專題講座資料（2021-2022年）倒置A2O工藝對生活污水生物脫氮運(yùn)行條件及效果研究

1、倒置A2/O工藝對生活污水生物脫氮運(yùn)行條件及效果研究引言水是人們生活中不可缺少的東西，它直接關(guān)系到人們的日常生活，還是農(nóng)業(yè)、工業(yè)、水產(chǎn)和各種生產(chǎn)的重要資源。隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和城市建設(shè)的發(fā)展，人口的增長，人民生活水平的提高，用水量和污水排放量都大幅度增加，由于大量的工業(yè)廢水和生活污水排入河流水體，使水環(huán)境質(zhì)量嚴(yán)重惡化、地表水和地下水受到不同程度的污染，加之節(jié)約用水和水源保護(hù)還存在著一定的問題，致使水資源形成數(shù)量不豐，水質(zhì)惡化的嚴(yán)重局面，制約著國民經(jīng)濟(jì)持續(xù)穩(wěn)定發(fā)展和社會的安定。由于水體富營養(yǎng)化問題加劇，60年代以來，生物脫氮除磷工藝受到重視，先后開發(fā)了SBR和ICEAS序批法、AB法、氧化溝、厭氧-

2、好氧（A1/O）和缺氧一好氧（A2/O）組合工藝。因此選擇合適的污水處理方法緩解用水危機(jī)以成為目前亟待解決的問題。通過短時(shí)厭氧環(huán)境的生化特性、厭氧/缺氧環(huán)境倒置效應(yīng)和小型系統(tǒng)平行對比試驗(yàn)，較系統(tǒng)地研究了倒置A2/O工藝的原理和工藝特點(diǎn)，在本次的畢業(yè)設(shè)計(jì)中采用實(shí)驗(yàn)的方式測算出其條件和效果。本文就生活污水為研究對象，在傳統(tǒng)A2/O工藝的基礎(chǔ)上進(jìn)行改良，將缺氧段和厭氧段互換位置成為倒置A2/O，并且控制運(yùn)行條件來實(shí)現(xiàn)短程硝化-反硝化，并且探討各種因素對此工藝的影響，對工藝參數(shù)進(jìn)行研究分析其規(guī)律1。在倒置A2/O工藝參數(shù)沿程變化研究中發(fā)現(xiàn)，當(dāng)好氧區(qū)溶解氧濃度存在梯度變化時(shí)，其中發(fā)生了好氧反硝化反應(yīng)，其

3、對出水硝態(tài)氮的濃度有著明顯的影響。在本文的最后通過倒置A2/O工藝與常規(guī)A2/O工藝的對比實(shí)驗(yàn)，從技術(shù)和經(jīng)濟(jì)兩方面說明了倒置A2/O工藝的優(yōu)越性；并對倒置A2/O和傳統(tǒng)A2/O兩種工藝中相關(guān)工藝參數(shù)沿程變化的差異進(jìn)行了比較分析研究。1緒論1.1 水體中氮主要來源、危害及其控制水是我們?nèi)祟愃灿械?、有限的資源。大氣中的水分變成雨水降到地表，其中一部分蒸發(fā)或者滲入地下，而大部分泄入江河，流到大海，再通過江、海、河、湖返回大氣中，形成完整的大自然水循環(huán)體系。在這一循環(huán)過程中，人類所利用的水被污染，而被污染的水只有經(jīng)過處理得到凈化，才能重新回到大自然的水循環(huán)體系中。因此，污水處理的作用是極為重要的，是

4、保護(hù)人類水環(huán)境，提供舒適的生活空間及作為資源有效利用所必須的和必不可少的重要環(huán)節(jié)。然而隨著工業(yè)的發(fā)展和人民生活水平的提高，過多的含氮化合物排入水體，特別是流動(dòng)較緩慢的湖泊、海灣，容易引起水中藻類及其他微生物大量繁殖，形成富營養(yǎng)化污染，尤為嚴(yán)重的事件如：2007年5月29日，無錫太湖藍(lán)藻全面暴發(fā)，6月11日，安徽巢湖藍(lán)藻暴發(fā)，6月24日，云南滇池藍(lán)藻暴發(fā)。這給工業(yè)的發(fā)展和人們的生活帶來了很大的困擾，除此還會使自來水處理廠運(yùn)行困難，造成飲用水的異味外，嚴(yán)重時(shí)會使水中溶解氧下降，魚類大量死亡，甚至?xí)?dǎo)致湖泊的干涸死亡。另外還會給水消毒和工業(yè)循環(huán)水殺菌處理過程中增大用氯量，對某些金屬，特別是對銅具有腐

5、蝕性。當(dāng)污水回用時(shí)，再生水中的氨氮可以促進(jìn)輸出管道和用水設(shè)備中微生物的繁殖，形成生物污垢，堵塞管道和用水設(shè)備并影響換熱效率。相應(yīng)的我國的污水處理事業(yè)也得到了快速的發(fā)展。國外污水處理新技術(shù)、新工藝、新設(shè)備被引進(jìn)到我國，在活性污泥工藝應(yīng)用的同時(shí)，AB法、A/O法、A2/O法、CASS法、SBR法、氧化溝法、穩(wěn)定塘法、土地處理法等也在污水處理廠的建設(shè)中得到應(yīng)用。進(jìn)入九十年代，水體中各種污染物尤其是氮磷的標(biāo)準(zhǔn)更為嚴(yán)格，新建城市污水廠必須考慮對氮磷污染物的控制，老水廠進(jìn)行了脫氮除磷技術(shù)改造。近年來，倒置式A2/O工藝由于其投資和運(yùn)行費(fèi)用低、處理性能高超,尤其是在其脫氮除磷方面效果顯著。我國新頒布實(shí)施的污

6、水綜合排放標(biāo)準(zhǔn)（GB8978-1996）也明確規(guī)定了適用于所有排放單位的較嚴(yán)格的氨氮排放標(biāo)準(zhǔn)。這就意味著今后大多數(shù)城市污水和工業(yè)廢水處理要考慮氨氮的硝化處理或脫氮處理1。因此，研究開發(fā)經(jīng)濟(jì)、有效的脫氮污水處理技術(shù)已成為水污染控制工程領(lǐng)域的重點(diǎn)與熱點(diǎn)。1.2 生物脫氮及技術(shù)現(xiàn)狀近年來的環(huán)境質(zhì)量公報(bào)看，水體中主要的污染物為氨氮和有機(jī)物。這些污染物進(jìn)一步加劇了水資源短缺的矛盾。對可持續(xù)發(fā)展戰(zhàn)略的實(shí)施帶來了嚴(yán)重的負(fù)面影響。目前含氨氮污水的處理技術(shù)可分為物理法、化學(xué)法、物理化學(xué)法和生物脫氮法，其中物理法主要指吹脫法，由于該法應(yīng)用受限制，一般只用作高濃度氨氮廢水的預(yù)處理，故不能被廣泛使用；而化學(xué)法與物理化

