污水脱氮（共10篇）
污水脱氮 篇1
1 引言
在自然界里, 氮化物是以气态氮 (N2) 、有机体 (动物蛋白、植物蛋白) 、硝酸氨 (NO3-) 、亚硝酸氮 (NO2-) 以及氨态氮 (NH4+、NH3) 形式存在的。在二级处理水中, 氮的化合物则是以氨态氮、亚硝酸氮和硝酸氮的形式存在[1]。如果含过量氮元素的废水未经过脱氮技术处理直接排入江河、湖泊、河流, 容易造成水体富营养化, 引发赤潮、水华等现象。
2 生物脱氮的原理
生物脱氮的原理主要有两方面:氨化与硝化作用和反硝化作用。
2.1 氨化与硝化
在未经处理的生活污水中, 含氮化合物存在的形式有:①有机氮;②氨态氮 (NH3、NH4+) , 一般以前者为主。
2.1.1 氨化作用
氨化反应是指在氨化菌的作用下, 有机氮化合物被分解、转化为氨态氮的过程。本文氨化作用以氨基酸为例, 其反应式为:
2.1.2 硝化作用
硝化作用是指氨态氮在硝化菌存在的作用下被进一步分解氧化。硝化作用分两个阶段进行, 首先在亚硝化菌的作用下, 使氨 (NH4+) 转化为亚硝酸氮, 反应式为:
之后, 亚硝酸氮在硝酸菌的作用下, 进一步转化为硝酸氮, 反应式为[2]:
硝化菌包括亚硝酸菌和硝酸菌两种。硝化菌是光能自养菌, 革兰氏染色阴性, 广泛存活在土壤中。硝化菌生存于好氧环境, 并且需要一定的碱度。进行硝化反应应当保持的各项指标有溶解氧不应低于1mg/L;最适宜的温度是20~30℃;最佳pH范围是8.0~8.4[2]。
2.2 反硝化
反硝化反应式值硝酸氮 (NO3—N) 和亚硝酸氮 (NO2—N) 在反硝化菌的作用下, 被还原为气态氮 (N2) 的过程。
反硝化菌是属于异养型兼性厌氧菌的细菌, 在厌氧条件下, 营厌氧呼吸, 以硝酸氮 (NO3-—N) 为电子受体, 以有机物 (有机碳) 为电子供体。pH值应保持在6.5~7.5;溶解氧应控制在0.5mg/L以下;最适温度是20~40℃。
3 生物脱氮工艺
3.1 活性污泥法脱氮传统工艺
活性污泥法脱氮的传统工艺属于是三级活性污泥法流程, 该工艺包括氨化、硝化、反硝化3项反应过程。
第一阶段曝气池的主要功能为去除BOD、COD, 使有机氮转化, 形成NH3、NH4+, 至此污水处理完成氨化过程, 污水经沉淀后进入消化曝气池。
第二级硝化曝气池里进行硝化反应, 使NH3及NH4+氧化成NO3—N。如前段提到的硝化反应要消耗碱度, 为了防p H值下降, 因此该过程中需要投碱。
第三级为反硝化反应, 即在缺氧环境中, NO3—N被还原为气态N2, 并进入大气中。
3.2 缺氧—好氧活性污泥法脱氮系统
缺氧—好氧活性污泥法, 又名A/O法, 工艺主要特点是将反硝化反应器放置于系统之首, 是目前采用比较广泛的一种脱氮工艺, 它是一种将反硝化生物脱氮系统前置的工艺。工艺流程图如图2
图2所示为分建式缺氧—好氧活性污泥脱氮系统, 即反硝化、硝化与BOD去除分别在两座不同的反应器内进行。硝化反应器内已经充分反应的硝化液一部分经管线回流进入到反硝化反应器, 反硝化反应器内脱氮菌以原废水中的有机物作为碳源、回流液中的硝酸盐的氧为受电体, 进行呼吸和生命活动, 污水中的硝酸盐被还原成气体的氮气 (N2) , 此系统不需要外加碳源[3]。
A/O工艺具有以下几方面的优点。①本工艺硝化曝气池在后, 在这个过程中, 进一步去除反硝化残留的有机污染物, 提高了处理水水质, 而且后面也没有必要建立曝气池;②设内循环系统, 向前置的反硝化池回流硝化液;③在反硝化过程中, 还原1mg硝态氮能产生3.75mg的碱度, 而在硝化反应过程中, 将1mg的NH4—N氧化为NH3-—N, 要消耗7.14mg的碱度, 因此, 在缺氧—好氧系统中, 反硝化反应所产生的碱度可补偿硝化反应消耗碱度的一半左右。因此, 对含氮度不高的废水 (如生活污水、城市污水) 不需要另行投碱以调节pH[3];④本工艺中不需外加碳源;⑤由于流程比较简单, 装置较少, 所以基建费用和运行费用低是A/O工艺的另外一个优点。
运行影响因素与主要参数:该工艺运行的影响因素主要有水力停留时间、循环比、MLSS值、污泥龄、N/MLSS负荷率、进水总氮浓度。实际工程运行中得出, 反应器内的MLSS值一般在3000mg/L以上, 只有高于3000mg/L以上, 才会保证脱氮效率;N/MLSS负荷率应低于0.03g/ (g MLSS·d) , 高于此值脱氮效果将急剧下降;进水总氮浓度应在30mg/L以下, 否则脱氮率将保持在50%以下[4];污泥龄θc取值一般在30d以上;硝化反应与反硝化反应各自进行的时间对污水整体的脱氮效果有较大的影响, 为保证脱氮率在70%—80%以上, 硝化反应时间需要较长, 一般硝化反应时间不应低于6h, 而反硝化反应时间一般在2h内完成;本工艺中的内循环回流是为了向反硝化反应器提供硝态氮, 使其作为反硝化反应的电子受体[5], 运行数据确证循环比一般不应低于200%。
4 结语
污水生物脱氮工艺经历了较长时间的发展和完善, 是较为成熟的污水处理工艺, 传统的生物脱氮工艺具有稳定性强, 处理效率高等特点。而缺氧—好氧活性污泥法脱氮污水处理工艺处理较强的稳定性和高效外, 还易于管理, 具有一定的经济性, 适合广为推广的一种污水处理工艺。
摘要：本文通过生物脱氮原理的简要分析, 详细论述了实践中常用的活性污泥法、缺氧—好氧活性污泥两种脱氮工艺。
关键词：含氮化合物,生物脱氮,硝化,反硝化
参考文献
[1]蒋展鹏.环境工程学 (第二版) .高等教育出版社.2005.
[2]张自杰.排水工程, 中国建筑工业出版社.2000.306.
[3]王晶惠.污水厂抗有毒污染物冲击强化处理技术研究.哈尔滨工业大学硕士论文.2009.6
[4]刘永正.基于生物过滤的亚硝酸盐积累与维持对策研究.济南大学硕士论文.2010.5
[5]徐晓宇.交互式反应器处理南方城市污水的研究与应用.同济大学硕士论文.2007.3
污水脱氮 篇2
结合城镇污水处理厂脱氮除磷改造工程实例,对老氧化沟进行功能区划分、设备改造:增加好氧区溶解氧浓度,降低缺(厌)区溶解氧浓度;同时适当增容,延长氧化沟水力停留时间和污泥泥龄.运行结果表明,系统出水主要指标稳定达到GBl8918--级A标准.
