铁路中小站区生活污水处理技术研究 104页

'中文摘要中文摘要摘要：本文在对我国东北、西南、华东地区现有铁路中小站段进行调查研究的基础上，根据我国铁路中小站区生活污水的特点及不同站区地理环境的差异，将新型节能技术与传统的污水处理方法相结合提出“新型节能生态污水处理系统"。在铁科院怀柔试验基地建立中试规模的节能型污水处理系统，然后运用数学模型对该系统工艺的污水处理效果进行分析和优化，提出影响系统正常运行的主要因子及该工艺在不同情况下运行的边界条件。最后利用层次分析法和模糊数方法对节能型污水处理系统进行了综合效益分析。得出以下结论：(1)根据调查实际情况，可以得出中小站区污水排放特点：①污水进水量小且很不均衡、点多线长，污染源分散；②污水水质优于一般市政污水，一般为：COD盯50-220mg／L，氨氮10-50mg／L，SS50-200rag／L；③一天之内污水水量水质出现了两个高峰期，一是11点～14点，一是下午5点左右，其余各时段变化不是很大，这两个时间段一般COD在100～200mg／L，氨氮在30～50mg／L，SS在90～200mg／L，晚上污水水量和污染负荷低于白天，而且下半夜污水水量和污染负荷又低于上半夜。(2)研究证明，针对铁路站段生活污水处理采用单一形式的生态处理工艺难以达到目标，研究的最佳技术方案应该是超深厌氧塘、曝气池、人工湿地床组合功能的新型节能生态处理系统。污水处理系统中超深厌氧塘按2m3／d的流量设计，而每一个湿地单元按O．5m3／d的流量设计，则该系统各构筑物尺寸及技术参数如下：蓄水池1．5×1．5×1．2m；超深厌氧塘痧1．1×10．7m；曝气池1X1×1．5m；水平潜流人工湿地4．5×2．2×lm；垂直流人工湿地4．5×2．2×1．3m。(3)研究表明，影响节能型污水处理系统污染物去除效果的主要因素是水力停留时间、温度、有机负荷及需氧量。当停留时间t=l-2d、水温T=6℃、有机负荷F／M=4mg／L、需氧量R_39．658kg／h时，系统对COD、BODs、M{4-N、SS的‘，r去除率分别为97％、88％、93％、66％。当停留时间t-=5-6d、水温T_20℃、有机I负荷F／M=2mg／L、需氧量R亍39．656kg／h时，系统对COD、BOD5、NH4-N、SSr一的去除率分别为99％、97．5％、97％、86％，系统出水达到《污水综合排放标准》(GB8978．1996)中其他排污单位的一级标准。(4)运用层次分析法和模糊数方法进行研究，根据线性加权函数值u，(x)对效益进行分析判断。结果表明，怀柔试验基地人工湿地处理系统U，(功=0．7736，属于运行良好的生态经济系统，而且其长远效益显著。关键词：污水排放规律；数学模型；综合效益分析；分类号：X731111 l一一0●●，Ⅳ，1，●j ABSTRACTABSTRACTABSTRACT：Inthispaper,onthebasicofinvestigationandresearchontheexistingmiddleandsmallrailwaystationsinNortheast,SouthwestandEastofChina，accordingtocharacteristicsofsewageinChina"srailwaystationareaanddifferencesofgeographicalenvironmentindifferentareas，ithasproposedthe”newenergy-saving，．ecologicalwastewatertreatmentsystem”bycombiningnewenergy—savingtechnologywimthetraditionalsewagetreatmentmethod．Wehasestablishedmedium—sizedenergy—savingwastewatertreatmentsystemsinIronASTRIHuairoutestsite，andusedmathematicalmodelstoanalysisandoptimizetheresultofsystem’Ssewagetreatment,proposedtheboundaryconditionsofsystemrunningindifferentsituations．Finally，thispaperusedAHPandfuzzynumbermethodtomakecomprehensivebenefitanalysisforenergy-efficientwastewatertreatmentsystem．111econclusionsareasfollowing：(1)Accordingtothesurveyofactualsituation，itCangetthecharacteristicsofsewageemissionsinmiddleandsmallstationarea：(gtheinflowofsewagewaterissmallanduneven，withmanypointsandlongline，pollutionsourcesisdispersed；③wastewaterqualitybeaerthannormalmunicipalwastewater，thenormalis：CODer50～220mg／L，ammonianitrogen10～50mg／L，SS50～200mg／L；(蓼n圮wastewaterquantityandqualityhastwopeal【periodsinoneday，oneis1lamto14am，oneisaround5pm，thechangeisnotlargeintheresttime，inthetwotimeperiodsgenerallyCODis100～200mg／L，ammonianitrogenis30～50mg／L，SSis90～200mg|L．wastewaterquantityandpollutionloadatnightislowerthantheday，andaftermidnightWaterquantityandpollutionloadislowerthanearlynight．(2)Researchandpracticehasprovedthatitisdifficulttoachievethegoalbyasingleecologicaltreatmentprocesstodeal埘tlltherailwaystationsewage，thebesttechnicalsolutionshouldbenewenergy··savingeco·-processingsystemhascombinationfeaturesofsuperdeepanaerobicpond，aerationtank,constructedwetlandbed．Superdeepanaerobicpondinsewagetreatmentsystemhasbeendesigendby2m3／dflow,andeachwetlandunitisdesignedby0．5m’／dflow,thesizeofthesystemstructureandtechnicalparametersareasfollows：reservoir1．5×1．5×1．2m；superdeepanaerobicpond1．1X10．7m；aerationtank1×1×1．5m；horizontalsubsurfaceflowconstructedwetlands4．5×2．2Xlm；verticalflowconstructedwetland4．5×2．2×1．3m．Vtl尊 北京交通大学硕士学位论文(3)Studieshaveshownthatmainfactorswhichaffectthepollutantsremovalresultofenergy—savingsewagetreatmentsystemaretime，temperature，organicloadandoxygendemand．3酮flenthestayingtimet=l-2d，temperatureT=6℃，theorganicloadF／M24mg|L，oxygendemandR=39．658kg|h，theremovalratesofsystemonCOD，BODs，NH4-N，SSwere97％，88％，93％，66％．Whenthestayingtimet=5--6d，thewatertemperatureT童20℃，theorganicloadF肌=2mg／L，oxygendemandR=39．656kg／h，theremovalratesofsystemonCOD，BOD5，N阻-N，SSremovalrateswere99％，97．5％，97％，86％．Thesystem’Sissuewateraehievedfirststandardofothersewagedisposalunitsin”IntegratedWastewaterDischargeStandard”(GB8978—1996)(4)UsingA册andfuzzynumbermethodforresearch．accordingtothelinearweightingfunctionU：j(x)toanalysisandjudgethebenefit．mresultsshowthatwetlandtreatmentsystemUj(x)=0．7736ofthetestsiteinHualrou,isecologicaleconomicsystemwhichisrunninggood，anditslong—termbenefitsareremarkable．KEYWORDS：Sewageemissionlaw；mathematicalmodel；comprehensivebenefitanalysis；CI。ASSN0：X73】，；IH 序随着铁路行业的跨越式发展，产生的污水越来越多。近三年来，国家为促进内需，将大力发展铁路事业，同时也要求加大对污水处理的力度。因此加强对车站污水的处理势在必行。铁路中小站区大多位于远离城市的农村地区，由于经济条件和环境条件的限制，大部分中小站区的生活污水未能达标排放，有的甚至直接排放，严重污染了农田和附近的环境。调查发现铁路站段污水处理设施也存在一些共同问题：第一，现在很多处理设施的自控设备已无法正常运行，现在主要靠人工控制；第二，污水管理人员对污水处理设施不了解，对突发问题无法处理；第三，污水处理设施与污水水质水量不匹配，造成几乎所有设施都是间歇式运行。由于各地铁路站段的具体情况不同，所以我们应选择合适的污水处理工艺。铁路中小站区的生活污水与工业废水相比，水量小、污染物浓度低，从技术角度而言，这些铁路中小站区生活污水治理应根据当地的实际情况采用分散化、小型的治理模式，技术上要求工艺简单、净化效果有保证、投资省、能耗低、运行维护简单。有必要针对铁路站段污水处理特点，研究新型节能生态污水处理技术处理铁路站区污水，将污水处理、出水资源化和污水综合利用相结合，使站段污水处理运行维护管理容易，降低运行费用。新型节能生态污水处理技术的研究符合我国铁路站段污水处理的需要，并符合我国节能减排的政策。利用该技术处理铁路站段污水在国内属于开创性研究，其研究成果将直接用于铁路站段污水处理工程建设，为我国铁路中小站区生活污水处理技术的创新提供理论支持。因此，开发节能型污水处理系统是分散、小型污水处理在中小站区生活污水处理应用的发展方向。 —。im 目录中文摘要⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．iiiABSTRACT⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。v序⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．vii1引言⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．11．1选题依据及研究意义⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1．2铁路生活污水的国内外研究现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯21．2．1铁路生活污水的国外研究现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯21．2．2铁路生活污水的国内研究现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯21．3研究内容及技术路线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯41．3．1研究内容⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．41．3．2研究重点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯41．3．3研究方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯41．3．4技术路线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯51．4技术方案的制定⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯62铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．92．1铁路典型站段污水水质水量调研⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。92．1．1东北片区⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯92．1．2西南片区⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．122．1．3华东片区⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．132．2铁路典型站段水量变化规律及特征研究⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．142．2．1客运站水量变化规律分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．142．2．2小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l82．3铁路典型站段污水水质变化规律及特征研究⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯192．3．1客运站水质变化规律分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．192．3．2铁路典型站段污水水质指标⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．242．3．3小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯242．4中小站段生活污水处理匹配技术⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯25’2．4．1中小站段污水水质水量特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．252．4．2中小站段污水处理处置现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．252．4．3中小站段生活污水处理技术推荐⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．26 北京交通大学硕士学位论文345湿地系统试验设计⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．293．