倒置AO工藝對生活污水生物脫氮運行條件及效果研究

郝印立：倒置A2/O工藝對生活污水生物脫氮運行條件及效果研究PAGE58PAGE1倒置A２/O工藝對生活污水生物脫氮運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)惡化的嚴重局面，制約著國民經(jīng)濟持續(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－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以成為目前亟待解決的問題。通過短時厭氧環(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，較系統(tǒng)地研究了倒置Ａ2/O工藝的原理和工藝特點,在本次的畢業(yè)設(shè)計中采用實驗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，并且控制運行條件來實現(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)，當好氧區(qū)溶解氧濃度存在梯度變化時,其中發(fā)生了好氧反硝化反應(yīng),其對出水硝態(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工藝的對比實驗，從技術(shù)和經(jīng)濟兩方面說明了倒置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,是保護人類水環(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，尤為嚴重的事件如：20０7年５月2９日,無錫太湖藍藻全面暴發(fā)，

６月11日，安徽巢湖藍藻暴發(fā),６月24日，云南滇池藍藻暴發(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行困難，造成飲用水的異味外，嚴重時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，特別是對銅具有腐蝕性。當污水回用時，再生水中的氨氮可以促進輸出管道和用水設(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)備被引進到我國，在活性污泥工藝應(yīng)用的同時,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.進入九十年代，水體中各種污染物尤其是氮磷的標準更為嚴格,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行費用低、處理性能高超,尤其是在其脫氮除磷方面效果顯著。我國新頒布實施的《污水綜合排放標準》（GB8９７8-1９９6）也明確規(guī)定了適用于所有排放單位的較嚴格的氨氮排放標準。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、有效的脫氮污水處理技術(shù)已成為水污染控制工程領(lǐng)域的重點與熱點。１.2生物脫氮及技術(shù)現(xiàn)狀近年來的環(huán)境質(zhì)量公報看，水體中主要的污染物為氨氮和有機物。這些污染物進一步加劇了水資源短缺的矛盾。對可持續(xù)發(fā)展戰(zhàn)略的實施帶來了嚴重的負面影響。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）由于運行成本高,對環(huán)境易造成二次污染，故實際運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)來實現(xiàn)硝化、反硝化以達到脫氮目的.1.2.１Ｂaｒｄｅnpho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，三級分別實現(xiàn)氨化、硝化、反硝化功能，其優(yōu)點是有機物降解菌、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)過改進變?yōu)槎壛鞒?，除碳和硝化在一個反應(yīng)器內(nèi)進行，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反應(yīng)器中進行,也可以將它們組合在一個傳統(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際工程中較多采用的運行方式。此工藝對于城市污水一般脫氮率可達70%～80％，但有時由于進水中ＢＯD不足等原因，脫氮效率可能僅有5０％～６０％.1。2。２A/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)器主要進行含碳有機物的氧化,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，而且污水進入系統(tǒng)的第一級就進行好氧反應(yīng),能耗太高，因此該工藝在工程上實用，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物，使反硝化脫氮得以充分進行。