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1、污泥转移SBR工艺我国南方地区由于雨水和管网等因素导致城市污水的低碳源以及碳氮磷比例失调等问题，一 直困扰着许多城镇污水厂的正常运行，由于工艺系统长期在低有机负荷状态下运行，无法为 微生物提供足够的养分，降低微生物活性，加剧了氮磷同时高效稳定去除的难度，易造成出 水水质不达标和能源的浪费。如何合理地利用废水中的有机碳源是解决生物脱氮除磷工艺处 理低浓度废水的关键所在。传统生物除氮脱磷工艺多为单一污泥（single sludge）悬浮生长系统， 即利用同一混合微生物种群完成有机物氧化、硝化、反硝化和生物除磷。其多种处理功能的 高度关联性增大了运行控制的难度，在实际应用中限制了其处理效能。近年来，
2、利用2种 污泥系统（简称“双泥”）进行废水的脱氮除磷的研究取得了很大进展，这些工艺的共同特点 都是把不同种群的微生物在不同的反应器中分别培养，创造各自适宜生长条件，尽量降低不 同种群微生物由于新陈代谢习性的不同所产生的竞争抑制关系，并通过一碳两用等途径达到 较好的脱氮除磷效果，如Dephanox工艺、A2NSBR工艺、A2N工艺、PASF工艺等。无 论是双泥工艺和传统的单一污泥系统，其污泥回流均在各自流程系统内循环，在多组并联系 统之间的污泥转移利用鲜有报道。污泥转移技术是以传统SBR工艺为基础，通过在不同SBR 池之间进行活性污泥的部分转移，提高系统的除污性能，并减轻后续沉淀工序的负荷，实现
3、 对活性污泥利用的最大化。为解决现行工艺缺陷提出了一种新思路。以某低浓度城市污水为 水源，进行了污泥转移与新工艺除污性能以及SBR容积利用率的实验研究。1实验材料与方法1. 1实验装置实验装置由前置厌氧反应器、3个序批式（SBR）反应器两部分构成（见图1），每个SBR中设 有泥斗。其单体有效容积分别为10 m3和33 m3 （单个SBR泥斗容积约3. 6 m3）。SBR池内 设进水管、微孔曝气装置和滗冰器，选择器内设搅拌装置。进水、污泥回流通过两台泵控制。 由电磁阀和空气阀分别控制SBR的进水、污泥回流（转移）、出水和曝气，所有阀门和水泵 的启闭均采用PLC自动控制。污水与回流（转移）污泥一起
4、首先进入厌氧选择器搅拌混合充分释磷后进入SBR池，厌氧选 择器借助高负荷梯度产生的“选择压力”筛选出絮凝性细菌，以保证污泥具有良好的沉降性能， 同时始终保持厌氧搅拌，为聚磷菌提供释磷环境。3个SBR池依次按进水、曝气、沉淀和 滗水过程进行循环，用于实现去除COD、反硝化和摄磷等功能，沉淀后清水排放。污泥转 移的实现是通过污泥回流泵将处于沉淀撇水阶段SBR池泥斗中污泥回流至另一进水阶段的 SBR池，因此文中的用污泥回流比表征污泥的转移量。图1工艺实验装置运行系统示意图Fig. 1 Schematic of experimental apparatus1. 2实验方法活性污泥取自某城市污水处理厂氧
5、化沟工艺的好氧段；实验用水来自苏州某医院的生活污 水，该医院生活污水污染物含量较低。实验期间的原水水质如下:BOD5 3886 mg /L, COD 80244 mg /L, PO43-0. 61. 8 mg /L, NH4+-N 9. 818. 4 mg /L, pH6. 58. 5。由于进水 各项污染物浓度偏低，故SBR运行周期设为3 h,运行模式见表1,考察污泥回流比对系统 充水比、污泥沉降性能以及除污效能的影响。1. 3实验分析测定方法主要水质分析项目及测定方法为：COD （重格酸钾法）、NH4+-N （纳氏试剂分光光度法）、TP（过 硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法）、NO3-N（高锰酸