1方案设计⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯293．2污水水质分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．333．3各构筑物设计⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．333．3．1蓄水池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．333．3．2超深厌氧塘⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．333．3．3曝气池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯363．3．4水平潜流人工湿地⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．363．3．5垂直流人工湿地⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯403．4调试运行与工程验收⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．443．4．1调试运行⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯443．4．2工程验收⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．453．5运行管理与故障处理措施⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．453．5．1日常运行管理事项⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．453．5．2特殊控制⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．453．5．3系统监测⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．463．5．4故障处理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯463．5．5冬季管理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯46新型节能生态处理技术水质处理效果分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯494．1超深厌氧塘单元水质处理效果分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．494．1．1耗氧有机物的降解规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯494．1．2DO的变化规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．564．1．3SS的去除规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．584．2曝气池单元水质处理效果分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．594．2．1耗氧有机物的降解规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯594．2．2氨氮的降解规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．634．3人工湿地单元水质处理效果分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一644。3．1耗氧有机物的降解规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯654．3．2一级氨氮的降解规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯714．3．3SS的去除规律⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．734．4小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．74怀柔试验基地人工湿地处理系统综合效益评价模型⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯775．1评价指标⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．775．2综合效益分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．78 目录5．2．1建立递阶层次结构⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯785．2．2确定指标权重⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯785．2．3评价综合效益⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．806结论与展望⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯836．1主要结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。836．2研究展望⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．84参考文献⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．85作者简历⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．89独创性声明⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯91学位论文数据集⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．93 、r，7II。畸 ，●引言1引言1．1选题依据及研究意义建国以来我国铁路建设得到长足发展，铁路的通车里程到现在已达到7万多公里，居世界第三位【l】。铁路通车里程的增长也带来了铁路站段的增加。这些站段在铁路运输的过程中都要产生一定量的污水，如果不达标排放将会给当地环境造成污染。由于各地的气候、地理位置以及经济发展水平的不同，致使中小站段的情况复杂，污水排放状况具有较大的差异，处理过程中存在一定的问题；而且大部分中小站段远离城市，大多位于农村地区，有少数站段污水处理达标排放，而大部分中小站段污水未能达标，有的甚至是直接排放。初步估计，我国现有中小站段1000多个，每年产生污水1500多万吨，COD2000多吨，氨氮60多吨，对环境造成了巨大的影响【21。近年来，随着我国社会建设事业的加快，国家对环境保护事业越来越重视，环境标准更加严格，要求铁路站段污水排放要达到国家标准。同时，公众对环境保护的参与积极性在提高，对环境的要求也越来越高，铁路站段未经达标排放的污水，污染农田等周边环境，引起矛盾纠纷的事例时有报道。公众环境意识的提高要求铁路站段加强对排放污水的管理，做到达标排放【31。但是，许多站段的污水处理设施较差，达不到国家排放标准，而且由于单个中小站段污水排放量小，污水情况差异大，增加了处理的难度。虽然有些站段建立了污水处理设施，但是由于基础数据资料太少造成设计的处理设备与水量、水质不相匹配，污水处理能力不是太大，就是太小，而且由于操作技术要求严格，价格成本又很高，对于地处偏远地区的中小站段生活污水的处理很不适合，从而造成了处理效果不好，设备闲置等不良后果。近年来，有少数高等学校和科研院所对铁路污水的处理进行了初步研究，但由于时间、经费原因，其研究内容欠系统、深入。因此，十分需要结合铁路中小站区污水排放规律，并根据当地实际情况研究提出适宜处理铁路中小站区生活污水的新技术，即“新型节能污水处理技术”。为此，2010年铁道部科学技术司委托中国铁道科学研究院环控劳卫所和北京交通大学展开对铁路中小站区生活污水处理技术的研究，并签订了关于“铁路新型节水应用技术研究——利用新型节能光电技术处理生活污水技术"的科研开发合同(合同编号：20102003一D)。本课题在对我国东北、西南、华东地区现有铁路中小站段进行调查研究的基础上(具体包括对各类站段污水排放规律及变化规律 北京交通大学硕士学位论文进行调查测量，对典型站段污水排放现状及存在问题进行调研，对各类典型站段污水水质指标的变化规律进行监测)，根据我国铁路中小站区生活污水的特点及不同站区地理环境的差异，将新型节能技术与传统的污水处理方法相结合提出“新型节能生态污水处理系统"。为验证新型污水处理技术的可行性，在铁科院怀柔试验基地设置中试规模的节能型污水处理工艺，然后运用数学模型对该工艺的污水处理效果进行分析和优化，提出该工艺在不同情况下运行的边界条件。最后利用层次分析法和模糊数方法对节能型污水处理系统进行了效益分析的工作，为将本次研究成果直接用于铁路站段污水处理工程建设提供重要科学依据。1．2铁路生活污水的国内外研究现状1．2．1铁路生活污水的国外研究现状对于铁路站段污水的排放，发达国家具有完善的环境保护法律，加上公众的环境保护意识较高，市政设施完善的小部分专项污水单独处理后达标排放，多数进入城市污水处理系统统一处理后达标排放。在铁路粪便污水、洗涤污水和含油污水等专项污水处理方面已经形成非常成熟的工艺和体系。法国对于高速动车段内列车排污设施储存罐中的污水，是通过压缩空气送入城市下水道。根据资料介绍为了达到规定的排放标准，必要时用水稀释这些污水后再排放到Pads地区下水道，由城市污水处理设施统一处理【4】。日本列车段对于生活污水和粪便污水的处理分两种情况：一是稍加处理后排至城市下水道。如瓜东日本公司上越新干线新泻车辆基地列车的粪便污水和生活污水排入城市下水道。另一种处理情况是较彻底的处理后排放，其排放标准比排至下水道的要严格【54】。德国铁路企业的环境保护意识较高，柏林动力段对整备场车皮洗刷水建立了污水处理厂，并实现了污水处理后回用，既减少了污染排放又节约了水资源，已通过了IS014000认证。德国铁路均已采用密闭式厕所，车上收集的污物在终点站的整备场排入地面设施，地面接收一般采用移动式真空吸粪车或固定式地面真空接收系统，收回的污水经化粪池后排入市政管网，最终进入城市污水厂IS-9]。德国铁路企业的环境保护工作做得都很好。此外，勃兰登认证中心也对德国铁路的车辆修理厂等单位进行了IS014000认证。1．2．2铁路生活污水的国内研究现状2 引言目前对于铁路的污水处理研究以生产污水的专项处理为主，也产生了一些较为成熟的工艺技术：如机务段、车辆段的含油污水处理采用气浮处理；酸碱废水采用中和处理；粪便污水就地设化粪池处理等[10-：i】。国内对铁路典型站段污水排放规律及匹配处理技术研究较少，特别是中小站段的研究相对更少。铁路中小站区生活污水具有以下特点：污水水量小，一般为lO----500m3／d污水水质污染负荷低于市政污水等，根据路内环保部门的铁路站区污水监测资料显示，其主要污染物指标为COD。50^--250mg／L，BOD。30,--,lOOmg／L，氨氮lO-～50mg／L，SS50～220mg／L，石油类5----30mg／L!m-13]。铁道科学研究院、铁道第一勘察设计院、兰州交通大学、铁道第三勘察设计院等单位相继开展了对铁路污水的处理研究，但大多针对大的站段铁路洗涤污水的处理，或者针对铁路含油污水的处理，针对中小站段生活污水处理的较少，所得到的研究成果由于诸多等问题难以推广应用到中小站段。现介绍研究的几种典型处理工艺体系[14．-16】：(1)强化一级处理系统2000年铁道科学研究院环控劳卫所和铁道第四勘察设计院设备处共同承担了“铁路中小站区生活污水强化一级处理实验研究"的科研任务，针对中小站区生活污水处理，提出了化学一生物絮凝联合强化一级处理生活污水工艺，采用强化一级处理污水其费用很低，不需要曝气，操作简单、方便。但是其处理效果有限，不能达到一级标准。(2)地下过滤田处理系统铁道第三勘察设计院结合京九铁路工程建设，通过不同水量、不同地层、不同季节的对比试验，确定地下过滤田系统(人工流料层、土壤层等)在不同条件下的最佳设计及运行管理模式。提出该系统适用于铁路中小站区的生活污水处理，处理水量5一-20m3／d，进水水质BOD≤120mg／L，处理系统要求土壤透水性较好的砂土、亚砂土、亚粘土地区，地下水位3．Om以下。这种系统对于地下水的潜在危害是显而易见。(3)塘处理系统稳定塘被应用于铁路污水处理，一般多在偏远地区、地广人稀地区使用，如青藏线格尔木站区污水处理，南疆线阿克苏等站区污水处理等。从应用的情况看，铁路正在使用的稳定塘一般存在以下问题：均是按传统稳定塘设计，多为一级塘，工艺简单，处理效果较差，进出水水质相差不多，缺乏必要的预处理措施一级人工强化措施，塘淤积严重，环境卫生条件差，稳定塘内藻类过量繁殖，造成水体二次污染，有些塘防渗不当，导致污水下渗，甚至没有污水流出，污染地下水。(4)氧化沟处理系统铁路第三勘察设计院通过一系列技术改进后，将单沟交替工作式氧化沟应用 北京交通大学硕士学位论文于铁路中小车站污水处理，改进后的单沟交替工作式氧化沟处理工艺流程简单，处理构筑物少，运行管理简便、抗冲击负荷能力强。比较好地适应了铁路中小车站污水处理的特点，满足中小站区污水处理的要求，并成功用于在胶州至新沂新建铁路工程生活供水站污水处理，但是该工艺占地面积大，低温时运行效果差。1．3研究内容及技术路线1．3．1研究内容(1)对典型站段污水排放规律调查研究>对典型站段污水排量及变化规律进行调查测量；>对典型站段污水水质指标(COD、NH3-N及其它特征污染物)的变化规律进行监测；(2)铁路中小站段新型节能污水处理技术研究>开展现场试验，在铁科院怀柔试验基地建立中试规模的节能型污水处理系统；>建立数学模型，对该工艺的污水处理效果进行分析和优化并提出该工艺在不同情况下运行的边界条件；>综合效益分析；1．3．2研究重点本课题研究通过分析铁路典型站段污水排放规律及水质水量特征，找出现有站段污水处理存在的问题，提出新型节能生态污水处理系统。在铁科院怀柔试验基地设置中试规模的节能型污水处理系统；并建立数学模型，对该工艺的污水处理效果进行分析和优化并提出该工艺在不同情况下运行的边界条件。最后利用层次分析法和模糊数方法对节能型污水处理系统进行了综合效益分析的工作，为将本次研究成果直接用于铁路站段污水处理工程建设提供重要科学依据。1．3．3研究方法(1)资料的系统收集收集国内外相关资料，了解并掌握目前国内外有哪些新型节能污水处理技术及比较实用的污水处理方法，把握铁路站区污水处理技术的研究动态和进展情况，掌握铁路典型站段污水特征及污水处理技术研究方面取得的主要成果和存在的基4 引言本问题。(2)现场调研取样分析选择位于不同自然地理条件下的西南、西北、东南、东北四个片区对中小客运站污水排放及水质、水量情况进行调研，对其污水组分、性质等基本特征和处理技术现状及存在的问题进行调查、取样、测试分析，．为后续研究奠定基础。(3)数学模型分析在铁科院怀柔试验基地设置中试规模的节能型污水处理系统，然后根据反应器中反应物的流动特征和净化机理，建立数学模型对该工艺的污水处理效果进行分析和优化，最终提出该工艺在不同情况下运行的边界条件。(4)综合效益分析为了从整体和系统的角度对节能型污水处理系统的综合效益进行分析，本文运用层次分析法和模糊数方法进行研究，提出了一套以定量为主，定性与定量相结合的评价指标和方法。1．3．4技术路线针对本研究课题的必要性和科研合同要求，课题组确定了如下的研究技术路线：①首先在东北、西南、华东三个片区对现有典型中小站段废水排放现状及存在问题进行调研。②分析目前典型铁路中小站段污水达标处理工艺中存在的问题和不足，提出节能型污水处理技术。⑧开展现场试验，并运用“数学模型"对节能型污水处理工艺的处理效果进行分析和优化，最终提出该工艺在不同情况下运行的边界条件。