作 者：王斌 朱学红 赵若尘 Wang Bin Zhu Xuehong Zhao Ruochen 作者单位：王斌,朱学红,Wang Bin,Zhu Xuehong(漯河市水务投资有限公司,河南,漯河,46)
赵若尘,Zhao Ruochen(南京市排水管理处江心洲污水处理厂,南京,210019)
污水脱氮 篇3
【摘 要】通过对传统低温生物脱氮技术和同步硝化反硝化生物脱氮技术的原理、研究进展的分析，提出了一种适用于寒冷地区污水处理，基于同步硝化反硝化原理的一体式膜生物反应器低温脱氮处理技术，并分析了其可行性。
【关键词】低温；生物脱氮；膜生物反应器（MBR）；同步硝化反硝化（SND）
温度是影响微生物活性的重要因素之一。采用常规生化法，当水温低于10℃时，生物活性较低，很难保证污水处理的效率[1]。寒冷地区污水生物脱氮处理一直受到处理效果低、出水难以达标等问题的困扰。本文通过对低温生物脱氮技术和同步硝化反硝化（SND）脱氮技术的进展与原理分析，提出了一种基于同步硝化反硝化原理的低温生物脱氮处理技术，并分析了其可行性。
1.低温对生物脱氮的影响机理分析
生物脱氮是指在微生物的作用下将废水中的有机氮和氨氮转化为氮气和硝酸盐的过程。生物脱氮分三步进行：氨化作用、硝化作用和反硝化作用。温度对生物脱氮的影响主要包括硝化反应和反硝化反应两方面。
（1）温度对硝化反应的影响主要体现在温度限制微生物的生长速率。硝化细菌是自养菌，生长缓慢，所需的最小污泥龄几乎要比异养微生物大一个数量级，在低温条件下这种情况变得更加严重。Head等[2]发现，当温度分别由30℃、25℃、20℃迅速降至10℃时，硝化作用率分别下降了82%、71%和58%。因此，要提高低温下的脱氮效果，关键是如何使现有的硝化菌突破温度的禁锢，保证低温条件下硝化细菌具有较大的生物量或者发现新的耐冷硝化菌种。
（2）温度对反硝化反应的影响主要体现在生长速率和DO浓度两方面。低温下反硝化菌受到温度的抑制，生长缓慢。其次，反硝化菌是异养型兼性厌氧细菌，能够进行好氧呼吸，DO浓度过高会影响反硝化反应的正常进行。而DO浓度与温度成反比，温度降低使厌氧系统的DO溶解度增加，不利于厌氧反硝化的进行。Mulkerrins等[3]发现，在8℃环境下的反硝化速率还不到30℃时的1/7。
2.低温生物脱氮的国内外研究进展与现状分析
目前，我国寒冷地区的实际工程一般采用降低污泥负荷、增加污泥回流量和延长SRT等措施进行低温脱氮处理。近年来，生物增效技术和固定化技术也被运用到低温生物脱氮处理中。李亚选等[4]通过在低温环境条件下对活性污泥进行长期驯化培养，筛选出低温高效硝化菌和聚磷菌，并自主开发反应装置，使低温环境条件下污水的总氮去除率达到了60%。
传统的脱氮理论认为脱氮需经硝化和反硝化两个不同的过程。硝化细菌是好氧菌，硝化反应需在好氧条件下进行。反硝化菌是异氧兼性厌氧菌，只有在无分子氧而同时存在NO3-和NO2-的条件下，它们才能够利用这些离子中的氧进行呼吸，使硝酸盐还原。但是近几年的研究表明，硝化和反硝化这两个过程可以在同一反应器内发生[5， 6]，这种现象被称为同步硝化反硝化（ simultaneous nitrification and denitrification， SND）。SND能够有效地保持反应器中pH值稳定，无需外加碳源。硝化和反硝化相结合，通过降低硝态氮浓度可以减少二沉池污泥漂浮。马凯[7]等对SND的影响因素进行了分析，包括溶解氧、微生物絮体结构、氧化还原电位、有机碳源、水力停留时间（HRT）、污泥龄（SRT）、PH等。SND技术的产生为今后污水处理降低投资并简化生物脱氮过程提供了可能性， 在荷兰、德国已有利用SND脱氮工艺的污水处理工厂在运行。
3.MBR利用SND现象提高低温时脱氮效率的可行性分析
与传统脱氮工艺相比，MBR脱氮工艺发展较晚，最早的报导是Y. Suwa等研究者进行的单级分置式膜生物反应器脱氮的小试研究[8]。MBR由于其膜组件的截留作用，可以使反应器内保持很高的污泥浓度和较长，利于生长缓慢的微生物如硝化细菌的截流和增殖，强化了活性污泥的硝化能力，提高了难降解有机物的降解效率，可同时提供好氧，厌氧环境，为SND现象的发生创造了良好的条件。根据硝化与反硝化作用是否在同一反应器内发生，可将MBR脱氮工艺分为两大类：单一反应器间歇曝气MBR脱氮工艺和A/O形式的MBR。第一种工艺类似于传统的A/O工艺，前置反硝化在缺氧条件下运行，含碳有机物的去除、含氮有机物的氧化和氨氮的硝化在好氧条件下运行，以膜代替重力沉淀池进行固液分离。第二种工艺大多使用SBR的运行方式，通过限制曝气和半限制曝气运行方式在时间序列上实现缺氧/好氧的组合并控制每一部分适宜的时间比例，可以得到较好的脱氮效果。大多数研究采用单级间歇曝气，G. T. Seo等[9]采用两级间歇曝气工艺，只在第二反应器中装有膜组件，取得了91.6%的脱氮效果。Gunder等[10]对MBR内的活性污泥进行了测定，得出了随着MLSS的增加，传氧系数逐步降低的结论。这将形成缺氧区，促进反硝化作用。
因此，开发能利用SND现象实现短水力停留时间、高负荷下运行的，具有能耗小，污染物去除效率高、容积负荷大、设备占地省、污泥产率低、抗冲击负荷能力强的MBR工艺，并且通过运行参数的控制使其膜污染现象减轻，对于寒冷地区低温生活污水的处理具有十分重要的意义。对比低温污水生物处理存在的主要问题，MBR用于低温污水处理的可行性分析如下：
（1）常规的生物脱氮工艺中通常利用硝化-反硝化作用实现氮的去除。硝化作用是在好氧条件下进行，为保持构筑物中有足够数量的硝化菌以完成生物硝化作用，在维持较长污泥龄的同时也相应增大了构筑物的容积；此外，絮凝性较差的硝化菌常会被二沉池的出水带出，硝化菌数量的减少影响硝化作用，进而降低了系统的脱氮效率。膜的截留作用使MBR可以获得很长的SRT和很高的污泥浓度，这有利于生长缓慢的微生物如硝化细菌的截留和繁殖，强化了活性污泥的硝化能力，具备了SND现象发生的条件，具有较好的脱氮效果，同时还可提高难降解有机物的降解效率。
（2）经理论分析，MBR中生物去除率随温度降低而降低，但膜的过滤能力却提高，二者相反方向的变化可维持反应器有机物去除率的稳定。
（3）膜的截留作用使反应器内保持很高的污泥浓度，却不消耗能量。相比于传统活性污泥法处理低温污水时所采取的保温、加大污泥回流量等措施，采用费用较高的MBR处理低温污水是经济的。
（4）MBR利用膜组件代替二沉池来实现泥水分离，不需要后续进行污泥沉降，可以不考虑低温对污泥沉降性能的影响。另外，HRT和SRT的完全分离基本消除了MBR中污泥膨胀问题。
【参考文献】
[1]桑义敏，尹炜，何绪文.CASS工艺在处理低温生活污水中的应用研究[J].环境工程，2002，20，（2）：16-18.
[2]M.A.Head，J.A.Oleszkiewicz.Bioaugmentation for nitrification at cold temperatures[J].Water Research，2004，38，（3）：520-523.
[3]Mulkerrins D，Dobson Colleran E.Parameters affecting biological phosphate removal from wastewaters[J].Environmental internatal，2004，30： 249-259.
[4]李亚选，张晓玲，姜安玺等.低温菌去除污染物的研究现状[J].广州环境科学， 2006，21，（2）：14-18.
[5]颜家保，董志军，夏明桂.悬浮填料系统处理炼油废水实验[J].中国给水排水， 2004，20，（10）：46-48.
