ao工艺在高氮废水处理中的应用及优化 64页

国内图书分类号：X712国际图书分类号：西南交通大学研究生学位论文密级：公开A／O工艺在高氮废水处理中的应用及优化年级星Q!!级姓名史强申请学位级别工堂亟±专业巫境抖堂指导老师拯童主塾拯二零一四年五月nClassifiedIndex：X712U．D．C：SouthwestJiaotongUniversityMasterDegreeThesisA／OPROCES’SAPPLICATIONANDOPTIMIZATIONINHIGHNITROGE]NWASTEWATERTREATMENTGrade·Candidate：AcademicDegreeAppliedfor：Specialty：Supervisor：2011ShiQiangMasterEnvironmentalScienceProf．YangLizhongn西南交通大学四南交遗大字学位论文版权使用授权书本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，同意学校保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和电子版，允许论文被查阅和借阅。本人授权西南交通大学可以将本论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用影印、缩印或扫描等复印手段保存和汇编本学位论文。本学位论文属于1．保密口，在年解密后适用本授权书；2．不保密囱，使用本授权书。(请在以上方框内打“v”)学位论文作者签名：艾芗敬指导老师签名：日期：≯，／t夕·?矿日期扔矽》1吨tj、啤n西南交通大学硕士学位论文主要工作(贡献)声明本人在学位论文中所做的主要工作或贡献如下：1)探索A／O工艺高效脱氮的综合运行参数和稳定性结合A／O工艺自身的特点和合成氨废水的特殊性(氨氮>300mg／L)，采用人为干预和变量控制相结合的方法来控制整个水厂的运转模式和状态。综合分析各阶段(缺氧、好氧、缺氧、好氧)的水质指标和出水指标来探索A／O工艺高效脱氮的综合运行参数。2)探索A／O工艺处理高氮废水的优化途径依托该化工厂终端污水站建设和启动运行的数据及相关问题的优化处理方法，透析生物脱氮除磷的基本运力和过程。并与改良的小试实验启动运行数据相对比，从而获得A／O工艺相关的优化措施。并与传统的A／O工艺的运行方式进行对比分析，从中探索A／O工艺的改进和优化措施，并在对比分析的基础上寻求更为稳定、经济、高效的脱氮的改进工艺。(3)通过对传统活性污泥工艺的优化和改良，在减小了污水处理厂的投资、占地、能耗的同时又能保证出出水排放达标。对企业而言，既可以提高经济效益又能完成社会责任。本人郑重声明：所呈交的学位论文，是在导师指导下独立进行研究工作所得的成果。除文中已经注明引用的内容外，本论文不包含任何其他个人或集体己经发表或撰写过的研究成果。对本文的研究做出贡献的个人和集体，均己在文中作了明确说明。本人完全了解违反上述声明所引起的一切法律责任将由本人承担。学位论文作者签名：c；之日期：2》q-·S·2吵n西南交通大学硕士研究生学位论文第1页摘要本文结合化工厂产品种类繁多，导致化工废水C／N低、氢氮浓度高、可利用有机碳源少以及有毒有害污染物多的特点，拟采用两级(多级)A／O工艺系统处理该废水。同时，与化验室小型两级A／O+生物膜工艺系统实验进行对比研究。并通过该系统验证A／O工艺及其改良工艺对高氮废水的处理效果和探索优化A／O工艺的相关途径。研究表明，由于化工废水C／N过低，故需外加碳源，研究和实例应用表明甲醇为理想的外加碳源。两级(多级)A／O工艺系统正逐步地取代传统A／O工艺被广泛应用于化工厂高氮废水生物处理中，在稳定运行的情况下，NH3一N及TN去除率均能达到85％以上。但在实际运行过程中，由于工作人员操作不到位、废水水质水量波动较大，缺乏有效的碳源投加措施，导致碳源不能及时和废水混合均匀等原因，造成系统出水水质有所波动，遇到高浓度污染负荷冲击时排水不能稳定达标。同时结合了生物膜法的两级A／O工艺系统，在一定程度上能够有效地截留符合构筑物本身功能的微生物，即能够使大部分硝化细菌和反硝化细菌分别保留在好氧环境和厌氧环境，有效地缩短了水力停停留时。两级A／O+生物膜工艺系统能够在较短时间内完成启动，较两级A／O工艺系统而言，启动时间更快。在载体完成一定程度挂膜稳定运行后，出水效果也比较稳定。同时对NH3一N及TN的去除率也保持在90％及以上相对较高的范围。多级A／O工艺及与生物膜法相结合是一种有效的优化途径。但在实际运用中还需考虑废水自身的特性、填料和载体的种类及填充比例等相关因素，才能设计出符合工程实例、优化程度最大的改良工艺。但是挂膜情况会受到曝气量及搅拌强度的影响。关键词：A／O工艺；生物膜法；高氮废水；优化途径n西南交通大学硕士研究生学位论文第lI页AbstractCombiningtheCharacteristicsofawiderangeofchemicalproductswhichleadstochemicalwastewaterwithlowC／N，highammoniaconcentrations，lessavailableorganiccarbonandmoretoxicandhazardouspollutants，thesisintendstousetwo-level(multi—level)A／Oprocesssystemtowastewatertreatment．Meanwhile，asmalltwo—levellaboratoriesA／Oprocesssystemsandbiofilmexperimentswerecomparedandstudied．Andverifytheeffectsofhi曲nitrogenwastewatertreatmentoftheA／OprocessandimprovedA／OprocessandtoexplorerelatedwaystooptimizetheA／Oprocessthroughthesystem．Studieshaveshownthat，BecausechemicalwastewaterC／Nistoolow,ittakesexternalcarbonsource．Researchandapplicationexamplesshowthatmethanolistheidealexternalcarbonsource．Two(multi—level)A／OprocesssystemsaregraduallyreplacingthetraditionalA／Otechnologyiswidelyusedinchemicalnitrogenbiologicalwastewatertreatment，inthecaseofstableoperation，NH3一NandTNremovalratecanreach85％ormore．However,inactualoperation，thestaffsincorrectoperation，wastewaterqualityandquantityfluctuations，lackofeffectivemeasuresofcarbonsourceadding．Inmixingcarbonsourcecan’ttimelyandwastewaterandotherreasons，causethesystemeffluentisfluctuated，meetwithhighpollutionloadimpactdrainagestandardcannotbestable．Combinedwiththetwo—stageA／Oprocessofbiofilmprocess，tosomeextencaneffectivelyinterceptwithstructuresoffunctionalmicrobes．Thatcanmakethemostofnitrifyingbacteriaanddenitrifyingbacteriawereretainedintheaerobicandanaerobicenvironment，effectivelyshortenthehydraulicretentiontimestopTwostagebiofilmA／OprocesssystemCanbestartedinAshorttime．comparedwiththetwolevelA／Otechnologysystem，startuptimefaster．Completeadegreeofstabilityinthebiofilmcarrier,thetreatmentisrelativelystable．tthesalnetime，NH3-NandTNremovalrateCanbeover90％andoverarangeofrelativelyhigh．Amulti—stageA／Oprocess+biofilmprocessisaneffectiveoptimizationmethod．Butinpracticeweneedtoconsidertherelatedfactorsofspeciescharacteristics，wastewaterfillersandcarriersandfillingratio．Wecandesignimprovementprocesswithengineeringexampleandthegreatestdegree．ButhangingmembranebyaerationandstirringintensityKeywords：A／Oprocess，biologicalmembranemethod，highnitrogenwastewater，optimizationapproachn西南交通大学硕士研究生学位论文第|II页目录第1章绪论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯11．1选题背景⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．11．2选题目的及意义⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯21．3生物脱氮技术现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯41．3．1传统生物脱氮技术⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯41．3．2厌氧氨氧化法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯61．3．