城市污水生物处理出水的总磷达标问题.doc

探讨城市污水生物处理出水的总磷达标问题1 出水悬浮固体对生物除磷的影响 生物除磷系统主要是通过创造对聚磷菌(PAOs)生长的有利条件使其在活性污泥的菌群中占优势，将活性污泥中的含磷量从1.5%2.0%(常规活性污泥法，P/VSS)增加至5%7%，甚至高达10%以上1。提高除磷效率的主要途径是首先将污水中的磷通过转化和网捕为颗粒性磷，从而最大程度地降低出水中的溶解性磷含量，同时采用适当的分离方法将颗粒性磷通过排泥加以去除。图1表明出水SS对总磷浓度的影响很大，如当P/VSS为6%、出水SS为20mg/L时出水颗粒性磷浓度已接近1.0mg/L1。 国内外经验表明，如采用沉淀分离方式，当生物除磷系统效率较高、出水溶解性磷量很低、终沉池出水SS也较低时，出水总磷含量可满足1mg/L(二级标准)的要求。由于沉淀出水SS很难达到5mg/L以下，即使生物除磷系统效率很高，处理出水中的总磷浓度也不太可能在0.5mg/L以下(一级标准)，为达到这一严格标准，还必须采用过滤或投加化学药剂等措施。 2 进水BOD5/TP值对生物除磷的影响 污水中有机物的可甥物降解性能对生物除磷过程的影响至为重要。影响生物除磷的最基本因素是生物处理厌氧段进水中VFAs(包括厌氧段中其他可快速降解基质的发酵产物)与总磷的比值，最好采用VFA/TP值来判断污水除磷的可能性，但由于工艺反应过程的复杂性而无法测定厌氧区发酵产物的产生速率，因而一般采用进水的BOD5/TP值作为近似比值。试验研究表明，进水BOD5/TP值20的生物除磷系统出水TP难以达到12mg/L，美国采用生物除磷工艺的9个污水厂和2个中试厂的运行数据也显示了出水TP随进水的BOD5/TP值而变化，当进水BOD5/TP20时，出水TP可达到1mg/L2。上述生物除磷的最低有机物需要量的概念可用以区别污水系受碳的限制还是受磷的限制。污水受碳限制是指因污水除磷的碳源不足而使出水磷含量不能达标；污水受磷限制是指因除磷的碳源充足而使处理出水中的溶解性磷含量往往较低，故为获得好的出水水质，采用污水受磷限制是可行的，但剩余的基质足以导致产生相当数量的非聚磷菌，这样MLVSS中的含磷量将下降。因此认为由厌氧段进水的BOD5/TP值可预测系统的MLVSS含磷量和出水磷浓度。为测试方便，通常采用BOD5与磷去除量的比值(BOD5/P)来表达系统的除磷能力：BOD5/P=进水BOD5/(进水TP-出水SP)(1) 各种不同生物除磷工艺的典型BOD5/P、COD/P值见表1。 表1 不同生物除磷工艺的BOD5/P与COD/P值生物除磷工艺类型除磷效率BOD5/P值(mgBOD5/mgP)COD/P值(mgCOD/mgP)无硝化A/O、VIP、UCT高15202634有硝化的A/O和A2O中等20253443Bardenpho工艺低2543将进水BOD5/TP值与表1中各工艺相应的BOD5/TP基准比值进行比较即可确定采用生物除磷的可能性以及可采用的工艺1。欧洲和美国等地某些生物除磷系统的生产运行表明，由于污水处理厂进水中的可快速降解有机物含量不足而使除磷效果不理想，要始终保持出水TP1mg/L是比较困难的，往往还需要投加一些化学药剂3。笔者认为，产生以上情况的主要原因在于原污水的发酵程度不同。污水中的可快速降解有机物的含量(特别是VFAs)对生物除磷系统的处理效果的影响极为明显。厌氧段污水中的VFAs来源于进水及兼氧菌在厌氧段内对其他可快速降解基质进行发酵的产物。当系统为污水发酵提供了良好条件(如管道内温度适宜、污水流速低、曝气程度小)时则可保证足够的可快速降解基质浓度，从而能够取得有效的生物除磷效果。但是对那些不具备上述条件的相对新鲜的污水则除磷效果差4。因此虽然有的水样BOD5/TP值相同，但由于可快速降解基质和VFAs的含量不同会产生不同的除磷效果，这就是有些地区的生物除磷工艺在进水BOD5/TP值合适、终沉池效率可靠的情况下而出水TP却难以达到1mg/L的重要原因之一。 3 泥龄的选择 关于生物除磷的泥龄长短对处理效果的影响，各国学者对此意见不一。泥龄长短主要取决于处理系统的脱氮要求(主要是否需要进行硝化)，如果系统有硝化要求则系统的好氧泥龄的确定受硝化控制。