分散式生活污水处理工艺开发及机理的研究 148页

'浙江大学博士学位论文摘要在对浙江省三个地级市五个取样点为期一年的生活污水水质调研的基础上，结合流体力学及化学反应工程学原理，对分散式生活污水厌氧生物处理反应器进行比选，确定了最优的填料式厌氧折流板反应器(CABR)。之后，以浙江大学华家池校区家属区生活污水作为CABR反应器进水，进行了为期4个月的运行试验，就其去污性能及三大类群厌氧微生物的演替规律进行了系统的研究。同时，详细研究了CABR反应器在不同温度下抗负荷冲击的性能及机理。此外，为解决厌氧工艺脱氮性能差的缺陷，开发了一种适合于分散式生活污水处理的无回流脱氮反应器，并对其性能及机理进行初步探讨和研究。本论文主要研究结论简述如下：(1)浙江省生活污水有机物和磷浓度较低，氮浓度较高，可生化性较好，但C／N相对较低，平均值仅为6．10，不利于常规生物脱氮；调查的生活污水水质季节变化明显，但地区差异不显著；污染物浓度1月份最高，7月份最低；据此对已有的模拟生活污水配置方法进行了优化，使优化配置的模拟污水4个特征比值(B／C，C／N，碱度／"IN以及NH4+-N／TKN)接近实际生活污水。(2)CABR反应器总体呈现平推流流态，结构性能优良，总死区率仅为10％左右。但随着格数的增多，反应器内部流速增加，从而导致水力死区有上升趋势。以理想多釜全混合反应器为参照，综合考虑反应器效能和容积利用率，确定6格的CABR反应器为最优。(3)6格CABR反应器在温度为284-1℃、HRT为48h的条件下，以实际生活污水为进水，需要3周左右才能完成启动。CABR反应器稳定运行后，出水TCOD、SS等指标均能达到《污水综合排放标准中》(GB8978．1996)的一级排放标准，但对营养元素(N、P)的去除效能较差；单纯采用CABR反应器无法完全消除腐植酸在水体中形成“三致”物质的风险：尽管CABR反应器对于对粪大肠杆菌和蛔虫卵的去除率分别高达99．82％和98．87％，但仍需后续的消毒措施保证 浙江人学博i：学位论文摘要其出水的安全性。(4)对6格CABR反应器启动及运行过程的微生物机理研究表明，CABR反应器内微生物的优势种群随着运行阶段的变化而有所变化；CABR反应器不同格室的微生物相似性较高，没有出现明显的微生物相分离现象。在启动初期首先是发酵细菌和产氢产乙酸细菌的大量增殖，而当运行至4个月左右时产甲烷细菌数量才有较为明显的增加；达到稳定运行阶段时，三大类群厌氧微生物之间的数量差异几乎接近1／10。CABR反应器在启动阶段中约有63％的基质被用于细胞合成；而当进入稳定运行期后，大约只有1／5的基质被用于细胞合成。(5)系统研究了不同温度下水力、水质负荷冲击对CABR反应器处理低浓度生活污水性能的影响，结果表明，CABR反应器对负荷冲击有很好缓冲能力，但是这种缓冲能力随着温度的下降而下降：在温度较高时(28℃)无论是水力冲击还是水质冲击对反应器的运行性能均没有显著影响；但在10℃下运行时，负荷冲击会对CABR反应器的运行性能产生显著影响。综合微生物活性、中间产物、可溶性微生物产物、TCOD容积去除率等指标变化以及采用灵敏度比和均方差比的定量判别依据表明，CABR反应器在lo％～28℃下处理低浓度生活污水时，抗水质冲击的稳定性均要好于抗水力冲击的稳定性。(6)首次开发的一种无回流脱氮反应器通过约90天的运行，平均出水TCOD为42．3+12．8mg／L，低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)中的一级A排放标准。在本试验的五种水质运行工况下，TN和NH4+-N去除性能良好，最高可达76％和89％。TN去除率受污水水质C／N决定，NH4+．N去除率主要与最后一级的污水投配比有关。对于浙江省生活污水而言，以NH4+．N达标的前提下尽量去除TN为原则，最后一级的配水比以不超过30％为宜。经济性分析表明，与传统的A2／O工艺相比，无回流脱氮反应器至少能节省51．1％的动力消耗，是一种有效、经济和方便的分散式生活污水处理工艺。关键词：分散式；生活污水；填料式厌氧折流板反应器：负荷冲击；可溶性微生物产物；无回流脱氮反应器 浙江人学博士学位论文AbstractnlewaterqualityofsewageinZhejiangprovincewasestablishedbyevaluatingsamplescollectedfromfivesitesinthreetypicalcities．Basedonfluidmechanicsandchemicalreactionengineeringprinciples，thebestCarrierAnaerobicBaffledReactor(CABR)wasthenchosenfordecentralizedsewagetreatment．Subsequently，theremovaleffectsonpollutantsandthemechanismofanaerobesuccessionintheCABRwereinvestigatedusingsewagefromtheresidentialdistrictoftheHuajiachiCampusofZhejiangUniversityasinfluentforfourmonths．Theperformanceandmechanismsofshockresistancetoshort—termchangesintemperaturesintheCABRwerealsoevaluatedwhiletreatingthesewage．Furthermore，toovercomedeficientdenitrificationthatoftenoccursinanaerobicbiologicalreactors，anoveldenitrifyingreactorwithoutcircumfluencewasdevelopedandevaluated．Theprimaryresultsofthisstudyalesummarizedasfollows：(1)ThesewageproducedinZhejiangprovinceischaracterizedbyaloworganicandphosphorusconcentrationandahighnitrogenlevel．Thisresultsinthesewagehavinggoodbiodegradability,butpoormicrobialdenitrificationduetothelowC／Nratio(approximately6．10)．Inaddition，thesewagewaterqualityinZhejiangprovincewasfoundtovarysignificantlybyseason，butnotbyregion．ThepollutantconcentrationwasfoundtobehighestinJanuaryandlowestinJuly．Finally,thefourtypicalratios(B／C，C／N，Alkalinity／TNandNH4+-N／TKN)oftheoptimizedsynthesiswastewaterweresimilartothoseofactualdomesticsewage．(2)TheCABRhasgoodstructureandeffect，withadeadzoneofnomorethan10％．Inaddition，theCABRshowsastateofplugflowduringoperation．However,thehydraulicdeadzonetendedtoincrease‘asthenumberofchambersintheCABRincreasedinresponsetotheincreaseinupflowvelocity．Whentheeffectivenessandcapacityofthereactorwasconsidered，aCABRwithsixchamberswasfoundtobeoptimal。(3)TheCABRwithsixchambersstartedupsuccessfullyafterapproximatelythreeweekswiththeinfluentofactualdomesticsewageata48hHRTand284-l℃．iii 塑坚奎堂竖主堂竺丝茎垒!壁竺!Inaddition．theTCODandSSconcentrationsoftheeffluentwatermetthefirstintegratedwastewaterdischargestandard(NEPA，GB8978-1996)．However,thissystemshowedpoorremovalofnutrientssuchasNandRInaddition，theCABRwasnotabletocompletelyeliminatetheriskofxenobioticmatterasaresultoftheformationofhumicacid．Althoughthissystemwasabletoremove99．82％and98．87％ofthefecalcoliformsandascariseggs，respectively,itmustbeusedinconjunctionwithappropriatepost—disinfectionprocessestoguaranteethesafetyoftheemuent．(4)Evaluationofthemicrobedevelopmentduringstart—upandrunningstagerevealedthatthepredominantcommunityintheCABRvariedastheprocessofacclimation．Therewashilghmicrobecomparabilityinsixchamberswithoutappearanceofbiofaciesseparation．Inaddition，fermentativebacteriaandhydrogen-producingacetogenicbacteriareproducesignificantlyduringtheinitialstageofstart—up，whilemethanogensbreedobviouslyuntilthefourthmonthofoperation．Furthermore，theconcentrationsofthesethreeanaerobesdifferedbyapproximately1／10ofanorderofmagnitudeduringthestablerunningstage．Finally,63％and20％ofthesubstrateinthewastewaterWasmetabolizedbytheseorganismsduringstart—upandstableoperation，respectively．(5)TheCABRhasgoodperformanceshockresistance，However,theshockresistancedeclinedasthetemperaturedecreased．Althoughtherewaslittleeffectonperformanceobservedathightemperatures(28℃)，lowtemperatures(10℃)significantlyreducedtheperformanceoftheCABR．Inaddition，theshockresistanceoftheCABRwasgreaterwhenwaterqualityWasconsideredthanwhenwaterquantityWasconsideredat10℃一28℃．Thesefindingsarebasedonsensitivityratiosandstandarddeviations，aswellasthevariationinindexesusedtoevaluatemicrobialactivity,theformationofintermediateproducts，solublemicroorganismproductsandthevolumeofTCODremoval．(6)TheaverageTCODoftheeffluentofthenoveldenitrifyingreactorwithnocircumfluencewas42．3士12．8mg／Lafter90daysofoperation．ThisvalueislowerthanthedischargestandardforpollutantsreleasedfrommunicipalwastewaterIV 浙江人学博士学位论文Abstracttreatmentplants(GB18918-2002)．Inaddition，whenthefivedifferentexperimentalinfluentswereevaluated，thissystemremoved76％and89％oftheTNandNH4+-Nfromthewastewater,respectively．ThedenitrifyingreactorwithoutcircumfluencealsoshowedagoodeffectondenitrificationwiththeinfluentofhighC／Nratio．TheremovalefficiencyofTNinthissystemwasdependantontheC／Nratiooftheinfluent，whereastheNI-h+-NremovalWasdependantonthelastinfluentflowdistributionratio．ForsewageinZhejiangProvince，itisreasonabletoassumethattheratioofthelastinfluentflowdistributionwaslessthan30％．ThiswouldindicatethatthissystemremovedthehighestamountofTNfromthewastewaterandthattheNH4+·Nconcentrationmetthedischargestandardsformunicipalwastewater．ThesefindingsindicatethatthepowerconsumptionofthedenitrifyingreactorwithoutcircumfluencewaslowerthanthatoftreatmentfacilitiesofconventionalA2／Oprocesses，whichwouldresultinatleasta51．1％reductioninenergyconsumption．Consequently,thedenitrifyingreactorwithoutcircumfluencewasfoundtobethemosteffective，economicalandconvenientsystemforthetreatmentofdecentralizedsewage．Keywords：decentralizedtreatment，sewage；carrieranaerobicbaffledreactor(CABR)；shockingload；solublemicrobialproducts；denitrifyingreactorwithoutcircumfluenceV 浙江人学博’卜学位论文图索弓图索引图1．1生活污水日水量排放变化规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯3图1．2厌氧消化三阶段理论示意幽⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一1l图1．3产氢发酵细菌的碳水化合物发酵途径⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．11图1．4厌氧转化过程中电子流分布示意图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l2图1．5污水生物处理过程中氮的转化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．18图1-6分析微生物群落结构常用的分子生物学技术⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．28图2．1生活污水水质基本特征比值的四季变化规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．36图2．2浙江省不同地区生活污水水质的基本特征比值⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一38图3．1CABR反应器结构及填料示意图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．42图3．2不同CABR反应器的RTD曲线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯45图3．3水力死区与反应器格数的关系⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．46图4．1R2反应器结构及填料示意图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。50图4．2不同启动阶段TCOD、pH及碱度在CABR反应器中的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯57幽4．3CABR反应器对TCOD的玄除性能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．59图4．4COD去除率与HRT的关系⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯59图4．5出水SS与HRT的关系⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．60图4．6CABR反应器对"IN和TP的去除性能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯6l图4．7HRT对TN和TP去除的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．62图4．8HRT对腐植酸去除的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯63图4．9CABR反应器填料生物膜浓度变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。67图4．10三大类群厌氧微生物变化规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯68图4．11CABR反应器内微生物演替规律DGGE图谱⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯69图4．12DGGE图谱的聚类分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯70图5．1不同HRT下出水示踪剂浓度随时间的变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯76图5．2不同温度下HRT短期冲击对CABR反应器TCOD去除的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯一77图5．3不同温度和不同HRT下VFA的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．79图5-4不同温度不同HRT下SMP的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．81图5—5不同温度和不同HRT下脱氢酶的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．82幽5-6不同温度下进水浓度短期冲击对CABR反应器TCOD去除的影响⋯⋯⋯⋯⋯84图5．7不同温度不同进水浓度下VAF的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯85图5．8不同温度不同迸水浓度下SMP的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯87幽5-9不同温度不同进水浓度下脱氢酶的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．88图5—10VFA／碱度与TCOD去除率的关系⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯93图6．1脱氮反应器示意图。⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯t01图6．2不同溶解氧对硝化速率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯103图6．3有机物浓度对硝化速率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。104图6．4不同C／N比对反硝化速率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．106幽6．5无同流脱氮反应器流量投配示意图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯109剧6-6无同流脱氮反应器分流级数与C／N比对氮去除率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l】0图6．7无同流脱氮反应器的TCOD变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1图6．8不同、]j况下TCOD、碱度及pH的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。112图6-9无同流脱氮反应器的TN去除性能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．113V 浙江大学博士学位论文图索弓图6．10不同J：况下氮素的沿程变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．114图6．11不同J：况下各个硝化区的硝化速率⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯116图6．12不同．[况下各个硝化区的污泥浓度⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．116VI 浙江大学博士学位论文表索弓表索引表1-1全国近年废水及主要污染物排放量⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．1表1-2浙江省近年废水及主要污染物排放量⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．2表1-3不同来源的生活污水污染物浓度情况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．4表1-4典型生活污水中有机物及营养物的含量⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯4表1-5细菌葡萄糖发酵的标准吉布斯自由能变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯11表1-5葡萄糖发酵生成各种产物过程中产ATP、H2及氧化NADH能力⋯⋯⋯⋯．12表1-7厌氧处理技术优缺点比较．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．16表1-8距硝酸细菌和硝酸细菌的特征⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．19表2-1浙江省生活污水水质指标⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯．35表2-2浙江省生活污水水质的几个基本特征比⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．35表2-3浙江省生活污水水质四季变化规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯37表2-4浙江省不同地区生活污水水质情况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯37表2-5优化配置人工模拟生活污水组成⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．39表2-6实测优化配置的模拟污水基本特征比⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．39表3-1CABR反应器的物理尺寸⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯42表3-2反应器流态分析结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯45表3-3反应器实际水力停留时间与死区⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．46表3-4理想全混合反应器串联级数与有效容积关系⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．48表3-5CABR反应器有效容积分析结果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯48表4一l生活污水基本水质⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．50表4—2CABR反应器对致病微生物的去除效能⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯64表4—3不同阶段基质的去除途径．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．66表5—1不同温度不同HRT下CABR反应的TCOD去除率⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．78表5—2不同温度不同HRT—FSMP的整体变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．80表5—3不同温度不同进水浓度卜．CABR反应的TCOD去除率⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．84表5-4不同温度不同进水浓度’FSMP的整体变化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯86表5—5CABR反应器水力冲击和水质冲击的稳定性比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．90表5-6不同进水浓度下VFA与碱度的比值⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯92表5—7不同HRT下VFA与碱度的比值⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．92表6-1试验运行条件参数⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯102表6-2不同溶解氧条件F硝化速率与总氮损失量⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．