污水除磷（通用9篇）
污水除磷 篇1
本市城市污水水质为:COD为120 mg/L～360 mg/L, TP约为9.5 mg/L, pH值为7.5, 浊度为65 NTU～80 NTU, 氨氮为78 mg/L。经曝气生物滤池处理后, COD, pH和氨氮均达到污水回用一级A标准, 即COD<50 mg/L, pH为6.5～8.5, 氨氮小于5 mg/L。但由于其工艺的局限性, 生成的污泥量比较少, 不能排出大量的含磷污泥, 对总磷的去除率不高, 约为30%～60%, 经过曝气生物滤池处理的城市污水中磷的含量很难达到污水排放一级A标准, 这制约了曝气生物滤池在污水回用中的应用。为此BAF工艺后接硫酸亚铁混凝除磷联合工艺, 通过进行烧杯试验和动态试验, 考察了硫酸亚铁除磷的最佳条件、投加量和对磷的去除率, 为硫酸亚铁絮凝法在污水回用中的应用提供试验数据。
1 试验器材及方法
1.1 试验水质
本试验采用曝气生物滤池的出水作为试验用水, 其COD为19.5 mg/L～42.2 mg/L, 氨氮小于5 mg/L, pH为7.1～7.5, 均达到污水排放一级A标准, TP为3.8 mg/L～6.5 mg/L, 浊度为1 NTU～2 NTU, 需要进一步处理。
1.2 试验药剂与仪器
1.2.1 试验药剂
絮凝剂:硫酸亚铁 (分析纯) ;助凝剂:聚丙烯酰胺 (PAM) ;pH调节剂:Ca (OH) 2;测定指标所用试剂:过硫酸钾, 抗坏血酸, 钼酸铵, 酒石酸锑钾, 磷酸二氢钾, 浓硫酸。
试验中所用试剂均为分析纯。
1.2.2 试验仪器
北京永光明101-1ABS电热鼓风干燥箱, JH721可见分光光度计, LIDA pH计, HH-6型化学耗氧量测定仪, WGZ-20散射光浊度仪, JJ-4六连电动搅拌器。
1.2.3 试验内容及方法
首先采用烧杯试验, 每次取水样500 mL, 用Ca (OH) 2调节pH到适当值, 加入硫酸亚铁和PAM后先快速搅拌1 min (280 r/min) , 使其充分混合, 再慢速搅拌10 min (150 r/min) , 静置30 min后, 取上清液。测定其TP和pH值。然后在动态试验中曝气生物滤池二级出水流量为5 L/h;将Ca (OH) 2和FeSO4均配成1 g/L的溶液, 流量为300 mL/h, 实际投加量为60 mg/L;将PAM配成0.8 g/L的溶液, 流量为125 mL/h, 实际投加量为20 mg/L;连续监测10 h, 每隔2 h取一次水样, 测定其TP, pH值, COD和浊度。
试验流程见图1。
1.3 分析指标和分析方法
CODCr:重铬酸钾法;pH:LIDA pH计测定;浊度:WGZ-20散射光浊度仪测定;TP:过硫酸钾消解法。
2 试验结果
2.1 硫酸亚铁最适宜pH值及Ca (OH) 2投加量的确定
取500 mL曝气生物滤池二级出水水样5个, 分别加入0 mg, 10 mg, 20 mg, 30 mg, 40 mg Ca (OH) 2调节其pH值, 然后分别加入50 mg FeSO4和10 mg PAM, 先快速搅拌1 min (280 r/min) , 使其充分混合, 再慢速搅拌10 min (150 r/min) , 静置30 min后, 取上清液。
测定结果见图2, 图3。
试验观察到在水样1, 2中几乎没有沉淀产生, 水样非常浑浊。在水样4, 5中杯底沉淀物很多, 且絮体沉降速度很快, 沉降性能好, 颜色很浅。图3还表明水样4, 5中TP去除率较高, 总磷含量小于0.5。从图2还能得出, 投加FeSO4后, 水样的pH值均有下降, 但下降幅度不大。这是由于FeSO4呈弱酸性造成的。但是水样5由于投加Ca (OH) 2过多, 使pH太高, 出水pH增大, 不能满足污水排放一级A标准对pH的要求。所以试验确定硫酸亚铁絮凝除磷的最佳pH为9.3左右, Ca (OH) 2投加量为60 mg/L, 既满足硫酸亚铁絮凝要求, 又保证出水pH达标。
2.2 硫酸亚铁最佳投加量的确定
取500 mL曝气生物滤池二级出水水样7个, 加入30 mg的Ca (OH) 2将pH值调至9.3左右, 分别加入0 mg, 15 mg, 20 mg, 25 mg, 30 mg, 35 mg, 40 mg FeSO4, 再加入10 mg PAM, 先快速搅拌1 min (280 r/min) , 使其充分混合, 再慢速搅拌10 min (150 r/min) , 静置30 min后, 测定上清液的TP和pH值, 结果见图4。
结果表明:随着FeSO4投加量增加, 总磷去除率逐渐提高, 当FeSO4投加量为60 mg/L时, 总磷去除率最高, 此后FeSO4投加量继续增加, 总磷去除率变化不大。考虑总磷去除率、铁离子的残余量及经济性, 确定FeSO4的最佳投加量为60 mg/L。
2.3 硫酸亚铁在曝气生物滤池二级出水回用中的动态试验
Ca (OH) 2, FeSO4和PAM实际投加量分别为60 mg/L, 60 mg/L, 20 mg/L。连续检测10 h, 每隔2 h取一次水样, 取曝气生物滤池二级出水和过滤柱出水各500 mL, 测其总磷、pH值、COD和浊度。结果见表1, 图5。
结果表明:在曝气生物滤池运行稳定时, 出水总磷稳定在3.9 mg/L～6.2 mg/L之间, 连续投加混凝剂, 当硫酸亚铁投加量控制在60 mg/L左右时, 总磷的去除率比较稳定, 约为94%, 出水水质可达到要求。
3 结语
通过本次试验, 可以得出以下结论:1) 硫酸亚铁絮凝法去除曝气生物滤池出水中总磷的最佳条件为:投加60 mg/L Ca (OH) 2, 将pH值调至9.3左右, 然后投加分析纯硫酸亚铁60 mg/L和PAM 20 mg/L, 在此条件下, 可以使出水TP降至0.5 mg/L以下, 去除率达到94%, 效果稳定。pH, COD和浊度均达到污水排放一级A标准。2) 硫酸亚铁絮凝法可以解决曝气生物滤池对磷去除率不高的问题, 两者的结合使城市污水回用具有了技术上的可行性。3) 硫酸亚铁絮凝除磷能达到明显的除磷效果, 去除率达94%, 效果稳定, 且都在0.5 mg/L以下。投加硫酸亚铁对COD影响不明显。
