投加铁盐强化大型城市污水处理厂稳定运行的研究 78页

投加铁盐强化大型城市污水处理厂稳定运行的研究（申请清华大学工程硕士专业学位论文）培养单位：环境学院工程领域：环境工程申请人：孙子惠指导教师：汪诚文研究员联合指导教师：孙林波研究员二〇一五年六月\nStudyonirondosageforenhancingtheoperationstabilityoflargescalewastewatertreatmentplantsThesisSubmittedtoTsinghuaUniversityinpartialfulfillmentoftherequirementfortheprofessionaldegreeofMasterofEngineeringbySunZihui(EnvironmentalEngineering)ThesisSupervisorResearcherWang:ChengwenAssociateSupervisorResearcherSunLinbo:June,2015\n摘要摘要近年来，随着城市排水管网的逐步完善，雨污分流制度的逐步实施，污染物浓度显著提高，由此导致很多老旧大型城市污水处理厂处于超负荷运行状态。针对济南市某大型污水处理厂的连续监测与调研，从进水水质、运行工艺条件以及各个单元的处理效果分析该厂污水处理工艺的运行稳定性、污水处理效果，研究了投加铁盐活性污泥法驯化常规活性污泥法，处理高浓度城市污水，提高生物脱氮除磷效率的方法，并在该污水处理厂运行中开展了应用研究。针对该大型污水处理厂近年来进水水质与运行效果分析，冬季月份进水COD、NH3-N、SS等指标平均高出设计值40.0%以上，同时还伴随着进水黑臭现象，色度较深，气味较大。在进水水质大幅波动的条件下，通过适当降低进水量的方法，科学调控污水处理厂运行参数，使出水水质中COD、TN、NH3-N、TP浓度分别控制在8.0~39.0mg/L、5.0~15.0mg/L、0.20~7.20mg/L、0.10~0.43mg/L的范围内。但是，长期进水水质过高导致污泥负荷偏高，再加上偶有偷排废水的混入，工艺设备单元运行长期处于处于超负荷，使运营成本增加，部分设施和设备相继出现严重影响生产的问题。通过小试反应器实验研究了投加铁盐对活性污泥工艺运行过程的影响，结果表明，在投加铁盐活性污泥在污泥含铁量5%（占污泥有机质干重）时，对COD、TN、TP的去除效果达到最优，稳定运行条件下比对照反应器的COD、TN、TP去除率分别提高5.9%，10.1%和4.5%，硝化活性和反硝化活性分别提高17.9%和2+2+15.7%，对污泥沉降性几乎没有影响。含铁量5%的活性污泥在Zn、Cu浓度都不超过20mg/L时、油类浓度浓度不超过120mg/L时，比普通活性污泥对COD的去除有一定优势。采用投加铁盐活性污泥法驯化常规活性污泥法，使得该污水厂在进水负荷较高的情况下依然能够实现出水水质的稳定达标，出水COD、TN、TP、NH3-N、SS平均去除率分别达到94.0%、77.3%、95.5%、96.5%、98.4%。将投加药品确定为30%浓度的三氯化铁溶液，该厂药剂吨水成本大大降低，吨水成本药耗控制在0.0170元/吨以下，显著低于上一年度吨水药耗0.0210元/吨。关键词：污水处理；投加铁盐活性污泥；脱氮除磷；硝化；反硝化Ⅰ\nAbstractAbstractDuringrecentyears,withthegradualimprovementofurbandrainagenetworkandthegradualimplementationofrainandsewageseparationsystems,theloadofpollutantsinwastewaterincreasedsignificantly.Someoftheexistingwastewatertreatmentplantwhichranathigherloadconditionsthanitsdesignedcapacity,couldnotoperatestablyandtheeffluentwasnotabletomeetthestandard.AftercontinuousmonitoringandinvestigationinonetypicallargescalewastewatertreatmentplantinJinan,theoperationsustainabilityandtreatmenteffectswereanalyzedbasedonthestudyofinfluentquality,operationprocessconditionsandtreatmentresultsineachunits.Theprocessofactivatedsludgewithirondosagewasstudiedandappliedintheplanttoacclimatethetraditionalactivatedsludge,treathigh-loadingwastewaterandenhancetheefficiencyofnitrogenandphosphorusremoval.Theinfluentqualityandoperationresultsintheplantduringrecentyearswereanalyzed.COD,ammonianitrogenandSSwerehigherthandesignedcapacityinwinterseason,withthephenomenonofsmellyblackinfluent.Intheconditionofdrasticfluctuationofinfluentquality,theinfluentquantitywasreducedandthoperationparametersintheplantwereadjusted,inordertocontroltheconcentrationofCOD,TN,Ammonia-NandTPintherangeof8.0~39.0mg/L,5.0~15.0mg/L,0.20~7.20mg/Land0.10~0.43mg/L,separately.However,theprocessequipmentwereoverloadedwithhighsludgeloadinginthelong-termoperation,duetothehighinfluentconcentrationandthemixtureofillegalwastewaterdischarges.Theoperationalcostswerethusincreasedandsomeequipmentandfacilitieswerefacedwithseriousproblems.Basedonthebatchexperiment,theimpactofirondosageonactivatedsludgeprocessoperationwasstudied.Whentheironcontentreached5%intheactivatedsludge,theoptimalremovalofCOD,TNandTPwasachieved,withremovalefficiencyincreasedby5.9%,10.1%and4.5%comparedwithcontrol.Atthesametime,nitrificationanddenitrificationactivitywereincreasedby17.9%and15.7%,whiletheimpactofirondosageonsludgesettlingpropertywasneglectable.IrondosagealsoimprovedCODremovalabilityofactivatedsludgewhenwastewatercontainingheavy2+2+metals(Zn/Cuconcentration≤20mg/L,Oilconcentration≤120mg/L)wastreated.Ⅰ\nAbstractTheprocessofactivatedsludgewithirondosagetoacclimatethetraditionalactivatedsludgeensuredthestableeffluentqualitytomeetthedischargestandard,whentheinfluentloadwasrelativelyhigh,achievingtheaverageCOD/TN/TP/NH3-N/SSremovalefficiencyof94.0%,77.3%,95.5%,96.5%and98.4%,separately.When30%FeCl3wasapplidasaddedagent,thecostofdosagepertonoftreatedwastewaterwasreducedsignificantly,withtheaveragecostof0.0170yuan/ton,lowerthan0.0210yuan/toninthelastyear.Keywords:Wastewatertreatment;Activatedsludgewithirondosage;Nitrogenandphosphorusremoval;Nitrification;DenitrificationⅠ\n目录第1章引言...............................................................................................................11.1我国水资源现状...........................................................................................11.2污水生化处理工艺研究现状.......................................................................21.2.1化学强化一级处理..................................................................................221.2.2A/O工艺.................................................................................................21.2.3AB工艺..................................................................................................31.2.4氧化沟工艺..............................................................................................41.2.5SBR工艺.................................................................................................41.2.6接触氧化法..............................................................................................51.3废水中油类和重金属对污泥活性的影响研究.............................................51.3.1重金属的影响............................................................................................61.3.2油类的影响................................................................................................61.4投加铁盐强化污水生化处理技术的发展...................................................71.5研究目的与研究内容...................................................................................81.5.1研究目的..................................................................................................91.5.2研究内容..................................................................................................91.6本论文的技术路线.....................................................................................10第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析.......................................122.1济南某大型城市污水处理厂概况.............................................................122.1.1进水水质分析........................................................................................132.1.2生化处理工艺分析................................................................................152.2济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析.....................................162.2.1进水水量的变化....................................................................................162.2.2进水水质的影响....................................................................................182.2.3工艺单元处理效果分析........................................................