④综合效益分析，运用层次分析法和模糊数方法进行研究。其技术路线框图如图1．1所示： 北京交通大学硕士学位论文图1-1技术路线图Fig．1·1Technologyroutediagram1．4技术方案的制定目前应用的生态治污技术主要有：以微生物为处理核心的生物处理技术、具有动．植物生态系统的生态塘处理技术、以植物和微生物为主要处理功能体的湿地处理技术。但这些技术在具体的实践中均存在一些问题：生物处理技术虽然能够有效的去除水体中有机污染物，提高溶解氧含量，但是它占地面积大、水力负荷6 引言低、净化能力有限，系统运行受气候影响大，寒冷地区冬季表面会结冰，夏季易滋生蚊蝇、散发臭味：生态塘处理技术在冬季气温较低的时候处理效果并不理想。针对铁路站段生活污水处理采用单一形式的生态处理工艺均难以达到目标，研究的最佳技术方案应该是将不同类型生态工艺进行优化组合，形成复合型绿色生态体系，即超深厌氧塘、曝气池、人工湿地床组合功能的新型节能生态处理系统。在充分发挥各类生态工艺技术优点基础上，做到设计结构合理，筛选、培育乃武和净化能力强的湿地植物品种并进行合理搭配组合，形成良性循环的生态系统，充分发挥各类生物、植物、植物根系微生物类群的各层次净化功能，才能达到良好的处理效果。将污水处理与利用相结合设计的新型节能生态处理系统工艺流程如图1．2所示：厂————]广————]厂————～]厂————]广——————]厂———]厂————————]J污水H躺H㈣卜叫黜H人工湿地H枞H排入槲网l1．，．．．．．．．．，．．．．．．Ji．．．．．．．．．．．．．．．．．一f．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．一1．．．．．．．．．．．．．．．．．一I．．．．．．．．．．．．．．．．，．．．．．．．．．．一1．．．．．．．．．．．．．．．．．一1．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．．一图1-2新型节能生态污水处理系统工艺流程图Fig．1—2Thecraftflowdiagramofnewenergy-savingecologicalwastewatertreatmentsystem7 _一 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究2铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究目前，我国现有铁路中小站区1000多个，每年产生污水1500多万吨，COD2000多吨，氨氮60多吨，对环境造成了巨大的影响。因此，需要我们对铁路中小站区生活污水处理技术进行调查研究并提出适宜新型节能生态污水处理技术。为了解铁路中小站区生活污水处理技术及应用现状，特对东北、西南、华东三个地区中典型站段的水质水量特点做进一步的调研分析。2．1铁路典型站段污水水质水量调研为了解铁路中小站段生活污水排放规律及水质水量特征，特分为三个片区(东北、西南、华东)对中小站段污水水质水量情况进行现场调研，共调查了9个客运站段。2．1．1东北片区2．1．1．1林盛堡站(1)简介林盛堡站客流量为1000儿天，属于三等站，其定员是67人，但加上浴室、做饭、电话等人员为100～110人。其供水是集中抽取地下水，污水处理方式是挖坑进行地下渗透处理污水。·(2)污水水质水量隋况表2．1林盛堡站水质水量监测结果Tab．2一lMommfingresultsofwaterqualit)，andquantityatLmshengfortstation9 北京交通大学硕士学位论文续表2．1数据来源：铁路典型站段污水排放规律及处理匹酉已技术研究报告(3)存在的问题虽然利用地下渗透处理污水费用极低，但是这样极容易污染地下水，尤其是其供水时抽取地下水，而且抽水的特点与渗透坑相距不远，这是一个很严重的问题，应该杜绝，因为一旦污染会使这一片区的水源出现问题，危及当地人民的生命。2．1．1．2葫芦岛北站(1)简介葫芦岛北站客流量200～天，属于三等站，其定员39人，但实际工作人员为100多人。其供水也是地下抽水，污水经过生物转盘的处理后排入五里河。执行标准是DB21．60．89一级标准。污水水量为40m3／d，处理工艺流程如图2．1所示。污水处理设施的工作方式为：每天8：00～11：00从调节沉淀池以恒速抽到生物转盘进10 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究行处理其它时间处于闲置状态。图2-1工艺流程图Fig．2—1Thecraftflowdiagram(2)污水水质水量情况表2-2葫芦岛北站水质水量监测结果统计Tab．2-2MonitoringresultsstatisticsofwaterqualityandquantityatHuluislandnorthstation数据来源：铁路典型站段污水排放规律及处理匹酉己技术研究报告(3)存在问题采用生物转盘处理污水其费用低，不需要曝气，不需要排泥，操作简单、方便。但是由于转轴的机械性能的关系，其不能长期运行，现在已经出现转轴磨损的情况，每天只能运行几个小时。但是生物转盘这种处理工艺并不太适合间歇式的运行。2．1．1．3茶坞站(1)简介茶坞站为区段站，于1988年建成使用，外排污水主要来源于生活污水，日排放量约300m3左右，无污水处理设施。(2)污水水质水量情况 北京交通大学硕士学位论文表2．3茶坞站生活污水水质分析Tab．2·3AnalysisofsewagewaterqualityatChawustation数据来源：沈阳铁路局从表中我们可以看出其排放的污水水质特征与市政污水非常相似，COD汀在200mg／L左右，BOD5在40mg／L左右，石油类在5mg／L左右。2．1．2西南片区2．1．2．1燕岗站(1)简介燕岗站客流量为100多儿天，属于二等站，其工作人员为300多人，需要对经过的火车进行上水。其污水通过明渠排放。(2)污水水质水量情况从表中我们可以看出其排放的污水水质特征与市政污水非常相似，污染负荷稍偏低，COD盯都在100mg／L左右，NH3-N在25mg／L左右。表2-4燕岗站水质水量监测结果统计Tab．2-4MonitoringresultsstatisticsofwaterqualityandquantityatYangangstation12 续表2-4数据来源：铁路典型站段污水排放规律及处理匹配技术研究报告2．1．2．2峨嵋站峨嵋站客流量为1200多人／天，属于三等站，其工作人员为200多人。其供水是集中抽取地下水，污水处理方式是就近排入农田进行灌溉。由于其出水管是埋在农田下面，所以无法监测到水量和水质情况，也无法判断其符不符合农田灌溉标准。2．1．2．3宜宾站只有生活废水无工业废水，经化粪池处理后排入城市管网，但宜宾市的城市污水厂正在修建，所以现在的生活废水都是直接排入长江。职工人数为130人，用水量为4500吨／月，客流量为4500人／日。2．1．3华东片区2．1．3．1镇江站只有生活废水无工业废水，污水排入城市管网。从表中我们可以看出其排放的污水水质特征与市政污水非常相似，污染符合稍偏低，COD凹都在100mg／L左右，NH3一H在40mg／L左右。13 北京交通大学硕士学位论文表2．5镇江站水质水量监测结果统计Tab．2—5MonitoringresultsstatisticsofwaterqualityandquantityatZhenjiangstation数据来源：铁路典型站段污水排放规律及处理匹配技术研究报告2．1．3．2常州站只有生活废水无工业废水，量约为500吨／天。2．1．3．3昆山站只有生活废水无工业废水，有污水处理设施一化粪池。排入城市管网，其站内职工大概有600人，用水站内只有职工约60人，废水量约为50吨／天，设2．2铁路典型站段水量变化规律及特征研究2．2．1客运站水量变化规律分析14 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究2．2．1．1林盛堡站根据现场调查监测的结果，林盛堡站2006年7月9日至7月11日污水水量变化图分别如图2．2、2．3和2-4所示：O．6O．5．4．3．2O．1O．OO．60．50．4工＼∞皇0．3嘲|*0．2上n{蛔|长0．1O．O1．OO．8O．6O．40．2O．O时间h图2．22006年7月9日林盛堡站水量变化情况Fig．2-2WaterquantitychagesituationatLinshengfortstationinJuly9，2006时间h图2．32006年7月lO日林盛堡站水量变化情况Fig．2·3WaterquantitychagesituationatLinshengfortstationinJuly10，2006时间h图2-42006年7月11日林盛堡站水量变化情况Fig．2-4WaterquantityehagesituationatLinshengfortstationinJulyll，200615 北京交通大学硕士学位论文从图中我们可以看出一天之内污水水量出现两个高峰期：一是中午12点左右，一是下午17点左右。这正符合站段食堂做饭、洗碗时间用水量加大的规律，所以用水量也会加大。2．2．1．2燕岗站燕岗站2006年10月1日至10月3日污水水量变化图分别如图2．5、2．6和2．7所示：40O252O0图2．52006年10月1日燕岗站水量变化情况Fig．2—5Wmerquanti够chagesituationatYangangstationi11October1，2006图2-62006年10月2日燕岗站水量变化情况Fig．2-6Wamrquanti够chagesituationatYangangstationillOctober2，200616O321q／皇咖*n505q／、嘟*C 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究图2．72006年10月3日燕岗站水量变化情况Fig．2-7WaterquantitychagesituationatYangangstationinOctober3，2006虽然燕岗站只是二等站，但其流量明显偏高。这是因为燕岗站是上水站，在整个上水过程中，会产生上水的遗漏，造成污水水量加大。从图中我们还可以看出一天之内污水水量出现两个高峰期：一是中午12点左右，一是下午5点左右。这正符合站段食堂做饭、洗碗时间用水量加大的规律。但是下午5点的高峰期水量明显比中午12点的高峰期的水量小。分析原因，可能是由于火车站的大部分工作人员都是住在镇上，下午5点可以回家做饭，只有少数工作人员留在火车站食堂吃晚饭，食堂用水明显减少，因此比起中午用水量明显减少。晚上污水水量明显少于白天，而且下半夜污水水量又少于上半夜，分析原因，可能是晚上实际活动人员比白天少，用水量变少造成晚上污水量减少；而上半夜比起下半夜工作人员要更加活动些，加上洗澡等这些原因造车上半夜污水水量大于下半夜。2．2．1．3镇江站镇江站日水量变化情况如图2．8、2．9和2．10所示：图2．82006年1月14日镇江站水量变化情况Fig．2-8WaterquantityehagesituationatZhenjiangstationinJanuary14，200617O5O5O5O321q／、卿簧505O5021≤，目嘲* 北京交通大学硕士学位论文3025上＼笔20蛔*1510时间h图2-92006年1月15日镇江站水量变化情况Fig．2—9WaterquantitychagesituationatZhenjiangstationinJanuary15,2006时间h图2．102006年1月16日镇江站水量变化情况Fig．2—10WaterquantitychagesituationatZhenjiangstationinJanuary16，2006从图中我们可以看出一天之内污水水量出现了两个高峰期：一是中午12点左右，一是下午5点左右。这正符合站段食堂做饭、洗碗时间用水量加大的规律。2．2．2小结综上所述，中小站段污水水量小，主要受站区工作人员数量和车站规模的影响，受客流量的影响较小。主要是因为中小站客流量(候车人数)很小，由流动人口增加的粪便污水以及冲洗废水很少，但当春运、节假日客流量大大增加是，会受到一定程度的影响。水量的时段变化规律与用水变化规律基本一致，在中午12点与下午17点左右出现高峰；水量日变化量不大，相对稳定，但是节假日污水会有增加。设计时水量按实际工作人员来算，而不是以定员来算，否则设计水量会偏小，因为对站区污水量大小产生影响的是实际的全体工作人员，而不只是定18321098721≤暑础*∞ 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究2．3铁路典型站段污水水质变化规律及特征研究2．3．1客运站水质变化规律分析2．3．1．1林盛堡站2006年7月9日至2006年7月11日对林盛堡站污水水质进行了三天的连续监测，水质变化情况如下图所示时间h图2．11林盛堡站7月9日水质变化情况时间h图2．12林盛堡站7月10日水质变化情况Fig．2·11WaterquanlitychagesituationatFig．2-12WaterquarditychagesituationatLinshengfortstationinJuly9LinshengfortstationinJuly10时间h图2．13林盛堡站7月11日水质变化情况Fig．2-13WaterquanlitychagesituationatLinshengfortstationinJuly1分析图2．11、2．12、2．13，我们可以得出：(1)生活污水水质污染负荷一般近 北京交通大学硕士学位论文于或低于市政污水，范围为：COD汀110---"221mg／L，SS64-一,195mg／L，氨氮17～47mg／L；(2)一天之内污水水质出现了两个高峰期：一是中午12点左右，7月10日COD仃达到197．24mg／L，氨氮达到41．03mg／L，一是下午5点左右，7月9日COD口达到179．49mg／L，氨氮达到46．78mg／L，这正符合站段两餐时间煮饭、洗碗和洗菜造成污水中污染物加大的规律；(3)污水进水量很不均衡，水质变化大，所以在处理中需设置调节池对水质水量进行调节，以免对后续处理产生冲击。2．3．1．2葫芦岛北站2006年7月14日葫芦岛北站污水水质变化规律如下图所示：时间h图2．14葫芦岛北站进水水质变化情况Fig．2-14WaterquarllitychagesituationatHuluislandstation分析图2．14，我们可以得出：(1)葫芦岛北站生活污水水质污染负荷一般低于市政污水，范围为：COD。，33"-"121mg／L，SS34"---61mg／L，氨氮12,-一32mg／L；(2)此战污水汇集在污水收集池内，由泵抽进污水处理设施，由于污水收集池埋在地下，污水处理设施也只运行到下午3：00点，因而无法取到水样，监测不到晚饭时间段的污水水质情况，通过上图可以看出一天之内污水水质只出现了一个高峰期：12点左右，COD盯达到121．23mg／L，氨氮达到32．95mg／L，这正符合站段午饭时间煮饭、洗碗和洗菜造成污水中污染物加大的规律；(3)污水进水量很不均衡，水质变化，所以在处理中需设置调节池对水质水量进行调节，以免对后续处理产生冲击。2．3．1．3茶坞站茶坞站一天内污水水质变化情况如下图所示： "J＼∞昌铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究时间h图2．15茶坞站水质变化情况Fig．2-15WaterquanlitychagesituationatChawustation由图2—15可以得出污水水质变化情况：在中午12"--"14点出现高峰，COD∞高达508mg／L，SS达到84mg／L，BOD5达到62mg／L，这正符合站段午饭时间煮饭、洗碗和洗菜造成污水中污染物加大的规律。2．3．1．4燕岗站2006年10月1日至2006年10月3日对燕岗站污水水质进行了三天的连续监测，水质变化情况如下图所示：，时间h图2．16燕岗站10月1日水质变化情况Fig．2—16WaterquanlityehagesituationatYangangstationinOctober121时间h图2．17燕岗站10月2日水质变化情况Fig．2—17WaterquanlitychagesituationatYangangstationinOctober2 北京交通大学硕士学位论文时间h图2．