摘要：采用化学絮凝的方法, 对硫酸亚铁在城市污水回用中的最佳条件进行了研究, 结果表明, 当pH值调到9.3时, 分析纯的硫酸亚铁投加量为60 mg/L, 投加足量PAM时, 可将总磷降至0.28 mg/L, 去除率达94%, pH为8.3, COD为20.2 mg/L, 浊度为0.8 NTU, 达到污水排放一级A标准。
关键词：城市污水,硫酸亚铁,除磷,化学絮凝法
参考文献
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污水除磷 篇2
污水除磷技术的研究进展
摘要：水体中氮磷的`累积是引起水体富营养化的主要原因之一.富营养化污染是目前世界各国面临的重大环境问题.造成湖泊富营养化的限制性物质主要是磷.因此,除磷技术的研究和应用就显得十分重要.除磷技术效果比较好、应用比较多的是生物除磷技术和化学除磷技术,两种技术各有优缺点,除磷技术的发展方向是生物除磷和化学除磷的联合使用.作 者：罗肖肖 陶禹传 Luo Xiaoxiao Tao Yuchuan 作者单位：广东省冶金建筑设计研究院,广东,广州,510080期 刊：广东化工 Journal：GUANGDONG CHEMICAL INDUSTRY年，卷(期)：,37(5)分类号：X5关键词：富营养化 除磷 化学沉淀
污水的生物除磷技术 篇3
随着人类活动的不断增加, 水体氮磷的污染日益严重, 大量富含氮磷的生活污水、工业废水和含农药、化肥的农田径流排入水体, 造成水体富营养化。根据调查, 我国已趋富营养化的湖泊达92%。按国际上总氮 (0.2mg·L-1) 和总磷 (0.02mg·L-1) 浓度作为湖泊富营养化的指标[1], 所调查的湖泊中, 多数湖泊总氮浓度一般高出5~12.5倍, 总磷高出10~50倍[2]。因此对水体中磷的去除已是迫在眉睫。
1. 现代污水除磷技术
现代污水除磷从技术上说, 除磷方法可以分为物理化学处理法和生物处理法两大类。其中, 物理化学除磷法包括结晶法、化学凝聚法、吸附法、离子交换法等[3]。生物除磷法有A/O工艺、A2/O工艺、P h o s t r i p工艺、B a r d e n p h o工艺、Phoredox工艺等。
化学除磷法除磷效率较高, 一般可达75%~85%, 且比较稳定可靠, 但有两点不利: (1) 加入沉淀剂使污泥体积增加, 而且这种污泥含有化学药剂, 因此它的处置也较困难。而由于投加化学药剂, 水中的盐含量大大增加。 (2) 因为该法需要一套贮药、溶药、投药设备, 日常药剂的消耗量是可观的, 因此增加了投资和运行费用。生物除磷法具有节约能源, 运行费用较低, 不造成二次污染, 除磷效率高等诸多优点, 目前许多国家已在使用此技术。
2. 生物除磷法
生物除磷法[4]是根据Luxury up take现象而进行的除磷方法和手段。自1955年后, 人们发现某些在厌氧条件下释放磷的微生物能够进一步在好氧条件下过量吸收废水中的磷, 在此基础上逐渐发展的生物除磷方法称为生物过量磷去除法, 简称生物除磷法。
2.1 A/O (Anaerobic/Oxic) 法
迄今为止, 最为简单的生物除磷工艺是A/O工艺, A/O法工艺中, 先使含有某些微生物种群的污水进入A/O法的A段, 使其处于厌氧或兼氧环境中, 这类微生物便吸收污水中的乙酸、甲酸及乙醇等极易生物降解的有机物质, 贮存在体内作为营养源, 同时积存于体内的多聚磷酸盐就会分解成可溶性的单磷酸盐并释放到水体中去, 从而达到将体内磷充分排出的目的。按工艺流程污水接着进入A/O法的O段 (p H应控制在7~8之间) , 微生物处于好氧环境, 此时微生物将体内贮存的有机物氧化分解, 同时吸收污水中大量可溶性磷酸盐, 并在体内合成多聚磷酸盐而积累起来。随后, 挟带大量体内富含磷的微生物菌胶团 (俗称活性污泥) 的污水进入二沉池沉降下来, 在这些微生物还没来得及分解释放磷时, 池底的含磷污泥一部分就以剩余污泥的形式排出作为肥料, 另一部分则回流至A段处于厌氧或兼氧环境中, 重新进入新一轮的放磷与聚磷的生理循环过程。其除磷效率能达到75%, 很难再提高。
2.2 A2/O (Anaerobic-Anoxic/Oxic) 法
A2/O工艺相对于前面提到的A/O工艺, 因为增加了缺氧处理阶段将除磷与脱氮相结合, 不仅节省了脱氮对碳源的需要而且缩小了曝气区的体积, 节省了能源, 并且有望降低产生的剩余富磷污泥量。因此, A2/O法比A/O法具有更好的实用性。
2.3 Phostrip法
Phostrip工艺作为侧流除磷工艺的代表, 把生物和化学除磷法结合起来, 其工艺流程及运行参数如图:
该工艺中主流部分为常规的活性污泥曝气池, 回流污泥的一部分 (约为进水流量的10%~20%) 被分流到专门的厌氧池, 污泥在厌氧池中通常停留8~12 h, 聚磷菌则在厌氧池中进行磷的释放, 脱磷后的污泥回流到曝气池中继续吸磷。含磷上清液进入化学沉淀池, 然后用石灰进行处理, 沉淀去除磷, 石灰剂量取决于废水的碱度。除磷过程在污泥回流路径上完成。Phostrip工艺的优点是与单纯的化学除磷工艺相比, 大大地减少了药剂的投加量和化学污泥量。该法除磷效率可达90%以上, 出水总磷浓度可低于1 mg·L-1, 而且不太受进水BOD浓度影响。
2.4 Bardenpho法
人们发现, 如果反硝化很彻底会产生明显的除磷效果。为了更好地除磷, 要求厌氧池的容积比反硝化所需的容积大, 使厌氧池能有一部分确保无离子态的氧, 为磷的释放创造条件。另外, 如果将污水进水与回流污泥在一级厌氧池内混合, 对除磷效果会有明显的改善。Bardenpho工艺涵盖了二级缺氧及好氧过程, 具有较好的脱磷效果, 但工艺流程长、构筑物多是该法的一大缺点, 其工艺流程及运行参数如图:
2.5 Phoredox法
Phoredox工艺是Barnard为了提高除磷效果而对Bardenpho工艺做的一个改进。流程图如下:
它在第一缺氧区前加了一个厌氧发酵区。此工艺一般在低负荷条件下运行。原污水或初沉池出水与回流污泥在厌氧池混合。在第一缺氧池进行反硝化使硝态氮还原为氮气, 而BOD5去除、氨氮氧化和磷的吸收都是在第一好氧池完成。第二缺氧池则提供了足够的停留时间, 通过混合液内源呼吸进一步去除残余的硝态氮。厌氧区会发生反硝化作用, 反硝化菌将和除磷菌争夺有机物, 从而影响除磷效率。
南非的Capetown大学开发的UCT工艺, 把污泥回流到缺氧区, 克服了这一缺点, 维持了较好的除磷效果。
