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它丝状菌 ,可见用SBR法处理工业废水时 ,过低或过 高的 pH 值不一定引起污泥膨胀 。 参考文献 1 Jiri Wanner. The Implementation of Bulking Control in the Design of Activated Sludge Systems. Wat. Sci. Tech. 1994. 29 7 193～ 202. 2 Imre T. , Erno fleit. Modeling of the Micromorphology of the Activated Sludge Floc Low DO, Low F M Bulking . Wat . Sci . Tech. 1995. 31 2 235 ～ 243. 3 Valter Tandoi , Simona Rossetti. Etal . Some Physiological Properties of an Italian Isolate of MICROTHEIX PARVICELLA Wat. Sci. Tech. 1998. 37 45 1～ 8. 4 S. Knoop and S. Kunst. Influence of Tamperature and Sluge Loading on Activated Sludge Setting , especially on MICROTHEIX PARVICELLA . Wat. Sci. Tech. 1998. 37 45 27～ 35. 5 Sezign, M. , Jenkins, D. , Parker, D. S. A Unified Theory of Filamentous Activated Sludge Bulking. J. Wat. Poll Control Feb. 1978. 50 362～ 368. 6 王凯军. 活性污泥膨胀的机理与控制. 北京 中国环境出版社, 1992. 7 F . Strom, D . Jenkins. Identification and Significance of Filamentous Microorganisms in Activated Sludge . J. WPCF . 1984. 56 5 449～ 459. 8 Wesley O . Pipes. Bulking , Deflocculation and Pinpoint Floc . J. WPCF, 1979. 51 1 . 作者通讯处 丁峰 266033 山东省青岛市抚顺路 11 号 青岛建筑 工程学院环境工程系 电话 0532 5073982 E -mail d -ingfengsina. com 2003- 04-08 收稿 硝酸盐电子受体反硝化同时除磷试验分析 ＊ 罗固源 吉芳英 罗 宁 许晓毅 重庆大学 B 区城市建设与环境工程学院, 重庆 400045 摘要 经研究发现AAA -SBR系统中的活性污泥可以利用硝酸盐作为电子受体进行缺氧吸磷并同时发生反硝化脱氮。 试验利用“ 双泥”系统进一步探讨了污水生物反硝化同时除磷的可能性, 结果表明 “ 双泥”系统的“ 双重”吸磷以及内碳 源反硝化除磷方式可以使生物处理出水磷酸盐浓度趋近于零, TP≤0. 23 mg L、NH3-N≤0. 5 mg L、TN ≤8 mg L、CODCr≤ 25 mg L。 关键词 反硝化除磷 生物处理 SBR 系统 “双重”磷吸收 内碳源反硝化 ＊国家自然科学基金资助项目 50278101 、重庆大学骨干教师资助 计划 1-57 1 引言 根据传统的生物除磷脱氮理论 ,在生物除磷过程 中需按照厌氧 好氧方式运行 ,而生物脱氮则需按照 好氧 缺氧过程运行 , 通常认为除磷和脱氮具有相互 独立的生物系统 ,在运行过程中它们将彼此干扰、相 互竞争,使除磷和脱氮往往不能够同时达到最佳的处 理效果。本研究根据生物代谢理论 [ 1] , 利用 NO - 3诱 导反硝化除磷菌缺氧主动吸磷实现厌氧 缺氧除磷过 程 [ 2,3] ,并将硝化过程从“厌氧-缺氧-好氧 anaerobic- anoxic-aerobic ”系统中提取出来, 实现自养硝化菌与 异养反硝化除磷菌的分离 , 形成一种独具特色的“双 污泥”系统 。本研究探索“双污泥”系统反硝化同时除 磷的可行性及运行过程, 为低碳耗、低能耗高效生物 除磷脱氮探索一条可行的途径 。 2 试验工艺和研究方法 2. 1 试验工艺 本工艺由 2 个 SBR 系统组成, 即“AAA- SBR”和 “N- SBR”。在运行过程中 2 个 SBR 反应器的上清液 相互交换, 活性污泥完全分开, 形成相对独立的双污 泥系统。双污泥系统运行方式如图 1 所示 ,其中 1 AAA- SBR anaerobic-anoxic-aerobic- SBR 采用 无硝化的厌氧-缺氧-好氧方式运行 ,主要功能是厌氧 释磷、缺氧反硝化吸磷 、好氧分解系统中残留的有机 物并恢复污泥的活性 。反应周期为 8 h,运行工况为 进水厌氧搅拌1 h※静置沉淀和N- SBR 反应器交换上 清液 0. 5 h※缺氧搅拌 1. 5 h ※ 好氧曝气 4 h※沉淀排 水排泥1 h。 32 环 境 工 程 2004年 2 月第22 卷第1 期 2 N-SBR nitrification- SBR 采用连续曝气方式 运行, 主要功能是承受 AAA-SBR 系统厌氧阶段排除 的上清液, 并将其中的氨氮转化为硝酸盐 ,然后将含 硝酸盐的上清液再返回 AAA-SBR 系统的缺氧阶段。 