高濃度氨氮廢水處理

　　高濃度氨氮廢水處理

　　廢水處理, 高濃度廢水處理, 高濃度

　　過(guò)量氨氮排入水體將導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化，降低水體觀賞價(jià)值，并且被氧化生成的硝酸鹽和亞硝酸鹽還會(huì)影響水生生物甚至人類的健康。因此，廢水脫氮處理受到人們的廣泛關(guān)注。目前，主要的脫氮方法有生物硝化反硝化、折點(diǎn)加氯、氣提吹脫和離子交換法等。消化污泥脫水液、垃圾滲濾液、催化劑生產(chǎn)廠廢水、肉類加工廢水和合成氨化工廢水等含有極高濃度的氨氮(500 mg/L以上，甚至達(dá)到幾千mg/L)，以上方法會(huì)由于游離氨氮的生物抑制作用或者成本等原因而使其應(yīng)用受到限制。高濃度氨氮廢水的處理方法可以分為物化法、生化聯(lián)合法和新型生物脫氮法。

　　1 物化法

　　1.1 吹脫法

　　在堿性條件下，利用氨氮的氣相濃度和液相濃度之間的氣液平衡關(guān)系進(jìn)行分離的一種方法。一般認(rèn)為吹脫效率與溫度、pH、氣液比有關(guān)。

　　王文斌等[1]對(duì)吹脫法去除垃圾滲濾液中的氨氮進(jìn)行了研究，控制吹脫效率高低的關(guān)鍵因素是溫度、氣液比和pH。在水溫大于25 ℃,氣液比控制在3500左右，滲濾液pH控制在10.5左右，對(duì)于氨氮濃度高達(dá)2000～4000 mg/L的垃圾滲濾液，去除率可達(dá)到90%以上。吹脫法在低溫時(shí)氨氮去除效率不高。

　　王有樂(lè)等[2]采用超聲波吹脫技術(shù)對(duì)化肥廠高濃度氨氮廢水(例如882 mg/L)進(jìn)行了處理試驗(yàn)。******工藝條件為pH=11，超聲吹脫時(shí)間為40 min，氣水比為l000：1試驗(yàn)結(jié)果表明，廢水采用超聲波輻射以后，氨氮的吹脫效果明顯增加，與傳統(tǒng)吹脫技術(shù)相比，氨氮的去除率增加了17%～164%，在90%以上，吹脫后氨氮在100 mg/L以內(nèi)。

　　為了以較低的代價(jià)將pH調(diào)節(jié)至堿性，需要向廢水中投加一定量的氫氧化鈣，但容易生水垢。同時(shí)，為了防止吹脫出的氨氮造成二次污染，需要在吹脫塔后設(shè)置氨氮吸收裝置。

　　Izzet等[3]在處理經(jīng)UASB預(yù)處理的垃圾滲濾液(2240 mg/L)時(shí)發(fā)現(xiàn)在pH=11.5，反應(yīng)時(shí)間為24 h，僅以120 r/min的速度梯度進(jìn)行機(jī)械攪拌，氨氮去除率便可達(dá)95%。而在pH=12時(shí)通過(guò)曝氣脫氨氮，在第17小時(shí)pH開(kāi)始下降，氨氮去除率僅為85%。據(jù)此認(rèn)為，吹脫法脫氮的主要機(jī)理應(yīng)該是機(jī)械攪拌而不是空氣擴(kuò)散攪拌。

　　1.2 沸石脫氨法

　　利用沸石中的陽(yáng)離子與廢水中的NH4+進(jìn)行交換以達(dá)到脫氮的目的。沸石一般被用于處理低濃度含氨廢水或含微量重金屬的廢水。然而，蔣建國(guó)等[4]探討了沸石吸附法去除垃圾滲濾液中氨氮的效果及可行性。小試研究結(jié)果表明，每克沸石具有吸附15.5 mg氨氮的極限潛力，當(dāng)沸石粒徑為30～16目時(shí)，氨氮去除率達(dá)到了78.5%，且在吸附時(shí)間、投加量及沸石粒徑相同的情況下，進(jìn)水氨氮濃度越大，吸附速率越大，沸石作為吸附劑去除滲濾液中的氨氮是可行的。

　　Milan等[5]用沸石離子交換法處理經(jīng)厭氧消化過(guò)的豬肥廢水時(shí)發(fā)現(xiàn)Na-Zeo、Mg-Zeo、Ca-Zeo、k-Zeo中Na-Zeo沸石效果******，其次是Ca-Zeo。增加離子交換床的高度可以提高氨氮去除率，綜合考慮經(jīng)濟(jì)原因和水力條件，床高18 cm(H/D=4)，相對(duì)流量小于7.8BV/h是比較適合的尺寸。離子交換法受懸浮物濃度的影響較大。

　　應(yīng)用沸石脫氨法必須考慮沸石的再生問(wèn)題，通常有再生液法和焚燒法。采用焚燒法時(shí)，產(chǎn)生的氨氣必須進(jìn)行處理。

　　1.3 膜分離技術(shù)

　　利用膜的選擇透過(guò)性進(jìn)行氨氮脫除的一種方法。這種方法操作方便，氨氮回收率高，無(wú)二次污染。蔣展鵬等[6]采用電滲析法和聚丙烯(PP)中空纖維膜法處理高濃度氨氮無(wú)機(jī)廢水可取得良好的效果。電滲析法處理氨氮廢水2000～3000 mg/L，去除率可在85%以上，同時(shí)可獲得8.9%的濃氨水。此法工藝流程簡(jiǎn)單、不消耗藥劑、運(yùn)行過(guò)程中消耗的電量與廢水中氨氮濃度成正比。PP中空纖維膜法脫氨效率>90%，回收的硫酸銨濃度在25%左右。運(yùn)行中需加堿，加堿量與廢水中氨氮濃度成正比。

　　乳化液膜是種以乳液形式存在的液膜具有選擇透過(guò)性，可用于液-液分離。分離過(guò)程通常是以乳化液膜(例如煤油膜)為分離介質(zhì)，在油膜兩側(cè)通過(guò)NH3的濃度差和擴(kuò)散傳遞為推動(dòng)力，使NH3進(jìn)入膜內(nèi)，從而達(dá)到分離的目的。用液膜法處理某濕法冶金廠總排放口廢水(1000～1200 mgNH4+-N/L，pH為6～9)[7]，當(dāng)采用烷醇酰胺聚氧乙烯醚為表面活性劑用量為4%～6%，廢水pH調(diào)至10～11，乳水比在1:8～1:12，油內(nèi)比在0.8～1.5。硫酸質(zhì)量分?jǐn)?shù)為10%，廢水中氨氮去除率一次處理可達(dá)到97%以上。

　　1.4 MAP沉淀法

　　主要是利用以下化學(xué)反應(yīng)：

　　Mg2 ++NH4++PO43-=MgNH4PO4

　　理論上講以一定比例向含有高濃度氨氮的廢水中投加磷鹽和鎂鹽，當(dāng)[Mg2 + ][NH4+][PO43 -]>2.5×10–13時(shí)可生成磷酸銨鎂(MAP)，除去廢水中的氨氮。穆大綱等[8]采用向氨氮濃度較高的工業(yè)廢水中投加MgCl2·6H2O和Na2HP04·12H20生成磷酸銨鎂沉淀的方法，以去除其中的高濃度氨氮。結(jié)果表明，在pH為8.9l，Mg2+，NH4，P043-的摩爾比為1.25:1:1，反應(yīng)溫度為25 ℃，反應(yīng)時(shí)間為20 min，沉淀時(shí)間為20 min的條件下，氨氨質(zhì)量濃度可由9500 mg/L降低到460 mg/L，去除率達(dá)到95%以上。由于在多數(shù)廢水中鎂鹽的含量相對(duì)于磷酸鹽和氨氮會(huì)較低，盡管生成的磷酸銨鎂可以做為農(nóng)肥而抵消一部分成本，投加鎂鹽的費(fèi)用仍成為限制這種方法推行的主要因素。海水取之不盡，并且其中含有大量的鎂鹽。Kumashiro等[9]以海水做為鎂離子源試驗(yàn)研究了磷酸銨鎂結(jié)晶過(guò)程。鹽鹵是制鹽副產(chǎn)品，主要含MgCl2和其他無(wú)機(jī)化合物。Mg2+約為32 g/L為海水的27倍。Lee等[10]用MgCl2、海水、鹽鹵分別做為Mg2+源以磷酸銨鎂結(jié)晶法處理養(yǎng)豬場(chǎng)廢水，結(jié)果表明，pH是最重要的控制參數(shù)，當(dāng)終點(diǎn)pH≈9.6時(shí)，反應(yīng)在10 min內(nèi)即可結(jié)束。由于廢水中的N/P不平衡，與其他兩種Mg2+源相比，鹽鹵的除磷效果相同而脫氮效果略差。

　　1.5 化學(xué)氧化法

　　利用強(qiáng)氧化劑將氨氮直接氧化成氮?dú)膺M(jìn)行脫除的一種方法。折點(diǎn)加氯是利用在水中的氨與氯反應(yīng)生成氨氣脫氨，這種方法還可以起到殺菌作用，但是產(chǎn)生的余氯會(huì)對(duì)魚(yú)類有影響，故必須附設(shè)除余氯設(shè)施。在溴化物存在的情況下，臭氧與氨氮會(huì)發(fā)生如下類似折點(diǎn)加氯的反應(yīng)：

　　Br-+O3+H+→HBrO+O2，

　　NH3+HBrO→NH2Br+H2O，

　　NH2Br+HBrO→NHBr2+H2O，

　　NH2Br+NHBr2→N2+3Br-+3H+。

　　Yang等[11]用一個(gè)有效容積32 L的連續(xù)曝氣柱對(duì)合成廢水(氨氮600 mg/L)進(jìn)行試驗(yàn)研究，探討B(tài)r/N、pH以及初始氨氮濃度對(duì)反應(yīng)的影響，以確定去除最多的氨氮并形成最少的NO3-的******反應(yīng)條件。發(fā)現(xiàn)NFR(出水NO3--N與進(jìn)水氨氮之比)在對(duì)數(shù)坐標(biāo)中與Br-/N成線性相關(guān)關(guān)系，在Br-/N>0.4，氨氮負(fù)荷為3.6～4.0 kg/(m3·d)時(shí)，氨氮負(fù)荷降低則NFR降低。出水pH=6.0時(shí)，NFR和BrO--Br(有毒副產(chǎn)物)最少。BrO--Br可由Na2SO3定量分解，Na2SO3投加量可由ORP控制。

　　2 生化聯(lián)合法

　　物化方法在處理高濃度氨氮廢水時(shí)不會(huì)因?yàn)榘钡獫舛冗^(guò)高而受到限制，但是不能將氨氮濃度降到足夠低(如100 mg/L以下)。而生物脫氮會(huì)因?yàn)楦邼舛扔坞x氨或者亞硝酸鹽氮而受到抑制。實(shí)際應(yīng)用中采用生化聯(lián)合的方法，在生物處理前先對(duì)含高濃度氨氮的廢水進(jìn)行物化處理。

　　盧平等[12]研究采用吹脫-缺氧-好氧工藝處理含高濃度氨氮垃圾滲濾液。結(jié)果表明，吹脫條件控制在pH=9 5、吹脫時(shí)間為12 h時(shí)，吹脫預(yù)處理可去除廢水中60%以上的氨氮，再經(jīng)缺氧-好氧生物處理后對(duì)氨氮(由1400 mg/L降至19.4 mg/L)和COD的去除率>90%。

　　Horan等[13]用生物活性炭流化床處理垃圾滲濾液(COD為800～2700 mg/L，氨氮為220～800 mg/L)。研究結(jié)果表明，在氨氮負(fù)荷0.71 kg/(m3·d)時(shí)，硝化去除率可達(dá)90%以上，COD去除率達(dá)70%，BOD全部去除。Fikret等[14]以石灰絮凝沉淀+空氣吹脫做為預(yù)處理手段提高滲濾液的可生化性，在隨后的好氧生化處理池中加入吸附劑(粉末狀活性炭和沸石)，發(fā)現(xiàn)吸附劑在0～5 g/L時(shí)COD和氨氮的去除效率均隨吸附劑濃度增加而提高。對(duì)于氨氮的去除效果沸石要優(yōu)于活性炭。

　　膜-生物反應(yīng)器技術(shù)(MBR)是將膜分離技術(shù)與傳統(tǒng)的廢水生物反應(yīng)器有機(jī)組合形成的一種新型高效的污水處理系統(tǒng)。MBR處理效率高，出水可直接回用，設(shè)備少戰(zhàn)地面積小，剩余污泥量少。其難點(diǎn)在于保持膜有較大的通量和防止膜的滲漏。李紅巖等[15]利用一體化膜生物反應(yīng)器進(jìn)行了高濃度氨氮廢水硝化特性研究。研究結(jié)果表明，當(dāng)原水氨氮濃度為2000 mg/L、進(jìn)水氨氦的容積負(fù)荷為2.0 kg/(m3·d)時(shí)，氨氮的去除率可達(dá)99%以上，系統(tǒng)比較穩(wěn)定。反應(yīng)器內(nèi)活性污泥的比硝化速率在半年的時(shí)間內(nèi)基本穩(wěn)定在0.36/d左右。

　　3 新型生物脫氮法

　　近年來(lái)國(guó)內(nèi)外出現(xiàn)了一些全新的脫氮工藝，為高濃度氨氮廢水的脫氮處理提供了新的途徑。主要有短程硝化反硝化、好氧反硝化和厭氧氨氧化。

　　3.1 短程硝化反硝化

　　生物硝化反硝化是應(yīng)用最廣泛的脫氮方式。由于氨氮氧化過(guò)程中需要大量的氧氣，曝氣費(fèi)用成為這種脫氮方式的主要開(kāi)支。短程硝化反硝化(將氨氮氧化至亞硝酸鹽氮即進(jìn)行反硝化)，不僅可以節(jié)省氨氧化需氧量而且可以節(jié)省反硝化所需炭源。Ruiza等[16]用合成廢水(模擬含高濃度氨氮的工業(yè)廢水)試驗(yàn)確定實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累的******條件。要想實(shí)現(xiàn)亞硝酸鹽積累，pH不是一個(gè)關(guān)鍵的控制參數(shù)，因?yàn)閜H在6.45～8.95時(shí)，全部硝化生成硝酸鹽，在pH<6.45或pH>8.95時(shí)發(fā)生硝化受抑，氨氮積累。當(dāng)DO=0.7 mg/L時(shí)，可以實(shí)現(xiàn)65%的氨氮以亞硝酸鹽的形式積累并且氨氮轉(zhuǎn)化率在98%以上。DO<0.5 mg/L時(shí)發(fā)生氨氮積累，DO>1.7 mg/L時(shí)全部硝化生成硝酸鹽。劉俊新等[17]對(duì)低碳氮比的高濃度氨氮廢水采用亞硝玻型和硝酸型脫氮的效果進(jìn)行了對(duì)比分析。試驗(yàn)結(jié)果表明，亞硝酸型脫氮可明顯提高總氮去除效率，氨氮和硝態(tài)氮負(fù)荷可提高近1倍。此外，pH和氨氮濃度等因素對(duì)脫氮類型具有重要影響。

　　劉超翔等[18]短程硝化反硝化處理焦化廢水的中試結(jié)果表明，進(jìn)水COD、氨氮、TN 和酚的濃度分別為1201.6、510.4、540.1、110.4 mg/L時(shí)，出水COD、氨氮、TN和酚的平均濃度分別為197.1、14.2、181.5、0.4 mg/L，相應(yīng)的去除率分別為83.6%、97.2%、66.4%、99.6%。與常規(guī)生物脫氮工藝相比，該工藝氨氮負(fù)荷高，在較低的C/N值條件下可使TN去除率提高。

　　3.2 厭氧氨氧化(ANAMMOX)和全程自養(yǎng)脫氮(CANON)

　　厭氧氨氧化是指在厭氧條件下氨氮以亞硝酸鹽為電子受體直接被氧化成氮?dú)獾倪^(guò)程。ANAMMOX的生化反應(yīng)式為：

　　NH4++NO2-→N2↑+2H2O

　　ANAMMOX菌是專性厭氧自養(yǎng)菌，因而非常適合處理含NO2-、低C/N的氨氮廢水。與傳統(tǒng)工藝相比，基于厭氧氨氧化的脫氮方式工藝流程簡(jiǎn)單，不需要外加有機(jī)炭源，防止二次污染，又很好的應(yīng)用前景。厭氧氨氧化的應(yīng)用主要有兩種：CANON工藝和與中溫亞硝化(SHARON)結(jié)合，構(gòu)成SHARON-ANAMMOX聯(lián)合工藝。

　　CANON工藝是在限氧的條件下，利用完全自養(yǎng)性微生物將氨氮和亞硝酸鹽同時(shí)去除的一種方法，從反應(yīng)形式上看，它是SHARON和ANAMMOX工藝的結(jié)合，在同一個(gè)反應(yīng)器中進(jìn)行。孟了等[19]發(fā)現(xiàn)深圳市下坪固體廢棄物填埋場(chǎng)滲濾液處理廠，溶解氧控制在1 mg/L左右，進(jìn)水氨氮<800 mg/L，氨氮負(fù)荷<0.46 kgNH4+/(m3·d)的條件下，可以利用SBR反應(yīng)器實(shí)現(xiàn)CANON工藝，氨氮的去除率>95%，總氮的去除率>90%。

　　Sliekers等[20]的研究表明ANAMMOX和CANON過(guò)程都可以在氣提式反應(yīng)器中運(yùn)轉(zhuǎn)良好，并且達(dá)到很高的氮轉(zhuǎn)化速率?？刂迫芙庋踉?.5mg/L左右，在氣提式反應(yīng)器中，ANAMMOX過(guò)程的脫氮速率達(dá)到8.9 kgN/(m3·d)，而CANON過(guò)程可以達(dá)到1.5 kgN/(m3·d)。

　　3.3 好氧反硝化

　　傳統(tǒng)脫氮理論認(rèn)為，反硝化菌為兼性厭氧菌，其呼吸鏈在有氧條件下以氧氣為終末電子受體在缺氧條件下以硝酸根為終末電子受體。所以若進(jìn)行反硝化反應(yīng)，必須在缺氧環(huán)境下。近年來(lái)，好氧反硝化現(xiàn)象不斷被發(fā)現(xiàn)和報(bào)道，逐漸受到人們的關(guān)注。一些好氧反硝化菌已經(jīng)被分離出來(lái)，有些可以同時(shí)進(jìn)行好氧反硝化和異養(yǎng)硝化(如Robertson等分離、篩選出的Tpantotropha.LMD82.5)。這樣就可以在同一個(gè)反應(yīng)器中實(shí)現(xiàn)真正意義上的同步硝化反硝化，簡(jiǎn)化了工藝流程，節(jié)省了能量。

　　賈劍暉等[21]用序批式反應(yīng)器處理氨氮廢水，試驗(yàn)結(jié)果驗(yàn)證了好氧反硝化的存在，好氧反硝化脫氮能力隨混合液溶解氧濃度的提高而降低，當(dāng)溶解氧濃度為0.5 mg/L時(shí)，總氮去除率可達(dá)到66.0%。

　　趙宗勝等[22]連續(xù)動(dòng)態(tài)試驗(yàn)研究表明，對(duì)于高濃度氨氮滲濾液，普通活性污泥達(dá)的好氧反硝化工藝的總氮去除串可達(dá)10%以上。硝化反應(yīng)速率隨著溶解氧濃度的降低而下降;反硝化反應(yīng)速率隨著溶解氧濃度的降低而上升。硝化及反硝化的動(dòng)力學(xué)分析表明，在溶解氧為0.14 mg/L左右時(shí)會(huì)出現(xiàn)硝化速率和反硝化速率相等的同步硝化反硝化現(xiàn)象。其速率為4.7mg/(L·h)，硝化反應(yīng)KN=0.37 mg/L;反硝化反應(yīng)KD=0.48 mg/L。

　　在反硝化過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生N2O是一種溫室氣體，產(chǎn)生新的污染，其相關(guān)機(jī)制研究還不夠深入，許多工藝仍在實(shí)驗(yàn)室階段，需要進(jìn)一步研究才能有效地應(yīng)用于實(shí)際工程中。另外，還有諸如全程自養(yǎng)脫氮工藝、同步硝化反硝化等工藝仍處在試驗(yàn)研究階段，都有很好的應(yīng)用前景。

　　4 小 結(jié)

　　雖然處理高濃度氨氮廢水的處理方法有多種，但是目前還沒(méi)有一種能夠兼顧流程簡(jiǎn)單、投資省、技術(shù)成熟、控制方便以及無(wú)二次污染等各個(gè)方面。如何經(jīng)濟(jì)有效地處理高濃度氨氮廢水仍是擺在環(huán)境工程工作者面前的一道難題，如何將新型高效的生物脫氮工藝投入實(shí)際應(yīng)用以及簡(jiǎn)單實(shí)用的生化聯(lián)合工藝應(yīng)該成為今后研究工作的重點(diǎn)。

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　　[1]******作者：常功法，男，1981年生，碩士研究生，研究方向?yàn)樗廴痉乐渭夹g(shù)。

　　焦化廢水物化處理方法綜述

　　1 引 言

　　焦化廢水是煤制焦炭、煤氣凈化及焦化產(chǎn)品回收過(guò)程中產(chǎn)生的高濃度有機(jī)廢水。其組成復(fù)雜，含有大量的酚類、聯(lián)苯、吡啶、吲哚和喹啉等有機(jī)污染物，還含有氰、無(wú)機(jī)氟離子和氨氮等有毒有害物質(zhì)，污染物色度高，屬較難生化降解的高濃度有機(jī)工業(yè)廢水。因此焦化廢水的處理，一直是國(guó)內(nèi)外廢水處理領(lǐng)域的一大難題。

　　目前處理焦化廢水的技術(shù)主要有物化法、生化法以及物化-生化法等三大類。其中物化法簡(jiǎn)單易行，在焦化廢水的處理中得到廣泛應(yīng)用。

　　2 焦化廢水物化處理技術(shù)

　　2.1 吸附法

　　吸附法處理廢水 ，就是利用多孔性吸附劑吸附廢水中的一種或幾種溶質(zhì)，使廢水得到凈化。常用吸附劑有活性炭、磺化煤、礦渣、硅藻土等。這種方法處理成本高，吸附劑再生困難 ，不利于處理高濃度的廢水。

　　夏海萍、柯家駿研究了膨潤(rùn)土粘土礦對(duì)焦化廢水中氨氮的吸附作用，研究表明天然膨潤(rùn)土能夠有效地吸附焦化廢水中的氨氮;顆粒膨潤(rùn)土的吸附效果優(yōu)于粉狀膨潤(rùn)土。

　　吳聲彪、肖波、史曉燕等研究比較了粉末活性炭和柱狀活性炭對(duì)焦化廢水COD的去除效率，結(jié)果表明，粉末活性炭對(duì)COD的去除率可高達(dá)98.5%;同時(shí)，粉末活性炭的顆粒有一個(gè)******尺寸范圍，粒徑為0.09mm的粉末活性炭對(duì)焦化廢水COD的去除率最高。

　　粉煤灰處理廢水是近幾年粉煤灰綜合利用研究的熱點(diǎn)之一。粉煤灰主要成分是二氧化硅和硅酸鹽。用粉煤灰作為吸附劑深度處理焦化廢水時(shí)，脫色效果好，對(duì)COD、揮發(fā)酚、油等的去除效果好，費(fèi)用低。

　　劉心中，姚德，董鳳芝，楊新春對(duì)粉煤灰處理廢水的機(jī)理得到了初步認(rèn)識(shí)，其作用基本上以吸附為主，包括物理吸附和化學(xué)吸附，吸附規(guī)律符合Freundlich吸附等溫式。

　　張昌鳴、李愛(ài)英等在實(shí)驗(yàn)室條件下，進(jìn)行了用粉煤灰作吸附劑凈化處理焦化生化出水廢水的研究，指出，當(dāng)粉煤灰添加量為1.5g/100mL和浸漬時(shí)間為20～25min的條件下，處理后的廢水除氨氮外，其他各項(xiàng)指標(biāo)均可達(dá)到外排標(biāo)準(zhǔn)。

　　2. 2 化學(xué)沉淀法

　　劉小瀾，王繼徽，黃穩(wěn)水等采用化學(xué)沉淀劑MgCl2·6H2O和Na2HPO4·12H2O(或MgHPO4·3H2O) 對(duì)焦化剩余氨水進(jìn)行預(yù)處理，取得了較好的效果，廢水中氨氮的去除率高達(dá)99%以上。沉淀劑與焦化廢水中的NH4+反應(yīng)，生成磷酸銨鎂沉淀。在PH為8.5～9.5的條件下，投加的藥劑Mg2+∶NH4+∶PO43- (摩爾比)為1 4∶1∶0.8時(shí)，廢水氨氮的去除率達(dá)99%以上，出水氨氮的質(zhì)量濃度由2000mg/L降至15mg/L。達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)。

　　2. 3 混凝沉淀法

　　混凝法是向廢水中加入混凝劑并使之水解產(chǎn)生水合配離子及氫氧化物膠體，中和廢水中某些物質(zhì)表面所帶的電荷，使這些帶電物質(zhì)發(fā)生凝集。混凝法的關(guān)鍵在于混凝劑 ，目前國(guó)內(nèi)焦化廠家一般采用聚合硫酸鐵(PFS)，助凝劑為聚丙烯酰胺(PDM)。趙玲，吳梅研究了混凝澄清法在焦化廢水處理中的應(yīng)用，生產(chǎn)實(shí)踐證明，采用混凝澄清法對(duì)焦化生化后廢水進(jìn)行深度處理，聚合硫酸鐵(PFS)的投加量在20~30mg/L，聚丙烯酰胺的投加量在0.25~0.13 mg/L，能夠去除45%的COD、37%的氰化物，達(dá)到較好效果。

　　上海焦化總廠選用厭氧-好氧生物脫氮結(jié)合聚鐵絮凝機(jī)械加速澄清法對(duì)焦化廢水進(jìn)行綜合治理，使出水中COD<158mg/L， NH3-N<15g/L。盧建杭等人開(kāi)發(fā)了一種專用混凝劑M180，該藥劑可有效去除焦化廢水中的CODcr、色度、F和總CN--等污染物，使廢水出水指標(biāo)達(dá)到國(guó)家排放標(biāo)準(zhǔn)。