UCT工艺是目前各国应用最广泛的生物除磷工艺。除UCT, MUCT外, 还有VIP工艺和JHB工艺, 均是由A2/O工艺演变而来。另外, 还有通过对曝气供氧的控制在空间和时间上形成厌氧与缺氧环境的氧化沟工艺和SBR工艺。流程图如下:
3. 污水生物除磷技术的影响因素
影响污水生物除磷的因素很多, 而且非常复杂, 考虑到工艺的运行与处理效果可以归纳为以下4方面:一是除磷系统内的微生物群体平衡因素, 主要为除磷系统内的D O、硝酸盐、碳源、污泥糖类物质含量等;二是城市污水的水质, 主要为基质的可利用性及其特征;三是环境因子, 主要为环境的p H、温度等;四是工艺的运行参数和运行方式, 主要为泥龄、污泥处理过程中厌氧污泥停留时间等[5]。
4. 结语
随着时代的发展, 污水除磷技术也在不断地进步, 可以根据不同的条件, 合理选择不同的除磷方法, 以期达到最好的效果。当前, 为了实现磷的可持续发展, 有必要从现在起研发从污水或污泥中分离磷的技术, 最大限度地实现污水磷回收[6]。无论是应用广泛的化学沉淀法、生物处理法, 还是日益受到重视的吸附法和结晶法, 都存在各自的弊端, 因此, 还需进一步加强对除磷技术的基础研究, 研制开发适合我国国情的新型除磷工艺。
参考文献
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城市污水脱氮除磷中的化学问题 篇4
城市污水脱氮除磷中的化学问题
摘要：简述了污水中氮磷的`来源、存在形式及危害,城市污水生物脱氮除磷基本原理.围绕生物脱氮除磷的化学原理,针对生物脱氮除磷工艺对pH值要求、污泥龄控制、碳源投加及脱氮新工艺进行了探讨.作 者：刘阳 白莹 周娜 作者单位：沈阳市仙女河污水处理厂,沈阳,110141 期 刊：环境保护科学 ISTIC Journal：ENVIRONMENTAL PROTECTION SCIENCE 年，卷(期)：, 34(3) 分类号：X7 关键词：脱氮除磷 城市污水 化学问题
污水生物脱氮除磷工艺 篇5
1 污水生物脱氮除磷的机理
1.1 生物脱氮机理
生物脱氮是通过硝化和反硝两个过程实现的。硝化作用通常被定义为由氨到硝酸的生物氧化过程, 硝化是化能自养过程, 一般分为两步进行, 第一步由亚硝酸细菌将氨氮转化为亚硝酸盐 (NO2-) , 这一过程称为氨化作用, 这是有机氮转化为氨的生物转化形式, 是矿化有机氮的第一步。第二步由硝酸细菌进一步将亚硝酸盐氧化成硝酸盐 (NO3-) 。这两类细菌统称为硝化细菌, 它们利用无机碳化物加CO32-、HCO3-和CO2作为碳源, 从NH3、NH4+或NO2-的氧化反应中获得能量。
1.2 生物除磷机理
目前普遍认可的生物除磷理论是“聚合磷酸盐 (Poly-P) 累积微生物”-PAO (Poly-phosphate Accumulating Organisms) 的摄磷释磷原理。该类微生物均属异养型细菌, 现已报道的种类包括:不动杆菌属、肠杆菌属、着色菌属、脱氮微球菌属等。在厌氧条件下, 聚磷菌消耗糖元, 将胞内的聚磷 (Poly-P) 水解为正磷酸盐释放到胞外, 并从中获得能量, 同时将环境中的有机碳源 (挥发性脂肪酸VAF) 以胞内碳源存贮物 (主要为PHB聚-β-羟基丁酸) 的形式贮存。在好氧条件下, 聚磷菌以O2为电子受体, 演化胞内贮存的PHB及利用产生的能量过量地从环境中摄磷, 以聚磷酸高能键的形式存贮。通过排放高磷剩余污泥实现去除磷的目的。
2 脱氮除磷工艺
从生物脱氮除磷的机理分析来看, 生物脱氮除磷工艺基本上包括厌氧、缺氧、好氧三种状态。最初的脱氮和除磷是在不同的生物处理工艺中实现的, 而脱氮除磷组合工艺也是前人在不断深入研究脱氮工艺中意外发现的。1932年Wuhrman利用内源反硝化机理开发了后置反硝化工艺, 这为以后的脱氮除磷工艺的发展奠定了基础。20世纪60年代, Luclzack和Ettinger首次提出前置的反硝化工艺, 20世纪70年代, Barnard在Luclzack和Ettinger的基础上提出了改进型工艺, 即A/O工艺。在进一步研究中发现当前置反硝化池内存在厌氧区时, 系统兼有明显的除磷功能, 于是Barnard又提出了能同时实现脱氮除磷的Phoredox (即五段Bardenpho) 工艺。在该工艺基础上取消第二级缺氧、好氧池, 形成了目前城市污水处理厂运用普遍的A2/O工艺。此后, 脱氮除磷被统一在一个系统中, 简化了污水处理的操作, 同时也提高了处理效率。
2.1 AB法
AB法污水处理工艺是一种新型两段生物处理工艺, 是吸附生物降解法的简称。该工艺将高负荷法和两段活性污泥法充分结合起来, 不设初沉池, A、B两段严格分开, 形成各自的特征菌群, 这样既充分利用了上述两种工艺的优点, 同时也克服了两者的缺点。所以AB法工艺具有较传统活性污泥法高的BOD、COD、SS、磷和氨氮的去除率。但AB法工艺不具备深度脱氮除磷的条件, 对氮、磷的去除量有限, 出水中含有大量的营养物质, 容易引起水体的富营养化。
AB法工艺对氮、磷的去除以A段的吸附去除为主。污水中的部分有机氮和磷以不溶解态存在, 在A段生物吸附絮凝的作用下通过沉淀转移到固相中, 同时生物同化也可以去除一部分以溶解态存在的氮和磷。剩余的磷进入B段用于B段的微生物的合成而得到进一步去除。这样AB法工艺整体显示出了比传统活性污泥法高的氮、磷的去除效果。
但是AB法由于自身组成上的特点, 决定了其对氮、磷的去除量是有限的。
2.2 A2/O法
A2/O法即厌氧-缺氧-好氧活性污泥法。污水在流经厌氧、缺氧、好氧三个不同功能分区的过程中, 在不同微生物菌群的作用下, 使污水中的有机物、N、P得到去除。A2/O法是最简单的同步除磷脱氮工艺, 总水力停留时间短, 在厌氧 (缺氧) 、好氧交替运行的条件下, 可抑制丝状菌的繁殖, 克服污泥膨胀, SVI一般小于100, 有利于处理后的污水与污泥分离, 厌氧和缺氧段在运行中只需轻缓搅拌, 运行费用低。由于厌氧、缺氧和好氧三个区域严格分开, 有利于不同微生物菌种的繁殖生长, 因此脱氮除磷效果很好。
2.3 A+A2/O法
A+A2/O法实际上既是AB法的A段加上A2/O。常规AB法对TP的去除率仅为50-70%, TN去除率仅为30-40%, 要想提高去除率, 还必须与生物脱氮除磷工艺相结合, 即采用AB法的A段和A/A/O相结合的工艺。
