工学第七章城市污水的深度处理

1、第七章第七章 城市污水的深度处理城市污水的深度处理常规处理目的：去除城市污水及某些工业废水中的悬浮固体及可生物降解的有机物污水厂出水：bod5 2030mg/l cod 40-100mg/l ss 20-30mg/l tn 20-50mg/l p 6-10mg/ln、p对环境的影响： 水体富营养化，藻类过量繁殖 水质恶化以致湖泊退化 水体的do降低，鱼类死亡和水体黒臭1983年，国际水污染控制和研究协会在哥本哈根举行了第一次氮磷去除会议。方法：生物法，化学法、物理法生物法与化学处理紧密结合在生产实践中获得了广泛应用。在污水综合排放标准（gb89781996）中规定了氮磷的排放标准，有效降低氮磷

2、的含量成为现代废水处理技术的一项新课题。一、氮的去除氮以有机氮、氨氮、亚硝酸氮和硝酸氮四种形式存在，生活污水中主要含有氨态氮(40%)和有机氮(60%) ，来源于食物中的蛋白质。脱氮方法：化学法 生物法1. 化学法除氮吹脱法 折点加氯法 离子交换法（主要用于工厂内部治理，很少用于城市污水处理厂） a. 原理：在碱性条件下，氨氮主要以nh3的形式存在，可气态吹脱。 nh3 + h2o nh4+ oh- b. 影响因素：ph 10.511.5时，氨呈饱和状态而逸出。加石灰调节ph值至10.511.5，然后在吹脱塔中曝气进行吹脱。 水力负荷 过大，破坏吹脱所需要的水滴状态，形成水幕；过小，填料没有适

3、当润湿，运行不良，形成干塔。一般水力负荷为2.55.0m3/m2.d.温度 温度降低，氨的溶解度增加，吹脱效率降低，要达到同样处理效果所需的空气量迅速增加，为吹脱塔在冬季运行带来了困难。气水比 对于一定塔高，增加空气流量，可提高氨去除率，但随空气量增加，压力降也增加，气水比有一最佳值25005000m3/m3. 填料构型与高度 反复溅水和形成水滴是氨吹脱的关键，因此填料的形状、尺寸、间距、排列方式等都对吹脱效果有影响。一般填料间距为4050mm，填料高度67.5m。增加填料间距，需更大的填料高度。 结垢控制 用石灰调节ph在吹脱塔中会生成碳酸钙结垢，填料结垢会降低吹脱塔的效率。控制结垢的措施：

4、用高压水冲洗，在进水中加阻垢剂，采用不含和少含co2的空气吹脱，采用不易结垢的塑料填料代替木材nh3的释放会造成空气污染，对工艺有多种改进。利用硫酸溶液吸收nh3。 c. 优缺点： 去除率可达6095，流程简单，处理效果稳定，基建费用和运行费用较低，可处理高浓度含氮废水，但气温低时吹脱率低，填料结垢严重干扰运行，且吹出的nh3对环境造成二次污染。（2）折点加氯法 a 原理 含氨氮的水加氯时，cl2+h2o hocl + h+ + cl-nh4+hocl nh2cl + h+ + h2onh4+2hocl nhcl2 + h+ + 2h2o2nh4+3hocl n2 + 5h+ +3cl- +3

5、h2ob. 加氯曲线 a点以前：氯与氨生成氯氨(主要是一氯氨)，有化合氯存在 ab段部分氯氨被投入的氯氧化为n2、no等，化合氯减少至折点b，化合氯降至最小值，b点以后的曲线表示已经没有消耗氯的杂质了，所投加的氯全部用于增加游离余氯量加氯脱氮时采用的加氯量应以折点相应的加氯量为准。 折点加氯法可通过适当控制，完全除去水中的氨氮，处理效果稳定，不受水温的影响，基建费用不高，但其运行费用高，残余氯及氯代有机物须进行后处理，常与生物硝化联用，先硝化再除去微量的残留氨氮。 天然离子交换剂沸石：价格便宜且可用石灰再生，合成树脂：预处理工序和再生系统均较复杂，且树脂寿命短，应用上受到一定限制。 沸石是一种