反应周期 8 h ,好氧曝气 7 h※ 静置沉淀 1 h。 2. 2 研究方法 1 AAA- SBR 反硝化吸磷试验 将 AAA-SBR 系 统曝气结束时的富磷活性污泥分为 A 、 B 、 C 、 D4 份并加入等量的试验污水 。其中 A 加污水后 按常规的厌氧释磷 、好氧吸磷模式反应 ; B 在加入污 水的同时加入硝酸盐至 NO - 3- N 30 mg L ; C 加入污 水厌氧 1. 5 h 后再加入和 B 等量的硝酸盐; D 在加入 污水厌氧 1. 5 h 后再加入较高浓度的硝酸盐 NO - 3- N 60 mg L 和磷酸盐 PO 3- 480 mg L 。按试验要求 分别对4 个反应器实施搅拌或曝气, 并在反应过程中 逐时测定NO - 3- N 、 PO 3- 4以及CODCr浓度。 2 双泥系统反硝化同时除磷试验 按照图 1 所 示的方式运行 。在运行过程中控制 AAA- SBR系统的 污泥龄 SRT 15 d,对 N- SBR系统则采用不排泥的方 式运行 。每天运行 3 个周期 , 每个周期换水 19. 5 L 反应器有效容积为 30 L 。在测试过程中AAA-SBR 和 N- SBR 的 污泥 浓 度 MLSS 分 别 为 3. 4 g L 和 2. 8 g L,CODCr有机物负荷分别为 0. 195～ 0. 24 g gd 和0. 03 g g d 。 图1 SBR 系统反硝化同时除磷运行过程示意图 2. 3 试验水质和测试方法 采用人工模拟城市污水作为试验污水,污水的主 要成分和水质指标见表 1,采用重庆市唐家桥城市污 水处理厂的活性污泥接种 。 表 1 人工配液组成及水质 mg L 除 pH、温度外 淀粉葡萄糖奶粉尿素KH2PO4NH4ClNa2CO3 70170160503011090 CODCrBOD5TNNO - 3-N TPO3- 4 pH温度 ℃ 340～ 420 190～ 28040～ 5029～ 35 6 . 0～ 8. 06. 524～ 26 . 5℃ 3 试验结果 3. 1 AAA- SBR 系统活性污泥反硝化吸磷 AAA- SBR 系统活性污泥反硝化吸磷试验结果见 图2 A、B、 C、 D 。 图2 AAA -SBR 系统活性污泥反硝化吸磷实验 图 2 A 表示的是一个对照试验结果, 它按照目 前常规的厌氧 好氧除磷模式运行。从图可以看出, 在有机物存在的厌氧情况下, 富磷污泥立即进行快速 释磷 , 厌氧结束时溶液中 PO 3- 422 mg L 、CODCr 80 mg L。 在曝气阶段 ,伴随着曝气时间的增加溶液中 磷的浓度迅速下降, 此时污水中的 NH3-N 在曝气过 程中被硝化 ,硝态氮的浓度随曝气时间增加。 图2 B ,污水和硝酸盐同时加入富磷污泥中 ,此 时高浓度的有机物没有诱导磷的释放,而发生的主要 是反硝化脱氮, 当NO - 3-N 浓度 4 mg L 时 ,溶液中磷 酸盐浓度才开始缓慢上升, 经过 3 h 的缺氧、厌氧过 程溶液中磷酸盐浓度增加至 15 mg L ,低于 A 或 C 33 环 境 工 程 2004年 2 月第22 卷第1 期 系统 。 图2 C 是在厌氧释磷结束后给系统直接投加硝 酸盐形成缺氧环境的情况。从图可见 ,在缺乏游离氧 的情况下,系统磷酸盐浓度随硝酸盐浓度降低而降低 。 当提高硝酸盐浓度后磷的吸收更为彻底,见图 2 D 。 3. 2 双泥系统试验结果 3. 2. 1 CODCr变化规律 双污泥系统 CODCr的去除与转化规律见图 3。从 图3 可以清楚地看出约 80的 CODCr的降解与去除 主要发生在 AAA-SBR 系统的厌氧段 ,在后续的缺氧 和好氧段以及 N-SBR 系统运行过程中 CODCr始终 50 mg L 。双泥系统最终排出水 CODCr始终25mg L, CODCr去除率≥93 。 图 3 双污泥系统 CODCr历时变化过程 3. 2. 2 磷的转化 双泥系统厌氧 、缺氧、好氧过程中 PO 3- 4的变化 方式见图 4。从图可以看出 ,N- SBR 系统 PO 3- 4浓度 相对稳定, 没有发生释磷或吸磷作用。当 AAA-SBR 和N- SBR交换上清液后, 在 AAA- SBR 反应器中立即 出现吸磷过程。测试结果表明该系统排出水磷酸盐 PO 3- 4浓度趋近零, 总磷浓度 ≤ 0. 23 mg L ,总磷去除率 ≥ 96,完全达到了一级排放标准的要求。 图 4 双泥系统磷酸盐转化历时曲线 3. 2. 3 氮的转化 双泥系统 NH3-N、 NO - 3- N、NO - 2- N 彼此的转化规 律见图5 、 图 6。 从图可以看出,N- SBR系统的作用是将NH3- N 转 化为NO - 3- N ; 双泥系统总氮的损失主要发生在 AAA- SBR 系统的缺氧阶段,在后续的曝气过程中 NH3- N 被 转化为 NO - 3-N,总氮略有下降。通过双泥系统 ,在进 图5 AAA-SBR 系统氮历时变化曲线 图6 N -SBR 系统氮历时变化曲线 水TN 40～ 50 mg L 的情况下, 可以保证出水 NH3- N ≤ 0. 5 mg L 、 TN≤ 8 mg L,NH3- N 去除率 ≥ 98、 TN 去 除率 ≥ 80。 4 试验结果分析 1 双泥系统使自养的硝化菌和异养的聚磷菌、 反硝化菌完全分离, 可以控制条件充分发挥硝化菌和 反硝化除磷菌的优势 。本系统特殊的运行方式使 N- SBR进水的 BOD5 TKN 0. 8 ～ 1, 因而系统活性污泥 中硝化菌的含量可以高至 21～ 35 [ 4] ,远远大于普 通活性污泥系统的 5。