单纯使用A/A/O工艺, 运行费用会明显升高, 当BOD5/TN比值偏高时, 可全流程运行;当BOD5/TN比值偏低时, A段可停止运行, 污水直接进入A/A/O运行, 可保证出水水质。
A+A2/O法在脱氮除磷方面具有较好的效果, 但磷尚不能完全达标, 且工艺流程较长。
2.4 CASS法
CASS法即循环式活性污泥法, 是最先由美国川森维柔废水处理公司于1975年研究成功并推广应用的废水处理新技术, 目前已在美国、加拿大、澳大利亚等国270多个污水处理厂应用。
CASS法具有以下优点:a.生化反应和沉降是在同一反应池内进行, 没有二沉池, 简化了工艺系统, 节约占地面积, 节省基建投资。废水分批进入反应池, 能缓解水量, 水质波动对系统带来的影响。b.系统在运行过程中历经厌氧、缺氧、好氧阶段, 微生物能同过多种途径代谢, 有机物降解更完全, CODCr去除效果好;同时得到硝化、反硝化和进行生物除磷, 出水NH3-N和磷浓度低。c.在运行过程中存在着COD浓度梯度, 对抑制活性污泥中丝状菌的生长, 对保持良好的污泥性状 (沉降性能和脱水性能) 有重要的作用。d.在运行过程中存在着DO浓度梯度, 污泥产量相对较少, 且污泥是在静止条件下沉降的, 沉降时间短, 沉降效率高。e.CASS池在运行过程中的各个阶段可根据水量、水质进行灵活调节, 出水水质容易得到保证。f.电耗低, 降低了运行费用。自动控制水平较高。
2.5 SBR法
SBR法也是间歇式活性污泥法, 降解有机物, 也属循环式活性污泥法范围, 所不同的主要是好氧活性污泥, 回流到反应池前部的污泥吸附区, 回流污泥中硝酸盐得以反硝化在充分条件下可大量吸附进水中的有机物。因此SBR法与CASS法有很多相似之处。构筑物形式变化不大, 若CASS法不进行活性污泥回流, 基本就是SBR法[2]。
其去除机理如下
a.脱氮是在适当条件下进行的和自然界中氮循环过程相同的过程, 即含氮化合物在氨化菌作用下首先进行氨化, 然后在硝化菌作用下进行硝化, 最后经反硝化菌进行反硝化, 将NO3-N、NO2-N还原为N2进入大气中。
b.除磷是利用聚磷菌能过量地从外部摄取磷并以聚合物形式贮藏于菌体内形成高磷污泥, 从而通过定期除泥而去除磷。
SBR工艺在去除有机物的同时, 可以完成脱氮除磷。从常规测定数据可以得到很好的证实, 只要掌握合理的SBR运行参数, 就会收到更理想的脱氮除磷效果。
结束语
综上所述, 尽管这些新工艺, 开创了多种旨在提高硝化、反硝化反应的功能, 能够使系统中的细菌吸收远远超出其本身生理需要的磷, 使活性污泥处理系统具有良好的脱氮、除磷功能, 但仍然存在着占地面积大、适应温度差、电耗高、管理复杂等缺点, 应用时必须扬长避短, 细细斟酌。
参考文献
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市政污水除磷技术研究进展 篇6
关键词：市政污水,除磷技术,吸附除磷,磷回收
未经妥善处理的污水大量直接排入水体, 使得缓流水体中的氮、磷过量积聚, 造成水体富营养化。随着磷矿资源的不断减少, 污水中的磷已不再是一种污染物而是一种可再利用资源, 因此对污水中磷的回收受到了国内外的广泛关注。
1 污水除磷技术
污水中含磷化合物通常以正磷酸盐、聚磷酸盐以及有机磷的形式存在。在新鲜的原生活污水中, 各类型的磷酸盐分配情况见表1[1]。由于聚合磷酸盐可以在二级生物处理过程中转化为正磷酸盐, 污水除磷中应重点关注正磷酸盐的去除。
1.1 生物除磷方法
生物法除磷主要利用聚磷细菌的“过量”摄磷作用 (干细胞含磷量可达6%~8%, 甚至10%) , 并通过排放剩余污泥来实现生物除磷。根据“过量”摄磷现象, 20世纪70, 80年代Bardenpho工艺、Phoredox工艺、UCT和BCFS工艺、JH B和ISAH工艺、A/O和A2/O工艺、Biodenipho工艺、Unitank工艺以及Phostrip工艺 (侧流生物除磷工艺) 等生物除磷工艺相继开发。除了Unitank工艺外, 其他的生物除磷工艺均需根据进水组分或可能的总氮去除量, 进行辅助投加化学药剂来保证出水的1mg/L的磷排放标准[2]。在进水B OD5在129~183mg/L的情况下, 生物法不能够同时脱氮除磷, 出水中磷的含量在1.2~2.6mg/L范围内, 不能满足国家的标准[3]。新西兰Rotorua污水处理厂采用Bardenpho工艺处理BOD5为155mg/L、TP为7mg/L的生活污水, 其最终出水中的磷含量为1.5mg/L。国内外的大量工程实例表明单一采用生物法除磷是不能满足磷的排放标准的。
生物除磷具有节约能源、运行费用较低、除磷效率高的优点。但生物除磷机理复杂, 稳定性和灵活性较差, 对污水组分的过度依赖, 受污水的酸碱度影响大。在运行过程中产生大量的富磷污泥, 如果这些富磷污泥得不到妥善的处置, 所含的磷又会释放出来, 造成二次污染。此外, 生物法除磷不能满足《废水综合排放标准》 (GB8978-1 9 9 6) 中磷的排放标准, 随着社会的发展, 国家关于磷的排放标准将更加严格, 如北京已采用《北京市水污染物排放标准 (试行) 》, 规定磷的排放标准为0.5mg/L。
1.2 化学除磷方法
由于生物法除磷的出水不能满足日益严格的磷排放标准, 故常用化学法除磷与生物法联合应用于工程。化学除磷的药剂通常包括:石灰、铝盐和铁盐。化学除磷按药剂投加点不同分为前沉析、同步沉析和后沉析三种工艺。周庄古镇地埋式污水处理厂采用的是水解酸化-接触氧化-化学除磷工艺处理生活污水, 在保证出水总磷含量小于1mg/L的情况下, 该厂的药剂费达18068元/年, 污水处理成本为0.645元/m3污水[2]。荷兰的Hardenberg和Katwoude市政污水处理厂分别采用的是UCT工艺和Phoredox工艺再结合后沉析的化学除磷工艺处理生活污水, 其运行结果均满足排放要求, 但是化学法除磷却产生了大量难于脱水的化学污泥, 并随着初始磷含量的增加药剂费用显著增加[3]。