3短程硝化反硝化法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯71．3．4同步硝化反硝化法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯81．3．5电极生物膜法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯91．4常用物理化学脱氮方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯101．4．1吹脱法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯101．4．2吸附法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯101．4．3膜分离法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．111．4．4催化反硝化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一111．4．5化学沉淀法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．111．5A／O工艺脱氮的研究现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．121．5．1A／O工艺脱氮的原理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯121．5．2A／O工艺的改良工艺——多级A／O工艺⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯131．5．3A／O工艺的改良工艺——A—A／0工艺⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．151．6研究内容和技术路线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯171．6．1研究内容⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯171．6．2技术路线⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯17第2章污水站建设概况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯192、1影响生物脱氮的因素⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．192．1．1酸碱度(DH值)⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯192．1．2温度(T)⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯192．1．3溶解氧(DO)⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一192．1．4碳氮比(C／N)⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯202．1．5污泥龄(SRT)⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯202．1．6循环比(R)⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯212．1．7氧化还原电位(ORP)⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯212．2新都化工简介⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯212．3污水站规模⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯222．4设计进出水水质⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯222．4．1进水水质⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯222．4．2出水水质⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯222．5工艺选择⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯232．5．1工艺流程图⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯242．6主要构筑物参数⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯252．6．1格栅井⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯25n西南交通大学硕士研究生学位论文第1V页2．6．2水解酸化池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．262．6．3A1池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯272．6．401池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯292．6．5A2池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯302．6．602池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯312．6．7二沉池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯312．6．8消毒计量系统⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．322．6．9污泥处理系统⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．332．7系统的调试和启动⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯332．7．1系统调试⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯332．7．2工艺调试⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一33第3章实验装置与方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯353．1实验装置⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯353．2实验用水⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯373．3填料参数⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯373．4测定项目及分析方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯383．5主要仪器⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯393．6实验装置的启动⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯413．6．1污泥接种及驯化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯41第4章数据分析与讨论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯434．1COD的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．434．1．1一期COD的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯434．1．2小试COD的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．444．2NH3一N的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．454．2．1一期NH3一N的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯454．2．2小试NH3-N的去除效果⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯464．3NH3一N和TN的去除效果对比⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯474．3．1NH3一N去除效果对比⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯474．3．2TN去除效果对比⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯49结论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯50展望⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯51致谢⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．52参考文献⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯53n西南交通大学硕士研究生学位论文第1页1．1选题背景第1章绪论随着城市和经济的快速发展，工业生产愈加发达。生产过程中产生大量富含氮、磷等营养物质的生产废水和生活污水。污染物随废水进入自然水体，使营养物质在水体中快速积累。导致蓝藻、绿藻等藻类植物过度增殖，水体透明度迅速下降，溶解氧含量过低，最终导致水质严重恶化。