A/O法不能同時脫氮除磷。目前，它多用于廢水脫氮領(lǐng)域,只要控制一定的回流比和泥齡，系統(tǒng)便可達到較好的脫氮效果。A／O法的特點之一是高負荷運行、泥齡短、水力停留時間短、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，基建費用和運行費用均較低,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工藝進行了環(huán)境倒置效應(yīng)實驗研究。認為缺氧/厭氧/好氧的布置形式脫氮除磷效果更好，其原因在于:聚磷菌厭氧釋磷后直接進入效率較高的好氧環(huán)境,在厭氧條件下形成的吸磷動力可充分利用;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?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,保持較為嚴格的厭氧環(huán)境.由于增加了缺氧區(qū)至厭氧區(qū)的混合液回流，運行費用略有增加.（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，當回流比為4０0％時,脫氮率可達90％;在后反硝化系統(tǒng)中，原水部分旁路進入反硝化濾池,對運行管理較高,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反應(yīng)器內(nèi)同時完成;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、有機物、NＯ3—N和ＮO2—N等）傳遞的變化、各類微生物的代謝活動及其相互作用，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，由于氧擴散的限制，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（同時硝化反硝化工藝）、SHＡRＯN（Siｎglｅｒｅactｏrhｉghａcｔｉvｉtyamｍoｎiａreｍoｖaloｖｅrｎｉtｒｉte，亞硝化反應(yīng)器）工藝、OLANＤ(Oxyｇeｎ－limiteｄaｕtｏｔｒopｈｉcｎiｔｒifｉｃaｔion—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現(xiàn)了同時硝化和反硝化,并通過實驗證實了反硝化反應(yīng)可在絮體內(nèi)部缺氧區(qū)連續(xù)進行.通過控制DＯ濃度可實現(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進行了大量的研究工作。近年來國內(nèi)外有不少實驗和報道都證明了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的機理及工程應(yīng)用的可行性尚有待進一步的研究和開發(fā)。OLAＮD工藝是由比利時GENT微生物生態(tài)實驗室開發(fā)的。該工藝的技術(shù)關(guān)鍵是控制溶解氧濃度，使硝化過程僅進行到NO2—N階段。由于亞硝酸菌對溶解氧的親和力較硝酸菌強，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力學(xué)特性的差異，實現(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驗室探索階段，面臨的主要問題是自養(yǎng)型亞硝酸菌的活性較低，污泥氨氧化速率只有2mｇ／g·d。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（３０℃~35℃)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，同時對系統(tǒng)內(nèi)的溫度和ｐH進行嚴格控制，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，屬高氨高溫水，有利于進行短程硝化反硝化，可使硝化系統(tǒng)中亞硝酸的積累達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30℃～３５℃很難實現(xiàn)。曝氣池曝氣池沉淀池硝化曝氣池沉淀池進水出水污泥硝化池污泥脫水廢棄污泥SHARON圖1—1SHＡＲON工藝流程Ｆigurｅ１—１SHARＯNproceｓｓ1990年，荷蘭Ｄelft技術(shù)大學(xué)Klｕyver生物技術(shù)實驗室開發(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1００%的碳源。而且,如果把厭氧氨氧化過程與一個前置的硝化過程結(jié)合在一起,那么硝化過程只需要將部分NH4＋氧化為NO２—N，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行厭氧消化，污泥分離液中的氨濃度很高(約1２00~200０mｇ/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.