化学除磷法效率较高, 一般可达75%~8 5%, 稳定可靠, 可达到0.5 mg/L的出水标准。污泥在处理处置过程中不会重新释放磷而造成二次污染, 耐冲击负荷的能力也较强。但是化学法运行费用昂贵, 产生大量难脱水的化学污泥, 不能回收磷, 且化学沉淀药剂的价格与能源价格有关。若采用铁盐除磷, 还可能导致出水色度增加, 若将处理的污水回用, 还要考虑出水的离子浓度。化学法除磷的研究应集中在化学絮凝剂的开发和各种絮凝剂的除磷反应机理上, 目前絮凝剂的发展趋势是由低分子到高分子、由单一型到复合型[4]。
1.3 磷酸铵镁结晶法
据Hignett[5]等统计, 世界磷矿资源最多也只能维持400年。磷酸铵镁结晶法作为污水回收磷的一种方法受到了广泛的关注, 当污水的p H值大于7.5并且水中的悬浮性固体含量较低时, 且其中含有较高浓度的溶解磷和铵时, 磷酸铵镁沉淀反应会在污水中自发进行。在污水中以磷酸铵镁沉淀的形式回收磷, 水中的成分必须满足1 (Mg2+) ∶1 (NH4+) ∶1 (PO43-) 的分子比例[6]。
磷酸铵镁含有氮、磷两种营养元素, 是一种很好的缓释肥。但由于Mg2+在土壤中累积效应, 使得磷酸铵镁作为肥料的价值目前仍存在争议。尽管磷酸铵镁结晶法可以同时除去水中的氮、磷且可以回收磷获得副产品, 但该法还存在一定的局限性: (1) 该法要求的反应条件在实际工程中不容易获得并且需要专门的反应设备; (2) 通常市政污水和其他类型的污水都富含铵而镁不足, 需要额外补充镁[7], 且需要用氢氧化钠调节污水的p H值, 成本高; (3) 回收产品的收入达不到回收装置的投资与日常运行费用。因此, 此法并不适用于磷浓度不高的市政污水。
1.4 吸附除磷方法
生物法、化学法以及磷酸铵镁结晶法均不能达到回收磷的目的, 而吸附法除磷在一定程度上弥补了以上方法的不足。吸附法除磷是利用某些多孔或大比表面的固体物质对水中磷酸根离子的吸附亲和力来实现对污水的除磷过程。固液反应过程中的吸附除磷包括固体表面的物理吸附、离子交换形式的化学吸附及固体表面沉积过程, 物理吸附效果取决于吸附剂的多孔性及比表面积, 比表面积越大, 吸附效果越好;化学吸附主要是由于其表面大量Si-O-Si键、Al-O-Al键与具有一定极性的有害分子产生偶极-偶极键的吸附, 或是磷酸根与吸附剂中次生的带正电荷的硅酸铝、硅酸钙和硅酸铁之间形成离子交换或离子对的吸附。
目前, 吸附除磷主要集中在吸附剂的研究上, 包括天然廉价矿物、工业废渣及其改性物以及其他人工合成的高效吸附剂。
(1) 天然廉价矿物吸附除磷研究。
国内外的大量研究表明, 吸附剂的磷吸附容量与材料中Ca、Mg、Al和Fe等金属元素氧化物含量成正相关, 金属氧化物是对磷吸附的主要活性点。无定形非晶态物含量、p H值、材料的比表面积和空隙率、粒度是影响磷吸附容量主要因素, 故吸附剂多选择大比表面积、高钙、镁、铝、铁的天然廉价硅酸盐类矿物和工业废渣。
Aleksandra Drizo[8]等人进行了蛇纹石吸附柱连续吸附除磷试验, 蛇纹石表现出良好的吸附性能, 但吸附时间越长其处理效果变差, 在初始浓度为20mg/L条件下, 经过114天的连续运行, 蛇纹石的吸附容量为1.0mg P/L, 没有达到理论最大吸附容量。
H en gp en g Ye[9]等人考察了坡缕石对150 mg P/L的实验室配水的吸附能力, 获得天然坡缕石的吸附容量为4.4mg P/L, 他们还用2m的盐酸在70℃条件下和在320℃加热条件下对天然坡缕石进行改性, 结果表明:采用酸、热改性的坡缕石的吸附容量达到10.20mg P/g, 且水样中氯离子、硝酸根、碳酸根和硫酸根的存在对磷酸根的吸附影响较小。
袁东海[10]等人研究表明:除高岭土和沸石以外, 其他类型的粘土矿物和粘粒土壤均有较好的磷素吸附净化能力, 蛭石的磷素吸附净化能力最强, 其次为黄褐土、凹凸棒土、蒙脱土和下蜀黄土。
(2) 工业废渣吸附除磷研究。
Aleksandra Drizo等人在实验室配水条件下考察了电弧炉钢渣、高炉渣、转炉污泥、赤泥和粉煤灰等工业废渣对磷的吸附能力, 结果见表2。
综上所述, 天然矿物和工业废渣对水样中的磷酸根具有一定的吸附能力, 研究表明它们对水中的磷酸根有较好的专一吸附性能[16], 饱和吸附剂可回收利用或作为土壤改良剂或缓释磷肥。然而目前国内外学者的吸附除磷研究多以实验室配水为主, 配水样中磷浓度大多在20mg P/L以上, 吸附法由于本身的特点适于污水的深度处理, 而二级生物处理出水的磷含量在3~9 m g P/L范围内, 在今后研究中应将吸附法处理低磷浓度的二级出水作为重点。
2 市政污水除磷的发展趋势
利用吸附-解吸方法, 可达到消除磷污染和回收磷资源的双重目的。吸附法除磷工艺简单, 运行可靠, 可以作为生物除磷法的必要补充, 也可以作为景观水体, 微磷污染水体的除磷手段。但是该法的广泛应用还受以下问题的限制。
(1) 吸附剂的磷吸附容量不够高。
(2) 原水中的SS容易堵塞吸附床。
(3) 饱和吸附剂的再生和处置。
(4) 吸附机理的研究方面远远落后于实践。
依据以上存在的问题, 吸附法的研究重点应体现在: (1) 采用物化改性技术、表面修饰技术探索高吸附容量的、低成本的、易于获得的吸附剂; (2) 饱和吸附剂的高效再生方法和用作土壤改良剂、缓释磷肥的对土壤、植物的影响; (3) 进一步加强对吸附过程机理及反应动力学理论的研究。
3 结语
综上所述, 目前采用最多的除磷方法是生物法、化学法, 以及两者的联合处理方法。但是生物除磷机理复杂, 出水水质不稳定, 受污水组分、温度、酸碱度等对其影响大, 仅采用生物法不能保证出水满足国家标准, 而且生物法除磷与生物脱氮在污泥龄和有机底物之间存在矛盾, 若想同时达到脱氮除磷且符合国家标准是不符合工程实际的。而生物化学法联合使用, 在一定程度上克服了单纯生物法的缺点, 但这种方法不能回收磷资源且药剂费用较高。
城镇污水处理厂化学除磷研究 篇7
1 小试研究
1.1 试验方法
小试试验采用四因素三水平 (34正交表) 正交试验, 取上海城投水集团某污水厂好氧池末段混合液若干, 测定初始TP (total phosphorus, 总磷) ;在反应器中各加1 L水样, 按表1试验条件开展正交试验。反应完成后, 静止沉淀30 min后取上清液检测分析TP, TP浓度测定采用钼酸铵分光光度法, 试验结果见表1。
1.2 试验结果与讨论