6、硅铝酸盐，弱酸型阳离子交换剂溶液ph对沸石的除氮影响很大，通常ph6-8为宜，ph过高，nh4+向nh3转化，交换作用减弱，ph过低，h+竞争吸附作用增强，不利于nh4+的去除，达到饱和的沸石可用5g/l的石灰乳和石灰水再生，再生液用量约为处理水量的35， （1）生物脱氮机理 在微生物作用下，将有机氮和氨态氮转化为n2和nxo，包括硝化和反硝化两个过程a 硝化作用好氧条件下，nh4+no2-和no3- 亚硝酸菌和硝酸菌 属于化能自养型微生物。 2nh4+3o2 2no2- + 4h+ + 2h2o2no2- +o2 2no3-总反应式为：nh4+ +2o2 no3- +2h+ + h2o在硝化

7、过程中，1g氨氮转化为硝酸盐氮需4.57g o2，中和硝化过程中释放出的h+需消耗碱度7.1g (以caco3计)。 影响因素： 反应温度 适宜温度为2030。低于15时，反应速度迅速下降，5时反应几乎完全停止。有机负荷 硝化菌是自养菌，若水中bod5值过高，将有助于异养菌的迅速增殖，微生物中的硝化菌的比例下降，要进行充分的硝化，bod5的负荷应维持在0.3kg(bod5)/kg(ss).d以下。污泥停留时间 硝化菌的生长周期较长，为了保证硝化作用的进行，泥龄应取大于硝化菌最小世代时间两倍以上。溶解氧 氧为硝化反应中的电子受体，浓度太低不利于硝化反应的进行，因此对溶解氧有较高的要求，处理系统中

8、的溶解氧量最好保持在2mgl以上 ph 在硝化反应过程中，有h+释放出来，使ph值下降。硝化菌受ph值的影响很敏感，为了保持适宜的ph值78，应在废水中保持足够的碱度，以调节ph值的变化。1g氨态氮(以n计)完全硝化，需碱度(以caco3计)7.1 g。b. 反硝化反应 无氧条件下，反硝化菌 no3-和no2-n2 以甲醇为例6no3- +2ch3oh 6no2- + 2co2 + 6h2o6no2- + 3ch3oh 3n2 + 3h2o +6oh- + 3co2 总反应式为：6no3- + 5ch3oh 5co2 + 3n2 +7h2o + 6oh-反硝化反应的同时伴随着反硝化细菌的生长繁

9、殖，菌体合成过程，3no3- + 14ch3oh +co2+3h+ 3c5h7o2n+ 19h2o反硝化反应和微生物合成的总反应式为 no3- + 1.08ch3oh +h+0.065 c5h7o2n+0.47n2 + 0.76co2 + 2.44h2o96%的no3-n经异化作用还原，4经同化作用合成微生物每还原1g no3n，需甲醇2.47g影响因素 有机碳源 反硝化反应最大的问题是污水中可用于反硝化的有机碳及其可生化程度，当bod5/tkn35时，可无需外加碳源，碳源按其来源可分为三类：a.外加碳源，多采用甲醇，分解产物为co2和h2o，不产生其它难降解的中间产物，但费用较高；b.原水中

10、含有的有机碳；c.内源呼吸碳源菌体内原生物质及其贮存的有机物。以原水中的有机碳和原生质作碳源，反硝化速率都远远低于以甲醇作碳源时的反硝化速率，会增大反硝化池的容积。 ph 适宜的ph为6.57.5，高于8或低于6时，反硝化速率将迅速下降。 温度 温度范围较宽，在540都可以进行（适宜的温度为2040），但低于15时，反硝化速率迅速下降。在气温过低的冬季，可采取增加污泥停留时间，降低负荷等措施。 溶解氧 氧对反硝化脱氮有抑制作用，一般反硝化反应器的溶解氧应控制在0.5mg/l以下 开发：30年代发现生物滤床中硝化、反硝化反应应用：从1969美国的berth提出三段生物脱氮工艺 三段生物脱氮工艺