7、學(xué)法（如離子交換法、加氯氧化法、吸附法、合成消化法等）由于運(yùn)行成本高，對環(huán)境易造成二次污染，故實(shí)際運(yùn)用中也受到一定的限制。污水生物脫氮技術(shù)是70 年代在美國和南非等國的水處理專家們在化學(xué)、催化和生物方法研究的基礎(chǔ)上提出的一種經(jīng)濟(jì)有效的處理技術(shù)，該技術(shù)由于處理過程可靠，處理成本低，操作管理方便等優(yōu)點(diǎn)而被廣泛使用。微生物脫氮技術(shù)按微生物在系統(tǒng)中的不同狀態(tài)，可分為活性污泥法和生物膜法，通過設(shè)立好氧區(qū)、厭氧區(qū)來實(shí)現(xiàn)硝化、反硝化以達(dá)到脫氮目的。1.2.1 Bardenpho工藝Bardenpho脫氮工藝最早是在傳統(tǒng)活性污泥基礎(chǔ)上開創(chuàng)的三級活性污泥脫氮流程，三級分別實(shí)現(xiàn)氨化、硝化、反硝化功能，其優(yōu)點(diǎn)是有機(jī)

8、物降解菌、硝化菌、反硝化菌分別在各自的反應(yīng)器各自適應(yīng)的環(huán)境中增殖，有利于優(yōu)勢菌群的培養(yǎng)，但是，該工藝流程長、設(shè)備多、造價(jià)高，管理不便；且脫氮需加碳源，投加量不易控制；另外為保證沉淀池效果，還需添加后曝氣反應(yīng)器。該工藝后經(jīng)過改進(jìn)變?yōu)槎壛鞒?，除碳和硝化在一個(gè)反應(yīng)器內(nèi)進(jìn)行，即所謂的后置反硝化工藝。Bardenpoho脫氮工藝是一種由硝化手段和反硝化手段相互交替組成的工藝。該工藝中的硝化和反硝化可以分別在各個(gè)反應(yīng)器中進(jìn)行，也可以將它們組合在一個(gè)傳統(tǒng)推流式曝氣池中不同區(qū)域內(nèi)。其中第二種情況則是實(shí)際工程中較多采用的運(yùn)行方式。此工藝對于城市污水一般脫氮率可達(dá)70%80%，但有時(shí)由于進(jìn)水中BOD不足等原因，

9、脫氮效率可能僅有50%60%。1.2.2 A/O工藝系列（1） Wuhrmann 工藝最早的脫氮工藝是30 年代開發(fā)的 Wuhrmann 工藝，流程遵循硝化、反硝化的順序設(shè)置。主反應(yīng)區(qū)按功能分成兩段：好氧區(qū)和缺氧區(qū)，好氧反應(yīng)器主要進(jìn)行含碳有機(jī)物的氧化，氨氮的硝化；缺氧反應(yīng)器的作用是反硝化脫氮由于反硝化脫氮過程需要碳源，而這種后置反硝化工藝是以微生物的內(nèi)源代謝質(zhì)作為碳源，所以反硝化速率低；如原廢水的含氮量較高，則導(dǎo)致缺氧池容積大，而且污水進(jìn)入系統(tǒng)的第一級就進(jìn)行好氧反應(yīng)，能耗太高，因此該工藝在工程上實(shí)用，但它為以后脫氮除磷工藝的發(fā)展奠定了基礎(chǔ)。（2）Ludzack-Ettinger 脫氮工藝60年

10、代，Ludzack 和Ettinger 等首次提出了前置反硝化工藝，將缺氧段置于工藝的第一級，直接利用污水中的有機(jī)物作為反硝化的碳源，解決了碳源不足的問題，但好氧池的硝酸氮也會被攜帶至沉淀池，影響沉淀池水質(zhì)。它可以認(rèn)為是A/O 工藝的前身。（3）A/O 工藝70 年代，Barnard 又提出改良型 Ludzack-Ettinger 脫氮工藝，即廣泛應(yīng)用的A/O 工藝，A/O 工藝中，好氧池的混合液和沉淀后的污泥同時(shí)回流到缺氧池，這樣，回流液中的大量硝酸鹽回流到缺氧池后，可以從原污水得到充足的有機(jī)物，使反硝化脫氮得以充分進(jìn)行。A/O 法不能同時(shí)脫氮除磷。目前，它多用于廢水脫氮領(lǐng)域，只要控制一定的

11、回流比和泥齡，系統(tǒng)便可達(dá)到較好的脫氮效果。A/O 法的特點(diǎn)之一是高負(fù)荷運(yùn)行、泥齡短、水力停留時(shí)間短、污泥量多2。（4） A2/O工藝A2/O法是目前普遍采用的脫氮除磷的工藝，它是在傳統(tǒng)活性污泥法（A/O）的基礎(chǔ)上增加一缺氧段和一個(gè)厭氧段?？捎糜趦H要求硝化的情況，也可用于要求硝化/反硝化的情況。該工藝工藝流程較為簡單，基建費(fèi)用和運(yùn)行費(fèi)用均較低，且具有同步脫氮除磷的功效，使其成為目前研究和應(yīng)用較多的一種工藝2。（5）倒置A2/O工藝倒置A2/O工藝是在傳統(tǒng)A2/O工藝基礎(chǔ)上的一種改良工藝。不少學(xué)者對A2/O工藝進(jìn)行了環(huán)境倒置效應(yīng)實(shí)驗(yàn)研究。認(rèn)為缺氧/厭氧/好氧的布置形式脫氮除磷效果更好，其原因在于：

12、聚磷菌厭氧釋磷后直接進(jìn)入效率較高的好氧環(huán)境，在厭氧條件下形成的吸磷動(dòng)力可充分利用；所有參與回流的污泥都經(jīng)歷了完整的釋磷、吸磷過程，故在除磷方面具有群體效應(yīng)優(yōu)勢；缺氧池位于厭氧池前，允許反硝化菌優(yōu)先獲得碳源，因而加強(qiáng)了系統(tǒng)的脫氮能力3。（6） UCT工藝該工藝中，沉淀池的回流污泥和好氧區(qū)的污泥混合液分別回流至缺氧區(qū)，其中攜帶的硝酸鹽在缺氧區(qū)中經(jīng)反硝化而去除。為了補(bǔ)償厭氧區(qū)中污泥的流失，增設(shè)了缺氧區(qū)至厭氧區(qū)的混合液回流。在廢水TKN/COD 適當(dāng)?shù)那闆r下，缺氧區(qū)中反硝化作用完全，可以使接受缺氧區(qū)出水中的硝酸鹽濃度接近于零，從而使接受缺氧區(qū)混合液回流的厭氧區(qū)硝酸鹽亦接近于零，保持較為嚴(yán)格的厭氧環(huán)境。

13、由于增加了缺氧區(qū)至厭氧區(qū)的混合液回流，運(yùn)行費(fèi)用略有增加。（7）VIP工藝VIP工藝與UCT 工藝非常類似，兩者的差別在于池型的構(gòu)造和運(yùn)行參數(shù)方面。VIP 工藝采用分格方式，將一系列體積較小的完全混合式反應(yīng)格串連在一起，混合液中活性微生物所占的比例較高，且泥齡較短，因而運(yùn)行速率高，脫氮除磷效果均較好。1.2.3 生物膜脫氮工藝系列常見的生物膜脫氮工藝包括生物轉(zhuǎn)盤脫氮工藝、移動(dòng)床生物膜脫氮工藝、復(fù)合式膜生物反應(yīng)器等。同懸浮系統(tǒng)一樣，承擔(dān)反硝化的缺氧濾池可以在好氧濾池前面，也可以在后面。在前反硝化系統(tǒng)中，經(jīng)好氧濾池后的出水需回流至缺氧濾池，當(dāng)回流比為400%時(shí)，脫氮率可達(dá)90%；在后反硝化系統(tǒng)中，原