　　近年來(lái)，新型復(fù)合混凝劑在焦化廢水的處理中的應(yīng)用得到廣泛的研究。郭金華、田作林、馮天偉等用硫鐵礦燒渣經(jīng)過(guò)酸浸、聚合等工序而制備成的一種化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定、易溶于水的堿式氯化硫酸鐵的聚合物，同時(shí)含有一定量的鋁、鈣、鎂、鋅等高價(jià)離子，介紹了新型復(fù)合混凝劑的混凝機(jī)理及處理焦化廢水工藝，通過(guò)實(shí)驗(yàn)室小試及工業(yè)擴(kuò)大實(shí)驗(yàn)，確定了藥劑的******投入量及******PH值，以達(dá)到******的凈水效果。

　　2.4 Fenton試劑法

　　Fenton試劑是由H2O2和Fe2+混合得到的一種強(qiáng)氧化劑，由于其能產(chǎn)生氧化能力很強(qiáng)的·OH自由基，在處理難生物降解或一般化學(xué)氧化難以奏效的有機(jī)廢水時(shí)，具有反應(yīng)迅速，溫度和壓力等反應(yīng)條件緩和且無(wú)二次污染等優(yōu)點(diǎn)。因此，近30年來(lái)越來(lái)越受到國(guó)內(nèi)外環(huán)保工作者的廣泛重視。

　　劉紅，周志輝采用Fenton試劑氧化聯(lián)合聚硅硫酸鋁混凝沉降的方法，對(duì)氣浮一隔油后的焦化廢水進(jìn)行了試驗(yàn)研究，獲得了良好的效果，為該工藝實(shí)際處理焦化廢水提供了科學(xué)依據(jù)。試驗(yàn)證明，在******處理?xiàng)l件下，廢水的COD值可由1173.0mg/L降至38.2mg/L，符合國(guó)家一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)，COD去除率達(dá)到96.7%。

　　3 結(jié) 語(yǔ)

　　深入研究焦化廢水的******處理技術(shù)，既是當(dāng)前經(jīng)濟(jì)建設(shè)面臨的現(xiàn)實(shí)問(wèn)題，也是將來(lái)進(jìn)行技術(shù)攻關(guān)的重點(diǎn)，只有不斷提高現(xiàn)有處理技術(shù)的處理能力、增強(qiáng)新技術(shù)的經(jīng)濟(jì)技術(shù)可行性，將各種方法有機(jī)地結(jié)合起來(lái)，取長(zhǎng)補(bǔ)短才能找到治理焦化廢水的******方法。其中化學(xué)氧化法具有去除率高，占地面積小、無(wú)二次污染的特點(diǎn)，是焦化廢水處理的發(fā)展趨勢(shì)。吸附法和混凝法是焦化廢水深度處理的可靠方法 ，應(yīng)著力進(jìn)行新型吸附劑和混凝劑的開(kāi)發(fā)。

　　焦化廢水中難降解有機(jī)物處理試驗(yàn)研究

　　引言

　　焦化廢水是一種含有大量有毒有害物質(zhì)的有機(jī)廢水。其有機(jī)組分除85%的酚類化合物以外，還包括脂肪族化合物、雜環(huán)化合物和多環(huán)芳香族化合物等[1]。一般來(lái)講，酚類物質(zhì)比較容易被生物降解，而雜環(huán)化合物、多環(huán)化合物等則難以被生物降解。正是由于這些難降解物質(zhì)的存在，使得焦化廢水經(jīng)普通活性污泥法處理后其出水水質(zhì)不能達(dá)到國(guó)家規(guī)定的排放標(biāo)準(zhǔn)。據(jù)對(duì)24家焦化廠污水處理系統(tǒng)出水水質(zhì)的統(tǒng)計(jì)：CODcr含量低于150mg/L者，僅占12.5%，低于200mg/L者僅占29.2%[2]。為此，現(xiàn)有的焦化廢水處理工藝必須進(jìn)行技術(shù)改造。我們選擇了焦化廢水中比較具有代表性的3種難降解物質(zhì)——喹啉、吲哚和吡啶，再加上焦化廢水中含量最高的酚(采用苯酚)，構(gòu)成了試驗(yàn)?zāi)M廢水。通過(guò)試驗(yàn)研究，以了解難降解物質(zhì)在焦化廢水中的處理性能，為提高焦化廢水的處理效果及工藝改進(jìn)提供必要的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)。

　　1 試驗(yàn)材料與方法

　　1.1 工藝流程與試驗(yàn)裝置

　　經(jīng)分析與篩選，工藝流程選擇中溫水解(酸化)、好氧兩段SBR工藝。試驗(yàn)采用的兩個(gè)反應(yīng)器均為圓柱型。其中水解(酸化)段的反應(yīng)器有效容積為5L，好氧段反應(yīng)器的有效容積為3L。工藝流程見(jiàn)圖1。其中，水解(酸化)段用溫控儀控制水溫在35℃左右，好氧段用可自動(dòng)控溫的加熱棒控制水溫在20℃左右。

　　1.2 試驗(yàn)用水水質(zhì)

　　試驗(yàn)采用模擬廢水，其中4種污染物的大致濃度為：苯酚500mg/L、喹啉100mg/L、吲哚40mg/L、吡啶40mg/L。并配以NaH2PO4和NH4Cl作為磷源和氮源，碳、氮、磷的比例為：m(C):m(N):m(P)=100:5:1。

　　1.3 試驗(yàn)測(cè)定項(xiàng)目及方法

　　每天對(duì)4種污染物的濃度、pH、DO進(jìn)行測(cè)定，定期測(cè)定CODcr。其中4種污染物的測(cè)定，水解段采用液相色譜法，好氧段采用紫外分光光度法;DO的測(cè)定采用YSI Model 58型溶解氧測(cè)定儀;CODcr的測(cè)定采用30min回流法。

　　2 試驗(yàn)結(jié)果與分析

　　2.1 好氧段不同入流時(shí)間對(duì)處理效果的影響

　　在SBR工藝系統(tǒng)中人流時(shí)間是一個(gè)很重要的參數(shù)，對(duì)于有毒性的污水，如果入流期過(guò)短，則會(huì)因?yàn)槿肓髌诘幕|(zhì)積累形成抑制，此時(shí)，所積累的濃度越大，反應(yīng)速度反而減小，從而延長(zhǎng)了反應(yīng)周期;如果入流期過(guò)長(zhǎng)，則反應(yīng)速度較低，也會(huì)延長(zhǎng)反應(yīng)周期。因此，有必要在SBR藝中控制入流時(shí)間，使反應(yīng)不受抑制的影響，同時(shí)又獲得較高的反應(yīng)速度。

　　為了確定好氧段的******入流時(shí)間，我們采用了3種入流時(shí)段：2h、4h、6h進(jìn)行實(shí)驗(yàn)研究(其中好氧段的進(jìn)水均經(jīng)過(guò)8h的中溫水解《酸化》，相應(yīng)的反應(yīng)時(shí)間分別為6h、4h和2h，實(shí)驗(yàn)處理效果見(jiàn)表1、表2、表3所示。

　　表1 2h入流、6h反應(yīng)時(shí)的處理效果

　　水樣污染物濃度/(mg·L-1)pH

　　苯酚喹啉吲哚吡啶CODcr

　　好氧進(jìn)水*30617.112.425.812567.37

　　好氧出水010.68.0912.872.47.92

　　去除率/%10038.034.850.494.2

　　其中：MLSS=5.2g/L　SVI=68.1

　　注：*：好氧進(jìn)水為經(jīng)8h水解(酸化)后的出水，數(shù)值為多次測(cè)定結(jié)果的平均值

　　表2 4h入流、4h反應(yīng)時(shí)的處理效果

　　水樣污染物濃度/(mg·L-1)pH

　　苯酚喹啉吲哚吡啶CODcr

　　好氧進(jìn)水30617.112.425.812957.40

　　好氧出水05.873.755.9942.57.87

　　去除率/%10065.769.876.896.7

　　其中：MLSS=5.0g/L　SVI=70.3

　　表3 6h入流、2h反應(yīng)時(shí)的處理效果

　　水樣污染物濃度/(mg·L-1)pH

　　苯酚喹啉吲哚吡啶CODcr

　　好氧進(jìn)水30617.112.425.813247.42

　　好氧出水013.79.2315.21037.88

　　去除率/%10019.925.041.192.2

　　其中：MLSS=5.3g/L　SVI=75.4

　　從以上實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可以看到：在3種入流條件下，當(dāng)反應(yīng)結(jié)束時(shí)，苯酚的去除率達(dá)到100%，喹啉、吲哚以及吡啶都有不同程度的降解，但以4h入流條件下，反應(yīng)結(jié)束時(shí)降解程度******。4h入流、4h反應(yīng)時(shí)的處理效果均優(yōu)于其他狀態(tài)的處理效果。苯酚、喹啉、吲哚和吡啶的去除率分別達(dá)到100%、65.7%和69.8%。圖2、圖3、圖4分別為入流時(shí)間2h、4h、6h時(shí)3種難降解物質(zhì)的降解曲線對(duì)比圖。從圖中可以看到，在入流時(shí)間為4h時(shí)降解速率最快，出水中喹啉、吲哚和吡啶的濃度也******，因此，我們選定4h為******入流時(shí)間，在后面討論不同的水解(酸化)時(shí)間對(duì)好氧段處理效果的影響時(shí)，入流時(shí)間均采用4h。

　　2.2 不同水解(酸化)時(shí)間對(duì)處理效果的影響

　　確定了******入流時(shí)間后，在此入流條件下，我們又分別對(duì)不同水解(酸化)時(shí)間對(duì)好氧段處理效果的影響做了實(shí)驗(yàn)研究，水解時(shí)間分別取6h、4h、2h，然后進(jìn)行8h(入流4h，反應(yīng)4h)的好氧處理，對(duì)其處理效果進(jìn)行對(duì)比，擬確定一個(gè)對(duì)模擬廢水比較適合的水解(酸化)時(shí)間。水解(酸化)6h、4h、2h后，經(jīng)8h好氧處理后的結(jié)果見(jiàn)表4、表5及表6，水解(酸化)時(shí)間為8h時(shí)的處理效果見(jiàn)表2。

　　表4 水解6h時(shí)的處理效果

　　水樣污染物濃度/(mg·L-1)pH

　　苯酚喹啉吲哚吡啶CODcr

　　好氧進(jìn)水323.619.6513.126.511377.43

　　好氧出水07.203.084.1650.77.93

　　去除率/%10063.376.584.395.5

　　其中：MLSS=5.6g/L　SVI=80.0

　　表5 水解4h時(shí)的處理效果

　　水樣污染物濃度/(mg·L-1)pH

　　苯酚喹啉吲哚吡啶CODcr

　　好氧進(jìn)水345.724.614.930.212267.42

　　好氧出水08.563.288.6552.88.01

　　去除率/%10065.278.074.795.7

　　其中：MLSS=5.8g/L　SVI=78.2

　　表6 水解2h時(shí)的處理效果

　　水樣污染物濃度/(mg·L-1)pH

　　苯酚喹啉吲哚吡啶CODcr

　　好氧進(jìn)水365.533.317.635.613787.38

　　好氧出水09.335.407.9483.57.99

　　去除率/%10072.069.377.793.8

　　其中：MLSS=6.8g/L　SVI=82.1

　　從表2、表4、表5、表6的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)可以看出，水解(酸化)時(shí)間為2h、4h時(shí)，出水中3種難解降物質(zhì)的含量明顯高于水解(酸化)時(shí)間為6h和8h時(shí)出水中的含量。

　　圖5、圖6、圖7分別為4種水解(酸化)時(shí)間時(shí)，喹啉、吲哚、吡啶在好氧段降解曲線的對(duì)比。由圖可以看出：對(duì)于喹啉，水解(酸化)時(shí)間越長(zhǎng)，去除效果越好，但是經(jīng)好氧段后去除效果提高不大;對(duì)于吲哚，除了水解(酸化)時(shí)間為2h時(shí)去除效果較差以

　　外，其它3種水解時(shí)間下，處理效果接近;而對(duì)于吡啶，水解(酸化)時(shí)間為2h和4h時(shí)去除效果稍差，水解(酸化)時(shí)間為6h和8h時(shí)的去除效果幾乎相同。綜上所述，我們認(rèn)為6h的水解(酸化)時(shí)間比較適宜。

　　3 結(jié)論

　?、?用水解(酸化)、好氧兩段SBR工藝能有效去除焦化廢水中典型的3種難降解物，其中喹啉、吲哚的去除率在90%以上，吡啶的去除率接近90%，苯酚的去除率為100%。

　　②水解(酸化)段的時(shí)間長(zhǎng)短對(duì)后續(xù)的好氧處理也有一定的影響，水解2h、4h時(shí)的處理效果明顯低于水解8h的處理效果，而水解6h的處理效果與水解8h的處理效果相差不大，因此我們認(rèn)為水解時(shí)間為6h比較適宜。

　　③由于焦化廢水是一種有毒抑制性廢水，因此，入流時(shí)間的長(zhǎng)短對(duì)其處理效果影響比較大，水解(酸化)6h，好氧段入流期為4h時(shí)處理效果******。

　　化學(xué)沉淀法-A/O工藝處理合成氨有機(jī)廢水的工程設(shè)計(jì)

　　山東某化工集團(tuán)是一個(gè)集肥料、化工、科研、商貿(mào)流通、農(nóng)化服務(wù)于一體的國(guó)有大型企業(yè)，該集團(tuán)氮肥分廠廢水主要是合成氨廢水，日排廢水1100m3,另有100m3/d的生活污水。原污水處理設(shè)施只對(duì)外排廢水做沉淀處理，故廢水中的污染物質(zhì)如氨氮、氰化物、COD等還不能達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)，造成水體“富營(yíng)養(yǎng)化”和水中生物中毒，對(duì)當(dāng)?shù)厮h(huán)境造成了較大污染。根據(jù)該廠實(shí)際情況，采用“化學(xué)沉淀法-A./O”工藝處理廢水取得了良好效果。

　　1. 廢水來(lái)源

　　廢水主要產(chǎn)生于造氣、合成和冷凝過(guò)程中，該廢水的主要特征污染物為氨氮。

　　2. 方案的確定

　　2.1 設(shè)計(jì)原水水質(zhì)：COD≤260 mg/L ，PH：7~9 ，SS≤400 mg/L ，

　　氰化物≤2.0 mg/L，氨氮≤500 mg/L ，揮發(fā)酚≤.1.50 mg/L ，硫化物≤2.0 mg/L 。

　　2.2 處理水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)：COD≤200 mg/L ，PH：6~9 ，SS≤200 mg/L ，

　　氰化物≤1.0 mg/L,氨氮≤150 mg/L, 揮發(fā)酚≤.0.20 mg/L ，硫化物≤1.0 mg/L 。

　　2.3 在預(yù)處理階段采用化學(xué)沉淀法，在廢水中加入硫酸亞鐵，在PH值為7.5～10.5的范圍內(nèi)，將氰化物轉(zhuǎn)化為無(wú)毒的鐵氰配合物。監(jiān)測(cè)進(jìn)水PH值為8.26(在7.5～10.5之間)，符合要求。

　　在生化階段采用傳統(tǒng)的生物脫氮方法，常用的生物脫氮方法有前置生物脫氮法(A/O工藝)和后置生物脫氮法。后置生物脫氮法占地比前置生物脫氮法的大，增加了工程的基建投資;并且需要外加碳源，這樣將增加廢水的處理成本且外加碳源的量不易控制，易造成出水COD上升。而前置生物脫氮法具有占地少、不需外加碳源等優(yōu)點(diǎn)，因此，本項(xiàng)目的主體工藝采用前置反硝化的生物脫氮法。

　　前置反硝化生物脫氮法分為分建式與合建式,即反硝化、硝化與BOD去除分別在兩座不同的反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行或在同一座反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行。

　　合建式反應(yīng)器節(jié)省了基建和運(yùn)行費(fèi)用，且容易滿足處理工程對(duì)碳源和堿度等條件的要求，但影響因素不好控制。一、溶解氧(DO)指數(shù)至關(guān)重要，一般為0.5mg/l~1.5mg/l范圍內(nèi);二、污泥負(fù)荷指數(shù)<0.1~0.15KgBOD/KgMLSS·d，以滿足硝化的要求;三、C/N比(滿足反硝化過(guò)程對(duì)碳源的要求，6~7之間合適);四、堿度(適宜范圍為7.5~8.0)。

　　對(duì)于傳統(tǒng)的“硝化—反硝化”分建式反應(yīng)器(A/O工藝)，由于反應(yīng)不在同一座反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，硝化、反硝化的影響因素控制范圍相應(yīng)增大，可以更為有效地發(fā)揮和提高活性污泥中某些微生物(如硝化菌、反硝化菌等)所特有的處理能力，從而達(dá)到脫氮除磷、處理難降解有機(jī)物的目的。這樣的生物處理組合工藝可以減少生化池的容積，提高生化處理效率，既節(jié)省環(huán)保投資又可減少日常的運(yùn)行費(fèi)用。

　　2.4 工藝流程

　　2.5 工藝流程說(shuō)明

　　本項(xiàng)目的工藝采用“硝化-反硝化”為核心的A/O法生物脫氮處理

　　工藝。A/O法生物去除氨氮原理是在充氧的條件下(O段),污水中的氨氮被硝化菌硝化為硝態(tài)氮，大量硝態(tài)氮回流至A段，在缺氧的條件下，通過(guò)兼性厭氧反硝化菌作用，以污水中有機(jī)物作為電子供體，硝態(tài)氮作為電子受體，使硝態(tài)氮被還原為無(wú)污染的氮?dú)?，逸入大氣從而達(dá)到最終脫氮的目的。

　　2.5.1污水流程

　　生產(chǎn)廢水經(jīng)調(diào)節(jié)池調(diào)節(jié)水量，均衡水質(zhì)后由水泵提升，加入FeSO4,

　　去除CN- ,生成絡(luò)合沉淀物。出水進(jìn)入一沉池沉淀去除部分懸浮物和沉淀物，一沉池出水和回流液混合進(jìn)入缺氧池，進(jìn)行反硝化脫氮反應(yīng)，NO3- —N被還原成N2進(jìn)入空氣，污水則進(jìn)入生物接觸氧化池。在生物接觸氧化池內(nèi)進(jìn)行降解和硝化反應(yīng)，BOD大部分被降解，NH4+—N則轉(zhuǎn)化為NO3- —N，出水大部分回流，剩余部分則進(jìn)入二沉池沉淀脫落的生物膜，二沉池出水可直接達(dá)標(biāo)排放，也可用泵泵入廠辦公生活區(qū)的水景噴泉配水系統(tǒng)，這樣即可美化廠區(qū)環(huán)境，又可利用在噴泉中水射流及曝曬起到的“氧化塘”作用，水質(zhì)會(huì)得到更好的改善，從而充分保證了排放水的水質(zhì)要求。

　　2.5.2污泥流程

　　沉淀池污泥進(jìn)入污泥濃縮池，經(jīng)濃縮后上清液回流至調(diào)節(jié)池重新處理，濃縮污泥由泥漿泵提升至干化場(chǎng)干化脫水

　　3.主要構(gòu)筑物的設(shè)計(jì)說(shuō)明

　　3.1 調(diào)節(jié)池

　　因原水排放氨氮值波動(dòng)較大，且需要摻加生活污水，故在廢水處理系統(tǒng)之前設(shè)此調(diào)節(jié)池，以均衡水質(zhì)和調(diào)節(jié)水量。

　　調(diào)節(jié)池采用的是穿孔導(dǎo)流槽式調(diào)節(jié)池，進(jìn)入調(diào)節(jié)池的廢水由于流程長(zhǎng)短的不同，達(dá)到自動(dòng)調(diào)節(jié)均和水質(zhì)的目的，減少了沖擊負(fù)荷對(duì)后續(xù)處理單元的影響。

　　調(diào)節(jié)池有效容積為200m3,水力停留時(shí)間為4h。

　　3.2 一沉池

　　沉淀池去除部分懸浮物，COD和加藥生成的鐵氰絡(luò)合物等。平流式沉淀池的多斗排泥，方式比較可靠，但斗內(nèi)易積泥，排泥困難，只能采用定期放空，人工排泥的方式來(lái)維持生產(chǎn)，如排泥間隔時(shí)間過(guò)長(zhǎng)，還可能出現(xiàn)管口堵塞現(xiàn)象。

　　本設(shè)計(jì)用吸泥機(jī)來(lái)排泥，采用鋼制BXJ—3500型，含有電極、減速機(jī)、液下污泥泵，運(yùn)行可靠，操作方便，廣泛應(yīng)用于平流沉淀池的排泥。

　　沉淀池有效容積為160m3,水力停留時(shí)間為3.2h。

　　3.3 缺氧池

　　缺氧池是通過(guò)棲息在軟型填料上的世代時(shí)間較長(zhǎng)的反硝化菌的作用使廢水中的NO2-、、NO3-轉(zhuǎn)化成CO2和N2，從而達(dá)到生物脫氮的要求。由于采用了前置反硝化脫氮工藝，利用進(jìn)水的有機(jī)物作為碳源，所以反硝化池可以不另加碳源。

　　缺氧池為生物脫氮的主要反應(yīng)器，在缺氧池內(nèi)回流混合液和一沉池出水在攪拌機(jī)的作用下充分混合，在反硝化菌的作用下，發(fā)生反硝化反應(yīng)。

　　硝態(tài)氮被還原為N2，完成脫氮反應(yīng)。

　　從反硝化反應(yīng)式中也可以得到三個(gè)結(jié)論：

　?、?硝化過(guò)程后富余的溶解氧(DO約為0.7～.1.0mg/l)在反硝化過(guò)程中，被反硝化段中的部分有機(jī)物消耗掉，從而進(jìn)一步保證了缺氧反硝化階段溶解氧(DO<0.3mg/l)的工藝要求。

　　⑵ 在反硝化菌的作用下，NO3-被還原，而有機(jī)物被氧化，NO3-在還原過(guò)程中所獲得的電子是由有機(jī)物質(zhì)提供的。因此，在反硝化過(guò)程中，廢水的C/N比是影響脫氮效果的一個(gè)重要因素。

　　⑶ 反硝化反應(yīng)的結(jié)果使生化環(huán)境的PH值提高，反硝化作用最適宜的PH值也在7.5～9.2之間，由于硝化使PH降低而反硝化卻使PH升高，兩個(gè)過(guò)程中的PH變化彼此之間相互抵消，結(jié)果使系統(tǒng)內(nèi)的PH保持不變。但是兩個(gè)過(guò)程中堿度的變化可以作為一個(gè)參數(shù)用來(lái)判斷硝化與反硝化進(jìn)行的程度。

　　缺氧池容積可根據(jù)反硝化速率和需脫硝的硝酸氮量計(jì)算，公式如下：

　　3.4 生物接觸氧化池

　　為有機(jī)物降解和NH4+ —N硝化的反應(yīng)器，在充氧的條件下，有機(jī)物在微生物的作用下分解為CO2和H2O，NH4+ —N則發(fā)生硝化反應(yīng)。硝化作用是在兩類好氧菌的參與下完成的，首先是亞硝化單細(xì)胞菌將氨氮先氧化成亞硝酸鹽，然后硝化桿菌將亞硝酸鹽再進(jìn)一步氧化成硝酸鹽。

　　從上述反應(yīng)式中可以得到三個(gè)結(jié)論:

　　1不論是亞硝化過(guò)程還是硝化過(guò)程，都要耗用大量的氧。要使一分子氨氮(NH3—N及NH4+ —N)完全氧化成NO3- 需耗用2分子的氧，即氧化1mg氨氮需要4×16 / 14 = 4.57 mg的氧，此值為生物氧化池脫氮的需氧量提供了一個(gè)工程設(shè)計(jì)的參考數(shù)據(jù)。由于硝化反應(yīng)需要足夠的氧量，因此大多數(shù)學(xué)者認(rèn)為溶解氧應(yīng)控制在1.5 ～ 2.0 mg/L以上，低于0.5mg/L則硝化作用完全停止。

　　2硝化反應(yīng)的結(jié)果有硝酸(HNO3)生成，會(huì)使生化環(huán)境的酸性提高。因此廢水中應(yīng)有足夠的堿度，以平衡硝化作用中產(chǎn)生的酸，一般認(rèn)為硝化作用最適宜的PH值在7.5 ～ 9.2之間。

　　3硝化反應(yīng)的結(jié)果可使氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽和硝酸鹽，但廢水中的總氮量并沒(méi)發(fā)生變化。

　　硝化作用宜在低BOD負(fù)荷條件下進(jìn)行，若硝化段的含碳有機(jī)基質(zhì)的濃度太高，會(huì)使生長(zhǎng)速率較高的非硝化菌迅速繁衍，從而使硝化菌得不到優(yōu)勢(shì)，結(jié)果降低了硝化速率。一般來(lái)說(shuō)，硝化段的BOD應(yīng)低于20mg/L。

　　采用污泥負(fù)荷計(jì)算好氧池容積，泥齡與污泥去除負(fù)荷的關(guān)系為：

　　好氧池設(shè)兩座，并聯(lián)式，總有效容積為800m3, 泥齡約為30天。

　　4. 處理效果分析

　　德州市陵縣環(huán)境保護(hù)監(jiān)測(cè)站于2001年6月15日～16日對(duì)該廠水樣進(jìn)行了48h的8次取樣監(jiān)測(cè)，監(jiān)測(cè)結(jié)果見(jiàn)表1，表明該設(shè)施的處理出水達(dá)到了國(guó)家《合成氨工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GWPB4-1999)小型二級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)。(注：GWPB4-1999現(xiàn)已改為GB13458-2001)

　　5. 問(wèn)題的探討

　　為了使污泥均質(zhì)，需用漿式攪拌機(jī)攪拌，使污泥成懸浮狀態(tài)，這就需要一定的攪拌速度，而轉(zhuǎn)速不能過(guò)快，否則，將帶入部分空氣而破壞厭氧環(huán)境，同時(shí)易引起漂泥，使污泥流失，因此，攪拌速度應(yīng)控制在一定的范圍內(nèi)，我們?cè)谠O(shè)計(jì)中的攪拌速度為.5.2r / min ，在實(shí)際運(yùn)行中此轉(zhuǎn)速偏大，特別是在調(diào)試階段，由于缺氧池污泥濃度太小(不足1000mg/l)，此轉(zhuǎn)速時(shí)就更容易造成污泥流失，我們建議應(yīng)將轉(zhuǎn)速降低，這是需要進(jìn)一步研究的問(wèn)題。