18燕岗站lO月3日水质变化情况Fig．2-18WaterquanlitychagesituationatY酾gallgstationinOctober3由图2．16、2．17、2．18知，污水水质变化情况在中午12点左右及下午5点左右达到峰值，2006年10月3日中午COD达到150mg／L，氨氮达到50．26mg／L，这正符合站段两餐时间煮饭、洗碗和洗菜造成污水中污染物加大的规律。晚上污水污染负荷低于白天，而且下半夜污水污染负荷少于上半夜，分析原因，可能是晚上实际活动人员比白天少，用水基本上都是清洗用水，污染负荷大的粪便污水和餐厨用水大大减少造成的；而上半夜比起下半夜工作人员要更加活动些，加上洗澡等这些原因造成上半夜污水污染负荷大于下半夜。水质特征与城市生活污水相似，但是其污染负荷要低些，其COD在50．-一200mg／L，氨氮在lO～40mg／L，SS在50--一200mg／L，石油类很低，pH值呈中性。2．3．1．5镇江站2006年1月14日至2006年1月16日对镇江站污水水质进行了三天不同时段的连续监测，水质变化情况如下图所示： 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究时间h图2．19镇江站1月14日水质变化情况Fig．2—19WaterquanlitychagesituationatZhenjiangstationinJanuary14．时间h图2．20镇江站1月15日水质变化情况Fig．2—20WaterquanlitychagesituationatZhenjiangstationinJanuary15时间h图2．21镇江站1月16日水质变化情况Fig．2-21WaterquanlitychagesituationatZhenjiangstationinJanuary16分析图2．19、2．20、2．21，我们可以得出：(1)生活污水水质污染负荷一般近于或低于市政污水，范围为：CODcf．90"--150mg几，氨氮20---,50mg／L；(2)一天之内污水水质出现了两个高峰期：一是中午11点～1点，1月16日11点COD口达到151．08mg／L，氨氮达到52．43mg／L，l点COD口达到150．69mg／L，氨氮达到49．52mg／L，一是下午5点左右，1月16日COD盯达到123．47mg／L，氨氮达到39．96mg／L，这正符合站段两餐时间煮饭、洗碗和洗菜造成污水中污染物加大的规律；(3)污水进水量很不均衡，水质变化大，所以在处理中需设置调节池对水质水量进行调节，以免对后续处理产生冲击。 北京交通大学硕士学位论文2．3．2铁路典型站段污水水质指标本次调研包括一个一等站，一个二等站和三个三等站，各站水质监测结果如表2．6所示。表2-6客运站水质监测结果统计Tab．2-6Monitoringresultsstatisticsofwaterquantityatpassengerdepot2．3．3小结东北、西南、华东片区中铁路站段污水水质及其变化规律不会因为地区气候、地理位置不同而不同。从每天的水质平均数据来看，每天污水的水质变化幅度不大，基本上处于一个平衡状态，这主要是由于每日的用水情况和污水组成基本上相同。生活污水水质污染负荷一般近于或低于市政污水，一般COD在50-220mg／L，氨氮在10～50mg／L，SS在50-200mg／L，石油类很低，pH值呈中性。一天之内污水水量水质出现了两个高峰期，一是11点～14点，一是下午5点左右，其余各时段变化不是很大，这两个时间段一般COD在100-200mg／L，氨氮在30～50mg／L，SS在90-200mg／L这正符合站段食堂做饭、洗碗时间污水水质变差的规律，但中午的水质一般比下午的要差。因此，中小站段生活污水主要受餐厨影响。晚上污水污染负荷低于白天而且下半夜污水污染负荷又低于上半夜，这是因为晚上实际活动人员比白天少，用水基本上都是清洗用水，污染负荷大的粪便污水和餐厨用水大大减少；而上半夜比起下半夜工作人员要更加活动些，加上洗澡等这些原因造成上半夜污水污染负荷大于下半夜。中小站段生活污水水质也受客流量的影响，但是从目前来看客流量对中小站区污水水量的影响很小，主要是因为中小站候车人数很少，由流动人口增加的粪便污水以及冲洗废水很少，但是在大假节日期间，如春节、国庆，客流量较平时增加许多，会造成污水水质变差，这是因为粪便污水增多。 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究2．4中小站段生活污水处理匹配技术2．4．1中小站段污水水质水量特点根据调查实际情况，可以得出中小站区污水排放特点：(1)污水进水量很不均衡、点多线长，污染源分散；(2)污水量小，如沈秦线沿线小站污水水量一般都低于100m3／d；(3)污水水质优于一般市政污水，一般为：COD盯50-220mg／L，氨氮10～50mg／L，SS50-200mg／L；(4)一天之内污水水量水质出现了两个高峰期，一是11点～14点，一是下午5点左右，其余各时段变化不是很大，这两个时间段一般COD在100--200mg／L，氨氮在30～50mg／L，SS在90~200mg／L，晚上污水水量和污染负荷低于白天，而且下半夜污水水量和污染负荷又低于上半夜；(5)其水量大小主要受站区工作人员数量和车站规模的影响，工作人员数量和车站规模相对较大的站区水量较大：(6)其水量大小受客流量的影响较小，主要是因为中小站候车人数很少，有流动人口增加的粪便污水以及冲洗废水很少，但当春运、节假日客流量大大增加时，会受到一定程度的影响。2．4．2中小站段污水处理处置现状目前铁路中小站段采用的污水处理方法主要有：地下渗透、生物转盘处理、接触氧化、强化一级处理、化粪池及厌氧生物滤池、排入城市管网。①地下渗透虽然利用地下渗透处理污水费用极低，但是这样很容易污染地下水，尤其是当其供水时抽取地下水，而且当抽水的地点与渗透坑相距不远时，一旦出现污染会使这一片区的水源出现问题，危机当地人民的生命，该方法不可取。②生物转盘处理这种工艺节省能耗，但是其不能长期运行，且处理能力低(小水量、低负荷、对水温要求高)，同时因为转轴的机械性能不能支持长期运行，时间一长转轴就不能再带动转盘转动，现在每天运行不能超过8个小时，只能间歇运行。但是生物转盘这种工艺在间歇运行的条件下处理效果会变差，从现在的处理效果与验收时的处理效果来看，现在的处理效果已经远不如验收时的处理效果，该方法已是淘汰方法。③接触氧化这种工艺能耗低，其处理效果较好，但是它在间歇式运行方式下处理效果会降低。 北京交通大学硕士学位论文④潢川强化一级处理这种工艺能耗较低，但现在已经改变原来的工作方式，自动运行装置已经损坏，现在由人工运行，一次性进水，再沉淀两天，一次性排水，排泥与反冲洗已无法运行，也没有加药。所以现在污水的处理效果并不好，只是对SS有一定得处理效果，而COD、氨氮的去除率很低。在出水水质要求高的地方慎重处理。⑤化粪池及厌氧生物滤池此种处理方式分两种情况：一是污水通过化粪池及厌氧生物滤池处理后就近排入农灌渠沟或外排，比如峨嵋站，经过此种方法处理后，一般水质还是不能达标，直接外排还是会造成环境的污染；二是污水经过化粪池及厌氧生物滤池处理后排入城市管网，比如宜宾站，但是此种方法在由市政污水处理设施的地方可以考虑。⑥排入城市管网多数站段都是采用此方法，但是此种方法不适于远离城镇，没有城市管网的中小站段。调查发现铁路站段污水处理设施也存在一些共同问题：第一，现在很多处理设施自控设备已无法正常运行，现在主要靠人工控制；第二，污水管理人员对污水处理设施不了解，对突发问题无法处理；第三，污水处理设施与污水水质水量不匹配，造成几乎所有设施都是间歇式运行。2．4．3中小站段生活污水处理技术推荐在对铁路污水处理技术广泛调研的基础上，我们发现目前应用的生态治污技术主要有：以微生物为处理核心的生物处理技术、具有动．植物生态系统的生态唐处理技术、以植物和微生物为主要处理功能体的湿地处理技术。但这些技术在具体的实践中均存在一些问题：生物处理技术虽然能够有效的去除水体中有机污染物，提高溶解氧含量，但是它占地面积大、水力负荷低、净化能力有限，系统运行受气候影响大，寒冷地区冬季表面会结冰，夏季易滋生蚊蝇、散发臭味；生态塘处理技术在冬季气温较低的时候处理效果并不理想。通过对东北、西南、华东三个片区铁路中小站污水的调研，总结出了铁路中小站污水的排放特点及其水质、水量的变化规律，得到了铁路中小站段污水中污染物的浓度范围；找出了现有站段污水处理存在的问题，并根据各铁路站段所在地的气候、位置、水质水量特点，提出了适宜处理铁路中小站段生活污水的新型节能生态污水处理技术。研究与实践证明，针对铁路站段生活污水处理采用单一形式的生态处理工艺 铁路典型站段污水排放规律及处理技术研究均难以达到目标，研究的最佳技术方案应该是超深厌氧塘、曝气池、人工湿地床组合功能的新型节能生态处理系统。在充分发挥各类生态工艺技术优点基础上，做到设计结构合理，筛选、培育耐污和净化能力强的湿地植物品种并进行合理搭配组合，形成良性循环的生态系统，充分发挥各类生物、植物、植物根系微生物类群的各层次净化功能，才能达到良好的处理效果。设计的新型节能生态污水处理系统工艺流程如图2．22所示：广—————一]厂—————]广—————————]广—————_]厂—一一————1厂一——]r——————————]l污水卜—．{集水池卜‘"|超深厌氧塘}—叫曝气池卜—叫人工湿地卜一+|清水池卜’{排入市政管网I【—．．———．—．．．．．一【．．．．．．．．．．．．．一【．．—．．．，．．．．。，．．．．．。．．．．．一【————．———————．．一【———．——．—．．．。．．．．．．。J【—．。——．——．．．．．一1．．．．．．．．．．．——．．—．———————．．一图2．22新型节能生态污水处理系统工艺流程Fig．2-22Thecraftflowdiagramofnewenergy-savingecologicalwastewatertreatmentsystem新型节能生态处理技术是将污水处理与利用相结合，实现污水资源化的一种废水生态处理技术，在节能减排方面它具有：运行费用低、管理维护方便、运行稳定可靠等诸多优点。该技术是将不同类型生态工艺进行优化组合，形成复合型绿色生态体系应用。这种处理系统主要由超深厌氧塘和人工湿地床综合发挥作用，通过种植具有耐污性能好、成活率高的水生和湿地植物，形成独特的新型节能生态体系，在治理污染水体的同时，实现可持续发展。此外，新型节能生态系统设置了超深厌氧塘作为预处理构筑物，通过在此营造一个强化厌氧环境，最大限度将污水中复杂的大分子有机物分解成小分子有机物或简单的无机物，在起到一定预处理作用的同时，可以提高新型节能生态系统处理生活污水负荷、优化处理后出水水质。这一预处理阶段对保证后续生态系统处理效果，实现良性的生态循环是有益和必要的。新型节能生态处理系统在工程中应用时，针对预处理工艺段的强化处理措施设置应根据工点的具体情况予以充分重视。27 3湿地系统试验设计人工湿地的设计应在分析污水特征、区域环境、出水水质要求的基础上，选择人工湿地的类型，并进行人工湿地的设计。湿地系统的设计主要包括(1)面积设计(2)集配水系统设计(3)填料的选择设置(4)植物种的选择(5)防渗设计(6)通气设计(7)一级处理系统设计。床体的面积设计是指通过水力负荷、有机污染负荷等参数确定床体的表面积、断面积等。集配水系统设计包括进出水构筑物设计和集配水管道设计。人工湿地的设计程序可采用图3．1所示的流程进行。3．1方案设计--．--⋯．⋯．t⋯．⋯．⋯一：工程施工i：●：⋯一⋯一．一．1⋯一⋯一⋯．j-．-⋯⋯⋯⋯⋯一．皇⋯⋯⋯⋯⋯⋯1i调试运行、工程验收i!o．-．一⋯-⋯一⋯-⋯一’-。⋯-⋯一⋯一⋯·⋯一⋯一⋯．．．童．．⋯一⋯．．一：运行与管理i：-图3-1人工湿地的设计程序Fig．3-1Thedesignprocessofartificialwetlands经过综合分析确定了如图3．2所示的污水处理工艺流程。为了满足课题研究内容需要，我们在北京市怀柔试验基地建成了中试规模的节能型污水处理系统(如图3．5所示)。试验基地分为独立运行的A、B两组试验单元，其中A组为水平潜 北京交通大学硕士学位论文流人工湿地系统(如图3．3所示)，B组为垂直流人工湿地系统(如图3．4所示)；同时每组试验单元的日处理能力保持一致。污水处理系统设计流量如下：超深厌氧塘按2m3／d的流量设计，每一个湿地单元按O．5m3／d的流量设计。图3．2节能型污水处理工艺流程图Fig．3—2Thecraftflowdiagramofenergy—savingwastewatertreatment30放 薯I墨口1．哥；D参≥o墨—B。一七D>hog罡Hi一勺=o一苗>o—ooI．IJL寸n嚣I臣盟凄帽螺垛舞涮H<曙豫常寸n匦器量蓍瑟∞口昌=p≥≥o《D皇，暑∞Dfl的墨110z!JoIl芑E巴西四IpcoIlB^a|9oII卜c-n．嚣I‰匝跫握蟋峨舞赠H<爆餐}簧c-n函器垂薹一嚣基魁熟幅褥倏舞翱 g卫∞凶的董。暑H日2_缸嚣B≥o∞龇口一Al浇又磐。二oko芎。备，Io是∞苗3o上卜岬n．暑一‰婴捌培舞醐禽鳝蕊垛剐文*蜒截翘净n-c匝捌曹矗嚣*落喜仪枯毯扑+辱扑长瘤杈佼芸 湿地系统试验设计3．2污水水质分析铁路中小站区生活污水水质污染负荷一般近于或低于市政污水。本试验中原水污染物负荷分别为COD盯267mg／L，BOD5140mg／L，SS194mg／L，氨氮46mg／L，如表3．1所示。从每天的水质平均数据来看，每天污水的水质变化幅度不大，基本上处于一个平衡状态，这是由于每日的用水情况和污水组成基本上相同。试验出水水质执行《污水综合排放标准》(GB8978．1996)中其他排污单位的一级标准，如表3．1所示。表3-1污水水质及出水Tab．3一．1Sewagequalityandissuewater3．3各构筑物设计3．3．1蓄水池蓄水池的作用是收集和储蓄污水。根据《室外排水规范》，蓄水池容积不小于最大一台水泵5min流出量，同时满足一小时内启泵次数不大于6次。选用3ma／h的泵，本设计按--4,时启动1次泵，每次10rain，一天开启4次。故本项目集水池按3m3来设计，集水池的长×宽X高=1．5×1．5×1．2m蓄水池内设置浮球和控制装置(设计时暂不考虑)，液位低时启动供水泵，液位高时停泵。蓄水池设计为方形，并加盖、架高(高程见纵断面设计)以保证整个污水处理系统的水呈自由态流动，不设泵，设出流管(DN75)和阀门(加保温和采样水嘴)，出流管高程同低液位，根据高低液位平均出流流量检测确定阀门开启度。高液位距顶部0．2m，低液位距高液位0．5m。3．3．2超深厌氧塘所谓超深厌氧塘是相对于常规厌氧塘而言的。常规厌氧塘的塘深通常为3～5m。“八五"研究表明，超深厌氧塘作为一种新型工艺，不仅保持了常规厌氧塘的优点，还能提高COD去除率、减小塘容、降低造价，此外对外界环境如温度、33 北京交通大学硕士学位论文风力等的改变有一定的缓冲作用，从而使得超深厌氧塘与常规厌氧塘相比具有更大的经济和社会效益，在我国具有很高的推广使用价值【17】。3．3．2．1设计依据超深厌氧塘的处理规模按2m3／d，根据生活污水中BOD／COD的关系曲线可知，本设计进水水质：‘BOD5=0．486COD+17．02=0．486x267+17．02=146．78mg／L为140mg／L左右：设计时，有机物和SS的去除率按最高值来设计。目前关于超深厌氧塘的设计没有依据可参考，故塘体设计方法参照《城市污水稳定塘设计手册》的有关规定采用容积负荷法。COD去除率：(267—100)／267---62．5％SS去除率：(194—70)／194=63．9％BOD5去除率：(140—20)／140=85．7％表3．2我国不同地区城市污水厌氧塘设计参数【18】Tab．3·2ThedesignparametersofcitysewageanaerobicpondsindifferentareasofChinaBOD5表面负荷BOD5容积负荷单元塘水力停留塘深处理效【kg／(100m2·d)】[kg／(m3·d)】时间dm率％I区Ⅱ区Ⅲ区I区IⅡⅢII区Ⅲ区区2003004000．028—山．066O．040-0．1000．066--4)．2003-72-5l—o3-530-70注：I区为平均气温<80C的地区；Ⅱ区为平均气温=8～160C；Ⅲ区为平均气温>16oC。3．3．2．2容积计算(1)BOD5容积负荷的选择由于容积负荷越低处理效果越好、对不同的容积负荷均为深度越深处理效率越高，故该试验先按低容积负荷设计，但预留了提高容积负荷的条件。