严重时发生“水华”，水变腥变臭，大量水生生物死亡，这就是水域富营养化现象。其发生概率在湖泊、海湾等流动性不佳且相对封闭的水体相对偏高。根据美国EPA评价标准TN超过20～259／L，总磷，叶绿素a含量大于10g／L，透明度小于2米，在深水区，溶解氧浓度小于该水域饱和溶氧量的10％的湖泊或水域可判定该水域己富营养化。国际湖泊环境委员会曾对世界主要湖泊开展调查，普遍存在不同程度的富营养化。水系统的生态平衡会被水体富营养化严重破坏，进破坏自然景观，危机地区、城市居民饮用水的使用，严重时会使水体失去自我修复功能和生产力，水产品品质无法保障。水环境健康问题已经成为国际相关机构密切关注的环境问题之一。因此，采取相关措施对引起富营养化的氮、磷等相关污染物的减量及治理已是刻不容缓。合成氨工业是相关化工企业和国家的基础产业。据不完全统计，截止2008量国内氮肥企业共有631个，总共生产能力可达4937．19万吨，氮肥(纯)3540万吨，尿素2610万吨(纯)，暂居世界首位。适应农业生产发展的基本需要，并为其他产业提供原材料。但是中国合成氨工业排污情况也是相当不乐观的。合成氨工业废水排放量加大，约占总排放量的1／5，且主要污染物为氨氮。这无疑给己面临富营养化程度日益严重的我们又一个巨大的压力。对此，除大力提倡推广清洁生产技术外，选择稳定、高效、经济和自动化程度高的终端污水处理工艺系统也是氮肥企业和我们亟待解决的重要问题。20世纪90年代美国、欧洲、加拿大和日本等开始尝试性的脱氮工艺，并将这些新工艺与相关的工程实例相结合。如在1991年将多级串联A／0工艺应用到美国纽约市的Taliman岛污水处理厂的改造工程中，进行硝化反硝化可行性探索研究；同样的改造方法被用于加拿大Ltehbridge污水处理厂，并最终于1998年完成调试运行，出水排放达标；日本琵琶湖流域东北部净化中心于1998年扩n西南交通大学硕士研究生学位论文第2页建31500m3／d多级生物脱氮污水处理厂。两级A／O工艺同样被用在了Winsstom—salem地区的archicelledge污水处理厂的改造工程中，在完成改造后的9个月后，系统运行稳定，且出水好于原有活性污泥法。结果都表明该工艺具有较高的脱氮效果。国内分段进水A／O工艺的研究大概始于20世纪90年代，至今取得了不小的成绩。多级串联工艺的理念早在2003年初就被中国市政工程西北设计研究院有限公司运用于工程实例，至今典型的代表项目有、泰安市第二污水处理厂，新建的项目包括山东省青岛市第二污水厂和湖北省孝感市经济技术开发区污水处理厂等项目，取得了较为理想的效果。A／O工艺及其改进工艺在实际工程中应用还是比较广的。从工艺成熟和后期运行成本角度考虑主要是基于以下几方面的原因：第一，废水中有机污染物可作为反硝化过程的碳源，降低处理过程的总耗氧量；其次，由于反硝化过程可释放碱度，为硝化反应过程提供了部分碱度，减少了硝化过程纯碱的投加量，再次，反硝化使得出水硝态氮含量大幅度降低，可以防止废水在二沉池发生反硝化造成污泥上浮而影响出水效果：此外，污泥沉降性能在缺氧段有所提高，故有利于污泥沉降，防止污泥膨胀。本课题以应城市新都化工有限责任公司氮肥生产线(20万t／年)终端污水站的建设为依托。借此来研究探索A／O工艺在高氮废水中的应用及优化措施。进而将A／O工艺更经济高效地推广到高氮废水处理的工程实例中。1．2选题目的及意义中国的水资源相对短缺，水污染日益严重。据我国环境监测部门的一项调查表明：化工产业排放的含氮废水(主要为氨氮)是水体中富营养物质的主要来源。而全国江河水质主要污染物为氨氮，是引起水体富营养化的主要原因。据统计资料表明：目前国内几十家大化肥厂均采用以石脑油为原料的生产线其生产废水中含有大量的氨氮，大多数企业只作简单的稀释就排放到水体中。以某石化公司化肥厂为例，在250t／h清净水的稀释作用后，其排放水质：COD120mg／L、NH。一N60mg／L仍远远高于国标GBl3258—92所规定的12mg／L氨氮排放标准。因此，必须对这类低浓度的有机物、高浓度氨氮的化工废水进行及时有效地处理，以避n西南交通大学硕士研究生学位论文第3页免水体进一步污染。本课题以应城市新都化工有限责任公司液氨生产线(20万t／年)终端污水站的建设为依托。借此来研究A／O工艺在高氮废水中的应用及优化措施。进而将MO工艺更经济高效地推广到高氮废水处理的工程实例中。我希望能够通过这工程案列达到以下目的：(1)在该工程案列和实验的基础上，能进一步的透析和掌握生物脱氮的原理；(2)在传统A／O工艺的基础上，寻求更稳定、高效的优化措施或者改良工艺；(3)通过对传统活性污泥工艺的优化和改良，在减小了污水处理厂的投资、占地、能耗的同时又能保证出出水排放达标。对企业而言，既可以提高经济效益又能完成社会责任。水体污染中最普遍的问题是水体的富营养化，富营养化是指水体中富含磷酸盐和某些形式的氮素。在光照、水温等环境条件适宜的情况下，水体中的藻类大量利用这些营养物质生长增殖。在淡水水体中发生称之为水华，在海洋水体中发生称之为赤潮。由于水体中异养微生物活跃的代谢活动和部分死亡的藻类，导致水体中的溶解氧浓度成直线下降，加上藻类死亡后释放的有毒有害物质，使水体水质急剧恶化，使水体中生态环境的平衡遭到破坏⋯。在所有营养物质之中，氮和磷最大程度地影响藻类的生长。相关研究表明，当自然水体中无机氮和总磷的浓度分别超过0．3mg／L和0．02mg／L时，水体中藻类将会迅速繁殖生长，从而引起水体富营养化现象心1。随着日益严重的水污染问题，国内污水处理也提出了更严格的要求。2003年7月1日《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918-2002)于开始执行，但两年过后，2006年5月8日国家环境保护局又发布了该标准重大修改的相关公告。将原排放标准修改为：受纳水体分别为国家和省确定的重点流域及湖泊、水库等封闭、半封闭水域和GB3838地表水III类功能水域(划定的饮用水源保护区和游泳区除外)、GB3097海水二类功能水域时，分别执行执行一级标准的A标准和一级标准的B标准b1。我国城市生活污水与国外城市生活污水在水质上存在较大的差异，国外生活污水污染物浓度较高，其中有机物含量、C／N、C／P均处于较高值，污水的可生化性好，有利于生化处理。但是在我国，因为市政管网建设方面的不足，管道老化及种类繁多，且存在未按相关规定执行分流制管道结合、进而导致较大量地下水入渗、及工业废水的违法偷排乱排等因素，致使居民生活污水有机污染物浓度较低，n西南交通大学硕士研究生学位论文第4页水质波动较大。以成都为例，污水中C／N和C／N严重失调，BOD5值为55～100mg／L，记录在册的最低浓度45mg／L，因此，种种原因给城市污水的处理造成了一定的难度。另外，总氮值、总磷值分别为20"---30mg／L和5一-．7mg／L，故生活污水己然成为了低碳废水，水质严重失调。同时，污水处理厂居高不下的人员成本、设备维护成本及运行成本等使得污水处理费偏高，为了降低污水处理成本，部分污水处理厂实行间歇性运行的办法、从而导致超标排放等相关问题。有报道称，个别污水处理厂和企业为了控制处理成本，直接将剩余污泥排入就近水体中，造成二次污染。甚至有些企业的废水处理设施就是应付检查。降低污水处理成本，开发高效低耗的污水处理工艺具有重要的现实意义和社会意义。1．3生物脱氮技术现状1．3．1传统生物脱氮技术传统生物脱氮技术是基于氨化菌的氨化作用，硝化细菌的硝化作用和反硝化细菌的反硝化作用的基础上发展得来的。氨化作用是指氨化菌将有机氮转化为氨的过程；硝化作用是指在有氧环境下，自养型的硝化细菌将氨氧化为亚硝态氮和硝态氮；继而反硝化细菌通过反硝化作用在缺氧或厌氧环境下，将亚硝态氮和硝态氮转化为N2或N20。废水生物脱氮一般包括以下2个反应过程：1)硝化作用：硝化菌利用废水中的无机碳化合物将含氮有机污染物转化成N02-和N03‘。2)反硝化作用：反硝化细菌将硝化作用阶段生产的N02’和N03一转化成N2或N20脱离系统。在发生硝化和反硝化反应的同时，微生物还将部分氮同化合成自身生长繁殖所需的细胞物质。城市污水中氮元素可分为有机氮和无机氮两种。其中有机氮包括氨基、硝基化合物、胺基及其它有机含氮化合物等；无机氮包括氨氮、硝酸盐、亚硝酸盐等。但常规水体中硝酸盐氮或者亚硝酸盐氮的无机氮含量极少。氨化细菌(具有氨化能力的细菌如放线菌和真菌)将有机氮通过氨化作用转化为氨氮，在污水生物处理过程中氨化过程是较易实现的。生物脱氮主要是通过氨化作用、硝化和反硝化n西南交通大学硕士研究生学位论文第5页作用三个阶段完成，而氨的转化则通过氨化菌氨化作用和同化作用n3作用的协同作用完成的。硝化作用(在氧充足的情况下发生)：反应式如下瞄3．10NH4++15202+218HC03’垩趟酸鱼；CsHT02N+l14H20+108N02。+208H2C03NH4++400N02"+19502+4H2C03+HC03+硝酸菌．CsH702N+3H20+400N03一式中C。H，0。N为反应过程中合成的硝化菌细胞，合并反应式：NH4++1．86023+1．98HC03。趟丝萱-o．0205CsH702N+1．04H20+0．98N03。+1．88H2C03反硝化作用(在氧不充足的情况下发生)：其四步连续的反应式如下旧3，最终硝酸盐氮还原成为N：：N03-+2e‘+2H+厦硝化菌-H20+N02。N02。+e’+2H+反硝化菌．H20+N0一．______．_-__．_二_．__________。●一▲2N20+2e’+2H+反硝化菌．H20+2N2I一—————___=二_—————_●’。●2NO+2e‘+2H+反硝化菌-H20+N20系统在缺氧和厌氧环境下，内部会生成一些备反硝化能力的微生物群落。其中常见的菌属分别有变形杆菌、丝球菌、单细胞菌和芽抱杆菌等。Payne(1973年)对某些具有反硝化能力的微生物菌种做了透彻地分析，分析表明：其中部分菌种仅具硝酸盐还原酶，仅可将硝态氮还原成亚硝态氮，如无色杆菌属、放线杆菌属、气单胞菌属、芽抱杆菌属等；但一些如丝球杆菌、丙酸杆菌等拥有反硝化的所有作用酶的微生物，能将硝态氮转化成氮气脱离系统。根据反应中所利用的碳源不同，描述反硝化的化学反应式一般不同。在众多有机碳源中，甲醇(CHOH)是研究最多和使用相对普遍的夕t-)JD碳源。其化学反应式为：6N03一+CH30H厘熊丝萱-7H20+C02+60H’由于硝化细菌和反硝化细菌对D0要求不同，故难以使硝化和反硝化过程在时间和空间上达到统一"1。目前，好氧段和缺氧段(或厌氧段)在众多的生物脱氮系统中都难得到实质上的统一，即在时间或空间上分开运行，或采用在不同时间里控制DO浓度来实现好氧和厌氧条件，即间歇性曝气阳1。传统的生物脱氮技术主要存在的问题有以下几个方面：(1)硝化和反硝化过程难以在时间和空间上统一，脱氮效率低；n西南交通大学硕士研究生学位论文第6页(2)硝化细菌是自养细菌，生长速度缓慢，繁殖周期较长：(3)一些特殊行业废水，如化工厂合成氨废水，火电厂废水等低碳废水，在生物脱氮必须将废水的C／N比调整到满足要求的范围后才能完成。