11、优点：好氧菌、反硝化菌和硝化菌分别在其最适宜的环境条件下，反应速度快，可得到相当好的bod5去除效果和脱氮效果。不同性质的活性污泥分别沉淀分离，有独立的污泥回流系统，运行灵活，适应性好。缺点：流程长，构筑物多，基建费用高，且需甲醇作为外加碳源，运行费用高，出水中会残留一定量的甲醇，形成bod5和cod. 缺氧一好氧(a/o)生物脱氮工艺 前置式反硝化生物脱氮系统，目前较为广泛应用的脱氮工艺，脱氮效率一般在70左右。优点： 流程简单，构筑物少，节省了基建费用，占地面积小； 以污水中的含碳有机物和内源代谢产物为碳源，节省了外加碳源的费用，降低了运行费用 好氧池在缺氧池之后，反硝化会消耗了一部分有机

12、碳源，可减轻好氧池的有机负荷，好氧池可进一步去除bod5，改善出水水质； 反硝化过程产生的碱度可补偿硝化过程对碱度的消耗；缺点：出水中含有一定浓度的硝酸盐，在二沉池中有可能进行反硝化反应，造成污泥上浮，影响出水水质。bardenpho生物脱氮工艺生物脱氮工艺 第一级a/o工艺利用原水中有机物为碳源和第一好氧池中回流液中的硝态氮进行反硝化反应。第二级a/o反应器，利用内源呼吸碳源进行反硝化。第二好氧池吹脱废水中的氮气，提高污泥的沉降性能，防止二沉池发生污泥上浮现象。 两级a/o工艺，可达到较高脱氮效率9095。生物脱氮法优点：可去除多种含氮化合物，总氮去除率可达7095%，处理效果稳定，不产生二

13、次污染且比较经济，缺点：占地面积大，低温时效率低，易受有毒物质的影响，且运行管理较麻烦。新的工艺：氧化沟、序批式活性污泥法，a2/o，uct工艺，改良型的bardenpho工艺等，不但可除碳和脱氮还可同时除磷，将在本节后面加以讨论。主要来源：粪便、洗涤剂和某些工业废水存在状态：正磷酸盐、聚磷酸盐和有机磷主要方法：物理法、化学法、生物法（物理法因成本过高、技术复杂而很少应用） 原理：最早采用的一种除磷方法。是以磷酸盐能和某些化学物质如铝盐、铁盐、石灰等反应生成不溶的沉淀物，这些反应常有伴生反应，产物常具絮凝作用，有助于磷酸盐的分离。 特点：磷的去除率较高，处理结果稳定，污泥在处理和处置过程中不会

14、重新释放磷而造成二次污染，但污泥的产量比较大。 a. 原理： 利用微生物聚磷菌在厌氧条件下释放磷，再在好氧条件下充分吸收过量磷，然后沉淀分离，通过排泥除去部分磷。 厌氧放磷污水中的有机物在厌氧发酵产酸菌的作用下转化为乙酸苷；活性污泥中的聚磷菌在厌氧状态下将体内积聚的聚磷分解，分解产生的能量部分供聚磷菌生存，另一部分能量供聚磷菌主动吸收乙酸苷转化为phb(聚羟基丁酸)的形态储藏于体内。聚磷分解形成的无机磷释放回污水中。好氧吸磷进入好氧状态后，聚磷菌将储存于体内的phb进行好氧分解并释出大量能量供聚磷菌增殖，部分供其主动吸收污水中的磷酸盐，以聚磷的形式积聚于体内。活性污泥在运行中不断增殖，为了系统

15、的稳定运行，必须从系统中排除和增殖量相当的活性污泥，也就是剩余污泥。剩余污泥中包含过量吸收磷的聚磷菌，也就是从污水中去除的含磷物质。在厌氧状态下，放磷越多，合成的phb越多，在好氧状态下合成的聚磷量越多，除磷效果越好。 有机碳源：合成phb的量和碳源的性质密切相关，分子量较小易降解的有机物（乙酸等低级脂肪酸）易被聚磷菌吸收转化为phb，促使聚磷菌在厌氧段将体内储存的多聚磷酸盐分解释放出来，在厌氧状态下放磷愈多，合成的phb愈多，则在好氧状态下合成的聚磷量愈多，除磷的效果也就愈好。因此在厌氧段加入消化池上清液有利于提高放磷效率。进水中是否含有足够的有机基质供聚磷菌在厌氧条件下合成phb关系到除磷

