o c e s s s u r p a s s9 5 a n d8 5 u n d e rs t a b l ec o n d i t i o n l o wt e m p e r a t u r ei sa ni m p o r t a n tf a c t o r t h a tc a na f f e c tt h ee f f i c i e n c yo fn i t r o g e nr e m o v a l i tc a r lb es o l v e db ya p p r o p r i a t e r e a d j u s t m e n to ns y s t e m t h en & p r e m o v a lo fs y s t e mw i l li n f l u e n c es o m ec e r t a i nd e g r e e i nr a i n ys e a s o nb e c a u s ew a t e rq u a l i t yc h a n g es e r i o u s l y t h er e s u l t sa l s os h o wt h a t ，t h e r e v e r s e da 2 op r o c e s sl 瑚廿1 es a m eh i g he f f i c i e n c yo fp h o s p h o r u sr e m o v a la n do r g a n i c n u t r i e n tr e m o v a lu n d e rt h ec o n d i t i o no fal o ws l u d g er e t u r nr a t i o ( 1 0 0 - - - 1 5 0 ) t h i s p h e n o m e n o nh a ss o m ek i n d so fr e l a t i o n sb e t w e e nt h ee f f i c i e n c yo fn i t r o g e na n dt h e o c c u r r e n c eo fs i m u l t a n e o u sn i t r i f i c a t i o na n dd e n i t r i f i c a t i o n ( s n d ) i na e r o b i cz o n e b e c a u s et h ef u n c t i o no fb a c t e r i ao nn & pr e m o v a lo fs y s t e mw i l ld r o pi nl o w t e m p e r a t u r e ，t h eh r t o ft h er e v e r s e da 2 op r o c e s sm u s tb ee x t e n d e d t h el o a do f o r g a n i cm a t t e rr e m o v a lo ft h er e v e r s e da 2 op r o c e s ss h o u l db ee n h a n c e d ，a n dt h eh r t o fs y s t e ms h o u l db er e d u c e di nt h ec o n d i t i o no fn o r m a lw a s t e w a t e rt e m p e r a t u r e t h e r e d u c t i o no fc o n c e n t r a t i o no fo r g a n i cm a t t e ri ni n f l u e n tc a nc a u s e dc o n t r a d i c t i o n i n t e n s i f i e do fc a r b o ns o u r c ei nr a i n ys e a s o n ，a n dt h i sp h e n o m e n o ni sal o n g - t e r m i n f l u e n c e t h ef u n c t i o no fn & pr e m o v a lo f s y s t e mr e s t o r e ss l o w l ye v e nt h ew a s t e