105表6—3进水C／N比对硝化速率与总氮损失量的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯105表6—4进水C／N比对反硝化速率的影响⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．106表6-51二况1各功能区DO沿程变化典型值⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯106表6-6不同运行J二况卜．实际氮去除率与理论氮去除率比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯115表6—7设计进出水水质要求⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．117表6—8两种处理1=艺设计参数列表⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．117表6—9两种处理：[艺的主要投资与成本比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯117VII 浙江人学博I：学位论文IndexofFiguresIndexofFiguresFig．1．1J。ercapitadomesticwastewaterdischarge⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．3Fig．1．2Threestageprocessofanaerobicdigestion⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．11Fig．1-3Descriptionofmetabolismofcarbohydratesbyhydrogenproducingfermentativebacteria⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯．．1lFig．1．4Distributionofelectronflowinanaerobicdigestionprocess⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．12Fig．1．5Nitrogentransformationsinbiologicaltreatmentprocesses⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．18Fig．1．6Strategiesforanalysingthecharacterizationofmicrobialcommunities⋯⋯⋯⋯⋯⋯。28Fig．2．1V|ariationofCharacteristicratiosofsewagewiththeseasonsinZhejiangprovince．．36Fig．2—2VariationofCharacteristicratiosofsewagefromvariouslpcationsinZhejiangprovince⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯38Fig。3．1SchematicofCABRhavingpackingmadeofhollow-spherebamboo⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．42Fig．3．2RTD．curveOfdifferentCABRs⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．45Fig．3．3RelationshipsbetweenhydraulicdeadspaceandchambersofCABRs⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯46Fig．4．1SchematicofR2reactorhavingpackingmadeofhollow．spherebamboo⋯⋯⋯⋯⋯．50Fig．4．2ProfilesofTCOD．pHandalkalinityalongtheCABRattheperiodofstartup⋯⋯⋯57Fig．4．3PerformanceoftheCABRinTCODremoval⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯59Fig．4．4RelationshipsbetweenCODremovale俏ciencyandHRT⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．59Fig．4．5RelationshipbetweenSSofeffiuentand1二IRT⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．60Fig．4．6PerformancesofT-NandT—PremovalinCABR⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯61Fig．4．7EffectsofHRTonT—NandT．Premoval⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．62Fig．4．8EfleetsofHRTonhumicacidremoval⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．63Fig．4．9EvolutionofthebiofilmconcentrationinCABR⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．67Fig．4．10Varimionofthreemel【abolicgroupsofanaerobicbacteria⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯68Fig．4．1lDGGEprofilesof16SrDNAfragmentsobtainedfromCABR⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．69Fig．4-12ClusteringanalysisofDGGEpattem⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．70Fig．5-1VariationofeffiuenttracerconcentrationatdifierentHR，rS⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯76Fig．5-2Ef话ctofHRTsonTCODremovalinCABRatdifferenttemperatures⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．77Fig．5．3VariationofVFAalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandHR，rs79Fig．5—4VariationofSMPalongthechambersOFCABRatdifferenttemperaturesandHRTs⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．81Fig．5．5VarjationofDHAalongthechambersofCABRatdifierenttemperaturesandHR『s82Fig．5-6EffectoffeedconcentrationsonTCODremovalinCABRatdifierenttemperaturesconcentrations⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯8zIFig．5-7VariationofVFAalongthechambersofCABRatdifierenttemperaturesandfe：edconcentrations．⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯．⋯⋯．⋯⋯85Fig。5．8VariationofSMPalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandfe：edconcentrations⋯．⋯．⋯．⋯⋯⋯⋯．⋯．．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．87Fig．5—9VariationofDHAalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandfeedconcentrations⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯88Fig．5—10RelationshipsbetweenCODremovaIefficiencyandVFA／aIkalinity⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．93Fig．6—1Schematicofthedenitrifyingreactorwithoutcircumfluence⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．101Fig．6．2EfleetofDOconcentrationsonnitrificationrate⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．103Fig．6．3E行bctoforganicconcentrationsonnitrificationrate⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．104Fig．6．4EfrectofC／Nofinfluentondenitrificationrate⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．106Fig．6．5Thegeneralexpressionofinfluentflowdistributionratiointhedenitrifyingreactorwithoutcircumfluence⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．1()9Fig．6．6Relationshipsbetweennitrogenremovale硒ciencyanddistributionseries．C／Nof jnfluent⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．】】0Fig．6-7PerformanceofTCODremovalinthedenitrifyingreactorwithoutcircumfluence．．1l1Fig．6-8ProfilesofTCOD，pHandalkalinityalongthereactoratthedifferentworkingconditions⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l12Fig．6—9PerformanceofTCODremovalinthedenitrifyingreactorwithoutcircumfluence．．113Fig．6一10Variationofnitrogenalongthereactoratthedifferentworkingconditions⋯⋯⋯．114Fig．6一llNitrificationratesofofnitrificationdistrictsatthedifferentworkingconditions⋯116Fig．6一l2Sludgeconcentrationsofnitrificationdistrictsatthedifferentworkingconditionsll6X 浙江人学博士学位论文IndexofTablesIndexofTablesTable1．1InterannualcomparisonofdischargeofwastewaterandmainpollutionsinChina⋯l1■blel·2InterannualcomparisonofdischargeofwastewaterandmainpollutionsinZhejiangProvince⋯⋯．．⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯．⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯。2Table1．3Pollutantconcentrationsofsewagefromdifferentorigins⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．4Table1．4Concentrationsoforganicmattersandnutrientsoftypicalsewage⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯4Table1．5StandardGibbsfreeeriergyinglucosefermentations⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一l11、able卜6VariationsofATRH，andNADHinglucosefermentations⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯12Table1．7Advantagesanddisadvantagesofanaerobicwastewatertreatment⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．16Table1．8CharacteristicsofNitrosomonasandNitrobacter⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．19Table2．1WaterqualitycharacteristicsofsewageinZhejiangprovince⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯35Table2．2CharacteristicratiosofsewageinZhejiangprovince⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．35Table2．3VariationofwaterqualitycharacteristicsofsewagewiththeseasonsinZhejiangprovince．．⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯．．．⋯⋯⋯⋯⋯．．⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．．⋯⋯⋯37Table2．4VariationofwaterquailtycharacteristicsofsewagewithlocationsinZhejiangprovince⋯⋯⋯．．⋯⋯⋯⋯．．．．．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。⋯⋯⋯。。⋯．。37Table2．5Compositionofoptimizedsyntheticwastewater⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．：；9Table2．6Characteristicratiosofoptimizedsyntheticwastewater⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯39Table3．1PhysicaldimensionsofCABR⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯42Table3．2ResultsofflowpatterninCABR⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．45Table3-3ThehydraulicresidencetimeanddeadspaceintheCABRs⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．46Table3-4RelationshipsbetweenworkingvolumeandnumberofCSTR⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．48Table3。5ResultsofWOrkingvolumeofCABRs⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．48Table4．1Averagecharacteristicsofrawdomesticwastewater⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．50Table4—2Resultsofthemicrobiologicalanalysescarriedoutduringtheexperiment⋯⋯⋯⋯．64Table4—3Distributionsoforganicsubstariceatdifferentphases⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯66Table5．1TCODremovalefjfjciencyoffinale用uentinCABRatdifferentHR，rSandtemperatures⋯．．⋯⋯⋯．⋯．⋯．⋯⋯⋯⋯⋯．⋯．．⋯．⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．78Table5-2UnitarySMPatdifferenttemperaturesandHRTsintheCABR⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯～80Table5-3TCODremovaIe衔ciencyoffinaleffiuentinCABRatdifferentHR，rSandfeedconcentrations⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。84Table5-4UnitarySMPatdifferenttemperaturesandfeedstrengthsintheCABR⋯⋯⋯⋯⋯．86Table5-5ComparisonofstabilityparametersofCABRreactorundershort—termshockinglpad⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．⋯⋯．90Table5-6RatiosofVFA／alkalinityinalloperationalconditions⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯92Table5-7RatiosofVFA／alkalinityinCABRatdifferentHRrrsandtemperatures⋯⋯⋯⋯⋯．．92Table6．1Operatingparametersintests⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯1()2Table6．2NitrificationrateandNitrogenLossindifferentDO⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯105Table6．3Ef凳ctofC，NofinfluentonnitrificationrateandNitrogenLoss⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．105Table6．4Ef艳ctofC／NofinfluentondenitrificationrateandNitrogenLoss⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．106Table6．5TypicaIDOvalueofdifferentfunctiondistrictsalongthereactorunderworkingconditionl⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．1()61_bje6．6Comparisonofactualandtheoreticalnitrogenremovalunderdifierentworkingconditions⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯115Table6．7Thecharacteristicofinfluentandefnuent⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一117Table6．8Designparametersoftwotreatmentprocess⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一⋯⋯⋯⋯一117Table6．9Economicanalysisoftwotreatmentprocessesfordecentralizeddomesticsewage⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．1】7XI 独创性声明本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。据我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含为获得逝姿本堂或其他教育机构的学位或证书而使用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示谢意。学位论文作者虢二粹柳期：湖年衫月垆日学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解逝’江苤茔有关保留、使用学位论文的规定，有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅。本人授权逝姿盘堂可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。(保密的学位论文在解密后适用本授权书)学位论文作者签名：乡参垒手卓签字曰期：澎年扩歹月，／日导师签名：7p渤珂、学位论文作者毕业后去向：浙江工商大学工作单位：浙江工商大学电话：0571．28877777通讯地址：浙江省杭州市下沙高教园区学正街18号邮编：310018 浙江大学博上学位论文第l章引言引言随着入口的不断增加以及工业化进程的发展，水污染逐渐成为一个全球性的环境问题，这一现象在发展中国家尤为严重(Leitaoela1．，2006；Uemuraeta1．，2000)。通过近二十年卓有成效的工业点源污染控制后，我国主要的污染源已经从城市蔓延到农村(国家环保总局，2000)，从点源转移到面源。近年来越来越多的研究者开始关注农村面源污染，它已经成为制约我国当前社会、经济和生态环境可持续发展的重要因素之一。浙江省年平均水资源总量为955．41亿立方米，入均占有量为2070立方米，不及全国的平均水平，海岛和沿海地区水资源更少(黄海凤等，2004)。改革开放以来，浙江省农村地区逐渐富裕起来，自来水管道已进村入户，城镇化进程日益加快，在人民生活水平显著提高的同时，农村地区用水量也随之加大，使得生活污水的排放量骤增。大量未经处理的生活污水直接排入农村的小河道，最终进入江河湖海等受纳水体，从而造成了日益严重的农村水环境污染。目前我国城市污水处理厂大都采用传统的活性污泥法二级处理工艺，其运行费用昂贵，而且集中式污水处理厂建设除了基建投资以及日常运行费用外，还需要配套大量的管网收集系统，这部分费用比污水处理厂本身建设费用约高一个数量级(Lenseta1．，2004)。因此集中式城市污水处理技术对于城市周边地区以及污水管网无法到达的农村地区并不适用。探寻一种具有3L的技术(LowInvestment，LowOperation，LowDemand)，即低投资、低运行费用、低操作要求，并且具有良好污染物去除能力的分散式污水处理工艺是实现有效控制面源污染的必然要求，也是遏制水环境富营养化趋势的关键所在。本研究受浙江省重大科技项目“村镇农业面源污染综合控制技术的研究与示范”的资助，针对浙江省农村地区的实际情况，结合分散式污水处理技术的要求进行开发和研究。本论文的创新之处在于在ABR厌氧处理工艺的基础上开发了适合用于处理分散式低浓度农村生活污水的CABR反应器，并进一步研究了其去污及三大类群 浙江人学博卜学位论文第1章引言厌氧微生物的演替变化机理；针对纯厌氧工艺脱氮性能差以及传统脱氮工艺复杂的现状，研究开发了一种无回流脱氮反应器，适用于分散式生活污水的达标处理，是一种有效方便和经济实用的污水处理工艺。 浙江大学博士学位论文第1章文献综述1．1生活污水污染现状及水质水量特点1．1．1生活污水污染现状及来源近年来我国的废水排放量呈逐年上升趋势，生活污水无论从废水排放量、COD排放量还是氨氮排放量均高于工业废水，其中氨氮排放量更是工业废水排放量的2倍多(表1．1)。根据我国2006年环境状况公告，在国家环境监测网监测的745个地表水监测断面中，I～III类，Ⅳ、V类和劣V类水质的断面比例分别为40％、32％和28％。表1．1全国近年废水及主要污染物排放量(国家环保总局，2007)lable1．JInterannualcomparisonotdischarge01wastewaterandrealilpollutions111乙nlna席晦废水排放量(亿吨)COD排放量(万吨)氨氮排放量(万吨)。一合计工业生活合计Ji业生活合计工业生活2002439。5207。2232．3l366．9584．0782．9128，842．186．72003460．0212．4247．61333．65l1．9821．7129．740．489．32004482．4221．1261．31339．2509．7829．5133．O42．290。82005524．5243．1281．41414．2554．8859．4149．852．597．3200653702395297．514282／141．342．】99．2根据浙江省2006年环境公报，省内运河、平原河网和城市内河污染仍很严重，湖泊存在不同程度的富营养化现象。根据八大水系、内陆河流和湖泊的171个省控断面水质监测结果统计，有21％的监测断面水质为V类和劣V类。2006年全省废水排放总量为33．07亿吨，生活污水排放量不到废水排放总量的40％，然而其COD排放量却占了废水COD排放总量的52％。因此，浙江省生活污水对水环境的污染已经超过了工业废水，急需进行重点治理。