对小试试验结果进行直观分析法, 当投加除磷药剂后, 混合液滤液TP浓度均有不同程度的下降, 且均小于1.0 mg/L, TP去除率在41%到99.86%不等, 其中第2、4、6号试验的TP去除率>80%, 第3、8号试验的TP去除率>99%。采用极差分析法分析结果见表2, 各因素对试验结果 (即TP去除率) 影响大小为, 投加量>反应时间>药剂种类。反应时间越长, TP去除效果越高;同样的投加量情况下, 3种除磷药剂效果相当, PFS及复合剂略优于PAC;TP去除率随投加量的增加呈线性趋势增加。极差分析得出, 为取得最好的试验效果, 最佳工况为6.5 h、复合剂、100 mg/L。
2 生产性试验
2.1 生产性试验方法
在上海城投污水公司下属吴淞污水处理厂进行生产性试验, 该厂设计处理规模为4.0万m3/d, 主体工艺为A2O工艺, 设计出水标准为GB 18918—2002二级标准, 生产性试验覆盖全厂总处理规模。加药点分别为反应池曝气起始端、曝气中端两处, 好氧池起始端、终端至好氧池末端的THR分别为6.5 h、3.5 h。考虑到实际生产中磷酸盐沉淀最终在二沉池沉淀去除。因此生产性试验选择具有一定混凝效果的复合剂作为试验药剂。取反应池进水及二沉池出水检测分析TP, TP浓度测定采用钼酸铵分光光度法, 试验结果见表3。
2.2 生产性试验结果与讨论
2.2.1 不同加药点除磷效果比较
曝气前端加药试验从1 d开始投药, 0 d为试验初始情况, 二沉池出水初始TP浓度为2.6 mg/L, 初始TP去除率为67%。开始投药后, 保持全厂主要工艺运行参数保持不变。试验期间, 反应池进水TP为3.9~5.4 mg/L, 二沉池出水浓度在2.4~2.9 mg/L波动, TP去除率在37%~46%波动, 平均值为46%。与初始情况相比, TP去除率未见明显变化, 即在好氧池前端投加除磷药剂强化除磷未见明显效果。曝气中段加药从1 d开始投药, 0 d为试验初始情况, 二沉池出水初始浓度为3.0 mg/L, 初始TP去除率为43%。开始投药后, 保持全厂主要工艺运行参数保持不变。试验期间, 反应池进水TP为2.9~5.8 mg/L, 二沉池出水浓度在0.2~1.3 mg/L波动, TP去除率在74%~95%波动, 平均值达到了87%。试验结果表明, 在好氧池中端投加除磷药剂强化除磷效果明显, 与仅生物除磷相比, TP去除率提高42%。出水TP浓度在试验前的3.0 mg/L降至1.0 mg/L以下。
加药点的选择决定除磷药剂的反应时间, 在同种除磷药剂等量投加的情况下, 小试试验的结果表明反应时间越长, 除磷效果越好。生产性试验的结果却表明, 好氧池中段 (THR=3.5 h) 投药效果明显优于好氧池前段 (THR=6.5 h) 。为进一步研究不同加药点或反应时间对处理效果的影响, 试验中取样分析吴淞污水厂全流程TP浓度的变化规律, 分析结果见图1。吴淞厂工艺流程存在明显的厌氧释磷和好氧吸磷现象, 河海大学刘志刚[3]等对城市污水处理厂磷的形态变化规律的研究, 也得出了类似结论。
吴淞厂溶解性TP浓度的沿程变化规律表明, 在好氧池前端, 溶解性TP的浓度高达5.1 mg/L;在好氧池中段和末端, 溶解性TP浓度仅为2.8 mg/L, 污水中溶解性TP越高, 消耗的除磷药剂越多。同种药剂等量投加, 污水中溶解性TP越低, 越有利于控制出水TP浓度。天津创业环保公司的张健[4]对杭州七格污水处理厂化学除磷工艺的研究也发现, 化学药剂若投加在好氧池前端, 其除磷效果不佳, 若要取得较高的除磷效果, 则须数倍提高加药量。因此, 最佳投药点的选择应以不影响生物除磷效果前提下, 尽量保证较长的反应时间为原则。
2.2.2 化学除磷效果生效与失效分析
图2为除磷药剂除磷效果生效及失效曲线。试验结果显示, 生效时间略大于加药点至取样点THR。但若要取得稳定的除磷效果, 则需要2~3 d的时间。停止投加除磷药剂后, 化学除磷效果失效较快, 一般在停药24 h后化学除磷效果完全失效。
2.2.3 化学除磷对活性污泥性能的影响
生产性试验阶段COD、BOD、氨氮、TN的处理效果均未受到明显影响, 好氧池污泥镜检, 也均未发现明显变化, 使用复合除磷剂的试验, 污泥沉降比有一定的下降。可见, 本次试验中投加的化学除磷药剂对污泥主要菌种, 如异养菌、硝化细菌、聚磷菌活性影响不明显。清华大学候艳玲等[5]通过检测污泥呼吸速率的方法研究化学除磷药剂中三价铁铝对生物系统污泥活性的影响, 其研究结果表明低浓度 (铁铝离子浓度在0.001 mol/L, 折合成本试验用除磷药剂投加量约1 000 mg/L) 三价铁铝对微生物的活性抑制作用不明显。
3 结语
1) 化学除磷各因素对TP效果影响为投加量>反应时间>药剂种类, 其中药剂投加量和反应时间为TP去除效果的显著影响因素。反应时间越长, TP去除效果越高, 但受污水中溶解性TP浓度的影响;TP去除率随药剂投加量的增加呈线性趋势增加。同样的投加量情况下, 3种除磷药剂效果相当, PFS及复合除磷剂略优于PAC, 且复合除磷药剂对改善污泥沉降性能有一定的帮助。
2) 加药点的选择对化学除磷效果有显著影响, 最佳投药点的选择以不影响生物除磷效果为前提, 尽量保证较长的反应时间为原则, 通过监测污水厂溶解性TP沿程变化确定最佳投药点, 一般情况下, 建议设置在好氧池中段附近。本试验中在好氧池中段的位置为最佳投药点, 按40 mg/L左右投加除磷药剂可明显改善污水厂TP效果, 持续投药2~3 d后, 出水TP即能有效控制在1.0 mg/L以下, 停止投加除磷药剂后, 化学除磷效果失效较快, 停药24 h后化学除磷效果完全失效。
3) 化学除磷药剂投加量在40~100 mg/L, 对微生物活性及其他污染物去除效果影响不大。
参考文献
[1]王海军, 王洪铸.富营养化治理应放宽控氮、集中控磷[J].自然科学进展, 2009, 19 (6) :599-603.
[2]金雪标, 俞勇梅, 张翼飞.生物法与化学生物法除磷比较[J].上海师范大学学报:自然科学版, 2002, 31 (1) :78-82.
[3]刘志刚, 虞静静, 李铁, 等.城市污水处理厂磷的形态变化规律研究[J].给水排水, 2011, 37 (2) :50-53.
[4]张健.杭州七格污水处理厂化学除磷工艺探讨[J].中国给水排水, 2010, 26 (21) :145-147.