................202.2.4工艺单元设备运行情况........................................................................242.3本章小结.......................................................................................................25第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究.................................................273.1材料与方法.................................................................................................273.1.1小试试验装置........................................................................................273.1.2试验方法设计........................................................................................283.1.3水质指标分析方法................................................................................29II\n目录3.2结果与讨论.................................................................................................293.2.1投加铁盐对反应器出水水质的影响....................................................293.2.2对硝化作用和反硝化作用的影响........................................................323.2.3对污泥沉降性能影响............................................................................342+3.2.4Zn离子对活性污泥降解性能的影响.................................................362+3.2.5Cu离子对活性污泥降解性能的影响................................................403.2.6油类对活性污泥降解性能的影响........................................................433.3本章小结.....................................................................................................46第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究.....................................474.1投加铁盐活性污泥的培养.........................................................................474.2铝盐和铁盐投加对比分析.........................................................................494.3投加铁盐后污水处理厂的稳定运行效果分析.........................................514.3.1对COD的去除效果................................................................................514.3.2对TN的去除效果...................................................................................524.3.3对NH3-N的去除效果.............................................................................534.3.4对TP的去除效果...................................................................................534.3.5对SS的去除效果....................................................................................544.3.6对污泥主要性能的影响..........................................................................554.4污水厂运行经济性分析.............................................................................614.5本章小结.....................................................................................................62第5章结论与建议.................................................................................................635.1结论.............................................................................................................635.2建议.............................................................................................................64参考文献.....................................................................................................................65致谢.........................................................................................................................69声明.........................................................................................................................70个人简历、在学期间发表的学术论文与研究成果.................................................71II\n第1章引言第1章引言1.1我国水资源现状[1]近年来，水资源短缺成为世界各国面对的巨大挑战。截止到二十一世纪，我3国淡水资源总量约为28000亿m，人均占有量仅仅为世界淡水资源人均占有量的[2].四分之一，且严重的分布不均。水资源需求量的不断上升与经济水平的增长有着密不可分的关系。因此，水资源短缺是我国经济发展的重要制约因素之一。目前，全国600多个城市中，水资源严重短缺的城市超过了1/4，水资源短缺的城市3大约在2/3，全国年缺水量达到了60亿m。淡水资源的短缺是目前制约我国经济建设和发展的致命因素，也在很大程度上影响着人们的生存发展。相关资料明确指出，由于水资源短缺而导致的工业经济损失量达到了2300多亿元[3]。在我国水资源缺乏的同时，水污染的加剧使其形势更加严峻。中国环境状况公报[4]显示：六十多个国控重点湖泊（水库）中，60.0%以上的水质优于Ⅲ类水质，30.0%的水质优于Ⅴ类水质而劣于Ⅳ类水质，11.3%的水质属于劣Ⅴ类水质；主要是TP、COD和TN这些污染物质导致了水质的恶劣。因此，水污染的治理成为解决水资源匮乏的重要手段，也成为提高水资源利用率的必要手段。对受污染的水体进行治理不仅可以减少对环境的破坏，同时减少对周围水体的污染，而且还可以减少新鲜水的使用[5]，提高水资源利用率，有利于水资源的循环利用。水资源回收再利用最有效的途径就是污水经过城市污水处理厂后继续循环使用。因此，城市污水处理厂的建设与发展受到了国家的关注，城镇污水处理厂处3理能力在2012年已达到了1.45亿m/d，同时期的城镇污水处理厂的建设数量也达[6]到了近三千五百座。我国的城镇污水处理厂已经为我国的节水计划做出了突出贡献，因此，城镇污水处理厂的处理效率是关系到我国水资源循环利用的重要一环。在我国，目前投入使用的城市污水处理厂中有部分不能正常高效运作，在运行过程中往往存在进水水质超出设计值、工艺运行不稳定、出水水质不达标等问[7]题。这是因为，近年来，我国经济的迅猛发展，导致工业化不断加深，城镇人口急剧增长，城市污水的排放量也随之增加，导致多数污水处理厂出现进水水量超出设计值现象。还有的工业污水不经过处理直接进行违规排放，而且随着城市排水管网的逐步完善，雨污分流制度的逐步实施，导致我国城市污水水量急剧增加、水质恶化、污染物浓度升高，这就致使原有的污水处理厂在当下运行时超过原有1\n第1章引言设计值，出现进水水质超标，水量超出设计值，工艺运行不稳定、出水水质达不到国家规定的排放标准等现象。因此，在保证原有污水处理构筑物能够继续利用的基础上，通过合理有效的运行方式对原有污水处理厂进行优化，从而实现污水处理厂的持续稳定、高效运行；污水达标排放成为整个污水处理行业的关注焦点。1.2污水生化处理工艺研究现状1.2.1化学强化一级处理化学强化一级处理是指对于已经超出原有设计负荷的城市污水处理厂，可以通过化学强化一级处理（CEPT）来去除污水中难以生化降解的悬浮物、有机物、[8]重金属和无机盐，从而降低二级处理单元的负荷，降低污水处理厂的能耗。正在准备建设或是刚刚建设完成的城市污水处理厂，在建设资金不够充裕的情况下，应当分批建设，这样才能降低单位污染物所需要的投资费用；采用电耗作为基准，而不是简单的以能处理的单位水量作为基准，短期内应考虑强化污水处理厂的一级处理，等到经济条件成熟后再进行二级处理工艺的改扩建工程。[9]研究表明，经过化学方法进行强化后的一级处理，不仅能够提高除磷效率，还能够实现污染物负荷的大大降低，同时可以缩小生物处理单元的有效容积，并且，如果处理后的污水出水水质要求不高，二级处理单元也可以不再进行设置，仅仅通过强化后的一级处理单元就能实现较低出水标准的目标。CEPT与传统污水处理工艺中的初沉池相比，其处理效率要更为显著，悬浮物的去除效率可以达到70.0%~80.0%，有机物的去除效率也能实现40.0%-50.0%，而针对那些出水浓度要求不高的污水处理厂时，出水水质（N、P除外）基本可以与排放标准持平。新制定的国家标准中明确指出非重点控制的流域和非水源保护区建设的污水处理厂，可以根据其自身的经济条件和水污染控制的标准，采用CEPT方式进行污水处理，但是必须要为二级处理的设施留出空间，以便以后实现分期达到二级标准的目的。21.2.2A/O工艺2A/O(Anaerobic-Anoxic-Oxic)工艺是可以同时实现脱氮、除磷的一种工艺[10,11]2，A/O工艺是建立在传统的活性污泥法基础上的，是一种先进的污水处理工艺，主要依靠微生物生化作用来进行脱氮除磷，从而实现优质出水。该工艺同步脱氮除磷的机制分为两部分：除磷，聚磷菌在厌氧条件下释放P，即把该菌胞内的聚磷通过水解转化为正磷酸盐，然后在好氧条件下从污水中吸取大量的磷酸盐，并且以能量储存单元ATP的形式存储在细胞自身机体内部，还有部分转化为聚磷2\n第1章引言贮于胞内，跟随剩余污泥排出系统；脱氮，以污水中的BOD作为氧供体(有机碳源)，把混合液中的硝酸盐、亚硝酸盐还原成氮气，最后排入大气。该工艺的发展已经非常成熟，并且已经在有除磷脱氮要求的城市污水处理厂中得到广泛的应用。研究表明，通过控制混合液回流比、污泥回流比和SRT等设计运行参数，23-A/O工艺可以实现处理平均水质为COD：378mg/L；NH3-N：39.80mg/L；PO4-P：[12]25.81mg/L的实际生活污水，各种水质指标的污染物的去除效率都较高。A/O工艺有着显著的优点，缺陷也非常明显，例如：脱氮除磷对SRT的需求不同的矛盾[13][14][15]，反硝化菌和聚磷菌对碳源的竞争，聚磷菌受到的溶解氧和硝酸盐的影响[16][17]等。1.2.3AB工艺AB工艺，又被称作吸附生物降解工艺，由B.Bohnke第一次提出此水处理工艺概念，可以实现高浓度污水的降解。在此水处理工艺中可以不设置初次沉淀池，而是通过高污泥负荷的A段和低污泥负荷的B段串联在一起共同组成，每个阶段都设有其单独的污泥回流系统（如图1.1所示）。高负荷的A段的水力停留时间为20~40min之间，起主导作用的是微生物的吸附絮凝，在这一时间段内，不完全氧化反应也在同时进行，菌落组成主要是短世代的细菌群落，这样的生物环境有利于对污水中BOD的降解，因此，对BOD的有效去除可以达到一半以上，B段的污泥的负荷较低，污泥龄较长。进水A段中沉池B段二沉池出水回流污泥回流污泥A段剩余污泥B段剩余污泥图1.1AB工艺流程示意图此工艺从20世纪80年代就得到生产实践，但是其缺点也相对较多：例如污泥量大、污泥处置阶段较繁琐、占地面积大、建设投资和处理成本高、运营管理繁琐等。虽然此种工艺较为适合处理高浓度的污水，且在污泥消化等后续处理设3\n第1章引言施的大中规模的城市污水处理厂也适用，但是对脱氮要求较高的城市污水处理厂[18,19]则不宜采用。1.2.4氧化沟工艺氧化沟(OxidationDitchOD)法是由传统的活性污泥法衍生而来，该工艺实际上是连环循环曝气池，属于低负荷、延时曝气活性污泥法，该工艺不设置初沉池和污泥消化池，所以整个工艺的处理设施较其他工艺相对简化。但污泥处置相对繁琐，具体原因是由于延时曝气增加了污水和污泥在池内的停留时间，导致污泥产生量也相对较多。因此，当进水负荷的冲击较大时，其自身可以起到缓冲作用。氧化沟工艺的内循环量是进水量的几十倍不止，可以起到稀释水质的效果，因此抗冲击负荷能力强，可以有效减轻水质水量冲击引起的波动，增强对有毒有害物[20]质的抵抗能力，在沟前增设厌氧池，还可实现同时除磷的目的。