w a t e r q u a l i t yb e c o m en o r m a l k e y w o r d s ：m u n i c i p a lw a s t e w a t e r ；r e v e r s e da 2 op r o c e s s ；b i o l o g i c a ln i t r o g e nr e m o v a l ； b i o l o g i c a lp h o s p h o r u sr e m o v a l ；l o wt e m p e r a t u r e ； 青岛理工大学工学硕士学位论文 第1 章概述 1 1 城市污水处理技术的发展与水质目标 1 1 1 城市污水处理技术的发展 城市污水是由排入城市下水道的生活污水和工业废水组成。按城市污水处理 的水质净化对象演变，城市污水( 生物) 处理技术经历了三个发展阶段。在污水 处理技术发展的初期，人们认识到有机污染物对环境生态的危害，从而把有机污 染物即碳源生化需氧量( b o d 5 ) 和悬浮固体( s s ) 的去除作为污水处理的主要水 质目标。到6 0 年代和7 0 年代，随着常规二级生物处理技术在工业化国家的普及， 人们发现仅仅去除b o d 5 和s s 还是不够的，氨氮( n h 3 - n 和n i - h + - n ) 的存在依 然导致水体的黑臭和溶解氧浓度过低，这一问题的出现使常规二级生物处理技术 从单纯的有机物去除发展到有机物和氨氮的联合去除，即污水的硝化处理。到7 0 年代和8 0 年代，由于水体富营养化问题的日益严重，污水氮磷去除的实际需要使 二级( 生物) 处理技术进入了具有脱氮除磷功能的深度二级( 生物) 处理阶段。 而采用物理、化学方法对传统二级生物处理出水进行除磷除氮处理、去除有毒有 害有机化合物及某些无机物质的处理过程通常称为三级处理或深度处理。 1 1 2 水质目标和水质标准 城市污水经过有效处理后，其排放、利用的去向往往因地而异，因此必须根 据当地的具体情况，依据国家和地方的有关水质标准和受纳水体的等级划分水质 目标，合理确定城市污水处理厂的污水处理程度和水质指标。目前执行的国家标 准主要有以下几种： a 、城镇污水处理厂污染物排放标准( g b l 8 9 1 8 2 0 0 2 ) ，该标准是g b 8 9 7 8 一1 9 9 6 的修订，鉴于国内氮磷污染日趋严重，我国对原有污水综合排放标准 ( g b 8 9 7 8 9 6 ) 进行了修订，颁布了针对所有城镇污水处理厂的污染物排放标准， 其中对氮、磷的排放标准都提出了具体要求，见表1 1 。这就意味着，今后城市污 水处理厂都要考虑氮磷的脱除，不具备氮磷脱除功能的污水厂要通过工艺调节与改 造提高氮磷的去除效率。 青岛理工大学工学硕士学位论文 表卜1城镇污水处理厂污染物排放标准( g b l 8 9 1 8 2 0 0 2 ) ( 摘录) 一级标准 序号基本控制项目 二级标准三级标准 a 标b 标 1 化学需氧量( c o d ) 5 06 01 0 0 1 2 0 2生化需氧量( b o d 5 )1 02 03 0 6 0 3悬浮物( s s )1 02 03 05 0 4 动植物油 l352 0 5 石油类 l351 5 6阴离子表面活性剂0 5 l 2 5 7 总氮( 以n 计) 1 52 0 8氨氮( 以n 计) 5 ( 8 )8 ( 1 5 )2 5 ( 3 0 ) 总磷 2 0 0 5 年1 2 月3 1 日前建设11 535 9 ( 以p 2 0 0 6 年1 月1 日起建设的0 5 1 3 5 l o色度( 稀释倍数)3 03 04 05 0 l l p h 6 一9 1 2 粪大肠菌群数( 个l ) 1 0 31 0 41 0 4 注：下列情况下按去除率指标执行：当进水c o d 大于3 5 0 m g l 时，去除率应大于6 0 ： b o d 大于1 6 0 m g l 时，去除率应大于5 0 。 扩号外数值为水温 1 2 时的控制指标，括号内数值为水温1 2 c 时的控制指标。 