同时，出水中的残余有机物，还需要结合再曝气氧化处理，增加能耗同时也浪费资源。(4)硝化细菌对水质水量冲击尤其是毒物冲击非常敏感，出水水质不稳定；1．3．2厌氧氨氧化法荷兰Deft技术大学提出在厌氧的环境下，微生物分别以NH4一为电子供体和N02一或N03一为电子受体，将NH4+、N02‘或N03一直接转化转变成N2的过程，最后这种方法被命名为厌氧氨氧化法(ANAMMOX)旧1。与传统工艺相比，厌氧氨氧化过程中无需额外供氧，无需外加碳源作为相应电子供体，且pH不需要过多调整，不会造成二次污染，氧的消耗，降低62．5％n州，降低了运营成本，同时减少了90％污泥产量，是至今生物脱氮方法中效率最高和能耗最少的。但是厌氧氨氧化菌对氧浓度等条件非常敏感n1|，导致其生长速度非常慢，繁殖周期也长约为11d。刘成良，郑祖芬，李春来n23采用ANAMMOX工艺系统处理高氮多盐废水。试验研究了雪花片状立体纺布载体的生物膜性能，分析测定了NH3-N除去效果、N02．-N去除效果、TN去除效果、TN负荷。结果表明，微生物即便是高盐废水的环境下，脱氮负荷亦可高达1．32kg／(m．d)。李捷，张杰，熊必永n田在缺氧的条件下，采用结合下流式生物膜的ANAMMOX滤池工艺系统研究城市污水深度处效果的相关实验。实验表明，ANAMMOX工艺在高氮废水处理和生活污水深度处理中都能达到排放标准且效果稳定。ANAMMOX工艺系统在工程实例中也存在一定的缺陷和不足。首先，污泥驯化启动时间较长，一般需100～200d，启动较慢，抗冲击能力较差。其次，ANAMMOX污泥世代周期长，相应的功能性构筑物体积大，建设费用高。另外，对于ANAM．MOX工艺的反应机制，反应过程中的中间产物及相关的物料平衡并不明确，动力学模型还有待完善n4|。因此，虽然关于厌氧氨氧化工艺的研究很多，但几乎都还处于相应的实验室n西南交通大学硕士研究生学位论文第7页阶段，即使在国外也仅限于用来处理污泥上清液，在国内尚未有关于ANAMMOX工艺工程实例的应用。故将这种新工艺的研究和推广及相关工程实例的运用是今后的研究重点。1．3．3短程硝化反硝化法短程硝化反硝化作用的实现，是通过控制硝化反应的时间将硝化终点控制在N02一阶段，即控制N02一不被转化为N03一，整个过程几乎没有N03一的出现，该反硝化过程直接以N02一作为电子受体n51。工艺无须经历形成N03一-N这一步骤，降低了系统对碳源和氧的需求，一定程度上降低了运行的成本。许多研究表明，短程硝化反硝化在硝化反应阶段对溶解氧的消耗量更低，而在反硝化反应阶段对有机物的消耗也更少。有相关文献表明该工艺在反硝化过程中可节省25％的溶解氧和40％的有机物，同时剩余污泥量减少50％n6~18|。Wyffelsn们等利用浸没式膜生物反应器，在较高温度(35℃)和低溶解氧(0．19／m3)的条件下，实现高氨氮(7--一549／L)转化成亚硝态氮，仅有少量的硝态氮，出水中亚硝态氮占主体。结果表明，该环境条件和工艺参数下氨化菌的增殖速率大于亚硝化细菌，从而积累得到大量的亚硝酸盐。W．Verstraete他们等人通过控制反应器内的溶解氧，为氨化菌创造有利的环境，进一步将氨氮氧化成为氮气脱出。该工艺的总氮去除量达到50mg／(L．d)。Ruiz晗¨等在溶解氧浓度对短程硝化影响的实验中以人工配制的高氨氮废水作为处理对象。结果表明：当溶解氧浓度处于5．7mg／L～1．7mg／L的范围时，短程硝化在该过程中未发生；当溶解氧浓度降低到1．4mg／L时，亚硝态氮在系统中开始富集；随着D0的降低，亚硝态氮的积累量在D0为0．7mg／L时达到最大值，与此同时氨氮的去除率始终大于98％；而随着的继续降低，氨氮的去除率受到影响，当降至0．5mg／L时出水中检出未硝化的氨氮。短程硝化反硝化工艺反硝化过程不需要外加碳源，能耗低，污泥产量低，反应时间短，相应的反应容器容积小，运行费用要低于传统的硝化反硝化脱氮工艺，对于C／N比相对不高，即碳源相对缺乏的工业废水具有较高的应用价值。主要存在的问题：系统需要比较长的启动时间才能获得足够的特定生物种群，在实现亚硝酸盐稳定积累的途径和方法上仍然需要进一步探索。n西南交通大学硕士研究生学位论文第8页1．3．4同步硝化反硝化法同步硝化反硝化心2~2朝(SND)，即硝化和反硝化过程在时间和空间上完全统一，其主要有3种作用机理理论。宏观环境理论乜41：在实际反应器运行过程中，由于局部设计和曝气部件结构的差异，使得水汽在反应器内局部区域无法彻底混合均匀的现象，从而一定程度上出现了好氧、缺氧或厌氧环境，此被称为生物反应器的宏观环境。微观环境理论心副：基于溶解氧扩散作用的局限性，使由外而内的溶解氧浓度梯度在微生物絮凝体真是的存在，从而为同步硝化反硝化提供了客观条件。微生物理论：许多研究发现，同步硝化反硝化的实现是基于某些特殊微生物种群的存在。这些微生物种群即能在好氧条件下发生反硝化作用，又可以在全缺氧的环境下发生异养硝化作用心6|。通过微生物培养驯化，可以将好氧的反硝化菌逐渐培养驯化成为优势菌，可以在好氧环境下实现同步硝化反硝化。通过结合三种理论的分析，形象而具体地透析了改脱氮方法的理论和反应过程，为实该方法的工程案列应用奠定了坚实的基础。但是影响同步脱氮效果的因素很多[2w28]，而DO浓度大小和局部区间分布情况是实现同步硝化反硝化好氧、兼性环境协同脱氮的决定因素陋9|。KlangduenPochana口们等人研究表明同步硝化反硝化在粒径为50～110nm的絮凝体的环境条件下进行效果更佳。但与此同时A．D．Andreadakis阳¨则指出活性污泥絮体粒径10----70微米为最适宜同步硝化反硝化反应的粒径。张可方，方茜，杜馨∞21等通过以生活污水为处理对象的SBR的模拟试验，结果表明：当D0在0．5～2．5mg／L范围内，出水中TN的浓度随着溶解氧的升高而升高；TN去除率在D0为0．5mg／L时最高，达到93．74％。胡绍伟，杨凤林旧31通过采用以人工合成废水为对象的炭膜组件模拟实验。结果表明：氨化菌大部分分布在生物膜内层的好氧区；而生物膜外层的缺氧区所附着的主要是以厌氧或兼氧菌为主。在生物膜内膜，硝化细菌和反硝化细菌实现时间和空间上的统一，进而该作用在炭膜曝气生物膜反应器中得到了实现。实验表明，当实验进水COD和NH4+一N相对质量浓度分别为348mg／L和80mg／L，HRT为12h，炭膜腔内压力为14．6kPa时，COD，NH4+-N和TN的去除效率分别为81．5％、93．1％和82．2％。Hyungseokt34a等人采用间SBR工艺系统，通过对曝气时间的控制成功实现了同步硝化反硝化脱氮。该实验的反应周期设置为75min，其中曝气、n西南交通大学硕士研究生学位论文第9页沉淀、排水分别为50min，25min，氮去除率达90％以上。虽然SND工艺系统具有操作简单、占地面积小、处理周期短、出水效果好等优点。但是由于絮凝体微缺氧区不能稳定的形成和维持，导致同步硝化反硝化的处理效果波动比较大，出水水质难以保证稳定达标在某一水平。同步硝化反硝化处理效果的提高和稳定，完善脱氮过程的控制措施，实现适合工厂生产应用的控制方法将是以后的主要研究方向。1．3．5电极生物膜法近年来，一种以硝态氮为处理对象，并以电化学法和生物膜法为基础开发而来的新型废水处理工艺称为电极生物膜法。微生物通过外界某项固定化技被固定在相应的电极表层，通过外加电源在正负电极之间加上一定额定电压，继而在电极表层形成一层固相生物膜。阴极因电解作用所产生的氢气可直接被附着在阴极上的反硝化菌所利用；同时，在阳极废水中的OH一被相关氧化产物所中和，调节混合液PH值，进一步促进系统脱氮b5|。电极生物膜法对硝酸盐去除效果要优于单一的电极法及单纯的生物膜法，且该结果是电与生物膜共同作用的果b6|。与催化反硝化工艺不同的是，反硝化细菌可以直接利用通过微电解产生的氢(原子形式)来还原硝态氮，而无需像外加氢气那样需要经过溶解一传质一吸附一解离成原子等一系列过程b7】。并且随着阴极上氢气的产生，其浓度随之而来增大，继而溢出。一定的时间段内，在生物膜表面生成了利于反硝化细菌生长的缺氧(厌氧)条件。相对于催化反硝化过程中，电解和生物膜法克服了额外的氢溶解度低，利用率低和高要求的运输条件和储存条件等缺点。范彬b刚等人设置了一个以人工合成废水为处理对象的异养一电极一生物膜组合系统反应器。该反应器阴阳两极分别采用电极采用石墨板和不锈钢板并采用并联式平行布置。实验表明：在保证进水m(C)／m(N)处于2．0"-'3．0(质量比)之间时，通过控制相应的反应时间能保证脱硝效率达到98％以上，出水亚硝态氮的浓度低于0．1mg／L。冯玉杰，沈宏，杨靖明等通过在石墨电极上接种活性污泥，并通过一段时间培养形成了电极生物膜。研究了碳氮比、电流大小、pH值等相关参数对电极生物膜反硝化系统对废水处理效果的影响。结果表明：当pH=6．9，I=19mA，m(C)／m(N)=3．0时，硝态氮的去除负荷最大，为7．99mg／(g．h)。试验对照比较研n西南交通大学硕士研究生学位论文第10页究了单一电极法及单一生物膜法和电极生物膜法分别对硝态氮脱去效果，验证了电极法与生物膜法的共同作用实现了电极生物膜法对硝态氮的去除效果。电极生物膜法是一种具有能耗费用低、污染物去除效率高、出水稳定、操控简便等优点的新型水处理技术，但目前国内外对该工艺的实际应用研究甚少，且该工艺系统中还存在一些核心问题亟待探讨和研究。工程实践应用，还需要进一步的探索。随着相关技术的进步和对该工艺的进一步探索，相信电极一生物膜法反硝化脱氮在工程实践中必会得到广泛的推广和采用。生物脱氮工艺主要包括传统多级生物脱氮工艺、A／O工艺、Bardenpho工艺、A．～O工艺、Phoredox工艺、生物膜工艺、VIP工艺、SBR工艺、MBR工艺、氧化沟工艺以及UCT工艺等。其中大部分工艺可实现同步脱氮除磷的目的。一些关于废水深度处理的新型生物脱氮工艺的实验研究在国内外相继出现，如自养脱氮细菌脱氮新工艺、半硝化脱氮工艺、OLAND工艺、SDN(同步硝化反硝化)工艺以及短程硝化反硝化等工艺的研究己取得很多研究成果b9~433。1．4常用物理化学脱氮方法1．4．1吹脱法吹脱法主要用于去除废水中的氨氮。水中的氨氮多以NH；+和氨气的状态存在，二者并保持动态平衡。这一关系受pH的影响，但pH高时，平衡向生成氨气一边移动；游离氨所占的比列增大。在曝气吹脱物理作用的过程中，同时通过人为作用调高系统pH值，则可提高吹脱效率。其优点是除氨效果相对稳定，操作比较简单，易于控制。其工艺系统特点和运行方式较适宜处理高浓度氨氮废水。同时，影响因素多，不易掌控。易造成二次污染，且二次污染较严重，吹脱塔易结垢，运行费用较高。1．4．2吸附法吸附剂具有比表面积大和吸附能力强的特点。利用该特点和其离子交换能力相结合吸附去除系统内的氨氮，进而达到脱氮的目的。通过吸附剂吸附及再生，将废水中的含氮污染物去除或回收利用。