试验发现这种高比例硝化 菌系统在 DO 1 mg L 时 , 也可以确保 NH3- N 的 100硝化 。另一方面 2 个反应器上清液的交换使反 硝化过程和除磷过程融为一体 ,提供了反硝化同时除 磷的低 CODCr、高 NO - 3-N 条件, 发挥了异养反硝化除 磷菌的作用 。 2 双泥系统可以利用硝酸盐作为电子受体、 PHB C2H4O2 作为电子供体进行反硝化吸磷 , 生化反 应过程可以用下式表示 [ 5] ,式中HPO3表示聚磷 C2H4O20. 16NH 40. 2PO 3- 40. 96NO - 3※ 0. 16C5H7NO21. 2CO20. 2HPO31. 40H - 0. 48N2 0. 96H2O 即 分解 1 mol PHB C2H4O2 可以吸收 0. 2 mol PO 3- 4, 并同时使 0. 96 mol NO - 3的发生脱氮转化。与传统的 厌氧-好氧-缺氧模式相比 ,用这种反硝化吸磷方式处 理中 等 浓度 城市 污 水时 可 以节 约低 分 子碳 源 37. 5, 节约氧源 28, 实现了低碳耗 、 低能耗条件下 的高效生物降磷脱氮 。 34 环 境 工 程 2004年 2 月第22 卷第1 期 3 试验发现约 60的 NO - 3- N 是在缺氧初期 15 min内得到快速转化的,伴随着快速反硝化反应的进 行,PO 3- 4的浓度也逐步下降,而此时溶液中的 CODCr浓 度很低 ≤ 50mg L ,可以认为双泥系统的反硝化是一 种内碳源反硝化脱氮过程 。这种内碳源来自于厌氧阶 段快速去除的有机物 [ 6] 。相对于外碳源而言这种内碳 源电子供体可以更快地进入电子传递过程,同时厌氧 过程导致的电子富集也诱导了NO - 3- N 电子受体的快 速吸收,从而实现了内碳源快速反硝化脱氮。 4 试验结果表明双泥系统出水磷酸盐 PO 3- 4浓度 趋近零,这种优异的除磷效果应归功于系统中特有的 双重吸磷方式 ,即 缺氧吸磷和好氧吸磷 。在缺氧吸磷 阶段聚磷菌利用 NO - 3作为电子受体通过反硝化吸磷 使PO 3- 4下降 ; 在好氧吸磷阶段聚磷菌利用分子氧作为 电子受体进一步吸收 PO 3- 4。运行结果表明双泥系统 特有的双重吸磷方式可以使污水处理除磷效果达到理 想的状态,当出水SS ≤ 10 mg L 时,完全可以保证出水 总磷TP≤ 0. 5 mg L 的一级排放标准要求。 5 结论 1 反硝化除磷菌存在于“双泥”系统的AAA- SBR 中,它可以利用硝酸盐作为电子受体进行缺氧吸磷,低 有机物高NO - 3-N环境是发生反硝化同时吸磷的前提。 2 “双泥”系统可将自养菌和异养菌分开 ,分别 形成了以硝化菌和反硝化除磷菌为优势菌群的微生 物系统,这个系统可以通过双重吸磷方式使出水磷酸 盐浓度趋近于零 ,可以利用内碳源反硝化实现快速反 硝化脱氮 。 3 利用反硝化除磷菌可以有效地利用硝酸盐电 子受体 ,减少系统的曝气量 、 减少除磷脱氮对低分子 碳源有机物的需求量, 从而实现低碳耗 、低能耗条件 下的高效生物除磷脱氮。 参考文献 1 Jens P. K. J. and Mogens H. Biological phosphorus uptake under anoxic nd aerobic conditions. Wat . Res. ,1993. 27 4 617～ 624. 2 Kuba , T. , Van Loosdrcht , M . C. M . and Heijnen, J. J. Phosphorus and nitrogen removal with minimal CODCrrequirement by integration of denitrifying de-phosphorus and nitrification in a two-sludge system. Wat. Res. , 1996. 30 7 1701～ 1710. 3 W. J. Ng, S. L . Ong and J. Y. Hu, Denitrifying phosphorns removal by anaerobic anoxic sequencing batch reactor. Wat. Sci . Tech. , 2001. 43 3 139～ 146. 4 郑兴灿、李亚新编著. 污水除磷脱氮技术. 北京 中国建筑工业出版 社, 1998. 5 Mogens H. ,Poul H. ,et al, Wastewater Treatment Biological and Chemical Processes Second Edition , 1997. 6 刘延华、冯生华, 等. 厌氧-好氧活性污泥法快速低耗氧去除 COD 的 机理初探. 给水排水, 1997. 23 6 12～ 15. 作者通讯处 罗固源 400045 重庆大学 B 区 城市建设与环境工程 学院 电话 023 65106993 0 E -mail gyluocqu. edu. cn 联系人 吉芳英 400045 重庆大学 B 区 城市建设与环境工程学院 电话 023 65121549 65120518 E -mail jfyclmyzcta. cq. cn 2003- 04-25 收稿 上接第 21页 4 无机盐使活性污泥的沉降性加强 。随着盐度 的增加,污泥指数下降。 5 处理高盐污水驯化活性污泥是处理系统取得 成功的一个必要手段 。活性污泥的驯化过程就是使 微生物代谢方式逐渐适应高盐环境 ,并使耐盐菌大量 繁殖的过程。 参考文献 1 尤作亮等. 