表1 - 2 地面水环境质量标准( ( ；b 3 8 3 8 8 8 ) ( 摘录) 序 参数i 类i i 类类类 v 类 号 9 硝酸盐( 以n 计) ( m g l ) 1 0 以下 1 02 02 0 2 5 l o 亚硝酸盐( 以n 计) ( m g l ) o 0 6 o 1o 1 51 o1 0 1 1 非离子氨( m g l ) 0 0 20 0 20 0 20 2 0 2 1 2 凯氏氮( m g l ) 0 5 o 5l22 1 3 总磷( 以p 计) ( m g l ) o 0 2 0 1 ( 湖库o 1 ( 湖库 0 2 0 2 0 0 2 5 )0 0 5 ) 1 6 c o d ( m g l ) 1 5 以下1 5 以下 1 52 0 2 5 1 7 b o d ( m g l ) 3 以下 3461 0 i 类：主要适用于源头水、国家自然保护区。 类：主要适用于集中式生活饮用水水源地一级保护区、珍贵鱼类保护区、鱼虾产卵场等。 i 类：主要适用于集中式生活饮用水水源地二级保护区、一般鱼类保护区及游泳区。 类：主要适用于一般工业用水区及人体非直接接触的娱乐用水区。 v 类：主要适用于农业用水区及一般要求水域。 b 、 地面水环境质量标准( g b 3 8 3 8 8 8 ) r 2 。该标准对于城市污水处理厂出水 2 青岛理工大学工学硕士学位论文 有关的主要指标作了相应规定( 见表1 2 ) 。一般要通过数学模型对环境容量做出 预测后，才能求算出允许的排放总量，从而确定处理程度和工艺流程。 c 、 生活杂用水水质标准( c j 2 5 1 8 9 ) 。该标准是城市污水再生后回用于生 活杂用水的水质标准。一般城市污水二级处理厂的出水需要再做深度处理后方能 、-t 达杯。 d 、 农田灌溉水质标准( g b 5 0 8 4 9 2 ) 。当出水用于农灌时应执行该标准。 但因农灌用水有季节性，污水处理工艺一般按排入水体的水质标准确定。 e 、 农用污泥中污染物控制标准( g b 4 2 8 4 8 4 ) 。该标准适用于城市污水处 理厂污泥用于农田时的控制标准。标准中规定生污泥须经高温堆肥或消化处理后 才能适用于农田。 另外，回用于工业的水质，目前还没有国家标准。可参考国外标准，结合回用 水用户对水质的要求来确定。 1 2 氮磷污染与水体富营养化 1 2 1 水体中氮磷的来源 进入水体的氮磷营养来源是多方面的，其中人类活动造成的氮磷来源主要 有以下几个方面： ( 1 ) 工业和生活污水未经处理直接进入河道或水体：这类污水的氮、磷含量 高，如进入江、湖和海洋，造成藻类过度生长的危害最大。 ( 2 ) 污水处理厂出水：采用常规处理工艺的污水处理厂，其排放水都含有 相当数量的氮、磷。这是因为有机物被微生物氧化分解产生的氨氮、硝酸盐和 磷酸盐，除构成微生物细胞的组分外，剩余部分都随出水排入受纳水体，成为 藻类合适的营养物质。 ( 3 ) 面源性的农业污染物，包括肥料、农药和动物粪便等：肥料和农药从 农田中流失，包括通过雨水冲淋、农业排水和地表径流带入河道和水体，成为 水体中氮磷营养元素的主要来源。此外畜禽养殖业废料和动物的排泄物，氮磷 含量相当高，也会大量进入水体。 ( 4 ) 城市来源：随着城市人口的进一步集中，城市来源的营养物排放也越 来越受重视，而目前仍然在大量使用的高磷洗涤剂是城市社会进入天然水体磷 素的重要来源。 青岛理工大学工学硕士学位论文 1 2 2 水体富营养化 “富营养化”是湖泊分类与演化方面的概念。湖泊学家认为天然富营养化是 水体衰老的一种表现。过量的植物性营养元素氮、磷排入水体会加速水体的富营 养化过程。富营养化水是指富含磷酸盐和某些形式的氮素的水。在光照和其它环 境条件适宜的情况下，水中所含的这些营养物质足以使水体中的藻类过量生长， 在随后的藻类死亡和随之而来的异养微生物代谢活动中，水体中的溶解氧很可能 被耗尽，造成水体质量恶化和水生态环境结构破坏，这就是所谓的水体富营养化 现象【引。 一般来说，造成水体富营养化现象发生的主要营养成分有有机碳、磷、氮、 钾、铁等十几种元素。其中有机碳物质经处理后含量已大幅度降低，而除氮与磷 以外的其它物质在富营养化发生过程中的需求量极低，因此，氮和磷成为藻类生 长的限制性因素，其含量通常决定着藻类的收获量，所以水体中氮、磷营养盐类 的增加，也就成为藻类过度生长的主要原因。藻类在氮、磷利用上存在一定的相 关性，从藻类对氮、磷需要的关系看，根据l i e b i g 最小值定律【4 】( l i c b i gl a w o f t h e m i n i m u m ) ，磷的需要更为重要，藻类的生长产量受磷的限制更为明显。这是因为 水中氮的缺乏，可以由许多能固氮的微生物( 如某些固氮细菌和蓝藻) 来补充，尤其 是浅水型封闭水体，光照充足，生物固氮作用活跃。据估计，一些湖中通过固氮 微生物从大气中所固定的氮量，可达湖中藻类需氮量的5 0 。 