常用的吸附剂有天然矿物、陶粒、活性n西南交通大学硕士研究生学位论文第11页炭、离子交换树脂等。其特是高效，较适于后续的深度处理。由于多数吸附剂价格昂贵，再生装置复杂，故在实际运用较少。1．4．3膜分离法利用膜的选择透过性，并借助相应的外界物质或化学位差作为推动所需的能量来实现废水中各种组分相继分离的过程。按照来源可分为人工合成膜和天然膜两种。其中反渗透和电渗析是废水脱氮最常用的两种膜分离方法。分离用的膜具有选择渗透性，常用的反渗透膜主要是醋酸酯膜．其特点处理效率高，工艺成熟、模块化、操作方便、占地少、费用省、能耗低。但易出现膜堵塞和污染、老化快、运行成本高，处理对象较为单一，组分复杂的废水需要预处理。1．4．4催化反硝化在催化反硝化的过程中，用氢气作为反应的还原剂的同时，并在相关的金属催化剂作用下，将系统中的硝态氮转化成无害化的氮气的过程。由于其反应速度快，不改变污水的原始成分，无二次污染和反应器结构简单等特点，被视为最有研究意义的一种脱氮技术。但是催化剂的活性和选择性不易控制。1．4．5化学沉淀法借助某些化学药剂易于和无机物或含氮有机物发生反应，并且能生成难溶盐沉淀的某些特性，借此来降低废水氮的含量的方法称为化学沉淀法。目前，常用的是含有M92’和P0。3一的药剂。同时，对以上两种药剂的研究也是最为广泛的。响应速度快、操作简单的特点，可自动控制，工艺简单，投资省，沉积物可以作为复合肥料。由于该方法对pH的反应较为敏感，故在投加药剂之前需对废水进行DH调整。小结：除以上五种常用的物理化学脱氮方法外，最近几年相关研究人员对折点加氯法和湿式催化氧化法的研究也在不断的加大，但受研究条件限制，故进展有待加强。n西南交通大学硕士研究生学位论文第12页1．5A／O工艺脱氮的研究现状该工艺为生物脱氮的典型代表工艺。Speetor在1976年对控制污泥膨胀措施的相关问题实验时，发现厌好氧运行的工艺即可有效防止丝状菌引起的污泥膨胀，同时脱氮效果也较好，并于1977年获专利。因为A／O工艺只由一个厌氧池(缺氧池)和好氧池组成，故不能在同一时间满足二者的要求。A／O工艺按功能可分为脱氮功能(anoxic／oxic)和除磷功能(anaerobic／oxic)两种。脱氮A／O工艺要同时满足回流混合液和污泥，因为硝化细菌世代周期较长，故泥龄长，产泥量较低。除磷A／O工艺一般只需污泥回流，泥龄短，产泥量较大，且系统几乎没有硝化功能，保证硝态氮不会随回流污泥进入系统影响厌氧释磷。目前脱氮或者除磷处理工艺在国内应用广泛，为了兼顾脱氮除磷要求，多数污水厂都需要进行A-A／O和两级A／O等除磷脱氮工艺的改造。1．5．1A／O工艺脱氮的原理A／O(Anoxic／Oxic)I艺是一种单级活性污泥脱氮工艺，其具有前置反硝化的特点。其流程如图卜一1所示。在A池，反硝化细菌利用原水中和外加的碳源经反硝化作用将回流硝化液中的硝态氮和亚硝态氮转化成氮气；在0池，硝化细菌将原水中的氨氮氧化成硝态氮和亚硝态氮，同时充分降解残余的有机物。此工艺有混合液回流和污泥回流系统，故需额外投加有机碳源和纯碱。进水图1～1A／O工艺流程图n西南交通大学硕士研究生学位论文第13页与一般脱氮工艺系统相比，单级A／0工艺有程序简单、易操控、药剂使用费用较低、出水残留有机物低等优点，但其反硝化效率和脱氮效率受到硝化液回流比的限制，故总氮去除效率一般为60％'----80％。国内很多合成氨等化工企业均采用A／0工艺及其改良工艺，一般可达到行业排放标准。A／0脱氮工艺的特点1)流程简单，构筑物少，建设和运行费用低、原污水可替代反硝化段的碳源；A段采用搅拌使污泥悬浮，避免了高D0的出现。通过控制曝气伐可实现0段的前段强曝气后段少气量，以此控制内循环液DO含量，以确保A段的低溶解氧状态。2)反硝化在前硝化在后，以原水中的有机污染物作为碳源，反硝化反应彻较底效果较好；后续设曝气池氧化系统，进一步将有机污染物分解，提高出水水质和稳定性。3)由于A段和0段共用一套污泥回流系统，从而很难驯化出兼具针对性独特性的优势菌种，对难降解物质的降解效果有待提升：4)脱氮效率的提高必须依赖于高内循环比，因而加大运行费用。此外，混合液回流来自好氧池，有相应浓度的溶解氧，提高了缺氧段的D0，反硝化效果受到影响，氮的去除效率很难提高，一般保持在90％以下。1．5．2h／0工艺的改良工艺——多级h／0工艺多级A／0工艺(国外称之为Biolak，国内有多种称谓，这里根据其原理及其结构特征统称为多级A／0工艺)起源于20世纪70年代，由氧化塘工艺发展而来，先后经历Biolak—R和Biolak．L两个发展阶段，并发展成为结构紧凑、处理效果良好的污水处理工艺。此工艺是基于多级A／0理论和非稳态反应理论研究而来的，将反应器局部结构设置而实现多级A／0系统生化反应，使污水经过多次缺氧、好氧过程，以达到较好的脱氮除磷效果H4‘。对于常规城市污水，多级A／0工艺只需设置粗、细格栅和调节池等简单的初步净化(预处理)设施；对于其它相关的工业废水，需要根据相应水质指标及排放标准而定。其污泥处理系统也相对比较简单。多级A／0工艺系统是基于好氧、兼氧和厌氧生物群落在时空上实现了统一，通过人为设计和控制，将A段和0段的生物环境交替布置在同一个系统中，使An西南交通大学硕士研究生学位论文第14页段和0段串联形成多级A／o系统组合。它是由多个A段(缺氧段)和0段(好氧段)所组成的A／O工艺循环，在该循环内使对象废水得到净化的过程。在理论上多级A／O可分为广义和狭义。所谓狭义理论就是严谨地遵守A／O理论，按照A／O固有反应周期，也就是严格按照叠加原理将硝化反应与反硝化反应进行叠加。所谓广义便是建议构造的缺氧一好氧一缺氧一、、、好氧条件，没有特定的反应时间限制，主要的理论基础是硝化一反硝化反应机理与非稳态理论。实际应用中的多级A／O理论的主要是指广义多级A／O理论。两级A／O工艺流程如图1--2所示：废水经过前期预处理后依次进入反硝化区、硝化区，然后进入沉淀池，沉淀后的污水进入相应的消毒系统消毒后排放；外加碳源的量根据污水中相关的BOD指标和实际污水处理情况而定。沉淀池中污泥经过吸泥机进入污泥井然后经污泥回流泵回来至曝气池前端与进水混合后进入A1池，部分排入污泥浓缩池作为剩余污泥，经处理后外运。图1--2两级A／O工艺流程图回流滚回流浓n西南交通大学硕士研究生学位论文第15页多级A／O工艺自90年代前后引入国内后，先后在深圳市污水厂和山东省招远市的污水处理厂建设中开始应用。因处理效果较好，后期得到较广泛的推广。截止统计时间，触及相关行业有市政、化工、啤酒、纸浆和屠宰等产业。表1-1多级t／o工艺应用实例如表卜l中所示，多级A／O工艺自引入国内后，得到了广泛的采用。表中的列污水厂的建设和实际运行情况表明，该工艺具有流程简单、投资省、工艺成熟、运行成本较低，出水效果好且稳定，后期维护管理简便等特点。其投资比常规工艺低l／4～1／3，框架池结构一般在3000元／m3～4000元／m3污水；运行成本一般在0．5元／m3～l元／m3污水(折旧除外)，对工业废水而言，其处理费用一般在2元／m3～5元／m3。对市政污水的处理效果完全可以达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GBl8918—2002)的一级B或二级标准；对工业污水的处理效果除色度稍差外，其它指标也基本可以达到相应的行业标准。1．5．3A／O工艺的改良工艺——A_A／0工艺A-A／O工艺如图卜一3所示，污水预处理后首先进入厌氧段，在产酸菌的作用下将废水中可生物降解的大分子有机物污染物分解形成短链易降解有机物。此时聚磷菌随回流污泥同污水一同进入到厌氧池，聚磷菌将利用水中的有机物作为碳源以聚合磷酸盐分解所释放的能量为动力，合成PHA贮存在聚磷菌内。内循环混合液与厌氧段处理液一起流进缺氧段，在缺氧段中反硝化菌以有机污染物作为碳源，通过反硝化反应将水中的N03一，N02一还原，释放出Nz，同时去除一部分的BOD。在好氧段，以硝化作用，有氧吸磷作用和对有机物的分解作用为主。经过厌氧段和缺氧段后，废水中有机污染物浓度相对低，有益于硝化反应和有氧吸磷反应的发生。硝化菌在有氧条件下将NHt+氧化成为NO。一和N0z一，然后随着内循n西南交通大学硕士研究生学位论文第16页环又重新回到缺氧段。聚磷菌降解PHA的同时超量吸入废水中的磷酸盐，使其浓度大大降低。因为聚磷菌厌氧释磷作用需的是易于生物降解的短链有机碳源，而反硝作用所需的碳源种类不受形态的限制，此情况为厌氧释磷作用提供了首要保障，削弱了聚磷菌和反硝化菌对相类似有即碳源的竞争，缓解了脱氮作用与除磷功能对类似碳源的争夺，但是并非彻底的消除。·j图1—3A-A／O工艺流程图这个过程是发生在不同的反应器中的不同的反应，此工艺在实际应用中取得了良好的脱氮除磷效果。但是，如前所述，反硝化菌和聚磷菌对碳源的竞争、脱氮菌与除磷菌所需污泥龄的差别、污泥负荷的差异以及硝态氮和亚硝态氮对除磷的影响都会对最终的脱氮除磷效果产生影响。表1-2A-A／O工艺在国内的应用实例m3A-A／O工艺系统因在满足了脱氮除磷的同时，对废水中有机物污染物的去n西南交通大学硕士研究生学位论文第17页除效果良好而取得了不错的前景。该工艺具有工艺流程简单、操作简便、可控性高及功能强大和不易产生污泥膨胀等一系列优点。为传统活性污泥污水厂改建和新建提供了一个较完备的工艺选择。同时，其优良的脱氮除磷功能也使其成为是目前我国污水厂中应用最广泛的工艺之一。随着对A-A／O工艺的研究不断加深，各种改进型的A—A／O工艺应运而生。其中的倒置A-A／O工艺和A+A-A／O工艺的应用较为迅速。1．6研究内容和技术路线1．6．1研究内容1)结合案例深度透析生物脱氮基本原理通过该项目的建设、调试到最终出水达标。要求自己对生物脱氮的每个环节所发生的生物化学反应均要一一理解，掌握。2)探索A／O工艺高效脱氮的综合运行参数和稳定性结合A／O工艺自身的特点和合成氨废水的特殊性(氨氮>300mg／L)，采用人为干预和变量控制相结合的方法来控制整个水厂的运转模式和状态。综合分析各阶段(缺氧、好氧、缺氧、好氧)的水质指标和出水指标来探索A／O工艺高效脱氮的综合运行参数。3)探索A／O工艺处理高氮废水的优化途径通过对比新都化工应城分公司污水处理站一、二期运行和处理效果的对比，并与传统的A／O工艺的运行方式进行对比分析，从中探索A／O工艺的改进和优化措施，并在对比分析的基础上寻求更为稳定、经济、高效的脱氮的改进工艺。1．6．2技术路线论文前期准备工作是收集阅读与A／O工艺相关的国内外文献，扎实自己该方面的理论基础。同时结合A／O工艺自身的优缺点和该化工厂产品结构的特点，在导师的指导下建立相关改进小试实验装置。依托该化工厂终端污水站建设和启动运行的数据及相关问题的优化处理方法，透析生物脱氮除磷的基本运力和过程。并与改良的小试实验启动运行数据相对比，从而获得A／O工艺相关的优化措施。进而使A／O工艺在高氮废水处理中得到更广泛地运用(技术路线图1--4)。