浅议一体化污水处理工艺设计与运行性能研究 86页

'重庆大学硕士学位论文一体化污水处理工艺设计与运行性能研究姓名：车云兵申请学位级别：硕士专业：市政工程指导教师：高旭20070420 中文摘要摘要近年来，随着中小城镇规模和数量的扩大，城镇污水排放量不断增加，但相应污水处理设麓的建造与运行远远滞后于形势发展的要求。因此，未来一段时问内我国中小城镇污水处理设施建设将呈现高速增长的态势，开发适合中小城镇的污水处理技术具有巨大的市场前景。本课题针对我国中小城镇的社会经济状况、污水特点以及现有典型处理工艺存在的问题，提出了一种新型一体化污水处理工艺，并对其运行性能进行了试验研究。本研究首先考察了常温下一体化工艺的启动以及对生活污水的处理性能。试验表明，先快速排泥法进行挂膜，再投加驯化活性污泥的方法来启动一体化工艺，具有一定的可行性。依据理论分析和具体试验得到了一体化工艺的最佳运行控制参数：一级好氧区DO控制在2-3mg／L，二级好氧区DO控制在3--4mg／L，回流比控制在2000．6，HRT控制在12h左右，悬浮态污泥SRT控制在10d左右。系统在最佳运行控制参数下运行结果表明，一体化工艺具有较好的去除污染物能力，对COD、氨氮、TN、TP的平均去除率分别为：89．00,4、86．7％、73．O％、73．2％，出水COD、氨氮、TN可以达到国家‘城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级B类标准。为了考察一体化工艺的适用性，分别对一体化工艺在低浓度、冲击负荷、低温状况下的运行性能进行了试验研究。试验表明，一体化工艺在进水浓度较低的情况下，出水水质良好，出水COD、氨氮、TN均达到国家‘城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准。一体化工艺受到流量冲击时，系统对COD的去除率保持稳定，抗短期水力冲击负荷能力强，且能在持续2h的400016的水力负荷冲击后仅需4h左右即恢复到冲击前的水平，表现出良好的稳定性。低温对COD、TP的去除影响不大，COD、TP平均去除率分别为85．8％、63．3％，低温条件下一体化工艺的脱氮能力明显降低，氨氮、TN的平均去除率分别降低为43．5％、35．9016。在低温条件下，随着悬浮态污泥SRT的延长，一体化工艺的脱氮性能得到一定程度的改善。当SRT=20d时，COD、氨氮、TN、TP的平均去除率分别为86．2％、54．1％、44．7％、62．8％。适当延长悬浮态污泥SRT是改善低温条件下一体化工艺运行性能的有效措施。一体化污水处理工艺基于传统A／O工艺进行设计，综合了活性污泥法和生物膜法的优点，进行了功能分区，并实现了反应区和沉淀区一体化，具有结构紧凑、占地面积小、投资少、操作简单等特点。一体化污水处理工艺处理生活污水的试 重庆大学硕士学位论文验研究表明：本工艺具有很好的去除有机物和脱氮能力，是一种易于实现工艺设备化、适用于中小城镇的污水处理技术。关键词：中小城镇，一体化工艺，运行性能，低浓度，冲击负荷，低温Ⅱ 英文摘要ABSTRACTInrecentyears，withtheexpansionofmedium-and-small·si跫dtowns，thereismoreandmoreurbanwastewaterwhichisdischargedintotheenvironmentathighincreasinglyrate．However,theconstructionandoperationofthecorrespondingsewagetreatmentfacilitiesfarlagbehindtherequirementofthesituation．Therefore，thecons廿uetionofsewagetreatmentfacilitiesinmedium-and-small—·sizedtownswillgrowathighspeedwithinsometimeoffuture．andithasgreatmarketprospecttodevelopthesewagetrealmenttechnologysuitableformedium-and-small·sizedtowns．Accordingtothesocialeconomicandsewagecharacteristicofthemedium-and··small·-sizedtownsandtheproblemsoftypicalsewagedisposalcrafts，anewkindofintegratedsewagedisposalprocesswasputforward．Andaseriesofexperimentswcrodesignedtostudytheoperationperformanceoftheintegratedpreeess．Firstly,theresearchhasinvestigatedthestart-upandtreatmentperformanceoftheintegratedprocess．Theexperimentindicatedthemethodthataccomplishedtheformingbio-filmbydrainingthesludgefastandthenaddingtheacclimatedactivatedsludgewasfeasibletostarttheintegratedprec部s．Based011thcoredcalanalysisandexperiments，theoptimumoperationalconditionofsystemⅥ髑recon卫mendedthatDOshouldbecontrolledattherangeof2-3mg／Linthefirstaerobical"eaand3-4mg／Linthesecondaerobicarea,andre,circulationratioshouldbecontrolledat200％withHRTof12h勰wellasSRTof10d．Undertheoptimumconditionforlong-I斌iodoperation,theintegratedprecessappearedtobeveryeffectivetoeliminaIepollutantsfromwastewatel"withCODremovalof89．O％，NH3-Nremovalof86．7％，TNremovalof73．0％andTPremovalof73．2％，11∞concenlrationofCOD．NH3-NandTINoftheeffluentmetCategoryB，Classlspecifiedin(GBl8918-2002)．Inordertoconfmtheserviceabilityoftheintegratedprocess，theresearchhasinvestigatedthetrealmentperfommceoftheintegratedprocessunderespecialconditionssuchaslowconcentrationwastewater,loadshocksandlowtemperature．TheexperimemindicatedtheintegratedprocesshadperfecttreatmentefficiencyonwastewaterwithlOWconcentration,andtheconcentrationofCOD，NH3二NandTNoftheeffluentmetCategoryB，Classlspecifiedin(GBl8918·2002)．Whenloadshockshappened,Ill 重庆大学硕士学位论文theintegratedprecesscouldbesteadyinremovalofCOD，whichshoweditsstrongshockresistanceability．111eintegratedprecessalsohadgoodstabilitythattheperformanceofsystemcanberecoveredwithin4hfollowing4000,6ofhydraulicloadlasting2h．LowtemperaturehadaweakinfluenceontheremovalefficienciesofCODandTP．n忙removalofCODandTPreachedto85．8％and63．3％．However,biologicalnitrificationanddenitrificationwereweakunderthelow4empemtureconditionthattheremovalofNH3-NandTNdroppedto43．5％and35．9％．TheexperimentdemonstratedthatthedenitrificationefficiencywasincreasedwiththeincreasingofSRT．WhenSRTreached20d，theremovalofCOD，NH3-N，TNandTPreachedto86．2％，54．1％，44．7％and62．8％．IncreasingSRTappropriatelywasalleffectivemethodthatcouldimprovetheoperationperformanceoftheintegratedprecessunderthelow-temperaturecondition．11leintegratedprecessisbased011thetraditionalA／Oprocessanditmakesfilllu∞oftheadvantagesofbothactivatedsludgeandbiofilmprocess．Withaerobicareapartitioned,theintegratedprecessintegratesreactionzoneandsedimentationZonetogetherintooneunit．SotheintegratedprecessiScharagterizedbycompactstructuret,lesslanduse，lessinvestmentforconstruction,andsimpleoperationrequlremenL111eexperimentshowedthattheintegratedprecesshadhighremovalefficienciesofCODandcouldremoveNH3-NandTNefficaciouslyatthesametime．11艟integratedprecessiSapttobemadeintotheapparatus,andsuitableformeditun-and-small-sizedtowns．Keywords：Medium-And-Small-SizedTowns,TheXntegratedPrecess，OperationPerformance,LowConcentration,LoadShocks．LowTemperatureIV 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JlJJ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，也不包含为获得重麽太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。学位论文作者签名：：哥天皇签字日期：函寥年年月驴Et学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解重庆太堂有关保留、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。本人授权重麽太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()，在——年解密后适用本授权书。本学位论文属于不保密(√)。(请只在上述一个括号内打“4")学位论文作者签名：车云兵签字日期：幽呻年4月》Et导师签名：3谳眵签字日期：h7年中月矿日 1绪论l绪论1．1研究背景1．1。l中小城镇污水治理的重要性和迫切性近年来，随着我国城市化发展战略的实施，中小城镇建设的步伐明显加快。据统计，到2004年底，我国建制镇达2．06万个。伴随着中小城镇规模和数量的扩大，城镇污水排放量也不断增加。但是受限于国家财力的制约，用于基础设施上的资金在大城市和中小城镇之间的分配严重不平衡，如前期国家、省、市把投资的重点放在支持城市污水处理厂的建设上，对县及以下建制镇污水处理设施建设。的扶持较少，再加上中小城镇的经济水平相对较低、环保意识薄弱，污水处理设．旄的建造与运行远远滞后于形势发展的要求。大量的居民生活污水和粪便污水基本未进行有效处理，就直接排入地下和江河湖泊，对当地水源和周围环境造成严重的污染。由中小城镇污水导致的水污染是严重的，要求治理的力度之大是空前的。建设部颁布的‘城市污水处理及污染防治技术政策》要求：2010年建制镇污水处理率不低于50％。因此，未来一段时间内我国中小城镇污水处理设施建设将呈现高速增长的态势。开发适合中小城镇的污水处理技术具有巨大的市场前景。1．I．2中小城镇污水处理面临的问题与大城市污水处理相比，实施好中小城镇污水处理可以说是一个挑战【n，其面临的问题主要包括以下几个方面：①中小城镇污水水量较小，且普遍存在着污水水量水质昼夜、季节波动较大的特点。中小城镇的人口规模、自来水普及率和工农业发展的结构水平，决定了中小城镇的污水排放量较小，大都在3000-50000m3／d的规模范围内【2】。和大城市相比，中小城镇的面积相对较小，排水干管较短，导致污水的日变化系数较大，同时由于生活污水的比重较大，造成污水具有较大的时不均匀性，使得设计人员难以对中小城镇污水的污染负荷及其昼夜、季节性变化做出正确评估13)141．②各中小城镇之间污水水质相差很大，且水质处理要求不同。我国不同地区各中小城镇生活水平、气候条件以及排水系统不同，导致污水水质存在差异，如我国南方许多中小城镇排水系统不健全，多采用明渠排水，在雨季或地下水位高的时候，大量的雨水和地下水进入，降低了污水中的有机物浓度。另外，许多中小城镇有较为单一的主导产业，具有明显地方特色的区域经济结构，产生的工业废水水质单一，因此不同城镇污水水质随着城镇产业结构的不 重庆大学硕士学位论文同而有较大的变化。部分中小城镇的污水水质情况如表1．1所示。表1．1部分中小城镇的污水水质特性嘲frog／L)Table1．ICh删sticsofwastewaterinsomemedium-and．sinail．sizedtowns中小城镇BODsCoDnqNH3-N11P黑46．3～89．4l12．1～205．623．2—28．615矗艺3．44．5^刁．3大庆乘风庄龙绥化城关镇86．2~102．1207．孓v235．625．7^02．521．2^-28．95．1~8．4江安达城关镇l12．6～136．5234．6-3l1．835．6^48．730．扣36．95．6-9．1广饶城关镇86．3—125．1183．1—，313．239．&06．818．4-24．53．2-6．8山东营西城36．4-74．583．5一154．326．5--31．416，4-24．23．9^刁．2东胶州城关镇223．4-356．7458．3～693．150．3叫52．432．5-43．14．9～10．5广番禹石桥镇43．2-舳．189．4～135．228．4一08．322．5一d1．23．s^刀．8东佛山镇安38．6√乃．278．扣146．827．，02．320．6^之8．44．5一刀．2内蒙集宁城关镇78．4～110．2210．5--486．329．2^06．421．二_26．54．6一喝．2河南嵩山城关镇68．2-102．1150．1—之32．4，18．矗-23．24．5～7．5重庆沱口镇148．4-210．2310．5-486．379．2～116．471．2毋6．54．6-6．2水质处理要求主要取决于处理出水的出路和去向。处理水排入水体是最常采用的去向。当处理水排入水体时，污水处理技术一般以受纳水体的污水接受程度来进行开发。例如，有的中小城镇附近有河流，只需要处理BOD5即可；而有的中小城镇地处封闭水体，或者位于城市重要饮用水源的上游，依照就近排入水体的原则，经过处理的污水排入水体，为防止水体富营养化，并且从长远的眼光来看，必须对中小城镇污水处理厂出水的氮、磷指标严格控制。城镇污水处理出水的第二个去向是污水回用，主要回用于农业灌溉，其水质应达到‘农田灌溉水质标准》；其次是作为城镇杂用水，如喷洒绿地、公园、冲洗街道和厕所，以及作为城镇景观的补给水等，要达到上述回用于城镇用水的目的，城镇处理出水须进行一定程度的深度处理。③多数中小城镇的经济比较薄弱，且土地资源日趋紧张。近年来，中小城镇的经济得到了飞速发展，但要承受高额的污水处理费用仍有一定困难。国家虽然加大了污水处理系统的投资力度，但用于基础设施上的资金在大城市和中小城镇之间的分配严重不平衡，如近期国家、省，市把投资的重2 1绪论点放在支持城市污水处理厂的建设上，对县及以下建制镇污水处理设施建设的扶持较少lzJ。而现在大多污水处理工艺和设备的投资及运行费用相对较高，如建万吨级的污水处理厂，其投资基本都在1000万元以上，运行成本在O．46元，吨左右【6】。如此巨额投资和高运行费用是目前中小城镇难以承受的。此外，许多中小城镇建成区面积大，城市化率在600,6以上，使得土地资源紧张，地价也一路攀升，给污水处理厂建设带来一定困难。④与大城市相比，中小城镇还具有操作运行和管理技术水平普遍较低等约束条件。传统污水处理工艺的操作、管理和运行均较复杂。