　　6. 經(jīng)濟(jì)分析

　　工程總投資為163萬(wàn)元，其中污水處理站土建部分為83萬(wàn)元，主體設(shè)備60萬(wàn)元，其它費(fèi)用20萬(wàn)元。直接處理成本為0.92元 / m3水，其中：固定資產(chǎn)折舊費(fèi)為0.15元 / m3水;人工費(fèi)為0.08元 / m3水;藥劑費(fèi)為0.39元 / m3水;電費(fèi)為0.30元 / m3水。

　　根據(jù)設(shè)計(jì)方案，污水經(jīng)處理后回用于生產(chǎn)中的部分工段(比如生產(chǎn)車間沖洗地面，鍋爐車間沖渣沖灰等)。按20%的回用率，可節(jié)省的一次用水為240m3/d，每方水按0.5元計(jì)，為240×0.5 = 120 元/d = 0.1元 / m3水。則實(shí)際噸水處理費(fèi)用：0.92-0.10 = 0.82元 / m3水。按每日處理1200立方米廢水，每年生產(chǎn)300天計(jì)算，需凈支出0.82元×1200×300 = 29520元。

　　6. 結(jié)語(yǔ)

　　采用化學(xué)沉淀法—A/O工藝處理合成氨有機(jī)廢水，工藝技術(shù)可靠，操作簡(jiǎn)單，便于管理，運(yùn)行成本低，處理出水符合國(guó)家《合成氨工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB13458—2001)小型二級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)，同時(shí)可回用于生產(chǎn)過(guò)程的某些工段，獲得了顯著的環(huán)境效益和社會(huì)效益，總的來(lái)說(shuō)，本處理工藝是科學(xué)適用的

　　高濃度NH3-N廢水的處理與綜合利用

　　某煉油廠催化劑廠在生產(chǎn)過(guò)程中產(chǎn)生一定量的過(guò)程凝縮水，其中含有較多的氯化氨(13500mg/l)和硝酸氨(4700mg/l)它的排水量不大(55.4m3/h)但如不經(jīng)任何處理，直接排入煉油廠排水系統(tǒng)，則將嚴(yán)重破壞曝氣池的操作，影響污水處理構(gòu)筑物的正常運(yùn)行，使出水水質(zhì)惡化。對(duì)這種高濃度無(wú)機(jī)NH3-N廢水如果單從環(huán)保角度來(lái)研究治理方案是不現(xiàn)實(shí)、不經(jīng)濟(jì)的。而應(yīng)該把環(huán)境目標(biāo)和能源目標(biāo)結(jié)合起來(lái)考慮，在治理技術(shù)上采用回收技術(shù)，在治理過(guò)程中，能使處理后的水循環(huán)使用，達(dá)到零排放標(biāo)準(zhǔn)。

　　一、處理流程見(jiàn)工藝流程圖(圖一)

　　工藝流程圖(圖一)

　　二、流程簡(jiǎn)述

　　1. 預(yù)處理(調(diào)節(jié)池)：對(duì)兩種廢水(NH4CL、NH4NO3廢水)進(jìn)行水質(zhì)水量均和，同時(shí)降解水中的不溶物質(zhì)。

　　2. 氨的去除：采用汽提法脫除污水中的NH4+，脫除率據(jù)資料記載可達(dá)98%左右。汽提法處理廢水的脫除率效果見(jiàn)表一。含氨廢水經(jīng)熱交換器與汽提出水換熱到95ºC左右，從塔頂進(jìn)入塔內(nèi)，蒸汽從塔底送入與廢水逆向接觸，汽提后的水汽，氨從塔頂逸出，經(jīng)冷卻器分離出凝縮水，進(jìn)入回收系統(tǒng)回收NH3，從冷卻器分離出來(lái)的水，其中含有較大量的NH3，可返回塔內(nèi)，脫除的NH3可經(jīng)過(guò)氨精制工段進(jìn)行深加工，加工成氨水或化肥等。在脫除過(guò)程中，蒸汽消耗量為170~230kg/m3廢水。汽提法處理流程見(jiàn)圖二，汽提法脫氨效果見(jiàn)表一。

　　汽提法脫氨效果 表一

　　噴淋密度米3/米2/時(shí)氨mg/l

　　汽提前汽提后脫除率(%)

　　10.4414872019098.7

　　11.931780018798.9

　　13.6711420098.298.2

　　汽提法處理流程 圖二

　　3. 水質(zhì)凈化：對(duì)脫氨后的廢水進(jìn)行深度處理，使廢水經(jīng)過(guò)壓力過(guò)濾器處理后，使出水濃度控制在5%以下。為下一步離子交換處理作準(zhǔn)備。

　　4. 離子交換：對(duì)NO3-離子的去除，采用離子交換法。去除水中的NO3-離子和其它離子。離子交換法采用順流再生固定床工藝。采用的離子交換樹(shù)脂分別為苯乙烯系強(qiáng)酸陽(yáng)離子交換樹(shù)脂(001X7)和苯乙烯系強(qiáng)堿(I型)離子交換樹(shù)脂(201X7)，離子交換液分別為HCL和NaOH，離子交換器運(yùn)行時(shí)可分別設(shè)三個(gè)柱，兩個(gè)串聯(lián)運(yùn)轉(zhuǎn)，第三個(gè)在再生中，當(dāng)折點(diǎn)到達(dá)時(shí)，******柱停止工作進(jìn)行再生，已再生的柱取代之用作串聯(lián)的******柱，這樣可獲得連續(xù)性的運(yùn)行效果。

　　三、結(jié)論

　　本處理工藝是資源優(yōu)化方案，出水可以回用于循環(huán)水系統(tǒng)，回收的有效資源是氨水，經(jīng)過(guò)本流程處理后的廢水，NH3-N濃度下降到15PPm以下。它的前級(jí)處理類似氮肥廠排出的含氨廢水的處理，國(guó)內(nèi)外均有成熟的經(jīng)驗(yàn)可借鑒;它的后級(jí)處理是國(guó)內(nèi)外成熟的離子交換法。該工藝能耗主要是蒸汽，但它回收的是有用資源及水的循環(huán)回用，所產(chǎn)生的經(jīng)濟(jì)效益超過(guò)運(yùn)行費(fèi)用。

　　高濃度氨氮廢水的短程硝化研究

　　1 試驗(yàn)裝置、材料與方法

　　試驗(yàn)裝置及工藝流程如圖1所示。

　　廢水經(jīng)由進(jìn)水泵從水箱中提升進(jìn)入反應(yīng)器底部，經(jīng)反應(yīng)后從出水口進(jìn)到沉淀池中，沉淀后的上清液排走，污泥則經(jīng)污泥泵回流進(jìn)入反應(yīng)器底部?？諝馔ㄟ^(guò)氣泵，經(jīng)氣體流量計(jì)控制氣量后進(jìn)入反應(yīng)器。反應(yīng)器置于恒溫水浴[(35±1) ℃]中。試驗(yàn)中采用了pH在線控制，通過(guò)自動(dòng)投加Na2CO3溶液將pH值控制在7.0～7.8。?

　　CSTR反應(yīng)器由有機(jī)玻璃加工而成，呈圓柱狀，高45cm，內(nèi)徑為14cm，有效容積為6L。進(jìn)水口位于反應(yīng)器底部，曝氣管從中部取樣口(距底部19cm)進(jìn)入反應(yīng)器，出水口距反應(yīng)器底部39cm。

　　原水的配制：在自來(lái)水中加入一定量的氯化銨作為基質(zhì)，同時(shí)加入一定量的磷酸二氫鉀和微量元素。

　　接種顆粒污泥取自北京紅牛維他命飲料有限公司的曝氣池(污泥的SS為14.2g/L，VSS為11.4g/L，VSS/SS=0.8)。在反應(yīng)器中接種約2.5L污泥后的SS和VSS分別為6.3和4.7g/L。

　　分析時(shí)，COD測(cè)定：COD速測(cè)儀;pH值：pH計(jì);SS和VSS：標(biāo)準(zhǔn)稱重法;氨氮：納氏試劑分光光度法;NO2--N和NO3--N：離子色譜法和N-(1-萘基)-乙二胺光度法;溶解氧：溶解氧儀。

　　2　試驗(yàn)結(jié)果

　　2.1　運(yùn)行結(jié)果

　　根據(jù)反應(yīng)器的運(yùn)行情況，可將試驗(yàn)過(guò)程分為兩個(gè)階段：?jiǎn)?dòng)期(第1～23天)和提高負(fù)荷期(第24～141天)。在提高負(fù)荷期又可分為無(wú)回流階段(第24～40天)、間歇回流階段(第41～93天)和連續(xù)回流階段(第94～141天)。

　　整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中進(jìn)、出水氨氮濃度及出水NO2--N和NO3--N濃度的變化如圖2所示。

　　從圖2可以看出，在整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中多數(shù)情況下出水的氨氮濃度<800mg/L，而在第125～139天時(shí)則基本保持在50mg/L以下。此外，出水NO2--N濃度在第84天以前一直保持上升趨勢(shì)，后期則由于受進(jìn)水氨氮濃度下降的影響，也相應(yīng)地有所下降，而出水中的NO3--N先是逐漸升高，然后再下降，到第26天時(shí)出水中的NO3--N濃度已經(jīng)低于NO2--N濃度，NO2--N濃度與NO2--N、NO3--N濃度之和的比值達(dá)到了0.57，說(shuō)明此時(shí)該反應(yīng)器已成功實(shí)現(xiàn)了短程硝化。此后，NO3--N濃度一直在持續(xù)下降，到第73天時(shí)已經(jīng)檢測(cè)不到NO3--N，在試驗(yàn)后期即使增加了污泥回流，出水中也沒(méi)有檢測(cè)到NO3--N，這表明反應(yīng)器中幾乎完全淘汰了硝化細(xì)菌。

　　氨氮去除率和容積負(fù)荷的變化如圖3所示。?

　　由圖3可以看出，隨著反應(yīng)器運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)，容積負(fù)荷也逐漸提高，啟動(dòng)初期容積負(fù)荷僅為0.02kgNH3-N/(m3·d)，到啟動(dòng)期結(jié)束時(shí)(第23天)達(dá)到了0.1kgNH3-N/(m3·d)左右;在第72～123天基本保持在0.6～0.8kgNH3-N/(m3·d);此后進(jìn)一步提升負(fù)荷，最高時(shí)達(dá)到了1.4kgNH3-N/(m3·d)。從圖3可以看出，氨氮去除率出現(xiàn)了4次較大的下降，分別出現(xiàn)在第37天、第68天、第86天以及第111～117天之間，其原因主要是反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度的降低導(dǎo)致了生物活性下降。

　　反應(yīng)器內(nèi)MLSS的變化如圖4所示。

　　從圖4可以看出，反應(yīng)器內(nèi)的MLSS波動(dòng)較大。在反應(yīng)器運(yùn)行過(guò)程中污泥的增長(zhǎng)量始終跟不上污泥的流失量，所以在沒(méi)有污泥回流(第41天以前)的情況下，反應(yīng)器中污泥濃度呈下降趨勢(shì)，MLSS從接種時(shí)的6300mg/L一直降到了300mg/L。為保證反應(yīng)器內(nèi)具有足夠的污泥量，在第41～93天改按人工間歇回流污泥的方式運(yùn)行。反應(yīng)器外排的污泥都被收集起來(lái)并加以培養(yǎng)，當(dāng)反應(yīng)器內(nèi)的MLSS<1000mg/L時(shí)再把這些污泥補(bǔ)充到反應(yīng)器中以保證反應(yīng)器內(nèi)的污泥濃度。從第94天開(kāi)始增加了沉淀池和污泥回流系統(tǒng)(如圖1中虛線部分所示)，反應(yīng)器的運(yùn)行改為連續(xù)污泥回流，所以從第41～141天反應(yīng)器內(nèi)平均MLSS基本維持在2000mg/L。

　　反應(yīng)器內(nèi)平均DO濃度變化見(jiàn)圖5。

　　從圖5可以看出，反應(yīng)器中DO濃度主要控制在兩個(gè)水平，即在第121天以前反應(yīng)器內(nèi)DO為1mg/L左右，從第122～141天則主要控制在2mg/L左右。

　　進(jìn)、出水總氮的變化見(jiàn)圖6。

　　由圖6可以看出，在反應(yīng)器運(yùn)行的141d中進(jìn)、出水總氮濃度始終存在一定的差異，這說(shuō)明并非所有被氧化的氨氮都轉(zhuǎn)化成了NO2--N。其相差部分可能是被用于合成新的細(xì)胞物質(zhì)，但計(jì)算表明用于合成的氨氮非常少，仍有部分氨氮以其他方式消失了，由于反應(yīng)器內(nèi)DO濃度較低，消失的這部分氨氮有可能與其他氮素轉(zhuǎn)化途徑有關(guān)，比如好氧反硝化、由自養(yǎng)硝化細(xì)菌引起的反硝化或同時(shí)硝化反硝化(SND)等，這些仍有待進(jìn)一步證實(shí)。

　　2.2　污泥狀況

　　反應(yīng)器運(yùn)行到第87天時(shí)從排泥中取樣進(jìn)行掃描電鏡觀察，發(fā)現(xiàn)泥中細(xì)菌數(shù)量較多(以短桿菌和球菌為主)，但其表面似乎包裹著一層粘性物質(zhì)。從細(xì)菌形態(tài)看，球菌可能是亞硝化球菌屬(Nitrosococcus?)的細(xì)菌，而桿菌則可能是亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas)的細(xì)菌。

　　3　討論

　　有、無(wú)污泥回流的運(yùn)行試驗(yàn)結(jié)果均表明，泥齡的長(zhǎng)短并不影響短程硝化的實(shí)現(xiàn)，即使在比1. 5d更長(zhǎng)的泥齡條件下硝化細(xì)菌仍逐漸被淘汰出反應(yīng)器，從而實(shí)現(xiàn)了NO2--N的穩(wěn)定積累。在連續(xù)進(jìn)行污泥回流的情況下仍能夠穩(wěn)定地實(shí)現(xiàn)短程硝化，表明該工藝有望進(jìn)一步直接應(yīng)用于處理低濃度氨氮廢水中。

　　4　結(jié)論

　?、僖宰孕信渲频母甙钡獜U水為進(jìn)水，以普通活性污泥為種泥，在溫度為35℃、CST R反應(yīng)器平均DO濃度為0.5～2.5mg/L、pH值為7～7.8的條件下連續(xù)運(yùn)行，在無(wú)污泥回流的狀況下從第26天開(kāi)始出水中的NO2--N濃度超過(guò)了NO3--N濃度，成功地實(shí)現(xiàn)了短程硝化;

　?、诜磻?yīng)器在增加間歇污泥回流的條件下運(yùn)行，出水中NO3--N濃度仍一直呈下降趨勢(shì)，約30d后出水中檢測(cè)不出NO3--N;當(dāng)反應(yīng)器采用連續(xù)污泥回流的方式運(yùn)行時(shí)，反應(yīng)器出水中也一直檢測(cè)不到NO3--N，表明在泥齡較長(zhǎng)的運(yùn)行條件下也能夠成功地實(shí)現(xiàn)短程硝化;

　?、鄯磻?yīng)器在進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷達(dá)到1.2kg/(m3·d)時(shí)，氨氮去除率仍保持在95%以上;

　?、軖呙桦婄R的觀察結(jié)果表明污泥中的細(xì)菌以短桿菌和球菌為主。

　　廢水生物化脫氮工藝

　　1. 氯化法

　　氯化法是通過(guò)投加足量氯氣至廢水中使NH3-N氧化成氮?dú)?，其主要反?yīng)式如下：

　　(1-6)

　　(1-7)

　　(1-8)

　　(1-9)

　　加氯反應(yīng)需氯量(以Cl2計(jì)算)對(duì)NH3-N的重量比為7.6:1，為了保證反應(yīng)完全進(jìn)行，加氯應(yīng)略過(guò)量，重量比在8:1～10:1[1]。雖然氯化法反應(yīng)迅速完全，所需設(shè)備投資較少，但液氯的安全使用和貯存要求高，并且氯的耗量較高。與此同時(shí)，應(yīng)防止氯與水中有機(jī)物反應(yīng)生成有機(jī)氯化物，導(dǎo)致二次污染。因此，氯化法一般用于給水的處理，對(duì)于大水量高濃度NH3-N廢水不適合。

　　2. 磷鎂沉淀法

　　NH4+一般情況下不與陰離子生成沉淀，但它的某些復(fù)鹽不溶于水，如MgNH4PO4(MAP)、MnNH4PO4、NiNH4PO4、ZnNH4PO4等。因此可以采用向含NH4+廢水中加入Mg2+和PO43-，使之生成難溶復(fù)鹽MgNH4PO4(MAP)沉淀的方法將NH3-N去除[2]。該方法的優(yōu)點(diǎn)是沉淀反應(yīng)不受溫度、水中毒素的限制，且可以處理高濃度NH3-N廢水，設(shè)計(jì)和操作均很簡(jiǎn)單。但生成沉淀所需的藥劑費(fèi)用太高，所得的沉淀物缺少出路。

　　3. 離子交換法

　　離子交換法是借助于離子交換劑與廢水中的離子進(jìn)行交換而除去其中有害離子的方法[3]。離子交換劑有天然的和合成的兩種，通常，在工業(yè)上仍采用廉價(jià)的天然離子交換劑—氟石進(jìn)行脫氮處理。當(dāng)含有NH4+廢水以一定流速通過(guò)氟石交換柱時(shí)，NH4+被吸附除去。吸附一定容量的氟石可采用NaCl、HCl或NaOH溶液進(jìn)行再生，并回收NH4+。但對(duì)于高濃度NH3-N廢水，氟石再生頻繁而造成操作困難，且再生所得稀釋氨溶液不易進(jìn)行回收利用，故成本較高。

　　4. 空氣吹脫法

　　廢水中的NH3-N通常以銨離子(NH4+)和游離氨(NH3)的狀態(tài)保持平衡而存在的(NH4++OH-=NH3+H2O)。當(dāng)pH為中性時(shí)，NH3-N主要以銨離子(NH4+)形式存在。當(dāng)pH值為堿性時(shí)，NH3-N主要以游離氨(NH3)狀態(tài)存在。吹脫法是在廢水中加入堿，調(diào)節(jié)pH值至堿性，先將廢水中的NH4+轉(zhuǎn)化為NH3，然后通入蒸汽或空氣進(jìn)行解吸，將廢水中的NH3轉(zhuǎn)化為氣相，從而將NH3-N從水中去除[4]。用吹脫法處理NH3-N廢水時(shí)，需要考慮游離氨排放總量應(yīng)符合氨的大氣排放標(biāo)準(zhǔn)，以免造成二次污染。

　　氮肥工業(yè)廢水處理設(shè)計(jì)及運(yùn)轉(zhuǎn)

　　概況

　　我國(guó)年生產(chǎn)合成氨30萬(wàn)噸，尿素52萬(wàn)噸的大氮肥裝置按原料性質(zhì)劃分主要有⑴以天然氣為原料，⑵以石腦油為原料，⑶以渣油為原料的三種類型。由于利用原料不同，產(chǎn)生的廢水水質(zhì)不同，廢水處理采取的措施也不一樣。前2種一般采用氨汽提法和酸堿中和法處理廢水。而第3種則采取物理、化學(xué)、生化相結(jié)合的方法處理廢水，包括灰沉降單元、化學(xué)處理單元和生化處理單元?；页两祮卧饕妙w粒重力沉降作用去除灰份;化學(xué)處理單元通過(guò)投加NaOH、FeSO4和陰離子高分子絮凝劑，在絮凝作用下除去重金屬V、Ni;生化處理單元采用A/O法去除COD、NH3-N。

　　1.工藝流程介紹

　　灰沉降單元主要處理合成氨氣化部分約40T/h的碳黑廢水，碳黑廢水經(jīng)灰沉降罐，除去部分碳黑后，約30T/h送入渣油汽化工段回用，約10T/h進(jìn)入污水汽提塔脫除NH3、H2S后，經(jīng)化學(xué)處理單元處理,脫除重金屬V、Ni后，送入均衡池。

　　生化處理單元主要處理經(jīng)化學(xué)單元處理后的廢水、合成氨裝置的CO2洗滌水、尿素裝置工藝?yán)淠?、生活污水、?jīng)過(guò)隔油池處理的罐區(qū)污染雨水，這五股來(lái)水首******入反硝化池，與回流污泥經(jīng)推流式攪拌機(jī)混合均勻，發(fā)生反硝化反應(yīng);然后水經(jīng)底部回流窗進(jìn)入硝化池發(fā)生硝化反應(yīng);硝化后的水在鼓風(fēng)動(dòng)力作用下一部分通過(guò)上部回流窗回流到反硝化池，一部分經(jīng)溢流堰通過(guò)重力作用流入脫氣池脫氣，使附著在活性污泥上的氣泡被釋放，避免活性污泥在二沉池內(nèi)漂浮;脫氣后的水最終在二沉池內(nèi)進(jìn)行泥水分離，澄清后的水經(jīng)溢流堰流入暴雨調(diào)節(jié)池外排。污泥一部分回流，一部分與灰沉降器、澄清池底部的污泥一起濃縮脫水外運(yùn);整個(gè)A/O工藝采取A、B兩個(gè)系列并列運(yùn)行,處理水量1200m3/d。

　　流程圖如下：

　　2、主要工藝設(shè)備及構(gòu)筑物

　　單元名稱規(guī)格附屬設(shè)備數(shù)量設(shè)計(jì)運(yùn)行參數(shù)

　　灰沉降單元灰沉降罐立式：φ：8000mm,H：3400mm配刮泥機(jī)，刮板式，φ8000mm,n:0.072r/min線速：0.03m/s,電機(jī)功率：8.6 kw1座水力停留時(shí)間4小時(shí)

　　回水容器臥式：V：28m3φ：2.8m，H：1.1m配6000V高壓泵，Q：41m3/h，H：713.6m1座

　　廢水汽提塔立式：φ1200×25200 mm1.5″拉西環(huán)填料 13.8 m31座

　　化學(xué)處理單元

　　反應(yīng)器1 立式，V:5.5m3,φ:2.8m,H:1.8m，機(jī)械反應(yīng)式配推進(jìn)式ST-GPR-1.5型，φ400mm攪拌機(jī)1座水力停留時(shí)間15min

　　反應(yīng)器2立式，V:5.5m3,φ:2.8m,H:1.8m，機(jī)械反應(yīng)式配推進(jìn)式ST-GPR-1.5型，φ400mm攪拌機(jī)1座水力停留時(shí)間15min

　　反應(yīng)器3立式，V:1.35m3,φ:1.0m,H:1.5m，機(jī)械反應(yīng)式配推進(jìn)式ST14-GPR-0.2型，φ400mm攪拌機(jī)1座

　　澄清池機(jī)械攪拌式，V：51m3，φ：5.0m，H：4.6m配刮泥機(jī)，刮板式，φ5000mm,n:0.072r/min線速：0.0167m/s,電機(jī)功率：0.4 kw1座水力停留時(shí)間3小時(shí)

　　生化處理單元

　　硝化/反硝化池硝化區(qū)體積：318m3，反硝化區(qū)體積：205m3配推進(jìn)式n:90r/min,φ480mm,N:3.7kw液下混合器2座水力停留時(shí)間21小時(shí)

　　均衡池/事故池均衡池體積：720m3，

　　事故池體積：300m3 　1座

　　二沉池V：140m3,表面負(fù)荷q:1.0m3/m2*h，沉淀面積：47m2，中心進(jìn)水，四周出水輻流式。中心轉(zhuǎn)動(dòng)φ：11200mm，n:0.09r/min虹吸式 吸泥機(jī)2座水力停留時(shí)間5.6小時(shí)

　　脫氣池矩形，V：16m3配推進(jìn)式φ400mm攪拌機(jī)2座水力停留時(shí)間30min

　　回流污泥池矩形，V：18m3回流污泥泵Q：50m3/h1座

　　濃縮池輻流式，V：36m3　2座

　　隔油池矩形，V：300m3　1座

　　鼓風(fēng)機(jī)D45-81型離心鼓風(fēng)機(jī)，Q=45Nm3/min,N=75kw

　　D20-62型離心鼓風(fēng)機(jī)，Q=20Nm3/min,N=20kw　D45-81三臺(tái)，D20-62二臺(tái)，D45-81向硝化/反硝化池鼓風(fēng)D20-62向均衡池鼓風(fēng)

　　3、運(yùn)行效果分析

　　3.1 灰沉降單元

　　該單元設(shè)計(jì)進(jìn)水SS≤820mg/l,出水SS≤40mg/l，從運(yùn)行的效果來(lái)看，能滿足碳黑灰份的去除。但在試車階段出現(xiàn)了高壓回水泵葉輪結(jié)垢現(xiàn)象，結(jié)果導(dǎo)致泵軸斷裂。結(jié)垢的主要原因是由更換泵的密封水引起的，原設(shè)計(jì)該泵的密封水為透平冷凝水，由于試車階段透平冷凝水壓力不足，為了不影響試車的進(jìn)度，采用生產(chǎn)水代替透平冷凝液做密封水后，運(yùn)行不到半個(gè)月就出現(xiàn)泵斷軸現(xiàn)象，拆開(kāi)泵體，發(fā)現(xiàn)葉輪表面結(jié)了一層致密的碳黑晶體，并且該晶體只有采用NaF、HNO3、六次甲基四銨溶液才能清洗掉。由于生產(chǎn)水中總硬度為109 mg/l(CaCO3計(jì))，密封水經(jīng)機(jī)封流入泵體內(nèi)與碳黑水循環(huán)使用，并且碳黑水溫度可達(dá)到138℃，致使鈣鹽在水中的溶解度下降，達(dá)到飽和狀態(tài)結(jié)晶析出。這些結(jié)晶體粘附在泵的葉輪上，增大了泵軸的扭矩，導(dǎo)致了泵軸的斷裂。

　　3.2 化學(xué)處理單元

　　3.2.1 設(shè)計(jì)水質(zhì)

　　設(shè)計(jì)水質(zhì)見(jiàn)表(一)

　　表(一)化學(xué)處理單元設(shè)計(jì)水質(zhì)表

　　項(xiàng)目COD(mg/l)V(mg/l)Ni(mg/l)NH3-N(mg/l)