截止到目前为止，经过近60多年的不断进步，氧化沟工艺无论是在池体结构、曝气装置、还是工艺流程的运行方式等方面均得到了很大程度的优化，并且处理规模、适应范围也因此逐渐扩大。Orbal氧化沟最突出的特点也是区别于其他所有工艺的特点就是多沟道同心圆（椭圆）结构，Orbal氧化沟的核心部分是沟道溶解氧浓度从外到内依次控制在0、[21-22]1、2mg/L。这种结构也是Orbal氧化沟区别于其他氧化沟工艺最突出的特点，使其极具特色。外沟道是发挥作用最大的沟道，在这个部分发生同步硝化反硝化，同时达到去除有机物和脱氮的目的，而中沟道主要是起到调节缓冲的作用，内沟道起精制作用。若外沟道的溶解氧进一步降低，在沟中还会出现局部厌氧区，也可以达到生物除磷的目的，形成A/A/O生物工艺条件，但其除磷能力不是很强。为了进一步提高除磷脱氮能力，可在氧化沟工艺前设置厌氧池，并且在沟中增设内沟向外[23-25]沟的混合液内回流设备。Orbal化沟同卡鲁塞尔氧化沟工艺曝气方式相似，通常也是采用延时曝气，不设初沉池和污泥消化池，曝气设备采用转碟，运行管理简单方便，在中小型规模的污水处理厂中较为常见。1.2.5SBR工艺间歇式活性污泥法简称SBR法，常在同一个反应池中实现生化反应、沉淀、排水、排泥（即通过运行时间来实现不同的工艺阶段的划分），不设初次沉淀池和污泥消化池，也没有二次沉淀池和回流污泥泵房，整个工艺用到的设施甚至比氧化沟工艺还要简单得多，而且处理效果好，经过特定设计手段设计的SBR工艺4\n第1章引言还具有很强的脱氮除磷能力。详细的工艺流程如图1.2所示。刘畅等人针对新疆石河子市城市污水COD高于1000mg/L的特点，通过SBR工艺进行处理，结果表明，该工艺对高浓度城市污水处理效率较高；并且通过控制其运行参数，可使处理后的污水出水的各项指标分别满足污水综合排放标准和农业灌溉的要求。进水曝气反应沉淀排水等待图1.2SBR工艺示意图1.2.6接触氧化法活性污泥法和生物膜法是污水处理的主要方法，但都有其不足之处。活性污泥法最大问题是容易发生污泥膨胀，而且污泥浓度受回流污泥及二沉池沉淀效率的限制不能过高。生物膜法则存在卫生条件差，处理效率不高等问题。于是有人把这两种工艺结合起来，将生物膜载体放入生物池中，形成一种不会发生污泥膨胀、生物量浓度高、卫生条件好和处理效率高的新工艺，这就是接触氧化法。在接触氧化法中，生物载体的材料和形式较多，池型构造各不相同，形成各种不同的工艺和专利。目前污水处理厂采用的主要填料为活性炭，此外还有部分污水厂利用铁盐作为填料的投料曝气技术也开始逐渐受到重视。投加铁盐活性污泥法可以有效的提高微生物对各类污染物的去除能力，所以对高浓度污水有较强的处理效能。与倒2置A/O工艺相比，投加铁盐活性污泥法对COD和NH3-N的去除效率要明显提高。在污水处理厂的升级改造中，接触氧化法就可以发挥很大的作用。通过在已建成的生物池中增设或投加填料，可以提高生物池中的原有的生物量，从而提高整个生物池的生化能力，就可以在不新建设施的情况下，显著提高污水处理程度、增大处理水量，达到改造要求。1.3废水中油类和重金属对污泥活性的影响研究工业生产的发展和管网的不完善，导致重金属、油类等异常进水不断的进入到市政污水中，可能会抑制活性污泥处理系统的生物活性，严重的甚至造成出水5\n第1章引言水质不能达标排放，对于异常进水引起的恶劣的影响，污水处理厂必须开展异常进水对生物系统处理效能的影响的研究，并针对研究结果采取调控处理措施，确保生产的正常运行。1.3.1重金属的影响活性污泥好氧活性的影响因素很多，近年来，重金属在不同浓度下对于活性[26]污泥活性影响的研究日益增多，有研究报道表明，重金属影响活性污泥活性的[27]两个因素为：离子浓度和化合价。针对重金属在各种浓度下对于活性污泥活性的影响，即生物处理效果的影响，不同国家的研究结果不尽相同。有研究表明，活性污泥系统中加入铜离子浓度在10mg/L和25mg/L之间时，生化需氧量和化学需氧量的去除率在96.0%以上，在铜离子浓度为40mg/L时，生化需氧量去除率减少一半。而且，在污泥浓度为200mg/L，[28]加入铜离子浓度为26mg/L时，活性污泥系统运转正常。相关报道指出对于处理人工合成污水的实验处理系统中，铜离子浓度在0.5mg/L至l0mg/L之间时，生化系统不受铜离子的影响。出现生物量提高的情况[29]是在铜离子的浓度为10mg/L时。但也有不同的研究结果表明，生化系统出现异常时，铜离子的浓度为10mg/L。研究者对铜和锌两种金属的共同作用进行了研究，结果表明，系统受到破坏2+2+[30]时，加入的Cu浓度为1.5mg/L、Zn浓度为9mg/L。[31]2+2+2+程树培等人考察了在不同的活性污泥系统中，分别加入Mg、Mn、Ni、2+2+6+Zn、Co和Mo后，活性污泥系统的运行情况。研究结果表明：离子浓度投加2+量都在2mg/L以下时，Co对活性污泥系统略有影响，其他离子都会使系统活性污泥的数量有所升高。1.3.2油类的影响油类对于活性污泥的影响主要是破坏其污泥细胞质膜，细胞成分受到影响，导致营养不足，进而活性污泥的活性受到影响，生物处理效能下降。过量的油类进入生物池后，经过曝气，油类与微生物混合，菌胶团表面被油类包裹，氧气无法进入微生物内，造成微生物死亡后漂浮在水面。[32]李朝阳对油类进水运行经验进行了总结。油类物质导致污水处理厂生化系统出现的异常现象主要包括：（1）活性污泥絮凝性受到影响，絮体细小，污泥感官色黑，沉降后的上清液中含有大量细小颗粒（2）微生物活性很差，且数量减少（3）需提高供气量，且生物池池面出现黑色带有粘性的浮渣（4）二沉池出水浑6\n第1章引言[33]浊，颜色变深。杜华等人研究了污泥浓度不同的情况下下生物处理系统对进油量的抗冲击能力。结果表明，在油类浓度低于10mg/L时，生物处理系统不受影响；在油类浓度为15mg/L时，生物处理系统略受影响；在油类浓度为30mg/L时，生物处理系统受到恶劣影响。与此同时，研究者跟踪观察了油类对于活性污泥系统中微生物的变化影响。[34]哈尔滨工业大学的张光宇研究表明，SBR工艺可以有效抵抗50mg/L含量的石油污染冲击，有机物、氮和油含量均可实现达标排放；在100mg/L与200mg/L含量的石油污染冲击下，出水COD和石油含量等重要指标出现超出国家标准情况，需结合其他手段进行强化处理。SBR工艺可承受一定程度的石油污染冲击，其除油主要是通过污泥的吸附作用。1.4投加铁盐强化污水生化处理技术的发展投加铁盐活性污泥技术是微生物自身的新陈代谢过程在铁离子参与下，胞内[35,36]氧化还原反应电子传递的能力与效率提高，进而提高了微生物的活性，脱氮除磷效率有所增强，微生物对外界环境因素变化的抵抗能力的到提高。该技术提高了现有污水生物脱氮除磷技术运行的稳定性与经济性，相关研究资料表明，铁元素对微生物的影响主要表现在如下几个方面：（1）微生物絮体和Fe(OH)3絮体结合在一起，结合成了新的絮体粗大、结构紧密的团状活性污泥，从而可以进一步提高生物脱氮除磷的处理效率；（2）从对微生物的作用来看，铁离子是氧化还原酶体系中细胞色素的重要组[37]3+2+成部分，还是多种酶的组成成分，Fe、Fe主要起到电子传递的作用，铁离子[38,39]对生物氧化和生物絮凝作用起了很大的促进作用；（3）铁在酸性条件下，可以作为还原剂，使某些有机物成为还原态。投加铁盐活性污泥法能获得较好去除效果，是多方面影响达到的结果，反应器由铁及最终Fe(OH)3絮体和投加铁盐活性污泥活性污泥的形成，使反应器内活性污泥悬浮固[40,41]体量及密度增加，出水悬浮物减少；另外，铁离子的加入会减弱钠离子对微[42]生物的生化反应的抑制作用。李久义等的研究都表明，投加铁盐活性污泥技术在很多方面都能提高微生物对污水中污染物浓度的去除能力，从而可以实现对高浓度的污水有较强的处理效能。[43]2首先是在出水指标方面：刘晓云的研究结论证明，与倒置A/O工艺相比，[44]该技术对COD和NH3-N的去除率明显提高。张国伟研究结果表明，在5℃～30℃时，系统COD去除效率可以保持在80.0%以上；5℃时，氨氮的去除率为64.0%。[45]刘晓云研究结论证明，在22℃-25℃水温条件下，投加铁盐活性污泥系统对7\n第1章引言NH3-N和TP的去除效率均有不同程度的提高；在12℃-15℃条件下，其氨氮去除率仍可保持在90.0%以上，而对比系统仅为75.6%。第二是从培养方式方面：王绍[46]超研究结论证明，最佳培养投加铁盐活性污泥的方式是多次投加Fe(OH)3。第三[47-49]是从微生物自身的生长代谢角度：还有研究结论证明，在常温条件下投加铁盐活性污泥较普通活性污泥在微生物活性方面均表现出很强的优越性，较对比系[50]统提高30.0%以上。赵方超的实验结论也在这方面做出新的诠释。第四是从微[51]生物的菌落结构角度：隋卫燕研究结论证明投加铁盐活性污泥不仅出现了短杆[52]菌、球菌，还有少量的弧菌。陈晓伟实验表明在污泥培养过程中，形成了大而[53-54]结实的污泥絮体结构，污泥沉降性能大大提高。李成明等人分析结果表明，含铁量5%的投加铁盐活性污泥微生物种群结构最为丰富。1.5研究目的与研究内容济南市迄今为止已建成的城市污水处理厂共有六座，分别是光大水务（济南）3第一污水处理厂，日处理能力为30.0万m/d；光大水务（济南）第二污水处理厂，3日处理能力为20.0万m/d；光大水务（济南）第三污水处理厂，日处理能力为10.033万m/d，2012年进行扩建，扩建规模10.0万m/d，现已调试运行；光大水务（济3南）第四污水处理厂，处理规模3.0万m/d；高新区污水处理厂，日处理能力为331.0万m/d；仲宫污水处理厂，日处理能力为0.5万m/d；以及已建成的城区分散3式中水处理站11座，日处理能力合计为8.3万m/d，济南市现状污水处理量总计3约为82.8万m/d。污水总量及污水中污染物浓度的已经开始成倍增长，如果污水处理厂的污水处理能力仍然得不到提升，未处理完全的污水依然会排放到附近的河道中去，对整个的城区河道及小清河的污染也会加剧。尤其济南市是以泉水文明的泉城，更为了保护泉水制定了很多的保泉计划，一旦污水超标排放严重，势必会影响到济南市全城泉水的质量，整个城市的生态环境甚至是人们的经济生活都将会遭到更为严重的破坏。因此，加强城市污水的处理力度，合理控制污水中污染物的排放，是保护泉水体系、城市水环境稳定以及周边环境保护的重要渠道，更是维护生态稳定最科学的手段，也是最有力的利民举措。因此，提高污水厂的污水处理效率是本市加强环境保护工作的重要组成部分，对促进经济发展、扩大招商引资、走可持续发展道路具有十分重要的意义。8\n第1章引言1.5.1研究目的光大水务（济南）第一污水处理厂（后简称一厂）是因进水负荷过高、进水水量大引起工艺运行不稳定、出水水质降低的典型代表。本研究对一厂的运行现状进行了长期监测和系统调研，旨在通过对污水处理厂在工艺选择、各个污水处理单元运行效果、设备维护、运营管理等方面情况的全面客观的分析。根据前期的初步总结，一厂因进水水质严重超标，且进水量远远大于设计值引起了各工艺处理单元严重超负荷运行，造成了出水水质的稳定达标受到威胁，且对污水厂的现有构筑物和运行设备都带来了极其严重地恶劣影响，也给水厂的工作人员带来了巨大的工作压力和沉重的工作负担。目前来说，想在短期内再次进行扩建工程基本无法实现，尽管一厂已做详细的扩建规划，但是从设计方案的选定到最后的污水处理厂的投入运行仍需要几年时间，在此期间，如何通过方便快捷的科学技术来提高一厂污水处理的效率是此次研究的重点。投加铁盐活性技术经过多方验证，可能可以高效解决一厂目前所处的困境。因此，本研究的目的有：1、全面分析一厂设计和实际运行的差异性，解决目前一厂在超负荷运行、工艺运行稳定性等方面存在的问题，尤其是超负荷进水对一厂的工艺稳定性和出水水质带来的恶劣影响；2、通过在生物池投加铁盐，对活性污泥进行驯化，使其形成新型的絮体结构密实的污泥，从而提高其生物活性和抗冲击负荷能力，解决超负荷进水给一厂生产带来的影响，并为存在同类问题的污水处理厂的运行及政府投资新建污水处理设计和运营管理提供参考。1.5.2研究内容光大水务（济南）第一污水处理厂作为济南市服务区域最广、处理能力最高的污水处理厂，其污水处理效率对济南市水污染控制工作有着极大的影响，并且其建设和运行过程中的有益经验及存在的问题具有代表性。本研究通过调查一厂的运行现状、分析其在工艺选择、运行稳定性、污染物去除以及旧污水处理设施的超负荷运行等多方面所存在的问题，找出关键问题，并提出针对性的解决对策，其主要研究内容为：首先，本研究对一厂运行情况所进行的深入剖析可以从根本上发现一厂运行存在的问题，有效地解决其面临的运行问题，从而保障城市污水处理厂的正常生产运营；其次，通过投加铁盐小试，提供合理的控制参数，解决一厂超负荷运行带来9\n第1章引言的影响，提高一厂运行管理能力；最后，本研究的结果与结论可以为类似污水处理厂的运营管理以及新建污水处理设施运行提供参考。1.6本论文的技术路线本论文主要对济南市最大的城市污水处理厂一厂的运行现状进行监测和调研，分析该厂污水处理工艺的运行稳定性、污水处理效果。采用投加铁盐活性污泥法驯化常规活性污泥，处理高浓度城市污水，以解决进水负荷过高给一厂正常生产带来的影响。（1）总结分析一厂污水处理工艺运行情况，包括进水水质情况、工艺的运行稳定性、各工艺单元的处理效果，并结合相关标准作出评价。（2）探究投加铁盐活性污泥法驯化常规活性污泥对高浓度城市污水的处理效能，以解决一厂进水负荷过高的问题。本论文研究的技术路线如图1.3所示。首先，收集一厂的处理规模、处理工艺、进出水水质等资料，总结分析一厂污水处理工艺运行情况，包括进水水质情况、工艺的运行稳定性、各工艺单元的处理效果，结合相关标准作出评价。其次，拟采用投加铁盐活性污泥法处理高浓度城市污水，解决进水负荷过高问题，首先进行小试实验，探究投加铁盐活性污泥法对高浓度城市污水的处理效能，并针对一厂水质选择最佳工艺参数，然后应用到一厂实际工艺中，分析该方法实际效果。最后，将研究结果和结论转变为普遍的方法，为同类污水处理厂的运行提供指导，同时也为政府投资新建污水处理厂的建设、设计和运营管理提供案例参考。10\n第1章引言图1.3技术研究路线11\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析3本研究选取济南市某大型城市污水处理厂，处理规模达到30.0万m/d，采用2A/O工艺。本章通过对污水处理厂的实际运行性能和长期运行效果进行分析，指出了现有工艺技术在运行过程中面临的主要问题。2.1济南某大型城市污水处理厂概况光大水务（济南）第一城市污水处理厂（以下简称一厂）1990年开始动工建设，采用传统活性污泥法对污水进行生化处理，出水水质的排放标准是国家二级3排放标准。一厂原有的设计总处理规模为45.0万m/d（但是最初的设计方案中该厂的污水处理工艺出水水质指标中不具有对氮磷指标的要求），水厂总的服务面3积为108平方公里，分成两期工程进行建设。一期工程的建设规模为22.0万m/d，已在1991年3月进行土建建设，总的占地面积达到249亩，可以处理来自济南市区七大污水收集系统中的济洛路、大明湖、柳行头、黄台七里河四大排水系统的3生活污水，形成22.0万m/d的规模。