在中小城镇，操作运行和管理人员的技术及管理水平普遍较低，难以掌握和操作技术较复杂的处理工艺及设备，这在一定程度上对污水处理厂运行操作的难易程度提出了要求。1．2中小城镇污水处理的工艺适用性分析1．2．1典型城市污水处理工艺概述污水处理技术按照其作用原理来划分，可分为物理法、化学法和生物法三类。物理处理法是利用物理作用，分离污水中悬浮状态的污染物质，在处理过程中不改变水的化学性质，如重力分离、气浮、离心分离等，使用的处理设备有格栅、筛网、沉砂池、沉淀池、气浮装置、旋流分离器等。化学处理法是利用化学反应作用来分离、转化、破坏或回收污水中的污染物，并使其转化成为无害物质，如混凝、中和、氧化还原、吸附等。生物处理法是利用微生物的新陈代谢功能，使污水中呈溶解和胶体状态的有机物被降解，并转化成为无害物质，使污水德以净化，如活性污泥法、生物膜法等。就具体工艺而言，大部分污水处理厂一般采用二级生物处理方法，二级处理工艺大致可分为活性污泥法和生物膜法。近年来，随着科技的发展和微处理机与自控技术设备的进步与普及。对活性污泥法进行改革，衍生出各种活性污泥的变法。另外，生态工程修复技术在环境保护领域的应用得到很大的发展，同时生态修复工程也应用于城市污水污水处理中．目前，在我国应用较为普遍的城市污水处理工艺主要有以下几种：①AB法AB法是吸附生物降解法(AbsorptionBio-degradation)的简称，是70年代中期由原联邦德国亚琛大学宾克教授在常规活性污泥和两段活性污泥法基础上发展起来的生物处理技术【刀。AB法由A段—吸附絮凝段和B段—生物氧化段串联而成，两段内的污泥系统和微生物群落自成体系，其中A段的负荷高(2,-"6kgBODs／kg3 重庆大学硕士学位论文MLSS·d)、泥龄短(O．Ⅻ．6d)嘲，水力停留时间一般为30min，细菌的生长速度是相同负荷传统活性污泥法的10-20倍，细菌活性要高出40*／0--50％，有机物的去除主要是依靠微生物的吸附作用实现的．B段在低负荷(0．15棚．30kgBODs／kgMLSS·d)运行，泥龄较长(15-20d)is]，为有机物的氧化降解和硝化创造了很好的环境条件。AB法A段效率很高，并有较强的缓冲能力，B段起到出水把关作用，处理稳定性较好，适用于处理浓度较高、水质水量变化较大的污水。我国在20世纪80年代相继开展了对AB工艺的特性、运行机理及处理过程的稳定性的研究，并将其用于工程实际，且得到了一定规模的应用，如深圳市罗芳污水处理厂、青岛海泊河污水处理厂、淄博污水处理厂、新疆乌鲁木齐市河东污水处理厂等均采用了此工艺【9l。②SBR工艺SBRT艺是间歇式活性污泥法(SequencingBatchReactor)的简称，是一种采用时间分割的操作方式替代空间分割的操作方式，非稳态生化反应替代稳态生化反应，静置理想沉淀替代传统的动态沉淀的活性污泥变法。它通过在时间上的交替来实现传统活性污泥法的整个运行过程，在流程上只有一个基本单元，将调节池、曝气池和二沉池的功能集于一池，进行水质水量调节、微生物降解有机物和固液分离等tto]。经典SBR反应器的运行操作包括进水、反应、沉淀、排放、待机等5个工序。SBRT艺集进水、调节、反应、沉淀于一池，具有工艺流程简单、运行方式灵活、占地省等优点。该项工艺经过不断演变和改良，又衍生出多种各具特色的变形工艺，比较典型的有ICEAS工艺、CAST工艺、DAT-IAT、UNITANK、MSBR等。目前，SBR工艺在我国的应用较为广泛，如浙江金华污水处理厂、扬州市污水处理厂、银川市第一污水处理厂等均采用了CASTT艺，深圳市盐田污水处理厂采用了MSBR工艺，昆明市第三污水厂采用ICEAS工艺等。③A2／O工艺对于有除磷脱氮要求的城市污水处理厂，传统上往往考虑首选A2／O工艺f11i。A2／O工艺将生物反应池分为厌氧段、缺氧段和好氧段。在厌氧段，回流污泥中的聚磷菌释放磷，同时进水中的BOD5得到部分去除。进入好氧段，聚磷菌又变本加厉地吸收磷，污泥成为高磷污泥，通过排放剩余污泥的方式，将磷去除；在好氧段，BOD5得到更进一步去除，同时氨氮继续转化为亚硝酸氮和硝酸氮，含有硝酸盐的大量混合液回流到缺氧区进行反硝化脱氮，因而该工艺具有同时生物脱氮除磷的功能。A2／O工艺主要优点是生化效率高、流程简捷、管理方便、运行稳定、经济节 l绪论能，缺点是污泥回流，污泥处理工作量大，节能差。为了强化污水处理的脱氮除磷。改良的A2／O工艺、UCT(UniversityofCapetown)m艺、倒置的A2／O工艺及多点进水的A2／O工艺等不断出现，在一定程度上或在某一方面使运行效果有所改善。尽管这类工艺流程较长，控制较复杂，投资略高，但相对成熟可靠，处理效果稳定，一般适用于较大规模，具有较高运行管理水平的城市污水处理厂。我国泰安污水处理厂、青岛团岛污水处理厂、广州大坦沙污水处理厂、桂林的第四污水处理厂等均采用了此工艺。④氧化沟法氧化沟(OxidationDitch)是于50年代由荷兰的巴斯维尔所开发的一种污水生物处理技术，属活性污泥法的一种变法。它是一种曝气池呈封闭的沟渠形延时曝气工艺，污水与活性污泥混合液在沟渠中循环流动，又称“循环曝气池”。污水进入氧化沟系统后，通过转刷(或转盘和其他机械曝气设备)的作用，快速、均匀地与沟内的混合液进行混合，然后在密闭的环状沟渠中循环流动，转刷一方面混合水质，另一方面对渠内进行曝气，但由于转刷位置在渠内位置固定，在转刷下游区域形成溶解氧高浓度区，沿水流流动方向，溶解氧逐渐下降，使氧化沟系统呈现出明显的溶解氧浓度梯度．通过设置进水、出水位置及污泥回流位置、曝气设备位置，氧化沟工艺不但可以实现污水中的BOD去除，还可以完成硝化和反硝化功能。随着氧化沟技术的不断完善和配套设施的进步更新，在普通氧化沟的基础上发展出众多不同种类的氧化沟类型，如Carrousel氧化沟、Orbal氧化沟、交替式氧化沟和一体化氧化沟等。近年来我国氧化沟的数量在逐年增长，其处理规模和处理对象也在不断扩大，河北邯郸、山东高密、四川新都、四川遂宁等地建造的城市污水处理厂均采用了氧化沟技术【121。多年来的实践表明氧化沟工艺用于城市污水的处理具有显著的效果，是适合我国国情的城市污水处理工艺之一。⑤曝气生物滤池曝气生物滤池BAF(BiologicalAeratedFilter)是20世纪80年代末在欧美发展起来的一种新型污水处理技术，是由滴滤池发展而来并借鉴了快滤池形式，在一个单元内同时完成了生物氧化和固液分离的功能。其工作原理是：以滤池中填装的粒状填料(如陶粒、焦炭、石英砂、活性炭等)为载体，在滤池内部进行曝气，使滤料表面生长着大量生物膜。当污水流经时，利用滤料粒径较小的特点和滤料上生物膜中高浓度的活性微生物的强氧化分解作用，充分发挥生物膜和填料的物理吸附和截留以及微生物的生物代谢、生物絮凝、沿水流方向食物链的分级捕食作用，实现污染物的高效清除。同时利用生物滤池内好氧、缺氧区域的存在，实现脱氮的功制”J。 重庆大学硕士学位论文由于曝气生物滤池具有占地面积小、出水水质好、模块化结构等优点，在全世界城市污水处理中获得了广泛的应用【141。曝气生物滤池在我国的研究应用，整整比欧洲晚了10"．-15年，但随着近十几年许多国内研究单位和环保企业对曝气生物滤池探索研究，曝气生物滤池在国内工程应用的数量和范围在逐步扩大．日处理能力12万m3的大连市马栏河城市污水处理厂采用了曝气生物滤池工艺，全年处理效果良好，出水水质达到了‘城市污水再生利用——城市回用水水质》标准。日处理能力为4万m3的广东新会东郊污水处理也采用了该工艺，处理效果非常理想【嘲。⑥稳定塘处理系统稳定塘(StabilizationPonds)，又名生物塘，是以太阳能为初始能源，通过在塘中种植水生作物，进行水产和水禽养殖，形成人工生态系统。在太阳能(日光辐射提供能量)的推动下，通过生态塘中多条食物链的物质转移、转化和能量的逐级传递、转化，将进入塘中污水中的有机污染物进行降解和转化，最后不仅去除污染物，而且以水生作物、水产的形式作为资源回收，净化的污水也作为再生水资源予以回用，使污水处理与利用结合起来，实现污水处理资源化。稳定塘处理系统具有基建投资省，运行费用低，管理维护方便，运行稳定可靠等诸多优点，不足之处就是占地面积大，且气温及阳光照射量对净化功能影响较大，冬季的净化效果将显著下降。目前，我国规模较大的稳定塘有：日处理20万。城市污水的齐齐哈尔稳定塘，日处理17万m3城市污水的西安漕运河稳定塘，日处理10万一山东省东营稳定塘，日处理3万m3山东省胶州稳定塘和日处理8万一化工废水的湖北鸭儿湖稳定塘掣161。⑦土地处理系统污水土地处理是利用土壤、微生物、植物系统的陆地生态系统的自我调控机制和对污染物的综合净化功能处理污水，使水质得到不同程度的改善，同时通过对营养物质和水分的生物地球化学循环，促进绿色植物生长并使其增产，实现污水资源化与无害化的技术【啊，是生态学四大基本原理在水资源领域的具体运用【瑚。根据处理目标、处理对象的不同，土地处理系统可分为快速渗滤、慢速渗滤、地表漫流、地下渗滤、湿地系统等类型1fl[20]。由于运用了土壤、微生物、植物系统的天然净化功能，使得土地处理系统往往具有设备简单、投资少、操作管理方便、能耗低，而且净化效果良好等优点。“七五”、“八五”期间，污水土地处理系统在我国迅速发展起来，如内蒙古通辽市霍林河矿区“森林型慢速渗滤污水土地处理系统”，邢台市的快速渗滤工艺的污水处理厂，北京通州区小堡村的生活污水快速渗滤处理系统，深圳的白泥坑污水处理系统、雁田污水处理厂和沙田污水处理厂，均采用了污水土地处理工艺。6 l绪论1．2．2典型城市污水处理工艺在中小城镇的适用性分析目前，我国所采用的AB法、A／O工艺、SBR工艺等典型城市污水处理工艺，不论从技术上还是从实际运行效果看，都是比较成熟的。运行稳定、出水水质好等是它们共有的特点，但应用于中小城镇的污水处理中，却存在各种不足。AB法突出的优点是A段负荷高，抗冲击负荷能力很强，但一般只适用于处理浓度较高的污水【2IJ。通常在进水BOD，>250mg／L时，AB法才有明显的优势。中小城镇生活污水普遍较低的污染物浓度，成为AB工艺在中小城镇广泛应用的首要限制因素。此外，AB法较大的污泥产量时应该充分考虑的。据研究，AB法的产泥量能高出常规产泥量的30％2皇右，这在某些程度上也增加了污泥处理的技术难度与人财物消耗哗J。SBR工艺集曝气、沉淀、污泥回流于一体，具有处理效果稳定、耐冲击负荷、流程简单、占地面积小等优点。但SBR工艺及其改进型普遍存在着自控要求高以及间歇周期运行带来曝气、搅拌、排水、排泥等设备利用率和反应器容积利用率低的问题，这在不同程度上制约了SBR技术在中小城镇污水处理中的应用嘲。tA2／o-F艺应用较为广泛，历史较长，已积累有一定的设计和运行经验，通过精心的控制和调节，一般可以获得较好的除磷脱氮效果，在国内为大中型城市污水处理厂常有采用。但A2／O工艺应用于中小城镇污水处理时，存在一定的缺点，主要表现为：需分别设置污泥回流系统和内回流系统，尤其是内回流系统，共设计回流比往往在200％-300％左右或更大，这将增加投资和运行能耗，而且内回流的控制较复杂，对管理的要求较高【ll】。氧化沟是我国城市污水处理厂采用较多的工艺，至2005年底，全国780余座污水处理厂中，1／3以上采用了氧化沟工艺。氧化沟工艺虽然具有流程简单、抗冲击负荷能力较强、出水水质较稳定等诸多优势，但也存在占地面积大、动力消耗较大、运行费用较高等不足。已建成并正常运转的氧化沟污水厂，处理单位污水的能耗要比其他微孔曝气工艺高10～15％。加之中小城镇污水水质普遍偏低，而氧化沟工艺的灵活性、可调性较为有限，造成了能源的浪费。高能耗是制约氧化沟工艺应用于经济尚不发达的中小城镇的一大障碍。曝气生物滤池的省地优点是显而易见的，但是应用于中小城镇污水处理时可能产生的问题必须有充分的预见；曝气生物滤池对进水ss的要求较高，如果进水Ss的浓度太大，会产生较大的水头损失，将导致频繁的反冲洗，增加动力消耗俐。为了避免频繁的反冲洗，一般需采用加药以强化初沉池去除悬浮固体的效果，这样会增加药剂的成本，同时加药沉淀将产生大量初沉污泥和化学污泥，后续污泥处理难度较大。此外，曝气生物滤池的运行管理难度也较大，完全依赖于自动化运行，工艺投资和运行成本较高。7 重庆大学硕士学位论文稳定塘处理系统和土地处理系统均具有设备简单、投资少、操作管理方便、能耗低等优点，在我国一些中小城镇得到了一定的推广。但也存在一些不足，如土壤堵塞是影响土地处理系统长期稳定运行的关键问题，过度的堵塞将使污水难以通过土壤层，从而使系统处理能力严重降倒掬。占地面积大、抗冲击负荷能力差也是阻碍土地处理系统发展的主要因素，这和当前我国土地资源紧张有密切的关系。要解决占地面积大的问题，唯一的途径就是提高水力负荷，但随着水力负荷的提高，污水通过系统的速度加快，从而减小了与微生物接触反应的时间，影响出水水质，同时也会加大系统的堵塞。稳定塘同样存在占地面积大的问题，此外，稳定塘的处理效果受季节影响明显，夏季滋生蚊蝇，散发臭味，对环境有一定的影响【26】。因此，中小城镇对稳定塘和土地处理系统的应用要因地制宜，充分考虑当地的土地条件和环境气候条件，合理地应用这两项技术。1．3课题的提出和研究内容我国目前中小城镇数量众多，且有迅速发展的趋势，中小城镇污水处理的形势严峻。适合于广大中小城镇污水处理的工艺应具备：出水稳定，抗冲击负荷能力强；运行灵活，能有效地去除氮、磷等营养盐；高效低耗，体现出良好的节能特点；投资省、管理简便以弥补中小城镇经济水平较低及缺乏高素质的管理人才这一现实。目前，我国常用的几种污水处理工艺均难兼顾这些条件。因此，研发新的适合中小城市污水处理工艺的任务较为紧迫。本课题研究内容主要包括：①开发适用于中小城镇的一体化污水处理技术，形成小试装置；②进行一体化工艺启动及处理生活污水运行特性的研究，确定工艺的最佳运行控制参数，分析工艺中污染物去除过程；③针对中小城镇生活污水特点，分别考察一体化工艺在冲击负荷、低浓度，低温等条件下的运行性能，确定运行方式和调控手段．8 2一体化工艺设计与试验装置2．1一体化工艺的提出2．1．1一体化工艺设计思路本课题以开发适合中小城镇的污水处理工艺为出发点，结合脱氮和除磷的基本原理和各自所需的条件，提出了一种新型污水处理一体化工艺，该工艺的设计思路主要包括以下几个方面：①基于传统AdO3-艺进行设计；A／O工艺是缺氧／好氧(Anoxic／0xie)的简称，是在传统活性污泥法基础上发展起来的污水生物处理工艺，其要特点是将反硝化放置在系统之首，故又称“前置反硝化生物脱氮系统’’f27】，T艺流程见图2．1。这是目前研究和工程实际应用较多的简单实用的生物脱氮工艺。图2．1A／O工艺Fig．2．1A／OprocessA／0工艺中，好氧段的混合液和沉淀后的污泥同时回流到缺氧段，回流混合液中的大量硝酸盐到缺氧段后，可以从原污水中得到充足的有机物，使反硝化脱氮得以充分进行。A／O工艺是比较简单的脱氮除磷工艺，缺氧段位于工艺的第一级，可以充分发挥厌氧菌群承受高浓度、高有机负荷的能力，合理利用了厌氧菌群和好氧菌群各自的优势，具有处理效果好、运行稳定等优点。A／0工艺在我国的应用较为广泛，已积累有一定的设计和运行经验。北京高碑店污水处理厂、天津纪庄子污水厂、青岛市李村河污水处理厂等均采用了该工艺。A／0工艺流程简单、运行管理方便，易于在其基础上开发新的脱氮除磷工艺。目前在A／OT艺的基础上开发新型污水处理工艺的方式主要有三种：一是增加缺氧、好氧反应池的级数，强化处理效果，如#．2／0、四阶段Bardcnpho工艺、五阶9 重庆大学硕士学位论文段Bardenpho"1-艺等，优点是脱氮效率大幅度提高，可以达到90％，出水总氮浓度可以不超过3mg／L，缺点是工艺的构筑物增多，占地面积大，投资高。再者是改进混合液和污泥的回流方式或系统的进水方式，如南非开普敦大学开发的UCT(UniversityofCapetown)工艺，其特点是采用两股混合液回流，在传统的好氧池混合液回流的基础上，又增加了由缺氧池到厌氧池的混合液回流。缺氧池的反硝化作用已大大降低了池内N03"-N的浓度，避免了缺氧池回流液携带的N03"-N浓度过高而破坏厌氧池的厌氧状态，提高了除磷效果，但同时也增加了管道费用，运行管理复杂。A／O工艺与固定化微生物技术的结合也是在A／OT艺基础上开发新工艺的一种主要方法，如．AdO生物膜系统，该系统硝化菌和反硝化菌分别被固定在好氧池和缺氧池中，具有较好的活性状态，因此污染物去除率较高，且生物膜系统具有较高的耐冲击负荷能力．传统的A／O工艺也存在一定的缺点，主要表现为设有两套回流系统：一是污泥回流系统，其作用是将二次沉淀池的一部分底泥回流至反应池中，以维持反应池内污泥浓度的稳定：二是硝化液回流系统，其作用是将一部分好氧段出水回流至缺氧段进行反硝化脱氮。这使得处理系统变得相对复杂，增加了基建费用和运行费用，加大了维护管理和运行控制的难度。若采用一套回流系统，即将污泥回流和混合液回流合二为一，只将沉淀区底部的混合液回流至系统的缺氧段，这样既可以实现反硝化脱氮，又可以将部分剩余污泥回流至反应区，可谓一举两得，流程如图2．2所示。且同时参与回流的污泥均经历了完整的厌氧、好氧过程，具有一种“群体效应”，有利于生物除磷网．图2．2混合液和污泥回流合并的A／O工艺Fig，2．2A／Oplo∞鼯withmixedliquidre!turnsysTzmandsludgeretorllsystemcombined②好氧段安置填料构成复合生物处理系统污水的生物处理大体上可分为活性污泥法和生物膜法薅大类。大量废水处理工程实践证明，活性污泥法是较为成熟的污水处理工艺，在城市污水处理中已得lO 2一体化工艺设计与试验装置到了广泛的应用。但由于这一工艺存在承受有机负荷和水力负荷冲击能力较差、运行不稳定、污水厂占地面积大等问题，对于一些小规模污水处理厂来讲，活性污泥工艺操作起来较为困难。于是，生物滤池、生物转盘、生物流化池等生物膜法处理工艺曾一度受到污水处理界的青睐∞】。与活性污泥法相比，生物膜法具有生物量大、剩余污泥产量少、承受有机负荷和水力负荷冲击能力强、硝化功能好等优点，但生物膜法也存在一些缺陷，如生物滤池中的滤料易堵塞，需要定期反冲洗，且设备维修困难；生物流化床需要相当的曝气量才能使载体处理流化状态，因此动力消耗较大。