　　進(jìn)水≤300≤52≤141≤265

　　出水--≤1≤4--

　　3.2.2 反應(yīng)機(jī)理

　　已配好的15%的FeSO4溶液用計(jì)量泵加入到反應(yīng)器1中，同時(shí)用NaOH調(diào)節(jié)PH值，PH值控制在9.5～11，加入的二價(jià)鐵與易溶的五價(jià)釩反應(yīng)，生成難溶的四價(jià)釩。最終Ni以Ni(OH)2，V以VO(OH)2的形式沉淀下來(lái)，然后在反應(yīng)器3中投加0.1%陰離子高分子電解質(zhì)，促進(jìn)沉淀微晶的長(zhǎng)大和凝聚。FeSO4和陰離子高分子電解質(zhì)的加藥量通過(guò)進(jìn)入反應(yīng)器1的在線流量計(jì)調(diào)節(jié)。

　　3.2.3 運(yùn)行效果評(píng)價(jià)

　　原設(shè)計(jì)V去除率為98%，Ni去除率為97%，但實(shí)際平均分別只有60%、12%左右，主要的原因是進(jìn)水含量V和Ni低的緣故。因此，原設(shè)計(jì)15%的FeSO4濃度是否應(yīng)該降低，節(jié)約FeSO4的投加量，需要做進(jìn)一步試驗(yàn)。

　　3.3 生化單元

　　3.3.1 設(shè)計(jì)水質(zhì)

　　設(shè)計(jì)水質(zhì)見(jiàn)表(二)

　　表(二)生化處理單元設(shè)計(jì)水質(zhì)表

　　項(xiàng)目PHSS(mg/l)COD(mg/l)NH3-N(mg/l)

　　進(jìn)水----≤1100≤80

　　出水6～9≤70≤100≤15

　　3.3.2設(shè)計(jì)特點(diǎn)

　　硝化池內(nèi)安裝PH、D0在線監(jiān)測(cè)儀，PH值的信號(hào)傳遞給酸堿計(jì)量泵，自動(dòng)調(diào)節(jié)泵的沖程，自動(dòng)控制PH在7.5～8.4，DO的信號(hào)傳遞給鼓風(fēng)管上氣動(dòng)閥上，自動(dòng)調(diào)節(jié)閥門(mén)的開(kāi)度，自動(dòng)控制DO在2～3 mg/l。

　　在反硝化池內(nèi)安裝推進(jìn)式液下混合器，由德國(guó)EMU液下混合器股份公司提供。為了保護(hù)電動(dòng)機(jī)，設(shè)定兩個(gè)跳閘溫度：140℃和125℃，在125℃以下，就會(huì)自動(dòng)再啟動(dòng)，若在140℃被切斷后，必須以手動(dòng)方式再進(jìn)行啟動(dòng)。運(yùn)行幾年來(lái)未出現(xiàn)故障，并且檢修方便。

　　3.3.3運(yùn)行效果評(píng)價(jià)

　　生化單元處理水質(zhì)見(jiàn)表(三)

　　表(三)生化處理水質(zhì)表

　　項(xiàng)目

　　月份COD(mg/l)NH3-N(mg/l)

　　進(jìn)水出水去除率合格率進(jìn)水出水去除率合格率

　　97.4875.159.993.2%90%75.811.485.0%79%

　　97.11109027.497.5%100%8014.182.4%87%

　　98.4212131.898.5%97%47.48.2782.6%80%

　　98.677353.893.0%100%55.41082.0%87%

　　99.42050.758.697.2%94%41.24.3689.4%96%

　　99.51210.954.0695.6%100%44.883.9491.2%100%

　　從表(二)中可以看出：進(jìn)水COD平均在770～2100mg/l，COD去除率為93%以上，合格率為90%以上。NH3-N在40～80 mg/l，NH3-N去除率為82%以上，合格率在87%以上。表明該系統(tǒng)抗COD沖擊能力較強(qiáng)，NH3-N在40 mg/l左右低負(fù)荷的情況下去除率為90%左右，而在45～80 mg/l，去除率為82%，合格率也略低。根據(jù)現(xiàn)場(chǎng)運(yùn)行結(jié)果表明，COD/NH3-N的比值在10～16，NH3-N去除能力較穩(wěn)定，抗NH3-N的沖擊能力也較強(qiáng)。而97年、98年COD/NH3-N的比值則在30以上。正是由于NH3-N長(zhǎng)期處于低負(fù)荷運(yùn)行，系統(tǒng)抵御濃度沖擊的能力比較脆弱，從而影響出水合格率。

　　3.3.4運(yùn)行維護(hù)

　　97年二月份COD合格率僅為26%，NH3-N合格率為0，主要原因是系統(tǒng)遭受C0D沖擊，進(jìn)水COD最高值達(dá)到25萬(wàn)mg/l，遭受COD沖擊不久，系統(tǒng)又遭受NH3-N沖擊，NH3-N達(dá)到3065 mg/l ，因此整個(gè)系統(tǒng)C/N比完全失調(diào)，硝化細(xì)菌基本死亡，整個(gè)系統(tǒng)喪失處理NH3-N功能。由于營(yíng)養(yǎng)過(guò)剩，其他類微生物有充足的食料，新陳代謝速度加快，相互間吸附能力減弱，導(dǎo)致污泥松散，沉降性能差，與此同時(shí)，硝化細(xì)菌和其他類菌種死亡，“尸體”隨二沉池排放水流出，影響SS的出水水質(zhì)，97年二月份的合格率為78%。處理這種污泥被嚴(yán)重受沖擊的辦法：利用硝化細(xì)菌的自然世代更替規(guī)律(一般為15～30d)，引進(jìn)生活污水作其營(yíng)養(yǎng)源，停止進(jìn)工業(yè)廢水，提高DO至3～4 mg/l，優(yōu)先考慮硝化細(xì)菌生長(zhǎng)條件，抑制其他菌類的生長(zhǎng)。

　　98年9月COD、NH3-N合格率也偏低，也是受COD沖擊的緣故，但沖擊程度沒(méi)有97年2月份那么嚴(yán)重，COD最高達(dá)16795 mg/l，并且沖擊時(shí)間相對(duì)較短，一般采取的措施是往硝化/反硝化池投加陽(yáng)離子高分子電解質(zhì)，投加濃度為10 mg/l，一邊鼓風(fēng)曝氣，一邊投加，約1小時(shí)后，停止鼓風(fēng)曝氣，凈置，泥水分離，在分離過(guò)程中，二沉池中有一些懸浮物隨排水漂走，凈置2小時(shí)后，轉(zhuǎn)入鼓風(fēng)曝氣。每天投加一次，待硝化功能恢復(fù)，污泥沉降性能增強(qiáng)，停止投加陽(yáng)離子高分子電解質(zhì)。

　　98年10月出水NH3-N比進(jìn)水NH3-N還要高，原因是污泥遭受重金屬中毒，由于該裝置污泥脫水單元處于停工狀態(tài)，澄清池的污泥堆積逐漸加厚，致使泥水一起流入生化處理單元，因污泥底部沉積的V、Ni等重金屬，從而導(dǎo)致污泥重金屬中毒。系統(tǒng)中微生物失去活性，出水NH3-N比進(jìn)水NH3-N還要高，二沉池出水顏色呈橙黃色，并發(fā)出惡臭氣味。處理辦法是：利用陽(yáng)離子高分子電解質(zhì)將具有活性微生物吸附在一起，讓死去的微生物通過(guò)二沉池排走。操作方法基本同前，只是發(fā)生中毒時(shí)，陽(yáng)離子高分子電解質(zhì)投加量大，時(shí)間持續(xù)長(zhǎng)。

　　5、結(jié)束語(yǔ)

　　1.該處理裝置在解決廢水污染的同時(shí)，考慮到灰水的再利用，可以節(jié)約30T/h的脫鹽水。

　　2.該處理裝置取消初沉池，將硝化、反硝化池建成同心圓式，采用缺氧-好氧的內(nèi)外循環(huán)流程，流程簡(jiǎn)單，省卻了傳統(tǒng)工藝必不可少的一部分土建投資。滿足COD/TN≥10的要求，不需外加碳源。將生活污水引進(jìn)系統(tǒng)中，不需投加磷營(yíng)養(yǎng)源。基本實(shí)現(xiàn)了自動(dòng)化操作，節(jié)省了操作費(fèi)用。

　　3.該裝置的生化單元具有較高的有機(jī)物去除能力和穩(wěn)定的硝化作用，主要是缺氧池能降解大部分的COD，大大緩解了硝化池的COD負(fù)荷，并且提供硝化反應(yīng)的碳源，穩(wěn)定硝化反應(yīng)的速度。

　　4.該裝置的生化單元耐COD負(fù)荷沖擊能力強(qiáng)，COD/TN的比值范圍較寬，并且系統(tǒng)受沖擊后，恢復(fù)速度較快。

　　處理高濃度氨氮廢水硝化時(shí)亞硝酸鹽積累的研究

　　1、介紹

　　生物硝化-反硝化在廢水氨氮去除中使用最普遍的工藝，龍其城市污水。該工藝在高濃度氨氮工業(yè)廢水處理的運(yùn)用已經(jīng)做了大量的研究。由于氨氧化需要大量氧氣，曝氣在該系統(tǒng)中是主要的成本。

　　硝化反應(yīng)分兩步。******步氨氮在氨氮氧化菌作用下轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽。第二步亞硝酸在氧化菌作用下轉(zhuǎn)化硝酸鹽(如圖1)。氧化1mol氨氮，氨氮氧化菌需要1.5mol的氧氣，亞硝酸鹽氧化菌需要0.5莫爾氧氣。完全硝化每mol氨氮中需要2莫爾的氧氣。這意味著短程硝化生成亞硝酸鹽氮，每mol氨氮僅需要1.5mol氧氣,暗示著短程硝化比完全硝化可以節(jié)約25%的氧氣。

　　在反硝化過(guò)程中硝酸鹽轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽，然后轉(zhuǎn)化為N2O3、N2O，最終生成氮?dú)?。每一步都要消耗COD。如果考慮快速反硝化，短程硝化生成亞硝酸鹽等，縮短了硝化意味著反硝化需要總的COD量減少了，因?yàn)橄跛猁}轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽不需要COD。

　　由于上述原因短程硝化生成亞硝酸鹽有吸引力，因?yàn)樗鼘?dǎo)致在硝化過(guò)程中需氧量減少，節(jié)約了曝氣量;后面反硝化減少了COD的需求。

　　為了取得了短程硝化生成亞硝酸鹽已經(jīng)做了一些研究，但是那些成果適應(yīng)于低濃度氨氮廢水。目前還沒(méi)有研究高濃度氨氮，主要的問(wèn)題是高濃度亞硝酸鹽濃度，它會(huì)抑制硝化菌。

　　為了取得短程硝化有必要降低亞硝酸氧化菌的活性而不影響氨氮氧化菌的活性。必須采取一些措施確保氨氮氧化菌的培養(yǎng)有利條件。表1中動(dòng)力學(xué)公式適合硝化菌，由于各個(gè)常數(shù)值不同，培養(yǎng)基濃度、溫度、PH值和DO在不同時(shí)期對(duì)它們的活性的影響不同。另外，pH值在每步影響培養(yǎng)基濃度，由于酸堿平衡的發(fā)生了變化。

　　在那些變量中，基質(zhì)濃度不是一個(gè)運(yùn)行參數(shù)，因?yàn)樵趶U水處理中它是一個(gè)客觀變量。溫度對(duì)兩種類型細(xì)菌的生長(zhǎng)率的影響不同：在高溫時(shí)氨氮氧化菌比亞硝酸氧化菌有更高的生長(zhǎng)率。在SHARON工藝后這是真正思想。然而在大多數(shù)情況下溫度在整個(gè)反應(yīng)器中是一個(gè)不容易修改和控制的參數(shù)，主要是經(jīng)濟(jì)角度考慮。因此PH值和DO濃度是主要運(yùn)行變量去控制系統(tǒng)。

　　這篇論文的目的是研究PH值和DO濃度在硝化過(guò)程中對(duì)亞硝酸鹽積累的影響，這樣的話，可以減少大量的曝氣量。而且本工藝在反硝化過(guò)程中額外地節(jié)約COD量。

　　NH4++3/2O2 → O2-+H2O+2H+ 氨氮氧化菌

　　N02-+1/2O2 →NO3- 亞硝酸氧化菌

　　動(dòng)力學(xué)系數(shù)隨著溫度變化，這種關(guān)系在這里沒(méi)有考慮。際生長(zhǎng)率;μmax：******實(shí)際生長(zhǎng)率;KSH:未電離基質(zhì)飽和系數(shù);KIH：未電離基質(zhì)抑制系數(shù);[O2]：溶解氧濃度;e(AE/T):：離解基質(zhì)平衡常數(shù)，AE是激活能量，T是******溫度。

　　2、材料和方法

　　2.1 試驗(yàn)搭建

　　活性污泥單元由一個(gè)有效容積2.5L反應(yīng)器和外部沉淀器組成(圖2)。通過(guò)調(diào)整空氣流量來(lái)控制曝氣達(dá)到所需要得溶解氧濃度。通過(guò)加入濃度為80g/L的NaHCO3溶液自動(dòng)控制PH值，NaHCO3溶液用作PH緩沖劑和硝化菌碳源。溫度保持在30℃，加入到反應(yīng)器的污泥來(lái)自于一個(gè)運(yùn)行了一年多的硝化活性污泥反應(yīng)器。

　　圖2：活性污泥單元實(shí)驗(yàn)啟動(dòng)示意圖：(1)進(jìn)水池，(2)進(jìn)水水泵，(3)重碳酸鹽容器，(4)重碳酸鹽水泵，(5)pH值控制器，(6)pH儀表，(7)氣流管，(8)反應(yīng)器，(9)反應(yīng)器進(jìn)水口，(10)反應(yīng)器進(jìn)水口，(11)反應(yīng)器出水口。

　　啟動(dòng)的反應(yīng)器到穩(wěn)定運(yùn)行共運(yùn)行了175天。水力停留時(shí)間為5.7小時(shí)，如果該系統(tǒng)維持兩天(4.2個(gè)水力停留周期)，可以認(rèn)為取得了穩(wěn)定運(yùn)行。人工廢水的氨氮濃度為610mgN-NH4+/L，氨負(fù)荷率(NLR)為3.3kg N-NH4+/m3.d。用自來(lái)水稀釋濃縮的人工廢水到所需要的濃度。濃縮氨氮廢水(10gN-NH4+/L)的成分如表2所示。在試驗(yàn)開(kāi)始時(shí)，pH和DO濃度分別保持在7.85和5.5mg/L。

　　70天后穩(wěn)定運(yùn)行取得，去除率沒(méi)有太大的變化。啟動(dòng)后，pH值和DO濃度在逐步變化如表3所示。

　　圖3硝化單元啟動(dòng)

　　******步研究，在7.85-6.35范圍內(nèi)逐步改變pH值，在各個(gè)PH值條件下有足夠的時(shí)間取得穩(wěn)定運(yùn)行。這個(gè)研究結(jié)束后，反應(yīng)器在pH值7.85下運(yùn)行10天，為了恢復(fù)微生物的活性。最后，pH值在7.85-9.05(基本范圍)內(nèi)逐步變化。

　　PH的影響研究結(jié)束后，恢復(fù)反應(yīng)器微生物的活性。第二步研究，DO濃度在5.5-0.5mg/L內(nèi)逐步變化。在每一條件下取得穩(wěn)定運(yùn)行。2

　　2.2 分析方法

　　氨氮分析使用離子選擇電子儀(檢測(cè)范圍95-12)，硝酸鹽用220和275納米的紫外線吸收測(cè)定，亞硝酸鹽用硫磺酸反應(yīng)測(cè)定。DO濃度用氧電子儀(YSI-95,YSI公司)，氨氮、硝酸鹽、亞硝酸鹽每天測(cè)定，溶解氧每天測(cè)兩次和生物量(VSS)每三天測(cè)一次。

　　3、結(jié)果與討論

　　3.1 啟動(dòng)

　　如圖3所示，氮負(fù)荷率(NLR)從0.3kgN-NH4+/m3.d增加到3.3kgN-NH4+/m3.d，進(jìn)水氨氮濃度從260 mgN-NH4+/L增加到610mgN-NH4+/L，進(jìn)水量從3.8L/d增加到10.6L/d。pH自動(dòng)控制在7.8至7.9之間。

　　在整個(gè)試驗(yàn)中保持生物濃度6.3gVSS/L，連續(xù)混合液流入(每天開(kāi)始50)。如圖3所示，70天的氨氮負(fù)荷率和氨氮濃度保持不變，可以認(rèn)為穩(wěn)定運(yùn)行取得了。完全硝化取得了，即馴化階段結(jié)束(圖.4)

　　常溫下A/O工藝的短程硝化反硝化

　　1　試驗(yàn)裝置與設(shè)備

　　1.1　試驗(yàn)流程及設(shè)備

　　A/O工藝模型主要由合建式缺氧—好氧反應(yīng)器和豎流沉淀池組成，如圖1所示。

　　合建式反應(yīng)器分為3個(gè)廊道，總有效容積為85L;沿池長(zhǎng)方向設(shè)置若干成對(duì)的豎向插槽，配以相應(yīng)大小的插板，可以將整個(gè)反應(yīng)器沿池長(zhǎng)方向分成若干個(gè)小格，在每個(gè)插板上開(kāi)一個(gè)25mm的圓孔，安放時(shí)使相鄰圓孔上下交錯(cuò)以防止發(fā)生短流;在反應(yīng)器頂部布置環(huán)狀曝氣干管，并設(shè)置若干個(gè)小閥門(mén)，由橡膠管連接燒結(jié)砂頭作為微孔曝氣器，氣量由轉(zhuǎn)子流量計(jì)測(cè)量;根據(jù)缺氧段所占比例，選擇安放若干攪拌器用于保持泥水混合均勻;在距池底20cm的高度上設(shè)置若干取樣口。進(jìn)水、污泥回流和內(nèi)循環(huán)流量分別用3臺(tái)蠕動(dòng)泵控制。沉淀池的沉淀區(qū)呈圓柱形，直徑為30cm;污泥斗為截頭倒錐體，傾角為60°;采用中心管進(jìn)水、周邊三角堰出水方式。?

　　1.2　原水

　　采用由黃豆粉、葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4和NaHCO3與自來(lái)水配制的模擬生活污水。?

　　1.3　分析項(xiàng)目與方法

　　COD：重鉻酸鉀法;MLSS：濾紙稱重法;DO、溫度：WTWDO測(cè)定儀及探頭;pH值：WTWi nolab pH level2和NTC30電極;NO2--N,：N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO3--N,：麝香草酚分光光度法;NH3-N：納氏試劑分光光度法。

　　2　結(jié)果及分析

　　2.1　對(duì)NH3-N的去除率和NO2--N的積累率

　　試驗(yàn)期間測(cè)得進(jìn)水平均NH3-N濃度為40.21mg/L，對(duì)NH3-N的平均去除率為90.78%，出水中NO2--N,占TN的比例平均為75.29%。

　　在前51天，出水中NO2--N,含量占TN的50%以上(平均為87.36%)，維持了穩(wěn)定的NO2--N積累。第50～53天配制原水時(shí)以Na2CO3代替NaHCO3來(lái)提供堿度，使硝化類型發(fā)生顯著變化，轉(zhuǎn)化為全程硝化反硝化。從第54天開(kāi)始配制原水時(shí)仍然以NaHCO3提供堿度，又出現(xiàn)了NO2--N,積累現(xiàn)象，但是在其后的試驗(yàn)中NO2--N,積累率不穩(wěn)定。?

　　2.2　溫度的影響

　　試驗(yàn)啟動(dòng)后未進(jìn)行溫度控制，水溫隨室溫的日變化為(±0.5)℃。在溫度為18～25℃的變化區(qū)間內(nèi)反應(yīng)器NO2--N的積累比較穩(wěn)定，說(shuō)明A/O工藝可實(shí)現(xiàn)常溫硝化反硝化。

　　Balmelle等認(rèn)為在10～20℃時(shí)硝化菌屬很活躍，無(wú)論游離氨(FA)濃度多大，NO2--N的積累率都很低，此條件下溫度對(duì)硝化菌活性的影響比FA對(duì)其抑制作用大。當(dāng)溫度為20～25℃時(shí)硝化反應(yīng)速率降低而亞硝化反應(yīng)速率增大。當(dāng)溫度>25℃時(shí)FA對(duì)硝化菌的抑制作用大于溫度的作用，可能因FA的抑制造成NO2--N的積累[1]。此外，由SHARON工藝機(jī)理可知，亞硝化菌在數(shù)量上可能形成優(yōu)勢(shì)的溫度范圍為30～36℃[2]，而筆者試驗(yàn)中在18～25℃實(shí)現(xiàn)了短程硝化反硝化并不符合上述文獻(xiàn)中的觀點(diǎn)。試驗(yàn)結(jié)果表明，即使溫度<25℃，F(xiàn)A、HRT、堿度類型以及反硝化是否充分等因素也會(huì)對(duì)硝化菌活性產(chǎn)生影響。?

　　2.3　pH值和FA的影響

　　在試驗(yàn)前期配制原水時(shí)沒(méi)有補(bǔ)充堿度，原水pH值一般在7.1左右。第23～28天由于室溫升高和原水在配水箱內(nèi)的停留時(shí)間較長(zhǎng)，水解酸化比較嚴(yán)重，pH值降到6.48。為了不影響硝化效率，同時(shí)更真實(shí)地模擬生活污水，配制原水時(shí)投加了NaHCO3，將pH值調(diào)至7.00～7.29。在第50～53天改投Na2CO3提供堿度。雖然pH值提高至7.62～8.44，但是NO2--N積累率銳減，硝化菌的活性迅速恢復(fù)、數(shù)量增加，造成了硝化類型的轉(zhuǎn)變。第54天后重新投加NaHCO3提供堿度，在第55天NO2--N積累率上升，但是在其后的試驗(yàn)中NO2--N積累率不穩(wěn)定，從而實(shí)現(xiàn)了向全程硝化類型的轉(zhuǎn)變。試驗(yàn)結(jié)果表明，在較低的pH值下也可能發(fā)生短程硝化反硝化，而堿度類型對(duì)硝化類型也有影響。

　　據(jù)文獻(xiàn)介紹，F(xiàn)A是對(duì)NO2--N積累有重要影響的因素之一。一般認(rèn)為硝化桿菌屬比亞硝化單胞菌 屬更易受FA的抑制，而關(guān)于FA的抑制濃度的說(shuō)法不盡相同，一種是FA對(duì)硝化菌的選 擇性抑制發(fā)生在0.1～10mg/L[3]。試驗(yàn)中短程硝化反硝化呈比較穩(wěn)定時(shí)期的原水中FA為0.06～1.02mg/L，平均為0.25mg/L。在投加Na2CO3后原水中FA增至1.31～3.22mg/L，反而沒(méi)能抑制硝化菌的活性。原水進(jìn)入反應(yīng)器后被內(nèi)循環(huán)流量稀釋，同時(shí)伴隨著NH3-N的降解，反應(yīng)器中的FA降低。試驗(yàn)結(jié)果表明，硝化菌屬對(duì)外界環(huán)境很敏感，即使FA濃度很低(0.06mg/L)也會(huì)對(duì)其產(chǎn)生抑制作用，此外FA濃度不會(huì)單獨(dú)成為NO2--N積累的主要影響因素。?

　　2.4?DO的影響

　　Celcen和Gonenc[4]認(rèn)為在硝化反應(yīng)階段當(dāng)(DO∶FA)<5時(shí)會(huì)產(chǎn)生NO2--N的大量積累，因而抑制了NO2--N的生成，當(dāng)(DO∶FA)>5時(shí)則不會(huì)出現(xiàn)NO2--N。本試驗(yàn)為保證好氧段的泥水混合均勻而采用較大的曝氣量，反應(yīng)器內(nèi)DO濃度較高(在好氧段始端DO>1.5 mg/L)，同時(shí)原水的平均FA為0.25mg/L，DO∶FA值較高，故可認(rèn)為DO不是發(fā)生短程硝化的主要原因。

　　2.5　反硝化的程度

　　在試驗(yàn)的第6、11、13、24、28天，在缺氧段末端檢測(cè)到一定濃度的NO2--N，說(shuō)明反硝化不******。同期監(jiān)測(cè)發(fā)現(xiàn)原水在配水箱中停留時(shí)間過(guò)長(zhǎng)，水解嚴(yán)重而造成COD下降，影響了反硝化效果，造成缺氧段末端和好氧段始端積累較多的NO2--N，抑制了亞硝化反應(yīng)，并為硝化菌提供大量的底物。一般在其后第2天出水中NO2--N的積累率下降，說(shuō)明這種響是滯后的，而且短期內(nèi)可以恢復(fù)。

　　此外，反硝化不******會(huì)造成出水中殘余NO2--N濃度較高，這會(huì)影響后續(xù)消毒效果和消毒劑用量。因此，對(duì)于A/O工藝有必要監(jiān)測(cè)原水的水質(zhì)、水量變化以判斷有機(jī)碳源是否充分，并及時(shí)調(diào)整內(nèi)循環(huán)比來(lái)實(shí)現(xiàn)比較******的反硝化。?

　　2.6?HRT的影響

　　在試驗(yàn)的第23天和35天，出水中NO2--N含量?jī)H占TN的40%左右，這是由于HRT增至12h造成的，說(shuō)明NO2--N的積累與HRT相關(guān)。因硝化反應(yīng)存在滯后現(xiàn)象，故控制較短的HRT有助于NO2--N的積累。同時(shí)，延時(shí)曝氣可以減少NO2--N的積累。試驗(yàn)中A/O工藝的HRT為6～8h，這既可保證NH3-N的充分硝化，又能促進(jìn)NO2--N的積累。?

　　設(shè)計(jì)傳統(tǒng)脫氮工藝時(shí)通常不考慮HRT對(duì)硝化類型的影響，認(rèn)為亞硝化菌在常溫下的數(shù)量和活性在硝化系統(tǒng)中都不占優(yōu)勢(shì)。如果僅控制HRT且使其值較小，則可能存在NO2--N的積累，但NO2--N的積累率很難達(dá)到50%以上。?