20世纪90年代以前，人们一直认为工业点源是造成水污染的主要原因，没有认识到面源污染的严重性，因此对环境水污染的治理主要集中在工业点源控制及城市污水处理厂的建设上。但是，在点源污染治理取得显著成效后，水体环境并未得到很好的改善，这是因为除了点源污染外，还有很大～部分水体受到面源污染(何萍等，1999)。 浙江大学博十学位论文第1章文献综述表1．2浙江省近年废水及主要污染物排放量(浙江省环境保护局，2007)Table1-2InterannualcomparisonofdischargeofwastewaterandmainpollutionsinZhejiangProvince中国国家环保总局对太湖、巢湖、滇池以及三峡库区等流域的调查发现，工业废水对总氮、总磷的贡献率仅占10％～16％，而生活污水和农田的氮、磷流失则是水体富营养化的主因(李宝贵等，2001)。其中农村面源和农业面源占我国太湖主要污染物氨氮排放总量的77％，占总磷排放总量的66％(国家环境保护总局，2000)。据估计，约有50％的面源污染来自农村生活污水的排放(柴世伟等，2006)。1．1．2生活污水来源及排放规律生活污水是指在日常生活活动中产生的废水，主要是生活废料和人的排泄物，其中包括厨房洗涤、淋浴、洗衣等的废水以及冲洗厕所等的污水。一般来说生活污水属于易降解废水，其B／C比在O．5左右；但是当粪便废水占了大部分时，其可生化性会有所下降，B／C比甚至会低至0．26(王守中等，2002)。生活污水的水质、水量与当地的生活习惯有很大关系，不同地区、不同季节的生活污水都会不同。一般来说市政污水处理厂进水口的水质、水量监控数据是唯一能够大致反应生活污水随时间变化的依据，但往往进入市政污水处理厂的污水中也会混入一部分工业废水，因此污水处理厂的数据并不能完全反应生活污水的实际情况。在实际工程中，生活污水的产生量一般是根据用水量乘以产生系数进行大致估计，这个产生系数大约为60～90％(Butlerela1．，1995)。目前环境工程师是根据生活污水的日平均流量，再乘以变化系数来确定最大流量、最小流量以及每同流量的变化情况，这种方法较为粗浅。据Butler等人(1995)分别对英格兰东南部的25户居民以及马尔他的51户居民进行了为期7天的调查，一天24小时的水量变化情况如图1．1。2 浙江大学博上学位论文第1章文献综述从图1．1中可以看出，生活污水的排放量在上午8,--9点左右达到一天中的最高峰，在晚上19-20点左右达到次高峰，在凌晨2～5点几乎没有排放。这表明生活污水的排放与其产生者——人的作息规律相关。lime(h)图1．1生活污水日水量排放变化规律Fig．1-1Percapitadomesticwastewaterdischarge生活污水主要由冲厕废水、厨房洗涤、洗浴以及洗衣废水等几部分组成。其中冲厕废水是最主要的废水产生源，特别是到晚上以后，生活污水基本上以冲厕废水为主。调查数据表明，晚上冲厕废水的排放量占废水总排放量的60～90％，白天其排放量约占废水总排放量的20-40％。平均冲厕废水的排放量要占到总排放量的40％左右(Butleretal．，1995)。不同来源的生活污水水质情况详见表1．3。当厨房洗涤废水、洗衣废水以及冲厕废水出现最大排放量时，总排放废水的污染物浓度就会出现最高值：正磷酸盐浓度最高的是洗衣废水(30mg／L)，其次为厨房洗涤废水以及冲厕废水(14&10mg／L)，洗浴废水中的磷酸盐几乎可以忽略不计；对污水中氨氮贡献率最大的是冲厕废水(65mg／L)，由于夜间冲厕废水的排放量占了总排放量的大部分，因此总出水中的氨氮浓度出现最高值，约为40～50mg／L；而在白天时，由于其它废水的稀释作用，总出水中的氨氮浓度只有5—25mg／L。类似的，泰国也有研究人员调查了当地生活污水污染物在一天中的变化情况【u—Eo≤D仍∞工oo圣18巳m舌∞la 浙江人学博上学位论文第1章文献综述(Panswadeta1．，1997)，结果表明污染物在一天中的高峰主要出现在8：00，12：00以及24：00，并且发现有机物浓度(COD及BOD)、TKN和SS的变化曲线非常相似。这与Butler等(1995)的调查结果有些差异，可能是由于不同地区人们的生活习惯不同所致，同时也存在因取样误差造成的结果差异的可能性。由于不同地区，不同季节排放的生活污水浓度会有较大的差异，因此根据排放浓度的高低一般将生活污水分为4种浓度(表1．4)。但针对具体某一生活污水，也可能会存在不同污染物分属不同浓度的情况。表1．3不同来源的生活污水污染物浓度情况牛-NNTt涞N⋯⋯翮矿⋯⋯鬣⋯⋯⋯氨r一表1．4典型生活污水中有机物及营养物的含量(Lenseta1．，2004)Table1．4Concentrationsoforganicmattersandnutrientsoftypicalsewage分析项目单位⋯。高浓度⋯⋯，．二般一醛荐器度⋯⋯。更谳度⋯。向i仪，殳暇I瓯小，夏墨l瓯小腹BOD；mg／L350250150100CoDr，me_,／L740530320210碳水化合物mgC／1402515lO蚩白质mgC／12518117脂肪酸mgC／165452518洗涤剂、阴离子mgLAS／I151064总氮mgN／180503020氨氮8mgN／l50301812有机氮mgN／13020128总磷mgP／I23(14)o16(10)10(6)6(4)注：aNH3+．NH4+：b于无磷洗涤剂而言。1．1．3生活污水处理现状及发展趋势现代化工业国家大部分都是建立集中式管网收集系统和大型污水处理厂集中处理生活污水。污水的集中处理有许多优点：首先，能对污水处理厂进行可靠且有效的管理和控制，确保污水达标排放；其次，在对同一地区起同样作用时，大型污水处理厂本身的投资与运行费用要低于众多小型污水处理厂的费用总和(Bogteeta1．，l993)。不过集中式污水处理厂建设除了本身基建投资以及日常运行4 浙江人学博‘I：学位论文第1章文献综述费用外，还需要配套大量的管网收集系统，这部分投资约比污水处理厂本身的建设费用高一个数量级(Lenseta1．，2004)，考虑到这部分费用，集中式污水处理厂的投资成本优势不再明显。根据建设部普查结果，截止2006年年底，全国656个城市共有城市污水处理厂814座，日处理污水能力为6310万立方米，城市污水年处理总量201亿立方米。与1998年相比，短短8年时间，全国城市污水处理量增长了1．9倍，污水处理率也由1998年的30％增至2006年的57％，增长幅度达193％，几乎翻了一番。“十一五”期间，国家计划新增城市污水日处理能力4500万吨，形成COD削减能力300万吨／天(国务院办公厅，2007)。在城市生活污水得到充分处理的同时，我国广大的农村地区生活污水成了目前重点治理的对象。我国农村分布广、数量多，相比于城市，其污水日均排放量少，缺乏完善的污水收集系统。此外，由于经济实力相对较弱，农村地区无法配备污水处理、运行管理的专业技术人员，因此，大中城市普遍采用的生活污水集中处理工艺并不适合分散居住或经济技术相对落后的村镇。如果盲目采用大中城市污水处理工艺，势必会出现“建得起，用不起”的“晒太阳”工程。因此对于居住较为分散的中小城镇、广大农村及偏远地区，由于受到地理条件和经济因素的制约，不宣对生活污水进行集中处理，应因地制宜地选择和发展生活污水分散式和就地式处理模式。分散式污水处理可以克服集中式污水处理的许多不足之处，具有以下优点(陈浩，2007)：不依赖于复杂的基础设施，受外界影响小；系统自主建设，运行和维护管理比较方便，不易受到不可预知的人为破坏；可应用于各种场合和规模；处理后污水易于进行回用。正是基于分散式污水处理系统的这些优点，即便是经济发达的美国，也约有20％的生活污水选择以分散式处理为主(Scanduraeta1．，1997)。分散式处理技术已经成为国内外生活污水处理的一种新理念(贺墨梅等，2006)。 浙江大学博士学位论文第l章文献综述1．2分散式生活污水主要处理技术及机理研究进展1．2．1分散式处理系统需要解决的几个问题不过分散式污水处理系统也存在～定的不足，首先，就处理对象而言，小规模的生活污水流量和有机负荷波动变化较大，集中式污水处理系统最大流量与平均流量之比一般为1．5～2．0左右，而对于小规模生活污水而言，该比值可能高达5．0(Boiler,1997)，这对分散式污水处理系统的抗冲击能力是一个很大的考验：其次，由于村镇缺乏大量的专门技术人员进行日常维护和管理。因此分散式污水处理系统经常出现出水不达标或者停运现象。据统计，在美国至少有】0％的分散处理系统已失去其应有的功能，其中某些社区该比率甚至高达70％(Ming等，2004)，因此维护简单或无需维护是分散式污水处理系统的又一要求；再次，分散式污水处理系统的基建投资以及同常运行费用较高，因此如何降低基建投资和减少日常运行费用是开发分散式污水处理系统需要着重考虑的问题。1．2．2分散式生活污水的主要处理技术目前应用于分散式农村生活污水处理工艺主要有人工湿地(Chaneta1．，2008；Lesageeta1．，2007；SteerelaL，2006)、稳定塘(DaluandNdamba，2003；Kayomboela1．，2003；Zimmoela1．，2003；Zimmoela1．，2004)、厌氧生物处理(Chemicharoela1．，1999；Elmitwallieta1．，2003)以及它们的组合工艺(E1一Shafaieta1．，2007)。l。2．2．1人工湿地人工湿地是近20年发展起来的一种废水处理技术，它主要由人工基质填料和水生植物组成。其主要去污原理是利用基质—微生物一植物复合生态系统的物理、化学和生物的三重协调作用，通过过滤、吸附、沉淀、离子交换、植物吸收和微生物分解来实现对废水的高效净化(范旭红，2005)。(1)分类按照工程设计和水体流态的差异，人工湿地污水处理系统可以分为表面流湿地、水平流湿地和垂直流湿地三种主要类型，各类型在运行和控制等方面的诸多特征存在着一定的差异。其中，表面流湿地不需要砂砾等物质做填料，造价较低，6 浙江大学博上学位论文第1章文献综述但水力负荷也较低。水平潜流湿地的保湿性较好，对BOD、COD等有机物和重会属等去除效果好，受季节影响小，但控制较为复杂，脱氮除磷效果相对较差。垂直流湿地综合了前两者的特点，但其建造要求较高，至今尚未广泛使用(于少鹏等，2004)。(2)人工湿地除污机理有机物的去除机理人工湿地对有机污染物具有较强的去除能力。不溶性有机物通过在湿地基质中的沉积、过滤作用可以很快地被截留，进而被基质中的微生物分解或利用；可溶性有机物则通过植物根系的吸收和吸附，以及植物根际周围和土壤基质中微生物的分解代谢作用最终被降解去除(Comineta1．，1997)。氮的去除机理人工湿地中氮的去除转化包括很多过程，一部分氮被植物吸收通过收割得以去除，也有一部分氮是通过物理化学途径而被去除，但大部分的氮是在微生物作用下通过硝化、反硝化作用而脱除(于荣丽等，2006)。磷的去除机理人工湿地对磷的去除主要有以下四个途径：污水中一部分磷被植物吸收通过收割得以去除；一部分磷被基质通过吸附或离子交换作用截留去除；一部分磷作为微生物正常代谢所需要物质被磷细菌转化成溶解性无机磷、用于植物吸收；还有一部分磷被聚磷菌过量聚磷作用去除(项学敏等，2006)。(3)优势与缺点人工湿地的优势主要有：1)投资少，建设、运营成本低廉。其建设成本和运行成本约为传统污水处理厂的1／10～1／2左右(DrizoetaL，1999)；2)污水处理系统组合的多样性。根据污水中的污染物的种类、特征可以灵活选取不同的基质和植物的组合以达到最佳的效果(刘超翔等，2002；张甲耀等，1999)；3)污染物去除效率高。～般BOD5的去除率在85～95％之间，COD去除率可达80％以上，对N的去除率可达60％，对P的去除率可达90％以上(沈耀良等，1996；吴晓磊，1995)；4)独特的绿化环境功能。人工湿地同自然湿地一样，由于栽种有大量的水生植物，所以对环境起到了绿化的作用(范旭红，2005)。人工湿地的主要缺点有：1)受气候条件限制较大(项学敏等，2006)；2)占地面积相对较大，一般为传统污水处理厂的2～3倍左右(于荣丽等，2006)；3)容 浙江人学博上学位论文第l章文献综述易产生淤积饱和现象(孙桂琴等2006)；4)人工湿地逸出的NH3、H2S以及各种挥发性有机物会造成一定的异昧(曹杰，2007)。1．2．2．2稳定塘稳定塘是一类利用天然净化能力的生物处理构筑物的总称。废水在塘内经较长时间的停留、贮存，通过微生物的代谢活动，以及相伴随的物理的，化学的和物理化学的过程使废水中的有机污染物、营养元素以及其它污染物进行多级转换、降解和去除，从而实现废水的无害化、资源化和再利用的目的(何少林，2006)。(1)分类稳定塘根据其需氧(溶解氧浓度)状况和细菌同化废水中有机物所需的氧源进行分类，可分为好氧塘、兼氧塘、曝气塘和厌氧塘四大类。好氧塘指的是那些深度在1．0m以下的浅层塘，通过光合作用维系整个水体的好氧条件：兼氧塘的深度在1．0—2．0m，其底部是厌氧区，中间是兼性区，上层因光合作用和表面复氧作用为好氧区；曝气塘是利用表层曝气或机械扩散曝气进行充氧的废水塘；厌氧塘是承受高有机负荷的深塘，整个塘都处于厌氧环境(张青，2005)。(2)稳定塘除污机理(Lenseta1．，2004)有机物的去除机理不溶性有机物在塘系统中主要靠沉淀去除，溶解性有机物主要依靠细菌的氧化作用降解，在兼性塘和厌氧塘中发生厌氧生物转化。塘系统中有机物的去除主要取决于停留时间和塘内水温。氮的去除机理在塘系统中氮的去除是一个综合作用的结果，涉及的机理包括氨的挥发(取决于pH值)、藻类吸收、硝化／反硝化、污泥沉积以及池底的吸附世{手。磷去除机理如果不投加化学药剂来强化沉淀，塘系统对磷的去除效果几乎为零。投加诸如氯化铁或氯化铝的化学药剂，可以有效地将磷控制在0．1mg／L以下。(3)优势与缺点稳定塘的优势主要有：1)．能够充分利用地形，工程简单，基建投资省；2) 浙江人学博士学位论文第1章文献综述能够实现污水资源化，使污水处理与利用相结合；3)污水处理能耗少，维护方便，成本低廉(白晓慧，1998)。稳定塘的主要缺点有：1)占地面积大；2)污水净化效果受季节、气温、光照等自然条件的影响；3)如果防渗处理不当，则地下水可能遭到污染；4)可能散发臭气并易于滋生蚊蝇(黄学平等，2004)。1．2．3厌氧生物处理工艺自1881年法国的LouisMouras发明了“自动净化器”用于处理污水污泥开始，厌氧生物处理技术已经有了百余年的历史(管锡瑶等，2004)。从第一代厌氧生物反应器(以消化池为代表(McCarty,1981))到第二代厌氧生物反应器(以UASB为代表(Lettinga，1980))实现了水力停留时间和污泥停留时间的分离，提高了反应器内污泥的浓度。继而到20世纪90年代，国际上相继开发出了以厌氧膨胀颗粒污泥床(EGSB)(Lettinga，1981)、内循环式厌氧生物反应器(IC)(Lettingaeta1．，1997)、厌氧折流板反应器(ABR)(Bachmanneta1．，1985)等为典型代表的第三代厌氧生物反应器，标志着厌氧生物反应器的研究又进入了一个新的时代(陈坚等，20011。1．2．3．1厌氧生物处理基本理论(1)厌氧降解三阶段理论将复杂有机物转化为C02和CH4需要经历一个复杂的过程(图1．2)，这个过程至少包括三大类群微生物相互协作。1)水解发酵细菌：反应1为水解作用，将聚合碳水化合物、蛋白质、油脂等复杂有机物转化为氨基酸、糖、脂肪酸以及乙醇等简单有机物；反应2为发酵作用，将氨基酸和糖类物质转化为短链脂肪酸。2)产氢产乙酸细菌：反应3为厌氧p一氧化途径，将长链脂肪酸转化为乙酸：反应4是指同型产乙酸细菌将H2和C02转化为乙酸。3)产甲烷细菌：反应5是利用乙酸生成甲烷；反应6是利用H2和C02，通过还原反应生成甲烷。(2)有机物发酵理论复杂碳水化合物在细菌作用下的发酵途径如图1．3所示。从图中可见，复杂9 浙江火学博l：学位论文第l章文献综述碳水化合物首先经水解后生成葡萄糖，在厌氧条件下，通过糖酵解(又称EMP)途径生成丙酮酸，丙酮酸再经发酵后转化为乙酸、丙酸、乙醇或乳酸等。从表1．5所示的生化反应热力学观点来看，由葡萄糖转为乙酸、丙酸、丁酸、乙醇或乳酸的反应均可自发进行，但由于微生物种群及环境条件的差异导致代谢途径不同，各产物的转化率也不尽相同。各种发酵途径在一定条件下，由于氧化还原过程的中间代谢产物NADH+H+的平衡存在偏差(表1．6)，因此发酵过程常常处于远离平衡状态。微生物欲通过代谢调节使氧化还原过程处于或接近平衡状态，常常通过提高丙酸的转化率或改变代谢途径来实现。(3)关于丙酸盐积累的理论探讨国内外研究结果表明，丙酸的产生和积累与否对厌氧生物处理系统能否正常运行起着十分重要的作用。丙酸积累引起厌氧产甲烷反应器中pH降低并影响产甲烷细菌活性，进而导致运行失败。一般认为，丙酸的产生一般是在厌氧生物反应器启动阶段、有冲击负荷或超负荷运行时出现(Coheneta1．，1980)。很多专家对丙酸积累的原因和机理作了研究，但迄今为止尚无较科学和系统的结果和阐述。很多学者认为，丙酸积累是由于氢分压较高所致(Harpereta1．，1986；Kasparela1．，1978；Moseyeta1．，1989)，但是也有专家认为氢分压几乎不影响丙酸的产生(Denaceta1．，1988；Inaneeta1．，1996)。当丙酸产生而生态系统缺乏足够利用丙酸(产氢产乙酸转化)的能力，并且氢分压高于10。4arm时，常会发生丙酸积累。所以，传统观点认为丙酸积累是氢分压较高所致，很多试验(包括生产性试验)均发现了这一现象(McCartyetaL，1996)。但也有学者认为氢分压不会造成丙酸盐积累，主要依据有丙酸发酵微生物(如丙酸菌属)在发酵中并不产生氢气(任南琪等，2005)；人为向产酸反应器投加氢气提高其氢分压并未增加丙酸的代谢产量(Denaceta1．，1988)；发生丙酸型发酵时，氢气产量[0．2～0．7rnmol／(Lfh)]和氢分压(3．5～13．2kPa)都很低(RenP，口正．1997)。lO 浙江人学博十学位论文第1章文献综述复杂有机物图1．2厌氧消化三阶段理论示意图Fig．1-2Threestageprocessofanaerobicdigestion匦圃⋯一辅C,Hj畦20‘图1-3产氢发酵细菌的碳水化合物发酵途径(秦智等，2004)Fig．卜3Descriptionofmetabolismofcarbohydratesbyhydrogenproducingfermentativebacteria表1．5细菌葡萄糖发酵的标准吉布斯自由能变化(任南琪等，2005)Table1．5StandardGibbsfreeenergyinglucosefermentations反应(pH=7，T=298．15K)△G一(kJ／m01)C6H1206+4H20+2NAD+———◆2CH3COO-+2HC01。+2NADH+2H，+6H+．215．67C6H1206+2NADH———◆2CH3CH2COO‘+2H，O+2NAD+．357．87C6H1206+2H20———◆2CH3CH2CH2COO．+2HC03"+2H2+3H+．261．46C6H1206+2H20+2NADH———◆2CHsCH20H+2HC03"+2NAD+2H2．234．83C6H1206———◆2CHlCHOHCOO‘+2H+．217．7 浙江大学博士学位论文第1章文献综述表1-6葡萄糖发酵生成各种产物过程中产ATP、H2及氧化NADH能力(任南琪等，2005)Table1—6VariationsofAT只H，andNADHinglucosefermentations产生1mol产物所产生的H2量／molATP净产率／mol氧化NADH量／tool乙酸l2．1乙酸(产丙酸细菌)02．2丙酸02l丁酸230乙醇(细菌性)1乳酸0l0事实上，丙酸的产生与丙酸的积累是两个概念，但两者又存在相互联系。丙酸的产生是丙酸积累的必要条件，而非充分条件。通过比较乙醇、丙酸和丁酸的产生以及分解可知，丙酸盐合成要比乙醇和丁酸更容易(表1．5)，因此丙酸合成这一步并不是一个限速步骤，通过对发酵条件的控制，如赵丹等(2003)提出的ORP与pH的组合因子调控法等即可实现。然而，丙酸盐转化为甲烷的吉布斯自由能确实比乙醇和丁酸高，而且从图1．4中可以看出，丙酸盐降解所产生的氢分压大约占总氢分压的一半左右，因此氢分压对于丙酸盐的降解的确是一个限速因子。在大多数情况下，氢分压一旦超过丙酸盐降解所要满足的上限，丙酸盐就会累积。综上所述，氢分压对于丙酸盐的产生没有任何影响，但是对于丙酸盐的降解却有很重要的影响，因此氢分压与丙酸盐的积累有着非常密切的关系。图1．4厌氧转化过程中电子流分布示意图Fig．1-4Distributionofelectronflowinanaerobicdigestionprocess1．2．3．2人们对废水厌氧处理技术的认识误区(1)反应速度慢，停留时间长习惯上人们常用好氧技术来处理低浓度易降解的有机废水，而用厌氧技术来 浙江大学博士学位论文第l章文献综述消化好氧处理过程中所产生的高浓度剩余污泥。因此从表观上看，人们只看到厌氧处理水力停留时间(HI玎)长、反应速度慢，而忽略了两种工艺技术处理对象的浓度及生物降解难易程度的差别。事实上厌氧处理的容积负荷为5-10kg／(m3·d)，而好氧处理的容积负荷仅为0．5-1kg／(m3·d)，一般两者相差lO倍之多(Gossetteta1．，1982)。由此可见，“慢”在于处理对象而不是在于处理工艺的类型。厌氧处理较“慢”的认识误区往往是因为只关注停留时间忽视处理对象，其实两种处理工艺所需实际时间相差不多(斯皮思等，2001)。(2)氧气会对运行效能产生致命影响一般认为好氧过程的ORP(氧化．还原电位)需大于50mv，最适在300-500mv，而厌氧过程的ORP小于．100mv，兼氧过程ORP在．100mv-50mv之间(田猛等，2003)，因此氧气被认为是对厌氧微生物有致命影响的毒物。但是Kato等人(1997)研究表明，在实际运行中，DO并不是对厌氧生物反应器运行效率产生致命影响的因素，氧只能穿透活性厌氧生物膜100～3009m(deBeer,1990)，这对厌氧处理低浓度有机废水具有重要的现实意义。有研究报道。对RPA反应器(组合型推流式厌氧生物反应器)是否暴露在空气中作了对比试验，结果表明暴露的装置比对照装置对COD的去除更优(胡启春，1998)。(3)不适合处理低浓度废水低浓度进水意味着反应器中的污泥处于低基质状态，结果导致低微生物活性。不过低浓度废水造成的基质传质瓶颈的问题可以通过提高生物持留量和加强泥水混合效果来解决或缓解(KatoetaL，1997)。LeRinga等(1983)应用UASB处理生活污水的研究中发现，温度在8～20℃，HRT为12h，平均进水COD为500mg／L下，COD去除率为66．5％：Kato等人(1997)在温度30℃时用EGSB处理进水COD为100-200mg／L的污水，容积负荷达到129COD／ms．d，去除率为80％。以上研究证明厌氧生物反应器完全可以用来处理低浓度废水。(4)不适合在低温下运行由于低温下水解速率的急速下降，截留颗粒物的降解受到很大影响，因此，～般来说低温导致了厌氧技术处理效率低，如在25℃时15d的HRT对于水解酸化和 浙江火学博士学位论文第l章文献综述产甲烷过程来说已经足够(MironetaL，2000)，而在15℃时却需要75d(ZeemanetaL，1999)。但这并不意味着厌氧技术不能应用于低温下处理污水，如果开发有效的反应器，加上一定的预处理是完全可以在低温下达到很好的去除效果(KalogoetaL，2000；MironetaL，2000；Zeemanela1．，1999)。周琪等(1995)在对UASB处理低浓度有机废水的试验中求得活化能E=3．07×104J／mol，这表示温度对反应器的处理效果影响不大，从理论上证明了在较低温度下反应器仍有较好的处理效果。1．2．3．3用于生活污水处理的主要厌氧生物处理技术目前有研究报道用于处理低浓度生活污水的厌氧生物处理技术主要有：厌氧滤池(AF)，上流式厌氧污泥床(UASB)，厌氧颗粒污泥膨胀床(EGSB)，厌氧折流板反应器(ABR)等。(1)厌氧滤池(AF)Young幂gMcCarty等人通过总结前人的工作经验后开发的厌氧滤池是一种内部填充有微生物载体的厌氧生物反应器。厌氧微生物部分附着生长在填料上，形成厌氧生物膜，另一部分在填料空隙间处于悬浮状态。它的优点在于：反应器内可持留大量的菌体，使SRT超过lOOd；各种微生物自然分层固定于滤器的不同部位，使它们的微环境得到自然优化：承载水力负荷的能力较强，比较适用于处理低浓度废水；装置结构简单，易于建造；工艺运行稳定，易于操作。但最大的缺点在于容易堵塞。Kuniyasu等人(1993)用小型的浸没式厌氧滤池加好氧滤池处理系统进行单户生活污水的处理，处理后的出水可以作为中水进行回用。Elmitwalli等人(2002a)采用两相复合厌氧滤池系统在低温下处理生活污水，TCOD去除率可高达71％。(2)上流式厌氧污泥床(UASB)上流式厌氧污泥床工艺是由Leainga等人在20世纪70年代开发的。他们是在研究用上流式厌氧滤池处理马铃薯加工和甲醇废水时取消了池内的填料，并在上部设置了三相分离器，从而诞生了UASB工艺。UASB作为二代厌氧生物反应器的标志，是目前最为成功的厌氧生物处理工艺之一。其优点在于：有机负荷高：14 浙江大学博士学位论文第l章文献综述三相分离器的设置替代了沉淀池功能；无需填料和载体，提高了容积利用率，避免堵塞现象。UASB工艺刚开始的时候仅用于处理高浓度有机废水，后来逐渐将其用于处理低浓度生活污水，并取得了很好的效果(Lettingaeta1．，1983)。目前UASB已经在印度、墨西哥、巴西、哥伦比亚等热带亚热带地区大力推广，不过在实际应用过程中还存在出水不稳定等现象(Bhuniaeta1．，2008)。(3)厌氧颗粒污泥膨胀床(EGSB)通过调整UASB的高径比，同时采用出水回流，有效地改善了污泥和污水的混合，减少反应器的死区和短流区，1976年LeUinga等人发明了厌氧颗粒污泥膨胀床(EGSB)。EGSB与UASB最大的不同在于上升流速是UASB的几倍到十几倍，起到了很好的泥水混合效果。它的优点在于：增加回流提高反应器的水力负荷，提高泥水混合，保证处理效果；对高浓度和有毒废水也能起到稀释作用；大的高径比有效减少了占地面积：尤其适合处理低温低浓度废水。很多研究报道采用EGSB技术处理生活污水，出水水质良好(Katoeta1．，1997；Seghezzoeta1．，1998)。但EGSB的稳定性和可靠性是目前研究的重点，另外应用于实际生活污水处理中最大的一个问题是能耗高(杜战鹏等，2006)。(4)厌氧折流板反应器(ABR)美国的McCarty教授于1981年提出的一种新型高效厌氧生物反应器即厌氧折流板反应器(Bachmanneta1．，1985)，通过内置的竖向折流板，将反应器分割成几个串联的反应室，每个反应室都是一个相对独立的UASB系统，该反应器完美的符合了LeRinga教授提出的——分阶段多相厌氧工艺(SMPA)。ABR与目前广泛应用的UASB反应器相比，不需要复杂的三相分离器和较昂贵的布水系统，具有工艺技术简单、建设投资费用低、固液分离效果好、运行管理方便、对有毒物质适应性强等优点，是一种极具开发应用前景的废水生物处理技术(Barbereta1．，1999)。目前已经有很多学者将ABR反应器用于处理低浓度生活污水(Langenhoffeta1．，2000；Langenhoffeta／．，2000；Manariotiseta1．，2002；Nachaiyasitet以，1997)，在 浙江人学博fj学位论义第l章文献综述实验室规模取得了良好的运行效果。然而，ABR反应器的设计优点除了分格式结构及推流式流态产生相分离的优点之夕b(Barbereta1．，1999)，还需要通过上升流速和产气达到良好的泥水混合效果来实现。由于低浓度生活污水的产气量不高，如通过提高上升流速实现良好的泥水混合效果时又可能会造成污泥流失，因此泥水混合成了其高效处理低浓度生活污水的瓶颈。目前很少有报道在实际工程应用中直接采用ABR反应器来处理低浓度生活污水。1．2．3．4厌氧生物处理技术的优缺点直到上世纪八十年代，几乎所有的污水处理厂都采用好氧工艺来去除污水中的有机污染物。但由于对曝气过程中逸散气体的控制逐渐严格、土地资源的日益紧张、填埋剩余污泥变得越发困难以及好氧工艺中经常存在着如因污泥长期膨胀而使二沉池及污泥浓缩池无法正常运行等问题，使人们开始关注生活污水或市政污水的其它处理工艺研究。其中厌氧处理工艺以其独特的优点(表1．7)，受到越来越多研究者的青睐。表1．7厌氧处理技术优缺点比较(斯皮思著，2001)Table1—7Advantagesanddisadvantagesofanaerobicwastewatertreatmentl、J：艺稳定：2、污泥处置费用少；3、补充氮、磷营养元素的费用少；4、设施占m。：地面积小：5、贮存能量并具有生态和经济上的优点；8、运行简单，无尾气污染：7、¨^”处理含有表面活性剂的废水无泡沫问题：8、可以降解好氧过程中不可生物降解的物质、减少氯化有机物的毒性：9、可以处理季节性排放的废水。