污水处理中脱氮除磷方法总结 篇8
关键词：脱氮除磷,机理,工艺,城市污水处理厂
工农业的发展, 产生大量污水, 在排入江河湖海前必须进行深度处理, 以满足出水水质的要求。大量的氮和磷进入水体, 超出了水体的自净能力, 导致水体富营养化, 对生态环境及水生生物造成局地达伤害。所以, 在污水进入水体前, 必须去除污水中氮磷.但是许多情况下还不能完美的实现, 以致于造成全球性污染。此外, 如果可以在废水处理过程中回收其中的氮磷, 那么不仅废水处理成本会迅速降低, 而且开创了氮磷的循环利用的新途径, 符合我国可持续发展的基本方针[1]。
1 水体中氮磷的主要来源
我国水体氮磷污染主要来自日常生活污染、农业生产污染及工业生产污染源。生活氮磷污染来自城市人口的排泄物、食品废物和合成洗涤剂。农业生产污染主要是农用化肥大量流失。工业污染主要为食品加工企业、化肥生产企业等工业废水中含有大量氮, 磷化工行业排放含磷废水。此外, 畜禽养殖、水产养殖、旅游、航运等也对流域水体富营养化造成了巨大的压力。
2 生物脱氮原理
现行的脱氮原理主要为以传统活性污泥法为代表的好养生物处理法, 其主要功能是去除污水中呈溶解状态的有机物。生物脱氮主要分为氨化作用、硝化作用、反硝化作用三个过程, 在此过程中, 水中的有机氮先在氨化细菌的作用下转化成氨氮, 然后在硝酸菌的作用下进一步氧化成硝酸盐, 最后在反硝化细菌的作用下被还原成氮气, 从而完成一个完整的脱氮循环过程。
3 生物除磷原理
生物除磷主要利用聚磷菌一类的微生物, 这些细菌能够在好氧时过量地从外部环境提取磷, 并将磷以聚合的有机质形式贮藏在菌体内, 形成高磷污泥, 排除系统外, 从而达到从废水中除磷的效果。一般该类细菌在厌氧时释放出过量摄取的磷, 恢复其代谢磷的能力。
4 脱氮除磷工艺
4.1 AB改进工艺
AB污水处理工艺是一种新型两段生物处理工艺, 即生物吸附-生物降解两段活性污泥法, AB法对BOD、COD、氨氮的去除率高于传统活性污泥法, 但是该工艺深度处理氮磷能力较差, 因此需要对其进行改进, 以达到出水水质要求, 防止由于氮磷处理不充分而导致水体富营养化。主要的改进措施包括增加污泥回流装置, 提高C源利用率;增加其它方式的C源, 充分除去水中氮磷, 改进后的AB工艺适用于大部分污水处理厂, 在我国污水处理厂中应用较为广泛。
4.2 A/O工艺
A/O工艺即厌氧/好氧工艺, 通过聚磷菌在厌氧和好氧的循环实现磷的去除, 是最基本的生物脱氮除磷工艺。设备简单、操作要求较低, 但是传统A/O工艺出水水质较差, 对水质要求苛刻, 无法去除高浓度污水中的氮磷, 近期研究表明, 分段进水A/O工艺可以较好地解决上述缺点, 有效地去除高浓度水中的氮磷, 但其可能会丝状菌污泥膨胀[2], 应用方面还有较多局限性。
4.3 A2/O工艺
A2/O工艺具有较高的有机物去除和脱氮除磷能力, 对于高浓度的工业废水与生活污水处理效果明显, 在北方寒冷的冬季, 依然能正常稳定的工作, 但其对C源要求较高, 脱氮与除磷两者之间的碳源矛盾依旧存在。而在此基础上改进的倒置A2/O工艺采用两点进水, 降低初沉池的停留时间, 进水的碳源有机物增加, 初步解决了C源不足的问题。此外, 该流程还有简洁、投资省、能耗低、整个工艺运行稳定, 抗冲击能力强、管理方便等优点, 非常适合应用于老污水厂改造[3]。
4.4 氧化沟
氧化沟工艺是20世纪50年代初期逐步形成的一种污水处理方式, 通过污水中的硝化反硝化反应进行高效率的脱氮除磷。近些年, 奥贝尔氧化沟 (Orbal) 工艺逐步发展起来, 通过在外沟道中同时进行硝化反硝化反应, 能有效地减少反应设备的数量和尺寸、氧气的供给、大幅度降低碳源的投加, 节省诸多费用[4], 以此达到节约能耗, 低成本运营的目的。
4.5 SBR工艺与SBR变型工艺
SBR工艺即序批式活性污泥法, 该方法工艺流程较为简单, 脱氮除磷效果明显, 适用于大部分常规浓度的污水处理, 且运行方式灵活、可控性较强, 是我国中小型污水处理厂应用最为广泛的工艺之一。但其也存在积利用率低、脱氮除磷效果不稳定等缺点, 这些不足严重限制了SBR工艺的处理能力[5]。基于活性污泥转移改进后的SBR工艺可以较好地避免上述不足, 提高了氮磷去除率, 但其设备改进工艺较为复杂, 尚且无法大面积应用。
此外, 工业脱氮除磷方法还有CAST工艺、OCO工艺、Dephanox工艺、Unitank工艺、百乐卡 (BIOLAK) 工艺等, 但由于各种条件限制及技术制约, 未得到大范围推广使用。
5 结语
随着我国经济的高速发展, 污水量排放量逐年增加, 江河湖库及近海海域普遍受到不同程度污水的污染, 因此, 国家的水环境质量标准日趋严格, 所以污水处理已不能局限于满足排放标准, 更要充分考虑污水的资源化和能源化, 朝着最低的氮磷排放量与有效回收利用处理后的氮磷等可持续污水处理工艺的方向发展。
参考文献
[1]王广伟;邱立平;张守彬废水除磷及磷回收研究进展[期刊论文]-水处理技术2010, 36 (3) [1]王广伟;邱立平;张守彬废水除磷及磷回收研究进展[期刊论文]-水处理技术2010, 36 (3)
[2]单巧利分段进水A/O工艺中试研究2007年8月7日[2]单巧利分段进水A/O工艺中试研究2007年8月7日
[3]黄理辉倒置A2/O工艺生产性试验研究2002[3]黄理辉倒置A2/O工艺生产性试验研究2002
[4]麦松冰奥贝尔氧化沟的工艺改良试验研究2007年8月16日[4]麦松冰奥贝尔氧化沟的工艺改良试验研究2007年8月16日
城市污水脱氮除磷技术研究进展 篇9
关键词：富营养化,脱氮,除磷
水体富营养化是十分棘手的世界性难题, 被学者们称为“生态癌症”[1]。水体富营养化的发生造成水质恶化、水体功能下降、水生生物死亡等灾难性后果。它不仅制约了水资源的可利用性, 而且直接影响人类的健康生存与社会经济的可持续发展, 甚至已经威胁到人们的正常生产和生活[2,3]。引起水体富营养化的根本原因是氮、磷等营养元素的过度排放, 超出了水体的自净能力。
目前, 应用于污水脱氮除磷的方法主要有物理法、化学法和生物法。物理法和化学法过程复杂、成本较高, 容易产生二次污染, 再生方法不完善, 只适合中小水量的污染治理, 难以推广应用。生物法适用范围广, 投资及运转成本低, 操作简单, 无二次污染, 处理后的废水易达标排放, 已成为脱氮除磷常用的处理方法。实践经验表明, 生物脱氮除磷工艺是消除水体富营养化的有效方法, 正在广泛应用于各种污水处理系统之中[4]。
1 生物脱氮技术
传统生物脱氮的原理是污水中的含氮有机物经过异养菌的氨化作用转变为氨氮, 再经过硝化细菌的硝化作用将氨氮转变为亚硝酸盐和硝酸盐。最后经过反硝化细菌的反硝化作用将亚硝酸盐和硝酸盐还原为NO、N2O, 并最终变成氮气, 从而实现氮的去除。