　　2.7　污泥濃度和泥齡的影響

　　試驗(yàn)啟動(dòng)后測(cè)得初期反應(yīng)器內(nèi)MLSS約為1287mg/L(不排泥)，到第17天的MLSS達(dá)到2122mg/L，但隨后由于蠕動(dòng)泵故障又導(dǎo)致MLSS迅速下降到1014mg/L，之后仍然不排泥，到MLSS濃度達(dá)3412g/L時(shí)泥齡已達(dá)35d以上。由于長(zhǎng)期不排泥，泥齡遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于常溫下亞硝化菌和硝化菌的世代時(shí)間，二者在反應(yīng)器內(nèi)都可能形成優(yōu)勢(shì)菌種。試驗(yàn)階段曾出現(xiàn)過(guò)NO2--N積累率的波動(dòng)，也說(shuō)明反應(yīng)器內(nèi)硝化菌和亞硝化菌長(zhǎng)期共存，而發(fā)生短程硝化反硝化主要是因?yàn)橄趸幕钚允艿揭种疲沟孟趸磻?yīng)滯后于亞硝化反應(yīng)的時(shí)間更長(zhǎng)，同時(shí)控制HRT可使A/O工藝通過(guò)短程硝化反硝化途徑實(shí)現(xiàn)脫氮。

　　3　結(jié)論

　　①A/O工藝在常溫(18～25℃)下可以發(fā)生比較穩(wěn)定的短程硝化反硝化。

　　②在pH<7.5時(shí)也可能發(fā)生短程硝化反硝化，這對(duì)生活污水的處理具有重要意義。

　?、巯趸鷮賹?duì)外界環(huán)境很敏感，即使FA很低(0.06mg/L)也會(huì)產(chǎn)生抑制作用，但FA濃度不會(huì)單獨(dú)成為影響亞硝酸鹽積累的主要因素。

　?、芊聪趸欠?*****將影響硝化類型。反硝化不完全時(shí)硝化類型向全程硝化轉(zhuǎn)化，一旦反硝化比較******則可以在短時(shí)間內(nèi)恢復(fù)短程硝化反硝化。

　?、菀蛳趸磻?yīng)存在滯后現(xiàn)象，故控制較短的HRT有助于NO2--N的積累。同時(shí)，延時(shí)曝氣可以減少NO2--N的積累。

　?、薹磻?yīng)器內(nèi)的泥齡≥35d時(shí)硝化菌和亞硝化菌長(zhǎng)期共存。發(fā)生短程硝化反硝化主要因?yàn)橄趸幕钚允艿揭种贫皇菙?shù)量少。

　　圖4氨氮濃度變化

　　3.2 pH影響

　　如圖5所示pH值影響試驗(yàn)的結(jié)果。在酸性范圍pH值7.85-6.45內(nèi)(低于7.85)對(duì)硝化沒(méi)有影響，但低于6.35硝化完全抑制。酸性范圍研究結(jié)束后，反應(yīng)器在pH值7.85運(yùn)行，為了恢復(fù)微生物的活性?；謴?fù)活性階段結(jié)束后，在正常pH值范圍里研究pH值對(duì)亞硝酸鹽積累影響，可以觀察到在pH值7.85-8.95內(nèi)pH值沒(méi)有影響(見(jiàn)圖5)，盡管在pH值在8.65和8.95發(fā)生了亞硝酸鹽短暫積累。在pH值9.05，完全抑制硝化反應(yīng)的發(fā)生，沒(méi)有亞硝酸鹽積累。

　　圖5 pH值對(duì)亞硝酸鹽積累的影響的示意圖

　　那些結(jié)果顯示在大的pH值范圍(pH6.45-8.95)內(nèi)研究完全硝化會(huì)發(fā)生。在pH低于6.45和高于8.95時(shí)，完全抑制硝化反應(yīng)，沒(méi)有亞硝酸鹽的積累。圖6總結(jié)了研究pH對(duì)亞硝酸鹽積累的結(jié)果。

　　圖6 pH值對(duì)氨氮氧化百分率和亞硝酸鹽積累的影響。(X)氨氮消耗百分率，

　　(●)亞硝酸鹽積累百分率。

　　在正常PH值內(nèi)PH值的影響被預(yù)料到了，由于自由氨氮對(duì)氨氮和亞硝化氧化菌的抑制，正如以前報(bào)道。同行工作者解釋說(shuō)在酸性PH值僅有亞硝酸鹽氧化菌被自由氮酸抑制。但是在本研究中兩菌種均受到抑制。這意味著自由氮酸能產(chǎn)生抑制氨氮氧化菌的物質(zhì)，但是以前還沒(méi)報(bào)道。

　　Suthersan 和 Ganczarcczyk發(fā)現(xiàn)在高的pH值亞硝酸鹽積累可以取得，建議通過(guò)控制pH可以引起亞硝酸鹽積累。在我們的研究中，短程亞硝酸鹽積累發(fā)生，龍其改變了pH設(shè)定值后，但是由于微生物的適應(yīng)，在幾天后完全硝化發(fā)生了(如圖5)。連續(xù)培養(yǎng)和足夠的時(shí)間適應(yīng)可以解釋在每個(gè)pH值試驗(yàn)結(jié)束時(shí)不能取得亞硝酸鹽積累的原因。這意味著長(zhǎng)期用pH值作為一個(gè)關(guān)鍵的參數(shù)不可能取得亞硝酸鹽的積累。

　　3.3 DO影響

　　如圖7所示本系統(tǒng)在DO值連續(xù)變化中系統(tǒng)的特征，可以發(fā)現(xiàn)DO濃度在5.7-2.7mg/L對(duì)亞硝酸鹽積累沒(méi)有影響。在DO值為1.7mg/L亞硝酸鹽短暫積累發(fā)生了。在DO值為1.4mg/L和0.7mg/L時(shí)，氨氮消耗相同，亞硝酸鹽積累增加。在DO值為0.5mg/L時(shí)，亞硝酸鹽積累和氨氮消耗量都減少了。

　　圖7 DO濃度對(duì)亞硝酸鹽積累影響的示意圖

　　圖8概要了那些結(jié)果。每一點(diǎn)在各個(gè)條件下穩(wěn)定運(yùn)行取得的值?？梢灾纴喯跛猁}在DO值為1.7mg/L時(shí)亞硝酸鹽積累開(kāi)始，在DO值為0.7mg/L時(shí)******，氨氮完全消耗了。

　　圖8 DO濃度對(duì)氨氮氧化和亞硝酸鹽積累百分?jǐn)?shù)的影響

　　(□)氨氮消耗百分比，(●)亞硝酸鹽積累百分比，每個(gè)值在各個(gè)條件下穩(wěn)定運(yùn)行取得的。

　　那些結(jié)果顯示在本研究條件下，長(zhǎng)期運(yùn)行系統(tǒng)12天(超過(guò)50個(gè)水力停留時(shí)間周期)在DO值為0.7mg/L,至少65%的NLR以亞硝酸鹽形成積累和98%的氨氮消耗。根據(jù)化學(xué)計(jì)量法這個(gè)積累意味著著在硝化階段氧需求量減少17%(對(duì)照完全硝化需要2莫爾每莫爾氨氮消耗1.67莫爾氧)，它將減少曝氣量。正如前面所述，亞硝酸鹽積累意味著反硝化進(jìn)一步節(jié)約了COD量。

　　4 結(jié)論

　　在pH值大范圍(在pH 6.45和8.95之間)內(nèi)，完全硝化有可能發(fā)生。在pH值低于6.45和高于8.95硝化突然下降，氨氮氧化和亞硝酸氧化菌完全受到抑制。

　　DO值在5.7～1.7mg/L硝化不受影響，但DO為1.4mg/L亞硝酸鹽積累發(fā)生，并且隨DO濃度減少逐漸增加，但不會(huì)影響全部氨氮轉(zhuǎn)化。在DO值研究?jī)?nèi)，******亞硝酸鹽積累發(fā)生在DO濃度為0.7mg/L時(shí)。在DO值為0.5mg/L時(shí)氨氮轉(zhuǎn)化受影響，意味著氨氮積累發(fā)生。

　　在本研究的條件下，至少65%NLR以亞硝酸鹽形式積累，98%氨氮轉(zhuǎn)化(保持12天DO值為0.7mg/L)。根據(jù)化學(xué)計(jì)量法這意味著硝化階段可以減少17%氧需求量。這個(gè)減少將節(jié)約曝氣量和在反硝化時(shí)進(jìn)一步節(jié)約COD需求量。

　　氨基廢水的預(yù)處理研究

　　前言

　　氨基廢水是涂料行業(yè)廢水的主要污染源之一，CODCr濃度高達(dá)20×104～35×104mg/L，如采用室外自然加熱揮發(fā)，會(huì)引起二次污染(空氣污染)。若直接處理CODCr負(fù)荷沖擊大，影響后續(xù)生化處理。針對(duì)氨基廢水有機(jī)物濃度高、易揮發(fā)、沸點(diǎn)差異大等特點(diǎn)，我們進(jìn)行了幾種不同處理方法的試驗(yàn)研究。以下著重介紹蘋(píng)取、化學(xué)反應(yīng)沉淀、酸性或堿性條件下蒸餾、多級(jí)精餾等試驗(yàn)結(jié)果。

　　1 廢水的主要成份

　　氨基廢水大部分來(lái)自甲醛原料和反應(yīng)生成水，CODCr平均濃度為22.7×104mg/L，每天排放水量約占投料量的40%左右，氨基廢水主要成份：甲醛3%～5%，甲醇7%～10%，丁醇6%～10%，還有小部分水溶性氨基樹(shù)脂，脲醛樹(shù)脂及未反應(yīng)完全的三聚氰胺、尿素等。[1]

　　2 試驗(yàn)方法與結(jié)果分析

　　氨基廢水處理試驗(yàn)原水樣CODCr為22.7×104mg/L。每次試驗(yàn)取廢水量為1000mL，按如下方法進(jìn)行試驗(yàn)。

　　2.1 靜置分離

　　氨基廢水中含有部分氨基樹(shù)脂，在預(yù)處理前用靜置分離法進(jìn)行回收，試驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)表1。

　　表1 回收樹(shù)脂試驗(yàn)結(jié)果

　　原廢水CODCr/(mg.L-1)回收樹(shù)脂后下層水CODCr/(mg.L-1)CODCr/去除率/%樹(shù)脂回收率/%

　　22.7×10420.5×1049.73.0

　　樹(shù)脂回收后不僅可以降低廢水的粘度，增加流動(dòng)性，而且CODCr也下降了9.7%，回收的樹(shù)脂可重新用于生產(chǎn)。

　　2.2 萃取

　　廢水中丁醇含量高，丁醇在二甲苯中的溶解性遠(yuǎn)比在水中大，可以用二甲苯萃取水中的醇，而二甲苯與丁醇的混合物可以作為稀釋劑再使用[2]。萃取試驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)表2。

　　表2 不同比例二甲苯萃取丁醇試驗(yàn)結(jié)果

　　廢水：二甲苯(重比)萃后CODCr/(mg.L-1)CODCr去除率/%萃取物占原廢水百分率/%

　　1:0.518×10412.22.72

　　1:1.015.4×10424.911.9

　　用二甲苯革取水中的丁醇，革取回收率可達(dá)11.9%，但二甲苯的用量太大，明顯增加了處理費(fèi)用;而且在萃取過(guò)程中還發(fā)現(xiàn)分離界面不易控制，很難操作，故不宜采用。

　　2.3 化學(xué)反應(yīng)

　　2.3.1 堿性條件下反應(yīng)

　　將原水樣各取1000mL分成二組，分別在堿性條件下加尿素進(jìn)行反應(yīng)，一組先用三聚氰胺進(jìn)行沉淀，然后過(guò)濾，母液再常壓蒸餾脫醇;一組加尿素后直接蒸餾脫醇進(jìn)行對(duì)照;試驗(yàn)結(jié)果顯示在堿性條件下廢水加尿素反應(yīng)并不產(chǎn)生沉淀，用三聚氰胺處理后CODCr的去除率也沒(méi)提高，故也不宜在堿性條件下加尿素反應(yīng)。

　　2.3.2 酸性條件下反應(yīng)

　　先調(diào)整廢水的pH至2.0，在酸性條件下，甲醛與尿素反應(yīng)生成甲基基沉淀(白色、疏松狀)[3]。反應(yīng)式如下：

　　然后用不同數(shù)量的尿素除甲醛，過(guò)濾沉淀，母液再進(jìn)行常壓或減壓蒸餾脫醇，收集在64～94℃溫度下的餾份，結(jié)果見(jiàn)表3。

　　表3 在酸性條件下先加尿素除甲醛

　　試驗(yàn)序號(hào)試驗(yàn)條件除甲醛結(jié)果蒸餾脫醇結(jié)果

　　尿素用量/%蒸餾方式沉淀物濕重/g沉淀物干重/g濾液CODCr/(mg.L-1)64-94℃餾份/mL脫醇余液CODCr/(mg.L-1)CODCr總?cè)コ?%

　　11.0減壓89.023.017.9×104205.39.1×10459.9

　　24.0減壓282.570.015.1×10498.67.9×10465.2

　　36.0減壓362.1102.514.6×10489.26.3×10472.2

　　44.0減壓213.062.016.7×10486.58.7×10461.7

　　55.0減壓330.195.715.9×104114.07.2×10468.3

　　由表3可知，在酸性條件下先加尿素除甲醛再蒸餾脫醇，其工藝是可行的，但在實(shí)際試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)生成的甲基堿沉淀不易從反應(yīng)器中分離，也不易過(guò)濾，且含水率高;一次性蒸餾出的醇類明顯低于堿性條件下的數(shù)量。另外，在減壓條件下蒸餾還發(fā)現(xiàn)餾份溫度很窄，蒸餾速度過(guò)快，終點(diǎn)難以控制，而且對(duì)設(shè)備的要求也較高，這樣增加了操作難度，而常壓蒸餾亦能達(dá)到預(yù)期的分離效果，故以選用常壓蒸餾為宜。

　　2.4 在堿性條件下先常壓蒸餾脫醇，再調(diào)PH至2.0加尿素反應(yīng)除甲醛，試驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)表4。

　　表4 在堿性條件下先蒸餾后脫醇再調(diào)pH加尿素沉淀試驗(yàn)結(jié)果

　　試驗(yàn)序號(hào)試驗(yàn)條件蒸餾結(jié)果

　　蒸餾pH蒸餾方式蒸餾時(shí)間/h加尿素pH尿素用量/%餾份體積/mL沉淀物濕重/g沉淀物干重/g濾液CODCr濃度/(mg.L-1)CODCr去除率/%

　　18.0常壓2.02.04.0158.0261.870.07.1×10468.7

　　28.0常壓1.52.00127.016.85.28.9×10460.8

　　38.0常壓2.02.02.0138.0216.060.05.8×10474.4

　　48.0常壓2.52.03.0168.0256.069.05.1×10477.5

　　由表4可知，在堿性條件下蒸餾脫醇回收的醇比酸性條件下先沉淀后蒸餾脫醇回收的醇明顯增多，經(jīng)色譜分析，餾份中主要的醇類為：丁醇60%-70%，甲醇30%-40%;另外不同的蒸餾時(shí)間對(duì)餾份的體積、成份有影響，對(duì)CODCr的去除率也有差異，蒸餾時(shí)間以2-2.5h為好。

　　3 多級(jí)精餾試驗(yàn)與結(jié)果分析

　　在堿性條件下一次蒸餾脫醇收集到的餾份是含甲醇、丁醇和水的混合物。混合物雖然可以在氨基樹(shù)脂生產(chǎn)中作原料使用，其中丁醇能與氨基樹(shù)脂醚化而被消耗，而甲醇因含量低基本不參與反應(yīng)，但甲醇經(jīng)多次循環(huán)后會(huì)積累起來(lái)，到一定量后就參與甲醇化反應(yīng)生成甲醇化樹(shù)脂，使樹(shù)脂親水性增加而降低樹(shù)脂的質(zhì)量[2]。為此，針對(duì)上述原因和前面試驗(yàn)結(jié)果，我們又利用甲醇沸點(diǎn)64℃，丁醇沸點(diǎn)118℃和水沸點(diǎn)為100℃，其混合物的共沸溫度為94℃的性質(zhì)。進(jìn)行了多級(jí)精餾試驗(yàn)，具體過(guò)程如下：先把氨基廢水pH值調(diào)為8.8-9.8，再進(jìn)行常壓精餾，收集64-75℃和76-94℃溫度下的餾份，到塔頂溫度為94℃時(shí)停止精餾，把剩余液pH值調(diào)到2.0-3.0，加尿素2%，升溫反應(yīng)除甲醛，試驗(yàn)結(jié)果見(jiàn)表5。

　　表5 多級(jí)精餾試驗(yàn)結(jié)果

　　試驗(yàn)序號(hào)試驗(yàn)條件蒸餾結(jié)果除甲醛結(jié)果

　　精餾pH精餾方式加尿素pH尿素用量/%64-75℃餾份/mL76-94℃餾份/mL釜底余液CODCr/(mg.L)自然沉降上清液CODCr/(mg.L-1)CODCr總?cè)コ?%

　　18.0常壓2.02.045.056.07.9×1044.5×10480.2

　　28.0常壓2.02.053.062.06.7×1043.9×10482.8

　　經(jīng)色譜分析，塔頂溫度在64-74℃餾份以甲醇為主，約占85%;塔頂溫度在75-94℃餾份以丁醇為主，約占90%。為了獲得更高純度的丁醇和甲醇，可以利用同套設(shè)備進(jìn)行重精餾。

　　4 方案的選擇與說(shuō)明

　　從以上試驗(yàn)結(jié)果可知，氨基廢水采用蒸餾的方式處理是可行的，無(wú)論從工藝上或CODCr去除效果看，都應(yīng)該先在酸性條件下加尿素去除甲醛再蒸餾脫醇，這樣既方便又增加CODCr去除率。但是，由于加尿素時(shí)生成的甲基脲沉淀物疏松、含水率高、粘度大給實(shí)際操作帶來(lái)困難。而在堿性條件下，廢水可以直接進(jìn)行蒸餾不產(chǎn)生沉淀，對(duì)設(shè)備要求低、操作簡(jiǎn)便，CODCr一次性去除率可達(dá)60%以上。因此，本文選擇了堿性條件下直接蒸餾脫醇再在酸性條件下加少量尿素(大約2%左右)去除甲醛的處理工藝，該工藝的實(shí)際可操作性強(qiáng)，其后續(xù)去甲醛過(guò)程可直接在室外封閉的地池中進(jìn)行，這樣就減少了設(shè)備投入，沉淀物在水抽干后可定期清理、外運(yùn)。

　　5 工藝流程

　　按照上述試驗(yàn)，氨基廢水預(yù)處理工藝確定如下：從反應(yīng)釜底閥放出的下層廢水集中收集后，在貯存池內(nèi)靜置分層，把上層樹(shù)脂回收直接回用于氨基樹(shù)脂生產(chǎn)。下層廢水進(jìn)入調(diào)節(jié)池，調(diào)PH至8.0-9.0，再泵人精餾釜內(nèi)精餾，分別收集64-75℃的餾份和76-94℃的餾份，塔頂溫度達(dá)到95℃時(shí)停止加熱，整個(gè)升溫精餾時(shí)間約為2-2.5sh，蒸餾釜底殘留液放入調(diào)節(jié)池調(diào)pH值為2.0-3.0，加尿素2%升溫到60℃反應(yīng)2h左右，分層后上清液排入大池進(jìn)入后續(xù)生化處理系統(tǒng);下層沉淀物定期清理。收集后的醇類可用同套精餾裝置重新精餾進(jìn)行提純，可以有效的提高醇利用率，降低生產(chǎn)成本。廢水CODCr去除率達(dá)80%以上，達(dá)到了氨基廢水的預(yù)處理目的。

　　A/DAT-IAT工藝處理高濃度氨氮廢水

　　隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，石化、化肥、食品、煉焦和治金等行業(yè)以及垃圾填埋帶來(lái)大量高濃度氨氮廢水，造成了嚴(yán)重的環(huán)境污染，尤其是水體的富營(yíng)養(yǎng)化[1][2]。根據(jù)傳統(tǒng)生物脫氮機(jī)理，微生物必須處于好氧和缺氧的交替環(huán)境中進(jìn)行硝化和反硝化反應(yīng)，才能順利完成脫氮的過(guò)程[3]。這種交替環(huán)境中可以通過(guò)兩種途徑來(lái)實(shí)現(xiàn)，一是在空間上設(shè)置不同的反應(yīng)器來(lái)完成(如A/O法)，二是在同一個(gè)反應(yīng)器通過(guò)時(shí)間順序來(lái)完成(如SBR法)。A/O法是目前運(yùn)用最廣泛的生物脫氮工藝，具有流程簡(jiǎn)單，裝置少，勿需外加碳源，因此其建設(shè)費(fèi)用和運(yùn)行費(fèi)用較低，但是容易受外界因素影響，出水水質(zhì)不穩(wěn)定。傳統(tǒng)SBR法具有結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單、處理效果好的特點(diǎn)，但由于其間歇進(jìn)水、反應(yīng)周期長(zhǎng)，如果有脫氮要求時(shí)需外加碳源，因而制約其大規(guī)模、大范圍的應(yīng)用。A/DAT-IAT工藝是SBR工藝?yán)^ICEAS、CASS、CAST、IDEA發(fā)之后不斷完善發(fā)展起來(lái)的一種新工藝，它的出現(xiàn)受到廣大學(xué)者的重視。試驗(yàn)證明A/DAT-IAT系統(tǒng)具有良好的生物脫氮能力和運(yùn)行穩(wěn)定。

　　1 A/DAT-IAT系統(tǒng)介紹

　　A/DAT-IAT系統(tǒng)由一個(gè)缺氧池、一個(gè)DAT池和一個(gè)IAT池三部分串聯(lián)組成(如圖1)。原污水通過(guò)粗格柵、沉砂池等預(yù)處理設(shè)

　　圖1 A/DAT-IAT試驗(yàn)裝置示意圖

　　1進(jìn)水池 2進(jìn)水泵 3攪拌器 4曝氣頭 5空壓機(jī)

　　6出水泵 7出水池 8回流泵 9回流泵

　　施后首******入缺氧池，與DAT池回流硝化液混合并完成微生物反硝化反應(yīng)，生成N2和N2O逸出了污水。缺氧池內(nèi)不曝氣，只攪拌，使污泥保持懸浮狀態(tài)。隨后上面的污水進(jìn)入主曝氣DAT池，DAT池連續(xù)曝氣，在供氧充足的條件下，污水中有機(jī)物和氨氮得到有效地降解。DAT池中的大部分混合液通過(guò)內(nèi)循環(huán)回流至前端的缺氧池，回流比控制在100~500%范圍內(nèi)，少部分混合液流入IAT池。IAT池間歇曝氣、間歇沉淀和間歇潷水，有機(jī)物和氨氮進(jìn)一步降解。 IAT池中底部沉降的活性污泥大部分作為該池下個(gè)處理周期使用，一部分污泥用污泥泵連續(xù)打回DAT池作為DAT池的回流污泥，多余的剩余污泥引至污泥處理系統(tǒng)進(jìn)行污泥處理。

　　A/DAT-IAT系統(tǒng)實(shí)質(zhì)由A/O法和SBR法串聯(lián)而成，具有兩者優(yōu)點(diǎn)。A/DAT-IAT工藝與A/O法一樣連續(xù)進(jìn)水，避免了進(jìn)水控制繁瑣，提高了反應(yīng)池的利用率，節(jié)約了成本，同時(shí)又與傳統(tǒng)SBR法一樣間歇曝氣，并根據(jù)原水水質(zhì)水量變化來(lái)調(diào)整運(yùn)行周期，使之處于******工況[4]。DAT池的硝化液通過(guò)內(nèi)循環(huán)回流至缺氧池內(nèi)完成反硝化反應(yīng)，可以利用原污水中的有機(jī)物作為碳源，節(jié)約了外加碳源，同時(shí)反硝化是產(chǎn)堿反應(yīng)，而硝化是耗堿反應(yīng)，可以減少DAT池的堿投加量。IAT池可視為延時(shí)曝氣，溶解氧保持在0.5～1.5 mg/L范圍內(nèi)，使該池形成了好氧、缺氧、厭氧環(huán)境，可以出現(xiàn)同步硝化和反硝化反應(yīng)現(xiàn)象[5]，有機(jī)物和氨氮進(jìn)一步去除，出水水質(zhì)較好。

　　2 試驗(yàn)裝置和方法

　　2.1 試驗(yàn)裝置

　　試驗(yàn)裝置如圖1所示，A/DAT-IAT為有機(jī)玻璃設(shè)備，整體尺寸為320mm×120mm×270mm，有效容積為9.6L，其中缺氧池為80mm×120mm×270mm，DAT池和IAT池分別為120mm×120mm×270mm。配水系統(tǒng)采用孔眼配水，前隔板在高度160mm處布置一排孔眼，共有8個(gè)φ8mm的孔眼，后隔板在高度30mm處布置一排孔眼，共有6個(gè)φ8mm的孔眼。

　　反應(yīng)器置于恒溫水浴中，保持溫度恒定。進(jìn)水量、出水量以及回流比可以通過(guò)蠕動(dòng)泵來(lái)控制大小。曝氣和出水的間隔時(shí)間利用時(shí)間微電腦開(kāi)關(guān)來(lái)控制。

　　2.2 試驗(yàn)用水

　　原水來(lái)自鎮(zhèn)江市某化工有限公司，其水質(zhì)如表1。該廢水屬于高濃度氨氮廢水，且高鹽、多成分的難治理的廢水。該污水?dāng)M采用兩階段處理，******階段超聲波預(yù)處理，第二階段生物脫氮處理。本試驗(yàn)?zāi)M第二階段生物處理，用葡萄糖和廢水稀釋液調(diào)節(jié)進(jìn)水COD和氨氮濃度。

　　2.3 分析方法

　　氨氮采用鈉氏試劑分光光度法測(cè)定，COD采用重鉻酸鉀法測(cè)定，pH值采用玻璃電極法測(cè)定。

　　3 結(jié)果與討論

　　3.1 污泥培養(yǎng)和馴化

　　本試驗(yàn)的污泥取自學(xué)校玉帶河底泥，污泥呈黑色，含大量泥沙等無(wú)機(jī)物，活性極差。污泥首先在一個(gè)有效容積為10L的玻璃缸內(nèi)培養(yǎng)，取1L底泥，加9L配制水，悶曝22h，靜置2h，以后每個(gè)周期排放6L廢水，然后加入6L配制水，連續(xù)運(yùn)行了12天。污泥顏色由黑色逐漸變成淺黑色，沉淀時(shí)泥水界面由開(kāi)始模糊逐漸變得邊緣清晰，鏡檢可以觀察到草履蟲(chóng)、漫游蟲(chóng)、裂口蟲(chóng)、吸管蟲(chóng)等。隨著生物相逐漸變好，預(yù)示菌種已培養(yǎng)出來(lái)，但污泥活性還不強(qiáng)，需要繼續(xù)培養(yǎng)。培養(yǎng)12天以后，每天運(yùn)行兩個(gè)周期，曝氣10h，靜置2h，連續(xù)運(yùn)行了20天?；钚晕勰郤V為21%，MLSS達(dá)到3500 mg/L，污泥的絮凝和沉淀性能良好，混合液靜置半小時(shí)，上清夜清澈透明，泥水界面清晰，沉淀污泥呈黃褐色，鏡檢有大量新型菌膠團(tuán)，較為密實(shí)，鏡檢可以觀察倒許多活躍鐘蟲(chóng)，說(shuō)明了活性污泥培養(yǎng)成功。