l、为增加反应器内生物量启动时间长：2、低浓度或碳水化合物废水碱度不足：3、某些情况下出水水质不能满足排放剑地表水体的要求；4、含有S042_废水会产生硫缺点化物和气味；5、无稍化作用；6、氯化的脂肪族化合物对甲烷菌的毒性比对好氧异养菌人；7、低温下动力学速率低；8、生物活性最大时要求NH4+浓度高，约40～70mg／L。，．^。l、厌氧_1：艺的有机负荷是好氧工艺的5～10倍：：：2、厌氧T艺中合成生物量仅为好氧上艺的5％"-20％；雾：3、厌氧T艺中营养的需要量仅为好氧丁艺的5％～20％：芸之4、厌氧生物体的活性可保持数月甚至数年而无严重衰退：=1“5、好氧处理每去除1000kgCOD耗电500--一1000kWh而厌氧无曝气能耗：“6、厌氧每去除1000kgCOD产生甲烷的能量为12660000kJ。1．3生活污水脱氮处理技术原理及研究进展在对出水水质要求日益严格的今天，营养元素的去除是污水处理设施所必须16 浙江大学博士学位论文第l章文献综述考虑的问题。在纯厌氧工艺中，N、P等营养元素的去除主要是通过微生物自身合成作用转化为细胞物质或者吸附、挥发等物化作用去除，去除效果很差。对于P而言，尽管生物除磷技术已经研究多年(Broughtonelal．，2008；Lietal．，2008；VaiopoulouetaL，2007；WangetaL，2007)，但是对于类似生活污水的低浓度废水而言，由于基质浓度低且产泥量较少，因此靠排泥方式除磷很难实现。比较常用的手段是采用化学除磷或人工湿地等技术除磷。对于N而言，脱氮技术已经非常成熟，可分为物化法和生物法。不过，由于物化法成本较高，难以推广应用，因此，生物脱氮是污水处理中的主流选择。但是单凭厌氧技术无法去除氨氮，必须结合好氧或兼氧手段以达到脱氮的目的。废水生物脱氮技术是一种消除氮污染较为有效和彻底的方法，也是一种比较经济的处理工艺。1．3．1生物脱氮原理生物脱氮是污水中的含氮有机物(如蛋白质、氨基酸、尿素、脂类、硝基化合物等)在生物处理过程中被异养型微生物氧化分解，转化为氨氮，然后由硝化细菌将其转化为硝态氮，最后再由反硝化细菌将硝态氮还原为氮气，从而达到脱氮的目的。生物脱氮是通过两种微生物活动实现的，一是被微生物吸收结合进入细胞或吸附生成污泥，并随剩余污泥排出：二是利用微生物从有机物中获取能量的呼吸作用，将各种形态的氮转化为气态氮排入大气。活性污泥中的挥发性悬浮固体，氮含量一般在9～12％之间，由此可见通过产生污泥而去除的氮只是很小一部分。通常所说的生物脱氮主要是指以硝化和反硝化作用为理论基础的微生物活爱l。1．3．1．1氨化作用氨化作用是指有机氮化合物在氨化微生物胞外蛋白酶的作用下转化为氨基酸，再进入脱氨过程产生氨。以氨基酸脱氮为例，加水脱氨基反应式为：RCHNH2COOH+日20———专尺COC00Ⅳ+NH3(1—1)加氧脱氨基反应式为： 浙江大学博士学位论文第l章文献综述RCHNH2+D2———专RCOCOOH+C02+人伍L(1-2)氨化作用无论是在好氧还是缺氧、厌氧条件下都可进行。由于氨化反应速率较快，在一般的生物处理设备中都能完成，故在污水脱氮过程中，氨化作用不是处理工艺的限速步骤，研究的重点一般主要是硝化作用和反硝化作用。细菌溶解及图1—5污水生物处理过程中氮的转化Fig．1—5Nitrogentransformationsinbiologicaltreatmentprocesses1．3．1．2硝化作用通常把氨氧化为亚硝酸盐或硝酸盐的生物反应称为生物硝化作用。根据硝化细菌是否需要碳源又分为异养硝化和自养硝化(温东辉等，2003)。然而到目前为止有关异养硝化菌的研究，特别是其在水处理领域中的应用报道很少，且在实验室研究中自养硝化菌的硝化能力要远好于异养硝化菌，因此，目前认为自养硝化菌在水处理脱氮中占主导作用(王一明等，2003)。自养型硝化细菌完成的生物硝化过程主要包括两个步骤(BurrellelaL，1998；Hagopianeta1．，1998；VanLoosdrechtetal．，1998)：第一步是亚硝酸细菌(如Nitrosomonas、Nitrosococcus、Nitrosospira、Nitrosolobus、Nitrosovibrio)将氨氧化为亚硝酸盐(NOz-)，第二步是硝酸细菌(如Nitrobacter、Nitrospina，Nitrococcus、Nitrospira)将亚硝酸盐进 ∥飘’儿州倒只敢盈k州u3，’，义胜风万力U月：第l章文献综述NH；+丢q马婀竭D+2H+(1-3)NO；+三D2马婀(1-4)亚硝酸细菌和硝酸细菌统称为硝化细菌(杨柳燕等2003；郑平等，2004)，几乎存在于所有的生活污水处理过程中。硝化细菌是化能自养型的细菌，具有强烈的好氧性，适宜在中性至微碱性的条件下生长。两类硝化细菌的特征见表1．8。表1-8弧硝酸细菌和硝酸细菌的特征Table1—8CharacteristicsofMtrosomonasandNitrobacter亚硝酸细菌和硝酸细菌具有很强的基质专一性，至今还未发现能把氨直接氧化为硝酸盐的微生物。在一般的硝化系统中，硝化过程进行得很彻底，反应产物为硝酸盐，通常称之为全程硝化。硝化反应(全程硝化)的总反应式为：NH；+202—骂婀+H20+2H+(1．5)同时，通过将NH4+或NH3、N02。的氧化反应与无机碳源如C02、C032‘、HC03‘等还原反应的耦合，亚硝酸细菌与硝酸细菌合成出自身生长繁殖所需的有机物质，其反应过程可以用下式表示：亚硝化：Mf+l·382D2+l·982们Df一塑坠一(1-6)0．982NOf+1．036H20+1．891H2CO3+0．018C5H702N硝化：NO；+0·48802+0·01日2cD3+o·003船D；+0．003NH；一业寸(1-7)N03+0．008H，O+0．003C‘H，O，N19 浙江人学博i：学位论文第l章文献综述按物质守恒定律可以得出，将lg氨氮转化为亚硝酸盐需要消耗3．439氧、7．149碱度(以碳酸钙计)，同时产生0．1469亚硝酸菌；而将亚硝酸转化为硝酸盐则需消耗1．149氧，同时产生0．0199硝酸菌。由此可以看出：1)硝化过程对于废水的pH有较大影响，特别是碱度较小的废水，可能使废水的pH急剧下降，甚至于抑制或终止硝化菌的硝化过程：2)硝化微生物的基质比增长率非常低，相比于好氧异养微生物很容易出现因污泥流失而引发硝化效率下降的现象。1．3．1．3反硝化作用反硝化作用实质上是硝酸盐的生物还原过程。硝酸盐还原有两条途径：一是把硝酸盐还原成氨；另一个是把硝酸盐还原成其它氮化物(主要是氮气)，但由于历史原因人们将第二条途径冠名为反硝化作用。生物反硝化过程主要由异养型细菌完成，参与这一作用的细菌称为反硝化细菌(如Protens、Pseudomonas、Micrococcus，Bacillus等)(郑平等，2004)。它们在缺氧条件下，将硝酸盐(N03。)及亚硝酸盐(N02-)还原为氮气(N2)，若以甲醇作为电子供体，则反应式分别为：NO；+5_6cH，凹鸟圭Ⅳ2+C0+i7印+OH—OZONO；+兰@鲫鸟丢Ⅳ2+CQ+j1日：D+OH一考虑到反硝化细菌的自身生长繁殖所需的有机物质，反应式如下：NO；+1．08CH30H+0．24H2CO3一婴马0．47Ⅳ2+CO2+1．68H20+OH一+O．056C5H7NO2NO；+0．67CH30H+0．53H2CO3一丛丝塑-专0．48^r2+CO2+1．23H20+OH一+0．04C5H7NO2(1-8)(1-9)(1-10)(1-11)作为电子受体，lgN03。-1",I相当于2．86902，而还原IgN03。-N或N02‘-N可以生成3．759碱度。按照这一化学计量关系，如果将硝化产生的硝酸盐用于反硝化，并用污水自身的有机物做电子受体，则可大幅度降低氧的消耗，同时也能弥补硝化过程的碱度损失，减少pH变化幅度。尽管理论上还原lgN03’-N所需的甲醇20 浙江大学博士学位论文第1章文献综述数量为1．99，但以有机物为基质时，反硝化细菌不仅将它用作电子供体进行反硝化反应，而且还将它用作碳源合成细胞物质。因此还原lgN03。-N所需的甲醇数量要比理论值多。通常认为BOD5／TKN>3～5的范围内，反硝化反应的碳源才是充足的(张自杰等，2000)。1．3．2典型脱氮工艺及其存在的问题生物脱氮途径包括硝化和反硝化两个阶段，硝化和反硝化反应分别由硝化菌和反硝化菌作用完成。由于对环境条件的要求不同，这两个过程一般不能同时发生，只能序批式进行，即硝化反应发生在好氧条件下，反硝化反应发生在缺氧或厌氧条件下。由此发展起来的生物脱氮工艺大多将缺氧区和好氧区分开，形成分级硝化反硝化工艺，以便硝化与反硝化能够独立地进行。比较典型的传统硝化反硝化工艺有A／O(1997；Kimeta1．，1997；Pengeta1．，2006)，A伯(Baezaeta1．，2002；Baezaela1．，2004；Dingeta1．，2006)，UCT(Ostgaardeta1．，1997)，AAA(谢雄飞等，2000)等工艺。尽管传统的脱氮工艺目前已被广泛应用于实际工程中，但仍旧存在一些问题：1)硝化菌群增殖速度慢，且难以维持较高的生物浓度，特别是在低温冬季。因此造成系统总水力停留时间(HRT)长、负荷低，增加了基建投资和运行费用：2)硝化过程是在有氧条件下完成的，能耗很高；3)反硝化过程需要一定的有机物，废水中的COD经过曝气有一大部分被去除，因此反硝化时往往要另外加入碳源(例如甲醇)；4)系统为维持较高的生物浓度及获得良好的脱氮效果，必须同时进行污泥回流和硝化液回流，增加了动力消耗及运行费用；5)抗冲击能力弱，高浓度氨氮和亚硝酸盐进水会抑制硝化菌的生长：6)为中和硝化过程产生的碱度需要加碱中和，增加了处理费用(冯叶等，2001)。针对传统脱氮工艺存在的问题，目前研究人员已经开发了多种新型脱氮工艺：SHARON工艺(Hellingaeta1．，1998；Villezeta1．，2005)、SHARON-ANAMMOX工艺(Galieta1．，2007；Verstraeteeta1．，1998)、OLAND工艺(Windeyeta1．，2005)、CANON工艺(Sliekerseta1．，2003；Thirdela1．，2001)等等，这些工艺均是以脱氮效2l 浙江大学博士学位论文第1章文献综述率高、需氧量少、节省硝化所需碱度及反硝化所需外加碳源、占地面积省等优点获得了人们广泛的关注。但是迄今为止，这些脱氮工艺均未能广泛应用于废水脱氮系统中，最主要的原因是这些工艺在具有上述优点的同时，也存在着一些限制因素。如SHARON工艺需要在较高温度下实现短程硝化反硝化，因此仅能应用于本身温度较高的高氨废水的生物脱氮处理。SHARON．ANAMMOX工艺目前研究还不是非常充分，如何控制其中的各种操作参数，还需要从工程、生物等各方面进行多角度的分析和研究。OLAND工艺由于需要维持低氧条件，但同时也容易发生活性污泥解体以及发生丝状菌膨胀等现象而不能广泛应用于实际工程。CANON工艺目前已到了中试研究阶段，但对于如何在实际工程中控制其操作参数还有待于进一步的深入研究(叶建锋，2006)。因此这些新型脱氮技术尽管从理论上和实验室范围内被证明是可行的，但因条件控制较为严格，操作较为复杂，目前为止仅应用于一些特殊水质的废水处理工程中。1．3．3分段进水Ⅳo脱氮工艺由上述可知，传统的脱氮工艺存在着供氧量大、碱度要求高、回流耗能多以及需外加碳源等缺点；而新型脱氮技术尽管具有效率高、供氧量少、节省硝化所需碱度及反硝化所需外加碳源、反应器占地面积省等优点，但由于控制条件以及研究等原因未能广泛应用于分散式生活污水的脱氮处理，因此这些工艺均不适合用于分散式污水处理。针对这些脱氮工艺的特点以及存在的不足，结合生活污水排放特点以及目前污水排放标准中对氨氮和总氮的要求，有必要开发新的脱氮处理工艺，来解决分散式生活污水中氮素污染问题，这将对于解决我国广大农村面源污染问题有着重大的现实意义。1．3．3．1分段进水脱氮工艺技术原理理论上，在各种城市污水处理的A／O工艺中，脱氮效率与混合液回流比成正比关系(王宝贞等，2004)。但是，回流比的增加势必增大能耗，而且混合液回流会给缺氧区带入大量的溶解氧，导致消耗污水中大量的易降解有机物，从而影响脱氮效率。为了解决以上问题，Carrio等人(2001)提出分段进水A／O工艺(step-feed 浙江大学博一扛学位论文第l章文献综述anoxic-oxicactivatedsludgeprocess，SAOASP)，对A／O212艺进行了重大的改进。进水沿反应器按一定比例分别投配至各段缺氧池的首端，污泥回流至第一级厌氧池。分段进水A／O脱氮工艺属于单级活性污泥脱氮系统，由于进水沿反应器投配，而污泥回流至第一级首端，系统的SRT比相同池容的推流系统长，可见分段进水系统在不增加反应器出水MLSS浓度的情况下使污泥泥龄得以增加，而终沉池的水力负荷和固体负荷均没有变化。分段进水A／O脱氮工艺是传统A／O工艺的改进，对污水处理厂的新建和改建都甚为适用，且其BOD、TN去除率均高于传统A／O工艺(JohnetaL，1996)，具有推广应用的潜力。分段进水A／O系统具有以下特点(AyesaetaL，1998；AyesaetaL，1995；Fujii，1996)：(1)为生物脱氮过程提供足够的碳源该工艺采用分段进水至各级缺氧区，为各级反硝化提供足够的碳源，不需提供外加碳源，提高了生化系统的脱氮效率。(2)脱氮效率高邱慎初等(2003)指出，当等比例进水、各池的反应过程达到完全硝化和完全反硝化时，其最高的理论脱氮率的计算公式：177=(1一二×÷)×100％(1-12)玎l+r式中：刁一最高理论脱氮率，％；刀一反应器级数；，一回流污泥比，％；工艺采用分段进水，每一段硝化产生的硝酸盐完全反硝化所需的碳源由下一段进水提供，因此工艺若要达到最高脱氮率应该使上一段硝化产生的硝酸盐在下一段完全反硝化掉，即不产生硝酸盐的积累，且最后一段的进水流量最小。分段进水生物脱氮工艺的脱氮率受进水流量分配比和进水水质的影响。因此工艺达到最高脱氮率时并非各段等比例进水，而是进水流量分配的函数(吴淑云等，2007)，各段完全反应时，出水总氮由最后一段进水产生，且出水总氮仅为硝念氮，因此分段进水生物脱氮工艺的理论最高脱氮率为。23 浙江大学博十学位论文第l章文献综述刁：1一—Q×—S4：(1一羔)×100％(1-13)‘QXS。、1+R’式中：S一为出水总氮浓度，g／m3S加为进水总氮浓度，g／m3：口为最后一段进水占总进水总流量的比值。(3)污泥平均浓度高、泥龄长、池容小和基建投资省在反应器出水MLSS不变的情况下，分段进水A／O工艺比一般前置反硝化工艺的污泥平均浓度要高。当其它条件不变时，反应器容积可减小，因此节省基建投资。例如Lesouef等(2002)通过仿真研究发现，与传统的前置硝化反硝化工艺相比，三段进水工艺能够节省20％的水力停留时间，Daigger等(2000)研究指出，对分段进水生物脱氮系统的污泥回流比等参数进行适当的控制可以伎分段进水系统的平均MLSS较普通的生物脱氮系统增加35％-70％。(4)降低能耗、减少运行费用对于传统A／O工艺，混合液内回流对于完成硝氮反硝化至关重要，回流比越高，脱氮效率越高，为了获得较高的脱氮效率，其内回流系统的设备投资和运行费用显然很高。一般而言，传统的A／O工艺，除了50％-100％污泥回流外，还需200％～300％硝化液回流。而对于分段进水A／O脱氮工艺，好氧区混合液直接进入下一段缺氧区进行反硝化，仅需50％左右的污泥回流，不需要设置混合液内回流，因此能耗大大降低(Lineta1．，2001)。与传统A／O工艺相比，回流系统能耗可降低70％左右(祝贵兵等，2006)。(5)碱度满足要求由于采用分段进水，硝化、反硝化间歇进行，硝化过程中被消耗的碱度在反硝化过程中可以得到一定程度的补偿，这样在整个系统中碱度不会发生很大的变化，pH值基本上能维持在7～8之间，因此在整个脱氮过程中一般不需要再补充碱度(王社平等，2006a)。(6)抗冲击负荷强由于分段进水反应器内混合液流态介于平推流和全混流之间，属于非理想流反应器，在运行方式上为：“整体推流，局部混合”(王涛等，2001)。另外该工艺还24 浙江人学博士学位论文第l章文献综述可以根据进水量、水质特征和环境条件的变化，灵活调整运行方式，因此与传统A／O工艺相比，能较好的承受冲击负荷。1．3．3．2国内外对分段进水几个设计参数的研究进展(1)反应器段数反应器段数对系统运行的稳定性和脱氮效率有着非常重要的作用，反应器段数越多，脱氮效率越高，系统越稳定，但是工艺设计与运行也会随之复杂，综合考虑，工程实际应用中多采用2---4段(邱慎初等，2003)。(2)反应器各段进水流量分配比进水流量分配比是A／O工艺分段进水中一个极为重要也是较难确定的参数，它主要受进水水质和温度的影响。由于各地区城市污水的性质及温度存在较大的差异，而废水的性质，尤其是C／N比对脱氮效率有较大的影响，所以在A／O工艺分段进水设计时，必须仔细考虑这些因素(GorgunetaI．，1996)。Zhu等人(2007)系统地研究了进水流量分配比对分段进水脱氮反应器效能的影响。对于高C／N比的污水而言，原水可为反硝化提供充足的碳源，条件合适的情况下，反硝化会彻底完成，而剩余的有机物会在接下来的好氧区去除，系统的TN去除率取决于其它的环境因素。对于低C／N比的污水而言，必须考虑最大程度地提高系统对原水中可降解有机碳源的利用。因此，在工艺设计时，缺氧区反硝化能力的确定必须考虑C／N比的影响，条件允许的情况下，可适当增大缺氧区的有效容积，延长反硝化时间，以充分利用原水中的可降解碳有机物。理论上，应根据每段的好氧区中剩余硝态氮的量，确定下一段缺氧区投加的碳源，但是，这必然使得分段进水生物脱氮系统的运行变得更加复杂(OuyangetaL，2001)。(3)反应器各段容积比分段进水A／O工艺设计中，一般采用两种方法来确定反应器各段的容积，一种是直接将反应器等分为几段，这一般在对原有污水工艺改造时使用较多；另外一种是根据水力停留时间来确定反应器各段的容积，一般多在新建污水厂时使用这种方法f王社平等，2006a)。 浙江人学博．t学位论文第1章文献综述(4)各段中缺氧区与好氧区的容积比在实际工程中，如果仅仅调整进水流量分配而不调整各段的容积以及每段中缺氧区与好氧区的容积比会带来两个不利影响：1)各段的完全硝化反应得不到保证：2)如要达到较高的总氮去除率，则工艺需在较高的流量分配系数下运行，这就造成某些段的负荷过高，从而导致严重的污泥膨胀(祝贵兵等，2005)。各段好氧区主要对本段缺氧区进水的氨氮进行硝化，产生的硝态氮在下一段的缺氧区进行反硝化，第一段的缺氧区主要对回流污泥中的硝态氮进行反硝化。从这个意义上讲，各段好氧区的设置由进入该段的污水量来决定，且只有当每段好氧区产生的硝态氮量(NOx前段)和后段缺氧区的反硝化能力(NDp后段)相当的情况下，即NOx前段=NDP后段时，出水硝态氮浓度将最低。各段的V缺氧随～好氨I茜主要由进水水质、出水要求及流量分配比来决定(GorgunetaL，1996)。通常情况下，V缺氧区Ⅳ好氧区是进水C／N的函数，即V缺氧区／V好氧区=f(C／N)。合理的V缺氧区Ⅳ好氧区将使各段缺氧区和好氧区的处理能力得到充分发挥。另外V缺钮区～好氧R受进水水质的可生化性影响也很大，对于可生化性较好的废水，悬浮生长系统的反硝化速率可以达到硝化速率的3~4倍，此时V缺氧区Ⅳ好氧区比较小；对于可生化性较差的废水，所采用v缺氧区Ⅳ好氧区比应比较大。(5)污泥回流比分段进水A／O工艺中，由于污泥回流比对脱氮效率的影响比对传统的前置反硝化系统要小，且回流比增大会使反应器中沿程的MLSS的质量浓度梯度降低，所以工艺中不宜采用过大的污泥回流比，一般取50％左右。(6)溶解氧(DO)对系统的影响王伟等(2006)在对四段进水生物脱氮工艺的研究中发现，一定条件下，当各段好氧区的平均DO浓度从2．5mg／L降到1．0mg／L以下时，系统的TN去除率提高了10％左右，并在好氧区出现了稳定的同步硝化反硝化现象，且系统可长期在这种低氧的条件下稳定运行。有资料表明，一个典型的污水处理厂曝气能耗费用往往约占全厂运行总费用的60％～80％(王维斌，2001；李慧君等，2003)。因此在分段进水工艺的运行中，控26 浙江火学博}学位论文第1章文献综述制较低的DO浓度，无论对于处理效果还是运行费用都是非常有意义的。但是DO浓度也并非越低越好，较低的DO可能会使硝化反应速率降低，导致出水的氨氮含量增高，并可能导致污泥膨胀。为满足出水要求，同时节约能源，可以考虑在系统末端设置监测DO和氨氮浓度的在线检测仪器，并建立以DO和氨氮浓度为控制参数的简单控制器，根据出水氨氮值及时调整曝气量以满足出水要求。(7)温度对系统的影响温度对硝化反硝化过程的影响较大，温度较低时，硝化和反硝化速率明显降低。王伟等人(2006)在采用四段进水生物脱氮工艺对小区生活污水进行研究时发现，在不投加碳源的情况下，当系统温度从20℃升高到30℃时，硝化、反硝化速率均迅速提高，TN去除率也从72％左右迅速提高到85％左右。1．4污水处理系统微生物分子生态及其研究进展污水生物处理是一个完整的生态系统，微生物作为处理系统中的作用主体，其种群的多样性功能和结构特征在很大程度上决定着废水处理的效果。全面了解和掌握微生物种类、数量及时空分布变化等生态特性、种群结构和生态功能关系及系统优化调控，是确保处理系统稳定、高效运行的关键(WagnerelaL，2002；Wildererelal，2002)。传统的基于微生物培养和纯种分离的技术对于研究微生物生理生态、描述微生物种群结构及多样性方面存在诸多限制，难以全面表征大多数微生物的生态特性。20世纪80年代开始发展起来的分子生物学技术已被成功应用于微生物区系组成、结构、功能及其分子机理等方面研究，并发展形成了微生物分子生态学。分子生态研究技术具有分析速度快、提供信息量大等特点，因而特别适用于对复杂系统的种群结构进行连续动态分析。解析群落结构与功能关系，可以为优化工艺运行条件、提高污染物处理效率提供理论依据(Amannetal，1995；Muyzereta1．，1998)。‘迄今，基于DNA／RNA的现代分子生物技术在废水处理微生物生态学研究领27 浙江人学博士学位论文第l章文献综述域已有广泛的研究应用，如PCR扩增、遗传指纹图谱(DGGE／TGGE、RELP／T-RELP、RAPD、ARDRA、SSCP等)、荧光原位杂交(FISH)和基因芯片等。其技术路线包括样品的总DNA提取、探针及引物的设计、克隆文库的筛选、序列测定分析和系统树的构建等，见图1-6(Stamsetart．，1997)。因基于PCR扩增的遗传指纹图谱技术具有快速、灵活、操作简单等特点，其中16S／18SrRNA基因序列可变区的PCR扩增以及DGGE／TGGE电泳分析技术，目前已经被广泛用于分析微生物群落结构组成与动态变化。lmlalian图1-6分析微生物群落结构常用的分子生物学技术Fig．1-6Strategiesforanalysingthecharacterizationofmicrobialcommunities1．4．1环境样品中的DNA的提取方法环境样品中的大部分细菌并不能在传统的方法、条件下被富集、分离和培养，甚至有人认为自然环境样品中可培养的微生物在环境中总微生物中所占的比例范围仅约O．001％～0．3％(Amanneta1．，1995)。因此，传统的培养方法不能全面的反映环境中的微生物组成状况，而对环境样品中所分离微生物的总DNA直接进行分析，则能够对环境样品中的微生物进行较全面系统的分析(Tsaielal．，1991)。然而，对于众多环境样品而言，并没有一种普适性的DNA提取方法，而必须依据各样品特有的理化和生物学特性优化出一种特有的提取方法(Zhouela1．，28 浙江大学博上学位论文第1章文献综述1996)。依据样品与处理的情况可将DNA提取方法分为直接裂解和先分离细胞再进行裂解两种。目前应用比较多的方法是直接裂解法，该方法回收到的DNA可能更能够代表样品中的微生物(Roose-Amsalegetal，2001)。但由于直接裂解会引入一些环境样品中存在的腐植酸和棕磺酸等杂质(Tebbeeta1．，1993；Tsaieta1．，1992)，进而影响到后续分析，尤其是PCR扩增。因此，直接裂解法回收的DNA样品通常需要进一步纯化。目前，主要纯化DNA的方法有氯化铯梯度离心、色谱法、电泳回收等方法。1．4．2聚合酶链式反应(PCR)Mullis(1985)发明了聚合酶链式反应(PolymeraseChainReaction，PCR)技术，即以一对特定的寡核苷酸片段为引物，在DNA聚合酶作用下，体外合成特异的DNA片段。根据扩增摸板、引物序列来源和反应条件的不同，PCR技术可以分为以下几种：逆转录PCR、多重PCR、嵌套式PCR以及竞争PCR和最大可能数PCR在内的定量PCR。将这些技术应用于生态学的研究中，使得在复杂环境中，对那些混合体系内低含量的群落成员或种群中某个特异基因的检测与研究成为可能。1．4．3变性梯度凝胶电泳(DGGE)变性梯度凝胶电泳(DenaturingGradientGelElectrophoresis，DGGE)是由Lerman等人(1984)g)J立的用于DNA突变检测的一种电泳技术，其原理是不同序列的DNA片段在变性剂浓度呈线性梯度增加的聚丙烯酰胺凝胶中电泳时，当泳动到与解链温度(Tm)对应的变性剂浓度点，双链DNA分子解旋变性，导致电泳速度急剧下降，最终停留在凝胶中其相应的变性剂浓度位置，形成分散的条带。该技术可以分辨具有相同或相近分子量的DNA片段序列差异，结合PCR技术在待测目的片段的57端引入一段30～50bp的GC夹，使其成为片段中Tm值最高的区域，从而防止DNA片段完全解链，达到一个核苷酸水平的突变检出率。Mwer等(1993)首先将DGGE技术用于环境微生物和生物膜系统的群落结构研究，此 浙江大学博卜学位论文第l章文献综述后十多年，该技术逐渐发展成为废水生物处理(降解)微生物研究的常规分析手段。1．4．4PCR．DGGE技术不足作为分子生物学的重要手段之一，尽管PCR-DGGE技术在研究微生物群落动态和多样性方面存在很多优势，但由于其自身条件的限制，也存在着一些不足：如DGGE只能分离较短的片段(<500bp)，这限制了其系统发育树种位置的推定，一般只能确定到属水平；一条DGGE带可能代表几种细菌，也可能几条不同的DGGE带代表同一种细菌；另外PCR．DGGE技术无法给出微生物代谢活性、细菌数量和基因表达水平方面的信息等(梁英娟等，2007)，因此，必须与其它技术相结合才能更好的发挥其优势，弥补其不足。1．5本课题的选题意义及内容1．5．1研究意义如前所述，分散式生活污水处理模式将会是我国城市污水收集管网未能达到区域以及农村地区未来所推行的污水处理模式，但分散式污水处理技术目前还存在多方面的不足和缺陷。本课题受浙江省重大科技项目“村镇农业面源污染综合控制技术的研究与示范”资助，结合浙江省生活污水的特点，开发的填料式厌氧折流板反应器(CABR)和无回流脱氮反应器适合用于分散式生活污水处理，这对治理我国农村面源污染具有重要的理论价值和现实意义。1．5．2研究内容(1)代表性地选择调查了浙江省三个地级市的生活污水水质，了解浙江省的生活污水水质基本情况及变化规律；根据水质调查结果，优化配置模拟污水用于后续研究。(2)结合流体力学及化学反应工程学原理，对分散式生活污水厌氧生物处理反应器进行比选，确定合适的CABR反应器。(3)对CABR反应器处理实际生活污水的启动及运行性能进行了考察，对其三30 浙江大学博十学位论文第l章文献综述大类群厌氧微生物的演替规律及多样性进行了研究。针对小型污水处理设施负荷波动大的特点，对CABR反应器的抗短期冲击能力进行了系统的性能研究和机理分析。(4)针对厌氧生物反应器脱氮效果差的不足，结合分段进水脱氮工艺的思路及折流板反应器的结构，开发了一种无回流生物脱氮反应器，并对其性能及机理进行了初步探讨和研究。 浙江大学博上学位论文第2章浙江省生活污水水质调查生活污水的水质水量与当地人们的生活习惯有很大关系。不同地区或不同季节，生活污水水质变化情况都会不同：并且不同来源的生活污水其可生化性变化也较大：因此无论是其COD浓度还是水质B／C比都会有一定的差距。目前很多研究文献中均是直接采用葡萄糖或蔗糖稀释液来模拟生活污水，这种做法往往会造成在实验室小试时反应器性能优越，但在实际应用中却效果不佳；或采用了某个地区的生活污水水质，而在其它地区却出现与实际有较大偏差等现象。为此，本研究针对浙江省地域的情况，选择性地对省内杭州(代表内陆城市)、宁波(代表沿海城市)、舟山(代表海岛)三个地区共5个点进行了为期一年的生活污水水质跟踪监测，了解其水质的基本情况以及～年四季的变化规律，并且根据调查研究结果优化配置模拟生活污水用于后续研究。2．1材料与方法2．1．1污水取样时间与地点分别于2005年7月、lO月和2006年1月、4月作为四个季节代表性月份进行取样，每个取样点每月均取样3次，每次取样时间控制在上午9：00～10：00之间。具体取样地点分别如下：杭州：翠苑四区污水提升泵站(HC)；浙大华家池校区家属区化粪池出水(HZ)。舟山：盐仓污水处理厂进水口(ZY)；定海钻石楼酒店旁污水提升泵站(ZD)。宁波：宁波市城市排水有限公司的调节池ⅢC)。2．1．2测定项目与方法2．1．2．1普通化学指标pH：pHS一9V型酸度计；氨氮(NH4+．