海水直接利用及其环境问题分析. 给水排水. 1998. 24 3 64～ 65. 2 Hamoda MF and Al-Atlar. 1995Effect on High Sodium Chloride Concentrations on Activated Slduge Treatment . Wat . Sci. Tech. , 31 9 61～ 72. 3 G. W. Lawton and E. V . Eggert , 1966Some Effect of High Sodium Chloride Concentrations on Trickling FilterSlimes. Sewage Ind. Wastes, 29. 121～ 128. 4 E. V . Mills and A . B. Wheatland, 1962 . Effect of Saline Sewage on the Perance of Percolating Filters. Water Waste Treatment, 9. 170～ 172. 5 J. Stewart, H. F. Ludwing , and W. H. Kearns, 1962 Efect of Varying SalinityonExtended Aeration Process.J.WaterPollution Control Federation,34, 1131～ 1177. 6 Ludzack F. J. and Noran D. K. 1965Tolerance of High Salinities by Conventional Wastewater Treatment Process. J. Wat . Pollut. Cont. Fed. 37, 1404～ 1416. 作者通讯处 崔有为 100022 北京工业大学环境与能源学院 电话 010 67392627 E -mail envirotto 163. com 2003- 03-20 收稿 35 环 境 工 程 2004年 2 月第22 卷第1 期 reached BOD5removals efficiency with an average of 80. It has been foundby obsarvations that BOD5concentrations can be well reflected by a design equation based on hydraulic loading. Keywords biological treatment of wastewater, high-rate biofilter, hydraulic loading and filter kinetics DESIGN AND STUDYONMAZETYPEBIO -CARRIERSEPARATORFOR AERATED BIOLOGICAL FLUIDIZED REACTORZhang Yukui et al 25 Abstract Maze type bio -carrier separator is an important part of the new aerated biological fluidized reactor. This bio -carrier separator can effectively separate carrier, liquid and gas to ensure normal running of the reactor. Separated effect of the bio -carrier separator is affected by structural factors and running parameters. Study results indicate both the position of the separator in the reactor and distance between two layers reflection cones have optimum values. According to different air supply, there is a critical value to separated effect of separator. When treating wastewater with designed aerated biological fludized reactor, air supply needed is less than critical value, so the bio -carrier separator can reach to 100 separated effect. Keywords maze type, bio -carrier separator and biological fluidized reactor EFFECTS OF pH ON ACTIVATED SLUDGE BULKING IN INDUSTRIAL WASTEWATER TREATMENT BY SBRDing Feng et al 29 Abstract The paper introduced the effects of pH on activated sludge bulking in brewery chemical wastewater treatment by SBR. The results showed that SVI less than 100 mL g during the stages while pH of intake wastewater was from 5. 