　　將活性污泥倒入A/DAT-IAT反應(yīng)器中，A/DAT-IAT系統(tǒng)開(kāi)始正常運(yùn)行。IAT池反應(yīng)周期為4h，其中曝氣2h，沉淀1h，排水及靜置1h。馴化初期進(jìn)水COD濃度300mg/L，氨氮50mg/L，以后每隔1個(gè)星期提高COD和氨氮濃度一次，連續(xù)運(yùn)行了3個(gè)月。在馴化結(jié)束時(shí)，COD濃度為600 mg/L，氨氮濃度120 mg/L，去除率分別達(dá)到94%和96%。

　　3.2 氨氮進(jìn)水濃度的影響

　　進(jìn)水流量0.6L/h，COD為600 mg/L，pH值7.6，不斷改變進(jìn)水氨氮濃度，考察氨氮進(jìn)水濃度對(duì)氨氮去除率的影響。由圖2可知，當(dāng)氨氮濃度為150 mg/L，出水氨氮濃度低于 25 mg/L，可達(dá)到國(guó)家二級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)，說(shuō)明A/DAT-IAT系統(tǒng)具有一定耐水質(zhì)沖擊負(fù)荷的作用。當(dāng)氨氮高于150 mg/L，出水水質(zhì)明顯下降，分析脫氮效果下降主要的原因有兩個(gè)：一是游離態(tài)氨對(duì)微生物的抑制作用[6]，隨著廢水氨氮濃度增加廢水中的游離氨濃度液也升高，微生物正常生理活動(dòng)受到游離態(tài)氨的抑制作用;二是隨著氨氮濃度的增加，微生物繁殖也增多，DO的量和COD的量供應(yīng)不能滿足微生物的需要，這時(shí)有必要提高DO或者COD供應(yīng)量。氨氮濃度越低硝化降解越******，出水水質(zhì)越好。

　　3.3 pH的影響

　　進(jìn)水COD濃度600 mg/L，氨氮濃度120 mg/L，流量0.6L/h，投加NaHCO3調(diào)節(jié)進(jìn)水pH值，其處理效果見(jiàn)圖3。

　　由圖3可以看出， pH值低于7.4或者高于8.0時(shí)，脫氮效果快速下降。pH值對(duì)氨氮去除率影響非常大，硝化細(xì)菌適宜的pH值為6.0～7.5，亞硝酸菌適宜的pH值為7.0～8.5，反應(yīng)器pH小于6或者高于9.6時(shí)整個(gè)硝化反應(yīng)受到抑制[7]。對(duì)于反硝化過(guò)程，當(dāng)pH值低于6或高于9時(shí)，反硝化速率很快下降，當(dāng)pH值為7.6左右時(shí)，反硝化處于******狀態(tài)，pH值過(guò)高，硝化細(xì)菌會(huì)受到抑制而影響反硝化的反硝化速率[8]。本試驗(yàn)A/DAT-IAT系統(tǒng)在pH值7.4～7.8范圍內(nèi)時(shí)取得******脫氮效果。

　　3.4 碳氮比的影響

　　保持進(jìn)水氨氮濃度120 mg/L，進(jìn)水量0.6L/h，pH值7.6，調(diào)節(jié)進(jìn)水COD濃度，改變碳氮比，其處理效果見(jiàn)圖5。

　　在活性污泥中，自養(yǎng)菌和異養(yǎng)菌的比例與污水的C/N比有關(guān)，氨氮除了為細(xì)胞提同化合成氮源外，還是硝化菌生長(zhǎng)的能源。低C/N比的條件下，有利于自養(yǎng)硝化菌對(duì)低物和溶解氧的競(jìng)爭(zhēng)，硝化細(xì)菌優(yōu)勢(shì)生長(zhǎng);高C/N比導(dǎo)致廢水有機(jī)物負(fù)荷過(guò)高，活性污泥系統(tǒng)中的異養(yǎng)型好氧菌生長(zhǎng)速度高，自養(yǎng)型硝化菌與異養(yǎng)型好氧菌在對(duì)氧的競(jìng)爭(zhēng)中處于劣勢(shì)，使得硝化效果不理想。但是，并不是廢水C/N比越低越好，低C/N比限制了反硝化過(guò)程。理論上，C/N比大于2.86才能滿足反硝化作用對(duì)碳源的需要[9]。有文獻(xiàn)報(bào)道[]：在實(shí)際運(yùn)行中應(yīng)控制C/N比大于4.0，******高于5.7。試驗(yàn)表明,A/DAT-IAT系統(tǒng)在C/N比為6時(shí)能取得良好的脫氮效果，說(shuō)明了控制C/N比是生物脫氮的一個(gè)重要因素。

　　3.5 內(nèi)回流比的影響

　　內(nèi)回流比(r)是A/DAT-IAT系統(tǒng)脫氮一個(gè)重要控制參數(shù)，它直接決定了脫氮效率。假設(shè)生物硝化在DAT池為100%，反硝化在缺氧池也為100%，不考慮IAT池脫氮的效果，即所有的TKN均被硝化成NO3--N，回流到缺氧池的所有NO3--N均被反硝化為N2，此時(shí)脫氮效率EDN為[10]：

　　從上式可以看出來(lái)，r越大，系統(tǒng)脫氮效率越高，出水氨氮濃度越低。實(shí)際并不是如此，因?yàn)閞越高，通過(guò)內(nèi)回流自DAT池帶至缺氧池的溶解氧就越多，當(dāng)溶解氧較高時(shí)，反硝化會(huì)受到干擾，使得脫氮效果下降。本試驗(yàn)進(jìn)行了內(nèi)回流比為100%、200%，300%，400%，500%，600%六個(gè)工況的運(yùn)行試驗(yàn)，結(jié)果如表2。確定本試驗(yàn)******內(nèi)回流比為400%。

　　3.6 污泥回流比的影響

　　A/DAT-IAT系統(tǒng)在不同的反應(yīng)池內(nèi)為混合流，在時(shí)間上是推流，DAT池內(nèi)的廢水連續(xù)不斷流入IAT池，使得DAT池污泥不斷流失，最后沒(méi)有污泥了。為了避免這種情況出現(xiàn)，必需設(shè)置回流泵，將IAT池內(nèi)污泥回流至DAT池。本試驗(yàn)分別進(jìn)行了回流比為50%、100%、150%、200%、250%、300%、400%的試驗(yàn)，試驗(yàn)結(jié)果如表3所示。氨氮去除率隨著回流比增大開(kāi)始升高后來(lái)降低，回流比為250%時(shí)氨氮去除率最高。當(dāng)回流比過(guò)小時(shí)，缺氧池和DAT池內(nèi)污泥量少，不能有效進(jìn)行有機(jī)物和氨氮降解反應(yīng);當(dāng)回流比過(guò)大時(shí)，IAT池與DAT池混合液氨氮濃度不存在濃度差，幾乎合并成為一個(gè)反應(yīng)池。

　　進(jìn)水COD濃度600 mg/L，氨氮濃度120 mg/L，流量0.6L/h，pH值7.6，投加NaHCO3改變進(jìn)水pH，其處理效果見(jiàn)圖4。

　　硝化細(xì)菌對(duì)溫度非常敏感，在5～35℃的范圍內(nèi)能進(jìn)行正常的生理代謝活動(dòng)，并隨著溫度的升高，生物活性增大。而反硝化細(xì)菌對(duì)溫度不如硝化細(xì)菌敏感，但反硝化效果也會(huì)隨溫度變化而變化。

　　4 結(jié)論

　　1.A/DAT-IAT工藝實(shí)質(zhì)是A/0法和SBR法結(jié)合，它具有兩者優(yōu)點(diǎn)。不需外加碳源，出水水質(zhì)好，運(yùn)行成本低，是一個(gè)有效脫氮的新途徑。

　　2.本試驗(yàn)考察了進(jìn)水水質(zhì)對(duì)氨氮去除率的影響。試驗(yàn)表明進(jìn)水氨氮為120mg/L時(shí)，碳氮比為6，pH為7.6能取得良好脫氮效果。

　　3.回流比對(duì)脫氮影響也非常大.

　　ADAT-IAT工藝脫氮機(jī)理初探及其ADAT-IAT工藝的特點(diǎn)

　　一.A/DAT-IAT工藝脫氮機(jī)理初探

　　A/DAT-IAT工藝和傳統(tǒng)活性污泥法一樣，都是利用微生物對(duì)廢水中污染物進(jìn)行分解，達(dá)到凈化水質(zhì)的目的。與傳統(tǒng)活性污泥法不同的是，A/DAT-IAT工藝是由三個(gè)不同功能的反應(yīng)池組合而成，這三個(gè)池既可看作在DAT-IAT池的基礎(chǔ)上前置了一個(gè)缺氧池，也可看作A/O池與SBR池的串聯(lián)。

　　設(shè)計(jì)缺氧池就是為了改善DAT-IAT工藝脫氮效率低的缺點(diǎn)。在缺氧池內(nèi)的缺氧環(huán)境下，DAT池中的硝態(tài)氮液大量回流至缺氧池進(jìn)行反硝化反應(yīng)。反硝化菌可以利用原水中充足的有機(jī)碳源來(lái)作為電子供體，以回流混合液中的硝態(tài)氮作為電子受體進(jìn)行厭氧呼吸。

　　從動(dòng)力學(xué)的角度分析，反硝化過(guò)程應(yīng)屬于零級(jí)反應(yīng)。多數(shù)學(xué)者認(rèn)為：當(dāng)反硝化過(guò)程中有充足的有機(jī)碳源，同時(shí)NO3--N的濃度高于0.1mg/L時(shí)，反硝化速率與NO3--N的濃度無(wú)關(guān)，只與反硝化菌的數(shù)量有關(guān)[1]。缺氧池在脫氮的同時(shí)還可以降解有機(jī)污染物，降低了DAT池有機(jī)負(fù)荷，提高了DAT池硝化速率，增強(qiáng)了DAT池的硝化效果。此外，缺氧池還存在水解發(fā)酵作用，難降解的COD水解為易降解的COD，使得系統(tǒng)生物降解更加容易。

　　硝化菌是化能自養(yǎng)菌，生長(zhǎng)率低，對(duì)環(huán)境條件變化較為敏感。DAT池連續(xù)曝氣，整個(gè)池處于完全混合狀態(tài)，流入DAT的廢水很快就被稀釋了，減少了一些有毒物質(zhì)和重金屬對(duì)細(xì)菌的破壞或抑制。由于廢水中大部分有機(jī)物被用作反硝化的外加碳源，因此在DAT池中有機(jī)負(fù)荷較低，有利于硝化菌的繁殖，硝化反應(yīng)可以高效地進(jìn)行。硝化速率還與硝化菌數(shù)量有關(guān)，由于A/DAT-IAT有獨(dú)特的沉淀分離功能，無(wú)需像其它工藝那樣需要大體積的沉淀池，就可以保證系統(tǒng)內(nèi)高濃度的MLSS，從而維護(hù)了較高濃度的硝化菌。IAT池在曝氣階段進(jìn)行硝化反應(yīng)，在沉淀階段和排水階段可以利用內(nèi)源碳源進(jìn)行反硝化反應(yīng)，進(jìn)一步降低了NH3-N濃度。

　　綜上所述，A/DAT-IAT系統(tǒng)既發(fā)揮了DAT-IAT對(duì)有機(jī)物廢水處理效果的優(yōu)點(diǎn)，又改善了DAT-IAT系統(tǒng)脫氮效率低的缺點(diǎn)。因此，A/DAT-IAT工藝對(duì)高濃度的有機(jī)物和NH3-N廢水的處理具有良好的應(yīng)用前景。

　　二. A/DAT-IAT工藝的特點(diǎn)

　　綜上所述，從A/DAT-IAT系統(tǒng)的工作原理及運(yùn)行方式可以看出，A/DAT-IAT工藝在結(jié)構(gòu)上和工藝上具有許多其它工藝無(wú)法比擬的優(yōu)點(diǎn)。

　　1、池型結(jié)構(gòu)

　?、贅?gòu)筑物結(jié)構(gòu)緊湊，集水量及水質(zhì)調(diào)節(jié)、生化反應(yīng)與污泥沉淀功能于一身，無(wú)需另建二沉池。池型采用矩形，可以利用公用池壁，池體之間水力相通，中間池壁不用承受單向壓力，既有利于保溫又能節(jié)省了土建費(fèi)用和占地面積。

　?、趦沙刂g設(shè)有導(dǎo)流墻，避免了兩池水力干擾，改善了水力狀態(tài)。在沉淀和排水時(shí)，DAT池中的混合液從隔墻底部平緩流入IAT池，將IAT池上清夜上托，不會(huì)對(duì)沉淀污泥產(chǎn)生擾動(dòng)，IAT池幾乎處于靜態(tài)沉淀，其沉淀效果要優(yōu)于二沉池。

　?、鄹鶕?jù)生物反應(yīng)動(dòng)力學(xué)原理兩池或者兩池以上串聯(lián)運(yùn)行的系統(tǒng)，從整個(gè)反應(yīng)器內(nèi)看水流呈現(xiàn)推流態(tài)，而在不同反應(yīng)器里為完全混合的復(fù)雜流態(tài)，這樣不僅保證了穩(wěn)定的處理效果，還提高了反應(yīng)器的容積利用率。

　?、芄に嚵鞒潭?，污水廠主要構(gòu)筑物為集水池、沉砂池、A/DAT-IAT池、污泥池，沒(méi)有初次沉淀池、二次沉淀池，布局緊湊，易于實(shí)現(xiàn)自動(dòng)化。

　　2、工藝結(jié)構(gòu)

　　①A/DAT-IAT系統(tǒng)的運(yùn)行經(jīng)歷了好氧、缺氧、厭氧、沉淀等階段，篩選了優(yōu)勢(shì)菌種，抑制了絲狀菌的生長(zhǎng)，污泥的沉降性能和脫水性能良好。微生物可通過(guò)多種途徑進(jìn)行代謝，利用不同形態(tài)的氧源作為電子受體，使有機(jī)物的降解更完全且能耗又省，脫氮效果更好。

　　②廢水先流入缺氧池與經(jīng)硝化后含有NO2--N和NO3--N的回流液混合，進(jìn)行反硝化反應(yīng)。廢水中的有機(jī)物為該段反硝化提供了外加碳源，另外，反硝化產(chǎn)生的堿度可以提供給硝化段，中和該段產(chǎn)生的H+。

　?、跘/DAT-IAT工藝適應(yīng)水量水質(zhì)變化大的廢水，具有抵抗毒性的功能、運(yùn)行穩(wěn)定、處理效率高、出水質(zhì)量好。因?yàn)檫M(jìn)水沖擊負(fù)荷在經(jīng)過(guò)多級(jí)處理后，對(duì)出水水質(zhì)的影響也大為降低。

　?、苡捎谒械纳磻?yīng)都與反應(yīng)物濃度有關(guān)。從連續(xù)運(yùn)行的缺氧池進(jìn)水也就加速了缺氧反應(yīng)，缺氧后的廢水進(jìn)入反應(yīng)池，提高了反應(yīng)池的COD降解和硝化反應(yīng)速率，從而改善了系統(tǒng)的整體處理效果，提高了出水水質(zhì)。

　?、軮AT池可視為延時(shí)曝氣，有機(jī)物負(fù)荷非常低，有利于硝化反應(yīng)的進(jìn)行，在沉淀階段可利用內(nèi)源碳進(jìn)行反硝化反應(yīng)。廢水中的有機(jī)物和NH3-N在IAT池進(jìn)一步降解，確保了出水水質(zhì)。

　　ADAT-IAT工藝的由來(lái)及其運(yùn)行過(guò)程

　　1.A/DAT-IAT工藝的由來(lái)

　　活性污泥法是一種應(yīng)用廣泛且非常具有潛力的廢水處理技術(shù)[1]。自1914年該技術(shù)在英國(guó)被應(yīng)用以來(lái)至今已有90多年的歷史了，在該技術(shù)出現(xiàn)的初期，由于受到理論水平、運(yùn)行和管理等技術(shù)條件的限制，使它的應(yīng)用和推廣工作進(jìn)展緩慢。近50年來(lái)，隨著對(duì)其生物反應(yīng)和凈化機(jī)理的廣泛深入的研究以及該法在生產(chǎn)應(yīng)用技術(shù)上的不斷改進(jìn)和完善，使它得到了很大的發(fā)展。相繼出現(xiàn)了多種工藝流程和工藝方法，使得活性污泥法的應(yīng)用范圍逐漸擴(kuò)大，處理效果不斷提高，工藝設(shè)計(jì)和運(yùn)行管理更加科學(xué)化。目前，該方法在廢水生物處理中還處于首要地位，據(jù)******資料顯示，在全球近6萬(wàn)座城市污水處理廠中，有3萬(wàn)多采用活性污泥工藝，其中美國(guó)有9000余座，日本采用活性污泥法的污水廠占污水廠總數(shù)的86.7%?；钚晕勰喾ㄊ俏覈?guó)目前采用最主要的污水處理工藝，占已建成的污水處理廠總數(shù)超過(guò)了70%。

　　盡管活性污泥法得到了廣泛的應(yīng)用，但它還存在一些缺點(diǎn)，給污水處理廠生產(chǎn)運(yùn)行帶來(lái)一定的困難。以傳統(tǒng)活性污泥法為例，歸納一下活性污泥法在運(yùn)行中存在的主要問(wèn)題。

　　1.活性污泥法對(duì)廢水水量、水質(zhì)變化的適應(yīng)性較差;

　　2.污泥膨脹問(wèn)題是活性污泥法自產(chǎn)生以來(lái)一直伴隨并常常發(fā)生的一個(gè)棘手的問(wèn)題。它引起污泥結(jié)構(gòu)松散，沉淀壓縮性能差，直接影響出水水質(zhì)，并危害整個(gè)生化系統(tǒng)的運(yùn)作[2];

　　3.污泥產(chǎn)量大，通常占廢水總量的0.5%～1%，成分復(fù)雜既含有大量的有機(jī)物，又含有害的重金屬、病原微生物等，處理和處置費(fèi)用高[3];

　　4.脫氮除磷效果差，一般只有20%～30%左右;

　　5.曝氣結(jié)構(gòu)膨大，占地面積大;

　　6.運(yùn)行管理操作復(fù)雜，管理專業(yè)水平要求高。

　　以上概括以傳統(tǒng)活性污泥法為中心的工藝在應(yīng)用中存在的一些問(wèn)題。國(guó)內(nèi)外許多學(xué)者進(jìn)行了大量的研究和探討，在傳統(tǒng)活性污泥法的基礎(chǔ)上進(jìn)行了各種改進(jìn)，產(chǎn)生了很多種不同的活性污泥工藝，一些工藝較傳統(tǒng)工藝處理功能增強(qiáng)，一些工藝運(yùn)行更加穩(wěn)定，而另外一些工藝的費(fèi)用大大降低或者運(yùn)行更加方便。這些工藝上的改進(jìn)，充分滿足了各種不同的處理要求。其中SBR法就是為了克服傳統(tǒng)活性污泥法的缺點(diǎn)發(fā)展起來(lái)的。

　　20世紀(jì)70年代初，美國(guó)R.Irvine教授等開(kāi)展了活性污泥SBR法的初步研究，并于1971年發(fā)表了《運(yùn)用間歇式活性污泥法處理廢水》的著名論文，為SBR法以后的發(fā)展奠定了理論基礎(chǔ)。80年代后，由于現(xiàn)代儀表和控制技術(shù)的巨大發(fā)展，電磁閥、氣動(dòng)閥、液位傳感器、電子定時(shí)控制器，龍其是微機(jī)等自動(dòng)控制裝置廣泛應(yīng)用于水處理技術(shù)，使得SBR法運(yùn)行操作自動(dòng)化控制得以實(shí)現(xiàn)，在歐、美、澳、日等國(guó)家得到了迅速的發(fā)展。80年代中期，我國(guó)開(kāi)始對(duì)SBR法進(jìn)行系統(tǒng)研究與應(yīng)用，1985年虞壽樞等為上海市吳凇肉聯(lián)廠設(shè)計(jì)并投產(chǎn)了我國(guó)******座SBR法廢水處理設(shè)施，劉永凇等人也展開(kāi)了對(duì)SBR法特性的研究。在SBR法的控制技術(shù)方面，哈爾濱建筑大學(xué)的彭永臻等人對(duì)SBR法反應(yīng)時(shí)間的計(jì)算機(jī)控制參數(shù)進(jìn)行了研究。90年代尤其是近幾年來(lái)，該工藝在我國(guó)工業(yè)廢水處理領(lǐng)域應(yīng)用非常廣泛，在全國(guó)各大中城市已有多座SBR法處理設(shè)施投入運(yùn)行，其中采用SBR法處理的廢水主要是屠宰廢水、苯胺廢水、含酚廢水、啤酒廢水、化工廢水、淀粉廢水等，為我國(guó)的環(huán)境保護(hù)發(fā)揮積極作用。

　　但傳統(tǒng)的SBR法在工程應(yīng)用中仍存在一定局限性。譬如，若進(jìn)水量較大，則需要調(diào)節(jié)反應(yīng)系統(tǒng)，從而增大投資，而對(duì)出水水質(zhì)有特殊要求，如脫氮、除磷等，則還需對(duì)工藝進(jìn)行適當(dāng)改進(jìn)。因而SBR工藝在設(shè)計(jì)和運(yùn)行中，根據(jù)不同的水質(zhì)條件、使用場(chǎng)合和出水要求有了許多新的變化和發(fā)展，產(chǎn)生了許多變型，主要包括ICEAS、CASS、IDEA、UNITANK和DAT-IAT等工藝。DAT-IAT工藝是為了克服ICEAS的缺點(diǎn)將預(yù)反應(yīng)池改為與SBR反應(yīng)池(IAT)分立的預(yù)曝氣池DAT，DAT池連續(xù)進(jìn)水、連續(xù)曝氣，IAT池間歇曝氣、沉淀和排水，在沉淀階段不受進(jìn)水的影響，且增加了從IAT到DAT的回流裝置。

　　根據(jù)本課題處理水質(zhì)要求，在DAT-IAT工藝基礎(chǔ)上前置一個(gè)缺氧池(A)，即形成了A/DAT-IAT工藝，由缺氧池、DAT池和IAT池三部分串聯(lián)而成的。

　　2.A/DAT-IAT工藝運(yùn)行過(guò)程

　　缺氧攪拌 曝氣 曝氣 缺氧攪拌 曝氣 沉淀 缺氧攪拌 曝氣 潷水

　　圖2.1 A/DAT-IAT工藝工序

　　Figure2.1 DAT-IAT technique working procedure

　　A/DAT-IAT工藝的反應(yīng)機(jī)理及污染物的去除機(jī)理與傳統(tǒng)活性污泥法、SBR法基本相同，僅是構(gòu)筑物的構(gòu)成方式和運(yùn)行操作不同[4]。它是在一組反應(yīng)池中，在時(shí)間上進(jìn)行各種目的不同的操作。具體操作工序如下：

　　1.進(jìn)水階段

　　廢水首先連續(xù)流入缺氧池，連續(xù)進(jìn)水使得A/DAT-IAT工藝比典型的SBR法更有優(yōu)越性，不需要調(diào)節(jié)池和進(jìn)水控制系統(tǒng)，節(jié)約了建設(shè)成本和占地面積。缺氧池和DAT池混合液分別通過(guò)雙層導(dǎo)流設(shè)施流入DAT池、IAT池，這樣避免了水力短路。

　　2.反應(yīng)階段

　　缺氧池內(nèi)的進(jìn)水與從DAT池中回流來(lái)的硝化液完全混合，在反硝化菌的作用下進(jìn)行脫氮反應(yīng)，將NOX--N轉(zhuǎn)化成氮?dú)?，可以利用進(jìn)水中的有機(jī)碳源，減少了外加碳源，甚至不需要外加碳源，同時(shí)產(chǎn)生的堿度可以下硝化段的堿度，中和該段產(chǎn)生的H+。缺氧池內(nèi)不曝氣，只攪拌，保持污泥處于懸浮狀態(tài)。曝氣分兩部分，DAT池連續(xù)曝氣，池中水流呈完全混合狀態(tài)，絕大部分NH3-N被硝化菌轉(zhuǎn)化為NO3―-N。IAT池間歇曝氣，難降解有機(jī)物和NH3-N在IAT池進(jìn)一步降解。為了達(dá)到更好的沉淀效果，在沉淀階段前進(jìn)行短暫的曝氣，以除去附著在污泥上的氮?dú)狻?/p>

　　3.沉淀階段

　　沉淀階段相當(dāng)于傳統(tǒng)活性污泥法的二次沉淀池的功能。沉淀階段只發(fā)生在IAT池，混合液中的污泥與上清夜分離。DAT池中的水從底部平緩流入IAT池，對(duì)IAT池不會(huì)產(chǎn)生干擾，因此其沉淀效率顯著高于一般二沉池的動(dòng)態(tài)沉淀。

　　4.排水階段

　　排水水階段只發(fā)生在IAT池，當(dāng)水位達(dá)到最高時(shí)，沉淀階段結(jié)束，開(kāi)始進(jìn)入排水階段。排水有專門(mén)潷水設(shè)備，對(duì)沉淀下去的污泥不會(huì)產(chǎn)生擾動(dòng)，當(dāng)水位達(dá)到******時(shí)，停止?jié)?，剩下的一部分處理水可作循環(huán)和稀釋用。IAT池不直接排放處理水，因此不像連續(xù)進(jìn)水連續(xù)出水的活性污泥法那樣容易受負(fù)荷變化的影響。IAT池底部沉降的活性污泥大部分作為該池下個(gè)處理周期使用，一部分污泥用污泥泵連續(xù)打回DAT池作為DAT池的回流污泥，多余的剩余污泥引至污泥處理系統(tǒng)進(jìn)行污泥處理。