出水進水沉淀池厭氧氨氧化SHARON出水進水沉淀池厭氧氨氧化SHARON圖１—２Sｈａｒｏｎ-Ａnａｍmoｘ工藝流程Figure1-2Shaｒｏn－Aｎaｍmｏxprｏcess1.２.５生物脫氮技術(shù)的發(fā)展趨勢污水排放標準的不斷嚴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。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,朝著節(jié)約碳源、降低ＣO2釋放、減少剩余污泥排放以及實現(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工藝改進而來的，同濟大學(xué)高廷耀課題組進行了系統(tǒng)的試驗和理論研究,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Ｆｉgure1—３IｎｖeｒtedＡ２/ＯPｒｏｃeｓsFlowDｉagram倒置Ａ2/Ｏ工藝經(jīng)過多人多年系統(tǒng)的試驗研究和生產(chǎn)規(guī)模的運行結(jié)果表明，倒置A2/O工藝不僅脫氮效果優(yōu)于A２/O工藝,而且其流程也更為簡潔;運行的動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。目前倒置A2/O工藝已在實際工程中應(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，以及對運行管理和運行成本的負面影響。由于本試驗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。就脫氮之一點來說,傳統(tǒng)A2/O工藝存在的不合理性主要有以下幾個方面：(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)的反硝化速率為代價的;(２）碳源不足時會導(dǎo)致氮的去除率不高。這是由于當進水有機物特別是能快速生物降解的有機物濃度低時，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際應(yīng)用意義.本論文實驗研究的主要內(nèi)容和目的是：（１）先期進行傳統(tǒng)Ａ２/O工藝的運行試驗作為對比參照,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)律方面進行比較分析,進一步驗證倒置A２/O工藝的優(yōu)勢;(2)取消原Ａ2/O工藝的混合液回流,并適當增大污泥回流，將Ａ2／Ｏ工藝改為倒置Ａ2／Ｏ工藝進行倒置A2/O工藝的試驗運行；(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)化為氮氣而從污水中脫除的過程;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階段。2。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；把能夠進行硝化作用的細菌稱為硝化細菌.系統(tǒng)深入地研究硝化細菌的種類與特性,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、操作和優(yōu)化。在硝化菌的作用下，氨態(tài)氮分兩個階段進一步分解、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硝化細菌及其生物學(xué)特性硝化作用是一個序列反應(yīng),先由一類細菌把氮氧化成亞硝酸鹽，再由另一類細菌把亞硝酸鹽氧化成硝酸鹽。一般把參與硝化作用的細菌統(tǒng)稱為硝化細菌；根據(jù)基質(zhì),硝化細菌分為氮氧化細菌(ａmmonｉａ－oxidizinｇbａｃteｒia）和亞硝酸鹽氧化細菌(nｉtｒite-oxｉdiｚinｇbacｔeria）.２。1.1.1氨氧化細菌氨氧化細菌(亞硝酸細菌）有自養(yǎng)型與異養(yǎng)型之分,一般認為自養(yǎng)型氨氧化細菌是硝化作用的主要菌群。所有自養(yǎng)型氨氧化細菌都是革蘭氏陰性細菌,自養(yǎng)生長時，以氨為惟一能源，以CO2與為惟一碳源;混合營養(yǎng)生長時，可同化有機物質(zhì)。2.1。1。2亞硝酸鹽氧化細菌與氨氧化細菌一樣,所有亞硝酸鹽氧化細菌(硝酸細菌)都是革蘭氏染色陰性細菌。自養(yǎng)生長時,以亞硝酸鹽為惟一能源，以CO2為惟一碳源;混養(yǎng)生長時,可同化有機物質(zhì)。2．1。2生物硝化過程的生化反應(yīng)從細胞水平上看，硝化作用只是一個亞硝酸細菌把氨氧化成亞硝酸鹽,接著硝酸細菌把亞硝酸鹽進一步氧化成硝酸鹽的序列過程。但從生化水平上看,硝化作用遠非如此簡單，它涉及多種酶催化的代謝途徑(ＮＨ3氨單加氧酶NH2OH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)，在氨氧化細菌N．europaeａ氧化氨的過程中,可產(chǎn)生羥胺；羥胺可被該菌進一步轉(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。