总投资为3.05亿元，其中包括奥地利政府提供支持的贷款1200万美元，并且整套设备全部为进口设备。一厂于1998年6月1日正式进入运行阶段，2006年光大国际用TOT的方式将一厂收购，并与2007年对部分设备进行改造，达到满负荷运行状态。2008年，南水北调东线工程和山东省小清河流域水质改善项目开始启动，光大国际投资1.93亿针对一厂进行了改扩建工程，改扩建后的一厂的处理规模达到30.0万m/d，采2用A/O工艺，污泥处理采用离心脱水机，出水水质达到国家一级A排放标准。3改扩建工程具体内容包括：新建8.0万m/d的进水泵房和旋流沉砂池，20.033万m/d的新生物池，30.0万m/d的中间提升泵房、高效沉淀池、高效纤维滤池3及紫外消毒池。将初沉池改建为厌氧池，原生物池改建为处理能力10.0万m/d的生物池，并对鼓风机房改造和污脱车间进行改造。污水处理厂的处理程度是影响处理厂投资及常年运行费用的重要因素。而污水处理厂的处理程度是根据国家有关污水处理排放标准及最终受纳水体的作用、功能和保护目标所决定的。本工程污水处理厂的受纳水体是小清河，根据《山东省小清河流域水污染综合排放标准》DB37/656-2006第4.4.2条款“排向重点保护区域的城镇污水处理厂，执行GB18918-2002中一级标准的A类标准。排向一般保护区域的执行一级标准12\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析的B类标准。”由于本污水处理厂的出水排入小清河，而小清河属于重点保护区域（即山东省小清河干流大堤之内的全部区域以及小清河支流与干流交汇口上溯5Km的汇水区域），据此确定一厂出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》中的一级A类标准。2.1.1进水水质分析一厂进水负荷的设计值为BOD5≤150mg/L、COD≤350mg/L、SS≤320mg/L、TN≤45.0mg/L、NH3-N≤35.00mg/L、TP≤5.00mg/L。一厂自2009年正式运营至2010年年初，进水水质水量基本符合设计的进水水质标准，受污水排放单位和季节因素等原因影响，偶有进水水质超标现象，但持续时间较短，未对一厂生产运行造成很大的影响。自2010年以后，一厂进水的COD、NH3-N月均值均超出设计标准（其中COD大于350mg/L、NH3-N大于35.00mg/L），超负荷运行已经成为常态。并且随着济南市排水管网雨污分流的逐步完善，有很大一部分的河道整治、截污工程的也相继完工，投入使用，一厂进水水质更是逐年恶化，进水水量也经常超出一厂原计划的处理能力。因此，济南市排水管网的逐步完善，雨污分流制度的逐步实施，一厂进水浓度高，进水水质标准远远超过设计标准，各单体、设备和工艺运行参数基本超负荷运行，给一厂正常生产运行带来恶劣影响。从2010年到2012年3年间，一厂进水COD和NH3-N年平均值逐年升高（表2.1）。进水水质标准远远超过设计标准，导致各个运行单体长期处于高负荷运行状态，给一厂正常生产运行带来了恶劣的影响，并且造成了严重的环境、社会和经济效益损失。目前急需高效经济的方法来解决进水负荷过高的问题。表2.12010-2012年在线监测进水水质情况表COD（mg/L）NH3-N（mg/L）时间年平均值最大值年平均值最大值2010年399115833.6158.882011年38371235.8056.972012年531135643.8273.022013年443120440.5175.832014年459118941.9373.19自2010年以来一厂一直存在进水水质超标现象。特别是2012年上半年COD、13\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析SS超标的现象尤为严重（见表2.2），同时还伴随着进水水质黑臭现象，如图2.1所示，进水水质严重恶化，色度较深，气味较大。表2.22012年2、4、6月一厂进水水质COD（mg/L）SS（mg/L）时间平均值最大值平均值最大值2012年2月44286369420322012年4月591123548714562012年6月52810723221052图2.1进水水质黑臭情况根据山东省济南市的总体规划方案，2010年济南市区污水的处理率已经达到70.0％，至2020年要实现90.0％以上。污水处理的方式要集中与分散处理相结合，以大规模的污水处理厂为主要处理渠道，这样不仅可以充分发挥其大规模带来的效益，还可以降低建设费用和日常运行维护的费用，同时可以保证污水处理厂的出水水质，不对周边环境造成大的危害，实现污水处理后的循环再利用。根据济南市的实际污水分布，在规模较大的居民区，主要的工业排水区、大型的公共建筑及部分河道的上游有针对性的建设中水处理站，实现污水的部分回用，如浇洒道路和绿化等方面，减轻城市排水管网系统的输水压力。一厂的服务范围为济洛路系统、大明湖系统、柳行头系统、黄台七里河系统，服务面积为一百多个平方公里。随着近几年污水排放量的不断刷新，一厂的升级改造势在必行，但是污水厂的升级改造工程耗费时间较长，短期内无法通过改扩建手段实现出水出质的提升，而且改扩建项目需要花费较多的时间和精力才能实现处理效果和处理效率的双重提升。尽管我们前期已经做了详细的规划，但是在14\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析短期内通过升级改造来实现污水处理厂出水水质迅速达标还要另辟蹊径。因此，寻找一个合理的，简捷有效的，可以提升污水厂处理效能的途径成为解决短期内污水处理厂进水水质较高，出水水质较差问题的唯一途径。2.1.2生化处理工艺分析一厂污水收集系统包括济洛路、大明湖、柳行头、黄台七里河四个污水管网系统，用A/A/O脱氮除磷工艺，深度处理高效沉淀池、高效纤维滤池、紫外线消毒工艺，出水水质稳定达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》（GB18918-2002）一级A标准。出水排入小清河，对小清河进行补源，净化了小清河的水体，对小清河的出水断面达标起到了积极的作用。污水处理工艺流程图如下：图2.2一厂生化处理工艺流程图从该厂的工艺流程图可以看出，市政管网流过来的污水首先经过粗格栅，去除比较大的漂浮物；再自流进入进水泵房，经泵提升后，流经细格栅，进入沉砂池。细格栅主要去除比较小的漂浮物，沉砂池主要去除无机物质。沉砂池出水进入生化池，依次为厌氧区、缺氧区及好氧区，进行有机物的去除及同步脱氮除磷的生物处理过程。在好氧区，鼓风机房的风机为微生物提供氧气，生化池末端投加化学药剂进行化学除磷。生化池出水进入沉淀池进行泥水分离。沉淀池出水进入深度处理单元，再进入紫外线消毒渠进行杀菌消毒，出水流入小清河。从二沉池底部回流的污泥一部分回流至生物池继续发挥生物降解作用，剩余污泥通过剩余污泥泵打入污泥浓缩池，继而进入污脱车间进行脱水，形成含水率低于80%的污泥并装卸外运制肥。按照目前济南市污水管网发展趋势，一厂最初设计的进水设计参数标准已经远远不能满足愈来愈高的进水浓度要求，而且各个运行单体也长期处于高负荷运行状态，各单体停留时间及容积见表2.3。15\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析表2.3一厂单体设计停留时间及容积编号单体容积水力停留时间311#沉砂池1172m9.8min322#沉砂池132m1.1min33厌氧池16000m1.3h34分配池906m4.4min351#生物池44800m10.8h362#生物池89813m10.8h37二沉池38400m3.1h38高效纤维滤站3127m15.0min39紫外消毒渠1080m5.2min一厂长期处于超负荷的运行状态，不仅运营成本大大增加，而且各个运行单体也长期处于超负荷运行状态，给一厂的运行带来了极大的困难。所以，寻找适合本污水处理厂、科学提高污水处理效率的技术手段变得刻不容缓。2.2济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析自2010年以来，济南市雨污水管网的不断地进行完善，雨污分流制度的逐步实施，一厂进水水量不断加大，进水浓度高，进水水质也远远超过设计标准，各单体、设备和工艺运行参数等都开始超负荷运行，给一厂正常生产运行带来严重不利影响，出水水质基本无法保持稳定达标。2.2.1进水水量的变化近四年来，一厂进水水量逐年增加，对近四年来的进水水量分析，结果分别如表2.4、图2.3所示。16\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析表2.4近四年一厂进水水量平均值月份2011年2012年2013年2014年31月份平均进水量（万m）30.328.729.228.432月份平均进水量（万m）30.129.126.429.733月份平均进水量（万m）29.620.425.330.434月份平均进水量（万m）26.427.9--28.235月份平均进水量（万m）27.931.931.4--36月份平均进水量（万m）29.032.133.628.837月份平均进水量（万m）28.733.835.731.638月份平均进水量（万m）37.134.435.233.739月份平均进水量（万m）33.733.433.134.4310月份平均进水量（万m）32.029.332.934.6311月份平均进水量（万m）31.030.532.031.1312月份平均进水量（万m）29.530.729.530.9图2.3一厂近年来进水量变化图3该结果表明，一厂实际进水水量超过设计规模30.0万m/d的概率为56%，污水处理厂在2011年至2014年，月日均进水量的最大值分别超过设计值12.3%、14.9%、19.1%、15.6%。17\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析2.2.2进水水质的影响从近四年各项污染物的平均值来看（表2.5），一厂进水COD、NH3-N、SS等指标明显高于设计值，个别指标高出40.0%以上，且成为常态，原设计选用的工艺参数和实际参数相差太大。尤其是2013年下半年至今，由于污水全收集的完成，济南市化粪池的取消，进水水质中COD、NH3-N急剧增加，2014年4月对进厂水质分时段的监测，进水中NH3-N平均为54.30mg/L，COD为546mg/L。表2.5近四年进水水质中各类污染物浓度的平均值BOD5CODSSTNNH3-NTP年份(mg/L)(mg/L)(mg/L)(mg/L)(mg/L)(mg/L)2011年16341043045.635.855.642012年21150237047.538.886.002013年16044533049.539.614.702014年21546024049.139.496.20图2.4一厂2012.06-2014.06进水COD变化18\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析图2.5一厂2012.06-2014.06进水TN变化图2.6一厂2012.06-2014.06进水TP变化由图2.4、2.5和2.6分析可以看出，进水的COD已经远远超过设计值，并且这种进水水质较高的状态已经成为一种常态。TN、TP只有在少数月份能够保证在19\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析设计值以下，而且季节性变化较为明显。只有在七八月份，雨量相对其他月份较为充沛时，才达到设计值。对比这三个进水指标不难发现，COD和TP的这种规律性尤其明显。污水处理厂进水源头就加重了污水处理厂运行负担，使污泥负荷平均值和最大值分别超过设计值7.8%和98.3%。进水水质长期高于设计值，使得一厂长期处于超负荷运行状态，引发了一系列弊端，污泥的生化系统受到破坏，迫使对生化池的控制参数进行调整，避免生化池的抗冲击性受到破坏。尤其是在2013年5、6月份时，进水水质异常恶劣，超过设计值的百分之六十左右，对污泥的负荷冲击极大，临时应对措施都不可避免地破坏了生物池原有的稳定性。这不仅给一厂操作人员带来了巨大的挑战，同时也对污水处理厂的工艺和设备带来了巨大的挑战，甚至会引起事故。另外，进水负荷提高使污泥产量平均值和最大值分别超过设计值18.0%和57.3%（表2.6），产泥量的加大势必会导致排泥量增大，加重后续污泥处理负担和环境污染。表2.6各单元处理效果概况污泥负荷产泥量风量运行日均水量（吨）3(kgBOD5/kgMLSS·d)（m/d）台数设计值3000000.0891785实际值最小最大平均最大平均最大范围2010年1825503568202011年2082304029400.0960.1772102804-62012年2096483909402.2.3工艺单元处理效果分析2012年6月1日到2013年6月30日，一厂的进出水COD情况见图2.7所示。一厂在这一年时间内，进水COD浓度范围185~1872mg/L，平均514±212mg/L；出水COD浓度范围8.0~39.0mg/L，平均25.0±5.0mg/L。20\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析图2.7一厂COD去除效果从以上结果可以看出，虽然进水COD浓度波动较大，但是经过一厂的处理，出水的COD浓度已经相对稳定，出水COD浓度小于40.0mg/L，平均COD去除率高达95.1%。此期间，一厂的进出水TN情况见图2.8所示，进水TN浓度范围29.0~66.0mg/L，平均45.0±7.0mg/L；出水TN浓度范围5.0~15.0mg/L，平均11.0±2.0mg/L，平均TN去除率为76.2%。21\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析图2.8一厂TN去除图2.9一厂NH3-N去除效果2012年6月1日到2013年6月30日，一厂进水NH3-N浓度范围21.00~52.00mg/L，平均36.00±6.00mg/L，出水NH3-N浓度范围0.20~7.20mg/L，平均22\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析1.71±1.30mg/L，平均NH3-N去除率为95.1%（图2.9）。同期，一厂的进出水TP情况如图2.10示。从下图可知，一厂在这一年时间内，进水TP浓度范围2.62~11.43mg/L，平均5.85±1.55mg/L；出水TP浓度范围0.10~0.43mg/L，平均0.26±0.07mg/L，平均TP去除率高达96.0%。图2.10一厂TP去除效果2012年6月1日到2013年6月30日，一厂的进出水SS情况见图2.11示。从下图可知，一厂在这一年时间内，进水SS浓度范围92~872mg/L，平均341±121mg/L；出水SS浓度范围1~9mg/L，平均5±2mg/L，平均SS去除率高达98.9%。