随着社会经济的发展，城市和工业废水的排放量不断加大，城市污水处理厂出水氮、磷的含量要求也越来越严格，使得传统的单一污水处理技术很难适应社会发展的需要。针对传统的生物处理法所做的一些改造措施，又受到投资和用地的限制，在这一前提下，经济、节能、高效的复合生物处理系统应运丽生。4复合生物处理系统通过向活性污泥中投加微生物附着生长的载体，将悬浮生长的活性污泥和附着生长的生物膜有机的结合起来，以发挥两种工艺各自的优势，．克服各自存在的不足，使得生物处理系统在去除有机污染物方面更为有效【30l。近年来，由于复合生物处理系统比单一系统具有明显的技术优势而受到人们的重视。WangJianlong等Ⅲ1将直径小于lmm的泡沫塑料等多孔材料投加到曝气池中构成复合生物处理系统，并研究了载体填充量及有机负荷对两相生物量的影响。结果表明：当体积投配率为15～30％时，复合生物反应器总的生物量可以达到4．30巧．759／L。随着有机负荷的提高，附着生长的生物膜量也提高，说明复合生物系统在较高负荷下运行时，附着微生物在COD的去除中占主导地位。Clifford砒Randall等p2】将美国马里兰州安纳波利斯污水处理厂两个37000m3／d的活性污泥处理系统中的一个改造为复合式A／O工艺，好氧池中放置了软性填料，改进目的在于使好氧池水力停留时间为碰的普通活性污泥工艺具有和A／O除氮工艺相同的处理性能。改造后，复合式工艺将容积硝化速率提高了225％，同时载体的存在也提高了好氧池中的反硝化作用，在好氧池中由于硝化作用形成的硝酸盐大约有30％-88％通过好氧反硝化得到去除，使复合式A／O工艺的缺氧区容积减少25％。复合生物处理系统除了可提高反应器的生物量、强化脱氮外，目前更多的研究方向是把强化生物同时脱氮除磷与复合生物处理联系起来。传统单一技术脱氮除磷效果不是很理想，主要原因是不同微生物在系统内混合生长所致。系统中好氧段要实现硝化作用，必然维持较高的硝化菌数量，要求在较长泥龄下运行，而除磷是通过排泥实现，这就要求采用短泥龄来增加剩余污泥排放量【33】。由于各个过程的要求不同，在同一污水处理工艺系统中就不可避免地产生了各过程间的矛 重庆大学硕士学位论文盾关系。刘俊新等[341采用缺氧生物膜法和好氧活性污泥相结合工艺来强化脱氮除磷功效。试验结果表明。生物膜法和活性污泥法组合工艺将常规生物脱氮除磷工艺中存在的相互影响和相互制约的因素分解，能够同时有效的从污水中去除氮、磷和有机物。该研究对氨氮的去除率达99％以上，总氮、总磷和COD去除率分别达到85％、95％、95％，取得了明显的脱氮除磷功效。SuJ．等130]将生物转盘加入到A2／O工艺的厌氧、缺氧和好氧段，研究了该工艺对模拟生活污水的处理效能，在温度为20℃、HRT=10h、SRT=15d以及回流比为25％的条件下，该工艺对BOD、TN、TKN和TP的去除率分别为96％、70％、96．7％和96．7％，也达到了同时脱氮除磷的目的。TongchaiSriwiriyarat等135】在UCT／VIPT艺的好氧区和缺氧区分别加入填料，考察了冬季低温时(10℃)系统的脱氮除磷效果。结果表明即使悬浮态污泥的污泥龄低于硝化细菌的临界污泥龄，该工艺也能够维持较好的硝化和反硝化脱氮效果。从解决脱氮除磷的矛盾出发，一体化工艺缺氧段采用活性污泥法，使反硝化菌和除磷菌悬浮生长在活性污泥系统中，泥龄可根据除磷的需要而选择相对较短值；好氧段设计为复合生物处理系统，安装填料为生长缓慢的硝化菌提供附着生长的载体，使系统在低于临界泥龄(硝化作用发生的最小泥龄)的条件下运行，仍可以保持完全硝化的效果【36J。图2．3复合式A／O工艺Fig．2．3HybridA／Oprocess③好氧段分区提高硝化性能硝化阶段的硝化率是影响生物脱氮效率的关键因素之一即。在好氧段安装填料有利于世代时间较长的硝化细菌生长，其硝化性能优于活性污泥法。但是，在普通复合工艺中，一些对环境和营养条件要求不同的细菌混杂生活在相同条件下，不能充分发挥各自对不同污染物质的净化效能13司。例如硝化细菌是自养型细菌，其比增殖速率比异养型的有机物降解菌小数倍甚至数十倍【39l。若有机物浓度过高，12 2～体化工艺设计与试验装置会使增殖速度高的异养型的有机物降解菌迅速增殖，从而使硝化细菌与有机物降解菌在竞争生物膜表面空间和溶解氧时处于劣势，不能成为优势种属，严重影响硝化功能的发挥[401．据国外研究成果，BOD5低于20mg／L时，硝化反应才能正常进行【4l】。有研究采用降低负荷或单独设置硝化反应池等来缓解这一矛盾，但又导致工程投资及运行费用上升的问题。基于微生物生态学原理，应用微生物生态调控技术，将好氧段进行适当的功能分区是提高硝化效率的新思路。图2．4好氧段分区的复合A／OT艺Fig．2．4HybridAJOprocesswithaerobical"fapartitioned好氧段分为相对独立的反应区，有利于培养驯化与各区环境条件相适应的微物种群，形成良好的种群配合和良好的沿程分布，这样避免了不同种群间生态幅的过多重复，保证相应的微生物相拥有最佳的工作活性[42】．李先宁等【43】对反应器分区提高生物接触氧化硝化性能的研究表明，反应器分区后硝化率提高了33％，且反应器两区分别形成以降解有机物和硝化为主的功能区。分区式接触氧化反应器后区段的硝化速率是单区式反应器的2．¨．5倍，亚硝化菌密度提高1个数量级。王翠等[441考虑到在传统A／O脱氮工艺中，碳氧化过程与硝化过程同时进行，有可能对硝化过程带来不利影响，因此将传统A／O工艺的好氧单元分为COD氧化单元和硝化单元两部分，构成缺氧．好氧．硝化(NO／N)T艺。试验结果表明，该工艺处理生活污水时脱氮效果明显优于传统A／O工艺，总氮去除率高于85％．④一体化结构现代污水处理技术发展的总趋势是在保证出水水质的前提下尽可能地缩短和简化工艺流程mJ。那么，针对传统污水处理方法由多个单元操作组成的复杂工艺流程的弊端而提出和发展起来的一体化工艺便符合这一污水处理技术发展的总趋势。传统的污水处理工艺各处理单元分设，必定增加基建投资、污水污泥回流管路设备投资以及占地面积。污水处理一体化工艺既可以把曝气和沉淀等操作按时间或空间顺序进行调配，也可以把曝气单元、沉淀单元或不同工艺的构筑物进行 重庆大学硕士学位论文合建，其目的都是为了尽量减少占地面积、降低基建投资和运行费用，空间和时间则是此类工艺设计的关键因素嘲。污水处理一体化设计的思想贯穿着当今众多的优秀处理工艺，如SBR工艺及其改进型技术、一体化氧化沟等。Bodik等【拍】人开发的厌氧／好氧ABFR一体化反应器，清华大学的蒋展鹏等M设计的升流式一体化A／O生物膜反应器，同济大学的周集体等[481人开发的循环式A／O一体化生物膜反应器以及张亚雷等【49J开发的AIlIon一体化反应器等也是对污水处理一体化工艺的有益探索。一体化工艺是一种适合中小城镇的污水处理技术，其具有以下特点：1)共用池壁，减少了分开设置所需的更多材料；∞减少了污水、污泥等的运输距离，节约了管道材料、阀门，有时还能省去提升设施；3)结构紧凑，占地面积小；4)相互衔接好，各功能相互作用时反应时间短，减少了滞后时间；5)有利用工艺的设备化。然而，把众多功能集于一体，也存在不足之处，例如对设计、生产的要求高等。因此，相互衔接和合理的参数是一体化工艺的关键。2．1．2一体化工艺的构造由以上设计思路出发，一体化工艺的构造示意图，如图2．5所示。过水孔(顶部)c啡兰fff彳回流＼沉淀区缺氧区＼ff＼．o～o--o—o--t‘▲礤璐礤蛰穆捧I一级好氧区二级好氧区(复合式)璐蒋静礤礤镲图2．5一体化工艺构造示意图Fig．2．5Sghematicdiagramoftheintegratedptoea№14 2～体化工艺设计与试验装置①一体化工艺主由缺氧区、一级好氧区、二级好氧区和沉淀区四部分组成，在结构上布置为简单、紧凑的“田”字型。基于节省土建费用、易于规划布置等方面的考虑，一体化工艺采用方形池体，每两区共用池壁。②一体化工艺缺氧区采用活性污泥法，设有电动搅拌器，搅拌以保证泥水混合均匀；好氧区悬挂填料，为复合式反应区，底部设有曝气装置；沉淀区为竖流式，沉淀区进水口处设挡流板，起均匀布水的作用，沉淀区出水口处设置集水槽，沉淀区内与缺氧区相邻处设置回流通道，采用回流装置将混合液和污泥一起回流至缺氧区，回流通道出水口设置阀门，用来调节回流比。沉淀区底部设有排泥管。③为防止短流，每个反应区池壁上的过水孔均呈对角线分布；进水管位于缺氧区底部，兼做放空管；一级好氧区设置的放空管为两级好氧区共用；沉淀区设置排泥管兼作沉淀区放空管。2．2试验装置及测试分析方法2．2．1试验工艺流程本试验研究在三峡库区生态环境教育部重点实验室进行。生活污水首先进入沉沙池，通过虹吸进入高位水箱稳定水压，然后流入一体化工艺。试验工艺流程如图2．6所示。生活污水一沉砂池一空气压缩机图2．6试验工艺流程Fig．2．6Flowdiagramofexperimentalsetup2．2．2试验装置试验装置如图2．7、2．8所示。该装置为PVC材料制作，缺氧区、一级好氧区、 重庆大学硕士学位论文图2．7试验装置示意图Fig2．7Schematicdiagramofexperimentalsetup图2．8试验装置实拍图Fig．28Photoofexperimentalsetup16 2一体化工艺设计与试验装置二级好氧区和沉淀区的有效容积分别为80L、80L、80L、lOOL。装置的缺氧区设有电动搅拌器，好氧区安装盾形填料。填料安装量必须适中，太少难以发挥作用，太多则难免出现对污泥的截创舒】．参考填料厂家的安装说明以及鲜吉成的试验研究，在装置中填料的安装密度定为20％。试验过程中混合液和污泥通过空气提升回流至缺氧区。采用选用ACO．328型日立电磁空气压缩机进行曝气。曝气头采用常用于养金鱼(给金鱼充氧)的曝气砂头。2．2．3填料的选择在复合生物处理系统中．填料作为微生物赖以栖息和繁殖的重要场所，其性能直接影响着系统的挂膜速度和运行性能。盾形填料是一种组合型填料，由塑料环片、纤维丝、中心绳、支撑套管组成，如图2．9所示。塑料环片是填料的骨架，其中间雪花状针刺样结构具有一定的布水、布气作用【50】。中心绳中间嵌套塑料管，用以固定塑料环片之间距离。纤维丝均匀的紧固在塑料环的周围，这样能够经常处于松散的状态，避免了纤维填料中心结团的现象，改善了中心供氧。卢保中等【511人对盾型填料。软性填料，半软性填料，弹性立体填料作过对比性试验发现，由于纤维丝束在水中呈飘浮摆动状态，纤维之间的空隙不断变化，在接种时，纤维丝束具有对水中微生物起夹带粘附作用，即具有捕捉微生物的能力，而其他填料不具备此功能，只能依靠微生物在填料上的粘附而接种，所以具有纤维丝束的盾型填料和软性填料挂膜挂膜快。鲜吉成t翊的试验也证实了这一点。盾形填料具有挂膜快、处理效果稳定、受环境变化影响较小等优点刚，在我国废水处理中得到较为广泛的应用，其技术参数见表2．1所示．图2．9盾形填料照片F培2．9Fabric∞rfie髂photo17 重庆大学硕士学位论文表2．1采用的盾形填料的技术参数1"able2．1Parametersoffabriccarriers填料材质甥辩环：甥料纤维圣幺，维纶醛化丝单片填料规格塑料环直径：80mm纤维丝平伸后填料直径：160ram填料片竖向问距80mm2．2．4原水水质及出水水质目标试验用水为校内学生宿舍区生活污水，其特点是氨氮、TN浓度远高于～般的城市生活污水，且水质昼夜、季节波动较大。试验期间原水水质见表2．2，水质随季节变化曲线如图2．10所示。表2．2试验期间原水水质T曲le2．2CharacteristicsoftheinfluentwastcwatcF＼测项目＼CoD☆(m胡tD氨氮(mg／L)TN(mg／L)TP(mg／L)月份、3月229^487402—69．546．2~78．43．4^击．94月232—49640．5—67．O50．2～80．53．7一母．65月260-47942．o^_67．449．3—刁8．O4nq．66月243-49940．&百7．3491■7．93．3√7-l7月193^_40231．Ov52．741．1—63．52．8-5．08月9章之1l19．每v38．528．0"-46．71．5-4．19月199～37629．2^巧1．444．s^缶8．01．9-,5．110月241,"．．40733．7~59．347．1√70．82．7^5．411月303—19642．m击8．650．1—45．94．o一石．712月279^48045．7巧8．455．108．94．2—4．11月269^48342．1"--65．751．4～78．O4．3-6．4试验出水水质目标为满足国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准(GBl8918-2002，见表2．3)。18 2一体化工艺设计与试验装置500o4005300倒螽200蜒8100O---COD—o一氨氮-"·-TN—x—TP3月4B5B6月7B8B9月；oB11月12月1月图2．10水质随季节变化曲线Fig．2．10Thealrvcofwaterqualityvariedwithseason表2．3‘城镇污水处理厂污染物排放标准》70，、60童50型40螽30警20=10‘0城一级标准序号污染物二级标准三级标准A标准B标准，lpH6-92悬浮物(SSXmg／L)102030503五日生化需氧量①oD5)(m∥L)102030604化学需氧量(COD)(mg，L)50601001205氨氮(NHrN)(mgrL)5(8)甜15)25(30)，6总磷(mg／L)O．51．O3．O5．07总氮(mp／L)1520，|注：括号外数值为水温>12℃时的控制指标，括号内数值为水温<12"C时的控制指标．2．2．5测试分析项目及方法试验中监测分析方法主要依据‘水和废水监测分析方法》(第三版)(中国环境科学出版社，1989)，具体的试验测试分析项目及方法如表2．4。 重庆大学硕士学位论文表2．4主要的测试分析项目及方法Table2AMaintestingitemsandmethods项目分析方法水温FIACH便携式溶氧仪流量秒表量筒法DoHACH便携式溶氧仪PH值HACHPH计CoDHACH-COD测定仪氨氮纳氏试剂分光光度法TN过硫酸钾氧化-分光光度法1P钼锑抗分光光度法S‰标准法MeSS103～105℃烘干重量法生物膜折算质量浓度103—105℃烘干重量法生物相显微镜注：①生物膜折算质量浓度：与混合液污泥浓度不同，生物膜固定在载体的表面，其质量浓度很难直接测定。一般在分析以前把生物膜从载体表面剥落下来，形成生物膜悬浮液，再按MLSS测定方法进行测定．具体做法：首先从系统中取出一定量盼生物膜载体，用蒸馏水轻轻冲洗，以便去除黏附在上面的活性污泥。然后用机械剥落法将经过洗涤的生物载体上的生物膜剥落，再将含有生物膜的溶液用已称重的定量滤纸过滤后，置于温控在105"C的娥千箱内烘至恒重。过滤前后滤纸的重量之差即为剥落生物膜重量，单位为nag。根据载体数量、载体的生物膜质量以及反应区的有效容积可折算出生物膜质量浓度，单位为mg／L．②由于系统内部各反应区存在大量的活性污泥，其水质难以直接测定。在试验中。一般先将各反应区的混合液静沉30min，然后取上清液进行水质测定。20 3常温下一体化工艺运行性能研究3常温下一体化工艺运行性毹研究一体化工艺能否在水污染控制方面得到推广应用，关键在于经系统处理的出水水质是否满足水污染控制的需要，达到日益严格的排放标准，具有良好的处理性能是进行进一步深入研究和工艺优化的前提条件。本研究首先对一体化工艺在常温下对生活污水的处理效能进行了考察和研究。3．1工艺启动生物反应器的启动运行是生物处理工艺的关键技术之一。采用合适的启动方法，迅速启动并进入稳态运行，不仅可以缩短运行调试实践，还可以在发生运行事故时提供有效的补救措施。⋯3．1．1启动方法的确定一体化工艺为复合式工艺，系统正常运转前，必须使缺氧区培养驯化足够的活性污泥，好氧区内活性污泥和生物膜协同共生。目前，复合生物处理系统的启动应用较多的是接种启动法，即在挂膜启动时加入接种活性污泥。接种污泥的量和水力停留时间是复合生物处理系统顺利启动的两个重要因素。周平等[541研究发现，当接种污泥量较大时，初始的大量悬浮微生物与附着微生物争夺有机养料，由于附着微生物受生物膜内传质阻力和底物扩散的影响，使得生物膜的增长较为缓慢；当接种污泥量较少时，由于填料的阻拦作用，绝大多数微生物依附填料生长，系统内的微生物则主要以生物膜的形式存在，而悬浮生物量仅占极小部分。朱成辉等【55】研究了好氧移动床生物膜反应器的挂膜启动过程，其试验结果表明：好氧移动床生物膜反应器在挂膜启动过程中，接种所需的临界活性污泥质量浓度在0．1e,／L以下。水力停留时间对填料的挂膜过程有很大影响。Heijnen等【s叼认为采用较短的职T有利于生成完整的生物膜。在其他条件恒定的情况下，HRT短则有机容积负荷大，当稀释率大于最大增长率时，载体上能生成完整的生物膜。Tjhuis等【5刀的实验证明了此观点。在负荷为2．SkgCOD／(m3·d)，HRT为4h，载体上几乎没有完整的生物膜，而缩短HRT为lh，相同的操作条件下几乎所有的载体上都长有完整的生物膜，且载体表面COD有机负荷越高，生物膜越厚。周平等酬进行了内循环生物流化床挂膜研究，同样表明较短的水力停留时间有利于生物膜的形成。这是因为当HILT较长时，悬浮态微生物流失量小，从而可以不断增殖而在反应器逐渐累积起来，造成一种对附着微生物生长不利的循环。邓洪权等‘5sl的实验以及李丽等1591的研究也均证明了此观点。但是当水力停留时间较短时，有机负荷高，异养菌与21 重庆大学硕士学位论文硝化菌竞争生物膜表面空间和溶解氧，硝化菌处于劣势，难以形成自养菌为优势菌种的成熟生物膜。因此，本试验从一个新的角度进行尝试，先采用快速排泥法1601进行挂膜，挂膜初期采用较短的水力停留时间，加速生物膜的生长：当填料上的生物膜稳定时，加入已驯化的接种活性污泥，活性污泥和生物膜相互影响，协同共生，达到平衡，同时提高水力停留时间，降低负荷，将硝化细菌培养成为生物膜的优势菌种，从而完成工艺的启动。