由表3．2可知，北京怀柔地区为II区，BOD5容积负荷取40g／(m3·d)。(2)厌氧塘容积确定％：粤⋯(3-1)』VV式中％——厌氧塘的容积，m3；Q——厌氧塘进水流量，m3／d；C0-进水BOD5的浓度，mg／n,NV__进水BOD5容积负荷，g／(m3·d)得：％=鲁=等=7m334 湿地系统试验设计(3)厌氧塘直径计算选择适当的深度8m，使其面积为％／8，则厌氧塘直径：矗=挣等=侈a眠I[X1．·m(4)水力停留时间计算与校核超深厌氧塘进水管设在底部，高出池底O．6~1．2m，出水管口应在水面下，淹没深度不小于0．6m，并且出水管应在浮渣层(80cm)以下；超高取30cm；保温泡沫板取15cm。故塘总深度为：Hz---O．3+0．15+0．6+0．6+8+1．0=10．7m；超深厌氧塘总体积为：％：笙日z：竺竖×11：10．26m3。‘4‘。4水力停留时间：f：一V：—10．—26：5．13dQ2因此，超深厌氧的直径为1．1m，总深度为10．7m，其中有效深度为8m；理论水力停留时间为5．13天。3．3．2．3施工设计考虑到该构筑物之后接曝气池从上部进水，所以超深厌氧塘建为半地下式。具体施工步骤如下：先挖坑；再处理底部，采用不透水材料防渗和夯实；下混凝土管，做好连接处的接缝防渗，埋脚蹬，直到达到设计高度；再安装进水管。3．3．2．4侧壁和底部防渗设计侧壁考虑采用水泥管(应承受8米土压力)，做好接缝以防渗漏。超深厌氧塘底部水平，高程根据地面超平点用皮尺量取确定，塘底应是难于压缩和紧密的，为防止污水污染地下水，原土渗透系数大于0．2m／d。塘底防渗一般可做成层状铺盖。水泥土铺盖仅需0．15～O．3m，也可采用在土工膜上、下各铺一层厚度为0．15聊的水泥土复合铺盖的做法。缺土料地区，可在粉煤灰中掺入3％--．6％的硅酸盐水泥和2‰3％的石灰制成拌合物，分层夯实，做成厚度为O．15~0．3m的铺盖层。本设计中，塘底部防渗采用不透水材料防渗和夯实、并且底部不设排水口。3．3．2．5进出口设计进水管和蓄水池出流管同口径水平连接，在超深厌氧塘侧壁开孔，进水管自孔内穿过，缝隙填充防水材料；设弯头后向下垂直安装，进入超深厌氧塘后的水管采用PE材质，用膨胀螺栓和卡子固定在池壁上，尽量靠近池壁，直至设计深度。出水口在侧壁开孔(高程见纵断面图)，出水管径不变，自孔内穿过，缝隙填充防水材料；出水管在池内留长度O．1m，池外跌水进入曝气池，管长根据曝气池35 北京交通大学硕士学位论文位置确定，但输水管应尽量缩短以减少水头损失。由于超深厌氧塘的设计流量和湿地系统的设计流量不同，所以需在出流管上设旁通管至备用池子。3．3．3曝气池考虑到超深厌氧塘出水含氧量低，为去除氨氮，增加进入湿地的溶解氧，所以在此设置曝气池。曝气设备通常根据曝气量来选择【191。在设计上采用推流式曝气池，并利用穿孔管曝气，布气管设在水面以下lm处，曝气管采用高强度UPVC管。3．3．3．1理论需氧量RR=口Q(·咒一墨)+6VXv⋯(3-2)式中口‘——氧化每千克BOD需氧千克数，kgOE／kgBOD，一般取0．42~0．53：6’——污泥自身氧化需氧率，k902／(kgMLSS·d)，一般取O．188--,0．11；Q——进水量，m3／d；＆——进水BOD5，mg／L；疋——出水BODs，mg／L；矿——曝气池容积，m3；五——曝气池混合液浓度，mg／L；假定曝气池内DO控制在2mg／L，取a’--0．5，6’=0．1，计算温度为20"C，出水BODs为20mg／L；则R=aQ(&一·￡)+bVXv=[O．5Q(·咒一20)+951．72．K】／24kg／h≈40kg／h3．3．3．2曝气池的平均供气量Gsq=100Ro／O．3E=136．2R／O．3色⋯(3—3)取E。=10％，贝【JG。=43．35Rm3／h≈1734m3／h3．3．3．3风机开启台数n按1台鼓风机60m3／min的风量核算风机台数11，"=KG,／Q=0．015132R≈0．6台(取整)⋯(3-4)因此，本设计中曝气池为1×1×1．5m，气水比为5：1；不考虑跌水，液位高程低于超深厌氧塘0．2m。选用1台D60．81离心式鼓风机曝气，每台风量60m3／min，电机功率为90kwh。3．3．4水平潜流人工湿地由于目前有关湿地设计还不完全规范，因此本试验综合考虑多种资料进行设36 湿地系统试验设计计，最后进行分析，确定相关技术参数。3．3．4．1设计依据水平潜流湿地单元按O．5m3／d的进水量设计，该湿地单元是污水在填料表面以下从一端水平流过填料床，它由一个或几个填料床组成，床体填充基质。水平潜流湿地充分利用整个系统的协同作用，水力负荷和污染负荷大，对BOD5、COD、SS、重金属等污染指标的去除效果好，且很少有恶臭和滋生蚊蝇现象。但水平潜流人工湿地容易受到一些变量的影响，所以控制相对复杂，其对废水氨氮的硝化和除磷的效果也不如垂直流人工湿地。图3—6水平潜流湿地结构示惫图Fig．3-6Schematicdiagramofhorizontalsubsurfaceflowwetlandsstructure3．3．4．2设计水质分析为了实现人工湿地系统的长期稳定运行，避免人工湿地的砂表面发生堵塞现象，必须保证湿地进水中的悬浮物含量低于100mg／L。如果一级处理系统不能达到此项要求，则必须对其进行优化。本试验的预处理系统为超深厌氧塘。由于污水经过超深厌氧塘，所以污水中的COD、BOD5、SS都有一定的去除。从文献【20】中可知，厌氧塘的去污效果受到有机负荷、污水性质、污水pH值的影响；厌氧塘的去除率与温度、水力停留时间密切相关。实验结果表明，根据污水进水水质情况，厌氧塘对COD的去除率在50～70％t2¨。加盖密闭的厌氧塘对SS的去除率达到60％～80％。厌氧对氨氮的去除率可正、可负、可以为零。只有当进水中的有机氮和氨氮都低时，短时间内氨氮去除率为负值。根据本设计的进水中氨氮的含量，厌氧对氨氮的去除率应大于或等于零，以最不利条件考虑。在设计湿地时，以最不利条件考虑，保守取值COD去除率40％，BOD5去除率35％；SS去除率按50％来考虑；氨氮去除率按0来设计(如表3．3所示)。37 北京交通大学硕士学位论文表3．3超深厌氧塘出水水质Tab．3-3Superdeepanaerobicpondissuewaterquali锣3．3．4．3基质选择基质在污水净化过程中起到过滤、沉淀和吸附污染物等作用。本试验中，水平潜流湿地核心处理区(滤料层)的填料可选用2-一5mm的砾石铺设，其中2～3姗：30％；3---4mⅢn：40％；4---5mm：30％，厚度为60cm。为了防止表面冲蚀，可在滤料层上架设覆盖层，覆盖层选用粒径为8．16mm砾石，厚度50ramm]。因此，该湿地床填料总高度为65em。由于水平潜流型人工湿地分为进水区、过滤区、出水区，而在不同区域填料的铺设方式不同，具体铺设方式如下所示：在湿地的进水区，沿水流方向铺设粒径从大到小的砾石填料，颗粒粒径宜为16-"--6mm，可以降低填料的堵塞机率，从而增加人工湿地的运行周期：在出水区，应沿着水流方向铺设粒径从小到大的填料，颗粒粒径宜为8---16mm，可以使湿地均匀排水。3．3．4．4植物选择植物在人工湿地中的作用可归纳为3各方面：①直接吸收利用污水中的营养物质，过滤、吸附和富集重金属和一些有毒有害物质；②为根区好氧微生物输送氧气，为各种生物反应的发生提供适宜的氧化还原和生存环境；③增强和维持介质的水力传输【231。水平潜流湿地系统最为流行的水生植物品种有香蒲、纸莎草和多种芦苇。香蒲和纸莎草是美国通常使用的植物，它们的根穿透深度大约分别为0．3m和O．6m。芦苇是欧洲通常使用的植物，它的根系穿透深度大约等于0．45m。北方地区考虑到越冬问题，适宜选择多年生的芦苇、香蒲、菖蒲和水葱等植物。目前，最常用的是芦苇和香蒲，而且考虑到一次建设，也按扎根最深的情况考虑。本设计选用芦苇和香蒲作为湿地植物。3．3．4．5处理床形状与结构(1)处理床坡度水平潜流湿地在床表面和床底部可以建成有坡度和无坡度的系统。床底坡度不应太大，但稍微的坡度能提供良好的完全排放能力。水力梯度也不会因为外排收集管的垂直降低而增加。床体坡度取决于地质状况。目前人工湿地设计中，底坡～般取1％--一7％，大多38 湿地系统试验设计数在1％左右，对砾石床人工湿地可取2％，潜流人工湿地不大于1％【24】。为了施工和排水方便，Chalk和Wheale(1989)建议：潜流湿地水力坡度取0．5％～1％。而表面流湿地水力坡度取0．5％或者更小。综上所述，为便于建造，本设计中处理床坡度取1％(S=O．01)。(2)系统深度处理床深度需要根据所采用的植物根系深度而定，基本要求是废水应在根系中流动，以保证好氧条件，通常为60～90cm。根据相关研究，对于芦苇，美国采用床深60～70cm，德国60cm，本设计按65em来考虑。实际中，填料在冲水情况下处理床深度会增加10～15％；另外取超高30cm，因此，整个湿地深度H按100till来考虑。)12￡FE嚣-：廿搔．时硼JH2牛L祁-．母址·Jlftll⋯_●p-●●I·；5I}t●；j●：q．‘：r-,ll‘J一●"-_●’j’谨●i；●{_·●。‘●图3—7处理床形状与结构简图Fig．3—7Treatmentbedshapeandstructurediagram3．3．4．6面积计算湿地的表面积设计必须考虑最大污染负荷，本项目按BOD5负荷设计。(1)受温度影响的一级反应速率常数KT一级反应速率常数可由下式表示：Kr=K20(1．1)‘r一201⋯(3·5)式中K广一级反应速率常数，与温度有关，l／d；卜韫度，℃；按n=0．35砾石来计算，冬天按水温6"C，夏天水温20℃来考虑。K20=Ko(37．3n4’172)=1．839x37．3x0．35t172=1．35则，冬天K7’=1．35(1．1)‘6-20)=O．36；夏天群=1．35(1．1)‘20-20)=1．35；因为冬天条件相对恶劣，所以按冬季来设计，确定所需表面积，即As=[Q(1nCo—Ine)】／(坼dn)⋯(3—6)式中c广出流BOD5(mg／L)；co-入流BOD5(mg／L)；39 北京交通大学硕士学位论文K1_与温度有关的一级反应速率常数(d。1)；T一水力停留时间；卜系统平均流量；d一潜流深度(珑)；n一床层孔隙率；AS一系统表面积；故冬天As=[O．5(1n90一1n20)】／(0．36x0．65x0．35)=9．2m2≈10m2(2)确定床层长度(L)和系统停留时间T湿地床长度L过长，易造成湿地床中的死区，且使水位难于调节，不利于植物的栽培。此外，湿地的长宽比(L脚)也不应过大。根据人工湿地污水处理理论与技术，湿地长宽比不宜大于3：1，一般取1：1。当长宽比小于1时，在人工湿地系统中频繁地发生表面流，结果导致水流容易短路。本研究为了试验过程中调整方便(在夏季分成两段)，拟考虑长宽比(L脚)采用2：1。工=4．5，W=2．2m则系统停留时间：T=巧／剑=LWdn／Q=4．5x2．2x0．65x0．35／0．5=4．5d3．3．4．7综合分析综上分析，水平潜流人工湿地的填料为砾石；设计面积按10m2比较合理，长三为4．5m，宽矽为2．2m，整个湿地深度日为100cm；处理床坡度1％；理论水力停留时间为4．5天。湿地植物选用芦苇和香蒲。3．3．5垂直流人工湿地3．3．5．1设计依据垂直流湿地单元按O．5m3／d的进水量设计，该湿地系统采用上行流一下行流复合水流方式，池中水流方向为竖向，由两室串联，进水从第一室表面布水，水流垂直向下，在池底部水流从第一室进入下一室，进入下一室后垂直向上，从表面出水，第一室中布水管与水面有10cm的垂直距离，这在布水时水流与基质问的激撞对富氧有很好的效果。 验设计叩——柑50mnt-t25nrlZ㈣走h}l．，』"r7一●Tl’E广_一‘·t‘_班1=l舢显鼍上升甜l霍毫黼港图3-8垂直流湿地结构示意图Fig．3-8Schematicdiagramoftheverticalflowwetlandstructure3．3．5．2基质选择人工湿地的填料应能为植物和微生物提供良好的生长环境，且应具有良好的渗透性。在垂直流湿地设计中，基质的构建需从基质的种类、粒径和厚度三方面加以考虑。按照表3-4进行设计，本试验确定系统填料为砾石，在垂直流人工湿地系统中，滤料层即核心处理区采用粒径为1～5mm的砾石，其中1---2mm：30％；2～4mm：40％；4---5mm：30％，厚度为50cm：再加过渡层，采用4---8mm的砾石，厚度为10cm；底部排水层采用粒径为8～16ram的砾石来增加其水力通透性，厚度为20cm，则该湿地床填料总高度为80cm。表3-4常用的垂直流型人工湿地填料层从下到上的结构分层及特点[221Tab．3-4Thestructurefrombottomtotopandfeaturesofcommonusedvertical—flowartificialwetlandfilllayer3．3．5．3湿地床形状与结构垂直流人工湿地处理床设计包括处理床的坡度、系统深度以及进出水构筑物。41 北京交通大学硕士学位论文●_一-Hl埘’{t■pI，口●l_‘a々1日I讳jlJJl工龇上升誊^姐量薯杜图3-9处理床形状与结构简图Fig．3—9Treatmentbedshapeandstructurediagram(1)处理床坡度在复合垂直流人工湿地中，系统底部有一定的倾斜度，一般为≤O．5％，这就使污水自流进入第二池底部，并向上经过第二池的砂层，被位于第二池表面的多孔集水管均匀收集，最后从二池砂层底部流出系统。本设计的处理床坡度取0．005。(2)系统深度为了在最小单位面积湿地内达到最有效地处理污水，在要求的水力停留时间条件下，湿地处理系统深度在理论上应该是越深越好。不过实际上由于植物根系很少达到理论上的最深处，不同的学者建议深度从40cm至60cm不等，太深会导致根系无法输送氧气到底部，同时也容易造成死区，降低工程效益【2”71。垂直流人工湿地的深度一般为80—130cm。其中下行池应比上行池高10～20cm1281，本设计上下池高差取15cm。故池深为湿地床填料表层面与池地面高差0．5m+填料厚度O．8m，即1．3m。3．3．5．4面积计算垂直流人工湿地的主要设计参数应符合表3．5的规定，表面积设计必须考虑最大污染负荷和水力负荷，可按COD时负荷、水力负荷进行计算，出水COD应达到现行国家标准《污水综合排放标准》(GB8978．1996)中其他排污单位的一级标准。42 表3．5垂直流型人工湿地的主要设计参数Tab．3—5Themaindesignparametersofverticalflowwetlands(1)根据水力负荷计算根据进水性质、出水要求以及建设条件等因素，确定一个合理的水力负荷，并以此为依据来计算垂直流人工湿地的表面积【291。凡=詈×1000⋯(3-7)式中As—垂直流人工湿地的面积，m2；Q一污水的设计流量，m3／d；a_垂直流人工湿地的水力负荷，mm／d；土地不受限制时，旱季平均日污水量时的水力表面负荷≤80L／(m2·d)(<12℃)，80L／(m2·d)(≥12℃)；占地面积受限制时，水力表面负荷R<80L／(m2·d)(<12℃)，弋<120L／(m2·d)(≥12"C)；综合考虑水力表面负荷取值50L／(m2·d)，则湿地占地面积：瓜：望×1000：堕×1000：10m2。a50(2)根据降解的污染物CODc，计算总表面的CODcr表面负荷和加水表面的CODcr表面负荷分别为：一<209／(m2d)吣<279／(m2·d)。取总表面的CODc，表面负荷值为10∥(n12·d)，则湿地面积：：3．1m2比较分析，取两种设计计算结果中的最大值，故湿地表面积为10m2。本试验将湿地系统分成两格来进行，则在确定面积的前提下，设定湿地长宽比为1：1，则L=4．5m，宽W=2．2m。43 北京交通大学硕士学位论文3．3．5．5容积计算采用垂直流人工湿地，人工湿地为长方形，分成二池子(每个池子的长宽比为1：1)即复合系统。下降／上升湿地平面尺寸：2．2x2．25m2≈5m2池深为湿地床填料表层面与池地面高差0．5m+填料厚度0．Sm，即1．3m。则下降／上升人工湿地容积(土方量)：V=1．3×5≈6．5m33．3．5．6水力停留时间污水在湿地系统的理论水力停留时间(t伯)可由湿地系统的尺寸、处理水的流量及介质的孔隙率计算出。数学表达式为【30】：屯=妥⋯(3．8)‰2i⋯【3-8)蟛式中n一湿地介质的孔隙率；V二系统的几何体积，m3蝴地系统平均的流量，m3／d故净化水在人工湿地床径流总时间：(孔隙率n=O．6)r=0．6×6．5÷O．5=7．