14、水部分旁路進(jìn)入反硝化濾池，對運(yùn)行管理較高，否則脫氮效果不好。目前所研究的膜法反硝化幾乎都是利用將硝化與反硝化分隔開來的系統(tǒng)，亦即反硝化段的濾池始終保持缺氧，以進(jìn)行反硝化脫氮。1.2.4 生物脫氮新技術(shù)近年來，一些研究者在研究中陸續(xù)觀察到一些超出傳統(tǒng)生物脫氮理論的新現(xiàn)象。比如將好氧硝化過程控制在亞硝酸鹽階段，然后在缺氧條件下直接反硝化的亞硝酸型生物氮；在一定的條件下,硝化和反硝化可以在同一個(gè)反應(yīng)器內(nèi)同時(shí)完成；異養(yǎng)硝化以及厭氧氨氧化等。這些現(xiàn)象可以從微環(huán)境理論和生物學(xué)角度進(jìn)行解釋。微環(huán)境理論主要從物理學(xué)角度研究活性污泥和生物膜的微環(huán)境中各種物質(zhì)(如DO、有機(jī)物、NO3N 和NO2N等)傳遞的變化、

15、各類微生物的代謝活動(dòng)及其相互作用，從而導(dǎo)致的微環(huán)境中物理、化學(xué)和生物條件或狀態(tài)的改變。在宏觀環(huán)境中微好氧狀態(tài)時(shí)，由于氧擴(kuò)散的限制，微生物絮體內(nèi)產(chǎn)生了溶解氧梯度，也就形成了不同的微環(huán)境。生物學(xué)角度的解釋不同于傳統(tǒng)理論，微生物學(xué)家發(fā)現(xiàn)了異養(yǎng)硝化菌和好氧反硝化菌，它們甚至可在完全厭氧的條件下發(fā)生硝化作用。有些好氧反硝化菌同時(shí)也是異養(yǎng)型硝化菌，它們能夠在好氧條件下直接將氨轉(zhuǎn)化為最終的氣態(tài)產(chǎn)物。以上這些現(xiàn)象的發(fā)現(xiàn)為研究者研究新的生物脫氮理論和開發(fā)新的生物脫氮工藝指引了方向，使他們不斷開發(fā)出了許多新型脫氮工藝。如：SND(同時(shí)硝化反硝化工藝)、SHARON (Single reactor high act

16、ivity ammonia removal over nitrite，亞硝化反應(yīng)器)工藝、OLAND (Oxygen-limited autotrophic nitrification-denitrification，氧限制自氧硝化反硝化)工藝、厭氧氨氧化工藝以及短程硝化-厭氧氨氧化組合工藝等。1985年，Rittmann等在工業(yè)規(guī)模的氧化溝中成功地實(shí)現(xiàn)了同時(shí)硝化和反硝化，并通過實(shí)驗(yàn)證實(shí)了反硝化反應(yīng)可在絮體內(nèi)部缺氧區(qū)連續(xù)進(jìn)行。通過控制DO濃度可實(shí)現(xiàn)在同一反應(yīng)器內(nèi)的SND，后來的Daigger、Rit-tmann以及國內(nèi)的高廷耀、呂錫武等都對SND進(jìn)行了大量的研究工作。近年來國內(nèi)外有不少實(shí)驗(yàn)和報(bào)

17、道都證明了SND現(xiàn)象，尤其是在有氧條件下的反硝化現(xiàn)象確實(shí)存在于各種不同的生物處理系統(tǒng)，如生物轉(zhuǎn)盤、SBR、氧化溝、CAST等，但對SND的機(jī)理及工程應(yīng)用的可行性尚有待進(jìn)一步的研究和開發(fā)。OLAND工藝是由比利時(shí)GENT微生物生態(tài)實(shí)驗(yàn)室開發(fā)的。該工藝的技術(shù)關(guān)鍵是控制溶解氧濃度，使硝化過程僅進(jìn)行到NO2N階段。由于亞硝酸菌對溶解氧的親和力較硝酸菌強(qiáng)，亞硝酸菌氧飽和常數(shù)則比硝酸菌低，OLAN工藝就利用了這兩類菌動(dòng)力學(xué)特性的差異，實(shí)現(xiàn)了在低溶解氧狀態(tài)下淘汰硝酸菌，積累大量亞硝酸菌的目的。但對于懸浮系統(tǒng)來說，低氧狀態(tài)下活性污泥易解體和發(fā)生絲狀膨脹。目前該工藝還停留在實(shí)驗(yàn)室探索階段，面臨的主要問題是自養(yǎng)型

18、亞硝酸菌的活性較低，污泥氨氧化速率只有2mg/gd。SHARON工藝是由荷蘭Delft技術(shù)大學(xué)開發(fā)的脫氮新工藝。該工藝的核心是利用亞硝酸菌要求的最小SRT小于硝酸菌及在高溫(3035)下亞硝酸菌的生長速率明顯高于硝酸菌的生長速率的特性來控制系統(tǒng)的SRT在硝酸菌和亞硝酸菌的最小SRT之間，從而使亞硝酸菌具有較高的濃度而硝酸菌被自然淘汰，同時(shí)對系統(tǒng)內(nèi)的溫度和pH進(jìn)行嚴(yán)格控制，維持穩(wěn)定的亞硝酸積累。SHARON工藝主要用于處理城市污水二級處理系統(tǒng)中污泥消化的上清液和垃圾濾出液等廢水。荷蘭已建成兩座利用該工藝的廢水生物脫氮處理廠，證明了亞硝酸型生物脫氮的可行性(見圖1-1)。由于這些廢水本身溫度較高，

19、屬高氨高溫水，有利于進(jìn)行短程硝化反硝化，可使硝化系統(tǒng)中亞硝酸的積累達(dá)100%。但大量的城市污水，一般都屬于低氨低溫水，要使水溫升高并保持在3035很難實(shí)現(xiàn)。曝氣池沉淀池硝化曝氣池沉淀池進(jìn)水出水污泥硝化池污泥脫水廢棄污泥SHARON圖1-1 SHARON工藝流程Figure 1-1 SHARON process1990年，荷蘭Delft技術(shù)大學(xué)Kluyver生物技術(shù)實(shí)驗(yàn)室開發(fā)出厭氧氨氧化工藝，即在厭氧條件下，微生物直接以NH4+做電子供體，以NO2-為電子受體,將NH4+或NO2-轉(zhuǎn)變成N2的生物氧化過程。由于厭氧氨氧化過程是自養(yǎng)的，因此不需要另加COD來支持反硝化作用，與常規(guī)脫氮工藝相比可節(jié)約

20、100%的碳源。而且，如果把厭氧氨氧化過程與一個(gè)前置的硝化過程結(jié)合在一起，那么硝化過程只需要將部分NH4+氧化為NO2N，這樣的短程硝化可比全程硝化節(jié)省62.5%的供氧量和50%的耗堿量。Sharon-Anammox(亞硝化厭氧氨氧化)工藝被用于處理厭氧硝化污泥分離液并首次應(yīng)用于荷蘭鹿特丹的Dokhaven污水處理廠，其工藝流程如圖1-2所示。由于剩余污泥濃縮后再進(jìn)行厭氧消化，污泥分離液中的氨濃度很高(約12002000mg/L)，因此，該污水處理廠采用了Sharon-Anammox工藝，并取得了良好的氨氮去除效果。出水進(jìn)水沉淀池厭氧氨氧化SHARON圖1-2 Sharon-Anammox工藝