試驗證明，羥胺是氨氧化的中間產(chǎn)物,羥胺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為是一個分兩步進行的反應(yīng),中間產(chǎn)物可能是與酶結(jié)合的HNO,也可能是ＮO。在１５ＮH2OH標記試驗中檢出了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,一般認為它是一步完成的。硝酸鹽中的氧原子來自水，即將兩式合并得到下式:從化學(xué)反應(yīng)的自由能變化看,在標準狀態(tài)下，亞硝酸鹽氧化是整個硝化過程中最難進行的；但在氧還原反應(yīng)的拉動下式，亞硝酸鹽可被進一步氧化為硝酸鹽式。整個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)當反應(yīng)器中溶解氧(DＯ）濃度超過１mg／L時，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)華爾特等（Wildｅｔａｌ。）1９7１年研究表明,當反應(yīng)器中溶解氧濃度大于1mｇ／L時，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Fｉｇure2－１Dｉｓsolｖedoxygｅｎtospeedｔhｅimｐａcｔｏｆnｉｔｒifiｃａｔion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30～3５℃,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μ值與溫度的關(guān)系服從Ａrrhｅｎｉｕs方程，即溫度每升高１０℃，μ值增加一倍。在5~3５℃的范圍內(nèi),硝化反應(yīng)速率隨溫度的升高而加快。但到30℃時增加幅度減少，這是因為當溫度超過3０℃時，蛋白質(zhì)的變性降低了硝化菌的活性。當溫度低于５℃時,硝化細菌的生命活動幾乎停止。對于同時去除有機物和進行硝化反應(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烈,因此在低溫1２~14℃時常出現(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,硝化速度可達最大值.最佳ｐH值一般為８.０~8．4。當pH值不在此范圍內(nèi)時，硝化速率將明顯降低.低于6和高于9.6時,硝化反應(yīng)將停止進行。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.實際運行中，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3～５d，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，這是因為與異養(yǎng)型細菌相比，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.一般認為處理系統(tǒng)的BＯD負荷低于０．１5BＯD5/（gMＬSSd）時，處理系統(tǒng)的硝化反應(yīng)才能正常進行,即ＢOＤ5/TKN比值越高硝化細菌所占的比率越低。2.2生物反硝化原理將硝酸鹽和亞硝酸鹽還原成氮氣的生物反應(yīng),稱為反硝化作用（denｉｔｒiｆicaｔｉon)；能夠進行反硝化作用的細菌,稱為反硝化細菌(dｅnitrifｙingbａcteｒia）。反硝化細菌是反硝化作用的持有者，探明反硝化細菌的種類與特性,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下，NＯ３-N有兩個轉(zhuǎn)化途徑,即同化反硝化（合成）、最終產(chǎn)物為有機氮化合物,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。NN2+4H-H2O+2H-H2O+4H-2H2O+4H-2H2O+4H-2H2O2HNO32HNO2[2HNO]2NH2OH2NH3N2O2.2。１反硝化細菌及其生物學(xué)特性反硝化作用實質(zhì)上是一個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）被用于合成細胞物質(zhì);而在異化性硝酸鹽還原中，產(chǎn)物（氨或氮氣）不被用于合成細胞物質(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（主要是氮氣）。第一條途徑正好與硝化作用相反,因此是“名副其實”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的細菌，稱為反硝化細菌。反硝細菌屬兼性菌,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)是兼性細菌。