8d3．3．5．7植物选择污水中的污染物主要依靠附着生长在根区表面及附近填料表面上的微生物去除。选择根系比较发达、根系较长的水生植物，能够大大扩展人工湿地净化污水的空间，提高其净化污水的能力。人工湿地选择的植物应该对当地的气候条件、土壤条件和周围的动植物环境有很好的适应能力，否则难以达到理想的处理效果，一般优先选用当地或本地区存在的植物【3M41。为与水平潜流人工湿地系统做对比试验，该湿地单元也选用芦苇和香蒲。3．3．5．8综合分析为与水平潜流人工湿地做对比试验，垂直流人工湿地的填料为砾石；根据计算设计面积也按10In2比较合理，长三为4．5m，宽∥为2．2m，整个湿地深度日为130cm；处理床坡度0．5％；理论水力停留时间为7．8天。湿地植物也选用芦苇和香蒲。3．4调试运行与工程验收3．4．1调试运行 由于影响人工湿地运行的因素很多，在开始运行前，应确保各项运行参数均能达到预期目标，所以应进行前期测试。前期测试内容包括：①进行池内水深测试，检查配水管道，配水均匀；②检查水泵、水位控制器，确保设备能正常工作。运行初期，进水应为清水或低浓度污水。通常将人工湿地从开始运行到污染物去除率达到稳定的时间作为人工湿地的启动时间[35-38l。但是针对不同污染物，去除率达到稳定的时间不同，它与植物的种类、季节、气候、填料、水力负荷等因素有关。另外，为了促进植物根系发育，人工湿地运行初期应进行水位调节。以芦苇为例，在调试运行阶段，植物栽种后即需冲水，初期水位控制在地表下25cm。运行相对稳定后，可适当降低水位，促进根系向下发展。植物生长稳定后可将水位调整到正常运行状态。3．4．2工程验收土建工程完成后，应进行土建验收。调试运行完成后，应进行系统验收。系统验收的主要工作室考察设备运行的稳定性、监测出水水质是否满足设计要求等。运行稳定后，应进行竣工验收。调试运行时间约为1"--3个月；运行稳定时间约为1年。3．5运行管理与故障处理措施3．5．1日常运行管理事项配水效果的好坏直接影响池内的水流状态，因此检查配水是否正常时经常性的工作。湿地单元进水后，应检查配水效果，配水应均匀，不得有侵蚀和短流现象。人工湿地水位是影响植物和微生物生长并形成所需生物群落的关键，水位的适当控制能够引导植物根系的生长和发育，促使植物周围微生物的生长【3940J。维护植物应当遵循植物的生长规律，不同季节植物的生长状况不同，加强田间管理可以使其尽快建立健康的植物群落。植物的收割应考虑区域、气候、收割季节等因素。3．5．2特殊控制人工湿地最主要的功能是作为污水处理系统处理目标污水，达到污水无害化、45 北京交通大学硕士学位论文资源化的目的，所以在防治病虫害的过程中不可引入新的污染源(如农药等化学药剂)。人工湿地的病虫害控制模式可以参考农作物的绿色病虫害防治方法，例如板诱杀或驱避害虫；应用昆虫生长调节剂是害虫不能正常生长发育；应用生物防治害虫；应用植物性农药防治害虫等。另外，我们还需加强人工湿地的恶臭控制。恶臭一般发生在人工湿地系统前部，特别是夏季高温有风情况下，对环境影响较大，可通过有效措施进行控制，。如薄膜覆盖、降低污染负荷、强化预处理等。少量天然杂草，对人工湿地系统的处理效果影响不大，可不必去除。但当杂草与湿地植物竞争，危及植物系统或发生其他例外情况时，应提高水位至淹没以清除杂草，也可对其采用人工或机械等方法进行处理。例如t为防止杂草的大量生长，每年春季植物发芽阶段可对湿地进行淹水，防止一些旱生杂草的生长，待植物生长良好，足以在与杂草生长竞争中占据优势时，恢复正常水位(此过程大约半个月，可根据污水处理允许条件实施)。3．5．3系统监测各监测项目(水位、pH、COD。，、BODs、TSS、氨氮等)应按国家相关标准和规定进行。监测的主要目的是对系统各进出水环节进行监控，确定进出水水质是否符合工艺要求，以便调整水量，保证系统的处理能力，指导运行。考察进水，可以通过进水水质的变化适当调整人工湿地的运行条件。3．5．4故障处理管件堵塞的主要原因是进水悬浮物过多，堵塞配水管；污染物沉积，堵塞出水管。人工湿地管件堵塞能够导致配水管或者池内水位上升，使得湿地系统无法正常工作【41431。因此应对人工湿地的管件进行定时巡查，当出现故障时，应及时清理或更换管件。短流现象导致的结果主要有：污染物去除效率降低(非季节因素导致)，植物生长不良。造成池内短流的原因较多，最可能的原因是池内污染物堆积在池体中某处导致水流不畅，或者由于池内部气团阻碍水流通过。排查及解决短流问题也较为复杂，一般通过对出水的水质监测可以发现，通过调节水位可以促使气团排出。如果仍出现水质不稳定现象时，应检查填料是否堵塞，必要时更换部分填料。3．5．5冬季管理 我国北方地区人工湿地植物的生长期约为4月"--11月，在进入冬季冰冻期前需要做好进出水和湿地的保温措施。对于设备管道，在设计时，就应布置在向阳的位置。在冬季将湿地池内水温控制在高于4℃的原因是微生物一般在4"C以下就处于休眠状态⋯6】。为了将损失到大气的热量减至最小，出现了各种保温方式：人工湿地植物在秋季倒伏或者收割后覆盖在湿地上可作为保温材料；空气+冰层的方法能够提供一定的保温效果，在没有覆盖物时可以采用此方法进行池体的防冻；采用塑料大棚温室对人工湿地进行保温，可以使微生物正常生存；增加滤层厚度或者提高湿地池体超高也有助于保温。47 4新型节能生态处理技术水质处理效果分析新型节能生态处理技术是将污水处理与利用相结合，实现污水资源化的一种废水生态处理技术，在节能减排方面它具有：运行费用低、管理维护方便、运行稳定可靠等诸多优点。该技术是将不同类型生态工艺进行优化组合，形成复合型绿色生态体系应用。这种处理系统主要由超深厌氧塘、曝气池和人工湿地床综合发挥作用，本章运用污染物降解的数学模型对节能型污水处理系统的水质处理效果进行分析和优化，提出影响系统正常运行的主要因子及该工艺在不同情况下运行的边界条件。4．1超深厌氧塘单元水质处理效果分析超深厌氧塘作为预处理构筑物，通过营造一个强化厌氧环境，最大限度将污水中复杂的大分子有机物分解成小分子有机物或简单的无机物，在起到一定预处理作用的同时，可以提高新型节能生态系统处理生活污水负荷、优化处理后出水水质。这一预处理阶段对保证后续生态系统处理效果，实现良性的生态循环是有益和必要的。为进一步了解超深厌氧塘的污水处理效果，根据污水处理单元中污染物的流动特征和净化机理确定数学模型，分析超深厌氧塘对污染物(COD、BOD5、SS等)的去除规律。4．1．1耗氧有机物的降解规律超深厌氧塘是一种稳定塘新工艺。根据我国国家“七五"科技攻关稳定中试基地的实验结果，总结出适合我国污水处理的稳定塘的数学模型和各种技术参数，运用稳定塘数学模型的研究结果分析超深厌氧塘单元的污染物降解规律。4．1．1．1COD降解的数学模型国家“七五”科技攻关稳定塘中试基地试验结果表明，稳定塘中水力停留时间、水温及COD面积负荷对COD去除效果的影响如下f5l】：e=89．9q’44R卸94L-0．80T。0。41⋯(4．1)式中尺——水力停留时间，d：三——塘系统中COD面积负荷，(kg／(hm2·d))；49 ^J≥吕、-，o。巡装o*弓了北京交通大学硕士学位论文丁——平均水温，℃；(1)水力停留时间R对COD去除率的影响超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水COD浓度为267mg／L。由公式(4-1)可推出，污水在不同水力停留时间尺下，塘系统出水中的COD浓度e及COD去除速率的变化规律(如表4—1)。表4．1不同水力停留时间对COD去除率的影响Tab．4-1TheinfluenceofdifferentwaterpowerstayingtimeonCODremovalrate水力停留时间R(d)水、_，褥篮粕吕。图4．1停留时间与出水COD浓度的关系图4-2停留时间与COD去除率的关系图图Fig．4-1TherelationshipdiagramofFig．4—2TherelationshipdiagramofstayingstayingtimeandCODconcentrationtimeandCODremovalrate在超深厌氧塘中中，反应物COD的去除率与停留时间有关，随着停留时间的增加COD去除率也逐渐增加，但当停留时间达到一定数值后，随着时间的延长COD去除率的增加速度明显减慢。在进水COD浓度为267mg／L，水温为6"C(以冬季最不利条件考虑)的条件下，利用COD降解数学模型可以得到超深厌氧塘中COD去除率与水力停留时间的关系，如图4-2所示。当l≤R≤6时，COD的去除率随着时间的增加增大；当R=6时，COD的去除率为84．5％；当R≥6时，随着时间50 新型节能生态处理技术水质处理效果分析的增加，COD的去除率变化不大。由此可知，要想达到最佳去除率，污水在超深厌氧塘中的停留6d为宜。由图4．1可知，当R--6时，出水中COD浓度为41．27mg／L。(2)温度丁对COD去除率的影响超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水COD浓度为267mg／L。由公式(4一1)可推出，污水在不同温度r下，塘系统出水中的COD浓度e及COD去除速率的变化规律，如表4-2所示。表4-2温度对COD去除率的影响Tab．4-2TheinfluenceoftemperatureonCODremovalrate．C。(mg／L)T(℃)R(d)C。(mg／L)COD去除率(％)水温T(0c)图4．3水温与出水COD浓度的关系图Fig．4—3Therelationshipdiagramofwater水温T(0c)图4_4水温与COD去除率的关系图Fig．4_4TherelationshipdiagramofwatermmpemtureandCODconcentrationtemperatureandCODremovalrate在超深厌氧塘中中，除了水力停留时间以外，水温对COD的去除率也有很大影响【47】。随着水温的升高，COD去除率也逐渐增加，但当水温达到一定数值后，随着谁问的升高，COD去除率的增加速度有所减缓。在进水COD浓度为267mg／L，水力停留时间为6d的条件下，利用COD降解数学模型可以得到超深厌氧塘中COD去除率与水温的关系，如图4—4所示。当5℃≤T≤20℃时，COD的去除率随着水温的上升而增大；当T=20℃时，COD的去除率为90．6％：当T≥20℃时，随着水温的升高，COD去除率的增加速度减慢。这可能是由于温度过高，塘中微生物的活性降低。．由图4-3可知，当T=20℃时，出水COD浓度C。=25．19732mg／L。5l 北京交通大学硕士学位论文(3)不同有机负荷对COD去除率的影响超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水COD浓度为267mg／L；以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6。C。假定水力停留时间R为6d时，由公式(4—1)可推出，污水在不同有机负荷下，COD去除速率的变化规率，如表4-3所示。表4．3不同负荷对COD去除率的影响仉lb．4．3Theinfluenceofdifferent10adonCODremovalrate图4-5有机负荷对COD去除率的影响曲线图Fig．4—5TheinfluenceofdifferentloadonCODremovalrate由图4．5可知，在相同PH值和水力停留时间下，污水COD去除率随着负荷的增加而增加，高负荷污水的去除率明显高于低负荷污水的去除率，即污水负荷高时，维持厌氧塘生物循环的底物充足，只要污水负荷低于厌氧塘维持正常生物循环能容纳的有机物最大数量(同化容量)时，厌氧塘能保持良好的生态平衡，去污效率随负荷的增大而提高。4．1．1．2BOD5降解的数学模型国家“七五"科技攻关稳定塘中试基地试验结果表明，稳定塘中BOD。降解的数学模型如下【51】：e=16．3C00J尺。044T。0。66⋯(4．2)52 新型节能生态处理技术水质处理效果分析式中R——水力停留时间，d；丁——平均水温，℃；(1)水力停留时间R对BOD5去除率的影响超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水BOD5浓度140mg／L；以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6"C。由公式(4-2)可推出，污水在不同水力停留时间R下，塘系统出水中的BOD5浓度e及BOD5去除速率的变化规律(如表4-4)。表4-4不同水力停留时间对BOD5去除率的影响Tab．4．4TheinfluenceofdifferentwaterpowerstayingtimeonBOD5removalrate停留时间R(d)图4-6出水BODs浓度Ce曲线图4-7BODs去除率曲线图图Fig．4—6ThecurvediagrmnofissuewaterFig．4-7ThecurvediagramofBOD5removelBOD5concentrationCerate由图4-6、4-7可以看出，出水中BOD5浓度C。及BOD5的去除率均与停留时间R有关，随着停留时间的增加，出水BOD5浓度Ce随之降低，BOD5去除率也53 北京交通大学硕士学位论文逐渐上升，但当停留时间达到一定数值后，随着停留时间的延长，出水BOD5浓度Ce的减少速度与污染物BOD5去除率的增长速度均变慢，变化规律如图4．6、4．7所示。当t≤6时，BOD5的去除率随着时间的增加迅速增长；当t=6时，BOD5的去除率约为48％；当ti>6时，随着时间的增加，BOD5去除率的增长速度减缓。本设计中超深厌氧塘的水力停留时间为5．13天(以6天计)，因此，当T=6℃(以冬天最不利条件考虑)时，BOD5的去除率为48％，出水中BOD5浓度C,=72mg／L。(2)温度丁对BOD5去除率的影响超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d：设计的进水BOD5浓度为140mg／L。假定水力停留时间R为6d，由公式(4—2)可推出，污水在不同温度丁下，塘系统出水中的BOD5浓度e及BOD5去除速率的变化规律，如表4—5所示。表4．5不同水温对BOD5去除率的影响Tab．4—5Theinfluenceofdifferenttemperature0nBOD5removalram水温(oC)水i解(℃)图4-8出水BOD5浓度Cc曲线图图4-9BOD5去除率曲线图Fig．4—8ThecurvediagramofissuewaterBODsFig．4-9ThecurvediagramofBOD5removelconcentrationCerate由图4．8、4-9可以看出，出水中BOD5浓度C。及BOD5的去除率均与水温T有关，随着水温的升高，出水BOD5浓度Ce随之降低，BOD5去除率也逐渐上升，但当水温达到一定数值后，随着水温的升高，出水BOD5浓度Ce的减少速度与污染物BOD5去除率的增长速度均变慢，变化规律如图4．8、4．9所示。当T≤20℃时， 新型节能生态处理技术水质处理效果分析BOD5的去除率随着温度的升高迅速增大；当T=20℃时，BOD5的去除率约为76％；当T≥20℃时，随着温度的升高，BOD5去除率的增长速度减缓。本设计中超深厌氧塘的水力停留时间为5．13天(以6天计)，因此，当水温T=6℃(冬天)时，BOD5的去除率约为45％，出水中BOD5浓度C。约为72mg／L；当水温T=20℃(夏天)时，BOD5的去除率约为76．7％，出水中BOD5浓度C。约为32．6mg／L。(3)不同有机负荷对BOD5去除率的影响超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水BOD5浓度为140mg／L；以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6"C。假定水力停留时间R为6d时，由公式(4—2)可推出，污水在不同有机负荷下，BOD5去除速率的变化规率，如表4—6所示。表4-6进水BOD5负荷与BOD5去除率的关系Tab．4-6TherelationshipofwaterBOD5loadandBOD：emovelrate进TkBOD。浓度Co(mg／L)图4-10BODs去除率与进水BOD5浓度关系图Fig．4-10TherelationshipdiagramofBODsremovelrateandwaterBODsconcentration由图4．