21、流程Figure 1-2 Sharon-Anammox process1.2.5生物脫氮技術(shù)的發(fā)展趨勢污水排放標(biāo)準(zhǔn)的不斷嚴(yán)格是目前世界各國的普遍發(fā)展趨勢，以控制水體富營養(yǎng)化為目的的氮脫除技術(shù)開發(fā)已成為世界各國主要的奮斗目標(biāo)。我國對生物脫氮技術(shù)的研究起步較晚，投入的資金也十分有限，研究水平仍處于發(fā)展階段。目前在生物脫氮技術(shù)基礎(chǔ)理論沒有重大革新之前，充分利用現(xiàn)有的工藝組合，開發(fā)技術(shù)成熟、經(jīng)濟(jì)高效且符合國情的工藝應(yīng)是今后我國脫氮工藝發(fā)展的主要方向，主要體現(xiàn)在：（1）開展對生物脫氮更深入的基礎(chǔ)研究和應(yīng)用開發(fā)，優(yōu)化生物脫氮工藝，開發(fā)高效、經(jīng)濟(jì)的小型化、商品化脫氮組合工藝。（2）發(fā)展可持續(xù)污水處理工藝，朝

22、著節(jié)約碳源、降低CO2釋放、減少剩余污泥排放以及實(shí)現(xiàn)氮回收和處理水回用等方向發(fā)展。（3）大力開發(fā)適合現(xiàn)有污水處理廠改造的高效脫氮技術(shù)4。1.3 倒置A2/O工藝概況倒置A2/O工藝是根據(jù)A2/O工藝改進(jìn)而來的，同濟(jì)大學(xué)高廷耀課題組進(jìn)行了系統(tǒng)的試驗(yàn)和理論研究，由張波博士首先提出了缺氧區(qū)/厭氧區(qū)/好氧區(qū)形式布置倒置A2/O工藝。其工藝流程如圖1-3 所示。圖1-3倒置A2/O工藝流程Figure 1 -3 Inverted A2/O Process Flow Diagram倒置A2/O工藝經(jīng)過多人多年系統(tǒng)的試驗(yàn)研究和生產(chǎn)規(guī)模的運(yùn)行結(jié)果表明，倒置A2/O工藝不僅脫氮效果優(yōu)于A2/O工藝，而且其流程也

23、更為簡潔；運(yùn)行的動(dòng)力消耗也有很大降低，管理難度降低；優(yōu)先滿足反硝化碳源需求，強(qiáng)化了系統(tǒng)的脫氮功能；所有的回流污泥全部經(jīng)歷了完整的厭氧釋磷和好氧釋磷過程。將A2/O工藝的污泥回流系統(tǒng)與混合液回流系統(tǒng)合成了唯一的污泥回流系統(tǒng)，工藝流程簡捷，運(yùn)行管理方便。但倒置A2/O工藝還存在以下不足：首先存在活性污泥法的一些通病，如低溫條件下系統(tǒng)硝化功能將大幅度降低、C/N與C/P值過低時(shí)除磷脫氮效果將受到影響、有毒有去廢水會大大影響工藝的處理效果等；其次，有關(guān)脫氮泥齡矛盾、好氧段同步硝化反硝化作用及其對系統(tǒng)脫氮的影響、污泥回流比的選擇對實(shí)際污水廠改造的影響以及改造前后系統(tǒng)能耗變化等方而的研究都還有待深入。目前

24、倒置A2/O工藝已在實(shí)際工程中應(yīng)用，例如常州市城北、青譚、麗華三座污水廠，青島李村河和團(tuán)島污水廠，北京清河污水處理廠等都先后采用倒置A2/O處理工藝，均取得較好的處理效果。1.4 本論文的研究內(nèi)容、目的及意義眾所周知，傳統(tǒng)A2/O工藝有其本身固有的不合理性，其中既包括對脫氮不利的因素，也包括對除磷的不利因素，以及對運(yùn)行管理和運(yùn)行成本的負(fù)面影響。由于本試驗(yàn)主要研究脫氮影響因素，故暫不討論該工藝對除磷等其他因素的不利影響。就脫氮之一點(diǎn)來說，傳統(tǒng)A2/O工藝存在的不合理性主要有以下幾個(gè)方面：（1）厭氧段設(shè)置在工藝的前部，缺氧段置后，這種做法在碳源的分配上總是優(yōu)先照顧釋磷的需要，但它是以犧牲系統(tǒng)的反硝

25、化速率為代價(jià)的；（2）碳源不足時(shí)會導(dǎo)致氮的去除率不高。這是由于當(dāng)進(jìn)水有機(jī)物特別是能快速生物降解的有機(jī)物濃度低時(shí)，碳氮比小，反硝化所需碳源不足，反硝化不徹底，影響脫氮效果。而倒置A2/O工藝與常規(guī)A2/O工藝相比，不僅脫氮除磷效果優(yōu)于常規(guī)A2/O工藝，而且其流程也更為簡潔，使管理難度得到了降低。因此，對它的研究具有很大的實(shí)際應(yīng)用意義。 本論文實(shí)驗(yàn)研究的主要內(nèi)容和目的是：（1）先期進(jìn)行傳統(tǒng)A2/O工藝的運(yùn)行試驗(yàn)作為對比參照，以對倒置A2/O工藝和A2/O工藝在處理效果和系統(tǒng)內(nèi)工藝參數(shù)沿程變化規(guī)律方面進(jìn)行比較分析，進(jìn)一步驗(yàn)證倒置A2/O工藝的優(yōu)勢；（2）取消原A2/O工藝的混合液回流，并適當(dāng)增大污泥

26、回流，將A2/O工藝改為倒置A2/O工藝進(jìn)行倒置A2/O工藝的試驗(yàn)運(yùn)行；（3）對倒置A2/O工藝在不同工況條件下的處理效果，探討各種因素對處理效果的影響并獲得該工藝的較佳工況條件和污染物在系統(tǒng)內(nèi)的沿程變化規(guī)律；（4）對倒置A2/O工藝中工藝參數(shù)在系統(tǒng)中的沿程變化進(jìn)行分析研究，探討分析其沿程變化規(guī)律。2 污水生物脫氮原理污水的生物脫氮處理過程，實(shí)際上是將氮在自然界中循環(huán)的基本原理應(yīng)用于廢水生物處理，并借助于不同微生物的共同協(xié)調(diào)作用以及合理的人為運(yùn)行控制，而將生物去碳過程中轉(zhuǎn)化而產(chǎn)生以及原污水中存在的氨氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)舛鴱奈鬯忻摮倪^程；通常包括氨氮的硝化和亞硝酸鹽氮以及硝酸鹽氮的反硝化兩個(gè)階段。2

27、.1 生物硝化原理通常，把氮氧化為亞硝酸鹽和硝酸鹽的生物反應(yīng)稱為生物硝化作用，簡稱硝化作用；把能夠進(jìn)行硝化作用的細(xì)菌稱為硝化細(xì)菌。系統(tǒng)深入地研究硝化細(xì)菌的種類與特性，探明其生長所需的營養(yǎng)物質(zhì)和環(huán)境條件，將有助于廢水硝化工藝的設(shè)計(jì)、操作和優(yōu)化。在硝化菌的作用下，氨態(tài)氮分兩個(gè)階段進(jìn)一步分解、氧化，首先在亞硝化菌的作用下，氨轉(zhuǎn)化為亞硝酸氮，其反應(yīng)式為繼之，亞硝酸菌在硝化菌的作用下，進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為硝酸氮，其反應(yīng)式為硝化反應(yīng)的總反應(yīng)式為2.1.1 硝化細(xì)菌及其生物學(xué)特性硝化作用是一個(gè)序列反應(yīng)，先由一類細(xì)菌把氮氧化成亞硝酸鹽，再由另一類細(xì)菌把亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽。一般把參與硝化作用的細(xì)菌統(tǒng)稱為硝化細(xì)菌；根據(jù)