3．1．2启动过程一体化污水启动的时间为2005年11月，采用恒温棒将水温控制为20℃左右。接种污泥为城市污水处理厂二次沉淀池的回流污泥，该污泥呈黄褐色，沉降性好，絮体较大，镜检发现污泥中存在大量钟虫、游仆虫，以及部分轮虫和线虫。将上述接种污泥(约40L)投入到好氧区中，加污水灌满，闷曝24h后，排出悬浮污泥，然后在控制好氧区溶解氧为2—3mg／L的状态下连续进水。为了防止系统内悬浮态微生物的迅速增殖，产生累积，对生物膜的生长不利，水力停留时间不能过长。因此，挂膜阶段流量为30L／h，三个反应区水力停留时间共为8h，且混合液不回流。运行5天后，盾形填料的纤维丝束上已经有明显的一薄层淡黄色膜状粘稠物，且通过显微镜可以观察到草履虫、游仆虫、累枝虫等原生动物。运行lO天后，生物膜厚度增加，颜色由淡黄色变为淡棕色，生物膜中的累枝虫、钟虫等固着型纤毛虫增多，出现由数个固着型纤毛虫组成的群落，COD去除率达到60％，表明挂膜成功。此时一级好氧区内生物膜折算质量浓度达1700mg／L，二级好氧区生物膜折算质量浓度为1400mg／L，而缺氧区和好氧区的混合液污泥浓度(MLSS)仅有100mg／L。挂膜成功后，将经过10天驯化培养的活性污泥倒入缺氧区．为了降低好氧区的有机物浓度，将处于增殖劣势的硝化细菌培养成为生物膜的优势菌种，采用小流量进水，进水流量为15L／h，水力停留时间为16h。污泥和混合液开始回流，回流比为200％。活性污泥加入初期，好氧区内生物膜量急剧下降，但几天后生物膜量又渐渐增加，最后一级好氧区生物膜折算质量浓度稳定在2200mg／L左右，二级好氧区生物膜折算质量浓度稳定在lS00mg／L左右，各反应区的混合液污泥浓度相差不大，均为1000mg／L左右，达到平衡。此时生物膜系统原生动物数量较多，并出现了轮虫、线虫等后生动物，形成了完整的生物群落。活性污泥菌胶团形成，其微生物群和生物膜中微生物群的大致相同，但固着型纤毛虫和后生动物数量较少。系统对COD和氨氮去除率均达到80％左右，表明活性污泥和生物膜培养成功，可以投入正式运行。图3．1为系统启动阶段微生物镜检图。 3常温下一体化工艺运行性能研究(b)启动运行25d时的生物膜微生物相图3．1系统启动阶段微生物镜检图Fig．3．1Microsoapicalphotosofmicroorganismsinthestarmpstage3．1．3启动阶段的运行效果分析①启动过程中COD的去除效果一体化工艺挂膜阶段，COD的去除主要依靠好氧区填料表面的生物膜的净化作用。从图3．2中可见，启动前期COD去除率较低。随着填料上生物膜的逐渐增厚，COD去除率也随之提高。但由于水力停留时间较短，容积负荷较大，且系统内几乎没有悬浮微生物的存在，生物量较少，当生物膜稳定成熟时，COD去除率为6004左右。启动的第lO天由于系统内加入了培养驯化后的活性污泥，生物量大 重庆大学硕士学位论文大增加，COD去除率明显提高。从启动阶段系统内各区COD的变化规律来看(见图3．3)，缺氧区内的COD迅速降低，与两个好氧区的COD相当接近，因此我们认为此时绝大多数有机物的降解在缺氧区完成。系统启动1个月以后，基本稳定，在原水COD波动范围较大的情况下(300～500mg／L)，出水COD稳定在40mga．．左右，可达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准，该工艺表现出了较强的稳定性。l进水CODr--"3出水COD—6一去除率1357911131517192123252729启动时问(d)图3．2启动阶段COD去除效果rig．3．2CODremovalefficiencyovertimeintheSt删olpstage■进水口缺氧区口一级好氧区日二级好氧区^术V辟逝啪帆h鸭．b。鸭【kkk．kL．L．L．L．L．L．1357911131517192l23252729启动时间(d)图3．3启动阶段系统内各区COD的变化规律rig．3．3CODprofileovertimeineachcompartmentinthestartupstage伯∞∞；已∞5；柏{；}{寻∞o啪珊||狮伽o^J，6Ev毯艇稠蜂ooo啪伽湖撇mo^1／∞3毯器堪峰口ou 3常温下一体化工艺运行性能研究②启动过程中氨氮的去除效果本工艺在启动运行阶段对氨氮的去除效果如图3．4所示。启动初期系统对氨氮去除无明显起色，在启动21天后氨氮去除率明显上升，在短短几天就稳定在80％左右，出水氨氮达到国家城镇污水处理厂一级排放标准。据推测这是因为启动前期，为了提高挂膜速度，水力停留时间较短，系统内几乎没有悬浮态微生物的存在，即缺氧区几乎没有发生任何作用。好氧区内C／N比值较高，生物膜中异养菌与硝化菌竞争底物和溶解氧，使硝化菌的生长受到抑制。挂膜成功后，活性污泥的加入以及水力停留时间延长，使得含碳有机物大部分在缺氧区内被去除，削弱了好氧区内异养菌对填料附着表面的竞争，因此硝化菌比率较高，硝化速度较快。一进水氨氯口出水氟氮十去除率l3579ll131517192l23252729启动时问(d)图3．4启动阶段氨氮去除效果Fig．3．4NH3-Nremovalefficiencyovertimeinthestartupstage^术V鼍篮犏3．2一体化工艺运行控制参数的确定在试验过程中，由于所需确定合理值的运行控制参数数目较多，考虑到试验时间的限制，没有进行完整和复杂的正交试验，而是参考国内外的相关研究，特别是鲜吉成【52】的活性污泥-生物膜复合式一体化反应器脱氮除磷试验研究，以及理论分析和具体试验，确定各运行控制参数的最佳运行范围。3．2．1溶解氧的确定废水的好氧生物处理系统中的微生物以好氧菌为主，其代谢过程中，需消耗大量溶解氧来氧化分解废水中的有机物，来维持其生命活动，因此对于好氧生物处理系统来说，水中的溶解氧浓度(DO)是一个很重要的控制参数。溶解氧不足，将对微生物的生理活动产生不利的影响，从而污水处理进程也必将受到影响，甚至遭到破坏。还应当指出，在好氧区溶解氧也不宜过高，溶解氧过高能够导致有伯∞∞∞∞∞∞∞孙竹。刑∞∞∞∞柏∞∞竹o^．1，6Ev毯璐棚峰撼1毒 重庆大学硕士学位论文机污染物分解过快，从而使微生物缺乏营养，活性污泥易于老化，结构松散。此外，溶解氧过高，过量耗能，在经济上也是不适宜的．根据活性污泥法大量的运行经验数据，若使曝气池的微生物保持正常的生理活动，在曝气池内的溶解氧一般应不低于2mg／L[611。但对于微生物附着型同时去除有机物和进行硝化的工艺，由于异养菌与硝化菌竞争生物膜的表面空间和溶解氧，为使硝化菌在生物膜中有足够的数量保证完成硝化，必须使液体主体区溶解氧大于3mg／L，使溶解氧能穿透生物膜[271。根据国外有关资料【蜊，生物膜法在同时进行有机物去除和硝化时，DO应为4mg／L左右。一体化工艺好氧段是生物膜和活性污泥的复合系统，而且好氧段进行了功能分区，一级好氧区以去除大部分有机物为目的，二级好氧区强化硝化作用。因此，在本次试验过程中，一级好氧区DO控制在2-3mg／L，二级好氧区DO控制在3-4mg／L。3．2．2回流比的确定回流比包括混合液回流比和污泥回流比，是污水处理系统的重要控制参数，其不仅影响工艺系统的动力消耗，也影响脱氮除磷效果。常规脱氮除磷工艺的混合液回流比～般为200％～300％，污泥回流比为50％～100％。通常认为，增加混合液回流比可以提高脱氮率，可以将硝酸盐带回缺氧区，增加了硝酸盐和反硝化菌的反应机会。高俊发等【63】对改良倒置A2／O工艺脱氮效率与总回流比(混合液回流比和污泥回流比之和)的关系进行了理论分析，并得出对于进水BOD=200mg／L，进水TN=40mg／L，出水BODffi20mg／L的城市污水典型水质，改良倒置A2／O工艺脱氮效率与总回流比的关系曲线，如图3．5所示：^冰V得较聪簦o1234587总回流比图3．5改良倒置A2／O工艺脱氮效率与总回流比关系曲线Fig．3．5NitrogenremovalefficiencyandreturningratioofmodifiedandreversedA2／Oprocess由图3．5可以看出，脱氮效率随总回流比R的增大而增大。总回流比R在0％～200％之间，脱氮效率提高显著；当总回流比R大于200％时，脱氮效率增长∞{寻O 3常温下一体化工艺运行性能研究缓慢。在徐亚明等l州的试验研究中，当回流比超过200％时，TN去除率也变化不大。分析有以下两个原因：一是理论研究表明以缺氧区硝酸盐浓度正好为零时的回流比为临界值，当回流比小于此II缶界值，随之回流量的增加硝酸盐的去除也增加，当回流比大于此临界值，回流水中的硝酸盐总量已经超过了缺氧区脱氮负荷，再进一步增加回流量对系统脱氮影响很小．二是回流量的增加会使硝酸盐氮在缺氧区的有效停留时间缩短，同时对进水有机物起到了稀释作用，使得反硝化反应的动力下降，并且大量回流液带入缺氧区的DO过多，抑制反硝化和释磷。因此，一味的增加混合液回流比值，在消耗大量回流动能后并不一定能提高脱氮效率，许多污水脱氮的研究结果认为混合液回流比宜采用200％"--300％比较合适。一体化工艺没有专设混合液回流系统，混合液的回流是随回流污泥一起进入系统的缺氧区。在试验中，回流比控制在200％左右。3．2．3最佳水力停留时间的确定水力停留时间在污水生物处理技术中是一个非常重要的参数，它直接关系到工艺性能的好坏．如果要发挥生物处理工艺投资少、运行费用低等优点，就必须缩短水力停留时间，从而达到减少反应池容积，降低构筑物造价和占地面积的目的。然而每种工艺在特定的环境条件下对负荷有一定适应性和限量性。当负荷超过该工艺在此环境条件下的极限值时，就必然使系统内生物赖以生存的环境遭到破坏，影响污水处理效果。但水力停留时间也不宣过长，应有一个限度，以免整个工程投资的巨额增加，带来资金的大量浪费。因此，对于一个污水处理系统来讲，一个重要步骤就是确定合理的系统水力停留时间，这对于证明一体化工艺的处理效能及节省工程投资都具有十分重要的意义。本阶段试验在春季(2006年3月-2006年4月中旬)进行，进水永质如表2．2所示。将一级好氧区DO控制在2-3mg／L，二级好氧区DO控制在3---4mg／L，回流比控制在200％，通过从系统中排放悬浮态污泥的方法将SRT控制10d左右。试验按逐渐缩短水力停留时间(如U)进行，共分为三个工况，每个工况稳定运行14d，各工况的进水流量、水力停留时间及容积负荷的相应变化如表3．1所示；表3．1进水流量、水力停留时间及容积负荷的对应表Table3．1CorrespondingTablebetweentheflow,HRTandvolumeload工况流量Q(LTh)152030水力停留时间HRT(h)16128容积负荷Nv(kgCOD／m3·d)0．4孓司．750．6～1．00．9^1．5 重庆大学硕士学位论文本阶段三个工况的运行数据汇总于表3．2。表3．2不同HRT条件下系统运行效果＼＼＼指标COD氨氮TNTP工况、＼范围229-．48740．6--69．546．2^一8．43．4-6．9进水Crag／L)平均值33049．358．75．2工况一范围17-491．3~7．712．1～19．50．4-．2．5．．-h水(mg／L)HRT=16h平均值32516．11．5范围82．2一母4．382．9-96．865．8-79．744．7^母3．0去除率(％)平均值90．290．072．369．8范围29孓_47840．2—；7．847．6一刁5．53．4-．6．3进水(mg／L)平均值370．554．461．85-3工况二范围20^v554．2～12．314．5一之2．60．5-2．3出水(mg／L)HRTbl2h平均值417．818．51．4范围86．1—93．278．6-90．859．9^玎6．962．7～88．6去除率(％)平均值8985．869．772．6范围279-．-49644．6^击5．352．6-80．53．7^母．6进水(mg凹平均值34653．966．95．7工况三范围41—577．8^之8．417．40．60．4-2．5出水(mg／L)HRT=8h平均值5416．328．11．5范围81．8—87．352．9～83．743．2～77．247．9--94．3去除率(％)平均值84．369．958．273．2①HRT对COD去除效果的影响不同HRT工况下，一体化工艺进出水COD及其去除率变化情况如图3．6、图3．7所示．由图3．6和图3．7可以看出，一体化工艺稳定运行期间对COD具有很好的去除效果。当HRT=16h时，系统出水COD为17--49mg／L，平均值为32mg／L，去除率为82．20／o．．94．3％，平均去除率为90．2％，出水全部达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级A类标准。随着HRT的缩短，系统对COD的去除效果有所降低，但幅度不大，即使在HRT为8h时，系统对COD的去除效率也可以达到8004以上，出水平均值为54 3常温下一体化工艺运行性能研究mgn．,，除个别情况外，出水COD均达到国家‘城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准。这时整个系统的容积负荷提升到了2．0(kgCOD／ms·d)，表现了一体化工艺较高的有机物去除能力。—．_避7炙CODHRT=16h+出承CODHFn_-12h+去除率HRY=Sh篇吣．曲∽∞d一W”卟／砾—认．-M11428时问(d)图3．6不同I"IRT下COD去除效果rig．3．6CODremovalefficiencyunderdifferentHRTconditions一进水COD平均值口出水COD平均值—，-一平均去除率16128HRT(h)图3．7不同HRT下的COD去除效果对比Fig．3．7EffectofHRToliCODreznovalefficiency^XV*篮稍②I-IgT对氨氮、TN的去除效果的影响不同HRT工况下，一体化工艺进出水氨氮及其去除率变化情况如图3．8、图^孚v诗逝眯们∞o啪湖粕看|瑚雠o^．I、5uJ)馏爱一馨8伯∞柏∞o枷湖珊瑚抛御御∞o^J，6Ev趟璐一蜒ooo 重庆大学硕士学位论文3．9所示。+进水氨氮HRT=16h+出水氨氰hiRT--12h十去除率HRT--Sh粼W叫州弋—v，～、人·／协^～埘‘．14时问(d)28图3．8不同HRT下氨氮去除效果F培3．8NH3-NremovalefficiencyunderdifferentHRTconditionsII进水氨氮平均值口出水氨氮平均值—士一去除率16128HRT(h)图3．9不同HRT下的氨氮去除效果对比Fig．3．9EffectofHRTonNH3-Nremovalefficiency1∞8060琶40篓稍20O由图3．8和图3．9可以看出，在}玎玎=16h和瑚玎=12h时一体化工艺表现出良好的硝化性能，对氨氮的平均去除率分别达到90．O％、85．8％，出水氨氮平均值分别为5．0mg／L、7．8mg／L，除个别情况外，出水氨氮完全达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准。HRT对系统硝化性能影响较大。当HRT缩短为8h时，系统对氨氮的去除率^掌v瞽逝咐们∞加∞O∞∞∞∞∞∞加∞0(1，6Ev魁鬏棚峰疆豚∞∞∞∞∞∞0^J，6Ev毽爱嘲峰域联 3常温下一体化工艺运行性能研究降低为69．9％，出水氨氮平均值达到16．3mg／L，难以达到国家一级B类排放标准。因此，一体化工艺要维持较好的硝化效果必须保证有足够的水力停留时间，如果水力停留时间太短，部分氨氮来不及被硝化随水流走或者HRT的缩短降低了系统对有机物的去除能力使异氧菌增殖迅速，硝化细菌的活性就会降低，从而影响了氨氮的去除效果。∞80^70营60。∞蓑40耋翌10O--4---进水TN+出水TN—6一去除率冰ⅣW璐j．．矿州产—、广‰√3b5瑙袋啊莹i-．14时间(d)28图3．10不同HRT下进TN去除效果Fig．3．10"INremovalefficiencyunderdifferentHRTconditionsI进水TN平均值口出ff。TN平均值十去除率168图3．1l不同HRT下的TN去除效果对比Fig．3．11EffectofHRTOilTNremovalefficiency31^装u静畿稍，^孚v碍逝求协∞O僦∞o∞m∞s}∞∞加佃O 重庆大学硕士学位论文不同HRT工况下，一体化工艺对TN的处理效果呈现出与氨氮类似的变化趋势，如图3．10、3．11所示．在HRT=16h，HRT；12h工况系统处理效果较为理想，TN平均去除率分别为72．3％、69．7％，出水TN平均值分别为16．1mg／L和18．5mg／L，出水可以达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准))(GBl8918-2002)一级B类标准。在HRT=8h工况，系统处理效果则明显变差，平均去除率只有58．2％，出水TN平均值为28．1m#L。③HRT对TP的去除效果的影响不同HRT工况下，一体化工艺进出水TP及其去除率变化情况如图3．12、图3．13所示。109，、8茜7S6世5盖4鉴3卜21O—·一进水TP+出水TP十去除率。HKl210nnKI=lZn劂删桃-‘■_Ⅵ价M14时间(d)28图3．12不同HRT下TP去除效果Fig．3．12TPremovalefficiencyunderdifferentHRToDnditiom635詈4is盏2馨1卜Om进水TP口出水TP—·6一去除率16128HRl。(h)图3．13不同HRT下的TP去除效果对比1∞80Xv40茎粕20O^孚v醉餐咐伯∞∞∞∞∞∞∞∞竹o 3常温下一体化工艺运行性能研究Fig．3-13EffectofliRT011TPremovalefficiency由图3．12和图3．13可以看出，HRT对系统的TP处理效果影响不大．当HRT=16h、HRT=12h、}玎iT=8h时，系统对TP的平均去除率分别为69．8％、72．