10分析可得，当进水BOD5浓度在100"--160mg／L之间波动时，BOD5的去除率随污染负荷的变化而变化，两者呈线性关系。进水的BOD5浓度越高，去除率也越大，这是因为进水的浓度越高，超深厌氧塘中微生物的利用率也就越高，单位面积上的污水处理率也就越高。只要不超过超深厌氧塘的承污能力，单位面积上的浓度越高，去除率也就越大。55 北京交通大学硕士学位论文4．1．2DO的变化规律稳定塘中溶解氧与水深及有机负荷的关系可用幂函数形式表达陋501：Y=础墨⋯(4．3)式中】，——稳定塘中溶解氧的含量，mg／L；x，——稳定塘中从水体表面向下的深度，m；x，——稳定塘中有机负荷BOD5，kg／(hm2·d)；(1)溶解氧DO随水深x，的变化规律超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水BOD5浓度为140mg／L；以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6"C。假定水力停留时间R为6d时，由公式(4—3)可推出，溶解氧D0随水深x。的变化规律，如表4-7所示。表4．7水深H与溶解氧的关系Tab．4-7Therelationshipofwaterde印Handdissolveoxygen水深X，(m)图4-11水深H与溶解氧的关系图Fig．4-11TherelationshipdiagramofwaterdeepHanddissolveoxygen图4．11表明，溶解氧在水表面最高，随着塘内水深的增加溶解氧含量越来越低。通常好氧塘与厌氧塘的区别在于溶解氧层，溶解氧层小于O．2m则为厌氧塘；溶解氧层大于O．2m则是兼性塘，在整个水深均有溶解氧则为好氧塘。；而溶解氧在1--一2mg／L以上，则认为达到好氧条件；在1～2mg／L以下，则认为达不到 技术水质处理效果分析好氧条件。因此，由图中溶解氧随水深的变化关系可知，该构筑物为厌氧塘。(2)溶解氧DO随有机负荷负荷z：的变化规律超深厌氧塘系统试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水BOD5浓度为140mg／L=以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6"C。若将水深Xl做定植，由式(4．3)可知超深厌氧塘中溶解氧的含量Y与BOD5有机负荷X2的关系如下所示：表4-8溶解氧与负荷的变化关系Tab．4-8Thechangerelationshipofanddissolveoxygenload有机负稿j：BOD5(kg／(hm2*d))图4．12溶解氧随负荷的变化图Fig．4-12Thechangediagramofdissolveoxygenasloadchanging从图4．12分析可知，负荷越低，溶解氧值越高，其原因是有机物负荷高，微生物的食料多，分解代谢速度快，所需溶解氧量就多，水体中剩余溶解氧量就少，反之，剩余溶解氧量就多其次有机负荷高，水体中无机物少，藻类生长必须的营养少，藻类的浓度低，产生的溶解氧量就少，反之，产生的溶解氧量就多。(3)水深x，与有机负荷x，的关系若将公式(4-3)中的Y固定，即厌氧塘中溶解氧的含量做定值，塘中水深五与有机负荷x，的关系如下：力一旦五=(詈墨)=码6⋯(4-4)上设溶解氧浓度Y=2mg／L，则由公式(4-4)可以得到水深X。与有机负荷BOD。X：的关系(如表4—9所示)并做图，见图4一13所示。57 北京交通大学硕士学位论文表4-9水深与进水有机负荷的变化关系(Y=2mg／L)Tab．4—9Thechangerelationshipofwaterdepthandwaterload∞601050go100进水有机负荷BoD5迄(kg／(hmZ,d))图4—13水深与进水有机负荷的变化图Fig．4-13Thechangediagramofwaterdepthandwaterorganicload图4．13中，随着有机负荷的增大，稳定塘中溶解氧的含氧层深度减少，反之含氧层深度加大。依据这一图形，可以设计厌氧、兼氧、好氧塘的有机负荷。因为在设计稳定塘时，不仅仅用水深来确定塘型，为使塘体中的溶解氧达到规定要求，需正确投配有机负荷。4．I．3SS的去除规律一般固体悬浮颗粒的沉积时间和运移距离可以利用颗粒沉淀速度和塘体深度估算得出。对于单个的球形颗粒，其沉淀速度[51-52】如下所示：(02：要×掣f型1⋯(4-5)3CDLp／、7式中d——颗粒直径，moCn——颗粒雷诺数；国——终沉速度，m／d；p。——固体密度，kg／m3；p——水的密度，kg／m3；在超深厌氧塘中，颗粒密度和直径无法细知，而且颗粒形状基本是不均匀，且不可能都是球形或光滑的，因此需对非球形颗粒进行校正如下：58 新型节能生态处理技术水质处理效果分析—O(h—C)+—0(vh—c)：G+R—S防西式中c——浓度，g／m3；．G——产生速率，g／(ms·d)5h——水深，m；R——再悬浮速率，g／(ms·d)oS——沉降速率，g／(ms·d)；⋯(4—6)水力停留时间t(d)图4—14水力停留时间与SS去除率的关系图Fig．4-14TherelationshipdiagramofwaterpowerstayingtimeandSSramovalrate超深厌氧塘中SS的去除率与停留时间成正相关。在进水SS浓度为194mg／L，利用SS去除模型可以得到超深厌氧塘中SS去除率与水力停留时间的关系，如图4—14所示。塘体中SS去除率随着停留时间的延长而增加，当t=6时，SS的去除率为85％。因此超深厌氧塘出水中SS浓度为29．1mg／L。4．2曝气池单元水质处理效果分析由于超深厌氧塘出水含氧量低，为去除氨氮，需增加进入湿地的溶解氧，所以在此设置曝气池。为进一步了解曝气池单元的污水处理效果，根据污水处理单元中污染物的流动特征和净化机理确定数学模型，分析曝气池对污染物(COD、BOD5、氨氮等)的去除规律。4．2．1耗氧有机物的降解规律4．2．1．1COD降解的数学模型F／M是指污泥的有机负荷，即单位质量的污泥微生物在一定时间内所得到的基质的量【53】。59 北京交通大学硕士学位论文F／M=原水COD浓度×原水总量／曝气池活性污泥量；⋯(4．7)曝气池试验设计的进水流量Q为2mVd；设计的进水COD浓度为162mg／L；以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6℃。由式(4．7)可知曝气池中有机负荷F／M与COD去除率的关系见表4．10所示。表4．10有机负荷对COD去除率的影响Tab．4—10TheinfluenceoforganicloadonCODremovalrateF／M(kgCOD／kgMLSS·d)COD去除率(％)O．50．8l23495．6890．1387．2975．217064．98-=，M图4-15有机负荷与COD去除率的关系Fig．4—15TherelationshipoforganicloadandCODremovalrate由图4．15分析可知，当F／M相应提高时，基质过多，污泥的耗氧速率和呼吸速率也大大高于正常值，絮凝状态的菌胶团细菌趋于游离生长，将导致曝气池中生物泡沫增多，泡沫粘性大且不易破碎，出水COD值升高，COD去除率下降。当F／M低于O．5kgCOD／(kgMLSS·d)时，曝气池活性污泥因缺乏营养而使好氧速率和呼吸速率显著下降，污泥结构松散，造成污泥流失。4．2．1．2BOD5降解的数学模型假定曝气池内DO控制在2mg／L；取a’=O．5，6’=O．1，口=O．85，∥=O．95，P=1，易=10％，计算温度为20"C，出水BOD5为20mg／L，则理论需氧量：R=口’Q(·叉一疋)+6。VX,=[O．5Q(So一20)+951．72五】／24堙／h⋯(4-8)曝气池的平均供气量：q=IOORo／O．3ea=136．2R／0．3E=43．35Rm3／h⋯(4-9) 生态处理技术水质处理效果分析式中口。——氧化每千克BOD需氧千克数，k902／kgBOD，一般取0．42~o．53；6‘——污泥自身氧化需氧率，k902J(kgMLSS·d)，一般取O．188--0．11；Q——进水量，o／d；疋——．进水BOD5，rag／L；．疋——出水BOD5，rag／L,y——曝气池容积，m3；五——曝气池混合液浓度，rag／L；R——换算为20"C条件下，脱氧清水的充氧量，kg／h,E。——曝气池曝气系统的充氧效率，％；(1)曝气池混合液浓度x矿与供气量G，的关系曝气池试验设计的进水流量Q为2m3／d；设计的进水BOD5浓度为90mg／L；以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6"C。由式(4．8、4—9)可知曝气池中混合液浓度x矿与理论需氧量R及供气量q的关系，如表4·11所示。表4-11曝气池混合液浓度x矿对供气量q的的影响Tab．4-11TheinfluenceofaerationtankmixedliquidXvconcentrationongasamountGs2≥S筐嘲l脐椎袋剐2＼n罾■o唧旷g图4一16曝气池混合液浓度Xv与理论需氧量R图4．17曝气池混合液浓度Xv与供气量Gs的的关系关系Fig．4-16TherelationshipofaerationtankFig．4—17TherelationshipofaerationtankmixedliquidXYandtheoreticaloxygendemandmixedliquidXvandgassupplyGs由图4—16、4—17可知，q是随着MLSS的提高而增加的，MLSS越高，q越大。61 北京交通大学硕士学位论文MLSS在实际工艺调控中要考虑对整个系统的影响和其对活性污泥的沉降性能和供氧的经济性与可能性。非常高的MLSS会改变混合液的粘滞性，增加扩散阻力，供氧的利用率下降。(2)进水BOD。浓度s。与供气量G。的关系曝气池试验设计的进水流量Q为2m3／d；以冬季最不利条件考虑，取平均水温T为6"C。假定x矿为1000mg／L时，由式(4．8、4．9)可知曝气池中进水BOD。浓度s。与理论需氧量尺及供气量G。的关系，如表4．12所示。表4．12进水BOD5浓度S。对供气量G8的影响Tab．4．12TheinfluenceofwaterBOD5concentrationSa011gassupplyGs2≥岂筐由!隳程翅剐进姗D5浓度s(re#L)图4．18进水BOD5浓度S。与理论需氧量R的关系Fig．4—18TherelationshipofwaterBODsconcentrationSaandtheoreticaloxygendemandR逃j12)的条件下推到。假定气泡在液体中均匀分布，同时在上升过程中不发生合并与破裂，由物料平衡原理可得，恻一{孚[1_唧(等矾⋯睁坳式中印——氨氮的去除效率；K，——总传质系数，J～；f——曝气时间，s；Q——曝气速率，聊3／h；m——相平衡常数；Q／矿——单位时间气水比；从式(4-10)可以看出，曝气吹脱效率主要受单位时间气水比(Q／矿)，相平衡常数m，总传质系数K，和曝气时间f的影响。(1)曝气速率Q对氨氮去除率的影响用不同的曝气速率Q对废水进行吹脱，结果如图4—20所示。对于同一曝气速率，在曝气初期曲线斜率较大，氨氮的去除效率很快，随着时间的推移，曲线渐趋平缓，氨氮去除率上升不明显。不同的曝气速率对氨氮的去除效率也有很大的影响，当曝气速率为5m3／h时，曝气5小时，氨氮的去除效率可达到95％；当曝气速率减小到1m3／h时，曝气5小时，氨氮的去除效率仅为42％。从推导的模型上分析，曝气速率与氨氮去除率成正相关，空气量越大，在其他条件相同的情况下，所得的氨氮去除率也越大。 北京交通大学硕士学位论文曝气时间t(h)图4-20不同曝气条件下氨氮去除率图Fig．4—20Ammonianitrogenremovalratediagramunderdifferentaerationsituation(2)溶液高度对氨氮去除率的影响溶液高度是氨氮废水吹脱效率的影响因素之一，不同的高度将影响氨氮的传质效果。假定曝气速率Q为定值，则在不同高度下，废水中氨氮的去除率如图4-21所示。图4—2l不I司高度下氨氮去除率图Fig．4-2lAmmonianitrogenremovalratediagramunderdifferentheight随着溶液高度的增加，在相同的时间内，氨氮去除效率逐渐减小。当溶液高度为O．5m时，曝气10小时，氨氮的去除效率仅为7596，当溶液高度为1m时，曝气10小时，氨氮的去除效率仅为6496。增加溶液高度，溶液的体积随之增加，由氨氮吹脱模型可知，氨氮去除效率和溶液体积成负相关，因此随着体积增大，氨氮的去除率也随之减小。4．3人工湿地单元水质处理效果分析人工湿地污水处理系统是对自然湿地的模拟，它是以污水处理为目标，利用 新型节能生态处理技术水质处理效果分析自然生态系统中的物理、化学和生物的三重协同作用来实现对污水的净化作用。为进一步了解人工湿地单元的污水处理效果，根据污水处理单元中污染物的流动特征和净化机理确定数学模型，分析人工湿地对污染物(COD、BOD5、氨氮、SS)的去除规律。4．3．1耗氧有机物的降解规律4．3．1．1COD降解的数学模型COD的净化过程随时间与污水推流距离呈一定的规律，并且在刚进入系统的这个阶段的降解作用比较明显，去除量所占比重较大。但随着污水在湿地系统中的距离越长，其去除量呈减缓趋势【5删。(1)水力停留时间t对COD去除速率的影响按照一级反应模型，污染物的去除率(，)可表示为：，．=Qq[1一exp(一Kf)】⋯(4．11)式中K，——体积去除速率常数，1／d；，．——污染物的去除速率，g／min；湿地系统选用砾石为填料，所以体积去除速率常数K，取0．86；湿地系统试验设计的进水流量Q为0．5m3／d：设计的进水COD浓度为162mg／L。由公式(4-11)可推出，污水在不同水力停留时间t下，COD去除速率厂的变化规律(如表4-13)，进而得到COD降解常数K。表4．13水力停留时间与COD去除速率r的关系Tab．4—13TherelationshipofwaterpowerstayingtimeandCODremovalrater 北京交通大学硕士学位论文a目＼∞■瓣瑙餐稍QoU图4—22COD去除速率曲线图Fig．4_22ThecurvediagramofCODremovalrate按照一级反应模型，污染物COD的去除速率r与停留时间t有关。由图4-22可知，当1≤t≤5时，COD的去除速率r随着时间的增加增大，两者呈线性关系；当t≥5时，随着时间的增加，COD的去除速率r基本不变，整个曲线图无限趋近于0．57，所以COD的最大去除速率r一约为0．57(g／min)，COD降解常数K反映湿地废水COD的降解速率，是一个受多种因素影响的参数，它与废水性质和浓度、进水温度、废水处理系统的整体特征以及运行的环境条件等有关，因此COD降解常数K为O．57(1／d)。(2)水力停留时间t对COD去除率的影响根据反应器中反应物的流动特征和净化机理，通常把人工湿地看作理想推流反应器。在理想的推流反应器中，反应物浓度随时间而变化[61-63】，并遵循下式：r詈=exp(一鼢)⋯(4．12)乙f式中f——理论水力停留时间，d；K叫0D降解常数，1／d；由图4一14分析可知，COD降解常数K为0．57(1／d)；湿地系统试验设计的进水COD浓度为162mg／L。由公式(4-12)可推出，污水在不同水力停留时间t下，出水COD浓度C。及COD去除率的变化规律如表4-14所示。 新型节能生态处理技术水质处理效果分析表4．14水力停留时间与COD去除率的关系Tab．4-14TherelationshipofwaterpowerstayingtimeandCODremovalrate，一、冰V僻篮稍o0U停留时问(d)停留时间(d)图4．23出水COD浓度Ce曲线图图4．24COD去除率曲线图Fig．4—23ThecurvediagramofissuewaterFig．4—24TheculwediagramofCODramovalCODconcentrationCerate在理想的推流反应器中，反应物COD的去除率与停留时间有关，随着停留时间的增加COD去除率也逐渐增加，但当停留时间达到一定数值后，随着时间的延长COD去除率逐渐趋于某个值，变化规律如图4．24所示。当1≤t≤5时，COD的去除率随着时间的增加增大，两者呈线性关系；当t=5时，COD的去除率为99％；当t≥5时，随着时间的增加，COD的去除率变化不大。