23\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析图2.11一厂SS去除效果2.2.4工艺单元设备运行情况一厂长期处于超负荷的运行状态，尽管对污染物的去除率仍较好，但给一厂的运行带来了极大的困难，包括运营成本大大增加，各个运行单体也长期处于超负荷运行状态，部分设施和设备相继出现严重影响生产的问题。由于改扩建工程受场地条件制约，一厂改扩建时没有重视的问题在超负荷进水水质的运行阶段凸显出来。总结而言，主要体现在以下几个方面：1、细格栅：由于进水的水量水质严重超出设计值，造成细格栅的负担加重，导致废水中大量的细小漂浮物通过现有细格栅进入厌氧池，厌氧池水面漂浮物较多，经常需要人工清捞。2、鼓风机：一厂鼓风机房设计标准的7台离心式风机是5用2备。实际运行中，自2010年6月起就处于6台风机连续运行的情况。为保障出水水质指标，一厂不计成本，加强对鼓风机的巡视检查和维护保养的力度，出现故障立即抢修。但是风机的超负荷连续运行除了严重缩短设备寿命，而且还导致风管的管压过高，致使生物池曝气管出现脱落，影响生物池的均匀曝气。而维修曝气管只能对生物池进行放空后才能进行，并且工期相对很长。3、生物池的停留时间偏短：改扩建后的厌氧池由原初沉池改造，整个生物池设计停留时间为12h。进水水质严重恶化后，生物系统处理效率偏低。特别是冬季24\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析温度较低时，微生物的代谢活性受温度影响，酶的活性较低，生物池的处理能力变弱，导致整个污水处理厂的各个处理单元都处于超负荷运行状态，出水水质艰难的维持在达标状态。4、二沉池的超负荷运行：平流式的二沉池在改扩建工程时未进行扩建，一直3长期处于超负荷运行状态，具体的运行参数为水量30.0万m/d，水力表面负荷为321.27m/m·h。进水水质严重恶化后，未扩建的平流式二沉池成为限制一厂正常运行的瓶颈，超负荷的进水水质必然要求较高的污泥浓度，致使活性污泥的沉降性能得不到保障，过高的污泥浓度导致二沉池出现“跑泥”现象，活性污泥随出水一起排放，使污水处理厂出水的SS、TP、TN等都有不同程度的升高，从而进一步影响最终的出水水质，严重时导致污水处理厂出水超标，对接纳的水体造成不良影响。5、脱水机房：一厂原设计为3台离心式脱水机，2用1备，设计日均产泥量33为178m/d（产干泥量为37.8m/d）。由于进水浓度一直较高，生物池微生物增长速度快，为了保持生物池内污泥浓度在正常范围内，所以要增加产泥量。实际运3行中，时常要开启3台脱水机连续运行，实际产泥量约为210m/d（产干泥量为344.0m/d）。一厂在2010年12月份新安装一台海申脱水机，但剩余排放系统等附属设备无法满足4台脱水机同时运行。6、厂区除臭问题:现有厂区除了浓缩池部分设有除臭，其余的预处理、污泥处理部分都没有设置除臭设施。济南市小清河经过综合整治，已成为济南市一道靓丽的风景，一厂毗陵小清河边，对厂区环境进行综合整治、增设除臭设施很有必要。2.3本章小结本章通过选取济南某大型污水处理厂，针对近年来进水水质与运行效果的分析表明，随着城市排水管网的逐步完善，雨污分流制度的逐步实施：（1）污水处理厂近年来的进水主要污染物浓度迅速提升。特别在冬季月份，进水COD、NH3-N、SS等指标平均高出设计值40.0%以上，同时还伴随着进水黑臭现象，色度较深，气味较大，导致各个运行单体长期处于高负荷运行状态，给污水厂正常生产运行带来了恶劣的影响。（2）在进水水质大幅波动的条件下，通过适当降低进水量的方法，科学调控污水处理厂运行参数，使出水水质中COD、TN、NH3-N、TP浓度分别控制在8.0~39.0mg/L、5.0~15.0mg/L、0.20~7.20mg/L、0.10~0.43mg/L的范围内，确保出水水质达标。25\n第2章济南某大型城市污水处理厂长期运行效果分析（3）长期进水水质过高导致污泥负荷偏高，再加上偶有偷排废水的混入，工艺设备单元运行长期处于处于超负荷，使运营成本增加，部分设施和设备相继出现严重影响生产的问题。26\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究大型城市污水处理厂的工艺改造存在一定的困难，无论是从水厂所处的地理位置还是从改造需要的改造经费，都无法快速解决。本章拟通过投加铁盐至活性污泥的方法，研究了活性污泥的脱氮除磷效率的变化特征，以及活性污泥在投加铁盐后对重金属和油类污染物的抗冲击性，并确定利用铁盐投加提高污泥微生物活性快速提高污水处理效率方法的铁盐最佳投药量，并在此基础上进一步研究了油类物质、重金属对COD和氨氮降解的影响、对含铁量5%的活性污泥和普通活性污泥DO、污泥沉降比、出水浊度和微生物活性的影响。3.1材料与方法3.1.1小试试验装置小试实验以一厂生物池的活性污泥作为研究对象，各项运行参数模拟一厂的实际运行参数。活性污泥反应器装置图如图3.1所示。图3.1活性污泥反应器实验装置图和示意图小试实验，编号为1#、2#、3#和4#系统。小试反应器的有效容积为5L，用机械搅拌方式保持污泥混合均匀用来模拟污水厂实际运行的厌缺氧阶段；用曝气头27\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究直接曝气，控制溶解氧含量，实现好氧阶段的模拟，用温度计直接测量控制反应温度。3.1.2试验方法设计小试实验的进水水质条件和工艺运行条件见表3.1和表3.2。建立铁盐投加小3+试系统，铁盐采用Fe含量为40%的液体三氯化铁。采用四组平行对比运行的反应器系统，通过调整铁盐的投药量培养含铁量依次为0%、3%、5%、7%（占污泥有机质重量）的活性污泥系统，编号为1#、2#、3#和4#系统，其中1#作为空白对比系统，从一厂沉砂池出水作为小试系统进水，从而保证系统的进水水质与一厂进水水质完全一致，达到更贴合实际的效果。建立异常进水小试系统，采用四个平行对比运行的反应器系统，通过调整不同浓度的油类物质、重金属形成不同浓度的进水，模拟污水厂经常发生的异常进水情况。第一批次为对照组，即为普通活性污泥的异常进水实验研究，第二批次为实验的主要研究对象，即为最佳含铁量的活性污泥的异常进水实验研究，编号为1#、2#、3#和4#系统。表3.1小试实验进水水质条件污染物浓度范围COD（mg/L）300~700NH3-N（mg/L）25.00~45.00PO4-P（mg/L）2~5NO3-N（mg/L）0.2~1.0TN（mg/L）30.0~55.0TP（mg/L）4.00~9.00表3.2小试反应器工艺运行条件工艺条件及水质指标范围水温（ºC）20~25平均HRT（h）10泥龄SRT（d）20~25溶解氧（mg/L）2~5污泥浓度（mg/L）4000~600028\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究铁盐小试系统稳定运行以后，取活性污泥系统的污泥监测其硝化速率、反硝化速率、生物相、沉降比、污泥有机质含量等指标，对系统进行全面的对比，从而确定铁盐的最佳投药量。为投加铁盐活性污泥技术在一厂的应用提供理论和技术指导，也为应用的顺利进行提供依据。3.1.3水质指标分析方法此次小试实验中水质指标的分析方法均依据《水和废水检测分析方法》(第四版)中的国家标准方法检测，具体方法见表3.3。表3.3常规水质检测方法测试指标分析方法溶解氧（DO）溶解氧仪测定法NO3-N酚二磺酸分光光度法COD重铬酸钾滴定法MLVSS重量法MLSS重量法SV30分钟静沉法NH3-N纳氏试剂分光光度法NO2-NN-(1-萘基）-乙二胺分光光度法TN碱性过硫酸钾消解分光光度法活性污泥镜检通过光学显微镜对生物池活性污泥的絮体结构、微生物菌群的变化进行观测，实验采用NikonYS100光学显微镜，长期观测和记录。3.2结果与讨论3.2.1投加铁盐对反应器出水水质的影响小试系统稳定运行一周后，对各个系统进行出水水质指标检测，同时为了研究各个系统的硝化能力以及反硝化能力的差异，对各系统进行硝化速率和反硝化速率的研究，多次实验数据的平均值结果如表3.4所示：29\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究表3.4常温条件下脱氮除磷效果指标工况含铁量0%3%5%7%浓度（mg/L）47.540.531.335.7COD平均去除率（%）82.384.988.286.7浓度（mg/L）13.211.58.5710.5TN平均去除率（%）71.475.081.577.2浓度（mg/L）0.520.440.360.423-PO4-P平均去除率（%）87.089.991.590.5-比反硝化速率mgNO3-N/（gVSS•h）2.012.132.342.24比硝化速率mgNH3-N/（gVSS•h）3.403.694.013.89稳定运行阶段COD去除效果分析如图3.2所示，1#、2#、3#和4#稳定运行阶段COD的平均去除率依次为82.3%、84.9%、88.2%和86.7%。2#、3#和4#的稳定运行阶段COD的平均去除率与1#相比分别提高2.6%、5.9%和4.4%。进水水质波动较大时，2#、3#和4#系统运行的稳定性依然要强于1#活性污泥系统。由此可以看出，投加铁盐活性污泥对进水负荷的抗冲击性要明显强于普通活性污泥。3#活性污泥系统去除COD的效率最高，分析是因为铁离子进入微生物胞内以[35,36]后，通过一系列反应，提高了胞内参与有机物代谢的氧化还原酶的活性，加快了有机物的降解速度，COD的去除效率得以提高。图3.2稳定运行阶段COD去除效果稳定运行阶段TN去除效果分析如图3.3所示，1#、2#、3#和4#稳定运行阶段30\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究TN的平均去除率依次为71.4%、75.0%、81.5%和77.2%。2#、3#和4#的稳定运行阶段TN的平均去除率与1#相比分别提高3.6%、10.1%和5.8%。因为铁离子是酶促反应激活剂，铁离子进入胞内以后，部分被微生物转化为细胞色素和铁硫蛋白的重要组成部分，提高胞内氧化还原反应电子传递的能力与效率。微生物通过电子传递实现氨氮去除，加入铁提高了电子传递的能力和效率，使硝化细菌的硝化活性和硝化效率提高，加速了氮在微生物体内转化。因而，投加铁盐活性污泥对氮的去除优势要比对有机物去除的优势明显，这也解释了3#稳定运行阶段TN的平均去除率与1#相比分别提高10.1%，而其COD的平均去除率与1#相比仅提高5.9%。图3.3稳定运行阶段TN去除效果稳定运行阶段TP去除效果分析结果如图3.4所示，1#、2#、3#和4#稳定运行阶段TP的平均去除率依次为87.0%、89.9%、91.5%和90.5%。2#、3#和4#的稳定运行阶段TP的平均去除率与1#相比分别提高2.9%、4.5%和3.5%。2#、3#和4#活性污泥系统对磷的去除优势要明显小于对氮的去除优势要和对有机物去除的优势明显，但从稳定性来看，对磷的去除最稳定，波动性最小。尤其是3#活性污泥系统，稳定运行阶段TP的去除率一直保持在90.0%以上，这也极好的解决了一厂进水负荷较高引起的出水水质中氮磷较高的问题。31\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究图3.4稳定运行阶段TP去除效果综合以上分析：2#、3#和4#活性污泥从稳定性来看，对磷的去除最稳定，波动性最小。尤其是3#活性污泥系统，稳定运行阶段TP的去除率一直保持在90.0%以上。对COD的去除波动性相对大一些。3.2.2对硝化作用和反硝化作用的影响比反硝化速率对比结果如图3.5所示，前180分钟的反硝化速率较快，对其进-行计算，1#的比反硝化速率为2.01mgNO3-N/（gVSS•h），2#的比反硝化速率为--2.13mgNO3-N/（gVSS•h），3#的比反硝化速率为2.34mgNO3-N/（gVSS•h），-4#的比反硝化速率为2.24mgNO3-N/（gVSS•h）。2#、3#和4#的比反硝化速率较1#分别提高6.0%、15.7%和11.4%，由此看出，3#的铁盐投加量为最佳，4#次之，最后是2#，且铁盐投加量并不是越多越好，4#与3#相比，铁盐对反硝化作用的促进作用减弱。32\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究图3.5铁盐投加对反硝化过程的影响比硝化速率对比结果如图3.6所示，前120分钟的硝化速率较快，对其进行计算，1#的比硝化速率为3.40mgNH3-N/（gVSS•h），2#的比硝化速率为3.69mgNH3-N/（gVSS•h），3#的比硝化速率为4.01mgNH3-N/（gVSS•h），4#的比硝化速率为3.89mgNH3-N（/gVSS•h）。2#、3#和4#的比硝化速率较1#分别提高8.5%、17.9%和14.4%，由此可以看出，3#系统的铁盐投加量为最佳，4#次之，最后是2#，且铁盐投加量并不是越多越好，4#系统与3#系统相比，铁盐对硝化作用的促进作用减弱。铁离子是电子传递体系中细胞色素等多种酶的重要组成部分，会使电子受体增多，从而加速电子在电子传递链中的转移，进一步加速氮的转化，促进微生物进行硝化作用。这是因为铁离子是电子传递体系中细胞色素等多种酶的重要组成部分，可以加速电子传递速率，从而达到促进反硝化的作用；1#的硝化速率为3.40mgNH3-N/（gVSS•h），2#的硝化速率为3.69mgNH3-N/（gVSS•h），3#的硝化速率为4.01mgNH3-N/（gVSS•h），4#的硝化速率为3.89mgNH3-N/（gVSS•h）。2#、3#和4#的硝化速率较1#分别提高8.5%、17.9%和14.4%，由此可以看出，3#系统的铁盐投加量为最佳，4#次之，最后是2#。因此确定该小试系统的铁盐的最佳投药量为5%。投加铁盐活性污泥中铁离子是电子传递体系中细胞色素等多种酶的重要组成部分，会使电子受体增多，从而加速电子在电子传递链中的转移，进一步加速氮的转化，促进微生物进行硝化作用。33\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究图3.6铁盐投加对硝化过程的影响3.2.3对污泥沉降性能影响从稳定运行阶段对污泥SV的变化分析如图3.7所示。1#、2#、3#和4#稳定运行阶段30分钟沉降比SV的平均值依次为61.4%、58.0%、54.9%和56.2%，2#、3#和4#的30分钟沉降比SV较1#系统相比降低3.4%、6.5%和5.2%。3#系统的铁盐投加量为最佳，4#次之，最后是2#，且铁盐投加量并不是越多越好，4#系统与3#系统相比，铁盐对污泥沉降比的影响减弱。投加铁盐之后，活性污泥的菌落结构发生改变，通过铁离子使微生物絮体和Fe(OH)3絮体结合，形成结构紧密的团状活性污泥，吸附絮凝作用得到加强，从而改善活性污泥的沉降性能，减轻二沉池负担，解决一厂二沉池超负荷运行的问题，达到好的出水效果。从稳定运行阶段VSS/SS变化分析，如图3.8所示。1#、2#、3#和4#稳定运行阶段VSS/SS的平均值依次为63.9%、58.5%、54.5%和56.8%，2#、3#和4#的30分钟沉降比SV较1#系统相比降低5.4%、9.4%和7.1%。