n西南交通大学硕士研究生学位论文第18页图1_4技术路线图该论文以应城市新都化工有限责任公司氮肥生产线(20万t／年)终端污水站的建设为依托。污水站的设计为小试实验装置的设置及试验参数的设定均提供了大量的参考和依据。二者在启动和运行等方面都有较高的相关性，故污水站的建设和小试实验的设置存在着密不可分的关系。借此来研究探索A／O工艺在高氮废水中的应用及优化措施。进而将A／O工艺更经济高效地推广到高氮废水处理的工程实例中。n西南交通大学硕士研究生学位论文第19页第2章污水站建设概况2．1影响生物脱氮的因素2．1．1酸碱度(pH值)大量研究表明，氨氧化菌和亚硝酸盐氧化菌的适宜的pH分别为7．0～8．5和6．0～7．5，当pH值低于6．0或高于9．6时，硝化反应停止。硝化细菌经过一段时间驯化后，可在低pH值(5．5)的条件下进行，但pH值突然降低，则会使硝化反应速度骤降，待pH值升高恢复后，硝化反应也会随之恢复。反硝化细菌最适宜的pH值为7．0"---8．5，在这个pH值下反硝化速率较高，当pH值低于6．0或高于8．5时，反硝化速率将明显降低。此外pH值还影响反硝化最终产物，pH值超过7．3时终产物为氮气，低于7．3时终产物是N。0。硝化过程消耗废水中的碱度会使废水的pH值下降(每氧化19将消耗7．149碱度，以CaCO。计)。相反，反硝化过程则会产生一定量的碱度使pH值上升(每反硝化lg将产生3．579碱度，以CaCO。计)但是由于硝化反应和反硝化过程是序列进行的，也就是说反硝化阶段产生的碱度并不能弥补硝化阶段所消耗的碱度。因此，为使脱氮系统处于最佳状态，应及时调整pH值。2．1．2温度(T)硝化反应适宜的温度范围为5"---35℃，在5"～35℃范围内，反应速度随温度升高而加快，当温度小于5℃时，硝化菌完全停止活动；在同时去除COD和硝化反应体系中，温度小于15。C时，硝化反应速度会迅速降低，对硝酸菌的抑制会更加强烈。反硝化反应适宜的温度是15～30℃，当温度低于lO℃时，反硝化作用停止，当温度高于30℃时，反硝化速率也开始下降。有研究表明，温度对反硝化速率的影响取与反应设备的类型、负荷率的高低都有直接的关系，不同碳源条件下，不同温度对反硝化速率的影响也不同。2．1．3溶解氧(D0)在好氧条件下硝化反应才能进行，溶解氧浓度不但影响硝化反应速率，而且影响其代谢产物。为满足正常的硝化反应，在活性污泥中，溶解氧的浓度至少要有2mg／L，一般应在2～3mg／L，生物膜法则应大于3mg／L。当溶解氧的浓度低于n西南交通大学硕士研究生学位论文第20页0．5～0．7mg／L时，硝化反应过程将受到限制。传统的反硝化过程需在较为严格的缺氧条件下进行，因为氧会同竞争电子供体，且会抑制微生物对硝酸盐还原酶的合成及其活性。但是，在一般情况下，活性污泥生物絮凝体内存在缺氧区，曝气池内即使存在一定的溶解氧，反硝化作用也能进行。研究表明，要获得较好的反硝化效果，对于活性污泥系统，反硝化过程中混合液的溶解氧浓度应控制在0．5mg／L以下；对于生物膜系统，溶解氧需保持在1．5mg／L以下。2．1．4碳氮比(C／N)在脱氮过程中，C／N将影响活性污泥中硝化菌所占的比例。因为硝化菌为自养型微生物，代谢过程不需要有机质，所以污水中的BOD。／TKN越小，即BOD5的浓度越低硝化菌所占的Lt：ffIJ越大，硝化反应越容易进行。硝化反应的一般要求是BOD；／TKN>5，COD／TKN>8，下表是GradyC．P．L．Jr推荐的不同的C／N对脱氮的效果的影响：表2-1不同的C／N的脱氮效果氨氮是硝化作用的主要基质，应保持一定的浓度，但氨氮浓度超过100200mg／L时，会对硝化反应起抑制作用，其抑制程度随着氨氮浓度的增加而增加。反硝化过程需要有足够的有机碳源，但是碳源种类不同亦会影响反硝化速率。反硝化碳源可以分为三类：第一类是易于生物降解的溶解性的有机物；第二类是可慢速降解的有机物；第三类是细胞物质，细菌利用细胞成分进行内源硝化。在三类物质中，第一类有机物作为碳源的反应速率最快，第三类最慢。有研究认为，废水中BOD。／TKN≥4-6时，可以认为碳源充足，不必外加碳源。2．1．5污泥龄(SRT)污泥龄(生物固体的停留时间)是废水硝化管理的控制目标。为了使硝化菌菌群能在连续流的系统中生存下来，系统的SRT必须大于自养型硝化菌的比生长n西南交通大学硕士研究生学位论文第21页速率，泥龄过短会导致硝化细菌的流失或硝化速率的降低。在实际的脱氮工程中，一般选用的污泥龄应大于实际的SRT。有研究表明，对于活性污泥法脱氮，污泥龄一般不低于15d。污泥龄较长可以增加微生物的硝化能力，减轻有毒物质的抑制作用，但也会降低污泥活性。2．1．5循环比(R)内循环回流的作用是向反硝化反应器内提供硝态氮，使其作为反硝化作用的电子受体，从而达到脱氮的目的，循环比不但影响脱氮的效果，而且影响整个系统的动力消耗，是一项重要的参数。循环比的取值与要求达到的效果以及反应器类型有关。有数据表明，循环比在50％以下，脱氮率很低；脱氮率在200％以下，脱氮率随循环比升高而显著上升；循环比高于200％以后，脱氮效率提高较缓慢。一般情况下，对低氨氮浓度的废水，回流比在200％"-'300％最为经济。2．1．7氧化还原电位(ORP)在理论上，缺氧段和厌氧段的DO均为零，因此很难用D0描述。据研究，厌氧段ORP值一般在一160"----200mV之间，好氧段ORP值一般在+180mV坐右，缺氧段的ORP值在一50～一1lOmV之间，因此可以用ORP作为脱氮运行的控制参数。2．2新都化工简介成都市新都化工股份有限公司成立于1992年，总部位于成都市新都工业开发区，下设29个分子公司。公司现有年产能复合肥363万吨，纯碱、氯化铵60万吨，硝酸钠及亚硝酸钠10万吨，盐硝90万吨、品种盐30万吨，磷酸一铵15万吨，总资产超55亿元，是中国西部规模最大、销量最多的复肥制造商。公司拥有储量达2亿吨的盐矿，打造了中国复肥行业唯一完整的盐一碱一肥产业资源链，是中国复肥行业唯一全线产品供应商。公司目前已经形成了从盐、氯化铵、氯基复合肥的完整产业链。为了推动中国农业朝着高效环保的方向发展，新都化工在水溶肥的研发、生产、销售上取得了不菲业绩。2011年，新都化工作为唯一生产企业，参与起草n西南交通大学硕士研究生学位论文第22页了中国《水溶性肥料行业标准》，该标准己于2013年6月1日起正式实施。公司终端污水处理站采用两级A／O工艺系统，小试采用的是两级A／O工艺+生物膜法系统。二者在氨氮和总氮的去除率上具有一定的可比性，通过对比得出A／O工艺的相关优化途径。2．3污水站规模在公司生产旺季的时候，最大废水排放量为11000m3／d。考虑到湖北武汉夏季为多雨的气候和地理条件，将污水站设计进水量的总变化系数定为1．1。故污水站的日处理能力为作为12000m3／d，占地面积34亩。2．4设计进出水水质2．4．1进水水质该项目的进水为氮肥生产车间排放的生产废水和该厂职工日常生活所排放的生活污水。各项指标如表2-2表2—2设计进水水质项目数值300mg／L／303．4测定项目及分析方法试验期间对进水、出水的各项水质指标和相关系统控制指标进行了定量分析，主要分析项目包括：COD、NH3一N、TN、DO、pH等，其中除了DO，pH采用手提式pH，其余项目所采用的分析方法均为国家环境保护总局发布的标准方法。见表3-3所示。Cl一采用间歇性分析。表3—3分析项目及分析方法分析项目分析方法重铬酸钾法钠氏试剂比色法过硫酸钾氧化一紫外分光光度法9020M便携式溶解氧(DO)测定仪雷磁pH计重量法)小S咖№州∞州雌n3．5主要仪器试验主要仪器见表3-4西南交通大学硕士研究生学位论文第39页表3-4主要仪器相关实物图片如图3-3n西南交通大学硕士研究生学位论文第40页1．COD消解器图3-3仪器实物图2．可见分光光度计3．电子天平一一4．紫外可见分光光度计5．pH计6．电磁式空气压缩机7．便携式溶解氧测定仪n西南交通大学硕士研究生学位论文第41页3．6实验装置的启动3．6．1污泥接种及驯化考虑到化工废水质较复杂、有一定毒性，污泥较难培养驯化，为缩短微生物的驯化培养期，本试验的接种污泥直接取自某化工厂硝化污泥，该活性污泥对合成氨废水具有更好的适应性。本试验进水取自该污水站水解酸化池出水。由于该活性污泥具有很好的硝化特性和对合成氨废水的适应性，采用原水解酸化池氨氮浓度进行直接启动。采取连续小量进水式方进行培养：预定进水量为8L／h，即将水解酸化池水直接注入反应器，待水位达到预定刻度时，然后开启曝气系统进行闷曝，期间需对各构筑物中的D0、NH3一N、COD、C1一等相关指标进行分析测定。并在末端反应器(即02池)中NH3一N和COD的去除率高于75％时方可提高进水流量。在此过程中需做好化验结果和处理时间的记录。培养方式持续约10周后，填料上已经有灰褐色附着物体出现(图3-4)，且02池中NH3-N和COD的去除率己高于75％。这时将进水流量提高至10L／h．随着系统运行和去除率逐步的稳定，在逐步提高流量后的7周左右，进水流量提高至预定流量(20L／h)。在好氧阶段还检测到大量的钟虫、轮虫和累枝虫(图3-5)等原生动物。在此，整个试验系统基本已启动完毕。图3-4n西南交通大学硕士研究生学位论文第42页_葫蠹I孵图3—5镜检照片(1)累枝虫(2、3)钟虫(3、4)轮虫n西南交通大学硕士研究生学位论文第43页第4章数据分析与讨论4．1COD的去除效果在污水站污泥驯化期间，考虑到合成氨废水中NH3-N浓度较高，磷浓度和C／N比均较低，难以实现深度脱氮。故需对源水中的COD浓度做分析测定后，视情况对的源水的C／N进行一定的调节，以便活性污泥能够更好的适应水质环境，进而生长繁殖。4。1．1一期COD的去除效果下面是污泥驯化期间COD去除的相关数据(如图4～1)。图仁1一期COD去除折线图对于传统的生物脱氮(硝化一反硝化)处理工艺来说，当C／N<3时，在没有外加碳源的协调下，反硝化是无法有效地进行的。所以考虑到该化工厂合成氨废水的进水COD浓度维持在200mg～300mg之间，而NH3一N的浓度是在300mg'--'600mg之间。C／N大概处在0．3"'-1之间，远远低于3的标准，所以必须投加碳源。由n西南交通大学硕士研究生学位论文第44页于甲醇有易被微生物利用等相关特点，故是有效的外加碳源。由图4一l可知，在污泥驯化初期，进水COD维持在200mg／L～300mg／L，甲醇每天的添加量大概在1200kg～"1700kg之间。根据每天两次的化验结果，采取动态控制甲醇添加量的办法有效地将C／N控制在大于3的范围。在采取以上措施均化水质后，在02池出口处检测到COD浓度基本维持在lOOmg／L左右，清水池内的COD浓度基本维持在50mg／L～100mg／L之间，这说明两级A／O工艺还是能够有效地去除废水中COD的。4．1．2小试OOD的去除效果介于调节池出水COD在200mg'--300mg之间，不符传统生物脱氮工艺用水需求(C／N>3)。故将用于实验的调节池水COD含量调整到1000mg／L～1500mg／L。