　　5.閑置階段

　　IAT池中沉淀階段結(jié)束到下個(gè)周期開(kāi)始期間會(huì)出現(xiàn)一個(gè)閑置期，根據(jù)廢水的性質(zhì)和處理要求決定其長(zhǎng)短或者取消。在該時(shí)段內(nèi)可進(jìn)行攪拌或曝氣，以保持污泥的活性。

　　A/O工藝處理己內(nèi)酰胺生產(chǎn)廢水及運(yùn)行控制

　　中石化巴陵分公司己內(nèi)酸膠產(chǎn)品部和簾子布產(chǎn)品部是目前國(guó)內(nèi)規(guī)模******，技術(shù)最******的己內(nèi)配膠和簾子布生產(chǎn)廠家。原設(shè)計(jì)年產(chǎn)己內(nèi)酚胺5萬(wàn)噸。1999年工廠對(duì)己內(nèi)酷胺裝置進(jìn)行了“六改七”工程。該工程工藝******，生產(chǎn)工序復(fù)雜。所排廢水含有大量環(huán)狀有機(jī)物和低聚物，CODcr值和BOD5。值高NH3-N含量高;生物可降解性差，是當(dāng)前石化行業(yè)難處理的生產(chǎn)廢水之一。

　　工廠于1992年建成一套A/O廢水處理裝置，又于1996年底對(duì)廢水處理裝置進(jìn)行了擴(kuò)容改建，為今后己內(nèi)酷胺裝置和簾子布裝置持續(xù)擴(kuò)能改造創(chuàng)造了條件。由于工廠廢水排放位于長(zhǎng)江與洞庭湖過(guò)渡段的黃金水域，國(guó)家要求擴(kuò)容改建后的廢水處理執(zhí)行《污水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)》GB8978-1996的一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)[1]。

　　表1 實(shí)際排入度水處理榮亞的水量水質(zhì)

　　裝置

　　名稱廢水來(lái)源流量/(m3·h-1)ρ(CODcr)/(mg·L-1)ρ(NH3-N)/(mg·L-1)備注

　　設(shè)計(jì) 實(shí)際 設(shè)計(jì) 實(shí)際 設(shè)計(jì) 實(shí)際

　　己內(nèi)酰 E—5606 5.2 5.6 23300 14892

　　胺裝置 E—6506 13 13 1040 526 160 80.3

　　V—4601 10 6 167 13213 740 3025

　　7000離子交換液 　6.5 / 4500 　　其中含生活污水

　　27.5 m3/h雨水及

　　地面沖洗水 80 m3/h

　　簾子布 9號(hào)管 104 120 200-300 3000-5000 　600

　　裝置 從管架來(lái)水 28 28 2000 2000

　　9號(hào)管 30 30 500 500 　　9號(hào)管為生活污水及簾子

　　布裝置排水管

　　總計(jì) 　　210 　3500 　440

　　1 廢水水量水質(zhì)

　?、?gòu)U水水量水質(zhì)見(jiàn)表1。

　?、谠O(shè)計(jì)水量水質(zhì)。根據(jù)表1的水量水質(zhì)情況進(jìn)行加權(quán)平均，考慮不均勻系數(shù)之耐沖擊水量的要求。設(shè)計(jì)水量為 250 m3/h;設(shè)計(jì)水質(zhì)為 ρ(CODcr)ρ2000 mg/L，ρ(BOD5)≤1 200 mg/L，ρ(NH3-N)≤200mg/L。

　　③處理后的水質(zhì)要求。ρ(CODcr)≤100 mg/L，ρ(BOD5)≤30 mg/L，ρ(NH3-N)≤15 mg/L，ρ(SS)≤70 mg/L。

　　2 廢水處理工藝

　　2.1 處理方法的確定

　　己內(nèi)酷胺生產(chǎn)廢水以有機(jī)物為主，主要來(lái)源于環(huán)己酮、己內(nèi)酚胺、羥胺、硫鉸等車間的工藝廢液、廢堿液、沖洗、清洗廢液及油相水相排出物?？找廴疚餅榄h(huán)己酮、環(huán)己醇、環(huán)己烷、苯、甲苯、己內(nèi)酷胺、石油類、硫酸鹽、氨氮等。廢水的排放具有很強(qiáng)的不均勻性。為了處理好己內(nèi)酰胺生產(chǎn)廢水，設(shè)計(jì)提出了兩個(gè)處理方案。方案一是將環(huán)己烷氧化與環(huán)己酮肟化兩套裝置排出的高質(zhì)量濃度有機(jī)廢水(ρ(CODcr)≤2 400 mg/L，pH值≤4)首******行厭氧處理，然后與其它廢水進(jìn)行混合，再進(jìn)行缺氧-好氧(A/O法)處理。方案二是全部廢水混合后用 A/O法處理。A/O工藝用于城市污水及某些工業(yè)廢水處理生物脫氮效果較好。但應(yīng)用于己內(nèi)酰胺生產(chǎn)廢水處理，國(guó)內(nèi)尚無(wú)實(shí)例。經(jīng)試驗(yàn)方案一的結(jié)果表明，高濃度有機(jī)廢水pH值較低，必須投加大量的堿進(jìn)行中和，并加水稀釋后才有明顯效果，這使得厭氧池體積很大，基建投資高。方案二的結(jié)果表明，能同時(shí)達(dá)到降解水中有機(jī)物及脫氮的目的，處理效果好，運(yùn)行穩(wěn)定，在技術(shù)和經(jīng)濟(jì)上明顯優(yōu)于方案一，出水水質(zhì)完全可以達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。因此，設(shè)計(jì)選用方案二。

　　2.2 處理工藝流程

　　廢物水處理工藝流程見(jiàn)圖1。

　　2.3 主要設(shè)計(jì)參數(shù)

　?、傥勰嘭?fù)荷：

　　Fw=0.2-0.25kg[BOD5]/(kg[MLSS]·d);

　　②缺氧池的硝化負(fù)荷：

　　FNH3=0.08-0.10kg[NH3-N]/(kg[MLSS]·d);

　　③缺氧池的脫硝負(fù)荷：

　　FNOx-1=0.12-0.14[NOx--N]/(kg[MLSS]·d);

　　2.4 主要構(gòu)筑物和設(shè)備

　?、賱蛸|(zhì)調(diào)節(jié)池：矩形鋼混結(jié)構(gòu)，共2間，每間池子結(jié)構(gòu)尺寸20m×20m×6.5m,有效容積5000m3。池底布有穿孔管，以利于攪拌混合。

　?、谌毖醭兀壕匦武摶旖Y(jié)構(gòu)，共2間。每間池子結(jié)構(gòu)尺寸18m×14m×5.3m,有效容積2600m3。設(shè)潛水?dāng)嚢杵?臺(tái)，控制溶解氧0.2～0.5 mg/L。

　?、垲A(yù)曝氣池：矩形鋼混結(jié)構(gòu)，共2座。其中一座池子分2間，每間池子結(jié)構(gòu)尺寸 30 m × 14 m ×5.3 m，有效容積 2 600 m3。池底設(shè)有雙螺旋曝氣器。另一座分3間，每間尺寸為21.25 m × 15 m ×5.2 m，有效容積 5 000 m3。池底布有曝氣軟管。

　　④一段曝氣池：短形鋼混結(jié)構(gòu)，共6間。每間池子結(jié)構(gòu)尺寸 30 m × 15 m × 4.05 m，有效容積6 000 m3。池底布有中微孔曝氣器和少量旋混曝氣器。一段曝氣池CODcr容積負(fù)荷 1.8 kg/(m3·d)，污泥質(zhì)量濃度 3.5～4.5 g/L，溶解氧 2～3 mg/L，混合液回流比100%回流到缺氧池，進(jìn)水CODcr質(zhì)量濃度 1800 mg/L左右，CODcr去除率 80%～86%。

　　⑤沉淀池：二沉池和終沉池各2座。中心進(jìn)水，周邊出水的輻流式沉淀池，二沉池直徑φ12m，終沉池直徑φ14 m，廢水停留時(shí)間 2 h。

　?、薅纹貧獬兀壕匦武摶旖Y(jié)構(gòu)，共2座。其中一座池子分2間，每間池子結(jié)構(gòu)尺寸18 m×15 m ×4 m，有效容積 2 000 m3。另一座池子分 3間，每間池子結(jié)構(gòu)尺寸 20 m × 4 m × 4 m，有效容積 1000 m3。池底均布有可變微孔曝氣器。二段曝氣池CODcr容積負(fù)荷 0.7 kg/(m3·d)，污泥質(zhì)量濃度 l～2 g/L，溶解氧質(zhì)量濃度 3～4 mg/L，混合液回流比 200%回流到缺氧池。進(jìn)水ρ(CODcr)=250～350 mg/L，CODcr去除率64%～74%，出水 ρ(CODcr)<100 mg/L。

　　3 A/0工藝在運(yùn)行管理中的重要控制參數(shù)

　　影響A/O生物脫氮系統(tǒng)運(yùn)行的因素可分為二大類：一類是基礎(chǔ)因素，如污泥負(fù)荷、回流比、泥齡等;另一類為環(huán)境因素，如 pH值、溫度、溶解氧等。通常，環(huán)境因素決定生物脫氮過(guò)程的成敗，基礎(chǔ)因素控制生物脫氮效率的高低。下面對(duì)影響系統(tǒng)運(yùn)行的6個(gè)重要參數(shù)進(jìn)行分析研究。

　　3.l pH值

　　pH值對(duì)硝化和反硝化都有一定的影響，由于在硝化過(guò)程中有H+產(chǎn)生，水的pH值將下降，要使硝化過(guò)程正常穩(wěn)定運(yùn)行，曝氣池混合液必須有足夠的堿度。以保證硝化作用完成以后，水中尚有30～50 mg/L剩余堿度為宜。根據(jù)運(yùn)行經(jīng)驗(yàn)，pH值控制在8～8.4范圍內(nèi)是硝化速率的高效反應(yīng)區(qū)。

　　3.2 溶解氧

　　生物硝化脫氮處理，氨氮硝化需氧量很大，曝氣池內(nèi)必須供給足夠的溶解氧，硝化反應(yīng)才能正常進(jìn)行。通常當(dāng)曝氣池內(nèi)溶解氧質(zhì)量濃度在2～6mg/L時(shí)，硝化率與溶解氧質(zhì)量濃度關(guān)系不大，如果在 2 mg/L以下，溶解氧濃度就成了硝化反應(yīng)的抑制因素。

　　根據(jù)運(yùn)行經(jīng)驗(yàn)，本裝置要保持NH3-N有較好的去除效果，曝氣池內(nèi)溶解氧的質(zhì)量濃度應(yīng)保持在 2.0-4.0 mg/L范圍內(nèi)。

　　3.3 污泥負(fù)荷

　　生物脫氮是在CODcr，BOD5 充分去除的基礎(chǔ)上才發(fā)生的，若污泥負(fù)荷過(guò)高，則曝氣池僅產(chǎn)生有機(jī)物氧化反應(yīng)而不產(chǎn)生硝化反應(yīng)，因此要保持較高的脫氮效率，污泥負(fù)荷必須控制在一定范圍內(nèi)。

　　當(dāng)進(jìn)水的CODcr濃度高，污泥負(fù)荷超過(guò)0.25kg [BOD5]/(kg[MLSS]·d)時(shí)，好氧池中的異養(yǎng)菌增多，使得硝化細(xì)菌的增殖受到限制，使硝化反應(yīng)不完全。后來(lái)，在勻質(zhì)池進(jìn)口外增加 2根 DNO稀釋水管線，保證了進(jìn)水濃度的相對(duì)穩(wěn)定，污泥負(fù)荷穩(wěn)定控制在 0.25 kg[BOD5]/(kg[MLSS]·d)以下，脫氮效果很好，NH3-N去除率由50%上升到90%以上。CODcr，BOD5 去除率分別為 95%，99%左右。

　　3.4 硝化負(fù)荷

　　硝化負(fù)荷將影響氨氮的轉(zhuǎn)化，負(fù)荷太大，硝化反應(yīng)不完全，脫氮效果變差。當(dāng)硝化負(fù)荷超過(guò)0.10 kg[NH3-N]/(kg[MLSS]·d)時(shí)，出水 NH3-N明顯上升，去除率急劇下降，活性污泥結(jié)構(gòu)松散，終沉池污泥成顆粒狀隨水帶出。當(dāng)發(fā)現(xiàn)硝化負(fù)荷高時(shí)，可采取減少進(jìn)水量，降低硝化負(fù)荷;適當(dāng)提高勻質(zhì)池 CODcr的濃度，保持 m(C)：m(N)= 6：l左右，這個(gè)比例能使硝化菌較快地增長(zhǎng);為保持曝氣池適當(dāng)污泥濃度和增加供氧，可將污泥全部回流至曝氣池。

　　根據(jù)經(jīng)驗(yàn)，硝化負(fù)荷控制在0.04-0.06 kg[NH3-N」/(kg[MLSS]·d)范圍內(nèi)，脫氮效果好，NH3-N去除率在85%以上。

　　3.5 回流比

　　回流比(R)也是A/O系統(tǒng)運(yùn)行中的一個(gè)重要控制參數(shù)，包括混合液回流比(R)和污泥回流比(r)?；旌弦夯亓鞯淖饔檬窍蛉毖醭靥峁┫鯌B(tài)氮. 作為反硝化的電子受體;污泥回流的作用主要是保持系統(tǒng)的污泥平衡。

　　前置反硝化 A/O工藝要求大部分混合液回流到缺氧池，以確保反硝化的正常進(jìn)行，因此回流比的大小直接影響系統(tǒng)的脫氮效果?；亓鞅忍?，則出水NO3--N偏高，大部分硝態(tài)氮隨終沉池出水流出;無(wú)足夠的硝態(tài)氮供反硝化，勢(shì)必影響脫氮效率，且廢水中有機(jī)碳源不能充分利用。一般認(rèn)為回流比越大，脫氮效率越高，其實(shí)不然，當(dāng)回流比過(guò)高，則不僅多耗費(fèi)動(dòng)力，還會(huì)因回流量增加，導(dǎo)致缺氧池中m(BOD5)/m(NO3--N)比值下降，若低于1.0時(shí)，脫氮速率反趨變慢。我們分別在回流比在2，3，4三種情況下進(jìn)行運(yùn)行比較，當(dāng)回流比控制在4時(shí)，去降率可達(dá)到91.3%，脫氮效果好。

　　3.6 A/O容積比

　　在 A/O工藝中，好氧池的作用是使有機(jī)物碳化和使氮硝化;缺氧池的作用是反硝化脫氮，故兩池的容積大小對(duì)總氮的去除率極為重要。A/O的容積比主要與該廢水的曝氣分?jǐn)?shù)有關(guān)。缺氧池的大小首先應(yīng)滿足NO3--N利用有機(jī)碳源作為電子供體，完成脫氮反應(yīng)的需要，與廢水的碳氮比，停留時(shí)間、回流比等因素相應(yīng)存在一定的關(guān)系。借鑒于類似的廢水以及正交試驗(yàn)，己內(nèi)酷胺生產(chǎn)廢水的A/0容積比確定在1：6左右，較為合適。

　　而本設(shè)計(jì)的A/ 0容積比為亞：2，缺氧池過(guò)大，導(dǎo)致缺氧池中的m(BOD)/m(NO3--N)比值下降，當(dāng)比值低于1.0時(shí)，脫氮速率反趨變慢。另外，缺氧池過(guò)大，廢水停留時(shí)間過(guò)長(zhǎng)，污泥在缺氧池內(nèi)沉積，造成反硝化嚴(yán)重，經(jīng)常出現(xiàn)大塊上浮死泥，影響后續(xù)好氧處理。后將A/O容積比按1：6改造，缺氧池運(yùn)行平穩(wěn)。

　　4 結(jié)論

　　A/O活性污泥法處理己內(nèi)既胺生產(chǎn)廢水，只要控制pH值在8-8.4，水溫15-30℃，溶解氧2.0 -4.0 mg/L，污泥負(fù)荷 0.25 kg [BOD5]/(kg[MLSS]·d)以下，硝化負(fù)荷 0.04-0.06kg[NH3--N]/(kg[MLSS]·d)，回流比4左右，A/O容積比1：6左右時(shí)。對(duì)氨氮去除率平均可達(dá)85%以上，最高可達(dá) 99%，CODcr去除率可達(dá) 95%以上，BOD5 去;除率為99%左右。其它指標(biāo)也符合國(guó)家規(guī)定的排放標(biāo)準(zhǔn)。

　　CASS工藝處理高氨氮生活污水試驗(yàn)研究

　　長(zhǎng)期以來(lái)，高濃度氨氮一般出現(xiàn)在工業(yè)廢水中，處理這部分廢水大多采用物化和生化方法相結(jié)合的工藝或者完全物化工藝。但是，隨著人們消費(fèi)結(jié)構(gòu)的變化，生活污水的高氨氮已經(jīng)成為一個(gè)不容忽視的問(wèn)題，解決這一問(wèn)題對(duì)于防止水體富營(yíng)養(yǎng)化和解決水體環(huán)境污染問(wèn)題具有重要意義。生活污水中氨氮的變化范圍一般在20～150mg/L，通常把氨氮濃度在80mg/L以上的生活污水稱為高氨氮生活污水。本試驗(yàn)所研究的高氨氮生活污水濃度范圍在80～150mg/L。

　　對(duì)高氨氮生活污水的處理研究可適用的范圍為：城市生活污水、小城鎮(zhèn)污水、高校生活污水、小區(qū)生活污水以及工業(yè)廢水。

　　國(guó)內(nèi)外目前對(duì)于應(yīng)用CASS工藝處理高氨氮生活污水的研究還處于起步階段，處理效果也不理想，脫氮率較低。研究如何將CASS工藝用于高氨氮生活污水的處理，充分發(fā)揮CASS工藝脫氮除磷效果好、耐沖擊負(fù)荷能力強(qiáng)、防止污泥膨脹、建設(shè)費(fèi)用低和管理方便等優(yōu)點(diǎn)，對(duì)于促進(jìn)CASS工藝的發(fā)展和改善水體環(huán)境具有現(xiàn)實(shí)意義。

　　1.試驗(yàn)裝置和試驗(yàn)方法

　　1.1 試驗(yàn)裝置

　　試驗(yàn)采用的CASS反應(yīng)器

　　反應(yīng)器尺寸大?。篖×B×H=1000mm×320mm×450mm，分為缺氧區(qū)和好

　　氧區(qū)兩個(gè)部分，其中缺氧區(qū)長(zhǎng)度為200mm，好氧區(qū)為800mm。潷水部分采用絲杠套筒式潷水器，受PLC控制器控制。

　　1.2 試驗(yàn)條件

　　試驗(yàn)原水取自某高校學(xué)生公寓樓前化糞池上清液。生活污水由廁所、廚房排水，洗浴水和其它污水組成，其中，廁所污水和廚房排水是生活污水的主要來(lái)源。污水中的NH3-N濃度高，濃度在90～120mg/L，占進(jìn)水總氮的92%左右，COD濃度在400～900 mg/L。

　　試驗(yàn)周期運(yùn)行時(shí)間設(shè)定為4h，各階段時(shí)間分配一般為：曝氣120min，沉淀90min，排水20min，閑置10min。試驗(yàn)采用均勻曝氣方式，每個(gè)周期的曝氣量保持不變，以曝氣期末端DO作為控制目標(biāo)，試驗(yàn)過(guò)程中末端DO一般控制為2.5mg/L。CASS工藝采用變?nèi)莘e運(yùn)行，最高水位和******水位的MLSS相差較大，系統(tǒng)內(nèi)的MLSS始終處于一個(gè)變化狀態(tài)。一般平均MLSS控制在4000～4500 mg/L。

　　2.試驗(yàn)結(jié)果和討論

　　2.1 污泥負(fù)荷對(duì)脫氮的影響

　　試驗(yàn)分別采用HRT為12h和16h;周期運(yùn)行時(shí)間為4h，各階段時(shí)間分配為：曝氣120min，沉淀90min，排水20min，閑置10min;以曝氣期末端DO控制在2.5～3.0mg/L?；亓鞅炔捎?50%。

　　圖1表明，試驗(yàn)中污泥有機(jī)負(fù)荷對(duì)各種物質(zhì)的去除均有重要影響。當(dāng)污泥有機(jī)負(fù)荷低于0.25kgCOD/(kgMLSS·d)時(shí)，硝化率在96%以上，COD去除率為88%左右，而脫氮率在50～70%之間。當(dāng)污泥有機(jī)負(fù)荷在0.18～0.25 kgCOD/(kgMLSS·d)時(shí)脫氮效果******，脫氮率在60～70%;當(dāng)污泥有機(jī)負(fù)荷高于0.28kgCOD/(kgMLSS·d) 時(shí)，COD去除率降低到80%以下，硝化率在50～80%，脫氮率在39～60%。

　　圖2表明，NH3-N負(fù)荷對(duì)硝化的影響較大，當(dāng)NH3-N負(fù)荷低于0.045kg NH3-N/(kgMLSS·d)時(shí)，硝化率達(dá)到96%以上，而當(dāng)NH3-N負(fù)荷高于0.045kg NH3-N/(kgMLSS·d)時(shí)，硝化率明顯下降，僅達(dá)到50～80%。NH3-N負(fù)荷對(duì)反硝化的影響不明顯。

　　2.2 回流比對(duì)脫氮的影響

　　分別采用50%、100%、150%、200%、250%五種回流比進(jìn)行對(duì)比試驗(yàn)。HRT為16h;周期運(yùn)行時(shí)間為4h，各階段時(shí)間分配為：曝氣120min，沉淀90min，排水20min，閑置10min;曝氣期末端DO控制在2.5～3.0mg/L。

　　回流比試驗(yàn)數(shù)據(jù)如表1所示, 回流比對(duì)脫氮效果的影響曲線如圖3所示：

　　表1 回流比試驗(yàn)數(shù)據(jù)表

　　回流比%進(jìn)水COD mg/L出水COD mg/LCOD去除率%進(jìn)水總氮mg/L進(jìn)水NH3-Nmg/L出水NH3-Nmg/LNH3-N去除率%出水NO3-Nmg/L脫氮率%

　　50485.5634.4492.91105.7597.292.4997.4461.2139.76

　　100518.3365.4587.37118.15108.720.5899.4957.7950.60

　　150528.2661.9088.28127.07116.912.7397.6844.7362.65

　　200479.4957.9787.91121.20111.540.7399.3654.4754.46

　　250483.1535.3992.68113.91104.800.8299.2455.8350.29

　　圖3表明，當(dāng)生活污水試驗(yàn)的回流比從50%到250%以每次50%的速度遞增時(shí)，系統(tǒng)的脫氮率呈現(xiàn)出先增大后減小的趨勢(shì)，當(dāng)回流比增大到150%時(shí)，系統(tǒng)的脫氮率達(dá)到******，其數(shù)值為62.65%，NH3-N保持97%以上的去除率， COD去除率也達(dá)到88%以上。

　　2.3 曝氣時(shí)間和溶解氧對(duì)脫氮的影響

　　改變曝氣量以控制末端DO，并改變曝氣時(shí)間，具體組合工況見(jiàn)表2，

　　表2 試驗(yàn)工況數(shù)據(jù)表

　　工況曝氣量(m3/h)曝氣時(shí)間(min)沉淀時(shí)間(min)

　　10.812090

　　20.912090

　　30.815060

　　40.715060

　　50.615060

　　試驗(yàn)采用 HRT為16h，回流比為150%。

　　圖4表明，當(dāng)曝氣量和曝氣時(shí)間發(fā)生變化時(shí)，各工況一個(gè)周期內(nèi)DO的變化并不相同，但是各個(gè)工況都表現(xiàn)出由小到大的一個(gè)變化過(guò)程。

　　五種工況的出水水質(zhì)情況如表3所示。

　　表3 五種工況試驗(yàn)結(jié)果數(shù)據(jù)表

　　工況進(jìn)水COD(mg/L)出水COD(mg/L)COD去除率(%)總氮(mg/L)進(jìn)水NH3-N(mg/L)出水NH3-N(mg/L)NH3-N去除率(%)出水NO3-N(mg/L)脫氮率(%)

　　1565.50 47.7891.55 132.51 121.9120.5583.14 36.2657.13

　　2553.37 41.1092.57 151.36 139.259.6193.10 48.7161.47

　　3635.06 44.8892.93 136.88 125.930100.00 46.6465.93

　　4687.21 66.5090.32 116.02 106.7415.8985.11 30.0060.45

　　5542.07 44.9491.71 105.64 97.1918.3381.14 35.3849.16

　　圖5表明，五種工況下，DO和曝氣時(shí)間的改變對(duì)NH3-N去除率影響******，NH3-N去除效果好的工況脫氮效果也相應(yīng)較好，硝化******的工況3脫氮效果******，脫氮率達(dá)到了65.93%，而硝化率******的工況5脫氮率則******，為49.16%;DO和曝氣時(shí)間對(duì)COD去除率的影響則很小，各種工況下COD的去除率都達(dá)到了90.32%以上，

　　從上述分析可知，DO的控制對(duì)脫氮效果的影響較大。要取得好的脫氮效果，首先要將硝化進(jìn)行得比較******，而DO對(duì)于硝化反應(yīng)有著重要的影響。試驗(yàn)表明，適合于脫氮的DO濃度反映在兩個(gè)方面：一是曝氣階段的******DO濃度必須達(dá)到一定水平，根據(jù)試驗(yàn)，這個(gè)******DO濃度水平是1.40 mg/L;二是曝氣期末端DO水平也要達(dá)到一個(gè)較高值，這個(gè)值的選擇范圍要寬一些，根據(jù)試驗(yàn)結(jié)果， 2.5～3.5 mg/L的控制范圍比較合理。

　　曝氣時(shí)間對(duì)脫氮的影響也是存在的，試驗(yàn)表明，要取得較好的脫氮效果，縮短曝氣時(shí)間就必然需要增大曝氣量，即便如此，試驗(yàn)中的工況2和工況3的脫氮效果還是有差異，若工藝曝氣時(shí)間采用定時(shí)控制，在選擇合適的曝氣量下，應(yīng)盡量選擇較長(zhǎng)的曝氣時(shí)間。

　　2.4 CASS工藝曝氣時(shí)間控制研究

　　關(guān)于DO和曝氣時(shí)間對(duì)系統(tǒng)脫氮影響的研究表明，曝氣時(shí)間可以根據(jù)污水處理的需要進(jìn)行靈活的選擇，但是如何選擇最合理的曝氣時(shí)間是下面試驗(yàn)需要討論的問(wèn)題。