28、基質(zhì)，硝化細(xì)菌分為氮氧化細(xì)菌（ammonia-oxidizing bacteria）和亞硝酸鹽氧化細(xì)菌（nitrite-oxidizing bacteria）。2.1.1.1 氨氧化細(xì)菌氨氧化細(xì)菌（亞硝酸細(xì)菌）有自養(yǎng)型與異養(yǎng)型之分，一般認(rèn)為自養(yǎng)型氨氧化細(xì)菌是硝化作用的主要菌群。所有自養(yǎng)型氨氧化細(xì)菌都是革蘭氏陰性細(xì)菌，自養(yǎng)生長時(shí)，以氨為惟一能源，以CO2與為惟一碳源；混合營養(yǎng)生長時(shí)，可同化有機(jī)物質(zhì)。2.1.1.2 亞硝酸鹽氧化細(xì)菌與氨氧化細(xì)菌一樣，所有亞硝酸鹽氧化細(xì)菌（硝酸細(xì)菌）都是革蘭氏染色陰性細(xì)菌。自養(yǎng)生長時(shí)，以亞硝酸鹽為惟一能源，以CO2為惟一碳源；混養(yǎng)生長時(shí)，可同化有機(jī)物質(zhì)。2.1.2

29、生物硝化過程的生化反應(yīng)從細(xì)胞水平上看，硝化作用只是一個(gè)亞硝酸細(xì)菌把氨氧化成亞硝酸鹽，接著硝酸細(xì)菌把亞硝酸鹽進(jìn)一步氧化成硝酸鹽的序列過程。但從生化水平上看，硝化作用遠(yuǎn)非如此簡單，它涉及多種酶催化的代謝途徑（NH3 氨單加氧酶 NH 2OH 羥胺氧還酶 NO 羥胺氧還酶NO2- 亞硝酸鹽氧還酶 NO3-），并伴隨著復(fù)雜的物質(zhì)和能量轉(zhuǎn)化。2.1.2.1 氨氧化為羥氨Hofmarl等人發(fā)現(xiàn)，在氨氧化細(xì)菌N.europaea氧化氨的過程中，可產(chǎn)生羥胺；羥胺可被該菌進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽。Hollocher 等人用 18O2取代正常O2，在培養(yǎng)液中檢出了NH218OH。試驗(yàn)證明，羥胺是氨氧化的中間產(chǎn)物，羥胺

30、分子中的氧原子來自氧分子。氨轉(zhuǎn)化為羥胺的生化反應(yīng)可表示為：將兩式合并得到下式： 2.1.2.2 羥氨氧化為亞硝酸鹽羥胺氧化成亞硝酸鹽被認(rèn)為是一個(gè)分兩步進(jìn)行的反應(yīng)，中間產(chǎn)物可能是與酶結(jié)合的 HNO，也可能是 NO。在 15NH2OH 標(biāo)記試驗(yàn)中檢出了15NO，并證明后者來自 15NH2O的氧化，不是來自 14NO2- 的還原。NO是怎么產(chǎn)生的？NO 與HNO 有什么關(guān)系？尚有待深入研究。Anderson等人研究證明，羥胺氧化所需的氧是由水提供的，即將兩式合并得到下式：2.1.2.3 亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽在亞硝酸鹽氧化為硝酸鹽的過程中,未檢出中間產(chǎn)物,一般認(rèn)為它是一步完成的。硝酸鹽中的氧原子來自水

31、,即將兩式合并得到下式：從化學(xué)反應(yīng)的自由能變化看，在標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下，亞硝酸鹽氧化是整個(gè)硝化過程中最難進(jìn)行的；但在氧還原反應(yīng)的拉動(dòng)下式，亞硝酸鹽可被進(jìn)一步氧化為硝酸鹽式。整個(gè)硝化過程總氧化反應(yīng)式為：2.1.3 影響生物硝化過程的環(huán)境因素除了底物（氨氮）濃度對硝化速率的影響外，還有一些環(huán)境因素亦影響著硝化速率。主要有以下幾方面。 （1）溶解氧氧（O2）是生物硝化作用中的電子受體，反應(yīng)器中溶解氧濃度的大小必將影響著硝化反應(yīng)的速率。納格爾和哈沃斯（Nagel & Horth）于1969年已發(fā)現(xiàn)當(dāng)反應(yīng)器中溶解氧（DO）濃度超過1mg/L時(shí)，隨著溶解濃度增加，相應(yīng)氨氮的氧化速率亦增加（見圖2-1）。同樣，據(jù)華

32、爾特等（Wild et al.）1971年研究表明，當(dāng)反應(yīng)器中溶解氧濃度大于1mg/L時(shí)，則對硝化過程無不良影響。圖2-1溶解氧對硝化速度的影響Figure 2-1 Dissolved oxygen to speed the impact of nitrification一般地，在活性污泥法曝氣池中，溶解氧濃度至少保持不低于2mg/L的水平。在這種情況下，若在曝氣池中考慮進(jìn)行硝化過程，則溶解氧濃度對硝化過程的影響可不必再加以考慮。（2） 溫度硝化反應(yīng)的最適宜溫度范圍是3035，溫度不但影響硝化菌的比增長速率，而且影響硝化菌的活性。亞硝酸菌的最大比增長速率 值與溫度的關(guān)系服從Arrhenius方

33、程，即溫度每升高10， 值增加一倍。在535的范圍內(nèi)，硝化反應(yīng)速率隨溫度的升高而加快。但到30時(shí)增加幅度減少，這是因?yàn)楫?dāng)溫度超過30時(shí)，蛋白質(zhì)的變性降低了硝化菌的活性。當(dāng)溫度低于5時(shí)，硝化細(xì)菌的生命活動(dòng)幾乎停止。對于同時(shí)去除有機(jī)物和進(jìn)行硝化反應(yīng)的系統(tǒng)，溫度低于15即發(fā)現(xiàn)硝化速率迅速降低。低溫對硝化菌的抑制作用更為強(qiáng)烈，因此在低溫1214時(shí)常出現(xiàn)亞硝酸鹽的積累。（3）pH 值在硝化作用中，反應(yīng)器中溶液的pH值對硝化菌的生長繁殖有很大影響。對亞硝酸菌來說，在一定的溫度下，為了達(dá)到最大的比生長速率，有一最佳的pH值。在最佳pH值的環(huán)境下，硝化速度可達(dá)最大值。最佳pH值一般為8.08.4。當(dāng)pH值不在

34、此范圍內(nèi)時(shí)，硝化速率將明顯降低。低于6和高于9.6時(shí)，硝化反應(yīng)將停止進(jìn)行。根據(jù)氨氮氧化的反應(yīng)式可知，硝化反應(yīng)中每消耗lg氮氮要消耗堿度7.l4g，如果污水氨氮濃度為20mg/L，則需消耗堿l43mg/L。一般污水對于硝化反應(yīng)來說，堿度往往是不夠的，因此應(yīng)投加必要的堿量以維持適宜的pH值，保證硝化反應(yīng)的正常進(jìn)行。（4）污泥齡為保證連續(xù)流反應(yīng)器中存活并維持一定數(shù)量和性能穩(wěn)定的硝化菌，微生物在反應(yīng)器的停留時(shí)間即污泥齡應(yīng)大于硝化菌的最小世代期，硝化菌的最小世代期即其最大比增長速率的倒數(shù)。由硝化反應(yīng)動(dòng)力學(xué)可知，脫氮工藝的污泥齡主要由亞硝酸菌的世代期控制，因此污泥齡應(yīng)根據(jù)亞硝酸菌的世代期來確定。實(shí)際運(yùn)行中