3#系统的铁盐投加量为最佳，4#次之，最后是2#，且铁盐投加量并不是越多越好，4#系统与3#系统相比，铁盐对污泥VSS/SS的影响减弱。34\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究图3.7稳定运行阶段SV变化图进一步分析表明，投加铁盐之后活性污泥的菌落结构发生改变，通过铁离子进入微生物胞提高酶代谢活性，促使微生物的增值速率加快，从而进一步使活性污泥的生物量增大，从而提高整个污水处理工艺的总的生物量和微生物代谢速率。因此，2#、3#和4#活性污泥系统通过投加铁盐提高了整个系统的生化能力，使系统的生化效能得到充分发挥，出水水质达到预期标准。图3.8稳定运行阶段VSS/SS变化图35\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究由投加铁盐以后，稳定运行阶段活性污泥的SV和VSS/SS变化可以总结出，投加铁盐以后活性污泥的沉降性能得到改善，污泥的絮状结构更加紧凑，但其生物量却得到增加，生物活性也得到提高，也这是投加铁盐可以提高系统出水水质的重要原因之一。所以，如果一厂成功的应用了该项技术，生物池的效能可以提高，二沉池的性能也可以得到更好地发挥，可以减轻污水厂因为进水水量和进水水质恶化引起的个处理单元的负担。2+3.2.4Zn离子对活性污泥降解性能的影响在四组SBR反应器中分别加入一厂原水5L（COD190mg/L、氨氮32.00mg/L），第一批次为普通活性污泥5L（MLSS3500mg/L），分别加入不同质量2+2+的七水合硫酸锌，分析Zn对活性污泥性能的影响。Zn浓度分别为0、20、100、200mg/L，进行6h的曝气。每隔1h取样检测COD和氨氮的变化，实验结束观察微生物的变化。第二批次控制其他反应条件与第一批次一致，将普通活性污泥2+换为含铁量5%的活性污泥。同浓度Zn对两种活性污泥COD降解的影响结果如图3.9所示。2+图3.9不同Zn浓度对两种污泥COD降解的影响2+由上图可以看出，当Zn浓度在20mg/L时，对两种活性污泥的COD降解产2+生影响，6h后两种活性污泥的出水COD都在40.0mg/L以上，这证明Zn浓度在2+20mg/L时，对两种活性污泥的均产生毒性，但与不加Zn的活性污泥系统相比，COD去除率相差不大，均在50.0%左右，因此，毒性不明显；对比两种活性污泥36\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究发现，普通活性污泥的的COD降解速率明显比含铁量5%的活性污泥慢，这是因2+为含铁活性污泥的代谢速率加快，新陈代谢能力增强，在Zn浓度较低，毒性不明显时，优势依然存在。2+Zn浓度在100mg/L时，COD降解速率明显减慢，且6h以后其出水水质的COD浓度明显升高，含铁量5%的活性污泥系统达到54mg/L，去除率35.8%。普通活性污泥系统达到62mg/L，去除率26.2%。这证明在此浓度下，微生物的代谢2+速率已经明显受到Zn的抑制，生物活性降低，导致COD降解受到抑制；但含铁2+量5%的活性污泥的COD降解速率依然超过普通活性污泥9.6%。这证明在此Zn浓度下，含铁5%的活性污泥的代谢活性依然高于普通活性污泥。2+Zn浓度达到200mg/L时，两种活性污泥都对COD失去降解能力。因此推断2+在该浓度下的Zn，已经完全抑制了活性污泥的生化活性，甚至引起了微生物的死亡。2+2+不同浓度Zn对两种活性污泥氨氮降解的影响如图3.10所示。当Zn浓度202+mg/L时，对氨氮的降解影响显著。不加Zn时，在2h内，氨氮可以降低到1.00mg/L。2+2+Zn浓度达到20mg/L时，氨氮降低到1.00mg/L需要4h。这证明，投加20mg/LZn后，两种活性污泥对氨氮的降解速率都减慢，尤其是前两小时的降解速率影响较为明显，但含铁量5%的活性污泥对氨氮的降解速率仍比普通活性污泥快。2+当Zn浓度为100mg/L时，氨氮基本无降解趋势。在6h内普通活性污泥氨氮仅降低1.00mg/L，含铁量5%的活性污泥也仅降解2.00mg/L。这证明在此浓度下，活性污泥微生物活性均受到抑制，但含铁量5%的活性污泥的代谢活性仍优于普通活性。2+当Zn浓度为200mg/L时，氨氮无降解趋势。这证明在此浓度下，活性污泥的微生物活性已受到严重影响。37\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究2+图3.10不同Zn浓度对两种污泥氨氮降解的影响2+2+不同浓度Zn对反应器运行DO的影响如图3.11所示，Zn浓度20mg/L时，混合液中的DO已与浓度0mg/L时显著不同。在前4h内，DO浓度值均偏高，这2+是因为Zn浓度20mg/L时，对活性污泥中的微生物产生的毒性使微生物的代谢速率减慢，消耗的溶解氧少，因此，混合液中剩余的溶解氧含量较高。在5-6h内，2+DO浓度值又较浓度0mg/L时低，这是因为Zn浓度20mg/L时，对活性污泥中的微生物产生的毒性仅能使微生物的代谢速率减慢，但不致死，此时，混合液中仍在进行生化反应消耗溶解氧，因此，混合液中剩余的溶解氧含量较低。对比两种活性污泥，含铁量5%的活性污泥的溶解氧浓度值前4h要低于普通活性污泥，这是因为含铁量5%的活性污泥代谢速率速率仍比普通活性污泥快，因此消耗更多的氧，只是混合液中的溶解氧呈现偏低现象。2+当Zn浓度大于100mg/L时，DO基本无变化趋势。这证明在超过此浓度时，活性污泥的微生物活性已受到明显抑制，活性污泥的微生物活性已受到严重影响，甚至已经引起微生物死亡，微生物不再进行生化反应或者生化反应极慢，无需消耗溶解氧，导致混合液中的溶解氧一直处于持续饱和状态。38\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究2+图3.11不同Zn浓度对反应器运行DO的影响2+不同浓度的Zn对活性污泥SV30的影响如图3.12所示。结果表明，不同浓2+度的Zn对两种活性污泥的SV30均无显著毒性影响，基本都在维持在18%左右。对比两种活性污泥的SV30实验结果不难发现，含铁量5%的活性污泥SV30要明显小于普通活性污泥的SV30，这都证明含铁量5%的活性污泥的污泥结构更加紧2+凑，也相对密实，且不受200mg/L以下的Zn干扰，有利于系统稳定性，能给控制“跑泥”现象起到一定作用。39\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究2+图3.12不同Zn浓度对两种活性污泥SV30的影响2+3.2.5Cu离子对活性污泥降解性能的影响2+进一步考察了Cu对两种活性污泥的影响结果。在四组SBR反应器中分别加入一厂原水5L（COD190mg/L、氨氮32.00mg/L），第一批次为普通活性污泥52+L（MLSS3500mg/L），分别加入不同质量的五水合硫酸铜，Cu浓度分别为0、10、20、30mg/L，进行6h的曝气。每隔1h取样检测COD和氨氮的变化，实验结束观察微生物的变化。第二批次控制其他反应条件与第一批次一致，将普通活性污泥换为含铁量5%的活性污泥。2+2+不同浓度Cu对两种污泥COD降解的影响如图3.13所示。可以看出，Cu浓度在小于10mg/L时，对两种活性污泥的COD降解略有影响，6h后两种活性污2+泥的出水COD都在40.0mg/L左右，这证明Cu浓度在小于10.0mg/L时，对两种活性污泥有轻微毒性；对比两种活性污泥发现，普通活性污泥的的COD降解速率明显比含铁量5%的活性污泥慢，这是因为含铁活性污泥的代谢速率加快，新陈代2+谢能力增强，在Cu浓度较低，毒性不明显时，优势依然存在。2+Cu浓度在20mg/L时，COD降解速率明显减慢，且6h以后其出水水质的COD浓度明显升高，达到50.0mg/L，这证明在此浓度下，微生物的代谢速率已经明显2+受到Cu的抑制，生物活性降低，导致COD降解受到抑制；但含铁量5%的活性污泥的降解速率依然超过普通活性污泥，且其出水COD浓度要低于普通活性污泥。2+这样证明了在不超过Cu浓度一定范围内，含铁量5%的活性污泥的代谢活性依然高于普通活性污泥。40\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究2+Cu浓度达到30mg/L时，两种活性污泥基本对COD失去降解能力。含铁量5%的活性污泥6h内降解了19.0mg/L，而普通活性污泥6h内降解了16.0mg/L，2+在该浓度下的Cu，已经完全抑制了活性污泥的生化活性，甚至引起了微生物的死亡，导致系统的降解能力减弱。2+图3.13不同Cu浓度对两种污泥COD降解的影响2+2+不同浓度Cu对两种污泥氨氮降解的影响如图3.14所示，Cu浓度在小于2+20mg/L时，对氨氮的降解影响显著。不加Cu时，在2h内，氨氮可以降低到2+1.00mg/L。Cu浓度达到20mg/L时，一直到6h后，氨氮降低到2.00mg/L。这证2+明，投加20mg/LCu后，两种活性污泥对氨氮的降解速率都减慢，尤其是前两小时的降解速率受抑制作用较为明显，但含铁量5%的活性污泥对氨氮的降解速率仍比普通活性污泥快。2+2+当Cu浓度达到30mg/L时，对氨氮的降解影响显著。不加Cu时，在2h内，2+氨氮可以降低到1.00mg/L。Cu浓度达到30mg/L时，一直到6h后，氨氮降低到6.00mg/L。含铁量5%的活性污泥的氨氮去除率达到59.0%，而普通活性污泥的氨2+氮去除率达到52.3%。这证明，投加30mg/LCu后，两种活性污泥对氨氮的降解整个反应过程中的代谢速率都受到抑制，但含铁量5%的活性污泥对氨氮的降解速率仍比普通活性污泥快。41\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究2+图3.14不同Cu浓度对两种污泥氨氮降解的影响2+2+不同浓度Cu对两种污泥DO的影响如图3.15所示，Cu浓度在30mg/L时，2+对DO的影响显著。Cu浓度在20mg/L以下时，对DO的影响与其他指标相比，2+影响较小。这是因为Cu浓度在30mg/L时对两种活性污泥系统的毒性达到最大，所以，此时系统的代谢活性最慢，消耗的溶解氧较小，所以混合液中的溶解氧含量相对较高。也正是因为含铁量5%的活性污泥代谢速率比普通活性污泥快，所以，普通活性污泥的溶解氧含量也比含铁量5%的活性污泥溶解氧含量高。图3.15不同Cu2+浓度+对两种污泥DO的影响42\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究图3.16不同Cu2+浓度对两种活性污泥SV30的影响2+2+不同浓度Cu对两种活性污泥SV30的影响如图3.16所示。不同浓度的Cu对SV30无显著影响，基本都在16%左右。对比两种活性污泥的SV30实验结果不难发现，含铁量5%的活性污泥SV30要小于普通活性污泥的SV30，这为含铁量5%的活性污泥在异常进水频繁发生情况下，仍能保持出水水质相对稳定提供了理论依据。3.2.6油类对活性污泥降解性能的影响在水厂实际运行过程中，经常因为进水水质中含有油类引起水厂出水水质不达标，因而研究了不同浓度油类对普通活性污泥和含铁量5%活性污泥的影响。在四组SBR反应器中分别加入一厂原水5L（COD190mg/L、氨氮32.00mg/L），第一批次为普通活性污泥5L（MLSS3500mg/L），分别加入不同浓度的油，分别为0、40、80、120mg/L，依次对应四个反应器，进行6h的曝气。每隔1h取样检测COD和氨氮的变化，实验结束观察微生物的变化。第二批次控制其他反应条件与第一批次一致，将普通活性污泥换为含铁量5%的活性污泥。43\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究图3.17油类对两种活性污泥COD降解的影响油类对两种活性污泥系统COD降解的影响如图3.17所示，油类对COD的降解影响显著，随着油类浓度的增加，COD降解越来越不彻底。从图3.17可以看出，60.0%以上的COD均在反应前1h就被污泥中的微生物吸附降解，对比相同浓度油类不同活性污泥系统第一小时内的COD降解速度看，含铁量5%的活性污泥系统明显优于普通活性污泥。虽然随着油类浓度的增加，两种活性污泥对COD的降解速度都减缓，但含铁量5%的活性污泥仍优于普通活性污泥，且6h后的出水中的COD也明显低于普通活性污泥系统。油类对两种活性污泥系统DO的影响如图3.18所示，当加入的油类浓度为120mg/L时，油类对活性污泥系统中DO的影响较大，两种活性污泥系统中含油系统的DO都明显较低，分析是因为油类含量较高时，活性污泥微生物需要耗费大量的氧来降解油类物质，因此，混合液中的DO含量较低，虽然在0、40、80mg/L时，混合液中的DO含量差别不大，但在相同浓度油类条件下，含铁量5%的活性污泥系统DO低于普通活性污泥系统，分析原因为在相同反应时间内，含铁量5%的活性污泥降解的有机质更多，因此耗费更多的氧，所以混合液中的DO相对含量较低，这与污泥的代谢活性直接相关。由此也可以看出，含铁量5%的活性污泥的微生物代谢活性更高。44\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究图3.18油类对两种活性污泥反应过程中DO的影响油类对两种活性污泥氨氮降解的影响如图3.19所示，当加入油类浓度不超过120mg/L时，不同浓度的油类对两活性污泥系统氨氮降解基本无影响，分析是因为，油类含量未超过一定范围时，降解氨氮和所需要的机制未受到其影响，有机物含量和溶解氧环境仍能得到满足，因此，当加入油类浓度不超过120mg/L时，系统的出水水质仍能得到保证。但对比两种不同活性污泥发现，含铁量5%的活性污泥系统氨氮降解速率要明显比普通活性快，且其去除率也明显比普通活性高。图3.19油类对两种活性污泥氨氮降解的影响45\n第3章投加铁盐改性活性污泥的小试实验研究油类对两种活性污泥出水浑浊度影响研究结果表明，在反应器内，活性污泥静置沉淀后上清液表面略有差异。随着油浓度的增加，上清液表面油性颗粒物增多。这是因为油类本身不与水互溶，随着反应的不断进行，能降解的已经被逐步吸收利用，剩下的更难被微生物分解利用，因此，反应停止时，上清液表面油性颗粒增多。3.3本章小结本章通过小试反应器实验研究了投加铁盐对活性污泥工艺运行过程的影响，对比分析了不同铁盐投加浓度条件下，反应器出水水质、硝化活性、反硝化活性、污泥沉降性能以及废水存在重金属和油类条件下的污水处理效果，主要结论如下：（1）投加铁盐活性污泥在污泥含铁量5%时，对COD、TN、TP的去除效果达到最优，稳定运行条件下比对照反应器的COD、TN、TP去除率分别提高5.9%，10.1%和4.5%，硝化活性和反硝化活性分别提高17.9%和15.7%，对污泥沉降性几乎没有影响。（2）含铁量5%的活性污泥与普通活性污泥在不同浓度的油类物质、不同浓2+2+度重金属条件下的处理效果，当Zn、Cu浓度分别超过100mg/L、20mg/L时，2+2+微生物的代谢活性受到抑制明显，但当Zn、Cu浓度都不超过20mg/L时，含铁量5%的活性污泥相对普通活性污泥仍具有较强优势。