6％、73．2％，出水TP平均值分别为1．5mg／L、1．4mg／L、1．5mg／L。④HRT对生物量的影响图3．14为常温下系统内活性污泥浓度(MLsS)和生物膜折算质量浓度随HRT变化情况。由于HRT的改变直接决定了系统的有机负荷，因此随着HRT的缩短，系统有机负荷提高，醐LSS和生物膜折算质量浓度都有所提高，但MLSS增加较快。试验期间，系统内MLSS在1240,．-1950mg／L之间，稍微低于传统的活性污泥工艺。一级好氧区生物膜折算质量浓度为2300-2710mg／L，二级好氧区的生物膜折算质量浓度为1830-．,2280mg／L，二级好氧区中的生物膜量明显低于一级好氧区。这可能是因为大部分有机物在缺氧区和一级好氧区已经被去除，导致二级好氧区中填料上的生物膜相对较薄。四活性污泥目一级好氧区生物膜口二级好氧区生物膜16128HRT(h)图3．14不同HRT时生物量F嘻3．14MicrobialconcentrationunderdifferentHRTconditions⑤最佳HRT的确定通过对常温下一体化工艺在不同的HRT下的运行研究，考察了在不同的HRT下，系统对污染物质的去除效果。试验期间，HRT的缩短，对COD去除率影响不大，在所研究的HRT内出水COD全部达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级B类标准。HRT对TP的去除效果也影响不大，因此，最佳水力停留时间的确定可以重点考虑其他因素，如氨氮、TN。从运行检测数据O0O0O季}|}咖|言mm∞．^1／誉v趟爨蝈峰 重庆大学硕士学位论文可以看出，HRT的缩短对于氨氮和TN的去除不利，主要是随着HRT的缩短，不利于氨氮的完全硝化，相应的氨氮、TN的去除率也就降低。氨氮、TN在m汀=16h和HRT=12h时出水可以达到国家<城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级B类标准，但是当HRT缩短为8h时，系统硝化效果显著变差，出水氨氮、TN难以达标。因此研究认为当HRT>12h时，系统能维持较强的硝化能力。综合考虑技术及经济因素后，系统的最佳HRT可控制在12h左右。由于试验原水氨氮、TN的浓度远高于一般的城市生活污水，因此，在进行一体化工艺的设计时，可根据当地水质情况来适当调整HRT。3．2．4污泥龄的优化污泥龄是污水处理系统的重要控制参数之一，通过有效的调节污泥龄，可以改变系统内的活性污泥浓度，进而改变整个工艺的运行状态，以保证系统的正常运行。在传统生物同步脱氮除磷工艺中，脱氮与除磷之间在污泥龄的合理确定上存在矛盾，产生这一矛盾的根本原因是实现不同功能的微生物需要不同的最佳生长条件。好氧段中要实现硝化作用，必须需要维持较高的硝化菌数量。硝化菌基本上属于自养型专性好氧细菌，其突出的特点就是生长速率慢，因此在系统中要保持较高浓度的硝化菌浓度，就要求在较长的泥龄下运行。一般对于生物脱氮工艺来说SRT应控制在lO一15d以上。而系统的除磷则是通过排泥来实现的，这就要求尽可能采用短的泥龄来增加剩余污泥排放量。对于生物除磷工艺来讲，SRT一般控制在3．5-7d。显然氨氮硝化和生物除磷过程所需的最优SRT存在冲突。虽然有些研究认为，复合生物处理系统内，附着态生物膜的SRT相对独立，其硝化速率受悬浮态污泥的SRT的影响较小【65】【硐，有望通过缩短污泥龄来缓解或解决这些冲突和难点，但考虑到一体化工艺缺氧区为活性污泥法，而好氧区为复合生物处理系统，如果本工艺污泥龄过短、排泥量过多，难以保证缺氧区活性污泥浓度和系统的稳定，而且在复合生物处理系统中，悬浮相微生物和附着相微生物之间相互影响，协同共生，污泥龄的概念比较复杂，不同于活性污泥法。因此，在悬浮态污泥的SRT的优化实验中，进行了SRT=5d(较短污泥龄)、SRT=10d、SRT=15d和SRT=25d(较长污泥龄)四个工况的试验研究，每个工况运行14d。试验过程中一级好氧区DO控制在2—3mg／L，二级好氧区DO控制在3--4mg／L，回流比控制在200％左右，HRT控制为12h。试验时间为2006年4月中旬至2006年6月。本阶段四个工况的运行数据汇总于表3．3。 3常温下一体化工艺运行性能研究表3．3不同SRT条件下系统运行效果Table33PerformingefficiencyofsystemunderdifferentSRTconditions、＼指标-I"8＼COD氨氮TNTP范围232～48240．5—缶7．050．2～77．23．8-6．8进水(me／L)平均值34852．163．45．3工况一范围45—6813．9--27．323．0一08．80．1也．5出永Crag／L)SRr．-5d平均值5419．230．21．2范围79．6~87．548．3～71．241．》石2．357．每母7．8去除率(％)平均值83．962．351．174．1范围29孓47840．玉-67．847．6—75．53．4．-6．3进水(me／L)平均值37154．461．95．2工况二范围20～554．2～12．314．孓_22．6O．5一之．3出水(me／L)SIU’=lod平均值417．818．51．4范围86．1毋3．278．6--90．859．9～76．962．7～88．6去除率(％)平均值89．O85．869．773．8范围260--47942．6^缶7．449．8．刀8．04．m刁．2进水(n彩L)平均值35551．361．25．6工况三范围19～521．5～8．012．8～19．OO．7一之．4出水(mg／L)SRT=15d平均值395．216．31．5范围86．9--92．787．2--96．567．9-79．760．o~87．0去除率(％)平均值89．290．173．172．7范围265—46242．O～66．449．3^刁5．54．5-7．6进水(mg／L)平均值35650．960．65．6工况四范围23—501矗币．513．7～18．51．4一艺．7出水(mg／L)Sll=r．25d平均值374．215．41．9范围88．1—91．887．9--06．268．4一刀8．755．7-79．7去除率(％)平均值89．891_974．166．0①SRT对COD去除效果的影响不同SRT工况下，一体化工艺进出水COD及其去除率变化情况如图3．15、图3．16所示。 重庆大学硕士学位论文+进水COD+出水COD十去除率静蚰幽口—k6∥蛐曲酶吣舢b6自6酗Ab配6酽^心‘叫．W、●■-．．．．··，h一一M．．广飞H一．—、-，一h^．一·—。、．142842时问(d)图3．15不周SRT下COD去除效果Fig．3．15CODremovalefficiencyunderdifferentSRTconditionsmira进水COD口出水COD十去除率孚V稃鬣粕]．I．1暑I■||l||r0||口?-．^|||l||?叮{}k净丁_，||一j||j||||||??||||j||||||||||||’I|||||||||||||| 3常温下一体化工艺运行性能研究果变化不大。当SRT=15d和SRT=25d时，出水COD平均值分别为39mg／L、37mg／L，平均去除率分别为89．2％、89．8％。②SRT对氨氮、TN去除效果的影响不同SRT工况下，一体化工艺进出水氨氮及其去除率变化情况如图3．17、图3．18所示。+进水氨氮+出水氨氮—☆一去除率驴椎蚶计氏—、∥杪U。洲。帆^八加．~^^一，~一～～产～．：l2842时间(d)图3．17不同SRT下氨氮去除效果Fig．3．17NH3-NremovalefficiencyunderdifferentSRTconditions∞50窖40篓30卷20腻晡100一进水氨氟r---a出水氨氮+去除率510SRT(d)图3．18不同SRT下的氨氮去除效果对比Fig．3．18EffectofSRTonNH3-Nremovalefficiency37^孚V替逝稍掌V稃篮粕Ⅷ∞∞阳∞∞∞∞∞竹o∞为∞∞∞∞∞竹o^一J，6Ev魁袋嘲螟聪1葶馏∞{己o 重庆大学硕士学位论文由图3．17和图3．18可以看出，SRT的延长有利于提高一体化工艺硝化性能。在SRT=5d的工况下，系统对氨氮的去除率降低为62．3％，出水氨氮平均值达到19．2mg／L，难以达到国家一级B类排放标准。随着SRT的延长，系统的硝化性能逐渐提高，当SRT为10d时，系统对氨氮的平均去除率达到85．8％，出水氨氮平均值分别为7．8mg／L。而当sRT延长为15d和25d时，系统对氨氮的平均去除率分别达到90．1％、91．9％，出水氨氮平均值分别为5．2mg／L、4．2mg／L，出水氨氮全部达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级B类标准。3bS恻蠖础堡I---+进水TN+出水TN十去除率聃慨泖VIf0峨峨、．八M．h^，州、·M142842时间(d)图3．19不同SRT下TN去除效果Fi晷3．19TNremovalefficiencyunderdifferentSRTconditions一进水TN口出水TN十去除率510SRTK015图3．20不同SRT下的TN去除效果对比Fig．3．20EffectofSRTonTNremovalefficiency∞706050妄40将30赣2010O，^冰v静逝咐们∞柏∞o∞∞∞∞∞∞∞{暑竹O∞∞∞∞{；}∞仲0一．I，6量巡蠼岫坚卜 3常温下一体化工艺运行性能研究不同SRTT况下，一体化工艺对TN的处理效果呈现出与氨氮类似的变化趋势，如图3．19、3．20所示．在SRT=5dT况系统处理效果较差，TN平均去除率为51．1％，出水TN平均值分别为30．2mg／L，出水不能达标．在其他三个工况，系统处理效果较好，平均去除率分别为69．7％、73．1％、74．1％，出水TN平均值分别为lg．5mg／L、16．3m班、15．4m班。③SRT对TP去除效果的影响不同SRT工况下，一体化工艺进出水TP及其去除率变化情况如图3．2l、图3．22所示。+进水TP+出水TP+去除率越八蚺执幽：W∥讥队UV帆1428时间(d)图3．2l不同SRT下TP去除效果Fig．3．2111"removalefficiencyunderdifferentSRTconditions一进水TPcj出7kTP十去除率I1∞r—、80‘60术哥40笾粕]20]．O||一||一||一f影口果||||：Ll"％、■1．】吲b|i汁||||||||||||||||||654321O^-l，6Ev避袋幡蜒正．L 重庆大学硕士学位论文一体化工艺的除磷主要是通过排泥来实现的，这就要求尽可能采用短的泥龄来强化除磷效果。但在试验中，在不同SRT工况中，系统的除磷效果变化不大，出水TP平均值分别为1．2mg／L、1．4mg／L、1．Smg]L，1．9mg／L，平均去除率分别为77．2％、73．8％、72．7％、66．O％，如图3．2l、图3．22所示。④SRT对生物量的影响图3．23为常温下系统内活性污泥浓度(MLSS)和生物膜折算质量浓度随SRT变化情况。四活性污泥目一级好氧区生物膜口二级好氧区生物膜3000250020001500100050005lO1525SI订(d)图3．23不同SRT时生物量Fig．3．23MicrobialconcenlrationunderdifferentSRTconditions由图3．23可以看出，SRT对系统内活性污泥浓度影响较大。随着SRT的延长，系统内活性污泥浓度迅速提高。当SRT=5d时，系统内活性污泥浓度仅仅为870mg／L，随着SRT的延长，在HRT为10d、15d和25d时，系统内活性污泥浓度分别达到1570mg／L、1650mg／L和17S0mg／L。不同SRTT况下，生物膜量差异不大，一级好氧区生物膜折算质量浓度约为2500mg／I．，二级好氧区生物膜折算质量浓度约为2000mgm。⑤最佳SRT的确定通过对常温下一体化工艺在不同的SRT下的运行研究，考察了在不同的SRT下，系统对污染物质的去除效果。试验期间，随着活性污泥SRT的延长，COD去除率有所提高，但提高不大，而系统除磷效果稍微降低，幅度也较小，这可能与SRT对系统内活性污泥浓度的影响有关。短的污泥龄会导致污泥浓度下降，进而会影响到系统的除磷效率，而在适当长的污泥龄下，可提高反应系统内的污泥浓度，同时也能提高活性污泥中聚磷颗粒的含量，从而可使较多的磷从系统内排出，也能达到较好的除磷效果。从运行检测数据可以看出，SRT的延长有利于系统对40^1／∞3避爱嘲蟮 3常温下一体化工艺运行性能研究氨氮、TN的去除，当SRT大于10d时，系统出水氨氮、TN可以达到国家<城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准。综合比较在不同SRT条件下系统对污染物的去除效果，一体化工艺的最佳SRT可控制在10d左右。3．3最佳运行控制参数下的一体化工艺运行性能分析本阶段试验主要是考察一体化工艺在最佳运行控制参数下(一级好氧区DO控制在2～3mg／L，二级好氧区DO控制在3～4mg／L，HRT=12h，回流比R=200％，SRT=10d)的运行性能，分析工艺中污染物去除过程，系统在2006年6月稳定运行20d，运行效果如表3．4所示。表3．4系统在最佳运行控制参数下连续运行效果指标CoD氨氮TN11P范围243．-49940．s^缶7．349Iql93．30．1迸水(mg／L)平均值35854．163．84．9范围24～523．7～11．310．9^一22．5O．4一之．3出水(mgn一)平均值397．217．21．3范围85．3毋2．58I．争v91．O67．7~79．248．9^母I．7去除率(％)平均值89．O86．773．073．23．3．1CoD的去除效果及分析①污水生物去除有机物基本原理一般认为污水生物处理系统对有机物的去除分为两个阶段，即初期吸附去除阶段和微生物代谢阶段。初期吸附去除阶段是活性污泥或生物膜与污水接触初期，通过附聚、吸附等物理作用，使有机物迅速降低；微生物代谢阶段是转移到活性污泥或者生物膜上的有机物被微生物利用，即微生物通过分解代谢、合成代谢将有机物去除。活性污泥工艺中一般存在着明显的“初期快速降解’"现象。由于活性污泥有着很大的表面积(200肛10000nlj，m3混和液)，其表面上富集着大量的微生物，在其外部覆盖着多糖类的粘质层，是高度亲水的极性物质．当其与污水接触时，污水中呈悬浮和胶体状态的有机物即被活性污泥所凝聚和吸附而得到去除。活性污泥吸附去除有机物的速度取决于微生物的活性程度和反应区内水力扩散程度与水力动力学规律。前者决定了活性污泥微生物的吸附、凝聚功能，后者则决定了活性污41 重庆大学硕士学位论文泥絮凝体与有机污染物的接触程度。活性污泥除具有较大的表面积外，活性污泥微生物所处在的增殖期也起着作用，一般处在“饥饿”状态的内源呼吸期的微生物，其“活性最强”，吸附能力也强。有机物被微生物代谢是生物处理系统去除有机物的第二步。小分子的有机物能够直接通过细胞膜被摄入细菌体内，而如淀粉、蛋白质等大分子有机物，则必须在细胞外酶一水解酶的作用下。被水解为小分子后再被微生物摄入体内。被摄入细胞体内的有机污染物，在各种胞内酶的催化作用下，微生物对其进行分解与合成代谢，从而将其去除【6“。微生物对有机物的降解可以用以下方程式表示：1)分解代谢：微生物对一部分有机物进行氧化分解，最终形成C02和H20等稳定的无机物，并从中获取合成新细胞物质所需要的能量。其化学方程式表示如下：l酶C】【}Iy()z+(x+y／4-z陀)02——‘斗xC02+y／2H20-AH式中CxHvoz表示有机污染物。2)合成代谢：另一部分有机污染物为微生物用于合成新细胞，即合成代谢，所需能量来自分解代谢。其化学方程式表示如下：I酶nCxHyOz+n(x+y／4-z／2—5)02怕N】白工—卜n(CsHTN02)+n(x-5)C02+a／2@-4)H20-AH式中C5H702是微生物细胞组织的化学式。②对CoD的去除效果系统在最佳运行控制参数下对COD的去除效果如图3．24所示。+进水C∞+出水COD—6一去除率茜占瑙爱啊蜒o86∞5∞4003∞200100O1234567891011121314151617181920时间(d))1∞8080錾静40篮粕20O图3．24在最佳运行控制参数下COD去除效果Fi93．24CODremovalefficiencyundertheoptimumop=atioaalcondition42 3常温下一体化工艺运行性能研究污水生物处理工艺对有机物的去除能力是评价工艺性能的最主要指标之一，而COD是污水处理中用来表征污水中有机物含量的常用指标。由系统在最佳运行控制参数下运行结果可以看出，一体化工艺对COD具有很好的去除效果。试验期间，系统进水COD为243．-499mg／L，系统出水COD为24～52mg／L，去除率为85．30,-,92．5％，出水全部达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准。值得一提的是，试验期间进水COD在200--500mg／L之间波动，浓度变化非常大，而出水COD保持相对稳定，这充分显示了一体化工艺较好的抗浓度冲击负荷能力，在常温条件的运行状况下是一种行之有效的污水生物处理工艺。③对COD去除原因分析一体化工艺对COD良好的去除效果是缺氧区和好氧区共同作用的结果。为考察系统不同反应区在去除COD的作用，可通过测定系统不同反应区内污染物浓度加以研究。由于一体化工艺分为四个区，混合液逐区串联流动，从工艺整体来看是推流式，而各个反应区则呈完全混合式流态。因此，系统不同反应区内污染物浓度也就是该区出水污染物浓度。试验期间，原水、缺氧区、一级好氧区和二级好氧区内COD浓度分布情况如图3．25所示，系统各区对COD的去除贡献率分布见图3．26。JEV倒鸯乏一筐凸+进水—o一缺氧区·．x一一级好氧区——0一二级好氧区123456789lO11121314151617181920时间(d)图3．25系统内各区COD分布情况Fig．