N)：水杨酸．次氯酸盐分光光度法：总氮(TN)：过硫酸钾氧化．紫外分光光度法；33 浙江人学博}：学位论文第2章浙江省生活污水水质调查磷酸盐：钼锑抗分光光度法；碱度：采用溴甲酚绿．甲基红指示剂滴定法测定；固体悬浮物(SS)：103～105。C重量法；总化学需氧量(TCOD)：酸性重铬酸钾法；五日生化需氧量(BOD5)：稀释接种法；普通化学指标测定方法均参考《水和废水监测分析方法》(国家环保总局，1997)。2．1．2．2特征污染物指标阴离子洗涤剂(LAS)：亚甲蓝分光光度法(国家环保总局，1997)；蛋白质：考马斯亮蓝法(陈钧辉等，2003)；总糖：3，5．二硝基水杨酸比色法(陈钧辉等，2003)；尿素：二乙酰一肟分光光度法(国家质量家属监督局，2000)；腐植酸：紫外分光光度法(ThurmanelaL，1981；冯华军等，2008)。2．1．3数据处理所有试验数据采用Microsoft@Excel和SPSS@forWindows@统计软件进行OneWay—ANOVA检验、LSD差异分析等统计分析和图表制作。2．2结果与分析2．2．1总体水质情况由表2．1可知，浙江省生活污水的有机物含量(TCOD和BOD5)以及磷含量均属于低浓度生活污水范畴：不过氮浓度较高，就氮素污染而言属于高浓度生活污水(表1．4)。对水质进行进一步分析可知，浙江省生活污水水质的可生化性较好，B／C比平均为0．56(表2—2)，属于易降解废水。由于污水中有机物浓度较低而氮素污染较大，因此C／N相对较低，其平均值仅为6．10，这可能与浙江省的饮食水平有关。浙江省靠海，饮食中海鲜比例相对较高，因此氮浓度较高。然而生活污水中蛋白质浓度并不高，推测可能是因为浙江省的年平均气温较高，蛋白34 浙江大学博士学位论文第2章浙江省生活污水水质调查质易被微生物水解转化成氨氮。调查表明浙江省内生活污水的pH和阴离子洗涤剂浓度均低于《污水综合排放标准》(GB8978—1996)(国家环保总局，1996)的一级排放标准，因此在以下的水质分析中暂不考虑这两个指标。表2．1浙江省生活污水水质指标单位：mg／L，(除pH外)!垒!!曼：：!型坐曼19坚垒!i受里!垒!丝!宝!姿!!箜21：曼型驾曼i翌圣垒立i垒翌g巴2∑i翌呈宝指标范围平均值指标范闱平均值表2．2浙江省生活污水水质的几个基本特征比!璺!!曼!：：￡!璺!呈!!曼!i!!!竺!坐i21211宝型望!i望兰!型i垫g巳12∑!璺曼宝项目B／CC／N碱度刷NH4+-N／TKN2．2．2水质季节变化规律生活污水水质随着季节的变化而变化。从表2．3可见，浙江省生活污水TCOD浓度为1月份最高，7月份最低，4月和10月介于两者之间：总氮的变化规律与TCOD一致：蛋白质、尿素和腐植酸也有类似的变化规律。产生这种现象的可能原因：一是7月份浙江省的平均气温在30度以上，人们习惯上每天洗澡，因此产生的污水量也较多，稀释了各种污染物浓度；二是污水产生点与取样点之间存在一定距离，当水温较高时，污染物会在管网中较快降解，这也会导致污水中各种污染物浓度降低。除以上污染物指标外，还有一些指标如磷酸盐、总糖和碱度等指标却与时间关系不大，差异未达O．05显著性水平，没有呈现出明显的季节变化规律。图2．1表示与生活污水可处理性密切相关的几个特征比值的季节变化规律。经分析发现，生活污水的B／C季节变化不显著，全年均在0．54～O．60。而C／N的季节性差异显著，1月份C／N最高，达7．48+1．43；而7月份的C／N最低，仅为 浙江大学博士学位论文第2章浙江省生活污水水质调查4．67士1．03。因此从脱氮效率而言，7月份的生活污水水质最不利于生物脱氮。然而由于7月份的TN浓度也是最低的，因此对达标处理的可达性影响不大。由于碱度季节性变化不显著，因此7月份的TN浓度最低是导致了7月份碱度／TN的比值最大的主要原因；同样1月份碱度／TN的比最小，仅为6．43士0。76。由此可以推知，对于1月份的生活污水而言，如果采用一次性完全硝化工艺就有可能会出现碱度不足的现象。通过观测N地+-N／TKN的比值可知，7月份生活污水中的凯氏氮基本上是由氨氮组成。这是因为7月份气温、水温高，有机氮的氨化速率也较高，所以污水中的有机氮含量很低：而在1月份时，污水中约有44％的凯氏氮为有机氮。图2．1生活污水水质基本特征比值的四季变化规律Fig．2·1VariationofCharacteristicratiosofsewagewiththeseasonsinZhejiangprovince36 日Du口∞《《r,9∞日一D日∞《《∞《昏卜t"--心n—’t"qn日D景矗《《《《一∞oolnn寸no日oo一日日《一《《《《《。日日案号喇。皇乌u卜n}*椰躏鼙S装"【懈≮u，∞，《．}《辩嘣S装n懈≤u，D苦。燃气N冀No．N吨No．N∞《心．c时《∞寸oDU∞∞《寸．c矗《n寸芦∞∞《《o．寸矗《卜n时《∞《卜．n对《onDp∞卜．N四《n寸DUQ．卜D矗《No寸母翊甾蓬N上Qou《黉QDclAoJd比趸Ilo工NIIIS皇。一是oo一专一事D比订事Q∞uD∞u一苗芑卫u霄％Ilo扫一ij叮．1墨≥oo二。一≮一怠>寸No—o月卜^畚z厶笾v．1／暑g。篷斟曝磐峰**蛉螟州盥舞匿恃瓤习凑寸N搽}乓摊峭肇g装一水≮u甾，《．}*辩嘣星摹n秣≮u，D蠢¨列N“价．一寸N@．乙∞n．卜cI时《寸口n一《∞寸一《一．”o∞o价o∞卜ono一∞仓．cD时《∞o寸D《岔N时《∞．寸uU寸寸uUooN卜∞岔．∞D《寸∞nD时《△n母《_．”D∞nn时∞寸一n寸《口．寸一时《o岔n碍《岔寸母《卜．价时《寸崎四《寸卜寸一甾颦龌怅毯鞭蘧峰正她越器基>捌甾誉苔Q0u$叹Qu嚣一>o．I口龇口醇Ilu‘Nc一仉co∽对。研o￡_￡=警、_∞勖母k；o叽-o∞u=∽一-Io：lu日．r日【{ux=一日；叮-Io_时≥-oco一-时一．I^E，人n．No—o—，上^武z厶餐v．1／嚣S。牮斟肆}累基锹褂目峰苌*蛉蜒州舡捌舞C．N攥徊器峰*长跫蜒刊昶工}菸料“妹叫裂掣．士_=卜鞋．士_Y工；菸 浙江火学博l：学位论文第2章浙江省生活污水水质调查2．2．3水质区域变化规律由表2．3可知，除蛋白质外，浙江省三个地区之间的生活污水水质差异并不显著，这可能与三地距离相对较近，生活习惯差异不大有关。但对于蛋白质指标，在三个地区之间呈现出了明显的差异，浓度最高的为宁波取样点(NC)的生活污水，其次为舟山两个取样点(ZD，ZY)的生活污水。考虑三地的饮食习惯差异，可能是由于宁波和舟山食用海鲜较多，且宁波的生活水平远高于舟山，因此在污水中含有的蛋白质含量相对较高。图2．2浙江省不同地区生活污水水质的基本特征比值Fig．2-2VariationofCharacteristicratiosofsewagefromvariouslocationsinZhejiangprovince通过比较生活污水水质的四个基本特征比值可知(图2．2)，宁波取样点(NC)生活污水的C／N显著高于其它4个取样点，而其余四个取样点的C／N比差异不显著。此外宁波的生活污水B／C较低，这可能是由于宁波的这个取样点中混入了一定量的工业废水，导致TCOD较高，而BOD又相对较低。对于碱度／TN的比值，舟山两个取样点的生活污水相对较低，这主要是因为38O987654321DZ、U 浙江大学博士学位论文第2章浙江省生活污水水质调查舟山的生活污水中总氮含量较高，因此造成了碱度／TN的比值较低。对于NH4+-N／TKN的比值而言，地区之间并没有出现明显差异，这可能是由于季节变化是影响有机氮水解的主要原因，从而掩盖了NH4+-N／TKN的地区差异。2．2．4实验室模拟污水的配置优化为了更准确的研究反应器的运行性能，经常需要采用模拟污水作为迸水，以往很多研究都是直接采用葡萄糖等简单基质稀释液作为模拟生活污水，且没有考虑实际污水中其它污染物如腐植酸、表面活性剂等对生活污水水质的影响。因此根据表2．1及表2．2，本论文提出了模拟污水的优化配置方法(表2．5)。通过对配置好的模拟污水水质进行实测，结果显示优化配置的模拟污水四个特征比值(表2．6)接近实际生活污水。因此，将这个配方的模拟污水作为后续研究采用的模拟生活污水更能准确反应反应器的实际运行性能。表2-5优化配置人工模拟生活污水组成!垒!!曼：：i竺2翌P21i!i2翌212巴iei堡!!Z翌生!!i曼!筌!宝型璺堡!盛坌重量【g!盛坌里量(型NH4C115NaHC0330蔗糖12蛋白胨l5尿素0．45十二烷基苯磺酸钠0．2K2HP042．1腐植酸0．2KH2P041．65VFA(乙、丙、丁、戊酸各I．2m1)4．8ml注：配成10L母液，COD约为3000mglL，按所需浓度进行适当稀释。表2-6实测优化配置的模拟污水基本特征比(n=5)Table2．6Characteristicratiosofoptimizedsyntheticwastewater项目B／CC／N碱度／TNNH4’-N／TKN平均值0．66土0．066．37士O．218．21士0．130．78士0．122．3本章小结经过对浙江省三个地区5个取样点的生活污水水质为期一年监测调查可知：(1)浙江省的生活污水可生化性较好，B／C平均在0．56左右，但C／N相对较低，平均值仅为6．10，不利于常规生物脱氮。(2)浙江省生活污水水质随着季节变化明显，总体而言，污染物浓度1月39 浙江人学博士学位论文第2章浙江省生活污水水质调查份最高，7月份最低。1月份C／N比最高，但碱度／TN最低，如果采用～次性完全硝化工艺可能会出现碱度不足的现象：7月份C／N最低，不利于生物脱氮，不过TN浓度也最低，对达标处理影响不大。(3)浙江省生活污水水质地区差异不大，但蛋白质含量有显著差异，以宁波(NC)取样点的生活污水最高。(4)根据调查结果，对模拟生活污水的配方进行了优化，优化配置的模拟污水四个水质特征比值接近实际生活污水，可作为后续实验研究使用的模拟污7k。 浙江人学博上学位论文第4章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析第3章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析ABR反应器以其独特的格室结构、良好的水力条件及较低的死区百分率受到了人们的广泛关注(Grobickieta1．，1992；郭静等，1997)。目前已有很多报道将该反应器用于处理低浓度生活污水(LangenhoffetaL，2000；ManariotisetaL，2002；NachaiyasitetaL，1997)，并在实验室规模取得了良好的运行效果，但却很少有应用实例的报道。这可能是因为ABR反应器处理低浓度生活污水的产气量不高，如通过提高上升流速实现良好的泥水混合效果又可能会造成污泥流失，因此泥水混合成了其高效处理低浓度生活污水的瓶颈。与悬浮污泥相比，附着在填料上的生物膜污泥能够减少甚至避免污泥流失(Elmitwallieta1．，2002b)，且能使加强泥水混合效果，因此一般认为结合生物膜的活性污泥法运行更为稳定鉴于此，结合ABR反应器的特点和生物膜反应器的优点，我们研发了填料式厌氧折流板反应器(CABR)，即在ABR反应器的基础上在各个格室填充空心竹球填料，并申请了专利(沈东升等，2006)。这种新型高效厌氧生物反应器比较适合处理分散式低浓度生活污水，目前在浙江省内已有一些实例应用。CABR反应器是基于ABR反应器开发而来，因此与ABR反应器一样，格室越多，反应器越接近理想平推流反应器。但从实际工程出发，格室的增多随之而来的是死区的增加、建筑成本的上升和反应器有效容积利用率的下降等。因此具体采用多少格室的CABR反应器是本章的研究目的。本研究拟从化学反应工程以及流体力学角度筛选出适合的CABR反应器。3．1材料与方法3．1．1试验装置本试验采用4格、6格、8格和12格四种不同的CABR反应器，其结构详见图3．1和表3．1。反应器由有机玻璃制成，内部结构包括上流格室、下流格室和气 浙江大学博：L学位论文第4章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析室等几部分。上流格室填充直径约1．5-2cm左右的竹球填料，下流格室无填料，竹球填料比表面积约为105m2／m3，空隙率约为95％。图3．1CABR反应器结构及填料示意图Fig．3-1SchematicofCABRhavingpackingmadeofhollow—spherebamboo表3．1CABR反应器的物理尺寸反应器编号R1R2R3R43．1．2试验过程为了比较四种不同格室反应器的性能，本试验选取HRT48h为运行条件，采用脉冲刺激响应技术，瞬时注入一定量的氟离子作为示踪剂以形成脉冲信号，定期取样测定出水中氟离子的浓度，测定方法为氟离子选择电极法(Castelaineta1．，1997；国家环保总局，1997)。3．2流动模型理论分析反应器流动模型是指反应器内部混合液的流动状态，又称为流态，它关系到反应器中的液体混合与传质，是研究反应器动力学特性的重要组成部分。理想的反应器流动模型包括平推流和全混流两种，实际运行的反应器流态介于两者之问。通过测定示踪剂在反应器中的停留时间分御，运用轴向扩散模型和多釜全混流反应器串联模型(Benkhelifaelal，2000；Gavrilescueta1．，1999；许保玖，1990)，可对反应器的流态进行分析和判断。 浙江人学博上学位论文第4章CABR厌氧生物处理反戍器的优化分析示踪剂在反应器中的停留时间分布可用脉冲刺激响应技术测定，根据测定结果，用式(3。1)计算出示踪剂的停留时间分布密度函数E(f)、实际停留时间f和停留时f白J分布的散度盯，2(许保玖，1990)：即)：≠盟；f：IftE一(t)dt；上C(t)at土E(t)dtgrt2=rf2E(t)dt一(F)2(3-1)式中，C(t)为示踪剂即氟离子浓度，随时间而变化。当返混较小时，可用轴向扩散模型对流态进行判断。在轴向扩散模型中，反应器某微元体积中的示踪剂浓度变化速率可表示为：筹如窘一“百OC(3-2)at8128l、。式中，D为轴向扩散系数，，为反应器轴向距离，U为流动速率。比较不同反应器之间的混合效果，引入无因次变量c(o)=C／Co、秒=t／HRT、Z=，／三，分别代表归一化的浓度、时fBJ矛n长度，其中Co=示踪剂总投加量／反应器体积，HRT=流量／反应器体积，三为反应器轴向总长度。将上述无因次变量代入式(3．2)中得到该模型的无因次表达式：百ac(o)=(。／以，可02C(O)一材百ac(o)(3-3)式中，D／uL为分散数，求解式(3．3)可得到分散数的计算方法：当返混较小时，D／uL=0．50-口2，这里％2为无因次方差：0"02=仃f2／i2；当返混较大时，％2=2D／uL．2(D／uL)2【l—exp(一uL／D)]。用D／uL判断流态的方法是：当D／uL=0时，反应器为平推流反应器(PFR)；当D／让=OO时，反应器为全混流反应器(CSTR)。需要指出的是，资料和实践经验表明，当返混较小时，轴向扩散模型适用性较好。当返混较大时，适宜用多釜串联模型对流态进行判断。在多釜串联模型中，反应器t时刻出水中的示踪剂浓度可表示为： 浙江大学博{：学位论文第4章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析c∽2禹(≯P_f，7(3-4)式中，Co为第一釜中的示踪剂初始浓度，f为每个反应器的停留时间。该模型的无因次方差可以表示为：仃。2：coNNON+Ie-NO。0-1=一1(3-5)仃口2。lⅣ一lJ!《万多釜串联模型是把实际反应器模拟为Ⅳ个等容积的全混流反应器的串联组合，以反应器串联级数Ⅳ作为模型参数。由式(3．5)可直接求得N：、，1Ⅳ2—·O"o(3—6)显然，用Ⅳ判断流态的方法是：Ⅳ=1时为全混流，NmOO时为平推流。％：2(--号-一2(尝)z．舢)一1)(1-e-(3-7)“D地3．3结果与讨论3．3．1反应器流态分析由图3．2可知，四个CABR反应器均具有平推流反应器的特征，而且随着格室的增加，示踪剂最大浓度出现的时刻逐渐接近1倍HRT，其返混程度相对较小。彼克莱准数(Pe=uL／D)表征的是流体轴向分散程度的参数，Tomlinson和Chambers(1979)证明当1／Pe等于0．02表示分散程度较为适中，而当1／Pe超过0．2时表示分散程度较大(理想全混合反应器1／Pe=00，而理想平推流反应器1／Pe=0)。由表3．2可知，R1反应器的1／Pe超过了0．2，其余3个反应器的1／Pe在O．10"--0．13左右，且随着格数的增加，1／Pe逐渐减小。这就表明增加格室可使反应器内部的流念更呈现推流式。尽管CABR反应器是由数个上下格室串联组成的具有平推流流念的反应器，但是与理想反应器相比，每一格室并不是理想全混流反应器，因此串联而成的级‘数与实际有效级数还有一定差距。根据多釜全混流反应器串联模型分别计算出每 浙江人学博士学位论文第4章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析个反应器的实际串联级数，结果见表3—2。由表3．2可知，反应器实际串联级数要低于物理模型上的格数。但随着格室数的增加，计算出来的实际串联级数也呈上升趋势，但与实际格室数仍有一定差距。图3-2不同CABR反应器的RTD曲线Fig．3-2RTD·CHIVeofdifferentCABRs表3．2反应器流态分析结果反应器万，2(h2)1／Pe数N3．3．2反应器实际水力停留时间与死区实际水力停留时间直接反映了废水在反应器中的实际反应时间，是建立反应器流动模型的重要依据，也是评判反应器结构优劣的重要性能参数。根据试验数据，通过式(3．1)可计算出反应器的实际停留时间F，结果发现f小于理论停留时间，说明反应器中存在一定的死区，死区所占的体积百分比可用式3．8计算：，7％。(1一i／HRT)x100％(3-8)一般来说反应器中的死区由水力死区和生物体死区两部分组成，由于在本流体模型试验中未接种污泥，因此不存在生物体死区。但添加了竹球填料，因此本试验中的总死区就有填料死区和水力死区两部分构成。装入每个反应器的竹球填45 浙江人学博{：学位论文第4章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析料，经过排水法测定其体积，结合反应器的有效体积，可以计算出反应器中填料死区所占的体积百分比。由己知的总死区和填料死区，可以计算出水力死区所占的体积百分比。试验与计算结果如表3．3所示。表3-3反应器实际水力停留时间与死区Table3—3ThehydraulicresidencetimeanddeadspaceintheCABRs反应器f(h)，7矿，(％)填料死区(％)水力死区(％)试验结果表明，反应器中总死区所占的体积百分比为8．04～12．69％，其中填料死区所占百分比为3．17~4．27％。且随着反应器格数的增加，总死区百分比逐渐加大。进一步分析表明，水力死区与格数呈现较好的正相关(图3．3)。针对本研究所采用的反应器，其水力死区主要产生在折板的转角处，流体在转角处会产生一个停滞的漩涡，把示踪剂持留在转角位置而缓慢释放，从而形成死区。因此当上下流折板数增加时，水力死区也相应增加。另外有研究表明，雷诺数的增加会使水力学死区增大(YoungetaL，t988)，本研究中各个反应器的总流量保持相对一致，因此随着格室的增加，反应器内部的流速也相应增加，从而引起雷诺数(R，)增加，导致水力死区也相应增大。图3．3水力死区与反应器格数的关系Fig．3—3RelationshipsbetweenhydraulicdeadspaceandchambersofCABRs 浙江大学博士学位论文第4章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析不过，相对于其它反应器而言，CABR反应器继承了ABR反应器低死区的特性，且其死区率远远低于以往报道中其它类型的反应器。据报道厌氧滤器的死区在50．95％(YoungetaL，1988)，而传统的全混流厌氧生物反应器死区在82％左右(GrobickietaL，1992)。CABR反应器的死区只有10％左右，这表明该反应器结构性能优良，是实现反应器高效运行的重要保证。3．3．3理想多釜全混合反应器模型分析化学反应工程学研究表明，在底物无抑制情况下，理想平推流反应器的反应速率最高(陈甘棠等，1990)。普通生活污水属于易降解废水，因此反应器的流态接近理想平推流有助于提高反应速率，减少反应器体积。理想多釜全混合反应器随着串联级数的不断增加，其流态逐渐接近平推流，因此其反应速率也逐渐提高。但随着串联级数的提高，其效率的增加幅度逐渐下降。当各釜具有相同容积且在相同条件下操作时，进料浓度与出料浓度之间有如下关系：鱼：土(3-9)C爿o(1+kr。)Ⅳ。硝卅一高(3-10)形=NrfVo(3-11)其中巴。表示进料浓度，C删表示第N釜的物料浓度，b表示转化率，k表示反应速率常数，r。表示空时，v。表示进料流量。假定微生物降解生活污水满足一级动力学方程，去除效率XA-----0．80，流量v0=0．36L／h(HRT约为48h)，根据公式可计算出全混合反应器(N=1)和多釜串联(N≥2)反应器所需容积百分比(见表3．4)。结果表明当N>4以后，反应器的容积减小不再显著。考虑到本试验研究对象的实际应用情况，格室越多，死区越多，同时建造成本也相应增加，因此选取一个较为合适的反应器结构显得尤为重要。47 浙江大学博十学位论文第4章CABR厌氧生物处理反应器的优化分析表3．4理想全混合反应器串联级数与有效容积关系Table3-4RelationshipsbetweenworkingvolumeandnumberofCSTRN(个)1234568无穷大∥．／K4(％)10062535047464540注：a：多釜串联反应器所需容积与理想全混合反应器的容积比，且动力学常数k与结果无关。表3-5CABR反应器有效容积分析结果Table3-5ResultsofworkingvolumeOfCABRs■■●■■■●■■■■■●■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■■_●_●__■■■■■●■■■■■■■●■■■■■■■■■■■■■■●●■■■■■■■■■一Imira●■■■■■■■■■●●■■■■■■■■■■●■■●■■■■■●■●■■■●●■一反应器V(L)％a(L)N(个)K／v,(％)‰豫6(L)VcsrR／V(％)注：a：％=，％／HRT，实际有效容积；b：‰豫=圪／(K／杉)，即折算成理想全混流反应器的有效容积。由表3．5可知，在R1～R4反应器中，除R1反应器的利用效率较低外，其余三个反应器均表现出较高的效能，因此，综合考虑，选择R2反应器即6格CABR反应器作为后续试验的反应器装置。3．4本章小结从化学反应工程以及流体力学角度对4个不同格室的CABR反应器比选分析可知：(1)CABR反应器总体呈现出平推流式流态，但与理论多釜串联组合的全混合反应器还有一定差距；随着CABR反应器格数增加，实际串联级数也呈上升趋势。(2)CABR反应器继承了ABR反应器低死区的特性，其死区率远小于以往报道的其它类型反应器，仅为10％左右，表明该反应器结构性能优良；不过随着格数的增多，反应器内部流速增加，从而导致水力死区有上升趋势。(3)以理想多釜全混合反应器为参照，综合考虑反应器效能和容积利用率，比选出R2(6格CABR)反应器为最优，作为下一步研究的反应器装置。48 浙江人学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究我国“十一五”规划提出需要开发合适的技术来处理农村生活污水，这些技术应符合以下要求：设计简单、不用或少用复杂设备、处理效率高、污泥产率低以及基建投资和运行费用省等。CABR反应器不仅继承了ABR反应器独特格室结构，有良好的水力条件和低的死区率：也具有生物膜反应器的优点，附着在载体表面的生物膜污泥能够减少甚至避免污泥堵塞或洗出等问题(ElmitwallietaL，2002b)。不过对于生物膜反应器而言，填料的理化特性决定了整个系统的运行效能(Garciaeta1．，2007)，选取合适的填料是确保反应器良好运行的关键。竹子是一种多年生草本植物，其纤维在纯厌氧条件下很难被降解。采用竹片制成的竹球填料，其表面独特的孔隙构造是微生物截留和附着生长的良好载体。本研究的目的是考察CABR反应器处理分散式生活污水的运行性能以及污染物去除的相关机理，包括反应器的启动特征、污染物和致病细菌的去除机理以及反应器内三大类群厌氧微生物种群演替规律及多样性分析等内容。4．1材料与方法4．1．1试验装置本试验反应器采用第三章中比选出来最优的R2反应器，即6格CABR反应器。每一格室的取样孔开在距反应器顶部10cm处，反应器构造及竹球填料见图4．1。4．1．2接种污泥本试验采用的接种污泥约3．5L，取自杭州市四堡污水处理厂的消化池，平均投放于各个格室，污泥相关的性状参数为：TS23．89／L，VSS9．2g／L。49 浙江人学博’Ij学位论义第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究l进水口：2出水口；3取样E1；4气体收集管；5竹球填料图4．1R2反应器结构及填料示意图Fig．4-1SchematicofR2reactorhavingpackingmadeofhollow-spherebamboo4．1．3试验污水水质本试验所用生活污水取自浙江大学华家池校区家属区化粪池出水，平均水质见表4．1。为防止堵塞，污水经网栅后由蠕动泵按照设定流量泵入反应器进水口。表4．1生活污水水质特征单位(mg／L)Table4．1Averagecharacteristicsofrawdomesticwastewater指标浓度指标浓度TCOD305．18士36．22TN61．95士5．99SCoD155．11士28．64TP7．25士0．52SS79．66士7．98NH4*-N37．95士6．48B／C0．50士0．09pH7．24士0．174．1．4试验过程这部分试验共分4阶段，即R2反应器首先从HRT48h开始启动，当启动完成后通过调整流量逐渐将HRT由48h降至32h、24h及18h。以3天的出水TCOD波动不超过5％作为反应器进入稳定运行阶段的判别依据。整个试验均在恒温室内进行，温度控制在28士1℃。4．1．5测定项目与方法4．1．5．1普通化学指标pH：pHS-9V型酸度计；50 浙江人学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究氨氮(NH4+-N)：水杨酸．次氯酸盐分光光度法；总氮(TN)：过硫酸钾氧化．紫外分光光度法；总磷(TP)：过硫酸钾消解．钼锑抗分光光度法；碱度：采用溴甲酚绿．甲基红指示剂滴定法测定；固体悬浮物(SS)：103．105℃重量法；五日生化需氧量(BOD5)：稀释接种法；普通化学指标测定方法均参考《水和废水监测分析方法》(国家环保总局，1997)。4．1．5．2化学需氧量及去除率总化学需氧量(TCOD)：酸性重铬酸钾法(国家环保总局，1997)；可溶性化学需氧量(SCOD)：用0．459m滤膜过滤后再用酸性重铬酸钾法测，工，疋oTCOD去除率计算公式：RrCOD2(TCODr,一TCODo“)／TCOD,。x100％(4—1)式中：R丌肭表示TCOD去除率(％)，TCOD,,与TCODo,,。表示进水和出水TCOD(mg／L)。由于实际生活污水含有大量的颗粒有机物，这些颗粒有机物有一部分会在厌氧降解过程中先被水解成可溶性有机物，然后再被转化为C02和CH4，因此很难计算出真正的SCOD去除率。实际SCOD去除率是介于最大SCOD去除率和最小SCOD去除率之间，在没能测定实际SCOD去除率的情况下，只能采用最大SCOD和最小SCOD去除率来表征SCOD的去除情况。最小SCOD去除率计算公式：RSCOD(min)=(SCOD。-SCOD,,“)／SCOD。。×100％(4-2)最大SCOD去除率计算公式：RScoD(max)=(TCOD。。一SCODo圳)／TCOD』。×100％(4-3)式中：Rscoo(max)和RⅨ：oD(rain)分别表示最大SCOD去除率和最小SCOD去气1 浙江人学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究除率(％)，SCOD,。与SCODom分别表示进水和出水SCOD下游引物PRUN518r<5’．ATTACCGCGGCTGCTGG>509LPCR反应体系包括：10xPCRBuffer(Mg肿15mM)59LdNTPMixture(各2．5mM)4p,L引物GC一338f(259M)11．tL引物P518r(259M)1此TaqDNA聚合酶0．59L模板DNA约15ngDEPC处理水(无RNase)upto50I-tLPCR所用dNTP、TaqDNA聚合酶等试剂均购自宝生物工程(大连)有限公司。PCR程序如下：94。C预变性10min，30个循环(94"C变性30s，55℃退火30s，72"C延伸60s)，最终72。C延伸7min。PCR扩增产物经1．5％Agarose胶检验后于．20℃保存备用(保存时间不超过30天)。