35、，一般應(yīng)取系統(tǒng)的污泥齡為硝化前最小世代期的兩倍以上，并不得小于35d，為保證一年四季都有充分的硝化反應(yīng)，污泥齡應(yīng)大于10d。較長的泥齡可增強(qiáng)硝化反應(yīng)的能力，并可減輕有毒物質(zhì)的抑制作用。若有條件的話，可采用固著生長體系（生物膜），例如流化床或生物轉(zhuǎn)盤等，以防止硝化菌的流失。（5） C/N 比在活性污泥系統(tǒng)中, 硝化菌只占活性污泥微生物的5%左右，這是因?yàn)榕c異養(yǎng)型細(xì)菌相比，硝化菌的產(chǎn)率低、比增長速率小。而BOD5/TKN值的不同，將會影響到活性污泥系統(tǒng)中異養(yǎng)菌與硝化菌競爭底物和溶解氧，從而影響脫氮效果。一般認(rèn)為處理系統(tǒng)的BOD負(fù)荷低于0.15BOD5/（gMLSSd）時(shí),處理系統(tǒng)的硝化反應(yīng)才能正常

36、進(jìn)行,即BOD5/TKN比值越高硝化細(xì)菌所占的比率越低。2.2 生物反硝化原理將硝酸鹽和亞硝酸鹽還原成氮?dú)獾纳锓磻?yīng)，稱為反硝化作用（denitrification）；能夠進(jìn)行反硝化作用的細(xì)菌，稱為反硝化細(xì)菌（denitrifying bacteria）。反硝化細(xì)菌是反硝化作用的持有者，探明反硝化細(xì)菌的種類與特性，搞清它們的營養(yǎng)條件和環(huán)境條件，將有助于廢水生物脫氮工藝的研究、開發(fā)和應(yīng)用。在反硝化的代謝活動(dòng)下，NO3N有兩個(gè)轉(zhuǎn)化途徑，即同化反硝化（合成）、最終產(chǎn)物為有機(jī)氮化合物，成為菌體的組成部分；異化反硝化（分解），最終產(chǎn)物為氣態(tài)氮，其反應(yīng)式如下式。N2+4H-H2O+2H-H2O+4H-2H

37、2O+4H-2H2O+4H-2H2O2HNO32 HNO22HNO2NH2OH2NH3N2O2.2.1 反硝化細(xì)菌及其生物學(xué)特性反硝化作用實(shí)質(zhì)上是一個(gè)硝酸鹽的生物還原過程。硝酸鹽還原可區(qū)分為同化性硝酸鹽還原和異化性硝酸鹽還原。在同化性硝酸鹽還原中，產(chǎn)物（氨）被用于合成細(xì)胞物質(zhì)；而在異化性硝酸鹽還原中，產(chǎn)物（氨或氮?dú)猓┎槐挥糜诤铣杉?xì)胞物質(zhì)。異化性硝酸鹽還原有兩條途徑：其一是把硝酸鹽還原成氨；其二是把硝酸鹽還原成氣態(tài)氮化物（主要是氮?dú)猓?。第一條途徑正好與硝化作用相反，因此是“名副其實(shí)”的反硝化作用。但由于歷史原因，人們并沒有把第一條途徑稱為反硝化作用，反而把第二條途徑冠名為反硝化作用。在第二條途

38、徑中，非氣態(tài)氮化物被轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮化物而逸至大氣，因此這條途徑又被稱為生物脫氮。反硝化作用包括多步反應(yīng)（NO3- NO2- NO N2O N2），涉及的氣態(tài)氮化物有NO、N2O和N2。通常把能夠還原硝酸鹽或亞硝酸鹽，產(chǎn)生N2O或N2的細(xì)菌,稱為反硝化細(xì)菌。反硝細(xì)菌屬兼性菌，在自然環(huán)境中幾乎無處不在，在污水處理系統(tǒng)中許多常見的微生物都是反硝化細(xì)菌。如變形桿菌、微球菌屬、假單胞菌屬、芽胞桿菌屬、產(chǎn)堿桿菌屬、黃桿菌屬等，它們多數(shù)是兼性細(xì)菌。有分子態(tài)溶解氧存在時(shí)，反硝化菌氧化分解有機(jī)物，利用分子氧作為最終電子受體。在無分子態(tài)氧情況下，反硝化菌利用硝酸鹽和亞硝酸鹽中的N+5和N+3作為能量代謝的電子受體（

39、被還原）。2.2.2 生物反硝化過程的生化反應(yīng)同硝化反應(yīng)一樣，反硝化作用也涉及多種酶催化的代謝途徑，并伴隨著復(fù)雜的物質(zhì)和能量轉(zhuǎn)化。2.2.2.1 硝酸鹽還原成亞硝酸鹽硝酸鹽至亞硝酸鹽（）的還原反應(yīng)是反硝化過程的第一步反應(yīng)。該反應(yīng)由硝酸鹽還原酶催化。硝酸鹽還原酶有兩種存在形態(tài)，一種游離于細(xì)胞膜外周質(zhì)中，稱為膜外硝酸鹽還原酶；另一種鑲嵌于細(xì)胞膜內(nèi)，稱為膜內(nèi)硝酸鹽還原酶。對于后者，只有在基質(zhì)（電子受體）進(jìn)入細(xì)胞后才能被酶轉(zhuǎn)化。2.2.2.2 亞硝酸鹽還原成NO亞硝酸鹽至NO（）的還原反應(yīng)是反硝化作用區(qū)別于其他硝酸鹽代謝的標(biāo)志性反應(yīng)。該反應(yīng)由亞硝酸鹽還原酶催化。亞硝酸鹽還原酶分布于細(xì)胞膜外周質(zhì)中，有兩

40、種類型：一種為二聚體，含C和d1型血紅素，稱為 Cytcd1型亞硝酸鹽還原酶；另一種為三聚體，含Cu催化中心，稱為Cu型亞硝酸鹽還原酶。兩種亞硝酸鹽還原酶不能共存于同種細(xì)菌中。2.2.2.3 NO還原成N2ONO是反硝化過程的第一個(gè)氣態(tài)中間產(chǎn)物，催化NO還原的NO還原酶則是該過程中最后一個(gè)被分離的酶。該酶結(jié)合于細(xì)胞膜上。NO劇毒，可抑制N2O還原反應(yīng)，將有限的電子集中用于NO還原，這是反硝化細(xì)菌保護(hù)自身免遭NO毒害的機(jī)制之一。另一種機(jī)制是，NO還原酶對NO具有很高的親和力，可使NO濃度維持在極低的水平。NO反應(yīng)活性很高，可與許多化合物反應(yīng)，產(chǎn)生多種氮氧化物。其中，一些衍生物的毒性甚至強(qiáng)于NO。

41、而反硝化細(xì)菌具有消除這些毒性化合物的能力。2.2.2.4 N2O還原成N2N2O至N2（）的還原反應(yīng)由N2O還原酶催化。N2O還原酶位于膜外周質(zhì)中。生物反硝化總的過程可以用下式表示：污水中的含碳有機(jī)物可以作為反硝化過程的電子供體，由上式可知，轉(zhuǎn)化1gNO2N為N2時(shí)，需要有機(jī)物（BOD5計(jì)）1.71g，轉(zhuǎn)化1gNO3N為N2時(shí)，需要有機(jī)物2.86g，與此同時(shí)產(chǎn)生3.57g堿度（以CaCO3計(jì)）。2.2.3 影響生物反硝化過程的環(huán)境因素與生物反硝化有關(guān)的環(huán)境因素，主要有以下幾種。（1）碳源（有機(jī)碳）能為反硝化菌所利用的碳源較多，但從廢水生物處理的生物脫氮工藝來看，主要可分為如下兩大類。a、廢水中