3．25CODcameenm牡ionineachgompmtment垂|删螂姗耋|渤姗mm∞o 重庆大学硕士学位论文二级好氧区鼍慧譬一毒一絮区■^图3．26系统各区对COD的去除贡献率F培3．26Comriblnbn氍岖oeachcompartmenttoCOD托瓤憧帆I从图3．25、图3．26可以看出，缺氧区对COD的去除起到了很大的作用。在进水COD为20睢500mg／L之间波动的情况下，缺氧区COD浓度均低于80mg／L，较为稳定。在此试验阶段中，缺氧区对COD的平均去除率约占整个系统CoD总去除率的65．5％。缺氧区对COD的去除在总COD的去除中占了很大的比例，这可能与以下几方面有关：1)采用活性污泥法，活性污泥絮体和有机污染物接触充分；2)采用空气提升方法回流污泥，污泥在回流到缺氧区前已经进行了足够的曝气，将贮存在微生物细胞表面和体内的有机物充分地加以代谢，使活性污泥微生物进入内源呼吸期，使其再生，提高了污泥活性；3)缺氧区HRT足够长，缺氧区的HRT为总反应区HRT的1／3，试验过程中缺氧区HRT为4h，对于去除有机物所需的“初期吸附去除”的时间是足够的；4)缺氧区反硝化菌反硝化作用以及聚磷菌释磷氧化分解大量可生化性好的有机物。本工艺的好氧区是活性污泥和生物膜的复合系统，故对有机物的降解是悬浮生长微生物和附着生长微生物共同作用的结果。试验中，好氧区对COD去除占cOD总去除率的29．3％，其中一级好氧区为19．1％，二级好氧区为lO．2％。好氧区对COD去除功能包括两方面：一方面去除缺氧区剩下的COD，另一方面是氧化分解缺氧区活性污泥贮存在细胞表面和体内的尚未氧化分解的有机污染物。此外，沉淀区对COD也有一定的去除，沉淀区对COD的平均去除率约占整个系统COD总去除率的5．2％左右。3．3．2氨氦、TN的去除效果及分析①污水生物脱氮基本原理脱氮是近年来污水处理领域的重要研究课题，目前普遍认为生物脱氮是从污水中去除氮素污染的经济有效的方法之一【67】。生物脱氮的基本原理是：有机氮化合物在氮化菌的作用下，分解转化为氨态氮，这一过程称之为氨化反应，然后氨“ 3常温下一体化工艺运行性能研究态氮在亚硝化菌的作用下转化为亚硝酸氦，继之，亚硝酸氮在硝化菌的作用下，迸一步转化为硝酸氮，最后亚硝酸氮、硝酸氮在反硝化菌的作用下被还原为气态氮，达到从污水中脱氮的目的。当然氮的去除还包括微生物细胞的同化作用将氮转化为细胞原生质成分。具体过程如图3．27所示：0rg-N氮化菌亚硝化菌硝化菌反硝化菌N地—N——+NO—N_———一NO卜N——-．N2(厌氧或好氧，需有机物，产碱)』(好氧，不需有机物，耗碱)}(缺氧，需有机物，产碱)氨化作用硝化作用反硝化作用，N0i-N——一N№0}I——一NI-h(同化反硝化，成为有机体质)N03-N<、N0}N——-N20——，N2(异化反硝化，成为气态袈【)图3．27生物脱氮过程Fig．3．27TheprincipleofbiologicaldenilTification②对氨氮、TN的去除效果一体化工艺在最佳运行控制参数下对氨氮、TN的去除效果分别如图3．28、图’3．29所示。+进水氨氯+出水氨氯十去除事1234567891011121314151617181920时间(d)1∞∞∞基40錾粕20O图3．28在最佳运行控制参数下氨氮去除效果Fig．3．28NH3-Nremovalefficiencyundertheoptimumoperationalcondition加∞∞∞∞∞竹o^J、罂|)埘蛏棚蟮糕晡 重庆大学硕士学位论文∞703∞bE50毯40蔷30坚I--2010O+进水TN+出水TN+去除率123456789101l121314151617181920时间(d)1∞8060术静40篮粕200图3．29在最佳运行控制参数下TN去除效果F弛3．29TNremovalefficiencyundertheoptimunloperationalcondition由图3．28可以看出，一体化工艺具有良好的硝化效果。在试验中，系统进水氨氮为40．g≮7．3mg／L，出水氨氮为3．7~11．3mg／L，去除率为81．9％--91．O％，除个别情况外，出水氨氮可以达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级B类标准。一体化工艺对TN的去除效果也较好，如图3．29所示。在系统进水TN为49．弘”．9mg／L时，出水TN为10．9--22．5mg／L，去除率为67．7·}扣79．2％，出水基本可以达标。③对氨氮、TN的去除原因分析目前普遍采用的普通活性污泥法由于污泥负荷较高，污泥龄短，时代时间长、比增长速率小的硝化细菌来不及大量繁殖就从系统中排出。因此，在普通活性污泥系统中，硝化菌占活性污泥微生物中的比例很小，只有5％左右。复合生物处理系统通过增加生物膜上的微生物量来提高微生物浓度，达到降低污泥负荷的目的；填料对硝化细菌有滞留作用，可防止絮凝性差的硝化细菌流失【缱】，因此复合生物处理系统具有较强的硝化能力。此外，一体化工艺好氧段功能分区设计也强化了系统的硝化性能。从图3．25可以看出，有机物降解在缺氧区和一级好氧区基本完成，二级好氧区保持较低COD浓度，有利于自养型硝化菌的生长与繁殖【6叼嘲。通过对系统内不同反应区氨氮含量分析(图3．30)，二级好氧区对氨氮的平均去除率占总去除率的50％左右。缺氧区内氨氮浓度的大幅度降低是主要由于回流稀释作用引起的，但缺氧区对氨氮也有一定的去除，平均去除率约占整个系统氨氮总去除率的6。7％左右，可能是由于微生物的同化作用以及微生物细胞的吸附和储存含 3常温下一体化工艺运行性能研究碳、氮有机物的功能所致。图3．3l为系统各区对氨氮的去除贡献率。+进水+缺氧区十一级好氧区—*一二级好氧区+出水1234567891011121314151／517181920时间(d)图3．30系统内各区氨氦分布情况Fig．3．30NH3-Nconcentrationineachcompartnlent沉淀区8．3％缺氧区6．7％一级好氧区32．4％图3．3l系统各区对氨氮的去除贡献率Fig．3．31ContributionratioofeachcompartmenttoCODremoval进水直接进入缺氧区使缺氧区内有足够的碳源，有利于异养兼性反硝化菌的生长繁殖，它利用由系统回流带回的硝酸盐氮作电子受体，进行无氧呼吸，氧化大量有机物，起到脱除硝态氮作用的同时也降低了污水负荷，有利于好氧区自养型硝化菌的生长与繁殖{6sjl691。从而强化了硝化作用，使整个系统的脱氮效果得以提高。在传统A／O生物脱氮工艺中，如果原水中的硝态氮为零，好氧区的氨氮完全硝化、缺氧区内的硝态氮能够完全反硝化，进入缺氧区的硝酸盐来自回流的混合液和污泥，并认为其浓度与出水硝酸盐浓度一致，那么系统内总氮的物料平衡为：∞弛∞∞∞∞∞mO^1／∞毗)趟蛏埘峰鞲晡 重庆大学硕士学位论文进水总氮=出水总氮+微生物合成消耗的氮量+缺氧区反硝化脱氮量即：QTNo=QTNe+O．05(So—Se)Q吖R+r)QCsox式中Q——污水进水流量，m3／d：TNo——进水总氮浓度，ms／=TNe——出水总氮的浓度，mg／L。so——迸水BOD浓度，mp／L,Se——出水BOD浓度，ms／L=0．05——同化作用率；R——污泥回流比：r——混合液回流比；Q胁——混合液硝酸盐浓度，mp／L。假定混合液硝酸盐的浓度与出水总氮浓度一致，则理论上的TN去除率为可以用下式表示：打：!±墨4．—O．05(So—-S,)‘l+，+置(1+，+R)TNo本一体化工艺没有专设混合液回流系统，混合液的回流是随回流污泥一起进入系统的缺氧区，因此上式可以简化为：刀：』4—0．0—5($0—-S,)。1+R(1+R)TNo试验期间进水BOD5约在150-300mg／L之间，总氮浓度TNo为49．7~77．9mgrc，回流比R为200％，出水BOD5浓度均低于10mg／L，由此公式得出的TN理论去除率范围69．7％--,76．4％。在试验过程中，几次发现TN的实际去除率高于理论分析值。为此，对TN质量浓度系统不同反应区变化情况进行了研究，图3．32为系统内TN浓度的分布情况。从图3．32可以发现，复合系统的好氧区对TN亦有明显的去除，其去除量约占系统去除总量的19％-66％，平均值为37％左右。这表明在好氧反应区在一定程度上发生了同步硝化反硝化反应(SND)。同步硝化反硝化(SND)是指在同一个构筑物中能够同时进行硝化和反硝化反应，从而可以一步达到污水脱氮的效果。SND以好氧反硝化一异养硝化为基础，其最大特征为好氧阶段总氮的损失[701。本工艺中同步硝化反硝化现象的发生可能与系统内附着生长的生物膜内部存在着较多的缺氧微环境有关。在生物膜中，从生物膜表面至其内部的不同层次上，由于氧传递的限制原因，氧的浓度分布是不均匀的，表面溶解氧浓度高，内部浓度低，形成了溶解氧浓度梯度。在生物膜足够厚的情况下，可以在生物膜的内部形成缺氧 3常温下一体化工艺运行性能研究区，生物膜外层好氧硝化菌占优势，主要进行硝化反应，生成的硝态氮通过浓度梯度的扩散作用进入内层；生物膜内层存在着一定量的反硝化菌，这些细菌利用絮体中储存的有机物作为有机碳源，将外层产生的硝态氮转化为氮气。—-一进水+缺氧区十一级好氧区+二级好氧区+出水123456789101l12131415161718192D时间(d)图3．32系统内各区TN分布情况Fig．3．32TNconcentrationineachcompartment3．3．3TP的去除效果及分析。，．．①污水生物除磷基本原理城市污水必须考虑脱氮除磷问题。从水体中藻类对氮磷需要的关系看，对于内陆水体，磷是水体富营养化的主要限制因素，因此控制磷的浓度尤为重要。为控制水体富营养化，污水厂出水中的磷含量必须达到一定标准，而且无论在国内还是在国外，此标准日趋势严格。我国‘城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)的一级(B)标准为TP(1；￡P计>S1．0mg见,。所以大多数污水处理厂都要考虑生物或化学除磷，以控制出水中TP的浓度。生物除磷是指微生物对磷的吸收，磷最终通过沉淀池排放剩余污泥得以去除。微生物对磷的吸收又分为两种：一是微生物生长的生理需要，对磷的正常吸收；另一种是生物强化除磷，是利用聚磷菌一类的微生物，能够过量从废水中吸收超过其生长所需要的磷，并以聚磷酸盐的形式贮存菌体内，形成高磷含量的污泥排出处理系统外，从而达到除磷的目的．聚磷菌的作用机理可通过图3．33来描述。活性污泥在好氧、厌氧交替条件下，在活性污泥中可产生所谓的“聚磷菌”。在厌氧条件下，聚磷菌水解体内的ATP，形成ADP和能量，同时将胞内多聚磷酸盐∞加∞∞∞∞∞mO^1／∞Ⅷ)趟爱蚺峰N上 重庆大学硕士学位论文分解，以无机磷酸盐的形式释放出去，另一方面，聚磷菌摄取污水中的低分子有机物如挥发性脂肪酸(VFA)，合成聚—B羟基丁酸盐(PHB)及糖原等有机颗粒的形式贮存子胞内。在好氧条件下，聚磷菌以溶解氧和氧化态氮为电子受体氧化分解胞内贮存的PHB，并利用该反应产生的能量过量的从污水中摄取磷酸盐，同时产生大量的ATP，产生的ATP大部分供给细菌合成和维持生命活动，一部分则用于合成磷酸盐蓄积在细菌细胞内。好氧图3．33聚磷菌释放和吸收磷的代谢过程Fifr3．33ThemetabolismcouI∞ofphosphorus’releasingandassimilating②对TP的去除效果系统在最佳运行控制参数下对TP的去除效果如图3．34所示。+进；,RTP+出水TP十去除率123456789101l121．314151617181920时间(d)1∞∞∞孚40錾犏20O图3．34在最佳运行控制参数下’rP去除效果Fig．3．34TPremovalefficiencyundertheoptimumoperationalcondition试验期间，系统进水’rP为3．3可．1mg／L，出水TP在0．4--2．3mg／L，出水平均87654321O^．1、"5趟羟■《巴 3常温下一体化工艺运行性能研究值为1．3mg／L左右，平均去除率为73．2％。运行期间，系统对TP的去除效果波动很大，最大去除率可达91．7％。而去除效果较差时去除率只有48．9％。由于一体化工艺除磷效果不稳定，出水TP波动较大，因此不能完全满足较严格的排放要求。当处理出水中磷的排放标准要求很高，可以考虑在生物除磷基础上辅以化学除磷措施。③对TP的去除原因分析在常规活性污泥系统中，微生物正常生长时活性污泥含磷量一般为干重的1．5~23％，通过剩余污泥的排放仅能获得10-30％的除磷效果f271。在本次试验中，进水流量为20L／h，悬浮态污泥浓度约为1500mg／L，悬浮态污泥SRT控制10d左右，平均排放污泥量约为36000mg／d，进水TP在3．3~7．1mg／L之间变化，其平均值为4．9mg／I．,，即2352mg／d。按常规活性污泥系统进行计算，取活性污泥平均含磷量为2％，计算得出污泥生物合成去除TP的重量约为720mg／d，去除率为30．6％。但在实际运行结果中，TP的去除率为48．9．-01．7％，平均去除率为73．2％，从而推断出系统的除磷机理除了微生物合成以外，还可能存在生物强化除磷作用。根据生物强化除磷的机理分析，聚磷菌在厌氧环境下有效释磷水平的高低，决定了其在好氧环境下吸磷能力的大小，对于系统的除磷能力具有极其重要的作用口11。但在本试验中，除少数情况释磷较明显外，大多数时间释磷现象不明显，且聚磷菌释磷水平的高低与系统吸磷能力相关性较差，如图3．35所示。-．11．．-进水—◆一缺氧区十出水—*一回流稀释I234567891011121314151617181920时间(d)图3．35系统内各区TP分布情况Fig．3．35TPconcentrationineachcompartment8765432lO^1／∞m)魁嵌嘲峰昌 重庆大学硕士学位论文进水水质和缺氧区硝态氮的存在可能是影响系统内聚磷菌释磷不充分的主要原因。进水中溶解性小分子有机物(如VFA、甲醇等)含量的多少及其与有关微生物营养物间的比例，是影响聚磷菌释磷效果的一个不可忽视的控制要点。因为聚磷菌本身是好氧菌，在厌氧段中，其运动能力很弱，只能利用溶解性的小分子有机物，是竞争能力很差的软弱细菌，只有当厌氧段内有足够浓度的VFA等小分子有机物时，聚磷菌才能在利用有机物的竞争中成为优势菌群172]．在试验进水中COD：N：Pz48：5：l，碳源与TN和I"P的比例严重失调，碳源不足，从而影响了磷的释放。硝态氮是影响聚磷菌释磷的重要因素。硝态氮对聚磷菌释磷影响表现在两个方面：一是产酸菌可利用硝态氮作为最终电子受体氧化有机物而抑制厌氧发酵和产生挥发性脂肪酸；二是反硝化菌可利用硝态氮进行反硝化，与聚磷菌竞争易降解的挥发性脂肪酸(Ⅵ’A)等有机基质，而前者的竞争能力远大于后者，导致聚磷菌几乎得不到所需的有机基质。如果污水中聚磷菌所需的低分子脂肪酸量足够大的话，即使有硝态氮的存在，释磷效果也可能不会受到影响口7】。由于本工艺没有设置专门的厌氧区，硝化液和污泥一起回流到缺氧区，虽然缺氧区的HRT较长，但是由于缺氧区为完全混合式，没有明显的缺氧段和厌氧段界限，厌氧环境未形成，故反硝化菌利用了大部分系统中本就不充足的易生物降解碳源进行反硝化，造成聚磷菌无法利用足够量的VFA合成PFIB，进而影响聚磷菌充分释磷。在聚磷菌对磷的释放和吸收这两个过程中，除了进水水质和缺氧区硝态氮的存在会对聚磷菌释磷造成一定的影响外，溶解氧、pH等也是影响系统的除磷效果的重要因素。溶解氧对生物除磷的影响很大。厌氧放磷过程必须保持严格的厌氧状态，一旦有氧，兼性厌氧菌就不会诱导放磷，并且溶解氧的存在会使好氧菌和兼性好氧菌利用可降解有机物进行好氧呼吸，消耗一部分有机质，使产酸菌可利用的有机基质减少；而好氧区则应保持一定浓度的溶解氧，使聚磷菌能利用好氧代谢氧化磷酸化释放出的大量能量充分吸收磷[721。一般好氧区DO值以2．0mg／1为宜，厌氧区DO值应小于0．2mg／1。试验过程中，一级好氧区DO控制在2-3mg／L，二级好氧区DO控制在3---4mg／L。虽然本工艺采用空气提升装置回流污泥，回流污泥携带的一定的溶解氧，但通过每天监测缺氧区溶解氧，发现缺氧区DO始终小于0．1mg／L。试验过程中，溶解氧满足生物除磷的要求。pH值对生物除磷的效果也有着重要的影响。一般除磷系统中pH值为中性、 3常温下一体化工艺运行性能研究微碱性，与常规生物处理相同。pH过低(如小于6)则易发生聚磷菌的自溶而造成无效释磷，pH过高则不利于磷的释放。pH一般应控制在7～81731。试验期间进水pH在7~8．5之间，对磷的释放可能会存在一定的影响。由于一体化工艺是个动态变化系统，其水流条件复杂，许多生化反应交互影响，因此，系统内很多生化反应过程不能直观的体现出来，这使得一体化工艺在运行过程中聚磷菌释磷水平的高低与系统吸磷能力相关性较差以及TP去除效果波动较大的问题无法得到合理的解释。3．3．4系统内生态区系构成的初步分析污水生物处理工艺多种多样，结构千变万化，其主要目的都是为微生物提供一个较好的生活环境条件，以发挥其更大的代谢活力。处理工艺出水水质的好坏都同微生物的种类、数量及其代谢活力有关，所以观察处理工艺中的微生物生长情况，j可以及时指导水处理工程的运行管理，及时解决运行过程中出现的各种问题。试验期间对系统内活性污泥和生物膜随时进行镜检，以便观察悬浮生长微生物以及附着生长的微生物的形态特征的变化。由于系统内各区的溶解氧环境不同，各区微生物所获得的各类基质浓度不同，所以在系统内不同分区内微生物群落结构也有所不同。常温稳定运行期间，缺氧区活性污泥微生物种类和数量较少，而好氧区存在着大量的微生物。好氧区内同时存在活性污泥和生物膜，生物膜内的生物群和活性污泥中的生物群大致相同，但生物膜中的生物种类的数量相对较多。在活性污泥中，时代时间长的微生物受污泥龄的影响很大，而且容易随出水流出处理系统，但在生物膜内，增长速度相当慢的微生物也能生存。镜检结果表明，生物膜内生息的原生动物非常丰富，主要有：钟虫、等枝虫、累枝虫、吸管虫、楣纤虫、游仆虫、草履虫等，其中固着型纤毛虫占绝对优势，有时会出现由大量由固着型纤毛虫组成的群落。