(3)变性梯度凝胶电泳PCR产物的DGGE分析在Bio．radDCodeSystem上进行，先将耐高温硅化玻璃板洗净烘干，再用无水乙醇擦净制胶面，进行如下操作：1)制胶：用聚丙烯酰胺胶体，制作厚0．75mm、面积16cmxl6cm的胶板。采用浓度为8％的聚丙烯酰胺凝胶(Acrylamide／Bis—Acrylamide37．5：1)，其内添加10％APS801．tL，TEMEN溶液189L。设定变性梯度范围为30～65％(100％变性剂包含7M尿素和40％去离子甲酰胺)。55 浙江火学博．b学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究2)点样：151xL加样缓冲液与309LPCR产物混合后，用509L微量注射器进样。3)电泳：在1xTAE缓冲液(40mMTris碱，20mM冰醋酸，lmMNa2EDTA)中，完成上样后先20-40V低电压条件下预电泳30min，控制电压在150～160V，60℃恒温电泳5～6小时。4)染色：电泳结束后采用GoldviewnaII型染料进行染色，新鲜配置lxTAE缓冲液，按照5000：1的比例稀释GoldviewnaII型染料浓缩液，混匀制成染色液；将染色液均匀覆盖整个胶面，避光染色20min；用dH20浸洗胶片5min，洗去表面溶液。5)成像：DGGE凝胶图像采集在GelDoc2000凝胶成像系统(Bio．rad生命医学产品有限公司)上进行，指纹图谱采用QuantityOne4。5一维分析软件(Bio—Rad，USA)进行分析。4．1．6数据处理所有试验数据采用Microsoft@Excel和SPSS@forWindows@统计软件进行OneWay．ANOVA检验、LSD差异分析等统计分析和图表制作。4．2结果与讨论4．2．1CABR反应器的启动反应器先以HRT48h进行启动，由图4-2(a)可以看出，当启动至第1l天时，出水TCOD为88mg／L，去除率已达73％左右，，低于《污水综合排放标准中》(GB8978．1996)f国家环保总局，1996)的一级排放标准。与启动第5天相比，启动至第ll天CABR反应器前4个格室的TCOD的去除率提高得并不明显，仅仅在最后2个格室有显著提高，且第1格室的TCOD去除率仅为25％。当启动到第21天时，第1格室的TCOD去除率提高至55％，与启动第35天相比，两者的TCOD去除率没有显著差异(p>0．05，成对二样本检验)，且沿着反应器格室水平流方向第2l天与第35天的TCOD降解曲线均呈现“L”形。总体而言，随着启动时间的 浙江大学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究增加，CABR反应器的TCOD去除率也从启动之初的27％逐渐提高至80％左右(图4-2(d))。从启动阶段的pH变化情况可以看出，当启动至第5天时，pH沿水流方向由进水的7．2逐渐下降至出水的6．4(图4-2(b))。随着启动时间的增加，pH的沿程变化幅度逐渐减小，当启动到第11天时，整个反应器的pH变化很小，并且出水pH还略微有所上升。从图4—2(b)qh可以看出，随着启动过程的进行，出水pH从6．4逐渐升高至7．6。碱度的变化与pH的变化类似(图4-2(c))，启动到第5天时，碱度随着反应器水流方向逐格下降；当启动到第11天时，碱度在前2个格室呈下降趋势，而后开始上升，且出水碱度略微高于进水碱度；启动到21天后，反应器中所有格室的碱度都比进水碱度高，且碱度大约维持在540mg／L左右，表明厌氧生物反应器未出现挥发性脂肪酸累积，运行性能良好。图4．2不同启动阶段TCOD、pH及碱度在CABR反应器中的沿程变化．Fig．4-2ProfilesofTCOD．pHandalkalinityalongtheCABRattheperiodofstartup． 浙江人学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究由以上分析可以看出，反应器启动成功与否不仅要看最终出水的污染物去除效果，还要看前面几个格室的污染物去除性能。当CABR反应器启动成功时，TCOD的去除率沿着反应器水流方向呈现一个“L，’型的变化规律，也就是说启动成功后，反应器的前2个格室承担着降解TCOD的主要任务；当启动到2l天时，反应器总体TCOD去除率高达79．3％，且3天内出水TCOD变化少于5％，可以判定反应器进入了稳定运行阶段。另外pH和碱度的沿程变化曲线也可以表征厌氧生物反应器是否启动成功。pH和碱度从启动之初的沿程下降到后来逐格上升表明反应器内部产酸细菌与产甲烷细菌达到了一个平衡，不再出现酸积累现象，标志着反应器启动成功。实际工程中可根据这些现象大致推算调试进度。因此在本试验中，CABR反应器在284-1℃条件下，处理实际生活污水只需要21天左右就能完成启动阶段。4．2．2CABR处理生活污水的运行效能4．2．2．1有机物及SS的去除从图4．3中可看出，每次调整流量后，出水TCOD都会出现波动，不过一般会在流速调整后3天内恢复过来(以出水TCOD<100mg／L为标准)。在整个运行过程中，反应器对COD的去除情况相对较为稳定，从启动第21天后，其出水TCOD基本都低于排放标准(除HRT急剧变化外)。已有研究表明ABR反应器与UASB和EGSB不同，其污染物去除率不是由上升流速决定，而是由HRT决定(BarberetaL，1999)，这可能是由于它们之间不同的结构所造成。为了研究CABR反应器COD去除率与HRT之间的关系，以不同HRT下运行稳定(以3天的出水TCOD<100mg／L且波动不超过5％判定为稳定运行)的进、出水作为研究对象(图4．4)发现，TCOD的去除率由HRT48h时的79％降低至HRT18h的69％，这表明有机物的去除率随着HRT的减少而下降。然而值得注意的是，对于SCOD的去除率而言，当HRT由48h降低至18h过程中，其最大SCOD的去除率一直维持在86％左右，最小SCOD的去除率也维持在73％左右，由此推断SCOD的去除率可能与HRT的关系不大，而出水TCOD 浙江大学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究的增加可能是由于出水中SS增加所致。一口一进水一△一出水——排放标准毫曼盆8[--H寸问(大)图4．3CABR反应器对TCOD的去除性能Fig．4-3PerformanceoftheCABRinTCODremoval零褥篮械Do100908070O322418HRT(h)图4．4COD去除率与HRT的关系Fig．4-4RelationshipsbetweenCODremovalefficiencyandHRT根据出水VFA的检测发现本试验出水SCOD的大部分以乙酸形式存在，将乙酸折算成COD约占出水SCOD的一半以上。虽然有文献报道，出水中的SCOD应该大部分是可溶性微生物产物(SMP)，挥发性脂肪酸很少：但也有文献报道的结果与本研究类似(LietaL，2007；Wangeta1．，2004)。这可能是由于运行条件及进水水质的差异而造成了出水水质中的组分不同。从图4—5中可以看出，CABR反应器对Ss有很好的去除效果。在不同HRT下，平均SS的去除率在81．924-3．53％，出水SS为14．35士3．01mg／L。不过随59 浙江人学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究着HRT的逐渐减少，出水SS也开始由HRT为48h时的11．804-1．14mg／L增加至HRT18h时的14．024-1．44mg／L。这可能是由于上升流速提高导致出水污泥流失，因此出水SS增加。Jo’E、-一c，)∞图4-5出水SS与HRT的关系Fig．4-5RelationshipbetweenSSofeffluentandHRT一般来说，高的上升流速能够提高泥水混合效果，从而提高基质的去除效率(Katoeta1．，1997)。但高的上升流速同时也会加剧填料表面老化的生物膜脱落，进而造成出水SS和TCOD含量的增大。从SCOD与HRT的变化关系上看，随着HRT的减少，反应器对SCOD的去除率并没有降低，由此可以推断，在HRT大于18h条件下，反应器内所持留的生物量已足以降解这部分的SCOD，而出水SCOD可能主要是由基质的亲和力常数决定。综上所述，急剧改变HRT后，CABR反应器的出水TCOD会出现波动。经过一段时间的适应，填料上老化的生物膜被冲刷，新的生物膜与上升流速重新达到平衡后，出水TCOD又能低于出水标准；长的HRT对于SCOD的去除没有明显的影响，但有助于减少老化的生物脱落进而降低出水SS的含量，因此能够获得良好的TCOD去除效率。4．2．2．2营养物质的去除纯厌氧生物反应器对于营养物质的去除效果不佳。在本研究中，CABR反应 浙江人学博+L学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究器在进水TN和TP分别为61．954-5．99mg／L和7．254-0．52mg／L时，其去除率分别为19．224-5．63％和30．864-4．68％(图4．6)。尽管随着HRT的延长，TN去除率有所提高，但其容积去除率却变化不显著(图4．7)。与TN相反的是，出水TP没有随着HRT的变化而剧烈波动，而TP的容积去除率却随着HRT的减少而增加。新鲜生活污水中的含氮化合物(主要是有机氮)易于通过氨化作用转化为氨氮(Daluetal．，2003)，因此通过厌氧生物反应器处理后的出水中氮素污染物主要以氨氮为主，还有少量以细胞物质存在的有机氮。在严格厌氧条件下一般只有两种途径能够去除氨氮——挥发以及细胞合成。当反应器中的pH低于8时，根据平衡常数，NH3-N浓度低于总氨氮(NH3-N-I-NH4+-N)的1％。根据亨利定律，挥发部分的NH3-N不足总氨氮的2％。因此大部分氨氮的减少是由于微生物利用氮素合成了自身细胞物质。当填料表面的生物膜达到一定厚度后，生物膜合成速率与生物膜脱落速率相平衡，由此可知当反应器运行达到稳定后，生物膜的生物量几乎接近于一个常数，因此合成污泥的速率也是一个常数。假设氨氮的去除主要是由于细胞合成引起，因此氮素的容积去除率也保持不变，这与试验结果相吻合。～口一：ii!{：7k一△一出水8d7o邑6卜12．54州问(天)图4-6CABR反应器对TN和TP的去除性能Fig．4-6PerformancesofT-NandT—PremovalinCABR6l 浙江人学博{：学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究在纯厌氧生物反应器中磷素去除的两个主要途径是吸附沉淀和细胞合成。由于反应器运行达到稳定后，细胞合成速度恒定，因此出水中TP浓度主要是由吸附剂(污泥)特性和污水pH所决定。实验结果表明，出水中的TP相对比较稳定。另外在HRT为48h时TN和TP去除量的比为6．5，而当HRT为18h时它们的比下降到3．5。如果仅考虑细胞自身合成作用除磷，去除的TN／TP的比例应该和细胞组分中的N／P一致，而实际去除的TN／TP的比例要小于细胞组分中的N／P(5～7)(Rittmanneta1．，2004)。因此这也证实TP的去除途径可能不仅仅是细胞合成，还可能一部分P是被污泥吸附沉淀而去除。：土fT砌}锄扇沥一荔；扇肉豳圜48HRT(h)图4．7HRT对TN和TP去除的影响Fig．4-7EffectsofHRTonT_NandT-Premoval4．2．2．3腐植酸的去除天然水体中腐植酸的含量一般在几mg／L到几十mg／L之间(Moliner-Martinezefa1．，2006)。研究表明，天然水体中的腐植酸是消毒副产物三氯甲烷类物质(THMs)的前体(Bratskayaeta1．，2004)，受腐植酸污染的饮用水是大骨节病致病的主要环境影响因素之一(MoriguchietaL，2005)。腐植酸是一类大分子难降解有机物的总称，其降解动力学速率要远小于其它简单基质，但在厌氧条件下仍旧能够被缓慢降解(Barkereta1．，2000)。研究表明吸附作用是污泥对腐植酸短期去除的主要机理(Zhou，1992)。62一(p。，E)|、Z卜9一一口，E≤N上9，爵篮南罨娑d上融嚣一≮器棼z．L衢处侣竹0O柏∞加伯08842D^掌～静蟹≮z卜^窖-融餐≮山卜正Ez．L 浙江大学博十学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究由图4．8可知，CABR反应器在进水腐植酸浓度为2．96-3．91mg／L的条件下，其去除率为51．96～70．46％。随着HRT由48h缩短至18h，出水腐植酸浓度由1．04+0．1lm∥L提高至1．51+0．32mg／L。试验结果表明，在腐植酸与污泥接触初期，吸附可能是腐植酸去除的主要途径。但通过4个月的运行，腐植酸的去除效果基本稳定，因此推测在腐植酸被厌氧污泥吸附后会产生缓慢降解或与污泥中的某些离子结合成沉淀而沉积在反应器底部。尽管CABR反应器对水体腐植酸有一定的去除作用，但限于厌氧污泥本身也含有大量的腐植酸，因此其出水腐植酸浓度还是相对较高(约为ling／L)，这说明单纯采用厌氧生物工艺无法完全消除腐植酸在水体种形成“三致”物质的风险，还需要结合其它手段(NaffrechouxetaI．，2003；Seidaeta1．，2000)去除水体腐植酸。HRT(h)图4-8HRT对腐植酸去除的影响Fig．4-8EffectsofHRTonhumicacidremoval4．2．2．4卫生指标由表4．2可知，CABR反应器对总细菌数没有明显的去除效果，但对粪大肠杆菌去除效果显著，去除率达到99％左右，不过其出水仍旧没有达到安全排放标准(国家环保总局，1992；国家环保总局，2002)。CABR反应器在HRT为48h时，对于蛔虫卵的去除率高达98．9％，且去除效果优于HRT24小时(去除率为83．75％)时的去除效果。对于粪大肠杆菌较好的去除效果主要是由于CABR反应器的内部环境条件 浙江大学博十学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究不适合其存活。大多数大肠杆菌是好氧菌，因此不能长时间存活在厌氧条件下。还有一部分大肠杆菌是兼性厌氧微生物，但是它需要有硝酸盐代替氧气的情况下才能存活(Berteroela1．，2003)。本研究中CABR反应器内部既没有氧气，硝酸盐含量也很低，因此大肠杆菌难以在该反应器中存活。蛔虫卵平均尺寸要大于大肠杆菌，一般在45×609m左右，因此沉淀和过滤可能是蛔虫卵去除的主要机理。在短的HRT下，即比较高的上升流速下，蛔虫卵很难被沉淀完全。综合以上试验结果及分析可知，厌氧生物处理技术尽管能在一定程度上去除一些致病微生物，例如粪大肠杆菌，蛔虫卵等，但是其出水还需要后续消毒工艺来保证安全性。表4-2CABR反应器对致病微生物的去除效能(n=3，mean4-S．D．)!垒!!宝兰：；垦宝i旦!!1211垒曼翌i!翌!i21竺曼i￡垒!垒翌呈!Z!曼!￡璺坚i曼12坚!!竺!i旦墨!!宝宝兰P曼!!巴宝翌!指标⋯一瓢⋯-·H堕：散⋯⋯蕊∥⋯⋯蘧∥⋯黔淼⋯⋯丢蕊；～麓怒(5．03土3．78)×106(1．14士o．94)×10677．35％(4．57+3．06)×1060．90士o．85)x10658390／0蕊嚣篙(1．55士1．69)xl07(2舢64)×10499．82％(3．97士2．46)×106(2．77士0．64)x10499．3慨，，粤91、48．33士70．95i．67±2．8998．97％133．33士67．8821．67士20．8283．75％4．2．3污染物归趋途径分析根据上述结果，作为电子供体的有机物去除可分为两部分，一部分用于细胞合成，一部分用于产生代谢活动所需的能量，可用下式表示：乃+必=J(4—5)式中：角和压分别代表用于产生能量和用于细胞合成的电子供体。根据化学工程手册可以计算出在28℃和1atm下，lL水中能够溶解约15ml甲烷(Hueta1．，2006)。在本试验中，由于反应器体积较小，进水浓度相对较低，加上很大一部分沼气溶于出水中，因此基本上没有收集到甲烷气体，但在每一格室的上层气相中能够测出一定含量的甲烷。根据另外一个CABR中试反应器(体积约2m3，HRT为24h，每天产沼气约15～20L)的运行情况及沼气产生量推算，R2反应器每天产生的沼气量约为0．14～0．18L，折算成COD约为217～280mg(假定CH4含量为60％，温度为28。C)，因此转化为CH4部分有机物少于COD容积去除率的5％，可以忽略不计。 浙江火学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究进水TCOD主要包括两部分：可溶性COD和颗粒COD。进水中颗粒COD以SS的形式存在，这部分形态的COD首先被CABR反应器截留，经水解转化成小分子有机物后进一步转化成细胞物质或沼气。出水COD也分成可溶性COD和颗粒COD两部分。其中颗粒COD包括两部分：原始进水中的颗粒COD以及由于生物膜脱落等原因被出水带出的微生物残体。当CABR反应器运行达到稳定时，脱落的污泥并不会很多，从而可以认为出水中的颗粒COD均来自原始进水中的颗粒COD。因此消耗的基质就可以采用进、出水TCOD之差来计算。另外，根据出水中VFA的检测发现大部分SCOD以乙酸形式存在。由上面的分析可以作出如下四个假设：1)消耗氨氮的主要途径是细胞合成；2)生活污水的中间发酵产物为乙酸，转化为甲烷的这部分COD忽略不计；3)当反应器稳定运行时，忽略由于生物膜脱落等原因造成的出水SS；4)生活污水的分子式假定为CloHl903N(RittmanetaL，2001)。勋：吉c02+丢嬲g倒仃一吉凹，c盼+昙印(4-6)Rc：詈c02+去删+1zuHCO；+H++g一—一去C5马D：Ⅳ+云日：D(4-7)Rd：击Cl。q。03N+9H：D—_未cD2+嘉删+1)uHC03+日++P一(4-8)feRa4-fsRc一只d=feRa+(1一声)Rc一只dj嘉c，q。QN+‘丽81一丽67乃)cD2+‘而3一面1乃)阍j+(嘉+3)Hco；=lfeCH3C00一+去(1一fe)C，HT02N+‘而1乃一1-急)H：D(4-9)式中：Ra表示电子受体半反应；IM表示电子供体半反应；Rc表示细胞合成半反应。根据细菌细胞的经验分子式(CsH702N)可知，由去除氮素的量来计算合成细胞的量，从而来推算出生活污水中用于细胞合成的有机物的量。最终的计算公式如下：65 浙江大学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究力：1—6。8571PT-U—PTr：OD踟=(TAr)m一(科)。圳f4-10)(4-11)PrcoD=(TCOD)加一(TCOD)踏,(4-12)式中例)加和仃M。叫分别代表进出水的TN浓度(mg／L)；(ZCOO)加和a"COO)o．,分别代表进出水的TCOD浓度(rag／L)：PTN和RTCOD分别表示TN和TCOD去除的量(mg／L)。表4．3是根据式(4．10)计算启动阶段及每一个稳定运行阶段的fe和fS。从表中可以看出，在启动阶段，平均有63％的有机物被转化为细胞物质。当反应器启动完成后，大部分的有机物被用来进行微生物生理代谢，而只有小部分的基质被用来转化成细胞物质，且随着HRT的减少，基质相对越来越充足，被用来合成细胞的基质所占比例从42％(HRT=48h)降低至22％(HIⅡ=18h)。图4-9反映了不同阶段吸附在填料表面的生物量，表明反应器在启动阶段污泥增长较快，而在稳定运行阶段污泥浓度的变化不大，这与表4．3的计算结果基本吻合。表4-3不同阶段基质的去除途径(n=3，mean4-S．D．)运行阶段时间fefs4．2．4CABR反应器微生物演变规律及多样性分析4．2．4．1三大厌氧菌群演变情况发酵细菌、产氢产乙酸细菌和产甲烷细菌的MPN计数结果如图4—10，启动1个月后，发酵细菌和产氢产乙酸细菌浓度均是大量增长，与接种污泥相比均要增加2～3个数量级。但是当启动完成进入稳定运行阶段后，这两类细菌的浓度却明显下降，在第4个月时，发酵细菌和产氢产乙酸细菌在每克污泥中浓度最低，甚至低于接种污泥1~2．个数量级。而产甲烷细菌则相反，在第一个月时，仅反应器前半部分的浓度略高于接种污泥，而后半部分还低于接种污泥中的产甲烷细菌66 浙江大学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究数量，随着运行时间的延长，产甲烷细菌的数量逐渐增多，到第4个月时，数量高达106MPN／gVSS。NEoo’E刨鹾婺霎酬图4-9CABR反应器填料生物膜浓度变化Fig．4-9EvolutionofthebiofilmconcentrationinCABR就反应器的沿程变化而言，总体上各类微生物都是呈逐步下降趋势，但对于发酵细菌和产氢产乙酸细菌而言，启动初期反应器的第一格室却往往不是微生物浓度最高的格室，而第二格室是微生物浓度的最高峰。但当稳定运行后，三大微生物细菌之间建立了生态平衡，微生物的浓度基本上按照基质浓度高低沿反应器水流方向逐格下降。从三大类群厌氧微生物种群的变化规律以及有机物去除情况分析，CABR处理低浓度生活污水在启动初期，尽管有机物去除率提高较快，但可能很大一部分被用于微生物的合成，而非通过产甲烷途径进行能量代谢。因此在启动初期，发酵细菌和产氢产乙酸细菌增长较快，而产甲烷细菌数量却相对变化不大。当反应器真正进入稳定运行阶段时，需要三大类群厌氧微生物之间建立起一个稳定的生态平衡。根据4个月后的微生物浓度变化可知，当三大类群厌氧微生物达到平衡时，三者之间的数量差异为1／10左右，基本符合生态学上能量传递的1／10定律。67 浙江人学博十学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究12万⋯09>8．呈，Z正6乏旦420∞>PZ也芝、一9∞t,9>9Z正=、一9——接种}‘泥臣勿1个H圆2个H圆4个H——接种i‘沈臣勿1个H区图2个q驳豳4个H12341210箔8>96Z正善4西2O561234格窀56格窒——援种污泥臣Z刁1个H区≤四2"OH圆41-H——摇种污_iJl三呸刁1个爿区≤习2个H霞囝4个爿——接种污泥E冱刁1巾川&S竭2个Jj圆4个H格1毫∞1．0>a’Z正芝’一旦∽c，)>．9Z皿芝、-一．殳"——接种{t0￡(：2Z刁1铲J{匹：；图2个月匹l圈4个H图4．10三大类群厌氧微生物变化规律Fig。4—10Variationofthreemetabolicgroupsofanaerobes4．2．4．2厌氧微生物的多样性分析Dicecoefficient(Cs)可量化表征DGGE图谱中两泳道之间的相似程度，Cs值越大表明相似性越高、差异越小。对CABR反应器运行1个月、2个月和4个月三个阶段的污泥样品进行PCR．DGGE分析得到的DGGE图谱相似性见表4—4。 浙江人学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究结果表明不同运行阶段的微生物多样性呈现了显著的差异性。而对于每个阶段CABR反应器内不同格室之间的污泥样品而言，相似性极高，没有出现明显的相分离现象(图略)。33’22’1ll’1’OCK。蕊辎螨期劳期麓嗍黔硼期黟黟瑚尊螂，#{默。i翻蕊警鬈鬃獭A一缫攀囊赫警擘三量·-一5三墓-Po一1l30％变性剂浓度65％·—一12(均为CABR反应器第二格室样品。Lane0：接种污泥，Lane17：1个月底部絮状污泥：Lane1：1个月填料生物膜；Lane27：2个月底部絮状污泥：Lane2：2个月填料生物膜：Lane37：4个月底部絮状污泥；Lane3：4个月填料生物膜)图4-11CABR反应器内微生物演替规律DGGE图谱Fig．4-11DGGEprofilesof16SrDNAfragmentsobtainedfromCABR从图4．11可知，CABR反应器运行各阶段污泥样品的微生物种群变化显著，接种污泥中大部分条带消失，并出现新的特异性条带，总体而言，微生物多样性先下降而后上升。条带12在运行1个月和4个月的污泥样品中较为明显，而在运行2个月的污泥样品中却亮度较弱。条带10代表的微生物可能是运行2个月的污泥样品中的优势均群。从相似性Cs值角度分析，运行1个月和运行4个月与接种污泥的相似性较高，运行2个月的污泥样品与其它样品的相似性均较低。比较填料生物膜和反应器底部絮状污泥的DGGE图谱可知，尽管两种样品的条带相似性很高，相似性Cs值均在76％以上。但仔细比较还是略有差别，例如 浙江大学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究运行1个月的生物膜样品图谱上条带1、条带5和条带8较为明显，而在同一时期的絮状污泥中却基本没有这些条带，说明CABR反应器内部的生物膜和底部絮状污泥的微生物群落结构有所差异，但其微生物多样性相差不多。聚类分析过程中发现，用WPGMA算法和UPGMA算法做出的系统树状图(图略)与图4．12几乎一致，差异性很小。这说明用系统树状图来说明不同样品之间微生物群落的同源性，虽然计算方法不同，但结论基本一致。结果表明底部絮状污泥与接种污泥的同源性要高于生物膜与接种污泥的同源性，这可能是因为接种污泥取自厌氧消化池，也属于悬浮絮状污泥，与生物膜中的微生物种群有较大差异。表4-4DGGE图谱相似性分析(Cs)Table4．4DiceCoe伯cient(Cs)comparingthesimilaritiesofDGGEfingerprints泳道011’22’33’O11’22’33’100．058．5100．O75．476．2100．O36．630．742．5100．028．826．539．778．9l00．068．862．670．236．931．9100．071．466．682．143．740．979．6100．0O．oo0．200．400．801．00图4．12DGGE图谱的聚类分析Fig．4·12ClusteringanalysisofDGGEpattern4．3本章小结(1)在284-l℃及HRT48h的条件下，CABR反应器需要3周左右才能完成启动。启动成功的标志不仅可以从TCOD的去除效率上反映，还可以通过反应器70Ⅸ∥2103r∥ 浙江人学博士学位论文第4章CABR处理生活污水启动特性及运行效能研究沿程的pH和碱度的变化趋势来体现。CABR反应器稳定运行时，出水TCOD、SS等指标均能达到《污水综合排放标准中》(GB8978．1996)的一级排放标准，但对营养元素(N、P)的去除效能较差，可能存在出水不达标现象。(2)CABR反应器HI玎对SCOD的去除率影响不大，但出水的SS会随HRT的减少而增加，进而影响TCOD的去除率，TCOD的去除率由HRT48h时的79％下降至HRT18h时的69％。(3)CABR反应器在整个运行过程中去除的TN／TP比在3．5～6．5之间，略低于细胞物质中N／P的比例。在启动阶段中约有63％的基质被用于细胞合成，而当反应器进入稳定运行期后，大约只有1／5的基质被用于维持细胞合成。(4)CABR反应器对水体腐植酸的去除效率在51．96～70．46％，随着HRT的缩短，出水腐植酸呈上升趋势。单纯采用厌氧生物工艺无法完全消除腐植酸在水体中形成“三致”物质的风险。(5)CABR反应器对于致病微生物有较好的去除效果，对粪大肠杆菌和蛔虫卵的去除率最高分别可达99．82％和98．87％，但仍需后续的消毒措施保证其出水的安全性。(6)在启动初期首先是发酵细菌和产氢产乙酸细菌的大量增殖，而当运行至4个月左右时产甲烷细菌数量才有较为明显的增加，而发酵细菌和产氢产乙酸细菌的数量反而有所下降，最终达到稳定运行阶段时，三大类群厌氧微生物之间的数量差异约为1／10。(7)总体而言，CABR反应器内微生物的优势种群随着运行阶段的变化而有所变化，污泥中微生物多样性先下降后上升；反应器不同部位的微生物相似性较高，没有出现明显的相分离现象；底部絮状污泥与接种污泥的同源性要高于生物膜与接种污泥的同源性。7l 浙江大学博_f．学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究当环境条件和运行参数发生改变时，整个系统的运行性能是否会发生很大波动是判定反应器抗负荷冲击性能强弱的主要依据。负荷冲击不仅可引起基质降解转化程度降低，使出水水质恶化，还可导致中间代谢产物累积，形成恶性循环甚至造成反应器酸败(Chuaeta1．，1997)。这主要是因为微生物对基质的转化能力存在极限，这种极限一般由基质生物降解限速步骤的微生物数量和活性决定。实际分散式生活污水处理设施一般很少设置调节池，因此负荷冲击在所难免。不过如果设计上没有缺陷，一般这种负荷冲击的持续时间不会太长。但对于一个污水处理系统，无论是否发生负荷冲击，其出水水质均需稳定达到排放标准。在实际污水处理工程中，反应器的稳定性要比高效性更为重要，抗冲击负荷强的反应器是保证污水达标处理的关键。先前已有学者研究了厌氧生物反应器处理高浓度有机废水的负荷冲击研究(Borjaeta1．，1994；Convertieta1．，1993；DenacetaI．，1988；Guioteta1．，1989；Xingeta1．