研究表明，藻类的过度繁殖程度与磷酸盐含量之间存在着某些平行关系，引 起过度繁殖的那些藻类，往往能积累大量正磷酸盐。藻类对有机氮的摄取比无机 氮缓慢，但有机物可以作为代谢物或维生素的来源促进藻类的生长；有机氮也可 以通过促进细菌的生长，增加水体中的溶解性c 0 2 量，为藻类光合作用提供充足 的碳源。 总的说来，富营养化是水体受到氮磷污染，营养物质进入水体并造成藻类和 其他微生物异常增殖的结果。 1 2 3 我国氮磷污染的现状及水体富营养化的危害 我国湖泊、水库的总贮水量约为6 2 1 0 亿m 3 ，占水资源总量的2 3 ，在国民经 济中占有重要地位【5 1 。然而，近年来工农业的迅速发展大大增加了氮、磷等营养物 质向水体中的排放量，加速了湖泊富营养化进程，严重影响了湖泊的使用功能。 4 青岛理工大学工学硕士学位论文 1 9 7 8 一1 9 8 0 年，对我国3 4 个主要湖泊、水库营养状态的调查评价结果表明【7 】： 3 4 个湖泊中，贫一中营养湖7 个，占总评价数的2 0 6 ：中营养湖8 个，占2 3 5 ； 中一富营养湖1 1 个，占总评价数的3 2 3 ：富营养湖5 个，占1 4 7 ；重富营养湖 3 个，占8 8 。其分类统计如表卜3 所示。 表卜3 1 9 7 8 - - 1 9 8 0 年我国3 4 个主要湖泊营养状态分类统计表 湖泊营养类型贫中营养中营养中富营养富营养重富营养 湖泊数( 个) 78l l5 3 占评价数的比例( ) 2 0 62 3 53 2 31 4 78 8 湖泊面积( k m 2 ) 5 8 7 0 88 9 1 2 5 9 4 3 4 16 6 9 57 3 1 占评价面积比例( ) 2 4 13 6 73 8 8o 2 70 0 3 从上表可以看出，当时我国绝大多数湖泊处于贫中营养或中富营养状态，占 调查面积的9 9 7 ：已经达到富营养和重富营养的湖泊面积只占调查面积的o 3 ( 多为濒临城市的湖泊) ，说明当时富营养化危害只在少数地区较为严重。 然而，我国湖泊富营养化的趋势发展很快，仅隔4 年( 1 9 8 4 年) ，3 4 个湖泊 中的某些湖泊的营养状态就发生了急剧变化，如：北京密云水库已从贫营养向中 富营养过渡：于桥水库已从中营养向富营养过渡；巢湖已从富营养向重富营养过 渡，并出现严重的“水华”，几乎涉及全湖表面。 1 9 9 0 年，“全国主要湖泊、水库富营养化调查研究”的调查资料【6 】，对我国 2 4 个主要湖泊水库的营养状态进行了评价和预测，结果如表1 4 所示。 表1 - 4我国主要湖泊营养状态的评价和预测 序号湖泊名称 营养状态 营养状态预测 1 杭州西湖富富 2 呼伦湖中富 3于桥水库虽富 4 南四湖 富 富 5 镜泊湖中富 6 长春南湖重富重富 7蘑菇湖甬富 8 博斯腾湖 中 由 9 洱海贫一中 中 1 0 茂名水库 由 中一富 续表1 _ 4 1 l 玄武湖吊重富 1 2甘棠湖吊富一重富 1 3 邛海 贫富 1 4 深圳洪湖重富 重富 1 5 滇池重富重富 1 6 巢湖 昌富 1 7 乌梁素海苗 富 1 8 淀山湖 中富 1 9 墨水湖重富重富 2 0流花湖重富重富 2 1 荔湾湖重富 重富 2 2东山湖重富重富 2 3麓湖虽重富 2 4 同城湖 中富 从表1 - 6 可以看到，9 0 年代我国2 4 个主要湖泊中，除洱海和邛海尚处于贫营 养状态外，其他湖泊均已达到中营养状态或富营养状态。而n - 十世纪末，富营 养化将出现进一步加重的趋势，贫营养及中营养的湖泊将由九十年代初的8 个减 少到2 个，其余全部处于富营养或重富营养化状态，可见我国湖泊污染现状相当 严重，发展令人担忧。 1 2 4 水体富营养化的危害 ( 1 ) 降低水体的透明度 在富营养化的水体中生长着以蓝藻、绿藻为优势种群的大量水藻。由于表层 水体悬浮着密集的水藻，使水质变得浑浊，水体透明度明显下降，水质感官性能 大大降低。藻类死亡后沉入水底，在细菌作用下分解，使水体的悬浮物和有机物 的浓度增加。 ( 2 ) 消耗水体的溶解氧 由于表层密集的藻类，使阳光难以射入湖泊深层；而且阳光在穿射过程中被 藻类吸收而衰减，因而溶解氧的来源也就随之减少。另外，藻类死后不断地腐烂 分解，消耗深层水体中的大量溶解氧，使水体中溶解氧降低。 ( 3 ) 向水体释放有毒物质 某些藻类能够分泌和释放有毒物质，如蓝藻门的不定腔球藻 6 青岛理工大学工学硕士学位论文 ( c o c l o s p h a e r i u m ) 、铜锈微囊藻( m i c r o c y s t i s a e r u g i n o s a ) 等分泌的藻毒素( p h y c y a n ) ， 这类物质被人畜饮用后会引发消化道炎症【7 1 。 ( 4 ) 使水体变得腥臭难闻 现已知道，蓝藻门的束丝藻属( a p h a n i z o m e n o n ) 和鱼腥藻属( a n a b a e n a ) 、 腔球藻属( c o e l o s p h a e r i u m ) 、绿藻门的空球藻属( e u d o r i n a ) 、硅藻门的针杆藻 属( s y n e d r a ) 均会散发出恶臭气味【8 】。 ( 5 ) 影响供水水质并增加制水成本 藻类胞内及胞外有机物会妨碍混凝过程。藻类的大量繁殖，会堵塞或穿透滤 池滤层，易造成处理过程中细菌的重新生长。藻类有机物滞留在管网中，为细菌 提供营养，形成生物粘膜，引起管道腐蚀，使饮水水质下降。 ( 6 ) 对水生生态的影响 一旦水体出现富营养状态，水体正常的生态平衡就会被扰乱，生物种群显示 出剧烈的波动，这种生物种类的演替会导致水生生物的稳定性和多样性的降低。 1 2 5 氮对水环境质量的其它危害 地面水体和地下水体中氮污染物的增加会引起生态以及健康方面的有害影 响，最直接的有害影响是城市污水处理厂出水所含的氨氮，由于硝化作用而消耗 地面水体中的溶解氧。此外氨还对水生动物有毒性。 ( 1 ) 氨氮消耗水体的溶解氧 含氨氮的污水排入水体后，在硝化细菌的作用下氧化成亚硝酸盐和硝酸盐， 完全氧化l m g 氨氮约需要4 6 m g 溶解氧。在典型的含氮化合物以氨氮为主要存在 形式的城市污水二级处理出水，将消耗水体中的大量溶解氧，这对水体质量的改 善和保证，以及鱼类的生存是十分不利的。 ( 2 ) 游离氨对鱼类是有毒物质 水体中游离氨与铵离子的化学平衡可以用下式表示： n h 4 + - t - o h - _ n h 3 + h 2 0 ( 1 1 ) 水中游离氨的浓度是p h 值的函数，p h 值的变化会引起游离氨百分数的变化。 由于鱼类对游离氨非常敏感，即使水体中游离氨的含量很低，也会影响鱼鳃中氧 的传递。对于大部分鱼类而言，水体中游离氨对鱼的死亡量为l m g l ，美国环境保 护局对淡水生物的水质标准规定水体中游离氨的含量不应超过o 0 2 m g l 。表1 5 青岛理工大学工学硕士学位论文 列出了不同p h 值条件下游离氨浓度为0 0 2 m g l 时的总氨浓度【9 】，天然水体的p h 值为7 0 8 0 ，因此需要对城市污水的氨氮排放加以限制，以避免游离氨对鱼类的 毒性作用。 表1 - 52 0 c 时游离氨浓度为0 0 2 m g l 时的总氨浓度 p h 值 总n h 3 - n ( m g l )p h 值总n h 3 n ( m g l ) 6 05 0 o7 5 1 6 6 51 6 08 o0 5 2 7 05 1 8 50 1 8 ( 1 ) 硝酸盐的公共卫生问题 硝酸赫! 竺竺堡竺堕 亚硝酸盐 nz 十 血红蛋白( f e 2 + ) 二氧合血红蛋白( 正常情况下) l 存在有亚硝酸盐 ( 红色) 高铁血红蛋白( f e 2 + ( 褐色) ( 4 ii e 常，不能带氧) ( 1 - 2 ) 若饮用n 0 2 - - n 含量超过1 0 m g l 的水( 或n 0 3 - n 5 0 m g l ) ，可引起高铁血红 蛋白症。硝酸盐中毒原理研究表明婴儿胃内酸度低于成年人，这一条件有利于硝 酸还原细菌的发展，使硝酸盐还原成有害的亚硝酸盐【l o 】。 当血中高铁血红蛋白的含量达到7 0 时，即发生窒息现象。亚硝酸与胺作用 生成的亚硝胺有致癌、致畸作用： n 。2 + r - n h 3 一r r - 一c c h h 2 ， n - n = o ( 亚硝胺) ( 1 _ 3 ) 1 2 6 氮、磷对污水再生利用的影响 ( 1 ) 氮、磷是藻类和水生植物的营养源，会造成城市水体的富营养化； ( 2 ) 氨氮的氧化会造成水体中溶解氧浓度的降低和碱度的消耗； ( 3 ) 回用水中的氮磷可导致输水管道、用水设备繁殖生物垢、霉菌以及藻类等微 生物，形成的生物群体中掺和着粘土、金属氧化物等杂物形成污泥状的粘性物质， 附着在输水管道和热交换器表面上，易造成堵塞或传热效率下降： ( 4 ) 氨氮会增加消毒所需的投氯量，向含有氨的水中加入氯气时氨氮能与氯反应 8 青岛理工大学工学硕士学位论文 生成氯胺，增加氯的用量，化学反应为： n h 4 + + h o c i n h 2 c l + h 2 0 + i - i +( 1 _ 4 ) n h 2 c 1 + h o c l n h c l 2 + h 2 0 ( 1 5 ) n h c l 2 + h o c i 圳c 1 2 + h 2 0 ( 1 ) ( 5 ) 氨对铜具有腐蚀性，若用含一定浓度氨氮的再生水作为冷却水回用时，对以 铜为主要材料的冷却设备有腐蚀损害作用。 