但硝化菌所需的最短好氧泥龄大于聚磷菌所需的最短好氧泥龄。若硝化并非 系统的处理目标则应缩 短泥龄足以防止硝化作用的发生，使回流污泥中无硝酸盐氮，以确保A/O系统的除磷效果。泥龄与BOD5/TP值之间存在密切关系，泥龄太短则聚磷菌难以生长繁殖，泥龄太长则除磷效果下降。Fakase等人在城市污水处理A/O系统试验中发现，当泥龄从4.3d增加到8d时，BOD5/TP值从19增至26，而活性污泥含磷量则从5.4%降至3.7%。生物除磷系统所需BOD5/TP值为泥龄的函数，泥龄较长而混合液含磷量较低时则 除磷所需的BOD5较高，例如活性污泥混合液含磷量为4.5%、泥龄为25d时，去除1mg磷所需BOD5为33mg，而当泥龄为8d时所需BOD5/TP值则下降至25。另根据试验结果，当A/O系统泥龄在2.23.6d时除磷效果很好，但一旦泥龄超过3.6d后则因发生硝化作用而使除磷效果急剧下降3。可见以除磷为目标的A/O工艺不宜采用长泥龄，其原因为： 长泥龄导致生物除磷系统产泥量减少，则通过排泥而去除的磷量也减少； 长好氧泥龄导致有机物的氧化相对完全，但污泥活性降低使好氧区对磷的吸收率下降，活性污泥混合液的含磷量减少； 长泥龄下因衰减反应造成磷的二次释放。 4 系统中硝酸盐的回流干扰 我国城市污水中的TKN一般约为4050mg/L，其中约2/3为NH3-N，硝化处理增加了系统中的NO3-N含量，由于NO3-N通过污泥回流进入厌氧段发生反硝化可消耗可溶性BOD，从而影响磷的释放，降低了除磷效果，进而使出水TP无法达标。要减少硝酸盐的回流量就必须提高系统的反硝化程度。但由于现行排放标准对处理出水的总氮尚无要求，因此水厂往往会着重考虑NO3-N的达标而忽略了系统中的NO3-N含量，从而拟省去反硝化系统。这一问题已成为目前某些城市污水处理厂方案讨论中的焦点之一。根据我国目前的情况，宜从消除回流污泥中的硝酸盐对生物除磷的不利影响着手，根据除磷要求考虑反硝化程度。UCT/VIP等工艺的主要特点就是消除回流污泥中的硝酸盐，但其流程较复杂。水环境联合会(WEF)于20世纪90年代提出另一方法，就是将厌氧段的第一反应格作为回流污泥的反硝化池，一部分污水(5%20%)进入该池进行回流污泥的反硝化，其余污水进入厌氧池的第二反应格。此法优于UCT/VIP工艺，因为它取消了后者所增加的回流系统，而且由于在这一反硝化池中的MLSS浓度高，使反硝化更为有效。如美国MasonNeck污水处理厂的生物除磷工艺就是将回流污泥引入第一反应格(缺氧段)进行反硝化，然后再顺序进入第二反应格(厌氧段)，与一沉池污泥发酵液混合进行磷的释放后再与生物滤池出水一起进入好氧段，形成了规模为30000m3/d的OWASA工艺(未设置好氧段MLSS的回流系统)，除磷效果良好3。早在1990年初，中国市政工程华北设计研究院就结合泰安污水处理厂的建设要求而提出了改良A/A/O工艺，即在厌氧段前增设缺氧段，来自二沉池的回流污泥和10%的进水进入该段，停留时间为2030min以去除回流硝酸盐氮，保证了厌氧段的稳定运行，测试结果表明，该工艺的除磷脱氮效果优于改良UCT法。近年来在改良A/A/O工艺的基础上又将好氧段MLSS回流系统取消，开发了缺氧/厌氧/好氧工艺(回流污泥反硝化生物除磷工艺)，突破了传统A/A/O工艺的概念，与UCT/VIP相比省去了两个回流系统，节省了基建造价和运行费用，运行管理简便灵活，而且由于缺氧池内的MLSS浓度接近回流污泥浓度而使反硝化效率较高，从而有效地消除了硝酸盐氮对厌氧段的不利影响，出水TP可达标(1.0mg/L)。 5 结论 城市污水生物除磷系统在适宜的进水水质和正常运行条件下，一般可以获得溶解性磷含量很低的出水，如发生出水TP超标(1 mg/L)现象，其原因一般不在生物处理的本身, 而主要在于沉淀效率，由于出水中的颗粒性磷含量高而导致TP超标，因此必须从改善沉淀效果着手来解决问题。 进水水质特别是进入厌氧段污水中的可利用基质与总磷比值(BOD5/TP)的大小对生物除磷系统出水中的溶解性磷含量和工艺的选择有重大影响。当最终沉淀采用重力沉淀池时，为使出水TP1mg/L,进入生物除磷系统厌氧段的进水BOD5/TP值需20。 