6、钾氧化-酚二磺酸分光光度法）、TN（过硫酸 钾消解-紫外分光光度法）;MLSS（Myratek污泥浓度测定仪）、DO和pH（WTW Ph /Oxi 340i 便携快速测定仪）。其他参数测定方法均参见文献。2实验结果与讨论2. 1不同污泥转移量（R污）下COD的去除不同污泥转移量下系统对COD的去除效果见图2。在低浓度城市污水条件下，有污泥转移 的SBR对COD的去除效率低于传统SBR工艺，随着污泥转移量的增加，进水负荷明显增 加。污泥转移SBR工艺出水COD浓度能够达到国家城镇污水处理厂污染物排放标准 （GB18918-2002） 一级排放标准。污泥回流比为30%时，进水COD容积负荷范围为0
7、. 35 0. 68 kg COD/（m3d）。平均去除率为65%;污泥回流比为15%时，进水COD容积负荷范围为0. 390.66 kg COD/（m3-d）。平均去除率为70%;污泥回流比为0%时，进水COD容 积负荷范围为0. 190. 58 kg COD/（m3-d），平均去除率为75%。姓术COD睿耕及眉诉或W J-烦甫I口出y 咔度（ =邛泪去降琴催代 技的以:心去除率娘H -30%） 。睥水COD?阳质/、印蜀心出李8D龈榄 世2 -I弹：?逆的法曲率 尊衫切图2不同污泥转移量下COD的去除Fig. 2 COD removal under different volumes of
8、 sludge transfer图2表现出相同污泥转移量下系统COD去除率随进水负荷的增加而提高，是由于系统的 进水污染物浓度明显低于传统生活污水，系统对有机物的去除能力还有富余，运行的负荷还 没有超出系统可承受的范围，因而呈现出系统对COD的去除效率随负荷增加而增加。而在 相同COD负荷下，系统COD去除效果随污泥转移量的增加而降低，可以解释为对于没有 进行污泥转移的传统SBR，进水COD负荷的提高主要是由于进水中有机物浓度的增加（污 染物浓度更加接近于典型城市污水的水质），因而保持了更高的去除效率；而进行污泥转移 的SBR中COD负荷的提高主要是由于处理水量（充水比）增加所致，而相应的水力
9、停留时 间从10. 2 h（R污=0）缩短为7. 4 h（R污=30%），同时由于低负荷、长泥龄下异养菌的内源代 谢产物及胞外分泌物（ECP）在系统中累积导致了出水COD浓度相应增加，去除效率有所降 低。2. 2不同污泥转移量（R污）下TP的去除不同污泥回流比对TP的去除如图3所示，30%的污泥污泥转移量下系统对TP的去除优于 15%和0%两种工况。对TP的平均去除率达85%，出水TP含量低于0. 3 mg /L，优于城 镇污水处理厂污染物排放标准（GB18918-2002） 一级A排放标准。15%的污泥转移量下系 统对TP平均去除率约为61%，出水TP浓度为0. 4 mg /L左右；在无污泥
10、转移下（R污=0） 系统对TP的去除率约为46%，出水TP浓度为0. 6 mg /L左右。D出状I咻度心=刑 ) TP去珂函R；& TP去除率彼lI小初 IP 去除艰 M. 15TP去隆糕(乩=0殉TP去照率优图3不同污泥转移量下TP的去除Fig. 3 TP removal under different volumes of sludge transfer在较高污泥转移量下取得了显著的除磷效果，分析认为主要是在30%的污泥转移量下能够 保持更多的活性污泥(聚磷菌)经过厌氧生物选择器进行厌氧释磷，然后在好氧环境中才能 够过量吸磷，并通过排泥实现系统对磷的净去除，而该结论正是体现了聚磷菌强化除磷
11、的基 本原理。在传统城市污水处理中磷的去处绝大部分为聚磷菌除磷，而同化除磷占少部分，但 由于本系统中进水TP浓度低，有必要对系统中磷的去除途径进行分析。废水生物除磷有两 条途径：同化脱磷和聚磷菌(PAOs或DPB)强化除磷。同化脱磷量公式根据细胞分子式C60 H87O23 N12 P可计算出磷占细胞质量的百分比为0. 023，折算成废水中的浓度(CP)为：式中:YT为产率系数，取值0. 5; Kd为自身氧化系数(d-1)，取值0. 1; S0、Se为进、出水BODu 浓度(mg /L) ; fd为活性微生物衰减中被氧化降解系数，取值0. 8;为泥龄(d)为15 d，选 取了 3种工况稳态阶段的