因此，当城市污水作为城市第二水源开发时，对于某些回用对象，必须对氮和 磷的含量加以控制。 9 青岛理工大学工学硕士学位论文 第2 章生物脱氮除磷原理与工艺 2 1 城市污水中氮磷污染物的来源 氮是生物生长的重要营养物质，是合成蛋白质的主要原料，蛋白质是细胞的 主要组成部分，是维持生命的基本物质。在自然界中，氮以有机和无机两类物质 形式存在，氮的有机形式主要为蛋白质、多肽、氨基酸和脲等，氮的无机形式则 为氨氮( n h 3 - n 或n h 4 + - n ) 、硝态氮( n o - n ) 、氮气( n 2 ) 、氮氧化物( n 。o y ) 等【l l 】。其 中n h 3 n 、n 2 及n x o v 在常温常压下为气态。在城市污水生物脱氮工艺中，也正是 设法将各种形态的氮转化为气态的氮( n 2 ) 排入大气。城市污水中的氮的一个重要来 源是工业生产中排放的污水，特别是化肥、焦化、洗毛、制革、印染、食品、肉 类加工、石油精练及煤加工工业废水，氮含量较高。城市生活污水中所含有的有 机氮和氨态氮主要来自于人的食物中蛋白质代谢的废弃产物。新鲜生活污水中有 机氮约占6 0 ，氨氮占4 0 ，而硝态氮仅微量或无。陈旧的生活污水或在输往污 水处理厂的管道中滞留时间过长，废水中细菌可将蛋白质和尿素水解，使有机氮 转化成氨氮，从而使氨氮比例上升。据美国研究统计1 0 1 ，每人每天平均产生1 6 克 氮废弃物，生活污水中氮的浓度与耗水量成反比，实测结果表明，美国城市污水 含氮量为2 0 8 5 m g 1 ，由于生活方式与饮食结构的差异，我国城市人e 1 人均日产生 的污水含氮量低于美国的统计数据。而且我国城市污水中工业废水的比重较欧美 国家高，往往占6 0 以上，因此我国城市污水中氮的含量及其变化情况也与欧美 国家的统计值有所不同，不同地区问的差异也较大。 磷作为生物生长所需的主要矿物元素，在生物化学过程中起着重要的主导作 用，是重要的调控中心。磷作为微生物细胞的重要成分，主要存在于核酸、核苷 酸、磷脂及其它磷化合物之中，磷也是许多重要辅酶的组成成分。三磷酸腺苷( a t p ) 上的磷酸酯键可以贮存高水平的能量，高能磷酸键在生物体的能量贮存与传递过 程中起着重要作用l 。城市污水中所存在的含磷物质基本上都是不同形式的磷酸 盐，根据物理特性可将污水中的磷酸盐类物质分成溶解性和颗粒性两类；根据化 学特性则可分成正磷酸盐、聚合磷酸盐和有机磷酸盐。城市污水所含的磷主要来 源于：人类活动的排泄物及废弃物、工商企业、合成洗涤剂和家用清洁剂。生活 污水中含有相当量的磷，每人每天的代谢废物中含磷2 克，由于人类自5 0 年代初 开始大量使用洗涤剂，目前每人每天因洗涤剂来源排放的磷也已达2 克。随着无 l o 青岛理工大学工学硕士学位论文 磷洗涤剂的应用，生活污水中的磷含量将有所下降。工业废水中的磷是在生产过 程中产生的，如食品加工、发酵、鱼品加工、化肥工业、洗涤剂、金属抛光等工 厂的废水中含有大量的磷。 2 2 生物脱氮除磷原理 2 2 1 生物脱氮基本原理 自然界氮素蕴藏量丰富，以三种形式存在：分子氮，占大气的7 8 ；有机氮 化合物：无机氮化合物( 氨氮和硝态氮) 。污水中的氮主要以氨氮( n h 3 - n ) 、硝态 氮( n 0 3 - n ) 、亚硝态氮( n 0 2 - n ) 以及有机氮( 以氨基酸、蛋白质为主) 等形式存在。 污水进入生化反应器后，进水中的总氮可有三种出路( 见图2 1 ) ：一部分转化为n 2 ， n x o v 等氮的气体形态从反应器的上方逸入大气；另一部分在反应过程中被结合入 细胞或被微生物吸附，随剩余污泥排除；余者则随出水排出。生物脱氮的目的在 于尽可能降低出水中总氮，而努力增加另外两种途径的除氮量。 在活性污泥法的挥发性悬浮固体中，氮的含量通常以n v s s 表示，在9 , - - - 1 2 之间，平均为1 0 左右。因此由排除剩余污泥实现的脱氮途径不是生物脱氮的主 要途径。 