有分子態(tài)溶解氧存在時,反硝化菌氧化分解有機物，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(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)，一種游離于細胞膜外周質(zhì)中，稱為膜外硝酸鹽還原酶;另一種鑲嵌于細胞膜內(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）進入細胞后才能被酶轉(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胞膜外周質(zhì)中,有兩種類型：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菌中。２.2.２．3ＮＯ還原成N2ONO是反硝化過程的第一個氣態(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被分離的酶.該酶結(jié)合于細胞膜上。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,這是反硝化細菌保護自身免遭NO毒害的機制之一.另一種機制是，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于NO。而反硝化細菌具有消除這些毒性化合物的能力。2.2．２。4Ｎ2O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:污水中的含碳有機物可以作為反硝化過程的電子供體,由上式可知，轉(zhuǎn)化１gNＯ２—Ｎ為N2時,需要有機物（ＢOD５計）1．７1ｇ,轉(zhuǎn)化1gＮO３—Ｎ為N2時,需要有機物2。86g，與此同時產(chǎn)生３.57g堿度（以CaCＯ3計）。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、廢水中所含的有機碳源當廢水中含有足夠的有機碳源（ＢOＤ5計）可供生物脫氮需用時，就不必另外投加碳源。當廢水中BOＤ5/TKN大于3～5時,即可認為碳源充足而滿足廢水生物脫氮的要求。b、外加碳源當廢水中所含的碳、氮比過低，即BOＤ5/ＴN值小于3～5時，在廢水生物脫氮過程中需要另外投加有機碳源。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，最適宜的運行溫度是20~4０℃。低于15℃時,反硝化速率將明顯下降，而在5℃以下時，反硝化過程雖能進行,但速率極低。溫度對反硝化作用的影響是由于低溫時,反硝化菌的生長速率較低，同時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),可適當增大反硝化系統(tǒng)進行的泥齡，或減少負荷率和增加廢水停留時間。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6．5～７。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Figuｒe２-2Deｎitｒｉｆicａt(yī)ionｒatｅandｔherｅlatiｏnshｉpbeｔｗeenpH當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pH值低于６．０或高于8。0，反硝化反應(yīng)將受到強烈抑制。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。因為反硝化菌屬兼性厭氧菌,故菌體內(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行［5］。３試驗裝置及試驗方法3。１試驗裝置本倒置A２／Ｏ工藝試驗反應(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,而外回流正常運行實現(xiàn)倒置的。裝置為有機玻璃材質(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,電機轉(zhuǎn)速為20-６0r/ｍｉn；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實驗裝置圖和圖3－3二沉池圖）.進水進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Fiｇuｒe3－1ＲeveｒｓｅdA２／Ｏproｃeｓsdiａgraｍ圖3—２實驗裝置圖Ｆｉgure3－2Exｐｅｒimentａlsetup圖３－３二沉池Fｉguｒe３—3Thesedimｅntatioｎtaｎｋ3．２水質(zhì)條件污水水源為阜新市細河區(qū)生活污水，取水點在細河排污口，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)進行化驗，結(jié)果見表3-1。表3—1進水水質(zhì)Tａｂle３－1InｆluentwatｅrqｕalｉｔyNO2-NNO３—NNH3—NTＰTNpHCOD進水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)先期進行傳統(tǒng)A２/Ｏ工藝的運行試驗作為對比參照，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)律方面進行比較分析，進一步驗證倒置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,并進行試驗運行；(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)路線實驗分為兩個階段,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。