除此之外，系统好氧区还存活一定数量的后生动物，主要是轮虫和线虫等。轮虫和线虫属于更高级的微型动物，处于食物链的顶端，它们的出现说明复合生物反应器生态系统的食物链比较长，营养结构复杂，群落的演替程度较高，系统功能完整、稳定。图3．36为系统稳定运行时，好氧区内活性污泥和生物膜上的原生动物和后生动物。大量显徼镜观察发现，二级好氧区生物膜中的原生动物和后生动物数量比第一级中的多，其原因可能为：试验期间进水水质波动较大，水质冲击负荷在一级好氧区得到缓和，二级好氧区的水质较稳定，因而有利于原生动物和后生动物的附着生长。 重庆大学硕士学位论文(c)二级好氧区生物膜微生物相图3．36系统微生物镜检图Fig．3．36Microscopicalphotosofmicroorganisms3．4本章小结本章主要考察了常温下一体化工艺的启动以及对生活污水的处理效能，探讨了水力停留时间、污泥龄对系统运行性能的影响，确定了系统最佳运行控制参数，分析了工艺中污染物去除过程。主要结论如下：①先快速排泥法进行挂膜，再投加驯化活性污泥的方法来启动一体化工艺，具有一定的可行性。较短的水力停留时间有利于挂膜，挂膜成功后降低负荷有利 3常温下一体化工艺运行性能研究于将硝化细菌培养成为生物膜的优势菌种。②HRT对系统脱氮性能影响较大，当HRT=8h时，系统的脱氮效果明显下降，HRT对COD、TP处理效果影响不大。综合考虑技术及经济因素后，系统的最佳HRT可控制在12h左右。◎活性污泥SRT的提高。COD，氨氮、TN去除率提高，系统除磷效果降低，但降低幅度较小。综合考虑SRT对COD、氨氮、TN、TP去除效果的影响，认为系统的最佳sRT可控制在10d左右。④依据理论分析和具体试验，确定最佳运行控制参数：一级好氧区DO控制在2～3mg／L，二级好氧区DO控制在3--4mg／L，回流比控制在200％，HRT控制在12h左右，悬浮态污泥SRT控制在lOd左右。系统在最佳运行控制参数下稳定运行结果表明，一体化工艺具有较好的去除污染物能力．系统出水COD、氨氮、TN可以达到国家<城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级B类标准。系统对TP的去除效果波动很大，出水TP平均值为1．3mg／L左右，达到了强化除磷的效果⑤试验期间，系统内生息的微生物非常丰富，生物膜内的生物群和活性污泥中的生物群大致相同，但生物膜中的生物种类的数量相对较多． 4低浓度、冲击负荷及低温下～体化工艺运行性能研究4低浓度、冲击负荷及低温下一体化工艺运行性能研究为了考察一体化工艺在中小城镇的适用性，分别对一体化工艺在低浓度、冲击负荷、低温状况下的运行性能进行了研究。4．1低浓度进水下一体化工艺的处理效果研究由于生活水平、气候条件以及排水系统等因素影响，我国许多中小城镇污水浓度较低，南方地区尤为明显，如广东番禹石桥镇、佛山镇安等中小城镇污水COD浓度均低于150mg／L。为了考察一体化工艺在上述中小城镇的适用性，本阶段试验对低浓度进水下一体化工艺的处理效果进行了研究。本阶段试验在夏季进行。由于试验用水为校内学生宿舍区生活污水，从8月份开始，淋浴水增多稀释污染物，进水中的各项污染物指标浓度降低，COD浓度曾经一度在140mg／L左右，最低只有90mg／L左右，具体水质情况见表2．2。在此条件下，一级好氧区DO控制在2-3mg／L，二级好氧区DO控制在3--4mg／L，回流比控制在200％，保持}玎玎=12h，SRT=10d，连续运行20d，得到系统在低浓度下的运行效果，如表4．1所示。表4．1系统在低浓度下连续运行效果Table4．1Performingefficiencyofsystemtreatinglowconcentrationwastewater指标COD氨氮TNTP范围96^五1119．6～38．528．O．46．71．5^_4．1进水(mg／L)平均值13530．839．42．7范围11-450．5-5．29．1—16．1O．4～1．3出水(rag／L)平均值283．213．10．9范围70．2^母1．379．6—玎．457．9^刁5．745．0^罐9．5去除率(％)平均值78．589．766．565．1①对COD的去除低浓度条件下一体化工艺对COD的去除效果如图4．1所示。57 重庆大学硕士学位论文+进水COD+出水COD十去除率l2345678910ll121314151617181920时间(d)图4．1COD去除效果Fig．4．ICODremovalefficiency由表4．1和图4．1可以看出，COD的去除效果较为稳定，进水COD质量浓度为96～211mg／L，出水COD为1l--45mg／L，其去除率介于70．2％-91．3％，平均去除率为78．5％。在低浓度状况下，COD去除率有所降低，但是由于进水COD浓度已经很低，所以即使在较低去除率的情况下，出水也达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级A类标准．②对氨氮、TN的去除低浓度条件下一体化工艺对氨氮、TN的去除效果分别如图4．2、4．3所示。+进水氨氨+出水氨氮+去除率123456789101l121314151617181920时间(d)图4．2氨氮去除效果Fig．4．2NH3-Nremovalefficiency12010080^琶60静40鬟200^寥。哥篮求似∞∞孢∞∞∞∞∞∞o拗瑚伽m∞o^一，6Ev鲻璐喇峰08帖∞；5；∞；乌{寻：2竹oo^JbEv趟甏捌蟮嚼1葶 4低浓度，冲击负荷及低温下一体化工艺运行性能研究+进水TN+出水TN十去除率1234567891011121314151617181920时间(由图4．3TN去除效果Fig．4．3"INremovalefficiency∞706050§柏得30籍2010O此运行阶段，系统对氨氮、TN均具有良好的去除效果，如图4．2、图4．3所示。试验期间进水氨氮为19．6---38．5mg／L，进水"IN为28．0--46．7mg／L，出水氨氮为O．"．2mg／L，出水TN为9．1—16．1mg／L，出水氨氮、TN均达到国家一级B标准。试验过程中，系统对氨氮的平均去除率高达89．7％。良好的硝化效果跟进水水质存在很大的关系。由于亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌最佳生长温度为35-．．42℃，而此阶段污水水温较高，大约在25～32℃之间，有利于硝化菌的生长繁殖。此外，进水中较低的有机物浓度，使得硝化细菌与有机物降解菌在竞争活性污泥和生物膜表面空间处于优势，从而提高了硝化菌在活性污泥及生物膜中的比率。⑧对TP的去除效果低浓度条件下一体化工艺对TP的去除效果如图4．4所示。从图4．4可以看出，试验期间，进水TP为1．5—4．1mg／L，出水TP为0．和1．5mg／L，其去除率介于46．7％v89．4％，平均去除率为64．2％。与常态运行阶段相比，系统在低浓度运行阶段对TP的去除效果相对稳定。’④小结尽管系统在较低浓度污水进水条件下运行，其出水水质良好，但是由于处理的生活污水浓度较低，且水力停留时间较长，没有足够的营养物质来满足微生物生长增殖的需要，因此有一部分微生物不得不迸行内源呼吸或死亡，使得系统内微生物量随着试验的进行明显减少。此试验阶段，系统内MLSS降低到500mg／L∞O^一，6Ev趟爱嘲坚．L 重庆大学硕士学位论文左右，一级好氧区生物膜折算质量浓度约为1300mg几，二级好氧区生物膜折算质量浓度仅仅有900mg／L。因此，应采取相应措施来维持系统内的生物量，如增加填料安装密度等。在工程运用中，若水质浓度较低，则可以根据当地的情况，考虑将其它诸如食品、养殖等有机物浓度较高的工业废水与生活污水混合起来集中处理，以减弱生活污水浓度过低对系统造成的影响。．--．11---进水TP+出水TP十去除率l2345678910lll21314151617181920时间(d)图4．4TP去除效果Figr4．4TPremovalefficiency4．2水力冲击负荷下一体化工艺的稳定性研究性能稳定性是污水处理工艺的基本性能指标，一个不稳定的反应系统，即使反应潜力再大，其应用价值也将大打折扣[741。由于中小城镇污水的一个显著特点是污水水量、水质波动较大，具有时不均匀性，抗冲击负荷能力便成了衡量中小城镇污水处理工艺性能优劣的重要指标。容积负荷由进水浓度和流量决定，冲击负荷一般有浓度冲击负荷和水力冲击负荷两种。系统在最佳运行控制参数下稳定运行期间，进水COD浓度为200--500mg／L，水质波动较大，但系统处理效果一直较稳定，说明一体化工艺具有较好的抗浓度冲击负荷能力。因此，本阶段试验主要考察了在水力冲击负荷下一体化工艺运行的稳定性。4．2．1试验方法在生产中，污水生物处理系统面临的水力冲击一般可分为两类，即瞬时冲击和逐步变化。瞬时冲击和逐步变化是相对的概念，由处理系统的运行条件决定，仅凭绝对的持续时间来对它们分类是很难的。例如，持续2d的负荷变化对于原60，^孚v静逝稍竹∞∞阳∞∞∞∞∞∞o545352515O4321O^．1，6Ev谜艇一鍪．L 4低浓度、冲击负荷及低温下～体化工艺运行性能研究HRT为4h的反应器是一种逐步变化，而对于原HRT为10d的氧化塘则是瞬时冲击。一般来说，逐步变化较为平缓，操作人员可以有时问作相应的调整；而瞬时冲击较为激烈，处理系统需要有足够的“缓冲”能力容纳这些负荷，以避免出水水质恶化和系统崩溃【7”。本试验对系统抗瞬时冲击负荷能力进行了研究，考察一体化工艺在水力冲击负荷下系统的稳定性。一般情况下，城市污水水量的时变化系数为1．3—2．3。但由于中小城镇排水干管较短，且生活污水的比重较大，中小城镇污水水量时变化系数一般高于规范的经验数值。因此，在本试验中，分别按200％、300％、400％提高流量，相应流量变化系数分别为2、3、4，高于规范的经验值。根据城镇生活污水排放呈明显的早、午、晚冲击，且每一冲击一般持续1-2h的特点，水力冲击负荷的持续时间设为2h。试验之前系统处于稳定状态，温度为20℃左右，一级好氧区D0控制在2-3mg／L，二级好氧区DO控制在3--4mg／L，HRT为12h，回流比为200。／,，悬浮态污泥SRT=10d。进水COD维持在350rng／L左右，去除率保持在86％左右．试验期间进水污染物浓度尽量保持不变，突然按设定的百分比提高流量，持续2h，然后恢复到原流量，观察系统各区及出水COD随时间的变化过程。试验工况如表4．2所示。表4．2水力冲击负荷试验工况Table4．2Hydraulicshockloadtest工况稳态工况一工况二工况三(Lm)20406080水力停留时间HRT(h)12643容积负荷N．(kgCOD／m3-由0．71．42．12．8导致的流量变化系数l2344．2．2试验结果与讨论不同冲击强度下的试验结果分别如图4．5--4．7所示。污水生物处理系统的稳定性应包括两个方面，即抵抗干扰的能力和受影响后恢复原有状态或达到新的适宜稳态的能力。其中关于抵抗力的研究，缺乏比较系统的总结，而关于恢复力的研究很少见。在干扰因素的作用下，若系统的状态虽有所变化，但可以在较短时间内恢复如初甚至比干扰前更优，则其恢复力较强。若干扰消失后，系统的状态变化较大，出水水质长期不能达标，反应效能一直较低，说明系统状态已发生质变，恢复力丧失；若干扰消失后，系统虽不能完全恢复，但可以达到一新的稳态，且该稳态下系统的状态也符合预期要求，仍可认为61 重庆大学硕士学位论文系统的恢复力较强【751。在试验过程中，当冲击流量为原进水流量的200％时，系统对COD的去除率一直稳定在80％以上(如图4．5所示)，受冲击负荷影响不大。随着冲击强度的增加，COD去除率在一定时间内存在一定程度的降低，但降低幅度不大，即使在冲击流量为原进水流量的4000,4的情况下，系统对COD的去除率也一直维持在700,4以上(如图4．7所示)，表现出较强的抵抗干扰的能力．由图4．6、图4．7可以看出，+缺氧区—o一一级好氧区—_一二级好氧区--o--出水+去除率匕三毫jL01234567时间(h)图4．52000,4流量冲击时系统各区COD变化情况Fig．4．5EffectofhydraulicshockloadOnCODineachcompartment砒2000,4increasedflowrate+缺氧区--O----级好氧区··一二级好氧区—·一出水+去除率r开面厦至擞1．／一{匡o123时问4(h)5671∞8060X40錾啪20O图4．63000,4流量冲击时系统各区COD变化情况Fig．4．6EffectofhydraulicshockloadOilCODineachcompartmentat300％increasedflowrate，^装v静篮咐伯∞o∞o^J，6Ev谶矮嘲馨oo∞柏∞∞∞∞∞∞O^．1，6Ev世袋■蜒oQD 4低浓度、冲击负荷及低温下一体化工艺运行性能研究在冲击流量为原进水流量的300％及400％的情况下，COD去除率最低点一般发生在撤去冲击负荷后2h，但在撤去冲击负荷后4h左右即恢复到冲击前的水平，可见系统的恢复力较强。由试验结果可以看出，一体化工艺抗短期水力冲击负荷能力强，且能在较强的冲击负荷后短时间内恢复，表现出良好的稳定性。+缺氧区十一级好氧区—卜二级好氧区+出水+去除率‘冲击发生段●—～一{。／‘珍012345678时间(h)图4．7400％流量冲击时系统各区COD变化情况F嘻4．7EffectofhydraulicshockloadOnCODineachcomparanentat400％incmasⅨlflowrate从不同冲击强度下，系统各区及出水COD随时间的变化情况可以看出，缺氧区内COD浓度受冲击负荷影响最大，撤去冲击负荷时出现COD浓度峰值；而好氧区内及出水COD受冲击负荷影响逐渐平缓，且COD浓度峰值一般发生在撤去冲击负荷后2h左右，系统存在一定的缓冲能力。这与一体化工艺“田”字型分区结构设计存在一定关系。“田”字型分区结构使每个反应区中水流呈完全混合流，而整个系统的流态为平推流，既促进了微生物和基质的接触，也实现了微生物种群的分离。发生冲击负荷时，尽管系统的缺氧区冲击较大，但保证了好氧区生物系统稳定以及出水水质的稳定。对于一般的污水生物工艺，进水流量的突然提高，首先，也是最关键的，会造成系统表面负荷急剧升高，结果是使污泥(菌体)极易流失，导致系统运行失败。一体化工艺既有悬浮生长的活性污泥，又有附着生长的生物膜，系统内微生物呈多样性、食物链长，具有一定的稳定性。但是，系统的抗冲击负荷能力有一定的限度。由图4．7可以看出，冲击流量为原进水流量的400％的情况下，系统连续4h出水在60mg／L以上。除此之外，试验过程中，随着冲击流量的增加，系统内的活性污泥逐渐减少。究其原因，可能存在两个方面：①流量的突然增加，导致沉淀区的HRT缩短，一部分部分污泥随出水流失；②流量增加，但污泥回流量，一Xv辟逝书坩∞柏∞o瑚抛伽御∞o^J，6Ev避璐一遐ooQ 重庆大学硕士学位论文没有进行调节，水力冲击期间，污泥回流比较小，且回流污泥浓度不高，难以维持系统内污泥浓度的稳定。因此，一体化工艺运行过程中最好避免过大或过长时间的冲击负荷，以保证系统的正常运行。4．3低温条件下一体化工艺运行性能研究污水生物处理过程的实质是微生物以水中有机污染物和无机污染物为营养物质，通过生物转运和生物转化将其转化成自身的组成部分或氧化分解以获得生命活动所需要的能量，这一过程中发生的各种生化反应对温度的变化非常敏感。温度是影响微生物生理活动的重要因素之一．一般认为，污水处理过程中，微生物最适合生长温度范围为10-45℃，当水温高于45"(2时，微生物细胞蛋白质可能发生交性，水温低于lO℃时，部分微生物活性将大大受到抑制，从而对工艺的出水水质造成不利影响。我国幅员辽阔，许多地区一年四季气候差异较大，尤其是东北、华北和西北部的广大地区，冬季处于低温环境，地面排水平均温度一般不高于10℃，这就导致许多污水处理厂在不同季节的处理效果存在很大差异。因此探索污水处理工艺在低温条件下的运行情况，并寻求低温条件下改善出水水质的措施，对于理论研究和工程实践都有重要的意义。4．3．1低温条件下一体化工艺运行效果进入冬季以后，试验进水水温为8-12℃，在此温度下，一级好氧区DO控制在2—3mg／L，二级好氧区DO控制在3,,-4mg／L，回流比控制在2000,4，保持瑚玎=12h，SRT=10d，稳定运行20d，考察了一体化工艺对污染物的处理效能，运行效果汇总于表4．3。表4．3系统在低温下的运行效果指标COD氨氮TN11P范围279^一48045．7^击8．455．1—，78．94．2川．1进水(mg／L)平均值39655．466．35．3范围3争v7023．1—37．O34．5～50．71．3之．7出水(mg／L)平均值5331．142．11．9范围80．3～87．933．7～54．724．7～50．156．3-72．5去除率(％)平均值85．843．535．963．3①对COD的去除系统对COD的去除效果如图4．8所示。 4低浓度、冲击负荷及低温下一体化工艺运行性能研究--41---进永COD+出水COD十去除率l35791113151719时间(d)图4．8低温下COD去除效果Fig．4．8CODreraovalefficiencyatlowtemperature908886“芎舵錾80稍7876从图4．8可以看出，虽然在水温只有8~12℃的条件下运行，但系统在m玎=12h、SRT=10d的情况下对COD的去除率仍然很高。试验期间，系统进水COD平均值为396mUL，出水COD平均值为53mg／L，其平均去除率可以达到85％以上，而且出水比较稳定，可以达标排放。这说明，无论在常温还是低温条件下，一体化工艺均具有非常好的去除有机物能力。水处理系统中的微生物以中温微生物为主，低温条件下微生物的增殖速度减慢，所以系统中无论是活性污泥浓度还是生物膜浓度都大幅度下降，系统之所以保持较好的有机物去除效果，可能是由于好氧区安置了填料，构成复合式生物系统，有助于多种微生物共存。