以气态氮逸出是目前生物脱氮的主要途径。通常这需要涉及以下过程： 有机氮i _ 望坐n h 3 墅丝一n 0 2 。n 盟l n 0 3 。- n 西坠l n 2 t n x o yf j 随剩余污泥排除 图2 - 1 氮的生物脱除途径 图2 2 磷的生物脱除途径 ( a ) 氨化作用 氨化是一种普遍存在的生化反应。污水中以蛋白质和氨基酸形式存在的有机 氮转化为氨氮，几乎所有的异养型细菌都具有氨化功能。所以在生物脱氮工艺中， 氨化阶段的生化效率很高，通常不作为生化反应的控制阶段考虑。 ( b ) 硝化作用 青岛理工大学工学硕士学位论文 亚硝化和硝化常常合并在一起统称为硝化。生物硝化过程是由自养型的亚硝 酸细菌和硝酸细菌完成的。两类细菌都具有强烈的好氧性，它们的作用是把氨氮 转化为亚硝态氮和硝态氮，同化过程所需的还原力 h 依靠逆呼吸链电子传递得到， 消耗大量的a t p ，因此生物合成量较小。如果采用c 5 h 7 0 2 n 作为硝化茵的细胞组 成，则硝化过程的化学计量方程可用下式表示： 5 5 n h 4 + + 7 6 0 2 + 1 0 9 h c 0 3 c 5 岛g u 忡5 4 仍+ 5 7 h 2 0 + 1 0 4 h 2 c 0 3 ( 2 1 ) 4 0 0 n 0 2 。+ m 矿+ 4 仍c d 3 + 朋0 3 + 19 5 0 2 ! 竺譬c s h 7 0 2 n + 4 0 0 n 0 3 + 3 h 2 0 ( 2 2 ) 式( 1 1 ) ，( 1 2 ) 合并得： m 十+ 1 8 6 d 2 + 1 9 8 h c 0 3 - - ( 0 0 1 8 1 + 0 0 0 2 5 ) c 5 h 7 d 2 + 0 9 8 n 0 3 + 1 0 4 h z 阱1 8 8 h 2 c 0 3 ( 2 - 3 ) 上述方程式是重要的。第一，它表明，转化l g 氨氮可产生o 1 4 6 9 亚硝酸茵和 0 0 2 9 克硝酸菌，硝酸菌的产率仅为亚硝酸菌的1 7 。第二，氧化1 9 氨氮为硝酸盐 氮将消耗7 1 4 9 碱度( 以c a c 0 3 计) 。如污水中碱度不足，硝化反应将导致p h 值下 降，进而影响硝化反应的进行。第三，转化l g 氨氮将消耗4 5 7 9 氧，故硝化过程 的需氧量是很大的。 需要指出的是，上面公式中所采用的细胞组成表达式并不是唯一的。实际上， 细胞的组成是随迸水水质和工艺条件的改变而改变的。 ( c ) 反硝化作用 反硝化主要是由兼性异养型细菌完成的。这类细菌种类繁多，世代时间通常 较短，广泛存在于水体、土壤以及污水生物处理系统中。当污水中存在游离氧时， 它们利用分子氧进行呼吸，氧化分解有机物。当污水中没有游离氧时，它们利用 硝酸盐或亚硝酸盐离子中的氧进行呼吸，氧化分解有机物，而使硝态氮还原为n 2 或n x o v 。少量硝态氮可通过同化作用被还原成氨氮，用以微生物的合成。假定硝 态氮可以被彻底还原为n 2 ，则反硝化过程可用下式描述： n o i + 3 h 一o 5 n e + h 2 0 + o i t ( 2 - 4 ) n 0 3 。+ 5 h 一0 5 n 2 + 2 h 2 0 + o h ( 2 - 5 ) 上述公式表明：( 1 ) 由于2 h 】+ 【o 卜一h 2 0 ，故还原l g n 0 2 - n 或n 0 3 - n 分 别需要1 7 1 9 或2 8 6 9 可生物降解c o d 作为氢供体。换句话说，在这一过程的有 机物降解中相当于分别节省了1 7 1 9 和2 8 6 9 氧。( 2 ) 还原l g n 0 2 。- n 或n 0 3 - n 均 青岛理工大学工学硕士学位论文 可得到3 5 7 9 碱度，硝化过程消耗的碱度可以在这里得到部分补偿。 2 2 2 生物硝化过程的影响因素 ( 1 ) 碱度与p h 值 p h 值对硝化菌的活性影响很大，根据有关文献提供的资料表明，最佳p h 值 范围为7 5 8 5 ，但经过驯化后，硝化菌能够适应低p h 值的环境，而较低的p h 值对硝化菌只是抑制微生物的活性而不是对微生物发生毒害作用。由于硝化反应 会产生酸，在污水的缓冲能力( 碱度) 较低时，则会因其p h 值的下降对硝化反应 产生抑制作用，同时对活性污泥的絮凝性能产生不良影响f 1 2 1 。 影响到氮平衡的化学反应均会影响到碱度平衡。其包括硝化反应、反硝化反 应、氨化反应以及活性污泥的同化作用。