生物除磷系统的泥龄选定必须适当，泥龄太短(2d)则聚磷菌难以生长繁殖，泥龄太长则除磷效果下降。 在确定生物除磷脱氮的工艺流程时，对NO3-N的回流干扰导致出水总磷超标的问题应给予足够的重视。宜从消除回流污泥中的硝酸盐对生物除磷的不利影响着手，根据除磷要求考虑反硝化程度。近年来国内外相继开发的前置缺氧/厌氧/好氧工艺除磷效果优于UCT/VIP法。 为常年保持生物除磷系统出水总磷达标(1 mg/L)，宜增设化学除磷作为后备措施以便必要时投加药剂。对于可快速降解基质含量不足的污水，应考虑采用初沉污泥发酵措施来增加厌氧区VFAs含量，使出水总磷达标。 单独生物除磷系统的出水TP难以达到一级标准(0.5mg/L),为达到这一严格标准，还必须采用过滤或投加化学药剂等措施。 生物除磷系统出水总磷达标问题涉及诸多方面，其中水质特性的影响尤为重要，因此对于特定的污水宜首先进行水质测定分析和动态工艺试验以解决相关问题。 糖蜜酒精废水两相UASB处理工艺的酸化段特征两相厌氧消化法是根据参与酸性发酵和甲烷发酵的微生物不同，分别在两个反应器内完成这两个过程的方法。但二相厌氧生物处理工艺自1971年提出以后，由于学术界大多认为相分离会破坏厌氧发酵过程中各类菌群之间的协同作用，会对厌氧发酵产生不利影响，因此这一研究发展缓慢。目前，许多研究表明该法在处理富硫酸盐有机废水是有效的1-4。为了探讨二相厌氧UASB工艺处理糖蜜酒精废水的相分离特性，本文对产酸相的效能、运行状况、有机物的去除及微生物群体的组成等方面作了研究分析。1试验装置及方法1.1试验装置本试验酸化段UASB反应器采用有机玻璃管制成，内径15cm，高2m，总有效容积为28.5L，其中三相分离器容积为4L，高度方向上每间隔10cm设置一个采样口，以观测反应器中的情况。反应器夹套水保温在352左右。处理水经计量泵由底部进入反应器，在反应器顶部溢流出水。产气经脱硫后，由湿式气体流量计计量产气量。出水进入下一段处理装置。1.2接种污泥接种污泥采自酒精厂EGSB反应器高温处理玉米酒精糟液的颗粒污泥，污泥浓度18.8g/L，VSS/SS为0.93，接种量为18L。1.3废水性质本试验用水来自广西某糖厂的糖蜜酒精糟液，其水质特征如表1所示。表1原水水质指标水质指标数值水质指标数值TOC(mg/L)46258pH值4.2COD(mg/L)123971SO42(mg/L)5234NH3N(mg/L)24.8TKN(mg/L)1848色度(倍)50001.4分析项目及方法 TOC：TOC-10BpH：精密pH计碱度：滴定法挥发酸：气相色谱法硫酸根：重量法硫化物：离子选择电极法1.5试验条件控制试验中，原水经过稀释后进水。通过调节进水流量来控制进水COD容积负荷；通过加入Na2CO3调节pH值；实验中不再另外加入各种营养盐。2结果与讨论2.1试验结果在最初的15d里，进水TOC控制在10000mg/L左右，但去除率直线下降。调整进水TOC至6000mg/L，连续运行50d，负荷逐步提高，去除率逐渐上升，到第60d，稳定在30%左右，同时，产气量也上升至80L/d。继续提高进水浓度，到第87d，达到17000mg/L，容积负荷达到30kgCOD/m3，系统仍能正常运行，去除率在35%以上，产气达到100L/d以上。试验中，即使SO42-1600mg/L,出水中的硫化物也只有80mg/L，所以在本试验中没有发现H2S的抑制作用。酸化段的SO42-去除率在70%左右。根据气相色谱检测，酸化段产气中，CH4和CO2组分各占50%，证明在酸化段中，也发生产甲烷反应。另外，随系统运行，体系的缓冲能力增强，系统的稳定性较好，即使进水pH在5.2左右，出水pH一直维持在7.7。2.2酸化反应器的运行效能分析一般认为，厌氧生物处理的限速步骤是产甲烷阶段，但现在已经认识到产酸阶段对厌氧生物系统的成败也起着关键的作用5。一方面产酸相发酵速率要快，并尽可能消除由于有机酸的大量产生而抑制或阻碍了产酸菌的活性；另一方面，因为产酸相的发酵产物将作为甲烷相的底物，所以提供易于被产甲烷菌利用、并且减少丙酸含量和可能转化为丙酸的底物，是保证产甲烷相高效、稳定运行的重要因素。2.2.1酸化率酸化段是将污水中大分子和不易生物降解的有机物降解为易生物降解的小分子有机物。