42、所含的有機(jī)碳源 當(dāng)廢水中含有足夠的有機(jī)碳源（BOD5計(jì)）可供生物脫氮需用時(shí)，就不必另外投加碳源。當(dāng)廢水中BOD5/TKN大于35 時(shí)，即可認(rèn)為碳源充足而滿足廢水生物脫氮的要求。b、外加碳源 當(dāng)廢水中所含的碳、氮比過低，即BOD5/TN值小于35 時(shí)，在廢水生物脫氮過程中需要另外投加有機(jī)碳源。外加碳源大多采用甲醇（CH3OH），因它被氧化分解后的產(chǎn)物為CO2和H2O，且能獲得最大的反硝化速率（一般來說，該速率約為無外加碳源的4倍）。（2）溫度溫度對反硝化作用的影響比其他的廢水生物處理過程要大些。對反硝化作用來說，最適宜的運(yùn)行溫度是2040。低于15時(shí)，反硝化速率將明顯下降，而在5以下時(shí)，反硝化過

43、程雖能進(jìn)行，但速率極低。 溫度對反硝化作用的影響是由于低溫時(shí)，反硝化菌的生長速率較低，同時(shí)菌體的代謝速度也較低，從而降低了反硝化速率。為了保證在低溫下有良好的反硝化效果，故在冬季低溫季節(jié)，可適當(dāng)增大反硝化系統(tǒng)進(jìn)行的泥齡，或減少負(fù)荷率和增加廢水停留時(shí)間。另外溫度對生物膜法反硝化作用的影響，較懸浮污泥法小些。（3）pH 值在反硝化作用下，反應(yīng)器中的pH 值也是一個(gè)重要的環(huán)境因素。對反硝化菌的生長來說，最佳pH 值范圍為6.57.5。在此pH 值范圍內(nèi)，反硝化速率為最大，如圖2-2 中所示。圖2-2反硝化速率和pH的關(guān)系Figure 2-2 Denitrification rate and the

44、relationship between pH當(dāng)pH 值不在最佳范圍內(nèi)，反硝化速率降低。不適宜的pH 值會影響反硝化菌的生長速率和反硝化酶的活性。當(dāng)pH 值低于6.0 或高于8.0，反硝化反應(yīng)將受到強(qiáng)烈抑制。另外，反硝化反應(yīng)會產(chǎn)生堿度，這有助于將pH 值保持在所需范圍內(nèi)，并補(bǔ)充在硝化過程中消耗的一部分堿度。（4）溶解氧反硝化菌是一類異養(yǎng)型兼性厭氧菌，它需要在缺氧條件下生活。如果反應(yīng)器的溶解氧過多，將會對反硝化菌的異化作用產(chǎn)生抑制。通過抑制硝酸鹽還原酶的形成，或充當(dāng)電子受體，從而競爭性地阻礙了硝酸氮的還原。雖然氧對反硝化脫氮有抑制作用，但它對反硝化菌本身并非如此。因?yàn)榉聪趸鷮偌嫘詤捬蹙?，故菌體

45、內(nèi)某些酶系統(tǒng)組成在有氧情況下才能合成。為此，在工藝流程中，總是使這些反硝化菌交替處于厭氧、好氧的環(huán)境下生長。一般來說，在懸浮污泥法反硝化系統(tǒng)中，缺氧段（反硝化反應(yīng)器）的溶解氧應(yīng)控制在0.5mg/L 以下，否則會影響反硝化的正常進(jìn)行5。3 試驗(yàn)裝置及試驗(yàn)方法3.1 試驗(yàn)裝置本倒置A2/O工藝試驗(yàn)反應(yīng)裝置是通過取消傳統(tǒng)A2/O工藝中曝氣池至缺氧區(qū)的混合液內(nèi)回流，而外回流正常運(yùn)行實(shí)現(xiàn)倒置的。裝置為有機(jī)玻璃材質(zhì)，其中缺氧區(qū)、厭氧區(qū)分別為直徑39cm、高50cm的圓柱體；二沉池是直徑50cm、高65cm的柱椎結(jié)合體即沉淀區(qū)和泥斗，其中圓柱體45cm。缺氧和厭氧區(qū)均為攪拌漿攪拌，電機(jī)轉(zhuǎn)速為20-60r/m

46、in；曝氣池總長90cm，寬55cm，高60cm，有效水深25cm。該區(qū)底部設(shè)有穿孔曝氣管，可以根據(jù)需要調(diào)整曝氣量系統(tǒng)末端為一豎流式沉淀池，有效水深65cm，泥斗高20cm，沉淀池中間進(jìn)水，頂端出水，底部設(shè)排泥管和污泥回流管（示意圖見圖3-1、圖3-2實(shí)驗(yàn)裝置圖和圖3-3二沉池圖）。進(jìn)水缺氧厭氧曝氣池二沉池污泥回流回流 圖3-1倒置A2/O工藝示意圖Figure 3-1 Reversed A2/O process diagram圖3-2實(shí)驗(yàn)裝置圖Figure 3-2 Experimental setup圖3-3二沉池Figure 3-3 The sedimentation tank3.2 水質(zhì)

47、條件污水水源為阜新市細(xì)河區(qū)生活污水，取水點(diǎn)在細(xì)河排污口，污水由潛污泵通過管道提升至調(diào)節(jié)水箱，對原水水質(zhì)進(jìn)行化驗(yàn)，結(jié)果見表3-1。表3-1進(jìn)水水質(zhì)Table 3-1 Influent water qualityNO2-NNO3-NNH3-NTPTNpHCOD進(jìn)水mg/L1.48.0132.91.7566.57.01643.3研究方法和技術(shù)路線3.3.1研究方法（1）先期進(jìn)行傳統(tǒng)A2/O工藝的運(yùn)行試驗(yàn)作為對比參照，以對倒置A2/O工藝和A2/O工藝在處理效果和系統(tǒng)內(nèi)工藝參數(shù)沿程變化規(guī)律方面進(jìn)行比較分析，進(jìn)一步驗(yàn)證倒置A2/O工藝的優(yōu)勢；（2）控制條件，將倒置A2/O工藝改為脫氮倒置A2/O工藝，并

48、進(jìn)行試驗(yàn)運(yùn)行；（3）對脫氮倒置A2/O在不同工況條件下的處理效果，探討各種因素對處理效果的影響并獲得該工藝的較佳工況條件和污染物在系統(tǒng)內(nèi)的沿程變化規(guī)律；（4）對脫氮倒置A2/O中工藝參數(shù)在系統(tǒng)中的沿程變化進(jìn)行分析研究，探討分析其沿程變化規(guī)律。3.3.2技術(shù)路線實(shí)驗(yàn)分為兩個(gè)階段，第一階段：對傳統(tǒng)A2/O工藝的改造，通過溫度，pH值，DO的來控制脫氮工藝，并比較脫氮倒置A2/O與傳統(tǒng)A2/O工藝的處理效果。在此實(shí)驗(yàn)期間要對溫度，pH值，DO進(jìn)行調(diào)節(jié)，以使實(shí)驗(yàn)在理想條件下進(jìn)行。同時(shí)要檢驗(yàn)COD、氨氮等以便檢測到實(shí)驗(yàn)的效果，選擇最佳的條件；第二階段：討論DO，污泥回流比，等因素對處理效果（尤其是對總氮