然后再进入系统。小试COD去除折线图如图4--2161116212631364146515661时间(d)图仁2小试COD去除折线图由上图可知，系统运行的前6周左右，活性污泥正处在适应阶段和填料挂膜的一个阶段，小试02池出水COD维持在100mg／L左右。后三周，当载体上己挂n西南交通大学硕士研究生学位论文第45页上一定的生物膜后，小试02池出水COD维持在80mg／L左右，出水再经过二沉池的进一步处理，很好地将出水COD控制在50mg／L左右。由此看来活性污泥在小试系统中得到了较好的生长和繁殖，并且能够适应了该化工厂的合成氨废水水质。弹性填料上有粘手暗灰色附着物，这说明生物膜已经在一定程度上形成。由此可见，系统的运行正在逐步地趋于稳定，该工艺还是能够有效地去除该化工废水中的有机污染物的。4．2NHa-N的去除效果多级h／0工艺系统强化了反硝化，较传统A／0工艺系统而言能获得较高的脱氮效率。反应器段数越多，脱氮效率越高。同时，多级A／O工艺系统较传统生物脱氮系统，有较强的抗冲击能力。符合高氮废水处理的各项要求。4．2．1一期NH3-N的去除效果项目一期污泥驯化前9周，调节池进水NH3一N浓度基本维持在250mg／L"--400mg／L的一个较高范围。总体而言，两级h／0系统对NH3一N及TN的去除效果还是比较好的(如图4—3)。图4_-3一期NH3-N及TN去除折线图如图所示，污泥驯化前期进水量为50m3／h，根据驯化情况，逐步提升处理量。n西南交通大学硕士研究生学位论文第46页前7周左右，由于污泥处在一个适应阶段。两级A／O系统反硝化不太彻底，出水氨氮较高，基本保持在15mg／L～20mg／L的一个范围。同时，总氮也处在45mg／L'～55mg／L的一个相对较高的范围。随着时间的推移，在8、9、10周期间，活性污泥逐步适应了该废水的水质，活性也逐渐地恢复，且得到了一定程度的生长和繁殖。随着系统渐渐地稳定，NH3-N及TN去除率也在慢慢上升。在第七周后一期02池出水氨氮己下降至6mg／L～lOmg／L，去除率达到90％以上，基本己达到排放标准。出水TN浓度基本维持在维持在20mg／L-、-30mg／L，去除率也达到90％以上。说明在活性污泥活性得到恢复后，系统反硝化作用得到强化，同时TN的去除率也有所上升，此时进水量己提升至125m3／h。相信，在经过一段时间的稳定运行，待微生物活性得到充分恢复，以便其健康地生长和繁殖，NH3一N及TN去除率也会随之而达标。综上所述，两级A／O工艺系统能够有效地去除去除废水中的NH3-N并口TN。4．2．2小试NH3-N的去除效果小试污泥驯化前9周，调节池进水NH3一N浓度基本维持在250mg／L～400mg／L的一个较高范围。总而言之，两级A／O+生物膜系统对NH3-N及TN的去除效果总体上还是很令人满意的(如图4—4)。一小试A1池氨氮(mg／L)⋯t一小试02池氨氮(mg／L)一小试二沉池TN(rag／L)一调节池氨氮(rag／L)-7nCnnOUU≤60、．。霰．∞?＼，ij．’500蜊E●×!，j+’蛏一50＼L．i气。．|冀40＼t．．户瓠．f＼jf!_?√叫00鬈|鬈3。二、毒：《’、．¨y、k＼∥≮7’∥j人j．一300器20，￥一V憎，A勰-k⋯娩，、蟹己一≮；锄。熙10‘。4‰；““巍，4*_每x。；。■矿。⋯飞、，够≮￥建一。一^豫#l‘4‘≈女}唾t鼾t硝嗑。t14’一*☆嘴艄j啦?。?～：。‘％”jnU1611162126313641465156时间(d)图4_-4一期NH3-N及TN去除折线图如图所示，污泥驯化前期进水量为0．8L／h，根据驯化情况，逐步提升处理量。n西南交通大学硕士研究生学位论文第47页前4周左右，由于污泥处在一个适应阶段。两级MO+生物膜法系统反硝化不太彻底，出水氨氮较高，基本保持在15mg／L--一20mg／L的一个范围。同时，总氮也处在45mg／L～60mg／L的一个相对较高的范围。随着时间的推移，在5、6、7、8、9、10、周期间，活性污泥逐步适应了该废水的水质，活性也逐渐地恢复，且得到了一定程度的生长和繁殖。随着系统渐渐地稳定，NH3一N及TN去除率也在慢慢上升。在第七周后一期02池出水氨氮已下降至6mg／L--～lOmg／L，去除率达到90％以上，基本己达到排放标准。出水TN浓度基本维持在维持在20mg／L～25mg／L，去除率也达到90％以上。说明在活性污泥活性得到恢复后，系统反硝化作用得到强化，同时TN的去除率也有所上升，此时进水量已提升至1．5L／h。且在A1、01池中，载体的挂膜效果较好。而在A2、02池中，由于相对较低的COD等原因。致使挂膜效果不是太理想。相信，在经过一段时间的稳定运行，待微生物活性得到充分恢复，以便其健康地生长和繁殖，NH3一N及TN去除率也会随之而达标。综上所述，两级A／O+生物膜工艺系统能够理想地去除去除废水中的NH3一N和TN。4．3NH3-N和TN的去除效果对比随着现代化工企业产品种类及生产线的增加、其产生的高氮废水中有毒有害污染物的种类也随之而上升。从而给现有的污水处理厂造成了不小的压力。在国家和地方相关环保部门的重视和地方群众的严格监督下。当下企业也在寻求相应较经济稳定高效的水处理工艺。A／O工艺是一种传统的生物脱氮工艺，是当代使用比较广泛的一种脱氮除磷的工艺。工艺本身已经很成熟。但同时也存在一些工艺缺陷。如，抗冲击能力较小；出水水质不稳定及脱氮效率依赖于硝化液的回流比等缺点。为了更好地发挥该工艺的优点，规避该工艺的不足，国内外做了大量A／O工艺优化相关的实验与研究，也取得了一些成果。在此，我们依托某化工厂合成氨生产线污水站的建设，将两级A／0工艺系统与两级A／O+生物膜工艺系统的处理效果做了以下分析对比。从中探索A／O工艺系统的相关优化途径。4．3．1NH3-N去除效果对比n西南交通大学硕士研究生学位论文第48页在污泥驯化前10周，在进水氨氮相同的前提下，两套系统的处理数据如下图(图4--5)图4—5氨氮去除效果对比图如图所示，在污泥驯化前5周，两级A／O系统反硝化不太彻底，出水氨氮较高，基本保持在15mg／L～20mg／L的一个范围；而小试系统则在污泥驯化的前3周便己达到与其相同的效果，氨氮去除率达到85％以上。单从时间看，两级A／O+生物膜工艺系统效率更高。随着时间的推移，在8、9、10周期间，二者活性污泥逐步适应了该废水的水质，活性也逐渐地恢复，且得到了一定程度的生长和繁殖。在此期间，两级A／O+生物膜工艺系统对氨氮的去除率稍高于两级A／O工艺系统，且处理效果相对更稳定，出水氨氮浓度基本维持在lOmg／L以下。随着挂膜程度的提高和系统逐步地稳定及后续二沉池进一步处理，出水氨氮将进一步地被去除，从而保证了出水排放达标。填料给了微生物栖息的空间，不再像全混的活性污泥法，Al池中大量微生物不会再随着水流进入01池，同时0l池中的大量微生物也不会随硝化液回流到A1池。即硝化细菌被有效地截留在好氧环境下n西南交通大学硕士研究生学位论文第49页的01池，反硝化细菌被有效地截留在缺氧环境下的A1池。这样更有利于硝化细菌和反硝化细菌的生长和繁殖，同时在相同时间内提高了各构筑物的空间利用率。即缩短了水力停留时间。4．3．2TN去除效果对比在污泥驯化前10周，在进水总氮相同的前提下，两套系统的处理数据如下图(图4--6)图4-．6TN去除效果对比图如图所示，在污泥驯化前10周，调节池TN基本维持在400mg／L左右。前3周两种工艺系统的污泥驯化基本处在适应阶段，对总氮只是一个稀释作用，只有很少一部分被去除。待到第五周后，系统对TN的去除基本趋于稳定，两级A／O系统总氮出水TN基本保持在20mg／L一--30mg／L的一个范围；而两级A／O+生物膜工艺系统效率更高，二沉池出水总氮基本保持在lOmg／L--一20mg／L的一个范围。在第十周后，两级A／O+生物膜工艺系统TN去除率基本维持在90％以上，而两级A／O工艺系统效率略低于90％，且出水水质不是太稳定。n西南交通大学硕士研究生学位论文第50页结论本文结合化工厂产品种类繁多，导致化工废水C／N低、氨氮浓度高、可利用有机碳源少以及有毒有害污染物多的特点，研究采用了两级A／O工艺系统处理该废水。同时，与化验室小型两级A／O+生物膜工艺系统实验进行对比研究。并通过该系统验证A／O工艺及其改良工艺对高氮废水的处理效果和探索优化A／O工艺的相关途径。通过实际污水站的运行和实验归纳出以下结论：1)改良A／O工艺一两级(多级)A／O工艺系统正逐步地取代传统A／O工艺被广泛应用于化工厂高氮废水生物处理中，在稳定运行的情况下，NH3-N及TN去除率均能达到8596以上。但在实际运行过程中，由于工作人员操作不到位、废水水质水量波动较大，缺乏有效的碳源投加措施，导致碳源不能及时和废水混合均匀等原因，造成系统出水水质有所波动，遇到高浓度污染负荷冲击时排水不能稳定达标。2)实验表明：结合了生物膜法的两级A／O工艺系统，在一定程度上能够有效地截留符合功能性构筑物特征的优势菌种(即能够使大部分硝化细菌和反硝化细菌分别保留在好氧环境和厌氧环境)。使功能性构筑物在相同的时间内，废水处理量更大，从而使构筑物的空间利用率更高。3)实验表明：两级A／O+生物膜工艺系统能够在4周左右完成启动，较两级A／O工艺系统而言，启动时间更快。在载体完成一定程度挂膜稳定运行后，出水效果也比较稳定。同时对NH3-N及TN的去除率也保持在90％及以上相对较高的范围。但是挂膜情况会受到曝气量及搅拌强度的影响。4)实验及案列表明：在传统A／O工艺的基础上，增加A／O工艺的级数或结合生物膜法是一种有效的优化途径。但在实际运用中还需考虑废水自身的特性、填料和载体的种类及填充比例等相关因素，才能设计出符合工程实例、优化程度最大的改良工艺。n西南交通大学硕士研究生学位论文第51页展望1)建议对试验废水进行相对详细的组分分析，进一步研究进水水质对该小试系统运行效果的影响。2)建议针对不同载体和不同填料及其填充比列，做一次中试试验，借此来获得相关的优化参数。3)加强环保意识：进入二十世纪，人类进入一个经济快速发展的时期，尤其是发展中国家，通过对资源的过度利用，促进经济的飞速发展，同时也造成了诸多的环境问题。如大对资源的过度开采，也造成了一系列的污染问题，可以说人类为此付出了巨大的代价。保护环境成为人类发展的重要问题。首要措施就是通过相关途径要增强大家的环保意识。n西南交通大学硕士研究生学位论文第52页致谢首先，非常感谢杨立中老师、贺玉龙、熊春梅老师在研究生学习期间对我学习上的细心指导。特别是后期在学位论文的选题、资料收集、实验设计、到最终论文的写作、修改和论文定稿的过程中，都给予了我全方位的指导。同时，老师严谨的治学精神、严肃的科学态度、及务实求精的工作作风，无时无刻都熏陶感染着我。在此，我衷心地感谢这三位老师。其次，要感谢新都化工有限公司牟洋总经理给机会参与项目的相关设计和建设。这次机会让我将理论和实践相结合，充分地掌握了相关的理论知识。并让我积累了项目建设的一些经验。