生物同化作用和硝化反应均消耗碱度， 而氨化反应和反硝化反应均会产生碱度。在有机氮完全经过氨氮氧化成硝酸盐氮， 再经过反硝化生成气态氮时，则基本能达到自身的碱度平衡。 ( 2 ) 抑制物质 有一系列抑制剂能抑制硝化菌的繁殖。例如烯丙基硫尿( a t h ) 的浓度达到 0 s m g l 时就能完全抑制亚硝酸菌。有研究表明，污水处理厂污泥消化产生的返回 污泥消化液对硝化反应有抑制作用，其可使硝化反应速度降低约2 0 。较高浓度 的n h 3 n 和n 0 2 - n 也会对硝化反应产生抑制作用，甚至产生完全抑制，但其抑 制作用与p h 值有关。一些重金属也对硝化菌有抑制作用，对硝化菌有抑制作用的 重金属有：z n 、c u 、h g 、c r 、n i 、a g 、c o 、c d 和p b 等，有研究表呀1 3 1 ，当p h 值为7 5 8 0 时，由于离子浓度较低，硝化菌可以忍受1 0 - 2 0 m g l 的重金属浓度。 对硝化菌有抑制作用的无机物有：c n - 、c 1 0 4 、硫氰酸盐、h c n 、叠氮化钠、k 2 c 的4 、 三价砷和氟化物等。 ( 3 ) 温度 生物硝化反应可以在4 4 5 的温度范围内进行。亚硝酸菌最佳生长温度为 3 5 0 ，硝酸菌的最佳生长温度为3 5 4 2 ，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。有关研究资料表明，在8 3 0 条件下，硝化菌最大比增 长速率关系式【1 2 】。 亚硝酸菌：u 腑。= 0 4 7 1 1 0 仃叫神 硝酸菌：u 聃。= o 7 8 1 0 6 0 叫神 1 3 ( 2 - 6 ) ( 2 - 7 ) 青岛理工大学工学硕士学位论文 值。 表2 1 所示为有关研究得出的不同温度条件下硝化菌的最大比增长速率u 舱。 表2 一l不同温度下硝化菌的最大比增长速率 最大比增长速率u 。，( 1 d ) 温度( ) 弧硝酸菌硝酸菌 1 0 0 2 9o 5 8 1 50 4 7o 7 8 2 00 7 6 1 0 4 2 5 1 2 31 4 0 3 0 1 9 71 8 7 在小于3 0 c 时，亚硝酸菌的增长速率要低于硝酸菌的增长速率，这就可以解 释为什么亚硝酸菌产生的亚硝酸盐几乎可以完全被硝酸菌氧化成硝酸盐。 ( 4 ) 基质一氨氮与溶解氧 nd o = n , m a x 丽。瓦面 2 8 在活性污泥系统中氨氮和溶解氧是制约硝化菌增长的两个重要因素，可以用 m o n o d 方程关系式来描述硝化菌增长速度与氨氮和氧含量之间的关系1 3 1 ： 式中一氨氮浓度( m g l ) 杨一相对于溶解氧的饱和常数，其值在0 1 5 一- 2 0 m g l 范围内； 硒一相对于氨氮的饱和常数，其值在0 5 , - - , 1 0 m g l 范围内，有关文献给 出了亚硝酸菌和硝酸菌的幽与温度的关系式： 硒= o 7 3 x 1 1 2 5 ( t 。2 0 ) 和 嘶= 1 0 x 1 1 2 3 ( t - 2 0 ) ( 2 9 、1 0 ) 对于k o 的数值目前还存在争议。但对于同时去除有机物和进行硝化反硝化的 工艺中，溶解氧浓度对硝化菌比增长速率的影响不容忽视。一般认为当溶解氧浓 度大于2 0 m g l 时则不会制约硝化反应。 ( 5 ) c n 比 城市污水中可生物降解含碳有机物与含氮物质浓度之比是影响生物硝化速率 和过程的重要因素。由于与异样微生物相比，硝化菌的比增长速率小，产率低， 使硝化菌在活性微生物中所占的比例很小，约为5 左右。为了避免硝化菌被从活 1 4 青岛理工大学工学硕士学位论文 性污泥系统中淘汰掉和使活性污泥系统得到良好的硝化效果，就必须保持较长的 活性污泥泥龄。之所以活性污泥中硝化菌的比例与污水的c n 比值有关，这是因 为硝化菌产率低，以及活性污泥系统中异养菌与硝化菌竞争底物和溶解氧，使硝 化菌的生长受到抑制。有人认为，只有b o d 。低于2 0 m g l 时硝化反应才能完成。 一般认为处理系统的b o d 负荷小于o 1 5 k g b o d s k g m l s s d 时，处理系统的硝化反 应才能正常进行。 2 2 3 生物反硝化过程的影响因素 ( 1 ) 温度 温度对反硝化速率的影响可以通过a r r h e i u s 方程式进行估算，其表达式为1 2 】： q d , t = q d 挪0 m 2 0 1 ( 2 1 1 ) 式中 q d , t ：温度t 下的反硝化速率，g n 0