16、效率，一般bod5/tp15。 硝酸盐 ：对厌氧放磷不利，有助于反硝化作用，和聚磷菌争夺有机碳源，抑制聚磷菌的生长和放磷。 温度：对放磷有影响，低温时厌氧区的停留时间要更长一些。当温度从10上升到30时，放磷速率可提高5倍。 溶解氧：在厌氧区中要严格控制厌氧条件（2.0mg/l)，满足聚磷菌对phb进行降解的需要， 污泥龄：泥龄越短，排放的剩余污泥量越多，越可取得较好的除磷效果；污泥龄过短，会影响出水的bod5和cod。以除磷为目的的生物处理工艺污泥龄一般控制在3.57d。 厌氧段停留时间越长，除磷效果越好，但停留时间越长，有助于丝状菌生长，使沉淀性能恶化，故采用0.51.5h。ph 78，低

17、于6.5，厌氧放磷会大大降低c. 工艺流程 基本类型有二种：a/o法和phostrip工艺 （1）a/o法 好氧池中 do2mgl，ph值应控制在78之间，磷的去除率还取决于进水bod5与磷浓度之比，若比值大于10：1，出水中磷浓度在1mg/l左右。 厌氧区停留时间0.51h，好氧区停留时间1.52.5h，mlss为20004000mg/l。优点：工艺流程简单，不需要投加化学药品，基建费用和运行费用低，厌氧污泥的含磷量可达干重的6。a/o工艺存在的问题是除磷效率低，处理城市污水时除磷率在75左右，很难进一步提高。原因：a/o系统磷的去除主要依靠剩余污泥的排除，受运行条件和环境条件的影响大，且在

18、二沉池中难免有磷的释放；如果进水中有机物的含量较低，聚磷菌难以直接利用这类基质，会导致聚磷菌在好氧段对磷的摄取能力下降；水质波动也会对除磷产生一定的影响。（2）phostrip去除磷工艺流程 将生物除磷和化学除磷结合在一起，与a/o工艺相比具有以下优点:出水总磷浓度低(1mg/l)，回流污泥含磷量低；对进水的p/bod无特殊限制，对进水水质波动适应性强；比较适合对现有工艺的改造，在污泥回流管线上增设小规模的处理单元即可；表18-3中列出了a/o法和phostrip法的典型设计参数 a2o工艺、改进的bardenpho工艺、uct工艺、sbr工艺、氧化沟工艺、vip工艺1. a2/o法缺点： 除

19、磷效果受到污泥龄、回流污泥中挟带do和no3-n的限制，不十分理想; 脱氮效果取决于混合液回流比，回流比不宜太高，脱氮效果不能满足较高的要求;优点: 厌氧、缺氧、好氧交替运行，可同时达到去除有机物、脱氮、除磷的目的，工艺流程简单，出水中磷浓度小于1mg/l，氨氮15mg/l以下。 污泥交替进入厌氧、好氧池，丝状菌较少，污泥沉淀性能好；不需外加碳源，缺氧段只需缓慢搅拌，运行费用低在bardenpho工艺增设一个厌氧池，提高磷的释放，保证好氧条件下有更强的吸收磷能力，提高了除磷效率，最终好氧段为混合液提供短暂的嚗气时间，也会降低二沉池出现厌氧状态和释放磷的可能性。缺点：受水质影响较大，对不同污水除磷效果不稳定。2改进的bardenpho工艺 3uct工艺 当进水中tkn/cod较高时，需降低混合液的回流比以防止no3-进入厌氧池，但回流比太小，会增加缺氧池内的实际停留时间，若实际停留时间超过1h，污泥的沉降性能会恶化。将二沉池污泥回流到缺氧池，避免硝酸盐进入厌氧池而影响系统的除磷效果