[6]张小玲，李斌，杨永蛰等.低DO下的短程硝化及同步反硝化[J].中国给水排水， 2004，20，（5）：13-16.
[7]马凯，彭继峰.同步硝化反硝化技术的提出及其影响因素分析[J].安徽建筑工业学院学报（自然科学版），2010，18，（4）：67-71.
[8]Y.Suwa，T.Suzuki，H.Toyohara，T.Yamagishi，Y.Urushigawa.Single stage-single sludge nitrogen removal by an activated sludge process with cross flow filtration[J]. Water Research， 1992，26，（9）：1149-1157.
[9]G.T.Seo，T.S.Lee，B.H.Moon，et al.Two stage intermittent aeration membrane bioreactor for simultaneous organic，nitrogen and phosphorus removal[J].Water Science and Technology，2000，41，（10-11）：217-225.
污水脱氮 篇4
研究污水脱氮, 探索适合我国国情而且经济有效的脱氮工艺, 是目前亟待解决的重要课题。对氮污染的去除, 目前大多数?用的是传统生物脱氮工艺, 然而, 污水中较低的COD含量会限制传统生物工艺对氮的去除效果, 导致污水厂出水存在较高的硝酸盐, 从而使得出水总氮含量偏高[1]。这一问题在南方地区以及排水系统为雨污合流制地区尤为严重, 我国南方许多城市污水厂的进水BOD5常在100 mg/L以下, CODcr小于200mg/L, 十分不利于总氮的去除[2,3]。随着国家对污水厂出水水质要求的提高, 尤其是对出水总氮含量的要求更加严格, 许多污水厂都面临着提标改造的任务。
二级出水的硝酸盐氮的去除是世界性难题, 许多学者在大量研究的基础上, 发展了多种深度脱氮技术。结合我国污水厂提标改造任务的实践经验, 对城镇污水厂深度脱氮技术的特点及应用进行了总结分析。
2 污水深度脱氮必要性
水体中氮元素过量是造成水污染的重要因素之一, 其带来的危害是多方面的, 其中的一个突出问题就是水体的富营养化, 不仅破坏了水体的生态平衡, 同时威胁到水源地的取水安全, 进一步加剧了水资源的短缺局面。根据《2014年中国环境状况公报》[4]显示, 我国主要的淡水湖泊中, 太湖、洪泽湖和巢湖湖体为轻度富营养, 滇池湖体为中度富营养。污水经过处理后产生的再生水是城市的“第二水源”, 可以替代部分清洁水源, 或补充到城市内河、内湖和地下水中[5,6], 在一定程度上缓解了城市的缺水危机。目前我国城市内河多数执行《地表水环境质量标准》 (GB3838-2002) IV类 (TN1.5mg/L) 或V类 (TN2.0mg/L) 标准, 但城市污水厂排水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB18918-2002) 一级A标准, TN排放限值为15mg/L, 既不能满足城市内河IV类或V类标准要求, 也不能满足地下水源补充水的要求。
随着国家对水污染治理力度的不断强化及对污水厂尾水污水排放标准的不断提高, 对污水厂出水TN进行深度处理, 严格控制氮的达标排放已经成为新建或现有污水处理设施升级改造的核心目标。
3 常用污水深度脱氮技术及其特点
到目前为止, 开发的污水深度脱氮技术种类较为丰富, 根据基本原理的不同, 主要可分为物理化学法和生物法两种。物理化学法只能去除氨氮, 基本原理是利用氮的几种存在形态的特点, 尤其是利用气态氮的特点, 将废水中的氮转化生成气态氮或交换固定氮, 以达到从废水中脱氮的目的, 工艺主要有折点加氯法、离子交换法、膜分离法等;生物法脱氮的主要原理是经过硝化反硝化处理, 将水中的氮还原成气态氮化物 (主要是N2) 排出体系外, 生物法主要有反硝化生物滤池 (DNBF) 、移动床生物膜反应器 (MBBR) 、人工湿地法等。
3.1 物理化学法
3.1.1 折点加氯法
折点加氯法是向废水中添加适量的二氧化氯、氯气、液氯以及次氯酸盐 (钠盐或者钙盐) 等含氯氧化剂, 将污水中的氨氮氧化为气态氮, 从而达到脱氮的目的。当氯气通入废水中的量达到某一点时, 水中游离氯含量较低, 而氨氮浓度趋于零, 继续通入氯气, 水中游离氯含量逐渐增加, 因此该点被称为折点。它所涉及的主要化学反应式如下:
氯化法除氮的关键是投加氯氧化剂的量要合适。按化学计算, 折点加氯反应需氯量 (以Cl2计算) 对NH3-N的重量比 (即折点) 为7.6∶1, 折点的分子当量比为1.5∶1。折点加氯法的主要反应产物是N2, 具有脱氮效率高 (可达90%~100%) 、投资少、反应速率快的优点, 并且有消毒的作用[7]。折点加氯法虽然初次投资少, 但运行费用较高, 处理后水中残留的氯及副产物氯胺、氯代有机物会造成二次污染, 因此出水在排放前往往需要用活性碳或二氧化硫去除水中残留的氯[8,9], 且只适用于处理低浓度氨氮废水。由于折点加氯法脱氮效果受温度的影响较小, 因此在生化处理效果较差的环境如北方低温地区有明显的优势[10], 此外, 其在中水回用及自来水消毒领域也有一定的运用[11,12]。
3.1.2 离子交换法
离子交换法是利用离子交换剂上的可交换离子和废水中的氨氮离子进行交换而去除水中的氨氮, 该交换过程是可逆的, 反应的推动力靠离子间的浓度差和交换剂上功能基对离子的亲和能力[13]。当交换剂达到饱和后, 交换剂需要再生。离子交换法具有工艺简单、操作方便、投资少等优点, 但由于高浓度的氨氮废水会使吸附剂饱和过快而需要频繁的再生, 因此吸附法只适用于中低浓度氨氮废水的深度处理[8,14], 去除率可达93~97%, 当氨氮浓度为10~50mg/L时, 可将出水氨氮浓度控制在3mg/L以下[15]。天然沸石是常用的天然无机离子交换剂, 其结构稳定, 对铵离子有较高的吸附力和选择性, 且价格低廉, 来源广泛, 是研究的热点[11,12,16], 此外, 离子交换树脂及改性后沸石也是常用的交换剂[17,18]。
3.1.3 膜分离法
膜分离法是利用膜以外的能量或化学位差作为推动力对水溶液中某些物质进行分离的方法, 主要分为电渗析、微滤、超滤、反渗透和纳滤等[19]。膜分离法作为一种分离新技术, 不仅能净化废液和回收废液中的有用物质, 同时具有投资少、无污染、低能耗等优点[20], 但也存在膜污染、部分膜分离技术对废水水质要求较高等问题[19,21]。膜分离技术只是个纯粹的物理过程, 只有结合其他技术才能充分发挥其作用, 才能达到预期的分离效果, 目前二级出水的集成膜系统工艺已经成熟并得以广泛推广[22], 处理后的水质达到回用水的标准[23]。
3.2 生物法
3.2.1 反硝化滤池