，1992)，但却很少有关于不同温度下厌氧生物反应器处理低浓度污水的负荷冲击研究报道，因此对其抗冲击机理有待进一步研究。本试验的重点是研究不同温度下，水力、水质负荷冲击对CABR反应器处理低浓度生活污水的影响。试验主要从宏观运行性能、中间产物积累情况、微生物微观活性以及溶解性微生物产物(SMP)变化等几方面对抗冲击性能进行系统研究和机理分析。5．1材料与方法5．1．1试验装置及接种污泥同第四章4．1．1和4．1．2。 浙江大学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究5．1．2污水水质为更稳定和方便地控制试验条件，确保试验数据的可信度，本试验采用优化配置的模拟污水，污水组成见表2．5。模拟污水按照设定流速通过蠕动泵泵入反应器进水口。根据浙江省的生活污水水质调查结果，设定进水TCOD浓度为300、450和600mg／L，分别代表浙江省内典型低、中和高浓度生活污水水质。5．1．3试验方法CABR反应器在28士l℃的恒温室中经过近4个月的运行后，总TCOD去除率达到69．44-3．4％左右。然后用模拟污水替换实际生活污水，并稳定运行一个月，最终出水TCOD达到50mg／L左右，在此基础上分别进行了284-l℃、184-l℃和10士1℃三种温度状态下的水力负荷和水质负荷的冲击试验。每一温度下的基准运行条件：进水TCOD浓度为300mg／L，HRT为l8h。在保持HRT18h不变的情况下，通过改变进水TCOD浓度(450mg／L和600mg／L)来进行水质冲击试验；在保持进水TCOD浓度为300mg／L不变的情况下，通过改变HRT(12h和9h)来进行水力冲击试验。每次冲击试验持续的时间为2倍HRT，每完成～次冲击试验后均需调回至基准运行条件(进水TCOD浓度为300mg／L，HRT为18h)下连续运行10天，以使反应器恢复原有运行性能，便于不同冲击条件下运行性能的相互比较。5．1．4测定项目与方法5．1．4．1普通化学指标pH，碱度，固体悬浮物(SS)，化学需氧量(TCOD及SCOD)和VFA同第四章4．1．5。5．1．4．2葡萄糖浓度测定 浙江大学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究葡萄糖采用高效液相色谱法测定(岛津)，色谱柱为PolyspherOHHY柱，柱温35。C，流动相为0．005mol／LH2S04，流速为0．5ml／min，检测器为RID．10A折光示差检测器，进样量为1009l(Aquinoeta1．，2003)。5．1．4．3污泥脱氢酶活性测定取2ml污泥(反应器底部污泥直接取2ml，对于填料污泥每一格室上、中、下各取2个竹球，剪碎后加入50ml蒸馏水及若干玻璃珠剧烈振荡，然后离心去除上清液后浓缩至2ml泥水混合液)，依次加入"Iris．HCl缓冲液、O．1mol／l葡萄糖液、O．5％TTC各2ml，置入37+1℃恒温水浴中培养4h，取出，加2滴浓硫酸终止反应，准确加入5ml甲苯，振摇，在4000rpm下离心5min，取有机溶剂层在492nm处比色。在上述条件下，将1h产生ll,tgTF的量定义为一个酶活力单位(朱南文等，1996)。5．1．4．4SMP的计算由于SMP到目前为止也没有办法直接测定，因此根据以往的文献报道(BarkerandStuckey,1999；Kuoeta1．，1996a；Nachaiyasiteta1．，1997；Schienereta1．，1998)，SMP的定义如下：SMP=SCOD--1．OZCHAc)--1．51删--1．S2CHbu)--1．07俺M(6-1)式中：HAc表示乙酸(mg／L)，HPr表示丙酸(me／L)，Hbu表示丁酸(me／L)，Glu表示葡萄糖(me／L)。系数1．07，1．51和1．82分别是将这些挥发性脂肪酸和葡萄糖转化成COD的转化系数。5．1。4。5示踪剂的测定以氟离子作为示踪剂，测定方法为氟离子选择电极法(CastelainelaL，1997；国家环保总局，1997)。5．1．5数据处理所有试验数据采用Microsoft@Excel和SPSS@forWindows@统计软件进行 浙江人学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究OneWay．ANOVA检验、LSD差异分析等统计分析和图表制作。5．2结果与讨论5．2．I冲击持续时间的确定对于厌氧生物反应器处理低浓度污水而言，冲击持续时间选择越短，越能够表现出反应器抗冲击性能的真实表现，但如果冲击持续的时间过短，则易被反应器内原有污水的稀释作用所掩盖。因此需要在能够排除干扰的情况下，尽可能选择短的时间作为短期冲击持续时间。理论上对于理想平推流和全混合反应器而言，分别需要过l倍的HRT和3倍的HRT才能完全置换出反应器中原有的污水(Floraeta1．，1995)，而实际反应器的流态一般都是处于这两种理想反应器之间。1．0O。8oQ0．6oO．4O。2O．O’．．以n曲台西o∞．^尽甜一一．D扩甘U·迅。暑昙口HRT_18h。EloHRT=12h。气△△HRT=9h口△·‰。。且△．。．。．。O123e图5-1不同HRT下出水示踪剂浓度随时间的变化Fig．5—1VariationofeffluenttracerconcentrationatdifferentHRTs在进水中添加示踪剂，然后在3个HRT下分别测定出水示踪剂浓度，结果详见图5．1。在3个HRT下均大约经过2倍HRT时间后，反应器内95％的原水能够被替换掉。因此本文认为在本冲击试验研究中选用2倍HRT作为短期冲击的持续时间较为合适，既能反映短期冲击对反应器造成的影响，又能基本排除反应器原水稀释作用的干扰。76 浙江大学博{：学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究5．2．2CABR反应器抗水力冲击性能研究5．2．2．1短期水力负荷冲击对TCOD去除的影响由图5-2(a)和表5—1可知，运行温度为28℃时，CABR反应器在基准运行条件下的出水TCOD为51mg／L，在2种HRT(12h以及9h)冲击下，整体运行状况良好。由水力冲击对CABR反应器的沿程TCOD去除影响可知，CABR反应器在HRT为18h基准条件稳定运行时，受到1．5倍水力冲击(相当于HRT12h)24h后，第1格室的TCOD去除率由基准运行条件时的74．86％下降至48．20％，但经过后续5个格室作用的弥补，反应器最终出水TCOD仅为53mg／L。而当CABR反应器在基准运行条件下受到2倍水力冲击18h后，出水TCOD浓度由51mg／L上升到89mg／L，但仍低于国家排放标准限值要求(100mg／L)(国家环保总局，1996)。300200100图5．2不同温度下HRT短期冲击对CABR反应器TCOD去除的影响Fig．5-2EffectofHRTsOnTCODremovalinCABRatdifferenttemperatures一]，oE一凸oU卜一≤oE—ooo卜一]，aE—ooo-L 浙江人学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究从沿程TCOD变化曲线分析，28*(2基准运行条件下，CABR反应器第1格室中的污水TCOD就已经在排放标准限值(100mg／L)以下，而当受到1．5倍和2倍水力冲击时，TCOD达到排放标准的格室分别滞后到第3格室和第5格室(图5-2(b))。表5．1不同温度不同HRT下CABR反应器TCOD去除率Table5-1TCODremovalefficiencyoffinaleffluentinCABRatdifferentHRTsandtemperatures在温度为18℃的基准运行条件下，CABR反应器沿程的TCOD变化规律与28"(2时类似，第1格室中的污水TCOD也低于排放标准限值。且在18℃下2种HRT(12h以及9h)水力冲击对CABR反应器去除TCOD的影响也与28℃时基本相似。但CABR反应器在基准条件下稳定运行时，受到2倍水力冲击18h后，最终出水的TCOD浓度高达113mg／L，超过了国家排放标准限值要求。而当温度为10"(2时，除了基准运行条件下CABR反应器的出水TCOD(98mg／L)低于排放标准外，2种水力冲击条件下的出水TCOD均超过-y"丰IIE放标准(图5-2(c))。5．2．2．2短期水力负荷冲击对VFA的影响由图5-3(a)可知，CABR反应器在28"C基准条件(即HRT18h)下稳定运行时，受到1．5倍和2倍水力冲击(即HRT12h和9h)24h和18h后，第6格室的VFA浓度由基准运行条件的8mg／L分别提高至12mg／L和22mg／L。不过VFA含量基本沿着水流方向逐格下降，但这种逐格下降的幅度随着冲击强度的增加而逐渐变小，并且VFA的含量逐渐提高。在这两种水力冲击条件下，各个格室的VFA组成成分均为乙酸。CABR反应器在18"(2基准条件下稳定运行时，受到1．5倍和2倍水力冲击24h 浙江大学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究和18h后，第6格室的VFA浓度由基准运行条件的10mg／L分别提高至15mg／L和27mg／L(图5-3(b))。而且受水力冲击后沿程VFA变化趋势和组成成分与28*(2时的相应冲击条件下的结果基本类似，也是沿着水流方向逐格下降，且主要成分也都为乙酸。图5．3不同温度和不同HRT下VFA的沿程变化Fig．5-3VariationofVFAalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandHRTs10℃下运行时，CABR反应器在受到1．5倍和2倍水力冲击24h和18h后，第6格室的VFA浓度由基准运行条件的36mg／L分别提高至50mg／L和66mg／L(图5-3(c))，且其VFA的沿程变化与上两个运行温度(18"(2和28。C)受到冲击时的变化完全不同。在10"(2的基准运行条件下，CABR反应器中VFA的浓度沿着水流方向先增加后下降。当反应器受到1．5倍和2倍水力冲击(相当于HRT由18h缩短至12h和9h)时，VFA的浓度均沿着水流方向逐格上升。并且CABR反应器在HRT12h的冲击下前两个格室和HRT9h的冲击下的所有格室均含有一定浓度的丙酸(<5mg／L)。5．2．2．3短期水力负荷冲击对SMP的影响图5．4和图5．8表明，SMP最大产量出现在CABR反应器的第1格室居多。根据SMP的定义式(式5．1)，有一部分未被水解成小分子有机酸的基质也被计算成SMP(Barkereta1．，2000)，特别是在低温运行或高浓度进水时，由于反应速率较慢以及泥水接触时间不够等原因可能导致计算误差较大。因此在本研究中按照反应器后面3格的SMP平均值代表整个反应器的SMP可能更为合理。从图5-4和表5．2中可知，CABR反应器在28℃基准条件(即HRT18h)下79 浙江人学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究稳定运行时，分别受到1．5倍和2倍水力冲击(相当于HRT由18h缩短至12h和9h)24h和18h后，SMP含量由12．61mg／L分别增加至14．79mgn_,和24．37mg／L。另外，无论是基准运行条件还是受到2种水力冲击条件下，其SMP／SCOD比值均随着反应器水流方向逐渐增加。CABR反应器在18"C基准条件下稳定运行时，分别受到1．5倍和2倍水力冲击24h和18h后，SMP含量急剧增加，从基准运行条件的18．22mg／L分别增加至44．29mg／L和41．10mg／L。受到2种HRT冲击条件，其SMP／SCOD比值也是随着反应器水流方向均逐渐增加。但是值得注意的是CABR反应器在这个温度下受2倍水力负荷冲击产生SMP含量比受到1．5倍水力负荷冲击时反而略有下降。表5-2不同温度不同HRT下SMP的整体变化(n=3，mean4-S．D．mg／L)Table5-2VariationofunitarySMPatdifferenttemperaturesandHRTsintheCABR当运行温度为10℃时，基准条件下运行的CABR反应器SMP含量也较28℃和18。C时有显著提高，约为40．57mg／L。CABR反应器受到1．5倍水力冲击(HRT为12h)24h后，所产生的SMP高达52．22mg／L：而当冲击更为剧烈时(2倍水力冲击)，反应器的SMP含量反而有所下降，为42．16mg／L。与28℃和18。C运行时不同的是，受到2种HRT冲击条件，其SMP／SCOD比值也是随着反应器水流方向均逐渐下降。 浙江大学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究J’、零、√o∽芷乏09J’、零、-一o∞也芝∞，。、零、‘一oc，)n乏c，)图5．4不同温度不同HRT下SMP的沿程变化Fig．5-4VariationofSMPalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandHRTs5．2．2．4短期水力负荷冲击对脱氢酶的影响由图5．5(a)可知，水力冲击对28。C下运行的CABR反应器内部微生物脱氢酶活性的整体影响较小，2种水力冲击条件下(即HRT为12h和9h)脱氢酶活性与基准运行条件下(即HRT18h)相比，差异均不显著(成对二样本，P>O．05)，平均脱氢酶活性为600lagTF／(gVSS．h)左右。8l 浙江大学博十学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究在运行温度为18℃时，2种水力冲击条件下污泥的脱氢酶活性与基准运行条件下相比，产生了明显的差异(图5-5(b))，水力负荷冲击越剧烈，污泥的脱氢酶活性越差。在1．5倍和2倍水力冲击下，CABR反应器内部污泥的脱氢酶活性约比基准运行条件下分别下降了20％和48％，平均仅为464pgTF／(gVSS‘h)和303J_tgTF／(gVSS‘h)。IO。C时，CABR反应器在基准运行条件下的污泥脱氢酶活性较低，平均仅为306I．tgTF／(gVSS·h)(图5-5(e))，当受到1．5倍和2倍的水力冲击时，脱氢酶活性进一步下降，最低仅为203pgTF／(gVSS．h)。图5-5不同温度和不同HRT下脱氢酶的沿程变化(上部代表填料污泥，下部代表悬浮污泥)Fig．5-5VariationofDHAalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandHRTs从脱氢酶活性在CABR反应器中各个格室的分布来分析，温度大于18℃时无论是基准运行条件还是冲击条件下，最大污泥脱氢酶活性绝大部分都是出现在第1格室；而当运行温度为10℃时，最大脱氢酶活性大部分出现在反应器的第2格室甚至滞后至第3格室。∞o∞∞o864286础2一一c．∞∞>西一芷．L西11一一一c．∞∞>西一、L-L西j一一一c．∞∞>西一、kJ_西T1一溢≮簦落≮美鞋≮罄 断江人学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究5．2．3CABR反应器抗水质冲击的性能研究S．2．3．1短期水质负荷冲击对TCOD去除的影响由图5-6(a)和表5．3可知，在28。C运行的CABR反应器对本试验所采用的2种浓度的水质冲击均有较优的TCOD去除效果。与基准运行条件相比，最终出水rCOD之间差异不显著，均为50mg／L左右。CABR反应器在基准条件下运行时，分别受到1．5倍和2倍水质(相当于进水TCOD为450mg／L和600mg／L)冲击36h后，最终出水TCOD去除率分别由基准运行条件下的83．10％提高至88．74％和91．38％，且第一格室的TCOD去除率由基准运行条件的74．86％分别下降至58．68％和59．47％。污水TCOD浓度达到排放标准限值(100mg／L)以下的格室也由基准运行条件下的第1格室分别滞后到第3格室和第5格室。18℃时，CABR反应器在基准运行条件下以及受到1．5倍水质冲击(即进水rCOD为450mg／L)36h后，出水TCOD均在排放标准限值以下(图5-6(b))。当受到2倍水质(即进水TCOD为600mg／L)冲击36h时，出水TCOD浓度略微超过了100mg／L的排放限值。CABR反应器在18。C基准运行条件下的第1格室污水TCOD去除率为70．26％，且已低于排放标准限值(100mg／L)。受到1．5倍水质负荷冲击时，第1格室的TCOD去除率下降至56．24％，一直到第5格室，TCOD才达排放限值。而当受到2倍水质冲击时，第l格室TCOD去除率仅为47．30％，一直到出水，TCOD浓度仍高于排放标准限值。CABR反应器在10℃运行时，基准运行条件下的出水TCOD(98mg／L)仍低于排放标准(图5-6(c))。但在受到1．5倍和2倍的水质冲击36h后，CABR反应器出水TCOD浓度均超过了排放标准限值，第1格室的TCOD去除率分别仅为Z6．62％和36．OO％。83 浙江大学博仁学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究图5-6不同温度下进水浓度短期冲击对CABR反应器TCOD去除的影响Fig．5-6EffectoffeedconcentrationsonTCODremovalinCABRatdifferenttemperaturesconcentrations表5．3不同温度不同进水浓度下CABR反应的TCOD去除率Table5·3TCODremovalefficiencyoffinaleffluentinCABRatdifferentHRTsandfeedconcentrations5．2．3．2短期水质负荷冲击对VFA的影响由图5-7(a)可知，CABR反应器在28"C运行时，受到水质冲击越大，出水VFA含量也相应越高。不过从沿程变化可知，无论是基准运行条件还是水质冲击条件下，VFA均是随着水流方向逐格下降，最大VFA的浓度均出现在CABR反应器的第l格室。CABR反应器在基准运行条件和受到1．5倍水质冲击36h后，各个一]，oE—ooo卜一]，西E一凸oo卜一]，西E—ooo．L 浙江大学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究格室的VFA的主要成分均为乙酸。当CABR反应器在基准运行条件下稳定运行时，受到2倍水质冲击(即进水TCOD为600mg／L)36h后，前5个格室中均能检测到丙酸(<18mg／L)，并且在反应器的前2个格室中还能检测到丁酸(<17mg／L)，但在第6个格室中的VFA成分均为乙酸。CABR反应器在18"(2基准条件下稳定运行时，突然受到1．5倍和2倍水质冲击(即进水TCOD浓度为450mg／L和600mg／L)36h后，第6格室的VFA浓度也从基准运行条件下的10mg／L分别提高至36mg／L和45mg／L(图5-7(b))。在受到1．5倍水质冲击36h后，CABR反应器的前3个格室均能够检测到一定量的丙酸和丁酸，但从第5格室开始VFA均由乙酸组成。在受到2倍水质冲击36h后，CABR反应器第l格室的丙酸浓度占了总VFA的42％左右(约为44mg／L)，且在出水中还能检测出7mg／L的丙酸。CABR反应器在10℃基准运行条件稳定运行时，突然受到1．5倍水质冲击36h后，第6格室的VFA浓度也从基准运行条件下的36mg／L分别提高至52mg／L，第1格室的丙酸含量大大增加，占了总VFA的47％，最大VFA浓度出现在第2格室(图5-7(c))；当受到2倍水质冲击时，第6格室的VFA浓度也从基准运行条件下的36mg／L分别提高至65mg／L，第1格室的丁酸浓度成倍增长，约占到总VFA的26％，且也是以第2格室的VFA浓度为最高。图5．7不同温度不同进水浓度下VAF的沿程变化Fig．5-7VariationofVFAalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandfeedconcentrations5．2．3．3短期水质负荷冲击对SMP的影响85 浙江人学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究从图5．8和表5．4可知，CABR反应器在28℃基准条件下稳定运行时，突然受到1．5倍和2倍水质冲击(即进水TCOD浓度为450meflL和600mg／L)36h后，CABR反应器的SMP浓度由基准运行条件下的12．61mg／L分别急剧上升至41．37mg／L和38．32mg／L。由成对二样本比较可知，对两种水质负荷冲击条件下，CABR反应器内的SMP含量差异并不显著(P>0．05)。受到2种水质冲击36h，SMP／SCOD比值仍旧随着反应器水流方向均逐渐增加。CABR反应器在18℃基准条件下稳定运行时，突然受到1．5倍和2倍水质冲击36h后，SMP含量由基准运行条件下的18．22mg／L分别急剧上升至45．54mg／L和49．94mg／L。仅管与28℃时受水质冲击条件下相比，SMP／SCOD的比值整体有所下降，但仍沿反应器水流方向逐渐升高。CABR反应器在10℃基准条件稳定运行时，突然后受到1．5倍和2倍水质冲击36h后，SMP浓度从40．57mg／L分别增加至91．03mg／L和96．99mg／L。SMP／SCOD的比值由基准运行条件下的沿程下降变为冲击后略有上升趋势。表5-4不同温度不同进水浓度下SMP的整体变化(n=3，mean4-S．D．mg／L)Table5-4VariationofunitarySMPatdifferenttemperaturesandfeedstrengthsintheCABR5．2．3．4短期水质负荷冲击对脱氢酶的影响由图5-9(a)可知，CABR反应器在28"C基准条件下稳定运行时，受到1。5倍和2倍水质(即进水TCOD为450mg／l和600mg／L)冲击36h后，污泥脱氢酶活性差异显著，由基准条件下63599TF／(gVSS．h)分别提高至冲击条件下的91499TF／(gVSS．h)和1062肛gTF／(gVSS，”。从污泥脱氢酶活性在CABR反应器中各个格室的分布来分析，基准运行条件时，最大脱氢酶活性出现在CABR反应器的第1格室，而当受到1．5倍和2倍水质冲击36h后，最大脱氢酶活性出现在反应器86 浙江大学博．{二学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究的第2格室，且最高脱氢酶活性高达1253“gTF／(gVSS·h)。-J口’E、-一正乏(，)图5．8不同温度不同进水浓度下SMP的沿程变化Fig．5-8VariationofSMPalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandfeedconcentrations87 浙江人学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究Cc，)1200翥笔9。。装车600呈300．C易1200蓁叁900蒌譬600卜．2300图5-9不同温度不同进水浓度下脱氢酶的沿程变化(上部代表填料污泥，下部代表悬浮污泥)Fig．5-9VariationofDHAalongthechambersofCABRatdifferenttemperaturesandfeedconcentrations18℃运行的CABR反应器，在基准运行条件和两种水质冲击条件下运行时，污泥脱氢酶活性差异并不显著，平均在587-7081．tgTF／(gVSS．h)之间(图5-9(b))，不过都低于28℃相应运行条件下的污泥脱氢酶活性。当运行温度为10℃时，CABR反应器内污泥的脱氢酶活性由基准条件下平均306I，tgTF／(gVSS．h)分别变为冲击条件下的405}tgTF／(gVSS．h)和4981agTF／(gVSS·h)(图5-9(c))。基准运行条件和不同水质冲击条件下，污泥的脱氢酶活性又出现了明显差异。5．2．4CABR反应器抗冲击性能比较分析5．2．4．1抗冲击性能定量判定指标稳定性是反应器的基本性能指标，一个不稳定的反应系统，即使反应潜力再大，其应用价值也大打折扣。在反应器运行过程中，经常出现各种冲击负荷，抗880O0O02963．∞∞>5／u_Lb1避蛹妥 浙江大学博卜学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究负荷冲击能力便成了衡量反应器性能优劣的重要指标。金仁村等(2006)提出采用灵敏度比和均方差比来定量判别反应器的抗冲击能力，提供了一种判定抗冲击能力的定量性指标。灵敏度比：灵敏度是指反应器的工况受操作条件的影响程度，反应器的灵敏度高，其稳定性就差，灵敏度可以由灵敏度比来定量，灵敏度比越大，反应器的工作稳定性越差：s：l堕塑lI(‘一Ib)／LI(5．2)式中：S为灵敏度比；p为冲击时出水基质浓度；ob为稳态条件下出水基质浓度；I，为冲击时的进水容积负荷：，。为稳态条件下进水容积负荷。均方差比：均方差能从某种程度上表征反应器的工作稳定度，均方差比越小，反应器运行越稳定。均方差比口可定义为：口：堕(3，-一3)口=2kJ口l式中瞄口，分别为容积负荷和出水基质浓度的均方差，口指出水基质浓度的变化程度与进水基质的容积负荷的变化程度之比。5．2．4．2CABR反应器抗冲击性能定量比较从CABR反应器的灵敏度比(S)和均方差之比(口)可以看出，随着温度的下降，反应器的稳定度越来越差(表5．5)。不过由于S区分度不高，且易受随机现象干扰，因此相对来说口能够更加准确的反应反应器的稳定性(金仁村等，2006)。在温度较高时，反应器抗水质冲击的稳定性要好于抗水力冲击，而当温度较低时，反应器抗水力冲击的稳定性要好于抗水质冲击的稳定性。5．2．5CABR反应器抗冲击机理探讨5．2．5．1TCOD沿程变化曲线表征抗冲击性能 浙江大学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究表5．5CABR反应器水力冲击和水质冲击的稳定性比较Table5—5ComparisonofstabilityparametersofCABRreactorundershort-termshockingload当CABR反应器沿程TCOD呈现“L”形变化规律，如在28。C基准运行条件下，即第1格室TCOD已经达到排放标准，后面格室的TCOD变化不大时，表明反应器具有～定的缓冲能力。当发生一定冲击时，反应器完全可以依靠后续格室的微生物消耗掉波动部分的有机物，以保证出水TCOD的稳定达标。当受到1．5倍负荷冲击(水力冲击或水质冲击)时，“L”形的TCOD变化曲线逐渐消失，变为逐渐下降趋势，每一格室对TCOD均有去除功能，表明CABR反应器内部“冗余”格室的微生物被激活后开始发挥作用，从而确保了最终出水TCOD未出现明显波动。而10。C基准条件下运行的CABR反应器TCOD沿程变化呈逐渐下降型，到出水才勉强达到排放标准，因此其缓冲性能相对较差，一旦受到冲击时，反应器出水性能会出现急剧恶化。5．2．5．2容积去除率表征抗冲击性能容积去除率是表征反应器内部微生物去污潜力的指标，当进水基质量增加但容积去除率几乎不增加时，表明反应器内部所持留的微生物去污潜能达到了极限，超过这个极限后反应器的运行效能会急剧下降。28。C基准运行条件受到1．5和2倍水力冲击后，CABR反应器的容积去除率分别由基准运行条件下的0．33kg／m3．d上升至冲击条件下的0．49kg／m3-d和0．56kg／m3．d；受到1．5和2倍水质冲击后，CABR反应器的容积去除率上升至冲击条件下的0．53kg／m3．d和O．73kg／m3．d。表明在28。C下CABR反应器无论是对于水力冲击还是水质冲击均有较好的抗冲击性能。由于水力冲击和水质冲击条件下的容积负荷一致，因此也可由容积去除率上初步判定CABR反应器在28。C运行时，抗水质冲击性能要好于抗 浙江人学博上学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究水力冲击性能。当温度为10。C时，CABR反应器在基准运行条件下容积去除率分别为O．27kg／m3．d，当受到1．5和2倍水力冲击后，容积去除率分别为0．39kg／m3．d和0．34kg／m3·d；而当受到1．5和2倍水质冲击后，容积去除率分别提高至0．35kg／m3．d和0．51kg／m3·d。在2倍水力负荷冲击下，CABR反应器容积去除率小于1．5倍水力冲击下的容积去除率表明，在10℃下，HRT9h的水力负荷冲击已经超过了CABR反应器的缓冲能力。而水质冲击后反应器的容积去除率仍能进一步提高，说明CABR反应器能够仍抵抗水质冲击，并正常运行。由此也可判定，CABR反应器在10℃运行时，抗水质冲击性能也要好于抗水力冲击性能。总体而言，当进水基质量增加且容积去除率也相应提高，表明反应器还有～定的缓冲能力；反之，表明反应器负荷冲击已经超过了CABR反应器抗冲击性能，运行性能会急剧恶化。5．2．5．3VFA与碱度表征抗冲击性能VFA是厌氧消化过程中最重要的中间产物，其浓度主要是由产酸细菌与产甲烷细菌之间的平衡决定。