在此實驗期間要對溫度，pH值，DＯ進行調(diào)節(jié),以使實驗在理想條件下進行。同時要檢驗COＤ、氨氮等以便檢測到實驗的效果，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。在本實驗條件下,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,總回流比也比常規(guī)A２／Ｏ工藝減少了20％。3.４分析方法本試驗所涉及的各項指標檢測方法參考國家環(huán)?？偩趾汀端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《環(huán)境監(jiān)測》。水質(zhì)分析項目主要包括COD、NH３—N、ＮＯ3-Ｎ、TN等；污泥分析項目包括SV、MLＳS等；工藝控制參數(shù)包括pH、DＯ、溫度、污泥回流量等［９]。本試驗在遼寧工程技術(shù)大學(xué)資環(huán)學(xué)院環(huán)境工程實驗室進行.選用的具體水質(zhì)分析項目及分析方法如表３-2分析方法所示：表3-2分析方法Tabｌe3—2Ａｎalyｓｉs測定項目測定方法COＤ重鉻酸鹽法ＮH3—Ｎ納氏試劑分光光度法ＮO3—Ｎ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4倒置A2／O工藝脫氮效果試驗研究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)工藝參數(shù)的沿程變化進行了分析研究。４。１.1ＴN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法進出水TN濃度對比Ｆigｕre4-１A2ＯｐｒoceｓsIｎfｌuentａndeffluentｃoncｅntratｉoncontraｓtTN圖4—2倒置A2O法進出水TＮ濃度對比Ｆigurｅ4-１ＩnｖｅｒｔedA2OprｏcｅssInｆlueｎｔａnｄeｆfluｅnｔconｃenｔｒａt(yī)ioncｏntrａｓｔTN圖4－３TＮ去除率比較Ｆｉguｒe４－３TNrｅmｏvaｌｃoｍparison由圖4-1、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所示：圖４—4好氧區(qū)DＯ控制在２mg／Ｌ左右時COD去除情況Ｆｉｇure４—４ＲemｏvaleｆfｉciｅｎｃyoｆＣODａt(yī)DＯ2ｍg/L圖4-5好氧區(qū)ＤＯ控制在２ｍg/L左右時COD去除率Ｆiguｒｅ４－5RemoｖａleffｉciｅnｃyｏｆCODatDＯ２mｇ/L圖４—6好氧區(qū)DO控制在2mg/Ｌ左右時氨氮去除情況Figｕre4－６RｅｍｏvaｌeｆficiｅncｙofNH3—NaｔＤＯ2mｇ／Ｌ圖４—7好氧區(qū)ＤO控制在2mg／L左右時氨氮去除率Fｉgurｅ４—7ＲemｏvaｌefｆiciencｙoｆＮH３—NatDO２ｍｇ/L當好氧池ＤO控制在２ｍg／Ｌ左右時，進水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TN去除情況Ｆiｇｕre4－8RｅmｏvaleffｉｃｉｅnｃyｏｆTＮatDO2mｇ/L圖４-9好氧區(qū)ＤＯ控制在２mg/L左右時TN去除情況Fiｇure4－９ＲeｍovaｌｅfｆiｃiｅncｙｏfTＮaｔDO2mｇ／L進水總氮濃度最高為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、２ｍg/L左右時COＤ去除情況Figure４－１0RｅｍovalｅfficiｅncｙofＣODaｔDO３mｇ/L、2mｇ/L圖４—１１好氧區(qū)ＤＯ控制在３mg／L、2mｇ／L左右時ＣOD去除率Ｆiｇure４－11ReｍoｖａleｆficｉeｎcyofＣODatDO3ｍg／L、２mｇ／L圖４—12好氧區(qū)DO控制在３mｇ/Ｌ、2ｍｇ／L左右時氨氮去除情況Fｉgｕre4—1２ＲemｏvalefficiencｙofNＨ3-NatDＯ3mg/L、2ｍg/L圖4-1３好氧區(qū)ＤO控制在3mg/L、2ｍg/Ｌ左右時氨氮去除率Figｕｒe4－１３RｅmｏｖａｌｅｆｆiｃieｎｃｙｏｆＮH3—ＮaｔＤＯ３ｍg/L、2ｍg/L當好氧區(qū)前端ＤO為3mg/L,中后端ＤO為2mｇ/Ｌ左右時，進水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TN去除情況Fｉguｒe4－14RｅｍoｖaleffｉcieｎｃｙｏfTNatDO３,2mｇ/Ｌ圖4－１5好氧區(qū)DO控制在３mｇ/Ｌ、2mg/L左右時ＴN去除率Figuｒe４-１５ＲeｍovaleｆficｉｅnｃｙoｆTNatDO3，２mｇ／L進水總氮濃度最高為8２.１1ｍｇ／Ｌ，最低為７4．86ｍg/L；出水總氮濃度最高為1７．6ｍg／L，最低為１5.2ｍｇ/L；平均去除率為7９。0６%。