反硝化生物滤池 (DNBF) 主要作用机制是利用滤池内部的滤料及生物膜吸附截流作用和料上所附着生物膜的代谢分解作用来去除水体中的主要目标污染物, 达到脱氮的目的[24,25], 其具有占地面积小, 处理效率高, 工程投资费用少等优点[26], 是城市污水深度处理领域研究和应用的热点。反硝化滤池在我国特别是一些污水本身碳源较低的地区得到了一定的应用[27~29], 结果都表明:反硝化滤池启动快, 且根据进水水质确定是否投加碳源, 实现过滤功能和反硝化功能的相互转换;反冲洗废水率低, 可以有效降低反冲洗废水的费用;池体本身无易损易耗件, 无须补砂, 池体终身免维护;在外加碳源的情况下, 出水各项指标均低于一级A标准, 运行效果稳定, 尤其是TN去除效果明显, 可稳定低于5mg/L。
3.2.2 移动床生物膜反应器
移动床生物膜反应器 (MBBR) 是由挪威KaldnesMijecpteknogi公司与SNTEF研究所于20世纪80年代后期共同开发的[30]。该方法原理是向反应器中投加比重接近水的填料, 通过曝气或揽拌使填料处于悬浮状态, 微生物慢慢在填料上富集形成生物膜, 同时不断摄取污水中的营养物质, 从而达到进化污水的目的[31]。MBBR结合了传统污泥法和生物膜法的优点, 具有处理能力高, 能耗低, 不需要反冲洗及不易堵塞等特点, 可在好氧、厌氧等各种条件下运行[32]。何群彪等[33]采用CEPT-MBBR工艺对低浓度生活污水进行处理, 结果表明组合工艺脱氮除磷效果稳定、可靠, 出水水质好, 不仅适用于脱氮除磷要求高的新建污水处理厂, 也适用于对现有污水处理厂的升级改造。
3.2.3 人工湿地法
人工湿地是一种新型的废水处理技术, 它依据天然湿地净化污水的原理, 通过人为建造和监督控制使其净化能力得到增强[34], 它的净化能力远超过天然湿地。人工湿地有多种脱氮机制, 包括生物 (微生物作用、植物吸收等) 、物理 (沉积、挥发等) 和化学反应 (吸附作用) 。人工湿地作为一种深度处理城镇污水厂尾水的的有效手段[35,36], 可大幅削减进入受纳水体的氮磷污染负荷, 改善受纳水体的水质, 具有投资成本低、能耗低的优点。武海涛[37]研究了香蒲枯叶、芦苇秸秆、芦苇枯叶、香根草、再力花枯叶作为外加碳源, 经过不同预处理方式 (碱处理及简单处理) 后对人工湿地系统脱氮效果的影响, 结果表明, 人工湿地系统对硝态氮都有良好的去除效果, 去除率在80.0%~99.0%之间。但人工湿地系统占地面积较大, 且脱氮效果受气温、季节等因素影响较大。
4 结论与展望
采用物理化学法对污水进行深度脱氮时, 成本相对于生物法普遍较高, 且只能去除氨氮离子。此外, 物理化学法脱氮时对废水预处理要求较高, 部分技术存在二次污染的风险或后续处理过程复杂, 因此在实际工程中没有生物法运用的广泛。生物法脱氮要取得良好的效果, 需要控制的的影响因素较多, 操作较为复杂, 主要有水力停留时间 (HRT) 、碳源类型、碳氮比、溶解氧、温度及pH值等;当进水水质及流量发生变化时, 也会对脱氮效果产生一定影响。
伴随着我国城市污水厂提标改造任务的进行, 污水深度脱氮技术必然会得到越来越广泛的运用, 对于深度脱氮技术的研究也将受到越来越多的重视。在物理化学法中, 离子交换剂容量的提高、性能的改善, 研制抗污染、易清洗、耐高温、抗溶剂的长寿命膜及膜组件等都将成为研究的热点;生物法中, 反硝化过程需要投加一定的碳源作为电子供体, 碳源的种类以及投加量在很大程度上决定了生物法脱氮的成本, 因此对碳源种类的选择以及如何实现碳源的精准投加一直是研究的重点, 此外, 滤料是滤池系统的核心部分, 选择合适的滤料是滤池运行的一个关键因素, 对其的研究和开发具有重要的科学意义和实用价值。
摘要：阐述了污水深度脱氮的必要性, 在阅读大量文献的基础上, 结合城市污水处理厂提标改造的工程经验, 比较分析了常用污水深度脱氮技术的特点及运用现状, 并对研究重点及难点进行了总结。
低碳高氮磷城市污水脱氮工艺研究 篇5
摘要：我国许多南方城市污水属于低碳高氮磷污水,COD一般在200mg/L左右.针对此类污水,研究了不同的.充水比和反硝化时间对处理效果的影响.试验结果表明:充水比40%、每周期8h,其中缺氧4h(进水0.5h)、好氧1.5h、沉淀1h、排水0.5h、闲置1h时脱氮效率最高,总氮(TN)去除率可以达到60%以上,出水总氮满足城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-)的一级A排放标准.作 者：侯红娟 王洪洋 周琪 HOU Hong-juan WANG Hong-yang ZHOU Qi 作者单位：侯红娟,王洪洋,HOU Hong-juan,WANG Hong-yang(宝钢技术中心环境与资源研究所,上海,00)
周琪,ZHOU Qi(同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,92)
污水新型生物脱氮技术研究综述 篇6
1 传统生物脱氮原理及存在问题
传统的生物脱氮技术到目前为止已经发展了近百年, 已经成熟的在国内外得到应用。对于传统的生物脱氮, 现在人们已经开发出了多种工艺形式, 这些工艺主要有:A/O、SBR、氧化沟、Bardenpho与UCT等。这些工艺技术在实际的应用中很广泛。传统的生物脱氮工艺根据其主要的反应过程把它叫做全程硝化反硝化工艺。其中NH4+→NO2-→NO3-为硝化过程, 这一过程起作用的细菌为硝化细菌;而反硝化过程则是NO3-→NO2-→N2, 这一过程起作用的细菌为反硝化菌。反硝化细菌为异养型厌氧菌, 反硝化细菌的生长需要有机物提供电子供体及能源。由于两种细菌对环境要求的不同, 一般硝化和反硝化在时间和空间上相对独立, 这也使传统硝化反硝化在生物脱氮技术上存在一些问题和不足:
1.1 硝化过程中的曝气需要耗损很多的氧气, 能耗大;
1.2 运行过程中需要内、外回流, 使运行成本与费用提高;
1.3 处理设施的基建投资与能耗高;
1.4 实现污水的完全脱氮的效果, 反硝化过程需要投加碳源。有研究认为, 该阶段要想顺利进行, 只有当C/N>4时。
2 短程硝化-反硝化工艺
2.1 短程硝化-反硝化工艺的原理
Voet在1975年发现反应过程有HNO2积累, 随后创造性的提出了短程硝化反硝化, 这是一种生物脱氮的新型工艺技术。脱氮过程中氨被氧化成能NO2-和NO3-, 这种氧化过程是两个反应过程, 理论上就是可以分开进行的。研究发现, NH4-→NO2-起主要作用的是氨氧化菌 (AOB) , NO2-→NO3-过程起主要作用的是亚硝酸盐氧化菌 (NOB) 。同时研究还发现反硝化菌的受体可以是NO2-或NO3-。这样让两个反应分开就存在了可能性, 其脱氮反应过程简化为:NH4+→HNO2→N2。荷兰代尔夫特工业大学的Mulder和Kempen于1997年提出并成功的开发了Sharon工艺。Sharon工艺是通过调控反应器内部的环境条件, 如DO、温度和p H等有助于AOB生长速率大于NOB, 这样便能够富集AOB, 又能够达到淘汰NOB的目的, 将氨氧化反应产物控制为亚硝酸盐。
2.2 短程硝化-反硝化的特点及应用
该工艺的特点就是尽量的把硝化阶段尽量有效的控制在亚硝化阶段, 脱氮过程能够尽可能的遵循NH4+→NO2-→N2路径进行。