12、九组平行水样，按式(1)计算得出的同化脱磷百分比量，其TP去 除率及同化除磷率见图4。在污泥转移量分别为30%、15%和0%工况下的平均同化除磷 率分别为44%、43%和44%，而TP去除率平均为85%、61%和46%。说明在有污泥转移的 工况下，系统磷的去除由同化作用和聚磷菌强化除磷共同完成；而在无污泥转移量工况下系 统中磷的去除主要为同化作用；15%工况下由于进入厌氧生物选择器污泥量较少，没有足够 的聚磷菌进行厌氧释磷，后期好氧过程中吸磷不充分而导致除磷效率降低。.苛- bw刈-10 -Jl I!IIfcIII2a45617S珞定防段眼择换娥 TP 1滴零UL. -_1CI啕 f-同化除嶙
13、率w k 1 5制 F 同ft!除漆粒匕.迪初 * 丁怯睽电乩 E泪 丁P去侏纳虬-S豹 * 同化晚荡敝心新图4不同污泥转移量下同化除磷效率分析Fig. 4 Assimilation of phosphorus removal under different volume of sludge transfer2. 3不同污泥转移量（R污）下氮的去除不同污泥转移量下氨氮和总氮去除效果如图5和图6所示。结果表明，污泥转移对系统氨 氮及总氮去除率影响较明显。污泥转移量（R污）分别控制为30%、15%和0%,系统对氨 氮的平均去除率为71%、80%和92%;对总氮的平均去除率为65%、54%和45%。
14、氨氮和 总氮去除效率随进水氮负荷的增加而降低，出水氨氮浓度随进水负荷的增加而升高;30%污 泥转移工况下的出水总氮效果明显优于15%和0%工况。从系统氨氮去除效率分析，无污泥转移硝化效率高于具污泥转移的SBR工艺，因为污泥转 移功能使活性污泥经历厌氧/好氧交替过程，而在传统SBR工艺中的活性污泥长期处于好氧 状态，更有利于硝化细菌的生长繁殖。再加上由于污泥转移的实施，进水负荷随充水比的增 加而增加，导致水力停留时间缩短，系统的硝化功能被削弱。山盛鼠匆法悝（A： 3。鸵 鼻觐去律率肉注如冕） 出水氨览漩度、1明 凝豆懿犀UN巾汨 出床羸敏淑A环&(京)爵箜*麟K图5不同污泥转移量下氨氮的去除Fi
15、g. 5 Ammonia removal under different volume of sludge transfer口出kTN彼度便：，：=，的n A TN去陈事 0出琳IW睁c书勒 A出水TN醮鲫5=1浦 TN去咻 （&7奶，-立匚二魅避套乂与r*泠贫.7sl .图6不同污泥转移量下总氮的去除Fig. 6 Total nitrogen removal under different volumes of sludge transfer污泥转移使系统氨氮去除率下降而总氮去除效率增加，随着污泥转移量的增加系统对总氮的 去除效率而得到加强。根据生物脱氮基本理论及出水水质组分可以看出污泥转移使系统的反 硝化功能得到强化。分析其原因首先是厌氧生物选择器的设置为部分硝酸盐的反硝化提供了 场所，污泥转移过程中也携带部分硝酸盐进入厌氧生物选择器，利用进水中的易降解有机物 完成反硝化。此外在厌氧选择器进行了快速吸附有机物的活性污泥进入SBR,这部分活性 污泥碳源的释放也为SBR池中反硝化过程提供了条件。系统中进水氮浓度低，有必要对系统中氮的去除途径进行分析。生物脱氮分同化脱氮和异化 脱氮两种，假设微生物仅在好氧条件下获得增殖，运行时的泥龄为Oc，微生物细胞采用 C60H87O23N12P来表示，设系统每天增殖的污泥量为AX，由泥龄的定义可计算出氮占细