0 to 6. 0 and 5. 0 individual stage of brewery s keeping a long period. Sludge activation was restrained sludge floated when pH was from 5. 5 to 2. 5 especially in chemical wastewater . SVI of two kinds of wasrtewater was rising slightly during pH was from 9. 0 to 12. 0, but when SVI was less than 110 mL g, the restraint of sludge activation and its disintegration can be found. Activated sludge floatwas aggravated and more serious of chemicalswhenpH was from 3. 5 to 7. 0 while keeping the period pH as intakes. Excessive fungi and other filamentous bacteria were not found by microscope detection during the experiment. So, over -high or over -low pHwas not sure to cause activated sludge bulking in industrial wastewater treatment by SBR. Keywords pH, SVI, SBR and activated sludge bulking THE ANALYSIS OF SIMULTANEOUS DENITRIFYING AND DEPHOSPHORIZATION WITH NITRATE AS ELECTRONIC RECEIVERLuo Guyuan et al 32 Abstract It was found through test that the activated sludge with nitrate as electronic receiver could absorb phosphorus at the condition of anoxia and remove nitrogen through denitrification at the same time. The test ulteriorly discussed the possibility of simultaneous denitrifying and dephosphorization by using the “ double sludge” system. The results show that the concentration of phosphate tends to zero, TP ≤0. 23 mg L, NH3-H≤0. 5 mg L, TN≤8 mg L and CODCr≤25 mg L in effluent by using“double” phosphorus absorbability and denitrifying of inner carbon source in the “ double sludge” system. Keywords denitrifying phosphate removal, biological treatment, SBR system, “double” phosphorus absorbability and denitrifying of inner carbon source TREATING TECHNIQUE FOR LARGE FLOW FLUE GAS CONTAINING VOCs QiaoHuixian et al 36 Abstract Several treating techniques for VOCs flue gas in common use were analyzed. The synthetic technique of adsorption -catalytic combustion was introduced mainly. The characteristics and applicationsof FCJ organic exhaust purification equipmentwasdescribedindetail, which is a typical technique based on the adsorption-catalytic combustion and the honeycomb activated carbon is used as an absorbent. Keywords VOCs, adsorption, catalytic combustion and honeycomb activated carbon 3 ENVIRONMENTAL ENGINEERING Vol. 22,No. 1, February , 2004