要想使反应控制在亚硝化阶段, 反应器中就要有足够的AOB, 也就是说要创造适合AOB生活的条件, 并且要抑制NOB的生长。废水处理系统是一个复杂的系统, AOB和NOB在生物反应系统中存在着工程关系, 而且这种现象非常的普遍。控制反应器的中的一些关键的因素, 能够让AOB的生长占优势。这些关键的因素有:温度, p H, DO, 进水的水质, HRT及游离的氨等。利用Sharon工艺的原理, 两座规模较大的污水处理厂已经在荷兰建成了。但是Sharon工艺在运行中存在一些问题, 反应器运行的最适宜温度是 (30-40℃) , 一般废水的水温为20℃或者是更低的温度。这就限制了Sharon工艺的应用范围。
3 短程硝化-厌氧氨氧化工艺
3.1 厌氧氨氧化工艺原理
近年来厌氧氨氧化工艺 (Anammox) 在生物脱氮方面的优势逐渐引起重视。它是由荷兰代尔夫特工业大学的Mulder和Van de Graaf等于1995年提出的。Anammox工艺的原理是废水中的厌氧氨氧化菌 (AAOB) 在厌氧的条件下, 以NO2-为反应的电子受体和以NH4+为电子供体。两者反应最终生成N2实现脱氮的反应过程。其反应过程可表示为:NH4++NO2-→N2+2H2O
AAOB为严格自养型厌氧的细菌, 研究发现对厌氧氨氧化起主要作用的因素有基质浓度 (厌氧氨氧化反应最重要的反应基质是NH4+和NO2-) 、温度 (AAOB的活性在37℃最高) 、p H (p H为8.3时反应的活性最高) 、DO浓度及有机物等因素。
3.2 短程硝化-厌氧氨氧化工艺的应用
Anammox工艺的反应中, 亚硝酸盐是反应中的电子受体, 在实际的应用中, 必需要解决亚硝酸盐的来源问题。之前我们介绍的Sharon工艺就是能够产生大量亚硝酸盐的工艺, 因此将短程硝化和厌氧氨氧化工艺结合起来能够更好的利用两个工艺的来进行废水脱氮的研究和应用。又称Sharon-Anammox工艺。
根据Anammox和Sharon在不在一个反应器里进行可以将该工艺分为两级脱氮反应和单级脱氮反应。两级自氧脱氮系统主要有Sharon-Anammox。但是两级的自养脱氮系统 (Sharon-Anammox) 有些问题显而易见。其中Sharon的反应器多是在好氧的条件下运行, Anammox则是要在厌氧的条件下才能发挥作用。Sharon反应器的出水作为进水进入Anammox反应池时, 进水中携带的氧分子可能会对AAOB生物活性产生抑制作用, 甚至会稀释AAOB使处理的效果不够理想。针对这个问题, 一些学者进行了研究。Van Dangen等人进行了可行性的研究, 用该工艺处理厌氧消化的污泥分离液。结果显示该工艺在处理厌氧消化的污泥分离液时能够稳定的运行, 并取得较高的处理效率。
除了Sharon工艺和Anammox工艺, 另有许多其他的新型脱氮工艺。其中好氧脱氮工艺, Canon工艺和Oland工艺等都是新型的生物脱氮工艺。
4 结语
Sharon工艺是序批式的反应形式, 就两个硝化过程放置在一个反应器内进行, 反应工艺流程被缩短了;反应产生的污泥量少;能源消耗比较少, 在较低的碳氮比情况下也能使总氮去除效率提高了, 也就是说在相同碳氮比情况下总氮的去除效率提高了。Sharon工艺可以用于处理高氨氮负荷的废水。由于Sharon工艺还原反应是以亚硝酸盐为起始的, 甲醇的需要量大大的降低了, 因此运行费用也随之降低。研究发现Sharon工艺处理厌氧消化污泥分离液是可行的, 但是付诸应用, 需要进行工艺的放大。Sharon工艺的稳定性和处理效率与反应器中的混合液的p H密切相关, 因此在工艺放大中必须要做好p H的调控问题。技术问题解决后还需要在实际应用中解决工艺实施的经济问题。
在短程硝化中, 只需要将二分之一左右的氨氧化成亚硝酸盐, 因为在厌氧氨氧化中以氨作为直接的电子供体。短程硝化与全程硝化相比, 前者对供氧量和耗碱量的需求很大程度上都小于后者。但是氨和亚硝酸盐对厌氧氨氧化菌有毒性, 因此必须将氨和亚硝酸盐在基质中的浓度降低到压制的浓度以下, 反应才能够顺利的进行。厌氧氨氧化菌的生长速率非常低, 反应产生的污泥量也就很少, 可有效的减少后续污泥处置费用。厌氧氨氧化反应的应用多针对处理高氨氮浓度的污水, 在处理实际污水问题上, 还有很多问题需要解决。
随着环境问题的日益严重, 人们对环境治理的研究更加的重视。污水脱氮处理的研究也在不断地推进中, 希望能够找到更加高效节能的处理方法。专家们研究的许多新的理论和工艺要进一步从实验室过度到实际的应用, 这一过程是漫长而艰辛的。但这些新的理论和技术一旦得到了实际的运用, 污水处理问题将会得到革命性的改变。
摘要：随着我国经济社会的快速发展, 造成城市水污染情况日益加剧。人们的饮水、生态环境需水量等问题随之不断地加重。其中氮元素的污染问题的严重性, 使污水脱氮研究成为研究重点。本文主要简述了污水生物脱氮处理的一些新型技术方法及其特性。结合新型污水生物脱氮技术的现状讨论其发展前景。
关键词：城市污水,生物脱氮,短程硝化,厌氧氨氧化
参考文献
[1]付昆明.全程自养脱氮 (CANON) 反应器的启动及其脱氮性能[D].北京工业大学:2010.
[2]刘静宇, 夏宏彩.水体富营养化及污水脱氮除磷技术分析[J].技术研发, 2015, 22 (8) :216.
[3]Sánchez Guillén J A, Yimman Y, Lopez Vazquez C M, et al.Effects of organic carbon source, chemical oxygen demand/N ratio and temperature on autotrophic nitrogen removal.Water Science&Technology.2014, 69 (10) :2079-2084.
[4]孙振世, 柯强, 陈英旭, 等.SBR生物脱氮机理及其影响因素[J].中国沼气, 2001, 19 (2) :16-19.
[5]Voets J P, Wanstaen H, Verstraete W.Removal of Nitrogen from Highly Nitrogenous Wastewater[J].JWPCF, 1975, 47 (3) :394-398.
[6]Mulder JW, van Kempen R.N-removal by Sharon.Water Quality international, 1997, 2:30-31.
[7]Voets J P, Wanstaen H, Verstraete W.Removal of Nitrogen from Highly Nitrogenous Wastewater[J].JWPCF, 1975, 47 (3) :394-398.
[8]郝晓地, Mark van Loosdrecht.荷兰鹿特丹DOKHAVEN污水处理厂介绍[J].给水排水, 2003.29 (10) :19-25.
[9]Van Dongen U, Jetten MSM and van Loosdrecht MCM.The Sharon Anammox process for treatment of ammonium rich wastewater.Water Science and Technology, 2001, 44 (1) :153-160.
[10]马斌.城市污水连续流短程硝化厌氧氨氧化脱氮工艺与技术[D].哈尔滨工业大学:2012.