49、的處理效果）的影響，并找出其中規(guī)律。在A2/A1/O方式中，缺氧段優(yōu)先得到碳源，故其脫氮能力明顯增強(qiáng)。在本實(shí)驗(yàn)條件下，其比反硝化速率和A1/A2/O方式相比提高50%。從工程角度講，A2/A1/O方式不僅具有較好的氮脫除能力，而且可能較傳統(tǒng)脫氮工藝更加簡捷。工程上采取一定措施，使其污泥回流和內(nèi)循環(huán)合并為一個(gè)回流系統(tǒng)是完全可能的，這對于開發(fā)簡捷、高效的生物脫氮工藝來說是十分有利的。由于倒置A2/O工藝取消了內(nèi)循環(huán)，因此其回流系統(tǒng)只有一個(gè)，總回流比也比常規(guī)A2/O工藝減少了20%。3.4 分析方法本試驗(yàn)所涉及的各項(xiàng)指標(biāo)檢測方法參考國家環(huán)?？偩趾退蛷U水監(jiān)測分析方法編委會編制的水和廢水監(jiān)測分析方法和

50、環(huán)境監(jiān)測。水質(zhì)分析項(xiàng)目主要包括COD、NH3N、NO3N、TN等；污泥分析項(xiàng)目包括SV、MLSS等；工藝控制參數(shù)包括pH、DO、溫度、污泥回流量等9。本試驗(yàn)在遼寧工程技術(shù)大學(xué)資環(huán)學(xué)院環(huán)境工程實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行。選用的具體水質(zhì)分析項(xiàng)目及分析方法如表3-2 分析方法所示：表3-2 分析方法Table 3-2 Analysis測定項(xiàng)目測定方法COD重鉻酸鹽法NH3N納氏試劑分光光度法NO3N紫外分光光度法TN過硫酸鉀-紫外分光光度法MLSS差量法DO碘量法pHpH計(jì)4 倒置A2/O工藝脫氮效果試驗(yàn)研究4.1工藝參數(shù)沿程變化比較為了更好的比較A2/O工藝和倒置A2/O工藝在脫氮方面的差別，我們對兩種工藝中相關(guān)

51、工藝參數(shù)的沿程變化進(jìn)行了分析研究。4.1.1 TN 變化比較圖4-1、圖4-2和圖4-3 分別反應(yīng)了倒置前后這兩種工況下TN的變化情況。圖4-1A2O法進(jìn)出水TN濃度對比Figure 4-1 A2O process Influent and effluent concentration contrast TN圖4-2倒置A2O法進(jìn)出水TN濃度對比Figure 4-1 Inverted A2O process Influent and effluent concentration contrast TN圖4-3TN去除率比較Figure 4-3 TN removal comparison由圖4-

52、1、圖4-2和圖4-3比較可以看出，在A2/O工藝和倒置A2/O中，TN的去除后者只是略高于前者，在倒置A2/O工藝中，值得注意的是，好氧區(qū)也承擔(dān)了一部分TN的去除任務(wù)。但是相應(yīng)的去除效果倒置A2/O工藝強(qiáng)于常規(guī)A2O，相比之下倒置A2O工藝更簡潔。4.1.2不同溶解氧濃度（DO）時(shí)的處理效果確定反應(yīng)溫度為18左右，控制好氧區(qū)HRT 為6h，污泥回流比控制為150%，SRT 為12 天。通過改變好氧區(qū)溶解氧濃度DO，考察溶解氧濃度DO 對本工藝效果的影響。4.1.2.1 溶解氧濃度為2mg/L 時(shí)的處理效果好氧池DO 控制在2mg/L 左右，COD 和氨氮的去除效果分別如圖4-4 和4-5 所

53、示：圖4-4好氧區(qū)DO控制在2mg/L左右時(shí)COD去除情況Figure 4-4 Removal efficiency of COD at DO 2mg/L圖4-5好氧區(qū)DO控制在2mg/L左右時(shí)COD去除率Figure 4-5 Removal efficiency of COD at DO 2mg/L圖4-6好氧區(qū)DO控制在2mg/L左右時(shí)氨氮去除情況Figure 4-6 Removal efficiency of NH3-N at DO 2mg/L圖4-7好氧區(qū)DO控制在2mg/L左右時(shí)氨氮去除率Figure 4-7 Removal efficiency of NH3-N at DO 2mg

54、/L當(dāng)好氧池DO 控制在2mg/L 左右時(shí)，進(jìn)水COD 濃度最高為167.7mg/L，最低為145mg/L；出水COD 濃度最高為65.2mg/L,最低為58.8mg/L，平均去除率為74.3%。進(jìn)水氨氮濃度最高為36.8mg/L，最低為33.4mg/L；出水氨氮濃度最高為18.4mg/L，最低為16.7mg/L；平均去除率為47.53%，氨氮和COD的去除效果一般。由于溶解氧的濃度低，導(dǎo)致COD和氨氮去除率較低。在此條件下，總氮的去除效果如圖4-8和圖4-9所示：圖4-8好氧區(qū)DO控制在2mg/L左右時(shí)TN去除情況Figure 4-8 Removal efficiency of TN at

55、DO 2mg/L圖4-9好氧區(qū)DO控制在2mg/L左右時(shí)TN去除情況Figure 4-9 Removal efficiency of TN at DO 2mg/L進(jìn)水總氮濃度最高為77.57mg/L，最低為69.81mg/L；出水總氮濃度最高為17.10mg/L，最低為15.73mg/L；平均去除率為74.8%。4.1.2.2 前端溶解氧濃度為3mg/L，中后端為2mg/L 時(shí)的處理效果控制好氧區(qū)前端DO 為3mg/L，中后端DO 為2mg/L 左右（也即好氧區(qū)存在梯度變化）COD 和氨氮的去除效果分別如圖4-10、圖4-11、圖4-12和4-13 所示：圖4-10好氧區(qū)DO控制在3mg/L、

56、2mg/L左右時(shí)COD去除情況Figure 4-10 Removal efficiency of COD at DO 3mg/L、2mg/L圖4-11好氧區(qū)DO控制在3mg/L、2mg/L左右時(shí)COD去除率Figure 4-11 Removal efficiency of COD at DO 3mg/L、2mg/L圖4-12好氧區(qū)DO控制在3mg/L、2mg/L左右時(shí)氨氮去除情況Figure 4-12 Removal efficiency of NH3-N at DO 3mg/L、2mg/L圖4-13好氧區(qū)DO控制在3mg/L、2mg/L左右時(shí)氨氮去除率Figure 4-13 Removal

57、efficiency of NH3-N at DO 3mg/L、2mg/L當(dāng)好氧區(qū)前端DO 為3mg/L，中后端DO 為2mg/L 左右時(shí)，進(jìn)水COD 濃度最高為164.7mg/L，最低為144mg/L；出水COD 濃度最高為59mg/L，最低為47.8mg/L，平均去除率為66.5%。進(jìn)水氨氮濃度最高為77.8mg/L，最低為67.9mg/L；出水氨氮濃度最高為10.9mg/L，最低為4.0mg/L；平均去除率為90.7%。在此條件下，總氮的去除效果如圖4-14 所示：圖4-14好氧區(qū)DO控制在3mg/L、2mg/L左右時(shí)TN去除情況Figure 4-14 Removal efficiency of TN at DO