同时，我也结交了该公司的另外一些热心的同事和朋友，也感谢他们在期间给予我的支持和帮助。最后，要感谢我的家人、室友、同学及朋友。是他们组成了我生活、学习和成长的环境。让我的生活充满了精彩。谢谢!n西南交通大学硕士研究生学位论文第53页参考文献[1]袁龙义，李伟，刘贵华．湖泊富营养化的生态影响及治理措施[J]．湖北农业科学，2004，(5)：13-14．[2]李亚新．活性污泥法理论与技术[M]．中国建筑工业出版社，2007．[3]国家环境保护总局．《城镇污水处理厂污染物排放标准》GBl8918-2002修改公告[2006]21．2006．[4]ShenYL1Newanaerobicwastewatertreatmentprocess．anaero．bicbaffiedreactor(ABR)[J]ChongqingEnvironSci，1994，16(5)：36—381[5]BarberWP，StuckeyDC1Theuseoftheanaerobicbaffledreactor(ABR)forwastewatertreatment：areview[J】．Watres，1999，33(7)：1559—1578．[6]严月根，钱易．两相厌氧工艺的理论基础及实际应用[J]．中国沼气1989，7(4)：1-6．[7]张彤，曹国民，赵庆祥．固定化微生物脱氮技术进展[J]．城市环境与城市生态，2000，17(2)：17—20．[8]郭冬艳，李多松，孙开蓓．同步硝化反硝化生物脱氮技术[J]．安全与环境工程，2009，16(3)：41—44[9]StrousM，VanGervenE，ZhengP1Ammoniumremovalfromconcentratedwastestreamswiththeanaerobicammoniumoxida—tion(Anammox)processindifferentreactorconfigurations[J]．WaterRes，1997，31：1955—1962)[10]盖书慧，张宁，张雁秋．新型脱氮工艺一厌氧氨氧化(ANAM—MOX)[J]．环境科学与管理，2009，34(4)：98—105．[11]StrousM，HeijnenJJ，KuenenJG1Thesequencingbatchreactorasapowerfultoolforthestudyofslowlygrowinganaerobicam．too—niumoxidizingmicrorganisms[J]．ApplMicrobiolBiotechnol，1998，50(5)：589—596[12]刘成良，郑祖芬，李春来．厌氧氨氧化工艺处理高盐含氮废水的研究[J]．桂～林电子科技大学学报，2009，29(4)：303—307．[13]李捷，熊必永．生活污水脱氮新技术[J]l哈尔滨工业大学学报，2007，39(4)：561—565．[14]姚俊芹，周少奇．厌氧氨氧化生物脱氮研究进展[J]．华工学报，2005，56(10)：1826—1830．n西南交通大学硕士研究生学位论文第54页[15]HyungseokYoo，Kyu—HongAtmlNitrogenremovalfromsynthet·icwastewaterbysimultaneousnitrificationanddenitrification(SND)vianitriteinanintermittently—aeratedreactor[J】．WaterRes，1999，33(1)：145—154．[16]PolliceA，TandoiVLestingiC1Influenceofaerationandsludgeretentiontimeonammoniumoxidationtonitriteandnitrate[J]．WaterRes，2002，36(10)：2541—2546．[17]沙之杰，杨勇．短程硝化反硝化生物脱氮技术综述[J]．西昌学院学报(自然科学版)，2008，22(3)：61—64：[18]白彩华，李亚新．短程硝化反硝化生物脱氮[J]．科技情报开发与经济，2005，15(12)：132-133．[19]stijnWyffels，PascalBoeckx，KrisPynaertlSustainednitriteaccu—mulationinamembraneassistedbioreactor(ⅧR)forthetreat—mentofanamoniumrichwastewater[J]．JournalofChemistryTechnologyBiotechnology，2003，78(4)：412-419．[20]张华，张善锋，李亚峰．污水生物脱氮技术研究新进展[J]．辽宁化工，2006，35(9)：527-530．[21]RuizG，JeisonD，ChamyR1Nitrificationwithhi曲nitriteaccu-mullionfortreatmentofwastewaterwithlaJ曲ammoniaconcen，2003，78(4)：412—419．[22]ElisabethVMunch，PaulLant，JurgKellerlSimultaneousnitrif-icationanddenitrificationinbench—scalesequencingbatchreactors[J]．WaterRes，1996，33(6)：277-284．[23]KlangduenPochana，JurgKellerlStudyoffactorsaffectingsimul—taneousnitrificationanddenitrification(SND)[J]．WaterRes，1999，39(6)：61—68．[24]万金保，王敬斌．同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究[J]．江西科学，2008，26(2)：345—350．[25]叶建锋．废水生物脱氮处理新技术[M]．北京：化学工业出社，2006：27—85．[26]黄梅，周少奇．同时硝化反硝化脱氮机理及影响因素分析[J]．环境卫生工程，2006，14(5)：22—29．[27]邹联沛，刘旭东，王宝贞．MBR中影响同步硝化反硝化的生态因子[J]．环境科学，2001，22(7)：51—55．n西南交通大学硕士研究生学位论文第55页[28]李绍峰，崔崇威，黄君礼．D0和HRT对MBR同步硝化反硝化影响研究[J]．哈尔滨工业大学学报，2007，39(6)：888-890．[29]赵冰怡，陈英文，沈树宝．C／N比和曝气量影响MBR同步硝化反硝化的研究[J]．环境工程学报，2009，3(3)：400—404．[30]KlangduenPochana，JurgKellerlStudyoffactorsaffectingsimul-taneousnitrificationanddenitrification(SND)[J]．WaterRes，1999，39(6)：61—68．[31]Andreadakis，ADPhysicalandchemicalpropertiesofactiVatedsludgeflocs[J】．WaterRes，1993，27(12)：1707—1714．[32]杜馨，张可方，方茜．同步硝化反硝化(SND)影响因素的试验研究[J]．广州大学学报(自然科学版)，2007，6(1)：70-74．[33]胡绍伟，杨凤林，刘思彤．膜曝气生物膜反应器同步硝化反硝化研究[J]．环境科学，2009，30(2)：416—420．[34]HyungseokYoo，Kyu—HongAhnlNitrogenremovalfromsynthet·icwastewaterbysimultaneousnitrificationanddenitrification(SND)vianitriteinanintermittently-aeratedreactor[J]．WaterRes，1999，33(1)：145—154．[35]徐伯兴．生物膜电极法在废水处理中的应用[J]．污染防治技术，1998，11(1)：45-47．[36]冯玉杰，沈宏，杨靖明．电极生物膜法反硝化工艺条件及过程[J]．哈尔滨工业大学学报，2008，40(12)：1956-1960．[37]邵天宝．电极生物膜法脱氮的研究[D]．南京：南京理工大学，2009．[38]范彬，曲久辉，雷鹏举．异养一电极一生物膜联合反应器脱除地下水中硝酸盐的研究[J]．环境科学学报，2001，21(2)：257—262．[39]1wemaA，MeuierA．InfluenceofnitrateonaceticacidinducedbiologicalpHospHorusremoval．Wat．Sci．Tec．1985，17(11)：289—294[40]MervynC，Goronszy．Aeratednitrificationinfull-scaleactivatedsludgefacilities．Wrat．Sci．Tech．，1997，35(10)：28—30[41]RemdeA，ConradR．ProductionofnitricoxideinNitrosomonaseuropaeabyreductionofnitrite．ArchMicrobiol，1990，154：189—191[42]BalochMI，mkunnaJC，CollierPJITheperformanceofaphaseseparatedgranularbedbioreactortreatingbrewerywastewater[J]．BioresourlTechnol，2007，98，1849—1855．n西南交通大学硕士研究生学位论文第56页[43]KennedyK．BarriaultM1Effectofrecycleontreatmentofaircraftde—icingfluidinananaerobicbaffledreactor[J]，WaterSA，2005，31(3)，377—384．[44]王涛．Biolak工艺及其在设计中应注意的问题[J]．中国给水排水，2003．19(10)：79-80．[45]龚云华．污水生物脱氮除磷技术的现状与发展[[J]．环境保护．2000，C7)：23-25．[46]钱汉卿．左宝昌．化工水污染防治技术．北京：中国石化出版社．2004，264—267．[47]朱文亭．颜玲．污水的水解(酸化)～好氧生物处理工艺．城市环境与城市生态．2000，13(5)：43—48．[48]陈美荣．高崇峻．金美娟．石油化工工业废水处理工艺研究．环境保护科学．2000．26(97)：17．[49]李军．杨香山．彭永臻．微生物与水处理工程．北京：化学工业出版社．2002．207-433．[50]赵丹．任南琪．马放．生物脱氮微生物学及研究进展．哈尔滨建筑人学学报．2002，35(5)：60．