由此可知，要想达到最佳去除率，污水在人工湿地系统中停留4"-5d为宜。由图4．23可知，当t=5时，出水中COD浓度为1．09mg／L。(3)进、出水COD浓度相关性分析由图4-14分析可知，COD降解常数K为0．57(1／d)；湿地系统试验设计的进水流量Q为0．5m／d。由公式(4—12)可推出，污水在不同水力停留时间t下，进、出水COD浓度变化关系(如表4—15)；以及在不同进水负荷情况下，COD去除率的变化规律(如表4—15)。67 北京交通大学硕士学位论文J＼凹昌。型装凸oU妥捌表4．15进水COD浓度与COD去除率的关系Tab．4-15TherelationshipofwaterCODconcentrationandCODremovalrate时间(d)图4．25进、出水COD浓度变化关系图Fig．4-25TherelationshipdiagramofintoandissuewaterCODconcentrationchange比*{|}蓁募§＼r逝j(COD浓j如i(jag／L)图4-26COD去除率与进水COD浓度关系图Fig．4-26TherelationshipdiagramofCODremovalrateandintowaterCODconcentration由图4—25、4．26分析可得，出水的COD浓度的变化随着进水的COD浓度的变化相应的变动，但两者的变化趋势大体一致，考虑到污水的水力停留时间，出水的COD浓度变化趋势相对于进水总是滞后2"3d，并且当进水COD浓度Ci≤160mg／L时，COD的去除率随污染负荷的增加而增加。从表4．16的数据来看，当进水COD浓度Ci≤160mg／L时，进水的COD浓度越高其去除率也越大，这是因为进水的浓度越高，湿地床中砾石、植物等的利用率也就越高，单位面积上的污水处理率也就越高。只要不超过湿地床的承污能力，单位面积上的浓度越高，去除率也就越大。4．3．1．2BOD5降解的数学模型(1)水力停留时间t对BOD5去除速率的影响对于水平潜流人工湿地，所采用的是基于体积的速率常数。用一级动力学模型模拟水平潜流人工湿地对BOD5的去除科】公式如下： 水质处理效果分析ln(鲁L等)=一Kf⋯(4—13)L一加一L，C’=3．5+0．05Q⋯(4-14)式中K，——体积去除速率常数，(1／d)；r水力停留时间，d；c．——背景浓度，mg／L；湿地系统选用砾石为填料，所以体积去除速率常数K取0．86,湿地系统试验设计的进水流量Q为O．5m3／d；设计的进水BOD5浓度为90mg／L。由公式(4—13、4-14)可推出，污水在不同水力停留时间t下，湿地系统出水BOD5浓度及BOD5去除率的变化情况，如表4-16所示。表4．16水力停留时间与BOD5去除率的关系Tab．4-16TherelationshipofwaterpowerstaymgtimeandBOD5removalrate停留时间(d)图4．27出水BOD5浓度ce曲线图图4．28BOD5去除率曲线图Fig．4—27ThecurvediagramofissuewaterFig．4-28ThecurvediagramofBOD5concentrationCeramovalrate根据反应器中反应物的流动特征和净化机理，把潜流湿地污水处理反应器概化为PFDBT反应器，经推导得出有机物BOD5的去除规律，如图4．28所示。反应 北京交通大学硕士学位论文物BOD5的去除率与停留时间有关，随着停留时间的增加BOD5去除率也逐渐增加，但当停留时间达到一定数值后，随着时间的延长BOD5去除率逐渐趋于某个值。当1≤t≤5时，BOD5的去除率随着时间的增加增大，两者呈线性关系；当t=5时，BOD5的去除率为9096；当t≥5时，随着时间的增加，BOD5的去除率变化不大。由此可知，要想达到最佳去除率，污水在人工湿地系统中停留4"--5d为宜。由图4．27可知，当t=5时，出水中BODs浓度为8．5mg：L。(2)迸、出水BOD5浓度相关性分析湿地系统选用砾石为填料，所以体积去除速率常数K取0．86；湿地系统试验设计的进水流量Q为O．5m3／d。由公式(4-13)可推出，污水在不同水力停留时间t下，进、出水BOD5浓度变化关系(如表4-17)；以及在不同进水负荷情况下，BOD5去除率的变化规律(如表4一17)。／、J＼凹皇、一，．曼U型蠖占o∞*制表4．17迸水浓度与BOD5去除率的关系Tab．4—17TherelationshipofintowaterconcentrationandBOD5removalrate时间(d)龇浓敷in(W／L)图4．29进、出水BOD5浓度变化关系图图4．30BOD5去除率与进水BOD5浓度关系Fig．4—29TherelationshipdiagramofintoandFig．4—30TherelationshipdiagramofBODsissuewaterBODsconcentrationchangeremovalrateandintowaterBODsconcentration由图4．29、4．30分析可知，出水的BOD5浓度的变化随着进水的BOD5浓度的变化相应的变动，但两者的变化趋势大体一致，考虑到污水的水力停留时间，出70—7● 新型节能生态处理技术水质处理效果分析水的BOD5浓度变化趋势相对于进水总是滞后2"-"3d，并且当进水BODs浓度Ci弋<60mg／L时，BOD5的去除率随污染负荷的增加而增加。从数据来看，当进水BOD5浓度Ci≤60mg／L时，进水的BODs浓度越高其去除率也越大，这是因为进水的浓度越高，湿地床中砾石、植物等的利用率也就越高，单位面积上的污水处理率也就越高。只要不超过湿地床的承污能力，单位面积上的浓度越高，去除率也就越大。4．3．2一级氨氮的降解规律人工湿地去除NI-h-N的机理是通过硝化反应，先将NH4-N氧化成N03"-N，再通过反硝化反应把NOa--N还原成N2并从水中逸出。湿地系统中氨氮降解速率只能通过湿地检测数据进行预计。一级氨氮去除模型表达湿地处理系统中的氨氮转化(硝化以及其他过程)。此模型适用于潜流湿地，背景氨氮的出水浓度很小，可忽略不计。全过程氨氮损失可用如下公式表示：J蛾=K蛾c磷In(孕)：—-Ka—y一‰纱t．．．alv，jq式中％——级氨氮去除速率常数，m／a；‘——每年每平米湿地去除的氨氮量，g／(m2·a)；K洲——一级氨氮去除速率常数，l／d,g——水力负荷率，m／a,卜一水力停留时间，d；Y——经过湿地的距离分数；(1)温度丁对，。Ⅳ的影响⋯(4—15)⋯(4—16)湿地系统试验设计的进水氨氮浓度为46mg／L；系统中不同温度丁下所对应的一级氨氮去除速率常数K删如表4—18所示。由公式(4—15、4—16)可推出，污水在不同一级氨氮去除速率常数‰的情况下，每年每平米湿地去除的氨氮量‰的变化规律，如表4一18所示。71 北京交通大学硕士学位论文●．表4．18温度与‰的关系Tab．4-18TherelationshipoftemperatureandJAn温度T(oC)图4—31J心曲线图Fig．4-31Therelationshipoftemperatureand】黼由图4．31可知，每年每平米湿地去除NH4-N的量随着温度的升高而增大，但是当T>20℃时，随着温度升高每年每平米湿地去除NH4．N的量会迅速降低。这可能是由于温度过高微生物的活性降低。所以当温度T=20℃时，氨氮去除量最大，J心r=89．79／(m2·a)。(2)污染物流经湿地的距离分数Y对氨氮去除率的影响湿地系统试验设计的进水氨氮浓度为46mg／L；由表4-15可知，在T=20℃时，K。Ⅳ为1．95m／a；取水力负荷率q为3．65m／a。假定水力停留时间为5d时，污水流经湿地系统不同距离处的氨氮去除率，如表4-19所示。 效果分析3、、laO吕Vd瑙避城膝表4．19污染物流经湿地的距离分数与氨氦去除率的关系Tab．4-19Therelationshipofpollutantsthroughwetlands’diatancescoreandammomanitrogenremovalrate图4．32不同断面上氨氮浓度变化图4．33不同断面上氨氮去除率变化图图Fig．4-32ThechangediagramofammomaFig．4·33hechangediagramofammomanitrogenconcentrationondifferentsectionnitrogenremovalrateondifferentsection从图4-32、4—33可以看出，污水沿着湿地流动过程中污染物氨氮呈线性关系逐步降解，同时污染物氨氮的去除率也不断上升。当污水流到湿地系统的出水口时，氨氮浓度大约为26mg／L，氨氮的去除率达到43％。此模型适用于进水氨氮浓度不是很高的情况下，这就对预处理构筑物的要求较高。4．3．3SS的去除规律污水在湿地床内流动时，与其中的各种净化因子接触，通过湿地中基质、植物与微生物的物理、化学以及生物三者协同作用，随着距离的迁移，污水中的污染物逐渐被净化去除。 北京交通大学硕士学位论文假设在同一断面上的所有各点的其他条件保持不变，仅以SS沿湿地床的迁移距离为变量，则SS在湿地床内的动态变化可以用一级去除动力模型来进行描述，则TSS在湿地床内沿程动态变化计算模型式如下：工(Q／Co)=墨r+墨三+玛⋯(4-17)式中C0叫S的初始浓度，mg／L；C，——距湿地进水端L处的SS浓度，mg／L；三——监测点距离与湿地床长度百分比数，O≤L≤100；K、丘、墨——降解系数(与湿地床结构、种植植物、来水流量、湿地床基质孔隙度等多种因素相关)；以垂直流人工湿地为例，取墨=2．976x10一，K2=-4．316，K3=0得到SS在复合垂直流人工湿地中沿程动态变化模型如下：cL=Coexp(2．976x10qr一0．04316L)⋯(4—18)以各点SS的C与湿地进水浓度c0的比值C，／Co为纵坐标，以各监测点至湿地进水端的距离与湿地床总长度的百分比值(％)为横坐标，得出SS在湿地床内的变化趋势，见图4-26。污水流程百分比(％)图4．34SS在湿地床内沿程变化趋势Fig．4—34ThechangetrendofSSalongwetlandbed从图4-34中可看出SS的降低主要是发生在湿地下行流池的上层区域，在开始阶段污水中SS的去除速率较快，随着污水在人工湿地基质内迁移距离的延长，去除速率逐渐减少。SS的去除主要是基质过滤、沉积和吸附等物理作用的结果，因此湿地距离的延长可看作是污染物质停留时间的增加，有利于颗粒物的过滤、沉降和被吸附。4．4小结本节利用污染物降解数学模型对该系统工艺的污水处理效果进行分析和优74 新型节能生态处理技术水质处理效果分析化，提出影响系统正常运行的主要因子及该工艺在不同情况下运行的边界条件，如表4．20所示。运用超深厌氧塘污染物降解的数学模型分析不同因子(水力停留时间、温度、有机负荷)对污染物去除效果的影响，进而得知超深厌氧塘在不同情况下运行的边界条件。当水力停留时间t=6d，水温T音20℃时，塘体对COD、BOD5、SS的去除率分别为84．5％、48．4％、85％；出水COD浓度为41．27mg／L，达到《污水综合排放标准》(GB8978．1996)中其他排污单位的一级标准。当水力停留时间t=2d，水温T=6℃(以冬季最不利条件考虑)时，塘体对COD、BOD5、SS的去除率分别为56．6％、16．4％、58％；出水污染物浓度如表4．20所示。影响曝气池污染物去除率的主要因素是有机负荷F／M。当有机负荷F／M=2mg／L，T_20℃时，曝气池对COD、BOD5、NH4-N的去除率分别为75．21％、52．1％、75％。当水温有机负荷F／M=4mg／L，T=6℃(以冬季最不利条件考虑)时，曝气池出水COD、BOD5、NH4-N的浓度分别为40．6mg／L、75．62mg／L、16．56mg／L，除COD外，其余均未达到排放标准。人工湿地作为该工艺的最后一个构筑物，对污染物的去除效果主要受水力停留时间和温度的影响。当水力停留时间t=Sd，水温T=20℃时，湿地系统对COD、BOD5、NH4-N、SS的去除率分别为90％、90％、43％、78％；系统出水污染物浓度均达到达到《污水综合排放标准》(GB8978—1996)中其他排污单位的一级标准。当水力停留时间t=ld，水温T=6℃(以冬季最不利条件考虑)时，系统出水中COD、BOD5、NH4-N、SS浓度分别为5．52mg／L、16．64mg／L、13．2mg／L、15．71mg／L，达到污染物排放标准。75 北京交通大学硕士学位论文表4．20节能型污水处理系统在不同情况下运行的边界条件Tab．4-20Theboundaryconditionsofenergy—savingwastewatertreatmentsystemsoperatingindifferentsituations罂最差条件2d6℃一一器11≯11％銎SS81．4858％瞬‘：COD41．2784．5％磊最佳条件6d20℃一一器7嚣94竺SS29．185％CoD40．664．98％。。最差条件一6"C43啪58黑篙3黧n矗‘⋯1‘’⋯—。⋯’=SS29．1一，coD10．‘2375．21％油。⋯。⋯⋯一‘’。”最佳条件一20℃23啪56黑誓等5=SS29．1一CoD5．5286．4％人最差条件1d6℃一一器甚等2纛工SS15．7146％湿COD1．02390％地最佳条件5d20"C一一黑毫．等戮SS6．478％CoD<100执行标准：《污水综合排放标准》(GB8978—1996)中BOD5<20其他排污单位的一级标准NHt-N<1576户i～ 怀柔试验基地人工湿地处理系统综合效益评价模型5怀柔试验基地人工湿地处理系统综合效益评价模型怀柔试验基地人工湿地处理系统以处理污水为主要目的，处理与利用污水相结合，具有一定的经济效益、社会效益和生态环境效益。但是它不同于其他生态经济系统，该系统短期的直接经济效益不明显，长远的生态环境效益显著，尤其是处理污水产生的社会效益极为显著。为了从整体和系统的角度对人工湿地处理系统综合效益进行分析，这里运用层次分析法和模糊数方法进行研究，提出了一套以定量为主，定性与定量相结合的评价指标和方法【65】。5．1评价指标人工湿地处理系统综合效益包括经济、生态和社会三个方面，是三大效益的高度统一。在评价时，运用系统分析方法，从污水处理效果、经济合理性、生态效益、运行管理四方面来反映人工湿地处理系统的综合效益，并将这四个准则分解为12个具体指标，形成一个具有3个层级12个具体指标的指标体系，如图5．1所示。图5-1湿地处理系统综合效益评价指标体系Fig．5—1Comprehensivebenefitsevaluationindexsystemofwetlandtreatmentsystem水质综合指标包括pH值、SS、DO、BOD5、COD；营养指标有TN、TP、N02—N、N03刊、NH4L-N；卫生指标包括细菌总数和大肠杆菌数；以上三种指标从不同侧面反映了污水处理的效果。经济合理性由基建费用、运转费用、直接经济效益和日处理污水量来反映。 北京交通大学硕士学位论文5．2综合效益分析5．2．1建立递阶层次结构建立递阶结构是层次分析的重要步骤。最高层是分析的总目标，即目标层，本研究的目标即为人工湿地处理系统综合效益；中间为判断目标实现程度的准则层，即污水处理效果、经济合理性、环境生态效益、运行管理四个准则；最下层是具体体现准则的指标层，即12个具体指标。5．2．2确定指标权重5．2．2．1构造两两比较判断矩阵计算单一准则下各指标的单权重。假设准则Ak(k_l、2、3、4)的总权重为ak，下层指标中与Ak相关联指标有r个(r<12)，记为BI(k)，B2(k)，⋯，Br(k)。这时把隶属于准则层Ak的指标进行两两比较。比较一般采用1～9标度法。l、3、5、7、9分别表示两个元素相比，一个比另一个同等、稍微、明显、强烈、极为重要，2、4、6、8为相邻段的中值。得到比较判断矩阵B。B=(％)疗×万；其中％=1／％，玩=1⋯(5．1)隶属于污水处理效果(A1)的指标有3个，水质综合指标(B1)、水质营养指标(B2)、水质卫生指标(B3)。Bl、B2、B3两两比较后得出比较判断矩阵：(4一B)=巨有了判断矩阵后，利用方根法计算其最大特征值‰及相应的标准化特征向量：形@’=(6f¨，醚¨，⋯，邵”)2⋯(5-3)满足条件(4一B)形‘七’=k形‘舫⋯(5．4)得到特征向量形(七’经正规化后，即为指标E(f=1，2，⋯，12)在准则4下的权重研¨，噬扪，⋯，E扪。取丸搬和咒的相对误差作为比较矩阵的一致性指数：CR=争焉⋯(5-5)m一1)彤⋯V叫2