污水处理中脱氮除磷方法总结 篇7
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
污水脱氮 篇8
MSBR (Modified Sequencing Batch Reactor) 系统是一种新的从属于SBR系列的改良型的序批式活性污泥反应器新工艺, 在结合传统工艺的基础上加之絮凝过滤理论而形成的一种污水处理系统。该方法采用单池多格的方法, 从而省略了以往多池工艺的繁琐, 使得反应器可以在恒定的水位下进行排水工作, 不仅为各类微生物的生长提供了温床, 而且还使得有机物的降解更加迅速、氨氮的硝化和反硝化更为便捷以及磷的吸收和释放等生化过程保持高效反应的状态, 能够有效提升生化反应速率。MSBR巧妙地结合了连续流和序批操作, 不仅能保证水流的连续进出, 还能根据水质的波动情况对系统供氧状况的时间进行调节, 从而使得反应器能够保持在一定的水位, 稳定系统进出水的连续性。除此以外, 该系统还是对以往除磷脱氮工艺的综合, 既能保证各类污染物质的降解效率, 又能保证效果实施的稳定性[1]。
2 MSBR工艺生物排磷脱氮的机理及分析
MSBR系统生物除磷脱氮的机理即是通过把活性污泥中的聚磷微生物放在厌氧环境下, 先把细胞内的聚磷转为正磷酸盐以后, 再释放到细胞外, 并以此方式所获得的热量将污水中容易降解的有机物摄取并合成, 储存在体内。在好氧环境中, 聚磷微生物能够把游离氧当作电子受体并氧化储存在聚B羟基丁酸 (PHB) 中, 由此产生反应生出热量, 再通过从污水中所摄取的大量的磷合成为聚磷酸盐, 并将之储存在胞内, 好氧环境下微生物所摄取的磷较厌氧环境下所释放的磷而言要多得多, 这样就可以针对剩余污泥的排放来实现除磷的目的。另一方面脱氮技术则是通过反硝化得以实现的, 即通过污泥回流将在好氧环境下硝化细菌生成的硝态氮和在缺氧环境下污水中的碳源进行生化反应, 因为MSBR工艺对各个反应区的性能都进行了强化, 环境和水利条件方面都是各种优势菌种的福利[2]。
这种运行的方式对除磷排氮大有裨益, 表现在首先可以充分利用聚磷微生物在厌氧池所形成的吸磷动力产生相应的热量;其次是系统中的污泥能够在由厌氧到好氧的过程中完成磷的释放和吸收过程, 从而提高了系统的除磷效率;再次, 污泥中的微生物在厌氧到好氧的环境中得到了一定的增长和聚集, 有助于热量的生成;最后, 在脱氮的处理上, 也能够很好地完成聚磷微生物水解和释放。
3 MSBR工艺除磷脱氮的影响因素及其效果
3.1 预沉淀时间的设定
在系统的初期阶段, 应当将出水固体悬浮物浓度 (SS) 系统内的指标控制在合理的范围之内, 溶解氧维护一般约为2 mg/L, 污泥的浓度约为1 500 mg/L。当空气堰的运行比较稳定时, 预沉淀时间可以设为60 min, 但是如果出现SS过高的现象, 就要延长预沉淀时间, 在原有基础上加上30 min。在系统中活性污泥一步步成熟的过程中, 污泥的沉降比性能也变得越来越好, 而又由于预沉时间运行周期从60 min延长到90 min, 使得污泥更加容易随水流被带出水面[3]。
3.2 序批反应时间的设定对总氮量的影响
出水总氮量的高低影响因素有很多, 若是超标则可能由于缺氧池反硝化不完全引起或者是好氧池硝化反应不完全造成的。通过对序批反应时间的运行观察, 可以使得出水总氮得到显著的控制, 不仅控制了出水总氮量的度, 还控制了出水总氮量的质, 并且在脱氮效果方面也取得了一定的成绩, 使得出水总氮控制在了特定的指标范围之内。
3.3 序批反应时间影响化学需氧量 (COD)
在反应器的运行过程中, 有时候出水化学需氧量比较高, 可以达到44 mg/L左右, 这样就会导致在沉淀出水阶段有颜色较深的块状污泥上浮的现象, 这可能是曝气量低及溶解氧不足所造成的。但在对工艺系统进行调整后发现, 序批反应时间的速率影响着化学需氧量, 所以应当将序批反应时间控制在一定范围以内, 才能使化学需氧量维持在适当的水平。
3.4 污泥浓度 (MLSS) 对出水SS的影响
MSBR工艺中最重要的控制点之一就是对排泥时间的要求, 排泥量的多少对整个工艺产生至关重要的影响作用, 直接控制着整个工艺, 而剩余污泥的浓度则是由排泥次数的多少和排泥间隔的设定所决定的。经过改良的工艺剩余污泥含固率高、含水率降低, 从而节约了脱水机处理的成本。由此使得水质得到了控制和提高, 出水SS也能够达标排放。
MSBR工艺是在传统工艺基础上的提高, 继承了传统工艺的优点, 又具有将污染物去除, 尤其是氮、磷同时去除的强大优势, 且保证了出水水质的优质和稳定, 是一种高效率的反应器。又由于MSBR系统采用的是一体化的结构形式, 在占地面积上进一步缩减, 在建造成本上进一步降低, 成为一种经济高效的污水生物除磷脱氮系统。
参考文献
[1]李春鞠, 顾国维, 杨海真.城市污水除磷脱氮MSBR工艺试验研究[J].环境工程, 2000 (6) :23-25.
[2]任洁, 顾国维.MSBR系统的特点及其除磷脱氮的机理分析[J].给水排水, 2002 (1) :24-30.
污水脱氮 篇9
1 实验装置与方法
实验地点为某市某污水处理厂, 实验的装置为一种有机玻璃材质, 将模拟该污水处理厂的A²/O工艺。实验装置的前端将作为调节池, 其中有搅拌机, 这样做是为了保证垃圾渗滤液可以与城市污水均匀的混合在一起。实验装置为80cm×60cm×60cm, 设计有效水深为42cm, 有效容量为200L, 使用隔板分成4个部分, 依次作为缺氧池、厌氧池与好氧池, 好氧池有2个, 4部分的比例分别是2:1, 2:2.5, 2:2.5, 2:2, 4部分之间有水力连通。缺氧池与厌氧池中都有搅拌机, 好氧池的末端安装有混合液回流导管, 底部安装有微孔曝气器, 末端作为沉淀池, 长宽分别是60cm×20cm, 有效水深为50cm, 泥斗的高度为25cm, 有效的溶剂为55L, 在底部安装有排泥管与污泥回流管。
垃圾的渗滤液与城市的污水样本都是来自某垃圾填埋场与某沉砂池的污水, 将它们按照一比七百的比例进行混合, 水的温度为23℃~30℃之间。对水质的主要分析包括COD与TN, 将采用重络酸钾法、纳氏试剂光度法与酸性过硫酸钾消解与紫外分光光度法进行测试。将通过在线溶氧仪与CYBERSCAN510型ph计进行DO与p H的测定。
为了保证数据的可靠性所有的实验取书平均实验的均值都将作为最后的结果, 采样的频率保证在2次/d。
2 实验的结果
2.1 正交实验的结果
实验证明, COD去除量与TN的去除量的比例值大概为3.43~8.96, 平均值为5.61, 数据远远高于全程反硝化脱氮所需的理论有机碳源, 碳源未能作为反硝化的限制因素, 同时反映出了实验选择的低混合比, 低碳垃圾渗滤液的混入没有对碳源造成影响。对正交实验的结果进行查看, 总体的效果还是很不错的。出水的氨氮与有机物的浓度能够稳定的达到城镇污水处理厂污染物的排放标准的一级A类标准, 而出水的总的氮的质量浓度也已经满足了一级的B类标准。
2.2 对实验结果的直观分析与方差分析