不同浓度的油类对两种活性污泥的影响显著，但当油类浓度浓度不超过120mg/L时，对COD的去除影响最大，对反应过程中溶解氧的变化影响也较为显著，对氨氮的去除基本无影响。但当油类浓度浓度不超过120mg/L时，含铁量5%的活性污泥在COD的去除相对普通活性污泥具有较强优势。46\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究根据小试实验所得的结论，2013年6月18日开始对一厂进行铁盐投加，进行投加铁盐活性污泥的生产性实验研究，用以提升污泥的生物脱氮除磷能力，从而提高污水处理厂的脱氮除磷效率。本章重点研究了进水水质变化条件下投加铁盐活性污泥的生物脱氮除磷效果。4.1投加铁盐活性污泥的培养2013年6月18日开始对一厂进行铁盐投加，进行投加铁盐活性污泥的生产性实验研究，达到提高污水处理厂脱氮除磷效率的目的，不仅解决进水水质严重恶化给一厂带来的恶劣影响，也为存在同类问题的其他污水处理机构提供新的思路和解决方法。活性污泥需经过一定阶段的培养驯化才能形成投加铁盐活性污泥，进一步达到提高活性污泥脱氮除磷效率的目的。而实际污水处理厂的生产性实验具有进水量较大、进水水质存在波动性、季节性变化明显的特点，因此其污泥培养阶段与小试实验相比要复杂，所需培养时间也相对较长。（一）铁盐投加量的计算：依据前期的小试实验结果，采用最佳铁盐投加量为活性污泥有机质的质量分数5%时，出水效果最佳，达到国家一级A出水标准，且可以长期稳定运行。因此，在本生产性实验研究时将铁盐投加量定为活性污泥质量分数的5%，并根据每天的污泥排放量、污泥增长量对铁盐进行计算补充，使含铁量基本稳定在5%。33一厂日处理水量30.0万m，生物池有效容积14.9万m，MLVSS为2g/L左右，污泥龄控制在15天左右。根据小试实验摸索得来的经验，考虑到剩余污泥的排放量、污泥增长量和污泥衰亡率，最终确定在一厂正常运行的情况下，短期3+内将一厂活性污泥内Fe提升至5%，需对生物池的曝气区域每日投加FeCl3量为30t，持续时间为9天。投加铁盐活性污泥达到稳定运行阶段后，为维持投加铁盐活性污泥系统中铁离子作用，需保持活性污泥中一定的含铁量。而在一厂正常运行情况下，铁盐会随着剩余污泥的排放而流失，从而造成污泥中铁离子的流失，因此需根据排放的污泥量对系统进行铁盐的补充。具体补充的铁盐量应根据排泥量进行科学计算。（二）铁盐投加位置的确定：47\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究依据小试实验的结果确定投加药量，并根据实际生产运行情况，确定药剂的投加点，生物处理单元是污水处理厂污水处理生产运营的核心，为了避免影响生化池生物除磷的效果，详细的铁盐投加位置如下图所示：图4.1一厂药剂投加点示意图首先，为避免投加的铁盐与生物池中磷酸盐进行反应造成铁的流失，所以应避免在生物池的厌缺氧阶段投加铁盐。因为厌缺氧阶段微生物处于生物释磷阶段，混合液中磷的含量较高，若此时投加，会影响活性污泥对铁离子的吸收。由此，投加位置选在好氧阶段的后半段，此时混合液中磷的浓度相对较低。其次，为避免集中投加铁盐给投加点周围微生物带来损伤，因此选择离散的四个位置进行投加，其不仅可以使混合液与投加的铁盐溶液得到充分混合，而且便于活性污泥中微生物对铁离子的吸收和利用。在生物池详细的投加位置如图4.1所示。而选择末段投加，是由于此时微生物处于吸磷阶段，并且经过前段好氧区微生物的生化反应后，末段混合液中磷的含量较低，此段投加，更能充分发挥铁离子的作用。48\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究最后，在图4.1所示的四个点投加铁盐，还有利于管道的敷设，无需对生物池进行较大的改造，不对其他构筑物造成影响，简单易行，方便操作，对原有的运行设备都不造成影响。（三）铁盐投加的注意事项：1）因为FeCl3药剂显强酸性，FeCl3药剂投加前，需对药液本身pH及配置好后的混合液pH进行测量，否则较大规模的集中投加会改变局部微生物的生存环境，破坏其赖以生存的pH环境，使其酶的活性受到影响，从而无法实现投加铁盐活性污泥的顺利培养。2）药剂投加过程中，应对生物池出水进行pH监测，并与正常情况时生物池出水pH做比较，防止因FeCl3药剂的投加而改变生物池中微生物生存的适宜条件，引起活性污泥的代谢活性降低。3）观察加药后每日出水水质，二沉池泥位及污泥性状，以便对投加FeCl3药剂期间产生的任何情况作出适当调整，从而取得良好效果。定期对生物池活性污泥的生物相进行跟踪，及时掌握投加铁盐后活性污泥的微生物变化情况。4）FeCl3药剂为强酸性药剂，因此，投加FeCl3药剂所用的泵和管道的材料，应经过认真筛选，防止因设备事故出现生产事故。5）考虑到安全生产，一系列操作需经过专业人员指导后操作。4.2铝盐和铁盐投加对比分析对投加PAC和三氯化铁进行分析的结果如图4.2所示。由图4.2、表4.2可以看出，投加PAC时，药量变化较大。经过近一年的摸索调试，虽然投加PAC时出水水质可以达到标准，但是投药量的这种大范围波动给水厂日常的生产运营带来极大的困难，需要水厂每日耗费巨大精力根据水厂进水水量变化来调整投药量，大大加大了日常工作量。因此水厂做出调整，更换投加铁盐。49\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究表4.22012.05-2014.06一厂药剂用量变化表月份2012年投药量（t）2013年投药量（t）2014年投药量（t）1月份7064213092月份5925693113月份5544533114月份3303623115月份5013783116月份3792573117月份2482563118月份4532189月份41127310月份61923111月份52852112月份571500图4.22012.05-2014.06一厂药剂用量变化图从2013年6月开始，更换投加铁盐为三氯化铁，从图4.2可以看出，在刚开始投加时，药剂投加量也出现波动，但在半年的调试稳定期间，其波动要远小于50\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究PAC，且半年后，药品投加量基本稳定，且受水质、水量变化影响不大，如图4.2所示，基本保持长期稳定，这给水厂的生产带来了极大的方便，不仅实现了出水水质的稳定达标，而且减轻了水厂的负担，还实现了铁盐投加的规律性和规模化，为日常污水处理厂的生产运营带来便捷。更换PAC的原因还有以下几点：PAC的投加量影响污水处理厂的运行成本，对污水处理厂出水水质也能产生较大影响，且一厂的进水水量和水质变化都较大，因此如何控制合适的PAC投药量对一厂来说更具挑战。如果PAC投加量过大，污水处理厂的运行成本增加，污水处理厂的出水水质变差，同时污水处理厂后续的污泥处理难度也会增大；如果PAC投加量不足，污水处理厂的运行成本降低，出水水质又无法得到保证，生物池发挥不出最高效能，整个运行工艺也就达不到投加PAC想要实现的效果。因此，把投加药品更换为三氯化铁，为一厂的生产运营提供的便捷也要远远超过投加PAC。4.3投加铁盐后污水处理厂的稳定运行效果分析4.3.1对COD的去除效果2014年1月1日到2014年12月31日，一厂的进出水COD情况见图4.3。从下图可知，一厂在这一年时间内，进水COD浓度范围185~844mg/L，平均415±94mg/L；出水COD浓度范围15.0~44.0mg/L，平均25.0±6.0mg/L。图4.3一厂COD去除效果51\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究从以上结果可以看出，虽然进水COD浓度波动较大，但是经过一厂的处理，出水的COD浓度已经相对稳定，出水COD浓度小于45.0mg/L，平均COD去除率高达94.0%。投加铁盐活性污泥法大大提高了系统运行的稳定性，证明该方法在进水负荷较大，进水水质较大时都保证了出水水质的稳定达标，即使在冬季低温时，也能保证较高的污水处理效率。4.3.2对TN的去除效果2014年1月1日到2014年12月31日，一厂的进出水TN情况见图4.4。从下图可知，一厂在这一年时间内，进水TN浓度范围28.0~71.0mg/L，平均48.0±6.0mg/L；出水TN浓度范围4.6~14.9mg/L，平均11.2±3.0mg/L，平均TN去除率为77.3%。图4.4一厂TN去除效果进水TN的季节性变化较为明显，夏季明显低于冬季。整个工艺对TN的去处相当稳定，受水质波动影响较小，出水TN平均值为11.2mg/L，TN平均去除率达到77.3%。这是因为投加铁盐以后，微生物吸收利用铁离子合成电子传递体系中的[55-57]各种起到电子传递作用的酶，加快了电子传递链的电子传递速率，从而加速氮的各个形式之间的转化，加快硝化速率和反硝化速率，进一步提高氮的处理效率。冬季温度较低时，其电子传递速率也要强于普通活性污泥，因此，仍能保持较好的处理效果，维持系统的稳定性。52\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究4.3.3对NH3-N的去除效果2014年1月1日到2014年12月31日，一厂的进出水NH3-N情况见图4.5。从下图可知，一厂在这一年时间内，进水NH3-N浓度范围24.00~59.00mg/L，平均40.00±6.00mg/L；出水NH3-N浓度范围0.20~5.00mg/L，平均1.70±1.00mg/L，平均NH3-N去除率为96.5%。图4.5一厂NH3-N去除效果4.3.4对TP的去除效果2014年1月1日到2014年12月31日，一厂的进出水TP情况见图4.6。从图可知，一厂在这一年时间内，进水TP浓度范围2.07~12.20mg/L，平均5.87±1.32mg/L；出水TP浓度范围0.07~0.49mg/L，平均0.31±0.12mg/L，平均TP去除率高达95.5%，基本解决了超负荷进水给一厂带来的威胁。除磷效果极易受到温度影响，但是如图4.6所示，2013年冬季至2014年春季温度较低时，一厂的出水水质仍能保持稳定达标状态。这是因为聚磷菌的生长速率因酶活性会受温度影响，但投加铁盐后活性污泥酶活性得到了加强，所以仍能保持较高的除磷效率。53\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究图4.6一厂TP去除效果4.3.5对SS的去除效果2014年1月1日到2014年12月31日，一厂的进出水SS情况见图4.7。从图可知，一厂在这一年时间内，进水SS浓度范围40~764mg/L，平均309±124mg/L；出水SS浓度范围4~9mg/L，平均6±2mg/L，平均SS去除率高达98.4%。图4.7一厂SS去除效果54\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究4.3.6对污泥主要性能的影响在水质、水温基本相同的情况下，对比两种药剂对活性污泥VSS/SS（污泥有机质含量）发现，投加三氯化铁的活性污泥VSS/SS明显高于投加PAC时活性污泥的VSS/SS。活性污泥的VSS/SS在一定程度上可以表征活性污泥的微生物代谢活性。从图4.8可以看出，在投加三氯化铁的条件下活性污泥VSS/SS在65%左右，而当投加PAC时活性污泥的VSS/SS仅在55%左右。由此可以看出，投加三氯化铁的活性污泥有机物含量要明显高于投加PAC的活性污泥，即其微生物代谢活性明显高于投加PAC的活性污泥，因此污水的处理效果自然会更好，处理效率也更高。由此也可以看出，三氯化铁比PAC更适合一厂的水质条件、工艺条件和活性污泥微生物条件。图4.8两种不同铁盐情况下活性污泥的VSS/SS在以活性污泥法占主体的生物污水处理工艺系统中，活性污泥的特性，特别是活性污泥的污泥沉降性能，都对处理工艺的设计与运行起到重要作用。而活性污泥的沉降性能可以通过两项指标来衡量：一是活性污泥的污泥沉降比；二是活性污泥的污泥指数。55\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究图4.92013年活性污泥污泥沉降比SV变化图2013年1-5月份，活性污泥的污泥沉降比SV均在60%以上，如图4.9所示；2013年6月份以后，更换铁盐为三氯化铁，如下图所示，活性污泥的污泥沉降比均控制在20%-60%之间（对比条件有机分含量）。温度对活性污泥的污泥沉降比[58-59]影响很大，这与温度对丝状菌的生长影响有关。虽然中间活性污泥的污泥沉降比随水温和进水负荷的改变而改变，但是从图示我们依然可以看出，更换PAC为三氯化铁之后，污泥沉降比得到明显改善，活性污泥的菌落结构发生改变，通过铁离子使微生物絮体和Fe(OH)3絮体结合，形成结构紧密的团状活性污泥，活性污泥的沉降性能因此得到改善。当100150时，虽然此种情况下活性污泥微生物的代谢活性较高，但活性污泥发生污泥膨胀的机率较大，也就会导致“跑泥”现象，必然会影响到整个污水处理工艺的出水效果。2013年1-5月份，活性污泥的污泥指数SVI在150mL/g以上，如图4.10所示；2013年6月份以后，更换铁盐为三氯化铁，如下图所示，活性污泥的污泥指数有明显下降，控制在70mL/g-150mL/g之间。虽然在这一年中活性污泥的污泥沉降比随水温和进水负荷的改变而改变，但是从图示我们依然可以看出，更换PAC为三氯化铁之后，污泥指数得到明显降低，这是因为投加铁盐以后，活性污泥的菌56\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究落结构发生改变，通过铁离子使微生物絮体和Fe(OH)3絮体结合，活性污泥的吸附絮凝作用得到加强，一些细小的污泥颗粒也能随大的密实的菌胶团快速沉降，使出水更加清澈，从而改善活性污泥的沉降性能，这对提高污泥二沉池的处理效率起到至关重要作用，也对改善污水处理厂的出水效果做出巨大贡献。图4.102013年活性污泥污泥指数SVI变化图污泥生物也可以直观反映出活性污泥的微生物群落变化。由表4.3可知，铁盐的投加对活性污泥的微生物相产生了微妙变化。对比发现：投加PAC的活性污泥中楯纤虫、吸管虫的数量均明显多于投加三氯化铁的活性污泥，而且投加三氯化[60]铁的活性污泥中，几乎从来未出现吸管虫。楯纤虫的出现表明污水的水质良好，但因其特性是在活性污泥中游来游去，非常活跃，必然会影响污泥的沉降性能，[61]因此它的出现也表征着污泥相对松散，沉降性能略差；而吸管虫的出现则给我们一个很好的警示，因其以原生动物为食，尤其嗜食纤毛虫类、草履虫等原生动物，这就意味着，活性污泥内微生物的种类和数量会受其影响，活性污泥的代谢活性也会随之降低，污水处理厂的处理效果也会受到一定影响。因此，对比这两种药剂下生物相的统计结果不难发现，仅从微生物生物相的镜检结果可以得出三氯化铁更适合一厂的结论。