酸化过程是溶解性有机物被转化为以挥发性脂肪酸为主的末端产物的过程。研究结果表明，酸化的末端产物的组成取决于厌氧降解的条件、底物种类和参与酸化的微生物种群。对两相厌氧处理的第一步，糖作为主要底物，则末端产物将是丁酸、乙酸、丙酸、乙醇、二氧化碳和氢气的混合物。本试验用水为糖蜜酒精废水，基质中糖的含量很高，达20g/L，糖为主要底物之一，一级UASB反应器的操作控制按酸化反应器运行条件运行，试验进程中挥发酸测定结果列于表2。结果显示，出水中挥发性脂肪酸有乙酸、丙酸、丁酸、戊酸四种，其中乙酸和丁酸的量最大，乙酸最高达3796mg/L，丁酸达4436mg/L，挥发酸的浓度与进水TOC浓度有相关性。原水中已含有较高浓度的挥发酸，其中乙酸浓度在1000mg/L以上，如果扣除进水挥发酸后计算酸化率，则酸化率数值较低，基本上都小于30%，且该数值波动较大，这可能与进水水质波动有关。但出水挥发酸却能占总TOC的50%，尽管该值有所波动，但基本上仍算比较稳定。这一数值说明，对糖蜜酒精废水酸化率在50%左右，较好时能达到70%。此外，据试验推断当酸化末端产物挥发酸的浓度达到一定数值后，酸化过程很难再深入进行。对于本试验乙酸、丁酸最高浓度均能达到占进水TOC的30%，但二者不能同时达到最大值。表2酸化反应器挥发酸测定结果日期1999年进水mg/L出水mg/L酸化率%挥发酸百分率%乙酸丙酸丁酸戊酸乙酸丙酸丁酸戊酸6.3053816922270324571368715217.923.07.2754370134862836281325398565530.345.97.6111557811525903794919443656236.256.47.12235321591450959235316252133826033.77.1446922312215135392151209693936.966.77.20148910398325853796192419269928.359.97.221902123110937643173171846972813.149.17.242370141013727993153188192682010.159.17.27162793730156929311966106678327.5955.98.2246622381119639275917879306572.350.88.711488522464683036252665362733.656.48.2710579632521561165228237239511.636.18.3117372026507315180321175163240.641.29.8222514705652801985400020050512.027.69.17208419555001582545561166815822.133.09.2516421521783937279351461523222117.830.2注：酸化率=（TOC出-TOC进）/TOC总TOC出：出水中挥发酸折合的TOC，TOC进进水中挥发酸折合的TOC，TOC总：进水中总TOC；挥发酸百分率=出水中挥发酸折合的TOC/进水总TOC2.2.2酸化段TOC的去除率、产气量及微生物群体组成分析 本试验最初酸化段对TOC虽有去除，但去除率不大，仅在10%左右，产气量也不大。但随着运行时间的延长，反应器对TOC的去除率开始增加，最后稳定在40%左右，单位体积产气量逐渐增加，酸化段产气中，CH4约占气体组成的50%，这可能是反应器内产甲烷菌已适应了环境，活性增加，从而消耗更多的乙酸来产生甲烷，从而使乙酸浓度降低，丁酸进一步水解产生的乙酸可补充一部分削耗掉的乙酸。试验结果表明乙酸下降程度要比丁酸小得多。TOC去除率及单位体积产气量见图1。图1TOC去除率、产气量与运行天数的关系本试验结果是，随着系统运行时间的延长，TOC的去除率及产气量有加大的趋势，说明产甲烷菌的数目在加大，并且二者有较好的相关性。稳定运行后，酸化段TOC去除率趋于稳定，为40%左右，单位体积产气量稳定在5.0L/d。微生物的厌氧发酵过程呈阶段性5,6，参与整个厌氧发酵过程的微生物也因代谢功能不同分为水解、发酵细菌，产氢产乙酸细菌，同型产乙酸菌，产甲