　　對(duì)曝氣時(shí)間控制目的有三個(gè)：一是實(shí)現(xiàn)計(jì)算機(jī)自動(dòng)控制;二是在保證出水水質(zhì)前提下盡可能節(jié)省運(yùn)行費(fèi)用;三是避免曝氣量不足或反應(yīng)時(shí)間過(guò)長(zhǎng)而引起的污泥膨脹。

　　目前CASS工藝對(duì)曝氣時(shí)間的控制有兩種方法，即定時(shí)控制和實(shí)時(shí)控制。

　　定時(shí)控制是將曝氣時(shí)間設(shè)定為某一固定值。實(shí)時(shí)控制是采用現(xiàn)代監(jiān)測(cè)儀器對(duì)反應(yīng)時(shí)間進(jìn)行控制。一種是通過(guò)在線COD或BOD儀監(jiān)測(cè)污水，一旦達(dá)到出水要求即停止曝氣，這是最理想的控制方式，但是對(duì)監(jiān)測(cè)儀器的要求較高;另一種是通過(guò)ORP、DO、pH儀來(lái)控制曝氣時(shí)間，由于曝氣期內(nèi)CASS池的COD、NH3-N和NO3-N等物質(zhì)濃度的變化與ORP、DO和pH等值之間存在著一定的相關(guān)性，這種相關(guān)性可有效地指導(dǎo)工程曝氣時(shí)間的控制。實(shí)時(shí)控制是目前研究和應(yīng)用最為廣泛的方法，但是對(duì)于不同的水質(zhì)，曝氣過(guò)程中的參數(shù)變化規(guī)律是不同的，需要作具體的分析。

　　試驗(yàn)研究了DO與NH3-N、NO3-N和COD濃度變化的相關(guān)性，試驗(yàn)數(shù)據(jù)來(lái)自于2.3試驗(yàn)的工況3，試驗(yàn)結(jié)果如下：

　　1、一個(gè)周期內(nèi)NH3-N與DO變化關(guān)系

　　一個(gè)周期內(nèi)NH3-N與DO變化關(guān)系如圖6所示。

　　圖6表明，NH3-N濃度與DO在曝氣階段具有較好的相關(guān)性。在前15min內(nèi)，NH3-N濃度明顯升高，而DO則急劇下降，隨后NH3-N濃度進(jìn)入一個(gè)大幅下降的過(guò)程，而DO則進(jìn)入了一個(gè)緩慢上升的過(guò)程，到第100min時(shí)，NH3-N濃度下降到幾乎為零，而DO則進(jìn)入了一個(gè)急速增長(zhǎng)階段，一直持續(xù)到曝氣期末DO達(dá)到3.59mg/L。

　　2、一個(gè)周期內(nèi)NO3-N與DO變化關(guān)系

　　一個(gè)周期內(nèi)NO3-N與DO變化關(guān)系如圖7所示。

　　圖7表明，NO3-N濃度與DO在曝氣階段具有一定的相關(guān)性。在前20min內(nèi)，NO3-N濃度和DO均是急劇下降，隨后二者均進(jìn)入一個(gè)緩慢上升的過(guò)程，到第100min時(shí)，NO3-N 濃度進(jìn)入一個(gè)穩(wěn)定階段，一直持續(xù)到曝氣期末。

　　試驗(yàn)結(jié)果表明，DO與NH3-N和NO3-N的濃度變化具有一定的相關(guān)性。

　　本試驗(yàn)研究的主要問(wèn)題在于處理過(guò)程中曝氣時(shí)間的控制，從2.3的五種工況的比較中可以看出，各工況******的區(qū)別在于硝化反應(yīng)的進(jìn)行的程度，因此，硝化進(jìn)行得******，脫氮率就相應(yīng)提高，故可以利用NH3-N和DO之間的相關(guān)性對(duì)曝氣時(shí)間進(jìn)行控制。

　　3. 結(jié)論

　　1、污泥有機(jī)負(fù)荷控制在0.18～0.25kgCOD/(kgMLSS· d)左右，其反硝化效率較高，脫氮率可以達(dá)到60～70%。而當(dāng)污泥有機(jī)負(fù)荷高于0.28 kgCOD/(kgMLSS·d)時(shí)，COD的降解和含氮物質(zhì)的硝化都開(kāi)始受到很大影響，出水中COD和NH3-N的濃度都偏高，出水水質(zhì)變壞。

　　當(dāng)NH3-N負(fù)荷低于0.045kg NH3-N/(kgMLSS·d)時(shí)，硝化進(jìn)行得比較******，硝化率達(dá)到96%以上。反之，則硝化效果急劇下降，硝化率明顯下降，僅達(dá)到50～80%, 但NH3-N負(fù)荷對(duì)反硝化效果影響不明顯。

　　2、當(dāng)回流比從50%增加到250%時(shí)，系統(tǒng)脫氮率先增后減，在回流比為150%時(shí)達(dá)到******值。

　　3、DO對(duì)于硝化效果有著重要的影響。要取得較好的硝化效果，一是主反應(yīng)區(qū)******的DO要達(dá)到1.40 mg/L以上;二是曝氣期末端DO控制在 2.5～3.5 mg/L范圍。

　　4、曝氣時(shí)間對(duì)脫氮效果也存在影響，要取得較好的脫氮效果，縮短曝氣時(shí)間就需要增大曝氣量，對(duì)于采用時(shí)間作為控制參數(shù)的CASS工藝，在選擇合適的曝氣量、滿足沉淀和潷水要求的前提下，應(yīng)盡量選擇較長(zhǎng)的曝氣時(shí)間。

　　5、實(shí)時(shí)控制優(yōu)于定時(shí)控制，CASS工藝在處理高氨氮生活污水時(shí)采用DO與NH3-N的相關(guān)性作為控制曝氣時(shí)間的依據(jù)比較合理，這種控制方式可實(shí)現(xiàn)計(jì)算機(jī)自動(dòng)控制，在保證出水水質(zhì)前提下盡可能節(jié)省運(yùn)行費(fèi)用。

　　Carrousel氧化溝脫氮除磷工藝設(shè)計(jì)探討

　　Corrousel氧化溝工藝設(shè)計(jì)中所涉及的主要參數(shù)是：硝化速率、各反應(yīng)單元的污泥齡及總污泥齡、反硝化速率或能力、污泥產(chǎn)率、污泥負(fù)荷、污泥回流比、******除磷能力、異養(yǎng)菌體比例、活性污泥濃度、活性污泥需氧量、去除BOD5需氧量等。對(duì)以上參數(shù)計(jì)算得正確與否將直接影響設(shè)計(jì)精度及碳化、脫氮除磷的效果。?

　　1 生物除磷脫氮

　　1.1 影響生物除磷效果的因素

　　1.1.1 污泥齡

　　經(jīng)研究發(fā)現(xiàn)，影響除磷效果的因素之一是活性污泥中聚磷菌的含量及其對(duì)磷的吸收能力，當(dāng)總污泥齡為8～10d時(shí)活性污泥中的******磷含量為其干污泥量的4%，為異養(yǎng)菌體質(zhì)量的11%，但當(dāng)污泥齡超過(guò)15d時(shí)污泥中******含磷量明顯下降，反而達(dá)不到******除磷效果。因此，一味延長(zhǎng)污泥齡(例如20d、25d、30d)是沒(méi)有必要的，宜在8～15d范圍內(nèi)選用，最終應(yīng)以各反應(yīng)階段污泥齡的計(jì)算公式進(jìn)行校核，當(dāng)兩者接近時(shí)說(shuō)明假定是合理的，反之則需重新假定，直至結(jié)果相近為止。除磷效果與異養(yǎng)菌體質(zhì)量和污泥齡、BOD5去除的關(guān)系可用下式表示：?

　　?　　　　　　　P0-Pe=0.11ZaLC0·η(1-e-0.24tST)　　　(1)?

　　式中 P0-Pe——進(jìn)、出水磷濃度之差，mg/L

　　?　　　LC0、η——分別為進(jìn)水BOD5濃度及其去除率，mg /L、%

　　tST——污泥齡，d?

　　?a——污泥產(chǎn)率，kg TS/kg BOD5?

　　?　　　a=0.6(TS0/BOD5+1)-0.072×0.60×1.072(T-15)/[1/tST+0.08×1.072(T-15)]　　　　(2)?

　　式中　Z——活性污泥中異養(yǎng)菌體重量所占比例，%

　　?　　　　Z=[B-B2-8.33Ns·1.072(T-15)]0.5　　　　　　　　　(3)?

　　?B=0.555+4.167(1+TS0/BOD5)Ns×1.072(T-15)?　　　　(4)?

　　式中 ?Ns——BOD5—SS負(fù)荷，kgBOD5/(kgMLSS·d)

　　Ns=1/a·tST　　　　　　　　　(5)?

　　式中 ?TS0——進(jìn)水中懸浮固體濃度，mg/L

　　顯而易見(jiàn)除磷效果與多項(xiàng)因素有關(guān)，決非為假定厭氧區(qū)HRT=1.5 h那樣輕而易舉可以確定的，且污泥產(chǎn)率也受多項(xiàng)因子的制約，不同的進(jìn)水水質(zhì)及污泥齡和水溫得出的污泥產(chǎn)率不同，因此不是簡(jiǎn)單地假定a=0.6所能概括的。

　　1.1.2 硝酸鹽及基質(zhì)濃度

　　前置厭氧池有利于聚磷菌對(duì)污水中易于降解的有機(jī)基質(zhì)的儲(chǔ)備和對(duì)磷的釋放，加強(qiáng)了在好氧條件下對(duì)污水中磷的吸收。

　　研究同時(shí)發(fā)現(xiàn)，未進(jìn)行反硝化或反硝化不充分的高濃度NO3-N的存在將阻礙對(duì)磷的釋放，聚磷菌將直接利用有機(jī)酸呼吸，由其他異養(yǎng)細(xì)菌降解有機(jī)物，其關(guān)系式為：

　　?　PF=[a0LC0-2.9(NO3-Np)]f/(1+Rp)　　(6)?

　　?　P0-Pe=1.55e0.2038PF?　　(7)?

　　式中　PF——當(dāng)有NO3-N存在時(shí)所能除磷的期望值

　　NO3-Np——[ZK(]進(jìn)入?yún)捬醭氐腘O3-N濃度，mg/L

　　NO3-Np=(NO3-N)0+(NO3-N)e·Rp　　　　(8)?

　　式中(NO3-N)0、(NO3-N)e——分別為進(jìn)、出水中的NO3-N濃度，mg/L

　　?f——容積比系數(shù)，%

　　?f=Vp/(Vp+Vn+Va)　　　(9)?

　　式中　Vp、Vn、Va——分別為厭氧區(qū)、缺氧區(qū)、好氧區(qū)反應(yīng)池容積，m3

　　Rp——至厭氧區(qū)之污泥回流比，%?

　　?　　　　a0——進(jìn)水中易降解BOD5所占比例，

　　?　　　　a0=0.30

　　從上述公式可知，在低基質(zhì)污水、高NO3-N及高污泥回流比的條件下，為達(dá)到同等除磷效果必須通過(guò)加大厭氧區(qū)容積的措施予以解決，因而隨意確定厭氧區(qū)的HRT(例如1.0 h、1.5 h等)將事與愿違。

　　1.2 影響生物脫氮效果的因素

　　1.2.1 DO

　　盡管人們對(duì)好氧區(qū)中伴隨反硝化作用的發(fā)生具有濃厚的興趣，但并不認(rèn)為當(dāng)好氧區(qū)的DO達(dá)2～4mg/L時(shí)以及在強(qiáng)烈的空氣擾動(dòng)下阻礙活性污泥絮體直徑的增大也會(huì)帶來(lái)反硝化作用。同時(shí)研究結(jié)果表明，當(dāng)好氧區(qū)DO保持在0.5～0.7mg/L時(shí)才會(huì)產(chǎn)生有限的反硝化作用(總氮去除率達(dá)65%左右)。這一發(fā)現(xiàn)與以往的研究成果一致，即活性污泥在DO存在時(shí)異養(yǎng)細(xì)菌將優(yōu)先利用DO作為最終電子受體，只有在缺氧環(huán)境中(僅有NO3-存在時(shí))才有可能利用NO3-被降解時(shí)釋放出的氧來(lái)降解有機(jī)物。

　　因A2/O系統(tǒng)大量的內(nèi)回流而導(dǎo)致缺氧區(qū)DO增高影響脫氮效果的事實(shí)已被大家認(rèn)同。因此，在前置缺氧區(qū)的氧化溝內(nèi)設(shè)置適當(dāng)?shù)?不宜過(guò)大)反硝化段(見(jiàn)圖1)以預(yù)先削減來(lái)自好氧段的DO，再以無(wú)動(dòng)力回流至前置缺氧區(qū)是必要的。

　　1.2.2 碳源及硝酸鹽含量

　　當(dāng)有足夠的碳源存在時(shí)(前置反硝化)脫氮反應(yīng)過(guò)程迅速，所需反硝化容積小;但當(dāng)內(nèi)源呼吸時(shí)(同步反硝化)脫氮反應(yīng)過(guò)程緩慢，所需反硝化容積大，其關(guān)系可用增速系數(shù)K=[Vn/(Va+Vn)]-0.235表示。

　　從有機(jī)物的降解反應(yīng)和活性污泥的脫氮反應(yīng)式可以看出，需反硝化的NO3-越多所需碳源越多;反之，如果需反硝化的NO3-濃度高，則必須供給足夠的碳源，而若碳源不足則會(huì)影響反硝化能力。為達(dá)到設(shè)計(jì)脫氮量，在不另加碳源的情況下，在有限的范圍內(nèi)可加大反硝化容積來(lái)解決(反硝化速度決不單是水溫的函數(shù))，其關(guān)系可用下式表示：

　　[NO3-Nn]/[BODs]=0.75×0.80Oc/2.9 ×(Vn/Va+Vn)　　　(10)?

　　或：

　　[NO3-Nn]/[BOD5]=(0.75×0.80×Oc/2.9]×(VnVa+Vn)0.765　　　(11)?

　　式中[NO3-Nn]/[BOD5]——反硝化能力，kg(NO3-N)/kg BOD5

　　?　　　　Oc——BODs去除需氧量，kgO2/(kg BOD5·d)

　　式(10)適用于同步反硝化，式(11)適用于前置反硝化。?

　　?　　　　　Oc=OR/Ns　　　(12)?

　　式中 ?OR——單位活性污泥需氧量，kgO2/(kgMLSS·d)

　　?　　　　OR=0.5η·Nv+0.24Z·MLSS·1.072(T-15)?　　　(13)?

　　式中?Nv——BOD5容積負(fù)荷，kgBOD5/(m3·d)

　　?　　　　NO3Nn——能提供給反硝化區(qū)的硝酸鹽濃度，mg/L

　　NO3-Nn=TN0-TNe-Nus-Nes?　　　(14)?

　　式中 TN0、TNe——分別為進(jìn)、出水中總氮濃度，mg/L

　　?　　　　Nus、Nes——分別為排出剩余污泥中氮合成濃度和出水懸浮濃度中含氮量，mg/L

　　?Nus=0.125aZ(Lc0-Lr)　　　(15)?

　　?　　　　　Nes=0.125Z·Lse?　　　　　(16)?

　　式中 ?LC0、Lse——分別為出水中BOD5懸浮物濃度，mg/L

　　?　　　　　Lr=Lce=ZLse·1.42(1-e-k1t)　　　　(17) ?

　　1.3 影響好氧硝化效果的因素

　　1.3.1 硝化速率與水溫、堿度關(guān)系

　　研究表明，硝化速率不僅是污水水溫的單一函數(shù)，且受DO、堿度的影響。通常情況下硝化反應(yīng)池內(nèi)保持DO在2mg/L左右是可以實(shí)現(xiàn)的，不會(huì)對(duì)硝化速率產(chǎn)生明顯的影響，主要問(wèn)題是當(dāng)進(jìn)水溫度<20℃、堿度低(pH<8.0～8.4)時(shí)將會(huì)對(duì)硝化速率構(gòu)成影響，其關(guān)系可用下式表示：?

　　?　　　　　μn(T·pH)=[μmax(20℃)·100.033(T-20)]/[1+0.04(10pH0-pH-1)]　　　　　　(18)?

　　式中 ?μmax(20℃)——當(dāng)水溫為20℃時(shí)的******硝化速率，d-1;取μmax(20℃)=0.3～0.4d-1?

　　pH、pH0——分別為進(jìn)水和******酸堿度，當(dāng)pH0=8.0～8.4時(shí)μmax(pH0)=1d-1

　　按式(18)計(jì)算的硝化速率即為設(shè)計(jì)采用值，無(wú)需按假定的污泥齡推算硝化速率，以避免假定不合理而產(chǎn)生任意性。

　　1.3.2 硝化污泥齡及NH3-N與硝化速率的關(guān)系

　　通常當(dāng)硝化速率確定之后取其倒數(shù)作為硝化污泥齡似乎是合理的，但由于目前均采用單一水溫函數(shù)關(guān)系推求μn，一旦不能滿足設(shè)計(jì)者的要求時(shí)，甚至?xí)霈F(xiàn)以穩(wěn)定污泥為理由無(wú)限加大污泥齡(例如25、30d等)的問(wèn)題，這將意味著無(wú)限制地增大氧化溝好氧區(qū)容積，故推薦采用下列公式推算硝化污泥齡：

　　?E=1-[100.051T-1.156/(NH3-N)0[tSN·μ n(T·pH)-1]　　　　(19)?

　　式中　tSN——硝化污泥齡，d?

　　?　　　　E——NH3-N去除率，%?

　　(NH3-N)0——進(jìn)水中NH3-N濃度，mg/L

　　2 反應(yīng)池容積計(jì)算

　　以生物除磷脫氮為目標(biāo)的反應(yīng)池包括厭氧池、缺氧池和好氧池三部分(或區(qū))，為便于比較，本文也按兩個(gè)缺氧區(qū)計(jì)算：一部分(完成80%的反硝化)設(shè)在氧化溝的后段，該部分容積按同步反硝化方法計(jì)算;另一部分(完成20%的反硝化)設(shè)在厭氧池之后，該部分容積按前置反硝化方式計(jì)算。各區(qū)段所需污泥齡與相應(yīng)階段容積比的關(guān)系可用以下聯(lián)合公式表示：

　　tSR=tSN·[(Vn+Va)/Va]　　　　 　　　　　　　　　　(20)?

　　?　　　tSP=tSR·[(Vn+Va+VP)/(Vn+Va)]　　　　　(21)?

　　?　　　tST=tSP·[(Vn+Va+Vp+Vd)/(Vn+Va+Vp)]　　　(22)?

　　式中 tSN、tSR、tSP、tST——分別為硝化、反硝化、厭氧階段污泥齡及總污泥齡，d

　　?　　　　　　　　　　　　Vd——二沉池容積，m3;HRT≤3.0 h?

　　氧化溝好氧區(qū)容積也可按下式計(jì)算：?

　　?　　　　Va=[KaQ(LC0-Lr)/(Ns·MLSS)]　　　　　 (23)

　　式中 ?Q——處理污水量，m3/d?

　　?　　　　 K——變化系數(shù)

　　3 工程算例

　　為便于比較，設(shè)計(jì)基本條件及工藝同引文。處理水量Q=15000m3/d(不考慮變化系數(shù))，進(jìn)、出水水質(zhì)見(jiàn)表1。

　　表1 　 進(jìn)、出水水質(zhì)

　　項(xiàng) 目COD(mg/L)BOD5(mg/L)SS(mg/L)TKN (mg/L)TP(mg/L)NH3-N(mg/L)NO3-N(mg/L)pH水溫(℃)

　　進(jìn)水300150200304.0　　7.015

　　出水602020　1.05.010.06-9

　　設(shè)計(jì)參數(shù)及結(jié)果見(jiàn)表2。

　　表2 設(shè)計(jì)參數(shù)及結(jié)果

　　設(shè)計(jì)參數(shù)引 文本 文

　　結(jié) 果來(lái) 源結(jié) 果來(lái) 源

　　硝化速率μ(d-1)0.04假定0.129式(18)

　　總污泥齡tST(d)25假定15式(22)

　　污泥負(fù)荷Ns[kgBOD5/(kgVSS·d)]0.15推算0.093式(5)

　　MLSS(mg/L)4 000設(shè)定4 000設(shè)定

　　污泥產(chǎn)率a(kgTS/kgBOD5)0.60假定0.946式(2

　　剩余污泥產(chǎn)量(kgTS/d)585推算1 915.65

　　反硝化速率[kgNO3-N/kgVSS·d]0.013 6推算

　　NO3-Nn(kg/d)合計(jì)

　　其中，氧化溝(80%)

　　前置缺氧池(20%)153推算145.4式(14)

　　122.4　116.3

　　30.6　29.1

　　厭氧池污泥回流比RP(%)100按好氧推算60設(shè)定

　　硝化污泥齡tSN(d)　　8.2式(19)

　　異養(yǎng)菌體比例Z(%)　　0.288式(3)

　　BOD5去除需氧量Oc[kgO2/(kgBOD5·d]　　1.421式(12)

　　活性污泥需氧量OR(mg/L)　　0.398式(13)

　　厭氧池NO3-NP(mg/L)　　6.0式(8)

　　除磷期望值PF(mg/L)　　3.25式(6)

　　Vn/(Va+Vn)同步反硝化　　0.176式(10)

　　Vn/(Va+Vn)前置反硝化　　0.016 8式(11)

　　Vp/(Vn+Va+Vp)　　0.190式(6)、(7)、(9)

　　反硝化污泥齡tSR(d)　　10.1式(20)

　　厭氧污泥齡tSP(d)　　12.5式(21)

　　氧化溝總?cè)莘e(m3)

　　其中，好氧區(qū)容積Va(m3)

　　缺氧區(qū)容積Vn(m3)7857

　　4 643

　　3 214推算8 302

　　6 841

　　1 461式(23)

　　式(10)、(20)

　　前置缺氧池容積(m3)1 221　117式(11)、(21)

　　厭氧池容積Vp(m3)938HRT=1.5h1975式(6)、(9)

　　4 工藝設(shè)計(jì)優(yōu)化及討論

　　從表2可知，引文中總有效反應(yīng)池容積為10016m3(HRT=16.0h)，本文為10394m3(HRT=16.6h)，即總反應(yīng)池容積比較接近，但從各功能反應(yīng)區(qū)的容積來(lái)看則差別甚大，從而可能導(dǎo)致好氧硝化、厭氧釋磷不******(容積偏小)，且大大超出了脫氮所需的缺氧池容積，因而增加了不必要的投資。為避免此種結(jié)果的發(fā)生，提出以下幾點(diǎn)改進(jìn)建議：

　?、?宜按照本文提出的公式，緊密結(jié)合進(jìn)、出水質(zhì)進(jìn)行各項(xiàng)設(shè)計(jì)參數(shù)的計(jì)算，防止假定的任意性;

　?、?要使厭氧池容積減小，一是要盡可能降低排放水中NO3-N濃度，二是防止過(guò)多的污泥回流至厭氧池;

　　③ 如果在氧化溝內(nèi)不設(shè)反硝化段，或者只承擔(dān)反硝化的20%，將80%改由前置缺氧池承擔(dān)以得到充足的碳源，進(jìn)一步減少缺氧池容積則有利于降低出水NO3-N濃度;

　　④ 可將圖1工藝改為60%的污泥回流至厭氧池，40%回流至缺氧池，這樣既可同時(shí)滿足厭氧、好氧段對(duì)活性污泥的需求，又能達(dá)到預(yù)期的處理效果;

　?、?將表面曝氣機(jī)改為轉(zhuǎn)碟曝氣機(jī)，以提高溶氧效率和有效水深，并減小占地面積。

　　高難度廢水處理技術(shù)與成套設(shè)備

　　多年來(lái)，科學(xué)家利用水體自凈及土壤自凈的原理，開(kāi)發(fā)出了各種利用自然微生物處理工業(yè)廢水及城市污水的技術(shù)，集中分布于活性污泥法和生物膜法兩大系列。

　　現(xiàn)行污水處理技術(shù)主要可分為物理法、化學(xué)法和生物法。

　　物理法包括沉淀、過(guò)濾、吸附、萃取等，不改變污染物的化學(xué)形式。其設(shè)備簡(jiǎn)單、運(yùn)行費(fèi)用低、工藝成熟，主要用于去除水中難溶解的大顆粒污染物，為污水一級(jí)處理的******技術(shù)。

　　化學(xué)法包括絮凝沉淀和化學(xué)氧化，改變污染物的存在形式，主要用于去除溶解于水中的小顆粒，通過(guò)電性改變、交聯(lián)架橋等形式，使之成為大的顆粒沉淀分離出來(lái)。大量用于廢水的預(yù)處理及深度處理。

　　生物法是利用大自然處理廢水的原始形式，利用微生物代謝來(lái)達(dá)到水資源凈化的目的。微生物代謝環(huán)境存在好氧、厭氧、兼氧三種類型，由此也衍生了好氧、厭氧的處理方法。生物法主要用于污水的二級(jí)處理或高級(jí)處理，是目前污水處理的主要形式。各種處理污水方式的主要過(guò)程如下圖所示：

　　現(xiàn)有的污水處理技術(shù)大多是這三種方法的組合，來(lái)達(dá)到污水凈化或回用的目的。

　　考察一項(xiàng)技術(shù)******程度的標(biāo)準(zhǔn)主要有兩項(xiàng)：一是技術(shù)上是否能夠有效處理固有特征的污水;二是處理相同特征、相同水量污水所需的建設(shè)投資和運(yùn)行成本。圍繞這兩個(gè)方面，污水生物處理技術(shù)集中于以下幾個(gè)方面進(jìn)行研發(fā)突破：

　　1、新的高效生物菌種的開(kāi)發(fā);

　　2、耐極端環(huán)境的微生物的培養(yǎng);

　　3、高效酶的固定，尤其復(fù)合酶的固定;

　　4、好氧、兼氧、厭氧容為一體的裝置用于氮、磷的去除;

　　5、處理裝置小型化，高效率;

　　6、高濃度COD、氨氮的去除;

　　7、使用封閉式運(yùn)營(yíng)、減少異味及池蠅等。

　　高效催化氧化反應(yīng)裝置系列

　　活細(xì)胞固定化污水處理技術(shù)

　　ALAO系統(tǒng)處理高濃度有機(jī)廢水

　　濕式催化氧化法處理高濃度工業(yè)有機(jī)廢水

　　濃縮燃燒法處理糖蜜酒精廢液技術(shù)

　　生化處理5萬(wàn)mg/l CODcr以下高濃度有機(jī)廢水技術(shù)