此時與DＯ為2mg/L時的情況相比,可以看出氨氮和COD的去除效果均有了提高，而氨氮去除效果更為明顯；同時，脫氮效果也有所提高(總氮平均去除率由７4．8％提高到了７9。06％）.隨著溫度的升高，溶解氧的溶解度的增加,相應(yīng)的COＤ和氨氮的去除也有所升高。４。1。2.３溶解氧濃度為３mg/L時的處理效果控制好氧池DO控制在3ｍg／Ｌ左右，COD和氨氮的去除效果分別如圖４—13和４－14所示：圖４—1６好氧區(qū)DO控制在3mｇ／L左右時COＤ去除情況Figuｒｅ4—1６ReｍoｖａｌefficiencyofＣODatDＯ３mg／Ｌ圖４-17好氧區(qū)DO控制在3mg/L左右時CＯＤ去除率Figure4－1７RｅmｏvaｌeｆｆicｉencyｏｆCＯＤatDO3mg／L圖4-18好氧區(qū)ＤＯ控制在3ｍg/L左右時氨氮去除情況Ｆiguｒe4—1８RｅｍoｖaleｆfｉcｉｅncyofＮＨ３-NａｔDO3mg／L圖4—19好氧區(qū)DO控制在3ｍｇ／L左右時氨氮去除率Figurｅ4－1９RｅmovａｌｅfｆｉｃiｅncyofNH３—Nａt(yī)DＯ3ｍg/Ｌ當好氧區(qū)DＯ控制在3mｇ/Ｌ左右時,進水ＣOＤ濃度最高為163.６mg／L，最低為１54．7mｇ/Ｌ；出水CＯＤ濃度最高為５6。1mｇ／L,最低為４4.8mｇ/L,平均去除率為6９．73％。進水氨氮濃度最高為7６．84ｍg/L，最低為６8。9３mｇ/L；出水氨氮濃度最高為2。７mg／L,最低1.0ｍｇ/L；平均去除率為97．２３%。溶解氧的濃度增加，硝化作用將氨氮轉(zhuǎn)化為硝酸鹽。從而氨氮的去除率增加。在此條件下，總氮的去除效果如圖4—2０所示:圖４-２0好氧區(qū)DO控制在３mg／Ｌ左右時TＮ去除情況Ｆiguｒe４—２０ＲemovaleｆｆｉｃieｎｃyoｆTNatDＯ3mｇ/L圖4－２1好氧區(qū)DO控制在３mg／L左右時TN去除率Figｕｒe4—21ReｍovaｌeｆfiｃiｅncyofＴＮatＤO3ｍg/L進水總氮濃度最高為８0.2mg/L，最低為74.２ｍg/L；出水總氮濃度最高為20.4３ｍg／Ｌ,最低為17.69mg/Ｌ；平均去除率為75.３6％。比較DO為3mｇ/Ｌ，2mg/Ｌ時的情況,可以看出氨氮和CＯD的去除效果又有了提高,但增幅不大；與此相反的是，脫氮效果卻發(fā)生了降低（總氮平均去除率由７９．06%降低到了75。36%），引起這種變化的原因是二沉池中DＯ濃度較低（ＤO≤０．３mｇ/L）使得污泥停留時間過長而導(dǎo)致污泥中的硝態(tài)氮發(fā)生了反硝化引起的。4.1．2。4小結(jié)比較不同DＯ時的污染物去除效果可以發(fā)現(xiàn),當DO由３mg/L改為３ｍｇ／L,２ｍg/L，進而改為2ｍg/Ｌ時,COD和氨氮的去除率同樣也是隨著DO的降低而降低，并且氨氮去除率的降低幅度也是遠大于CＯD去除率的降低幅度。同時，還可以發(fā)現(xiàn)，當DO為3mｇ/L,2ｍｇ/L時,系統(tǒng)的脫氮效果最好。這一結(jié)果表明,ＤO對水體中COD和氨氮的去除也有著很大的影響，提高ＤO可以提高ＣOD和氨氮的去除效果。同時，這一結(jié)果也表明，當好氧區(qū)內(nèi)的ＤＯ存在梯度時，有利于系統(tǒng)的脫氮效果的提高。4．1。3不同污泥回流比(R）時的處理效果為具體考察不同污泥回流比對脫氮效果的影響,選用三種不同的污泥回流比(Ｒ=１50％、R=２00%和R=25０%)進行試驗。確定反應(yīng)溫度為17℃左右，前端DO為3mg／L，中后端DO為２ｍg/L，通過改變污泥回流比，考察Ｒ對本工藝效果的影響。4.1。3。1污泥回流比為1５0％時的處理效果污泥回流比控制在150%,總氮的去除效果(見DO=3mg／Ｌ，２ｍｇ/L工況）如圖4－22和圖４-２3所示：圖4-２２污泥回流比R=１5０％TN去除效果Fiｇuｒe４-22ReｍoｖaｌeffｉｃiｅncｙoｆＴＮatR=150％圖４—２3污泥回流比R=1５０%TN去除率Ｆiｇurｅ4—23ＲｅｍｏvalｅfficiｅｎcyoｆTNａt(yī)R=150％當污泥回流比R為15０％時,進水TN濃度最高為８1．2ｍｇ/L，最低為70．9mｇ/L；出水TN濃度最高為２４。1ｍg／L，最低為1９．９mｇ/Ｌ,平均去除率為70.99％.出水硝態(tài)氮濃度最高為23.9０mg／Ｌ,最低為19．93ｍｇ/L，平均出水硝態(tài)氮濃度為21。９2mg/L。４。1。3.2污泥回流比為2０0%時的處理效果污泥回流比控制在2０0％，總氮的去除效果如圖４－24所示：圖4—２4污泥回流比R為200％時的TN去除效果Fiｇuｒｅ4—２4RemovalｅfficｉｅｎcｙoｆＴNatR=２0０％圖４-25污泥回流比R為200%時的TＮ去除率Ｆigurｅ４－25ＲemｏvａlｅｆfｉｃienｃｙofTNatR=200%當污泥回流比R為２００％時，進水TN濃度最高為8４．1mｇ／L，最低為７0．2ｍg/L；出水TN濃度最高為２２．１ｍg/Ｌ，最低為19．2mｇ／Ｌ，平均去除率為73。0８％。在溶解氧一定的情況下，伴隨著污泥回流比增大，硝化作用效果也越好，最終使得TN的去除率有所增加。４。1。３.３污泥回流比為25０%時的處理效果污泥回流比控制在２５0%，總氮的去除效果及其與出水硝態(tài)氮濃度的關(guān)系如圖４—18所示：圖４－2６污泥回流比R為２50%時的Ｔ