当厌氧生物反应器内三大类群厌氧微生物之间达到平衡运行时，VFA含量与碱度之间会保持一个较为稳定的比例，支撑系统pH缓冲性能，保证反应器正常稳定运行。对于厌氧处理高浓度有机废水而言，一般认为这个比值低于O．3～0．4时，反应器的运行处于最优状况(BorjaetaL，1995；Sanchezeta1．，2005)。一旦产酸细菌与产甲烷细菌之间的平衡被破坏之后，就会产生VFA累积，VFA／碱度的比值显著上升，甚至造成反应器酸败。但这个限值可能并不适用于处理低浓度生活污水的厌氧生物反应器。在本试验三个温度的各种负荷冲击条件下，VFA／碱度的比值均在0．05-0．28之间(表5-6和表5．7)。随着温度的下降，冲击程度的加剧，VF～碱度的比值也逐渐增加。结合各个运行条件下的TCOD去除率可知(图5．10)，当CABR反应器VFA／碱度值小于0．11时，TCOD去除率均较为稳定，且大于80％以上；而当VFA／碱度值大于0．14时，CABR反应器的TCOD去除率开始逐渐下降，当VFA／碱度为0．2891 浙江人学博}学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究时，TCOD去除率也低至43％。综上所述，当CABR反应器处理低浓度生活污水受到各种负荷冲击，VFA／碱度的比值小于0．11~o．14时，反应器能够稳定运行，且保持80％以上的TCOD去除率；超过这个比值后，反应器性能就开始下降，比值越大，性能越差。表5-6不同进水浓度下VFA与碱度的比值(mean士SE，n=6)Table5-6RatiosofVFA／alkalinityinalloperationalconditions温度(℃)281810瓤蠹磊TCOD⋯3⋯00⋯45⋯0⋯60⋯0⋯30⋯0⋯450⋯⋯600⋯⋯300⋯4⋯50⋯6⋯00。VFA／r诚度0．05士0．05士0。08士0．07士0．11士O．14-4-0．15士0．22士0．23士O．020．020．060．040．070．020．07表5．7不同HRT下VFA与碱度的比值(mean+SE，n=6)Table5-7RatiosofVFA／alkalinityinCABRatdifferentHRTsandtemperatures运行条件一一H婆R鏖T罟⋯∥⋯2河8h⋯⋯9⋯∥⋯》2⋯9⋯--矿⋯1堕2⋯9⋯()181218118VFA蹴度％苗％嚣％嚣％譬％等％等％嚣％等％等根据先前的文献报道，丙酸一般会产生在启动阶段，负荷冲击或者过负荷运行阶段(Coheneta1．，1980)。根据吉布斯自由能(Rittmaneta1．，2001)可知，丙酸是最难转化为甲烷的挥发性脂肪酸，当消耗丙酸的细菌受抑制时，往往会产生丙酸的累积，因此丙酸的累积可以表征反应器酸败现象的开始。CABR反应器在28℃下受到1．5倍和2倍水力或水质冲击时，出水VFA成分均为乙酸，因此推测这两种负荷冲击没有破坏反应器内三大类群厌氧微生物之间的平衡，依旧能够正常稳定运行。而在IO。C下受到水力冲击和水质冲击时，出水中均能检出丙酸，说明反应器在这个温度下，产乙酸细菌和产甲烷细菌可能均受到了一定程度的抑制，导致了丙酸的累积。 浙江大学博十学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究零錾粕口oI---VFN碱度图5．10VFA／碱度与TCOD去除率的关系Fig．5-10RelationshipsbetweenCODremovalefficiencyandVFA／alkalinity此外，从试验结果还可知，丙酸、丁酸的产生可能还与迸水TCOD浓度密切相关。在低TCOD进水浓度下，很少有长链脂肪酸(至少大于2碳的脂肪酸)能被检测到。这可能是由于在各种发酵途径中，转化成乙酸所产生的NADH量最大(Reneta1．，1997)，因此在基质有限的情况下，通过乙酸发酵增加合成细胞物质所必需的NADH，最大限度的提高微生物浓度；当发生水质冲击时，基质浓度突然增高，微生物会通过丙、丁酸的合成而降低环境中的有机酸浓度，这也是微生物的一种自适应机制。5．2．5．4SMP表征抗冲击性能有人推测SMP的产生可能是微生物对环境改变的～种应激反应，当环境条件改变时，微生物会产生大量的SMP作为一种自我保护机制，如温度急剧变化(SmeatonandElliot，1967)以及有毒物质的冲击(KuoetaL，1996b)等等。因此SMP的急剧上升说明微生物在抵抗外界的冲击，以减少环境条件改变对其造成的伤害。HRT的减少必然会缩短基质和污泥的接触时间，降低泥水混合效果，造成产甲烷过程不完全进而影响TCOD的去除。由于SMP在产酸阶段形成的量要高于产甲烷阶段(BarkeretaL，1999)，因此随着HRT的缩短，SMP含量逐渐增加。然q3 浙江人学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究而由表5-3可知，在28。C下，SMP是随着HRT的减少而增加，但是在18℃和10"C下，CABR反应器在HRT为12h冲击条件下(即1．5倍水质冲击)产生的SMP最高。这个结果与前面的规律刚好相反，不过与Barker等的研究结果类似(Barkereta1．，2000)。他们认为这种差异可能是由于反应器内的起始污泥浓度不同造成的，不过笔者认为在本研究中可能是由于温度的缘故。在HRT冲击和SMP变化之间，温度是一个很重要的因素，但还没有明确的实验证据来证明这个推测。当反应器能够正常运行时，SMP／SCOD的值应该沿着水流方向逐格上升，而当SMP／SCOD逐格下降，这说明反应器的酸化阶段未彻底完成，一部分被计算成SMP的基质在酸化水解后转化成SCOD，造成了SMP／SCOD比值逐渐下降，这也说明反应器内部的微生物受到了抑制。但SMP的产量与进水浓度成正比，其含量除了本身的应激反应外还与进水浓度有关。有研究报道，尽管SMP的降解动力学速率远低于其它一些简单基质，但无论是厌氧还是好氧条件下SMP作为二次代谢基质仍旧能够被缓慢降解、利用(Barkeretal，2000)。因此在进水TCOD浓度为300mg／L的基准运行条件下，CABR反应器内的微生物可能处于营养极度缺乏的状态，部分SMP作为基质而被利用；而在受到水质冲击，进水基质浓度突然提高时，基质不再是限制条件，此时SMP一般很难被利用。这也是为什么CABR反应器在受到1．5和2倍水质负荷冲击时，产生的SMP含量相差不多，但却都远远高于基准运行条件的原因。所以单凭SMP绝对含量是很难表征反应器的抗冲击性能的好坏，但是可以通过SMP／SCOD的值来反映运行性能的优劣。如果SMP／SCOD的值沿程下降，说明反应器的运行性能出现恶化，也表征着反应器的抗冲击性能已经很弱。如10℃下CABR反应器在基准条件下运行时，受到1．5倍和2倍水力冲击后，SMP／SCOD的值呈逐格下降趋势；而受到1．5倍和2倍水质冲击后，SMP／SCOD总体趋势还是沿程上升。因此就SMP／SCOD比值而言，10℃下CABR反应器的抗水质冲击的稳定性要好于抗水力冲击。5．2．5．5脱氢酶表征抗冲击性能 浙江大学博士学位论文第5章CABR处理生活污水的抗负荷冲击性能及机理研究废水生物处理的实质是经微生物所产生的多种酶催化的生物氧化还原反应。在有机物的氧化过程中，脱氢酶是氧化还原酶的一种，是微生物降解有机污染物获得能量所必须的酶，脱氢酶活性的大小不仅影响该途径进行的程度，而且还直接反映出生物细胞对基质降解能力的强弱(宋铁红等，2006)，因而脱氢酶的活性成为废水生物处理中一项考察污泥活性的重要指标(秦冰等，2006)。当温度较高时(28℃)，水解发酵微生物的活性也较高，低浓度进水中的基质完全能够在CABR反应器的第1格室被彻底水解后利用，后续格室中的微生物作为后备潜力，一旦发生冲击时，便可发挥效能，保证出水的稳定排放。在lO℃下发生水力冲击时，微生物活性整体下降，第1格室中微生物无法将进水基质完全水解利用，而传递到后续格室中，如冲击程度较大时，则造成出水浓度大幅上升。因此脱氢酶的活性大小是CABR反应器抗冲击性能最根本的指标，污泥活性高，适应环境改变的能力强，即抗冲击性能佳。CABR反应器在18"C基准运行条件下受到1．5倍和2倍水质冲击时，脱氢酶活性没有显著差异的现象可能主要有两方面原因造成。一方面进水浓度越高，微生物获得基质的越多，相应的活性也越大；另一方面，当温度为18℃时产甲烷细菌的活性相比28℃时有所下降，进水浓度越高，产生的VFA浓度也越大(图5．7)，系统无法及时去除酸性物质致使微生物受到的抑制也更大。这两者相互抵消可能是造成18。C下CABR反应器在基准运行条件和水质冲击条件下微生物的脱氢酶活性差异不显著的主要原因。在基准运行条件下(进水TCOD浓度为300mg／L)，填料上的污泥脱氢酶活性要高于底部絮状污泥的脱氢酶活性(成对二样本，P9．8的硝化速率将下降50％左右，当pH低于5．5时，硝化反应完全停止(Hayeseta1．，1998)。根据第一章水质调查可知，生活污水中的碱度一般在330-470mg／L(以碳酸钙计)左右，而将lgNI-14+-N转化为N03‘-N需要消耗7．149碱度，当进水碱度不足时，会导致硝化过程中pH急剧下降。而将N03‘．N或N02’．N通过反硝化作用转化成N2时，又可以生成3．759碱度，因此将污水一次性硝化然后反硝化会产生碱度的浪费。一方面，在硝化时需要大量的碱度来维持系统的pH缓冲性能，保证硝化过程的正常进行；另一方面，当硝化过程完成后，反硝化过程产生的碱度又没有被利用起来。因此对于碱度不足的污水，采用多级分步硝化反硝化可能是较好的选择。由图6-8(a)～(e)可知，本研究开发的无回流脱氮反应器中每级硝化都会导致碱度的大幅下降，而在接下来的反硝化区碱度又会上升，同时导致pH回升，在整个试验过程中pH变化范围在6．0～7．4左右。根据试验结果显示，在本研究所采用的优化配置的模拟污水碱度与TN的比为8．31+0．65，大于硝化所需的最低碱度比(7．14)，因此碱度并没有成为硝化反应的一个瓶颈。根据生活污水水质调查结果，生活污水中的碱度与"IN平均比例为7．70，因此采用无回流脱氮反应器处理实际生活污水基本无需额外添加碱度。 浙江大学博士学位论文第6章无回流脱氮反应器开发及性能研究格审图6．8不同工况下TCOD、碱度及pH的沿程变化Fig．6-8ProfilesofTCOD，pHandalkalinityalongthereactoratthedifferentworkingconditions6．2．3．3氮素污染物的去除图6-9为试验过程中五种水质条件下的TN去除效果，可以看出TN的去除和进水水质有很大的关系。工况1时，进水的C／N比为12左右，TN的去除率在74．6+2．1％：当进水的C／N比为10时，TN的去除率也能达到70．2土2．4％：但在工况5时，由于进水C／N比低至4左右，出水TN含量急剧上升，其TN的去除率也低至26．74-3．6％。112 浙江大学博士学位论文第6章无回流脱氮反应器开发及性能研究—审一T-N进水一△一T·N}I；采一·一去除牢启动；I：况1；l溉2；l：况3l妣4}I观50102030405060708090时间(天)图6-9无回流脱氮反应器的TN去除性能Fig．6-9PerformanceofTCODremovalinthedenitrifyingreactorwithoutcircumfluence由图6．10(a)～(e)和表6-6可知，NH4+．N的去除率主要和进水投配比有关，最后一级的投配比越大，NH4+-N的去除效率越低；但对于C／N比较低的污水，TN去除率要想达到最高，最后一级的污水投配比往往较大。以工况5为例，为获得理论上最大TN去除率(45％)，最后一级进水需要占总进水量的55％。但此时的出水NH4+．N约为26．5mg／L左右，未能达标。因此为保证NH4+．N达标，应将最后一级的投配比减少至30％，这虽然使NH4+．N的去除率由45％提高至70％，但却使TN去除率由45％下降至24％。对于无回流脱氮反应器处理低生活污水而言，当污水C／N大于2．86／(1一巧)时，分级进水投配比对TN与NH4+-N的去除率影响一致，即最后一级投配量越小，TN和NH4+-N的去除率越高，因此脱氮性能较高。而当污水C／N比小于2．86／(1一k)时，TN和NH4+-N的去除率存在相互矛盾；一方面为获得理论最高TN去除率往往需要加大最后一级的污水投配比，以提供足够的反硝化碳源；另一方面为获得较高NH4+-N去除率，需要减少最后一级的污水投配比。因此在实际操作过程中需要明确重点指标(NH4十-N或TN)，根据污水C／N比情况，得出可行的实际配水比。在本试验的五种水质运行工况下，是以NH4+-N达标的前提下尽量去除TN为原则进行污水投配。根据水质调查结果，浙江省生活污水平均^鸯擗篮水O0O098765432∞们{；；加佃o(1／6E—z 浙江大学博士学位论文第6章无回流脱氮反应器开发及性能研究TKN为48．9mg／L，为达到《污水综合排放标准中》(GB8978—1996)的一级排放标准(NH4+-N<15mg／L)，NNcJ蓑N--级的配水比以不超过30％为宜。但在NI-h+-N达标的情况下，TN去除率相应要有所下降作为代价。一-一T·N—o—NH3*-N一△一N03"-N一审一N02"-N一-一T刊一。一NH3"-N一△一NO；-N—口一N02"-N格窜一-一T-N—o—NH3*-N一△一N03"-N—可一N02’N^Jo"EVZ格窜一m--T—N—o—NH+-N一△一N03-N—口一N02"-N图6．10不同工况下氮素的沿程变化Fig．6·10Variationofnitrogenalongthereactoratthedifferentworkingconditions114 浙江大学博十学位论文第6章无回流脱氮反应器开发及性能研究如果工艺上要达到最低的出水TN浓度，则理论上应该满足上一级硝化产生的硝酸盐在下一级被完全反硝化，即不产生N03"-N的累积。事实上，由图6一lO(a)．(e)可知，反应器各级中N03"-N的累积或多或少都存在，最高达8．27mg／L(仅考虑A1~A3厌氧区)。这一方面是因为实际配水比与理论最佳配水比有一定差异(表6．6)，另一方面异养微生物的产率系数YH也并非与模型中的取值完全一致，理论值与实际值的差异导致了TN去除率低于预期去除率。表6-6不同运行工况下实际氮去除率与理论氮去除率比较Table6-6Comparisonofactualandtheoreticalnitrogenremovalunderdifferentworkingconditions·最佳配水比是以最优总氮去除率为指标，按YH=O．67计算，按照进水百分比分配6．2．3．4硝化速率沿程变化根据各个硝化区的进、出水NH4+-N浓度以及污泥浓度，计算出各个硝化区内的硝化速率。由图6．1l可知，不同运行工况下，三个硝化区污泥的硝化速率基本呈现逐级增加趋势，第三级硝化区(03)的污泥平均硝化速率为1．9mgNH4+-N／gVSS·h，高于接种污泥的最大比硝化速率为1．6mgNH4+-N／gVSS·h。工况5的03硝化区的污泥硝化速率甚至高达2．3mgNH4．N／gVSS·h。需要说明的是这些硝化速率是根据实际进、出水NH4+．N计算出来的，各个运行工况下前两级的硝化区硝化过程较为完全，有些格室的出水氨氮接近0，因此计算出来的硝化速率并不能真正反映硝化区污泥的最大比硝化速率。6．2．3．5污泥浓度变化由图6—12可知，各个运行工况下，硝化区的污泥浓度基本维持在2~4mg／L左右。由于本试验采用的反应器在每一个硝化区后面设有沉淀池，因此每一功能区之间的污泥浓度相对独立，不会互相影响。 浙江人学博十学位论文第6章无回流脱氮反应器开发及性能研究根据观察，当硝化区污泥产量比较大时，在之后的沉淀区出水中会带出一定的悬浮污泥，继而会在后面的反硝化区截留。由于在反应器最后设置了填充竹球填料的反硝化区，因此硝化区带出的污泥并没有影响出水SS。图6．11不同工况下各个硝化区的硝化速率Fig．6—11Nitrificationratesofnitrificationdistrictsatthedifferentworkingconditions，’、J’、a"、’一t．o(，)>—j至图6．12不同工况下各个硝化区的污泥浓度Fig．6·12Sludgeconcentrationsofnitrificationdistrictsatthedifferentworkingconditions6．2．4经济性分析全面评价一种污水处理工艺，不仅要评价其工艺是否合理，是否满足污染物116c．∽∞>功、Z。．，工Z西E 浙江大学博上学位论文第6章无同流脱氮反应器开发及性能研究消减目标，还要从经济角度来进行分析，在满足技术指标的前提下，是否投入较小，是否能以较低的经济投入实现更大的污染物消减目标，即需要进行综合技术经济分析。以浙江省某生活小区实际生活污水处理工程(150t／d)为例，分别采用无回流脱氮反应器和传统A2／o工艺进行经济性对比，进水水质按照水质实测值，出水达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)中的一级A标准(表6．7)。两种处理工艺主要设计参数、构筑物体积及设备见表6．8。表6．7设计进出水水质要求Table6．7Thecharacteristicofinfluentandeffluent表6-8两种处理一J：艺设计参数列表Table6—8Designparametersoftwotreatmentprocess功能构筑物调节池(含沉砂池)A／A／O生化池沉淀池污泥浓缩池设计参数HRT：8hHRT：2b／2h／7．5h2h12h．2，nT母有效容积507212．52⋯⋯。一配置设备弹性填料25m3：曝气器60套：污泥回流泵2台(O．75kw)；硝化液回流泵2台(2．2kw)：罗茨风机2台(1．5kw)；排泥泵2台(1．1kw)；螺杆泵2台(1．1kw)：板框压滤机2台(1．5kw)。功能构筑物调节池(含沉砂池)一体化装置污泥浓缩池蚕爱莲冀蠢鎏菱鍪填料55HmR霉T。"曝8h气器35套；罗茨风H机R?T兰：16h。。．，h，；排泥1芸2h2台表6-9两种处理工艺的主要投资与成本比较Table6-9EconomicanalysisoftwotreatmentprocessesfordecentralizeddomesticsewageI面目．⋯⋯一一；⋯⋯⋯⋯⋯⋯1⋯50⋯t／d⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯““A2／o无同流脱氮反应器直黧用老萎霎篇385芸4991器5⋯。合计157600154050能耗(度)142．669．8注：不计人上、折IPl：币ll维修费用。117 浙江人学博j：学位论文第6章无回流脱氮反应器开发及性能研究(1)基建及设备投资无回流脱氮反应器将生化池以及沉淀池均合建为一体，考虑到设置了多级沉淀区，在池容上略有增加，但由于合建的沉淀区并非是终沉池，对沉淀区出水SS并未有严格要求，仅需起到污泥截流作用即可，且其泥斗与硝化区共用，因此总土建投资仅比传统A2／o工艺高6．3％(表6．9)。但无回流脱氮反应器省掉了污泥回流设施和硝化液回流设施，这两部分设备投资占了小规模(150t／d)污水处理设施投资的7％左右。填料部分增加的费用与曝气器增加的费用大致相抵。由表6-9可知，无回流脱氮反应器设备投资约比传统A：／o工艺低了13．6％。综合土建和设备投资可知，无回流脱氮反应器与传统A2／O工艺的基建与设备总投资基本持平。(2)运行成本从两种工艺的能耗角度分析，无回流脱氮反应器的吨水能耗仅为传统的a2／o工艺的48．9％。此外，无回流脱氮反应器利用厌氧脱碳代替好氧去除有机物一方面节省了运行成本，另一方面也大大降低了剩余污泥的产生，节省了污泥浓缩、脱水等费用，并且厌氧区的污泥脱水性能良好，无需消化可以直接脱水。因此无回流脱氮反应器的吨水运行费要远低于传统的A2／O工艺。综上所述，无回流脱氮反应器处理分散式生活污水的基建投资与传统的A2／O工艺基本持平，但至少能节省51．1％的运行能耗，因此是一种有效、经济和方便的分散式生活污水处理工艺。6．3本章小结无回流脱氮反应器在五种不同C／N比水质条件下共运行约90天，通过对污染物去除特征、沿程变化规律以及经济性分析可得出如下结论：(1)从能耗及效率角度综合考虑，硝化区DO控制在2mg／L为宜；在硝化区前宜设置～个厌氧脱碳区，既能提高硝化速率，减少能耗，又能增加污水的碱度含量，加强后续好氧硝化的pH缓冲能力。无回流脱氮反应器好氧硝化区对硝 浙江大学博士学位论文第6章无回流脱氮反应器开发及性能研究化细菌进行了有效的截留，硝化速率最高可达2．3mgNI-h+-N／gVSS-h。不同进水浓度下存在三条不同碳源丰度状态下的反硝化速率曲线。总体而言，C／N比越大，反硝化速率越大。(2)设计的无回流脱氮反应器根据理论推导最大脱氮效率分别为r／。。=1(当0芝2．86／(1一％))；露懈=0(1-％)／2．86(0<2．86／(1-k))，因此对于C／N大于2．86／(1一乓)的污水，脱氮性能优良，对于C／N小于2．86／(1一％)的废水，需要在实际操作过程中明确重点去除指标(NH4+．N或TN)，然后得出相应的实际污水投配比。在本试验的五种水质运行工况下，是以NHa+-N达标的前提下尽量去除TN为原则进行污水投配。总体而言，TN和NH4+-N去除性能良好，最高可达76％和89％。TN去除率受污水水质C／N决定，NH4+．N去除率主要与最后一级的污水投配比有关，对于浙江省生活污水而言，最后一级的配水比以不超过30％为宜。(3)无回流脱氮反应器的平均出水TCOD为42．34-12．8mg／L，低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2Q02)中的一级A排放标准，且不同进水水质条件下运行性能稳定，无明显波动现象。(4)本试验采用的优化配置模拟污水的碱度与总氮的平均比值为8．314-0．65，高于硝化所需的最低比值(7．14)：另外，采用无回流脱氮反应器处理浙江省实际生活污水(碱度与TN平均比值为7．70)时也基本无需额外添加碱度。(5)综合考虑土建及主要设备投资，无回流脱氮反应器处理分散式生活污水的基建投资与传统的A2／O工艺基本持平，但至少能节省51．1％的能耗，因此是一种有效、经济和方便的分散式生活污水处理工艺。119 浙江大学博’}：学位论文第7章结论、创新点与研究展望7．1结论本研究受浙江省重大科技项目“村镇农业面源污染综合控制技术的研究与示范”资助研究(编号：2005C13003)。选择性地调查了浙江省三个地区5个取样点的生活污水水质特性，分析了浙江省的生活污水基本情况及变化规律；从流体力学以及化学反应工程学角度比选出最合适的CABR反应器；研究了CABR反应器处理实际生活污水的污染物去除性能和厌氧微生物演替规律：同时研究了不同温度下，水力、水质负荷冲击对CABR反应器处理低浓度生活污水性能的影响，并对其机理进行了系统分析；针对厌氧生物反应器脱氮性能差的缺陷，结合多段进水脱氮工艺的思路及折流板反应器的独特构造，开发了一种无回流脱氮反应器，对其性能及机理进行初步探讨和研究。通过上述研究，得出如下主要结论：(1)浙江省生活污水的可生化性较好，但C／N相对较低，平均值仅为6．10，不利于常规生物脱氮：水质随着季节变化明显，污染物浓度1月份最高，7月份最低；但水质地区差异不大。优化配置的模拟污水水质近实际生活污水水质。(2)CABR反应器总体呈现出平推流流态，但与理论多釜串联组合的全混合反应器还有一定差距；CABR反应器结构性能优良，死区率远小于以往报道的其它类型反应器，仅为10％左右，不过随着格数的增多，反应器内部流速增加，从而导致水力死区有上升趋势；以理想多釜全混合反应器为参照，综合考虑反应器效能和容积利用率，比选出6格CABR反应器为最优。(3)在28士1℃及HRT48h的条件下，CABR反应器需要3周左右才能完成启动。启动成功的标志不仅可以从TCOD的去除效率上反映，还可以通过反应器沿程的pH和碱度的变化趋势来体现。CABR反应器稳定运行后，出水TCOD、SS等指标均能达到《污水综合排放标准中》(GB8978—1996)的一级排放标准，但对营养元素(N、P)的去除效能较差，可能存在出水不达标现象；CABR反应器对水体腐植酸的去除效率在51．96～70．46％，单纯采用厌氧生物工艺无法完全消12l 浙江人学博卜学位论文第7章结论、创新点与研究展望除腐植酸在水体中形成“三致”物质的风险；尽管CABR反应器对于对粪大肠杆菌和蛔虫卵的去除率分别可高达99．82％和98．87％，但仍需后续的消毒措施保证其出水的安全性。CABR反应器内微生物的优势种群随着运行阶段的变化而有所变化，污泥中微生物多样性先下降后上升；反应器不同部位的微生物相似性较高，没有出现明显的微生物相分离现象，不过底部絮状污泥与接种污泥的同源性要高于生物膜与接种污泥的同源性。在启动初期首先是发酵细菌和产氢产乙酸细菌的大量增殖，而当运行至4个月左右时产甲烷细菌数量才有较为明显的增加，而发酵细菌和产氢产乙酸细菌的数量反而有所下降，最终达到稳定运行阶段时，三大类微生物之间的数量差异几乎接近1／10的数量级；启动阶段中约有63％的基质被用于细胞合成，而当反应器进入稳定运行期后，大约只有1／5的基质被用于维持细胞合成。(4)CABR反应器对负荷冲击有很好缓冲能力，但是这种缓冲能力随着温度的下降而下降：在温度较高时(28℃)无论是水力冲击还是水质冲击对反应器的运行性能均没有显著影响；但在10℃下运行时，负荷冲击会对CABR反应器的运行性能产生显著影响。CABR反应器处理低浓度生活污水，V刚碱度的比值低于0．11-0．14时，反应器能够稳定运行，且TCOD去除率保持在80％以上。在进水TCOD浓度为300m∥L时，填料上的生物膜脱氢酶活性要高于底部絮状污泥的脱氢酶活性：但当进水TCOD浓度为600m∥L时，则絮状污泥的脱氢酶活性要高于填料上的生物膜脱氢酶活性，因此CABR反应器无论对水力冲击或水质冲击都有很好的抵抗力。综合微生物活性、中间产物、可溶性微生物产物、TCOD容积去除率以及采用灵敏度比和均方差比的定量判别依据表明，CABR反应器处理低浓度生活污水时，在lO℃～28℃运行温度下，反应器抗水质冲击的稳定性要好于抗水力冲击的稳定性。(5)从能耗及效率角度综合考虑，无回流脱氮反应器的硝化区DO控制在2mg／L为宜；在硝化区前宜设置一个厌氧脱碳区，既能提高硝化速率，减少能耗， 浙江大学博十学位论文第7章结论、创新点与研究展望又能增加污水的碱度含量，加强后续好氧硝化的pH缓冲能力。无回流脱氮反应器好氧硝化区对硝化细菌进行了有效的截留，硝化速率最高可达2．3mgNH4+-N／gVSS·h。不同进水浓度下存在三条不同碳源丰度下的反硝化速率曲线。总体而言，C／N比越大，反硝化速率越大。设计的无回流脱氮反应器根据理论推导最大脱氮效率分别为野懈：l(当口≥2．86／0一％))；r／mx=00一％)／2．86(0<2．86／(1一％))，因此对于C／N比较大污水，脱氮性能优良，对于C／N较小的废水，需要在实际操作过程中明确重点去除指标(NH4+-N或TN)，然后得出相应的实际污水投配比。在本试验的五种水质运行工况下，TN和NI-14+-N去除性能良好，最高可达76％和89％。对于浙江省生活污水而言，以N地+．N达标的前提下尽量去除TN为原则，最后一级的配水比以不超过30％为宜。采用无回流脱氮反应器处理浙江省实际生活污水(碱度与TN平均比例为7．70)时基本无需额外添加碱度。无回流脱氮反应器的平均出水TCOD为42。3+12．8mg／L，低于《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)中的一级A排放标准，且不同进水水质条件下，运行稳定，无明显波动现象。综合考虑土建及主要设备投资，无回流脱氮反应器处理分散式生活污水的基建与设备投资和传统的A2／O工艺基本持平，但至少能节省48．9％的动力消耗，是一种有效、经济和方便的分散式生活污水处理工艺。7．2创新点本研究创新点为：(1)从启动特征、污染物归趋和三大类群厌氧微生物等角度系统地研究了自主开发的填料式折流板反应器(CABR)处理低浓度生活污水的性能及机理。(2)研究了不同温度下，水力、水质负荷冲击对CABR反应器处理低浓度生活污水性能的影响，并对其机理进行了系统分析。(3)开发了一种具有较好有机物及氮素污染去除性能、运行费用大大低于相应A2／O工艺的无回流脱氮反应器。 浙江人学博_L．学位论文第7章结论、创新点与研究展望7．3研究展望由于时间、经费与测试条件的限制，本研究仍然存在一些缺陷和不足，还有许多内容值得进一步研究，主要有：(1)采用现代分子生物学手段进一步鉴定CABR反应器内不同部位的优势微生物以及演替变化规律。(2)对于无回流脱氮反应器而言，需要系统研究其沉淀区流体力学性能，尽量减少沉淀区的体积以提高反应器的容积负荷率，并需要对其低温运行性能进行考察。(3)从微生物层面研究无回流脱氮反应器内部各种生理种群的演替变化规律，探明厌氧三大微生物，硝化细菌以及反硝化细菌之间的藕联关系及影响因素。124 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