根据生态学中的“多样性导致稳定性原理’’，种群丰富、结构完整的生态系统更能保持系统处理能力的稳定，从而降低低温对COD的去除效果的负作用，即一体化工艺可以减轻低温对COD去除效果的负影响。EuisoChoi掣76】对生物复合处理系统的研究中发现即使水温为5"C时，COD的去除率只比20℃下降了10％。尽管活性污泥和生物膜中细菌的种属和数量随温度降低而减少，但存活下来的微生物的生物活性较好，保证了低温条件下系统仍具有较好的净化能力。②对氨氮、TN的去除系统对氨氮、TN的去除效果分别如图4．9、4．10所示。啪蓦|枷垂|抛伽o^J／6Ev毯璐棚蟮ooo 重庆大学硕士学位论文∞70∞5040∞2010O-．．．11--进水氨氮+出水氨氨十去除率l234567891011121314151617181920时闻(d)图4．9低温下氨氮去除效果Fig．4．9NI-13-Nremovalefficiency缸lowtemperature+进水TN+出水TN十去除率12345678910lll21314151617181920时间(d)图4．10低温下1N去除效果Fig．4．10"INremovalefficiencyatlowtemperature与常温下系统运行情况相比，冬季低温条件下系统的硝化能力明显降低，氨氮的平均去除率仅有43．5％左右，如图4．9所示。从生物脱氮的机理看，温度是限制硝化的首要因素。据有关文献川，亚硝酸菌最佳生长温度为35℃，硝酸菌最佳生长温度为35,42℃。当温度低于15℃，亚硝化菌和硝化菌活性大大受到抑制网【78l。在10℃时，亚硝化菌最大比增长速率P-N为0．3，是20℃的1／2，30"C的l，4，因此，在低温条件下，无论活性污泥还是生物膜，其中的硝化菌的活性都受到很大的限制。此外，冬季低温运行期间，系统内部生物量降低，特别是活性污泥浓度的大幅度下降，加上工艺进水氨氮的浓度较高，进水氨氮平均值高达55．4mg／L，，^零v静畿书帕∞O加∞∞柏∞∞竹O^J，5Ev趟艇捌峰聪)葶，^墨v*篮咐伯∞{寻O^—bEv世《删世瞥E 4低浓度、冲击负荷及低温下～体化工艺运行性能研究使得污泥氨氮负荷较高，出水氨氮难以达到15mg／L以下的标准。低温条件下硝化细菌受到抑制，硝化效果恶化直接导致了反硝化的恶化，所以"IN的去除率也下降了很多。从图4．10可以看出，试验期间，进水TN平均值为66．3mg／L，出水1N平均值为42．1mg／L，平均去除率只有35．9％。另外，温度对反硝化菌的活性影响也相当大，这是TN去除率下降的另一个主要原因。许亚同I嘲在研究中表明，温度对反硝化影响较大，反硝化作用的适宜温度范围为15--3512。Payraudeau等【删发现，水温低于1412时，反硝化性能会明显下降。③对TP的去除系统对氨TP的去除效果如图4．11所示。+进水TP+出水TP+去除率l23456789101i121314151617181920时间(d)图4．1l低温下TP去除效果Fig．4．11I"Premovalefficiencyatlowtemperature1∞8060母40签啪200从图4．1l可以看出，冬季低温期间，一体化工艺的进水TP浓度为4．20．1mg／L，出水TP浓度为1．3~2．7mg／L，其平均去除率为63．3％。生物除磷理论认为；磷的厌氧释放可使微生物的吸磷能力大大提高，即吸磷能力由释磷能力来决定的，而释磷能力又由可利用的水解产物小分子有机酸决定，鉴于水解过程是受温度影响的酶促反应，所以理论上认为在低温运行期间水解作用减弱，随着水解产物小分子有机酸的减少，释磷能力下降，吸磷能力会随之降低，最终可能导致除磷效果的下降。与常温下系统对TP的去除效果相比，低温条件下系统对TP的去除率有一定程度的下降，但下降幅度相对不大。原因可能有以下几点：1)由于硝化效果的恶化，回流污泥中的硝酸盐含量较低，保证了良好的厌氧环境，且减少了碳源的竞争；2)缺氧区水力停留时间长达4h，减少了低温对除磷的影响。朱还兰等人在SBR反应器中对污泥厌氧释磷速率进行研究，在17~37℃范围内，温度每增加8765432，O^．I，6Ev避爱螗鉴J． 重庆大学硕士学位论文lO℃，释磷速率增加一倍左右，这表明在低温下，系统的厌氧区停留时间长一些更有利。Shaprio的试验同样表明，低温运行时厌氧区的停留时间要更长一些，以保证发酵作用的完成及基质的吸收[271。由以上试验结果可以看出，低温对系统的处理效果造成了一定的影响，特别是硝化效果明显恶化，因此，必须采取一定的措施，强化系统处理效果，改善出水水质。4．3．2低温条件下一体化工艺优化措施目前在生物处理工程中一般采用增加水力停留时间的措施来改善系统的处理效果，但这对于已经运行的污水处理厂作用不大，因为延长了污水的水力停留时间就减少了污水的处理量，造成接纳水体的污染；采用一些保温或者升温等措施，这无疑会加大工程投资而处理效果也难以很好的保证【81】；还有目前研究比较广泛的分离适合在低温下生长代谢的耐冷菌用于污水低温生物处理，尽管这是从微生物的角度解释温度与净化效能的关系，但是分离耐冷菌往往需要大量的时间，且利用耐冷菌的工业化生产也尚未成熟，实际应用为数不多[821。表4．4SR：I甏0d和SRT=30d时系统的运行效果Table4．4PerformingefficiencyofsystemraiderSRT---20dandSRT=30d、＼指标工况＼＼CoD氨氮nqTP范围269—48342．1—缶5．751．4一刁8．O4．3-6．4进：7托(mg／L)平均值37053．364．9S．2范围4m也19．争00．629．4--42．91．孓之．6SR：r-之Od出水(mg／L)平均值5124．335．81．9范围82．6～88．740．4-63．936．4-53．553．8^刁1．7去除率(％)平均值86．254．144．762．8范围303^49041．2—62．553耳04．64．1巧．6进水(mg／L)平均值38854．165．45．3范围36^缶l15．争v29．528．9-41．61．7^a．2SRT=30d／脉(mg／L)平均值4923．435．O2．5范围83．7,-90．245．2-69．038．6-54．845．3一_61．2去除率(％)平均值87．356．646．353．2在常温下一体化工艺运行控制参数优化试验中发现，悬浮态污泥SRT的延长 4低浓度、冲击负荷及低温下～体化工艺运行性能研究有利于强化系统对COD、氨氮以及TN的去除效果，同时不会使TP去除率大幅度降低．白晓慧等田】研究发现，在寒冷地区，为保持较高的硝化速率和稳定硝化效果，可通过延长污泥龄，来保持较低污泥负荷，即使在冬季水温小于lO℃条件下，也可以实现较高的硝化效果。因此，本阶段试验在常温最佳运行参数下(一级好氧区DO控制在2—3mg／L，二级好氧区DO控制在3--4mg／L，HRT=12h，回流比R：200％，SRT=10d)依次将SRT延长为20d和30d时，考察了系统的运行性能，试验数据汇总于表4．4。①延长悬浮态污泥SRT对COD处理效果的影响图4．12为延长悬浮态污泥SRT后，系统对COD的去除效果。3bS毯爱翻惶o8．--45．--进水COD+出水COO十去除率≈瓦万沉V扒广-．^，．．一．一．¨．．14时间(d)图4．12COD去除效果Fig．4．12CODremovaletticiency1008060冰*40逝稍20O由表4．4和图4．12可以看出，当SRT=20d时，COD平均去除率为86．2％，出水平均值为51mg／L，当SRT=30d时，COD平均去除率为87．3％，出水平均值为49mg／L。由此可知，系统对COD的去除率有了一定的提高，但由于一体化工艺为复合生物处理系统，低温对COD去除效果的负影喻较小，所以延长悬浮态污泥SRT对提高有机物去除率的影响不大。②延长悬浮态污泥SRT对氨氮、TN处理效果的影响延长悬浮态污泥SRT后，系统对氨氮、TN的去除效果分别如图4．13、图4．14所示。啪姗枷湖瑚伽。 重庆大学硕士学位论文+进水氨氨+出水氨氮十去除率SRT=20dSRT=30d娥＼6士户孤／、『八～14时闻(d)图4．13氨氮去除效果Fig．4．13NH3-Nremovalefficiency+进水TN+出水TN十去除率SRT=20dSR．r-3叫⋯八弋一．少冷氢㈣武静淞14时间(d)图4．14TN去除效果Fig．4．14TNrelnova]efficiency1∞∞∞水静40逝啪2001∞∞∞荸*40篮粕20O低温对氮源的去除抑制较强烈，延长SRT可以在一定程度上改善系统的脱氮效率，如表4．4、图4．13和图4．14所示。当SRT=20d时，氨氮的平均去除率为54．1％，"IN平均去除率为44．7％，分别比SRT=10d时提高了10．6％、8．8％。随着SRT的继续延长，系统的脱氮效率继续升高，但相对缓慢。SRT=30d，系统对氨氮、TN的平均去除率分别为56．6％、46．3％，出水氨氮、TN平均值分别为2：3．4mg／L、35．Omgm。阳∞5；∞∞∞∞O^．1／6Ev毯矮嘲峰豚般∞∞∞∞∞∞{寻∞O^．1，6Ev趟璐峨坚J- 4低浓度、冲击负荷及低温下一体化工艺运行性能研究③延长悬浮态污泥SRT对TP处理效果的影响图4．15为延长悬浮态污泥SRT后，系统对TP的去除效果。+进水TP+出水TP—，＆一去除率蛀嫩饿▲√∥叭／、“～八j14时间(d)图4．15TP去除效果Fig．4．15TPitmovaletticiency80706050；40*∞畿20稍10O由表4．4和图4．15可以看出，当sRl[宅od时，TP平均去除率为62．8％，出水平均值为1．9mg／L，与SRT=10d时相差不大，此时SRT的延长没有对TP的去除率造成明显的负面影响，但当SRT延长为30d时，系统除磷效率明显降低，TP平均去除率降为53．2％，出水平均值为2．5mg／L。④延长悬浮态污泥SRT对11P生物量的影响图4．16为冬季低温下系统内活性污泥浓度(MLSS)和生物膜折算质量浓度随SRT延长的变化情况。水处理系统中的微生物以中温微生物为主，低温条件下微生物的增殖速度减慢。当温度降至微生物的最低生长温度时，微生物的新陈代谢活动减弱到极低的程度，微生物呈休眠状态。因此，低温时无论是活性污泥浓度还是生物膜浓度与常温相比，有大幅度的下降。由图4．16可以看出，当系统控制悬浮态污泥SRT为10d时，系统内活性污泥浓度仅仅为879mg／L，一级好氧区生物膜折算质量浓度约为2000mg／L，二级好氧区生物膜折算质量浓度约为1700mg／L．随着SRT的延长，系统内活性污泥浓度迅速提高。在HRT为20d和30d时，系统内活性污泥浓度分别达到1420mg／L、1480mg／L。延长SRT对于提高生物膜量作用不大。⑤小结适当延长悬浮态污泥SRT是改善低温条件下一体化工艺运行性能的有效措7654321O^J，6Ev髓嫒嘲蜷乱．L 重庆大学硕士学位论文施。通过试验研究，建议一体化工艺在冬季运行时，SIlT控制在20d左右．四活性污泥目一级好氧区生物膜口二级好氧区生物膜102030SRT(d)图4．16低温下不同SRT时生物量Fig．4．16MicrobialconcentrationunderdifferentSRTconditionsatlowtemperature4．4本章小结为了验证一体化工艺的适用性，本章分别对一体化工艺在低浓度、冲击负荷、低温条件下的运行性能进行了研究。研究结果表明：①一体化工艺在较低浓度进水条件下运行，其出水水质良好，出水COD、氨氮、TN均达到国家一级B标准，但由于污水浓度太低，使得系统内微生物量随着试验的进行明显减少，需采取相应措施来维持系统内的生物量。@一体化工艺受到流量冲击时，系统对COD的去除率一直较稳定，抗短期水力冲击负荷能力强，且能在持续2h的400％的水力冲击负荷后仅需4h左右即恢复到冲击前的水平，表现出良好的稳定性。@在低温条件下，一体化工艺对COD、氨氮、TN、TP的平均去除率率分别为85．8％、43．5％、35．9％、63．3％，相对于常温下，COD、TP去除率受低温影响较小，而脱氮效率受低温抑制强烈。④悬浮态污泥SRT的延长，使系统在低温条件下的运行性能得到一定程度的改善。当SRT-=20d时，COD、氨氮、TN、TP的平均去除率分别达到86．2％、51．3％、42。6％、62．8％，系统脱氮效率改善较为明显。0O0O0O筋趵坫m5^1／∞山)憾蠖棚峰 5结论与建议5．1结论针对中小城镇的社会经济状况及污水特点，结合脱氮和除磷豹基本原理和各自所需的条件，提出了一种新型一体化污水处理工艺。本研究进行了一体化工艺启动及处理活污水运行性能研究，确定了最佳运行控制参数，分析了工艺中污染物去除过程；并针对中小城镇生活污水特点，分别考察了一体化工艺在低浓度、冲击负荷、低温状况下的运行性能，确定了运行方式和调控手段。本研究主要取得了以下结论：①先快速排泥法进行挂膜，再投加驯化活性污泥的方法来启动一体化工艺，具有一定的可行性。较短的水力停留时间有利于挂膜，挂膜成功后降低负荷有利于将硝化细菌培养成为生物膜的优势菌种。②在HRT优化试验中，分别考察了HRT=16h、HRT=12h和HRT=8h对系统运行性能的影响。HRT的缩短对COD、TP去除率影响不大，对氨氮和TN的去除不利。在ⅢⅡ=16h和m盯=12h时出水氨氮、TN可以达到国家‘城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准，当HRT缩短为8h时，系统硝化效果显著变差，出水氨氮、TN难以达标。综合考虑技术及经济因素后，系统的最佳HRT可控制在12h左右。③在悬浮态污泥SRT优化试验中，分别考察了SRT--5d、SRTflod、sRl降15d和SRT=25d对系统运行性能的影响。当SRT由5d延长到25d时，COD、氨氮、TN的去除率随SRT的延长而提高，TP去除率逐渐降低。综合在不同SRT条件下系统对污染物的去除效果，系统的最佳悬浮态污泥SRT可控制在10d。④依据理论分析和具体试验，确定最佳运行控制参数：一级好氧区DO控制在2—3mg／L，二级好氧区DO控制在Y-4mg／L，回流比控制在200％，HRT控制在12h左右，悬浮态污泥SRT控制在lOd左右。系统在最佳运行控制参数下稳定运行结果表明，一体化工艺具有较好的去除污染物能力，对COD、氨氮、TN、TP的平均去除率分别为：89．O％、86．7％、73．O％、73．2％。系统出水COD、氨氮、TN可以达到国家<城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)一级B类标准。系统对TP的去除效果波动很大，出水TP平均值为1．3mg／L左右。⑤针对许多中小城镇污水浓度较低的特点，考察了低浓度进水状况下一体化工艺的运行性能。结果表明，一体化工艺在较低浓度进水条件下运行，其出水水质良好，出水COD、氨氮、TN均达到国家一级B标准。但由于进水污水浓度太低，使得系统内微生物量随着试验的进行明显减少，因此需要采取相应的措施来 重庆大学硕士学位论文维持生物量。⑥通过对系统抗瞬时冲击负荷能力的研究，考察了一体化工艺在水力冲击负荷下系统的稳定性。一体化工艺受到流量冲击时，系统对COD的去除率一直较稳定，抗短期水力冲击负荷能力强，且能在持续2h的400％的水力冲击负荷后仅需4h左右印恢复到冲击前的水平，表现出良好的稳定性。⑦考察了一体化工艺在冬季低温条件下(水温为8,--12"12)的运行性能。低温对COD，TP的去除影响不大，COD、TP平均去除率分别为85-8％、63．3％，出水COD达到国家《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918．2002)一级B类标准。低温条件下系统的脱氮能力明显降低，氨氮的平均去除率仅有43．5％，TN的平均去除率为35．9％。在低温条件下，随着悬浮态污泥SRT的延长，系统的脱氮性能得到一定程度的改善。当SRT--20d时，COD、氨氮、"IN、TP的平均去除率分别为86．2％、54．1％、44．7％、62．8％。适当延长悬浮态污泥SRT是改善低温条件下一体化工艺运行性能的有效措施。④一体化污水处理工艺基于传统A／O工艺进行设计，综合了活性污泥法和生物膜法的优点，进行了功能分区，并实现了反应区和沉淀区一体化，具有结构紧凑、占地面积小、投资少、操作简单等特点。一体化污水处理工艺处理生活污水的试验研究表明：本工艺具有很好的去除有机物和脱氮能力，是一种易于实现工艺设备化、适用于中小城镇的污水处理技术。5．2建议由于时间关系，对一体化工艺的运行性能研究尚不完全，建议在本研究的基础上，后续研究需要关注以下几方面：①本研究表明，系统对COD、氨氮、TN的去除性能稳定，而出水TP波动较大，成为出水水质达标的限制性因素。因此，建议进一步探讨改善TP去除效果的技术措施，提高系统除磷的稳定性。②可以考虑设置灵活的曝气方式，如一级好氧区采用间歇曝气，使系统在保持处理效果的前提下，节省运行能耗。④对系统内部活性污泥和生物膜之间相互作用及其对系统性能的影响进行研究，深化对复合式工艺的认识。74 致谢本文的研究工作是在导师高旭副教授的精心指导和悉心关怀下完成的，在论文的选题，研究和撰写的过程中无不倾注着导师辛勤的汗水和心血。此外，郭劲松教授和方芳副教授在我三年的研究生学习期间给予了全方位的无私帮助和指导。在研究生学习阶段中，三位老师渊博的学识、敏锐的学术洞察力、严谨的治学态度使我获益匪浅。在此，特向三位尊敬的老师表达我最诚挚的敬意和最由衷的感谢!在课题试验分析过程中，感谢邓晓莉老师在试验硬件和试验检测分析提供的诸多方面的支持和帮助!在试验期间还得到鲜吉成、李哲、杨运平、王侠、卢艳华、唐丁勇等同学以及试验室工作人员刘天才的热情帮助，在此一并表示衷心的感谢。特别感谢我的父母和家人，正是他们多年来对我的关心、鼓励和支持，才使我能够顺利完成研究生阶段的学习l最后，衷心的感谢在百忙之中评阅论文和参加答辩的各位专家、教授!车云兵二00七年五月 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