57\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究表4.3投加PAC和三氯化铁活性污泥微生物镜检结果对比钟虫数量等枝虫数量旋轮虫数量楯纤虫数量吸管虫数量丝状菌丰三氯三氯三氯三氯三氯度（级）PACPACPACPACPAC化铁化铁化铁化铁化铁少少--少--少多少少--c少多少少--少少少少--c少多少少--少多少----c少少----少多少少----c少多--多----少少----c少多少多--少多少少--c少少少少--少多多少--c少少少--少少--少----c少少--多----多少----c少少少多少----少----c少少少少------少----c少少--少----少少----c少少--少少----少少--c少少--少少--多少----c少少少少----少少----c少少--少少少少少----c少少--少少--少少少--c少少少少--少少--少--c少少--少少少多--少--c少少--少--少多少少--c从近几年污水处理厂长期记录的镜检结果中抽取进水水质和温度相同条件下的镜检结果进行分析。投加PAC时污泥镜检结果如下：投加PAC时投药量变化较大，对比发现：投加PAC药量大时，污泥菌胶团过于密实，如图4.9所示，此种情况下这样不利于活性污泥菌胶团对污水中各类基质的摄取，也无法通过菌胶团充分的吸附和利用有机物，因此，此种情况下污水处理厂的出水水质根本无法实现稳定的达标标准。且如果污泥连续长时间处于这种状态，群落结构会受到影响，细菌的种类以及优势种群的数量会发生变化，从而影响微生物的生化活性，导致生物池处理能力降低，直接影响整个污水处理厂的工艺稳定性。58\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究图4.11投加PAC时污泥镜检结果（药量大）投加PAC药量小时，污泥菌胶团过于松散，如图4.12所示，此种情况下这样不利于活性污泥菌胶团过于松散，几乎没有大且密实的菌胶团，虽然污水中各类基质的可以充分的被微生物摄取，却会因为污泥过于松散，沉降性能得不到保证。因此，部分污泥会随系统出水时排出，出现“跑泥”现象，因此，此种情况下污水处理厂的出水水质同样无法实现稳定的达标标准。且如果污泥连续长时间处于这种状态，细菌的种类以及优势种群的数量会发生变化，引起污泥膨胀，导致直污水处理厂的工艺出现问题。图4.12投加PAC时污泥镜检结果（药量小）59\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究投加三氯化铁时，投药量相对稳定，对比发现：投加三氯化铁时，污泥菌胶团密实，如图4.13所示，这样的污泥可在二沉池中形成一层致密的网状污泥层，粘附沉降的性能都得到巨大提升，密实的菌胶团可以粘附细小的颗粒污泥共同形成较大的絮粒一起下沉，故出水清澈。并且生物池的活性污泥可以通过菌胶团充分的吸附和利用有机物，因此，此种情况下活性污泥的微生物活性和沉降性能都得到优化。优势种群的数量得以保证，进一步提高了生物池的处理能力，从而使污水处理厂的脱氮除磷能力以及对有机物的去除能力都得到提升。图4.13投加三氯化铁时污泥镜检结果60\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究4.4污水厂运行经济性分析2013年1、2月份与2013年6月份以后的进水水质基本一致，波动变化不大，在进水水质基本相同的情况下，我们对两种药剂的经济成本进行分析。污水处理厂稳定运行以来用药量以及水量和处理费用的关系如表4.4、4.5所示：成本控制方面，根据水厂的统计结果，2013年使用PAC药剂的吨水药耗为0.0210元/吨，基本持平于2012年的吨水药耗成本。2013年6月18日，更换PAC为40%浓度的三氯化铁；2013年10月21日更换为30%浓度的三氯化铁溶液，使用至今。随着30%浓度的三氯化铁药剂稳定使用后，一厂药剂吨水成本大大降低，一厂2014年药剂用量吨水成本药耗控制在0.0170元/吨以下，要低于2013年吨水药耗为0.0210元/吨。表4.42013.01-2013.02污水厂稳定运行以来用药量、水量和处理费用的关系3日期药量（t）水量（万m）吨水药耗（元/吨水）2013年1月42195975140.01972013年2月56989390620.0234由此也可以得出，投加铁盐活性污泥技术不仅可以从科学技术方面提高污水的脱氮除磷处理效率，在处理成本方面也体现出了其独特的优越性，这种优越性为其以后大范围的应用的推广创造条件，也为一厂方便、快捷、经济的实现污水处理厂长期的稳定运行提供可行性，是个处理单元的利用效率得到提高，大大减轻了进水负荷过高给实际生产运营带来的压力和困难。表4.52014.01-2014.07污水厂稳定运行以来用药量、水量和处理费用的关系3日期药量（t）水量（万m）吨水药耗（元/吨水）2014年1月30987979100.01262014年2月31383390920.01342014年3月31294275600.01182014年4月31184820680.01322014年5月31265728550.01702014年6月31386285500.01302014年7月31297930900.011461\n第4章投加铁盐改性活性污泥的污水处理厂应用研究4.5本章小结针对一厂的运行现状进行监测和调研，从进水水质、运行工艺条件以及各个单元的处理效果分析该厂污水处理工艺的运行稳定性、污水处理效果。采用投加铁盐活性污泥法驯化常规活性污泥法，处理高浓度城市污水，提高生物脱氮除磷效率，用以解决近年来进水负荷过高给一厂正常生产带来的困扰。通过长时间连续运行，主要结论如下：（1）投加铁盐活性污泥法使得一厂在进水负荷较高的情况下依然能够实现出水水质的稳定达标投加铁盐活性污泥法大大提高了系统运行的稳定性，出水COD、TN、TP、NH3-N、SS平均去除率分别达到94.0%、77.3%、95.5%、96.5%、98.4%。（2）铁盐的投加对活性污泥的微生物相明显变化。投加PAC的活性污泥中楯纤虫、吸管虫的数量均明显多于投加三氯化铁的活性污泥，而且投加三氯化铁的活性污泥中，几乎从来未出现吸管虫。（3）2013年10月21日投加药品更换为30%浓度的三氯化铁溶液，使用至今。随着30%浓度的三氯化铁药剂稳定使用后，一厂药剂吨水成本大大降低，一厂2014年药剂用量吨水成本药耗控制在0.0170元/吨以下，显著低于2013年吨水药耗为0.0210元/吨。62\n第5章结论与建议第5章结论与建议5.1结论针对济南某大型城市污水处理厂的运行现状进行监测和调研，从进水水质、运行工艺条件以及各个单元的处理效果分析该厂污水处理工艺的运行稳定性、污水处理效果，研究了投加铁盐活性污泥法驯化常规活性污泥法，处理高浓度城市污水，提高生物脱氮除磷效率的方法，并在污水处理厂运行中得到了应用，主要结论如下：（1）针对济南某大型污水处理厂近年来进水水质与运行效果的分析，在进水水质大幅波动的条件下，通过适当降低进水量的方法，科学调控污水处理厂运行参数，使出水水质中COD、TN、NH3-N、TP浓度分别控制在8.0~39.0mg/L、5.0~15.0mg/L、0.20~7.20mg/L、0.10~0.43mg/L的范围内，确保出水水质达标。长期进水水质过高导致污泥负荷偏高，再加上偶有偷排废水的混入，工艺设备单元运行长期处于处于超负荷，使运营成本增加，部分设施和设备相继出现严重影响生产的问题。（2）通过小试反应器实验研究了投加铁盐对活性污泥工艺运行过程的影响，结果表明，在投加铁盐活性污泥在污泥含铁量5%时，对COD、TN、TP的去除效果达到最优，稳定运行条件下比对照反应器的COD、TN、TP去除率分别提高5.9%，10.1%和4.5%，硝化活性和反硝化活性分别提高17.9%和15.7%，对污泥沉降性影响较小。含铁量5%的活性污泥与普通活性污泥在不同浓度的油类物质、不同浓度重金2+2+属条件下的处理效果，当Zn、Cu浓度分别超过100mg/L、20mg/L时，微生物2+2+的代谢活性受到抑制明显，但当Zn、Cu浓度都不超过20mg/L时，含铁量5%的活性污泥相对普通活性污泥仍具有较强优势。不同浓度的油类对两种活性污泥的影响显著，但当油类浓度浓度不超过120mg/L时，对COD的去除影响最大，对反应过程中溶解氧的变化影响也较为显著，对氨氮的去除基本无影响。但当油类浓度浓度不超过120mg/L时，含铁量5%的活性污泥在COD的去除相对普通活性污泥具有较强优势。（3）采用投加铁盐活性污泥法驯化常规活性污泥法，处理高浓度城市污水，提高生物脱氮除磷效率，用以解决近年来进水负荷过高给一厂正常生产带来的困扰。通过长时间连续运行，投加铁盐活性污泥法使得一厂在进水负荷较高的情况63\n第5章结论与建议下依然能够实现出水水质的稳定达标，投加铁盐活性污泥法大大提高了系统运行的稳定性，出水COD、TN、TP、NH3-N、SS平均去除率分别达到94.0%、77.3%、95.5%、96.5%、98.4%。铁盐的投加对活性污泥的微生物相明显变化。投加PAC的活性污泥中楯纤虫、二吸管虫的数量均明显多于投加三氯化铁的活性污泥，而且投加三氯化铁的活性污泥中，几乎从来未出现吸管虫。2013年10月21日投加药品更换为30%浓度的三氯化铁溶液，使用至今。随着30%浓度的三氯化铁药剂稳定使用后，一厂药剂吨水成本大大降低，一厂2014年药剂用量吨水成本药耗控制在0.0170元/吨以下，显著低于2013年吨水药耗为0.0210元/吨。综上所述，投加铁盐活性污泥法不仅可以从科学技术方面提高污水的脱氮除磷处理效率，在处理成本方面也体现出了其独特的优越性，这种优越性为其以后大范围的应用的推广创造条件，也为一厂方便、快捷、经济的实现污水处理厂长期的稳定运行提供可行性，减轻了进水负荷过高给实际生产运营带来的压力和困难。5.2建议1、受实际条件的限制，微生物胞内代谢酶活性（如氧化还原酶的活性）未检测，需要进一步研究铁盐投加影响微生物代谢的作用机制。2、污水处理厂冬季的运行压力较大，需针对低温条件下投加铁盐对活性污泥系统的影响进行研究。64\n参考文献参考文献[1]张锐.水污染：扑向全球的“头号杀手”.生态经济,2010,12:14-17[2]雷川华,吴运卿.我国水资源现状、问题与对策研究[J].节水灌溉,2007(4):41-43[3]谢维民.污水除磷技术[J].环境科学,1989,10(5):63-68[4]2012年中国环境状况公报.中华人民共和环境保护部,2012[5]王滢芝.水污染防治与治理问题探讨[J].水工业市场,2010(10):5-15[6]刘昌明,李丽娟.解决我国水问题的途径[J].科学对社会的影响,1999(3):4-9[7]MinoT,vanLoosdrechtMCM,HeijnenJJ.Microbiologyandbiochemistryoftheenhancedbiologicalphosphateremovalprocess[J].WaterResearch,1998,32(11):3193-3207[8]张志斌,张晓全,陶俊杰,等.我国城市污水处理中存在的问题及对策[J].山东建筑大学学报,2007,2(22):174-176[9]樊华.化学强化一级工艺用于城市污水处理的试验研究[硕士学位论文].西安:西安建筑科技大学,2007[10]JonesPH,TadwalkarAD,HsuCL.Enhanceduptakeofphosphorusbyactivatedsludgeeffectofsubstrateaddition[J].WaterResearch,1987,21(3):301-308[11]BaggAandNeilandsJB.Molecularmechanismofregulationofsiderophore-mediatedironassimilation[J].Microbiol.Rev.1987(51):509-518[12]吴昌永.A2/O工艺脱氮除磷及其优化控制的研究[博士学位论文].哈尔滨:哈尔滨工业大学,2010[13]Abu-ghararahZH,RandallCW.TheEffectofOrganicCompoundsonBiologicalPhosphorusRemoval[J].WaterScience&Technology,1990,23(4-6):585-594[14]华光辉,张波.城市污水脱氮除磷工艺中的矛盾关系与对策[J].给水排水,2000,26(12):1-4[15]RensinkJH,DonkerHGW,SimonsSJ.PhosphorusRernovalatLowSludgeLoadings[J].WaterScienceandTechnology,1998,17(1):177-186[16]CooperPDayM,ThomasV.Processoptionsforphosphorusandnitrogenremovalfromwastewater[J].JIWEM,1994,8(2):85-92[17]李勇,吕柄南,黄勇.改进A2/O法的设想[J].中国给水排水,2001,17(8):32-34[18]员小峰.AB法机理探讨[J].中国给水排水,1992,8(2):30-32[19]郭茜,熊建英,瞿永彬.AB法污水处理工艺概况[J].环境保护科学,1998,89(5):13-15[20]周律,钱易.浅议三沟式氧化沟的设计[J].给水排水,1998,24(1):6-9[21]JohansenNH,AndersenJS.OptimumOperationofaSmallSequencingBatchReactorforBODandNitrogenRemovalBasedonOn-lineOUR-Calculaton[J].WatSciTech,1997,35(6):29-36[22]赵贤慧.生物接触氧化法及其研究进展[J].工业安全与环保,2010,36(09):26-2865\n参考文献[23]邱峰,汪家权,王淦.新型旋流沉砂池除砂和有机物分离效率的研究[J].工业用水与废水,2008,39(03):84-87[24]ElgozaliA,LinekV,FialovaM,etal.Influenceofviscosityandsurfacetensiononperformanceofgasliquidcontactorswithejectortypegasdistributor[J].ChemicalEngineeringScience,2002,57(15):2987-2994[25]陈华明,李杰,范民权,等.蛋形消化池与流体相互作用动力分析[J].工程力学,2006,10(23):49-52[26]ChuaH.Effectsoftracechromiumonorganicadsorptioncapacityandorganicremovalinactivatedsludge.SciTotalEnviron,1998,2(14):239-245[27]ChengMH,PattersonJW,MinearRA.Heavymetalsuptakebyactivatedsludge[J].Wat.PollutControlFed,1975,47:362-376[28]ChangSY,HuangC,LiuYC.EffectsofCdandCuonabiofilmsyste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