对于实验结果的各项评价指标来说, 最大的极差因素是水力停留的时间, 主要是脱氮与去除有机物最重要的影响因素是水力停留时间, 对处理的效果起着决定性作用的还是水力的停留时间。通过对不同工况下的初除污效果的分析可以发现, 如果将水力停留的时间多延长2个小时, 氨氮的去除率就可以从87.3%增加到96.8%, 总的氮的去除率也会从47.3%上升到57.8%, 而COD的平均去除量也会从67.1%升到80%。
对于去除氨氮还有一个重要的影响就是好氧池中溶解氧的质量浓度。如果保持其他的条件不变, 通过对好氧池中溶解氧对于氨氮硝化的影响可以看出, 溶解氧的浓度对于去除氨氮具有积极的作用。如果溶解氧的质量浓度高于2mg.L, 氨氮的去除率既可以达到百99.2%, 硝化几乎完全。
除了水力停留时间可以对反硝化脱氮造成巨大的影响之外, 污泥体积回流在这方面的作用仅次于水力停留时间, 实验参数也已经证明, 如果在同等条件下, 其他参数不变, 污泥体积回流不变增加, 而总的氮的去除率便会呈献出上升, 如果将污泥体积回流比从60%增加到100%, 总的氮的去除量便会增长大约12%, 足以证明, 污泥回流量的增加是可以有利于反硝化的。
通过理论公式的计算结果, 总的氮的去除率的理论数值大概在77%~79%, 明显高于实验值的18.6%与35.9%, 这也能够说明, 如果对操作条件进行严格的控制, 兑取总氮的去除率还有可以有非常高的上升空间的。
2.3 最佳运行参数的确定
通过极差计算的结果来看, 不同的评价指标的最佳水平均为11h。水力停留时间如果超过9h, NH-N与TN的去除率并不会有明显的提高, 只是COD的去除率会小有提升。保证一定的个的处理规模的情况下如果想要延长水力停留时间就需要扩大处理构筑的容积, 这样会增加投资与占地的面积, 使处理工艺的经济性大打折扣, 因此说, 水力停留时间应该保证在9h。污泥回流比也是对总氮的去除有相当大影响的, 最佳的污泥回流比从脱氮的角度来说应该确定成80%。
3 透过实验得出的结论与建议
因为垃圾渗滤液属于高度污染的废水, 在与城市污水进行混合的时候很容易造成水质发生变化, 所以垃圾渗滤液在比重中不能占得太大。通过对垃圾渗滤液与城市污水厂原水混合前后的数据得出, 混合后的污水检测指标中的都有相当程度的增加, 影响最大的是COD, 为1.4倍以上。在实验的过程中, 垃圾渗滤液中的重金属指标一直处在比较低的浓度, 未对后续的处理工艺造成影响。从污水处理厂整体的出水情况来看, 垃圾渗滤液的汇入与合并并没有造成出水水质的超标, 但是仍然需要在以后的处理过程中密切的关注, 避免无机物进入生物池, 从而影响到活性泥的质量, 继而对出水质量造成影响。
从检测的力度上, 本次实验主要研究的是垃圾渗滤液中一些污染物指标的影响情况的分析, 针对重金属项污水厂委托的相关资质的检测单位进行了不定期的检测。尽管如此, 可是因为渗滤液的水质情况有着非常复杂的特性, 因此建议要定期进行化验全项分析与检测, 从而最大化的降低对城市污水处理长的影响。垃圾渗滤液可以造成对城市污水处理厂的工艺系统中部分的指标发生变化, 而提高指标之后污水厂在运行的时候需要在额外的投加碳源与除磷药剂, 才可以保证出水水质的合格。在实验期间渗滤液都是通过运输单位运输到污水处理厂的, 这便使得污水有一定的不定量性与不定时性。在以后的工作中还需要污水处理厂根据自身的实际, 研究对降低本身系统冲击的影响, 有效的降低污水厂的运行成本, 提高渗滤液场外处置的可行性。
4 结论
实验选择的低混合比使低碳垃圾渗滤液的混入不能对碳源造成什么影响, 这反而使倒置的A²/O工艺的同步垃圾渗滤液与城市污水的脱氮效果达成一种良好的状态。HRT是影响混合污水脱氮与去除有机物的主要的控制因素, 对与延长氨氮与总氮的去除都是非常有利的。考虑到处理的效果与经济的因素, 可以将HRT保持在9h。好氧池的DO质量的浓度与污泥回流比对氨氮与总氮的去除都有举足轻重的作用, 可以在实验的选择范围之内, 保证其的增长都对硝化与反硝化产生有利的作用。
参考文献
[1]陈瑜.成都地区垃圾渗滤液—城市污水合并处理可行性研究[D].成都:西南交通大学, 2008:28-30.
污水脱氮 篇10
为此,本文概括了外加碳源、取消化粪池、污泥水解酸化、磷回收和新工艺等强化脱氮除磷效果的技术策略,展望将来主要研究方向,以期为低碳源污水处理提供参考。
1 外加碳源
污水常规生物脱氮除磷过程表明,碳源是聚磷菌和反硝化菌电子供体,针对低碳源污水,外加碳源无疑是最为直接的方式,通常向厌氧池或缺氧池投加葡萄糖、甲醇、乙醇、乙酸、乙酸钠、天然植物或工业有机废水等碳源,提高污水的C/N和C/P比例,强化生物脱氮效果。
杨敏等[2]对不同外加碳源的反硝化效能与技术经济性进行分析,结果显示,对于乙醇、乙酸和乙酸钠三种易降解外部碳源,乙酸钠最省,反硝化COD/TN约为3.66;投加成本,乙醇最省(15.08元/kgNO-3-N),综合技术经济因素,乙酸是最佳的投加碳源。肖蕾等[3]对现有人工湿地反硝化碳源补充材料的优缺点进行分析,提出使用混合碳源和优化投加方式强化脱氮效果。孙慧等[4]考察外加碳源对反硝化除磷的影响,投加碳源在提高反硝化脱氮的同时,也会对反硝化吸磷产生不利影响,在实际运行过程中要合理控制碳源投加量,以恰好满足生物脱氮需求为最佳值。杨巧林等[5]对比甲醇、乙醇、乙酸、葡萄糖和麦芽糖对生物脱氮的强化作用,综合考虑运行效果、安全性、供应和成本因素,发现葡萄糖是最合适的外加碳源。
投加外碳源固然可以强化生物脱氮除磷效果,但也存在各种问题,液体碳源运输困难,甲醇等有较大毒性,天然固体有机碳源与微生物结合力相对较弱,处理效果受温度影响大。鉴于投加外碳源直接增加污水处理厂的运行管理费用,这种强化生物脱氮除磷效果的方法已逐步摈弃。
2 取消化粪池
化粪池主要设置在排水系统不完善、污水处理厂建设相对滞后的地区,其主要作用是通过截留和沉淀杂质,在池内经过厌氧消化后处理部分有机物,保证排水管道顺畅,杀灭污水中的病毒和寄生虫,作为局部处理构筑物广泛应用于生活粪便污水的处理,对保护水体起到了举足轻重的作用。
然而,随着我国经济环境快速发展,化粪池的弊端逐步显现[6]。首先,大量化粪池投入运行后,运行管理跟不上,发现堵塞时才进行清理,对周围环境造成较大影响;其次,在小区建筑物周围设置化粪池,增加占地、布置分散、其他管线布置困难;最后,化粪池去除部分有机物(10%~20%),降低原污水的有机碳源,不利于污水处理厂生物脱氮除磷;影响污水厂运行,由于减少了污水中有机物含量,不利于细菌培养。鉴于上述原因,广州市旧城区实施取消或者改造化粪池的措施,自2006年起,新建楼盘不设化粪池[7];杭州在国内率先出台《杭州市无化粪池污水管道设计与养护技术规程》(HZCG06-2006),对化粪池设置做了明确规定[8]。
生活污水经污水处理厂集中处理是目前城市污水处理的主要发展方向,取消化粪池可变分散处理为集中处理,然而,取消化粪池需要有相应的基础设施配套和相应政策来支撑。首先,城市排水管网设施健全,能容纳新增污水排放要求;其次,排水管道的设计与养护有明确的技术规程,政府监管有力;最后,居民应形成良好的生活习惯,避免将固体物质和难生物降解垃圾排入排水管道。因此,建议有条件的地区取消化粪池,以增加污水有机成分,强化污水脱氮除磷效果。
3 污泥水解酸化