传统生物脱氮工艺是三级活性污泥法。工艺设有曝气池、硝化池、反硝化反应器及各自的沉淀池。这个系统的优点是有机物降解菌、硝化菌、反硝化菌分别在各自反应器内生长繁殖, 环境条件适宜, 而且各自回流在沉淀池分离污泥, 反应速度快而且比较彻底。但该方法处理设备多, 造价高, 管理不够方便。此外还有A/O工艺。该工艺是20世纪80年代初开创的工艺流程, 其主要特点是将反硝化反应器放置在系统之首, 故又称为前置反硝化生物脱氮系统, 这是目前广泛采用的一种脱氮工艺[5]。
近几年来, 水体富营养化的问题促进了脱氮技术的发展。国内外学者进行了大量理论和试验研究, 力求缩短脱氮的转化过程, 并提出一些突破传统理论的的新理论、新方法[6]。
1.1 短程硝化反硝化
1975年, Voets等[7]在研究处理高浓度氨氮废水的过程中, 发现硝化反应过程中亚硝态氮积累的现象, 首次提出了短程硝化反硝化生物脱氮的概念。短程硝化反硝化是在同一个反应器内, 通过抑制硝化菌的生长, 使系统中的亚硝化菌成为优势菌种。首先在有氧条件下, 亚硝酸菌将氨氧化成亚硝酸盐;再在缺氧条件下, 使亚硝酸盐发生反硝化, 生成氮气。
实现短程硝化反硝化的关键在于实现短程硝化, 即在好氧硝化阶段实现NO2-的积累。许多学者对短程硝化反硝化进行了大量研究, 发现NO2-的积累很难实现, 极易被氧化为NO3-[8]。因此寻找各种方法实现在硝化反应过程中NO2-的稳定、大量积累已成为众多学者研究开发的目标。
1.2 同步硝化反硝化
同步硝化反硝化技术 (SND) 是指硝化和反硝化过程在同一个反应器中同时发生, 系统不需要明显的缺氧时间段或缺氧分区而能将总氮去除的技术[9]。同步硝化反硝化在同一个反应器内同时完成, 硝化反应的产物NO3-可直接成为反硝化反应的底物, 反硝化反应中产生的碱度可以补偿硝化反应所消耗的碱度, 维持系统中酸碱相对稳定。如果在同步硝化反硝化过程中实现硝化反应和反硝化反应的动态平衡, 将提高污水脱氮的效率, 降低水处理成本[10]。
1.3 厌氧氨氧化
厌氧氨氧化是指在厌氧条件下, 微生物直接以氨态氮为电子供体, 以亚硝态氮为电子受体, 将氨态氮、亚硝态氮转变为氮气的生物氧化过程[11,12,13]。厌氧氨氧化工艺的特点是在厌氧条件下直接利用NH4+为电子供体, 无需供氧, 无需外加碳源, 无需外加酸碱中和试剂, 能耗降低, 无二次污染, 运行费用较低[14]。因此厌氧氨氧化技术很具有很高的研究价值。目前, 基于厌氧氨氧化的新型生物脱氮工艺有SHARON-ANAMMOX工艺、CANON工艺与OLAND工艺等[15,16,17]。
2 除磷技术
2.1 生物除磷技术
传统生物除磷原理是在厌氧条件下, 聚磷菌消耗糖原, 将胞内的聚合磷水解为正磷酸盐释放到胞外。同时, 对于环境中的醋酸盐或其他挥发性脂肪酸能够充分吸收, 并以生物聚合物 (PHB) 的形式贮存在细胞内。在厌氧条件下PHB的合成伴随着正磷酸盐的释放;在好氧条件下, 细胞内贮存的PHB被聚磷菌氧化, 并以聚磷酸高能键的形式贮存。
通过排放含磷量高的剩余污泥可实现对磷的去除[18,19]。常用的生物除磷方法有A/O法、A2/O法、氧化沟法、SBR法与Phostrip侧流除磷法等[20]。
反硝化生物除磷的机理和传统除磷的机理极为相似[21,22], 其优势菌种为反硝化除磷菌。该类微生物能够利用O2或NO3-作为电子受体进行吸磷, 并以聚合磷酸盐的形式储存在细胞内, 同时NO3-被还原为N2。反硝化除磷有BCFS工艺[23,24]、Dephanox和A2N/SBR[25,26]工艺。反硝化除磷理论的出现可以从根本上解决传统工艺中脱氮过程和除磷过程之间的矛盾, 使高效同步脱氮除磷成为可能。因此, 众多学者对反硝化除磷工艺的开发及稳定运行展开了系统而深入的探索和研究[27]。
2.2 其他除磷技术
化学除磷法包括化学凝聚沉淀法、吸附法、离子交换法与结晶法[28,29]。结晶法是目前研究和应用最多的化学除磷法。主要应用于磷酸盐含量高的污水, 可使磷酸盐与Ca+, OH-反应生成碱性磷酸钙结晶, 从而去除并回收磷。结晶法除磷效率高, 出水水质好, 理论上不产生化学污泥, 没有二次污染, 而且还能回收磷资源, 具有很好的发展前景[30]。
另外, 还有一些组合工艺的除磷方法, 包括生物-化学除磷法[31,32]、人工湿地除磷法[33]、超声波强化生物除磷法[34]等。
3 同步脱氮除磷技术
基于生物脱氮和生物除磷的传统机理, 学者们研发了一系列生物同步脱氮除磷的工艺, 主要有巴颠甫脱氮除磷工艺, A2/O法同步脱氮除磷工艺, 倒置A2/O同步脱氮除磷工艺以及生物转盘同步脱氮除磷技术等。
目前, A2/O工艺是应用最为广泛的生物脱氮除磷工艺。该工艺是在An-O法脱氮工艺的基础上开发的一项同步脱氮除磷工艺。在系统上可以称为最简单的同步脱氮除磷工艺, 总的水力停留时间少于其它工艺, 不易发生污泥膨胀, SVI值一般均小于100。污泥中含磷浓度高, 可回收作为磷肥。运行中不需投药, 两个A段只需轻缓搅拌, 运行费用低。
因氮磷的去除比较复杂, 需要经过硝化、反硝化、释磷和吸磷等多个生化反应。上述每一个过程对微生物的组成、基质类型及环境条件的要求各不相同。因此要在一个系统中同时完成脱氮和除磷过程, 不可避免地产生各过程间的矛盾关系, 如碳源、污泥龄、硝化和反硝化容量、释磷容量和吸磷容量等。这些矛盾使得在同一系统中同时获得氮、磷的高效去除难以实现[35,36]。
因此, 应用传统生物脱氮除磷机理的工艺要解决的根本问题是提供各类微生物适宜的环境, 避免彼此之间的干扰和竞争, 各司其职, 发挥各自最大的作用。为了提高脱氮除磷的效果, 学者们展开了对应用组合工艺实现氮、磷元素的高效去除的研究。A2/0-BAF系统是将活性污泥法和生物膜法的优点有机结合的系统。通过缩短污泥龄的方法, 将硝化作用从中分离出来, 用BAF实现硝化作用。聚磷菌悬浮生长于A2/O活性污泥中, 硝化菌生长在BAF的填料上。聚磷菌和硝化菌的分离, 解决了传统生物脱氮除磷中聚磷菌和硝化菌之间的竞争, 使得各自在最适宜的环境中生长, 这更有利于系统稳定、高效的脱氮除磷。另外, 由于A2/O中没有硝化菌, 所以回流污泥中不含有硝酸盐, 为厌氧段提供了绝对的厌氧环境, 使聚磷菌释磷充分, 从而实现磷的高效去除[37,38]。除了本工艺外还有A2/O-MBR系统, A/O-BAF系统, 改进SBR系统[39]以及一些在生物脱氮除磷基础上增加化学强化除磷的组合工艺。
4 结语
水体富营养化的加剧, 引起了世界各国的广泛关注[40]。生物脱氮及生物除磷的新发现为实现同步高效生物脱氮提供了新的思路, 开拓了新的工艺。但是由于这些工艺对环境条件要求苛刻, 运行调控比较困难, 还需要更加深入和系统的研究。