污泥水解酸化工艺是利用产酸性厌氧和兼性细菌,可将污水中大分子有机物分解成小分子有机物,将不溶解性有机物水解成可溶解性物质,提高污水的可生化性。污泥水解酸化可以补充进水中的碳源,提高生物脱氮除磷效果,对污泥进行减量和资源化,已成为研究热点。根据污泥来源不同,分初沉污泥和剩余污泥两种。
初沉污泥中富含原水中蛋白质、脂肪和碳水化合物,在初沉池内短时间沉淀后排出,经过发酵后产生易被微生物利用的可挥发性有机酸(VFAs),VFAs多少直接决定生物除磷效率。Bouzas等[9]研究初沉污泥发酵产物VFAs影响因素,结果显示较高的进水悬浮物能提高VFAs产量,当污泥龄超过6天时,延长污泥龄对VFAs产量提升并不明显;小于4天时,会明显影响VFAs产量。初沉污泥水解酸化已经工程化,瑞典Klagshamn污水处理厂[10]和加拿大Bonnybrook污水处理厂[11]均利用初沉污泥水解酸化来补充污水碳源,强化污水脱氮除磷。
与初沉污泥相比,剩余污泥水解酸化具有数量稳定、产物利用率较高、有利于工艺聚磷菌聚集等明显优势,其主要成分为碳水化合物、蛋白质和脂肪,所占比例分别为50.2%、26.7%和20%,三类物质可被微生物分解产生大量的溶解性COD和高浓度的VFAs[12]。当前,剩余污泥水解发酵补充进水有机物更受水处理者青睐。
刘智晓等[13,14]研究污泥作为污水厂内碳源的水解特性及工艺选择,并利用侧流活性污泥水解技术强化低碳源条件下生物脱氮除磷,并将该技术成功应用于巢湖流域某污水处理厂。黄祥荣等[15]针对低碳源城市污水脱氮难的问题,设计了水解/缺氧悬浮填料移动床/好氧(H/AMBBR/O)组合工艺,研究了其主要影响因素及最佳参数值下的处理效果,当水解池、AMBBR、好氧池的水力停留时间分别为2.5 h、3 h、6 h,硝化液回流比为300%,填料投配率为30%,水解池的污泥回流频率为4次/天、回流量为5 L/次时,组合工艺的处理效果最佳,将二沉池污泥回流至水解池,既增加了反硝化的碳源,又实现了污泥的减量化,减量率达56%以上。
4 磷回收
水将原污水中颗粒性有机物予以水解/酸化可以释放一定量的挥发性有机酸(VFAs),但这并不会增加进水中总的有机物含量;只要进水中总的COD/P(或COD/N)比值已经成为限制性因子,水解/酸化对生物脱氮除磷的促进作用则十分有限[16]。
由氮磷等营养元素引发的水体富营养化正日益加剧,水体中过量的磷可导致水生生物特别是藻类大量繁殖,使生物种群种类数量发生改变,破坏水体生态平衡;另一方面,目前全球范围内存在着磷资源匮乏和水体富营养化的矛盾,磷是一种不可再生、不可替代的自然资源,全球陆地上总磷储量虽然在数量上还可能维持人类再使用上百年的时间,但依靠现有开采技术,可经济开采出的磷矿实际上只有50年左右的使用时间[17]。
从污水中进行磷回收起到一箭双雕作用,将污水中磷变废为宝。磷回收方法一般是抽取工艺中的厌氧池上清液,利用化学沉淀、结晶技术和离子交换等技术将富磷上清液中的磷从污水中分离,剩余上清液回流到处理构筑物,不仅减少污水中磷负荷,而且可将磷元素用于化肥生产等。
胡学斌等[18]利用SBR工艺辅以污泥外循环厌氧释磷后排放富磷上清液的方式,对低碳源污水脱氮除磷效果进行试验研究,结果表明,回流至SBR反应器厌氧段的外循环释磷污泥,可以利用SBR系统的硝酸盐进行反硝化吸磷,保证了系统的除磷效果,出水水质达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)的要求。黄健等[19]通过抽取不同量的厌氧池末端富磷上清液至化学除磷池,来研究系统的脱氮除磷效果及磷回收情况。最佳化学除磷比为15%,此时出水总磷浓度在0.5 mg/L以下,出水水质达到了《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)的一级A标准;同时,回收的磷量可达到进水磷量的23%~29%,既可以增加污水处理厂的经济效益,又实现了磷的可持续发展。郝晓地等[20]以一营养物(BNR)去除工艺为研究对象,分别试验与模拟研究通过厌氧上清液侧流磷回收和外加碳源方式对低碳源污水生物除磷的强化作用。试验结果与模拟预测双双显示,对COD/P=50的真实生活污水实施30%厌氧上清液旁路磷沉淀,可明显强化生物除磷作用,使出水TP浓度从碳源抑制时的1.8 mgP/L下降至≤0.5 mgP/L。侧流磷回收不仅可回收40%的进水磷负荷,亦可以节省27%外加碳源。
5 新技术
21世纪以来,高效低耗水处理新技术弊端问世,出现反硝化除磷技术、厌氧氨氧化技术、中温亚硝化、生物膜内自养脱氮技术和短程硝化反硝化等,为强化低碳源脱氮除磷提供新思路。
5.1 厌氧氨氧化技术
在厌氧条件下氨氮以亚硝酸氮作为电子接受体直接被氧化到氮气的过程。厌氧氨氧化菌为自养菌,无需供应氧气,无需有机碳源,二氧化碳或碳酸盐为其提供无机碳源;厌氧氨氧化菌生长慢,差率较低,所产生的剩余污泥量较少。但,厌氧氨氧化菌培养时间较长,系统启动慢,最适温度较高(30~43 ℃),这些缺陷阻碍了其发展。
李亚峰等[21]研究碳源对厌氧氨氧化脱氮性能试验研究,无机碳源对其影响主要起提供碳源和调节反应器pH的综合作用,较高浓度的COD对厌氧氨氧化反应具有抑制作用。吴鲜梅等[22]在(34±1) ℃,进水pH为7.40~7.64,DO≤0.1 mg/L条件下,接种厌氧氨氧化污泥,厌氧膨胀颗粒污泥床成功启动。
5.2 中温亚硝化(Sharon)技术
常规反硝化过程是将氨氮氧化为亚硝氮,进而氧化为硝酸氮,硝酸氮在反硝化菌作用下脱氮,而中温亚硝化技术则是利用温度高(35 ℃)有利于亚硝化菌增值这一特点,是硝化菌失去竞争力,该工艺与厌氧氨氧化技术结合适合处理高浓度氨氮,高温废水,例如污泥消化液。钟琼等[23]在进水pH=7.6,氨氮浓度750 mg/L时,顺利启动sharon反应器,匹配厌氧氨氧化工艺,反应稳定运行。
5.3 生物膜内自养脱氮工艺(CANON)
其原理为生物膜内亚硝酸细菌在好氧下把氨氧化成亚硝酸盐;厌氧氨氧化菌在厌氧条件下把氨和亚硝酸盐转化成氮气;利用亚硝酸细菌和厌氧氨氧化菌的协同作用,最终把氨氧化成氮气。CANON工艺反应无需有机碳源,能够在完全无机的条件下进行,可以节省100%外碳源和63%的供气量。刘涛等[24]研究CANON工艺在常温低氨氮基质条件下的宏观运行效能与微观生态系统研究,通过调节曝气量和水力停留时间实现工艺在不同进水氨氮浓度下的稳定运行。
6 展 望
低碳源污水脱氮除磷已经引起水处理专家的关注,强化其效果保证污水达标排放,保护水体已成为当务之急。在当前大力提倡绿色环保、低碳能耗的背景下,我国大部分污水处理厂面临升级改造,所采取的的技术措施应尽量遵循技术经济比较确定。反硝化除磷技术、厌氧氨氧化技术、中温亚硝化、生物膜内自养脱氮技术和短程硝化反硝化等技术具有耗能低、所需有机物较少等优势无疑将成为未来污水处理的发展方向。不管采用哪种技术措施强化低碳源污水脱氮除磷,运营者应首先掌握相关工艺运行管理常识,让这些工艺的最大优势得以充分体现。
摘要：低碳源污水已经成为污水脱氮除磷的一大瓶颈,影响污水处理达标排放,强化低碳源污水脱氮除磷技术已经成为水处理行业的研究热点。概括了外加碳源、取消化粪池、污泥水解酸化、磷回收和新工艺等技术策略以强化脱氮除磷效果,展望将来主要研究方向,以期为低碳源污水处理提供参考。