净水厂污泥冰冻-解冻调质影响因素研究

一、自来水厂污泥概况1. 污泥来源上海各家自来水厂在制水过程中取原水(黄浦江水、长江水源(陈行水库水))，经投加混凝剂(铝盐或铁盐)后的混凝、沉淀、过滤和氯消毒等常规工艺处理净化成自来水，通过输配水管道供应用户。

原水利用率约95％左右，其余5％的水量随沉淀池排泥水和快滤池反冲洗水排出净水工艺系统之外。

由于原水中含有浑浊的颗粒悬浮物、溶解性胶体、部分大分子有机物和微生物、藻类以及胶体状金属氧化物等杂质，当原水中投加化学电介质絮凝剂铝盐或铁盐，再经混凝搅拌促使原水中杂质与混凝剂絮凝，形成“矾花”，使水澄清。

当“矾花"逐渐变大、沉降，进入沉淀池底部形成浓缩污泥，在沉淀池底部，利用虹吸原理，将浓缩污泥随排泥水排出。

滤池在过滤水过程中，截留悬浮颗粒物质，当运行一定时间需对滤池进行反冲洗。

因此，水厂沉淀池排泥水和滤池反冲洗排泥水经沉降后所形成的污泥是水厂污泥主要来源。

其次还有反应池、清水库清洗时所形成的污泥是水厂污泥次要源。

2. 污泥量的确定实施排泥水处理，首先必须确定合理的污泥量，因为污泥量的确定直接影响整个排泥水处理工程的设计规模，从而影响到设备配置和投资规模。

自来水厂的污泥量受多种因素影响，包括原水水质、水处理药剂投加量、采用的净水工艺和排泥的方式等。

污泥量确定包括两方面内容：一是排泥水总量，它决定浓缩池规模；二是总干泥量，确定污泥脱水设备的规模。

污泥量确定一般需要较长时间数据的统计结果，因此即使目前没有建设排泥水处理工程计划的自来水厂，着手进行有关水厂污泥产量资料的收集工作仍然是明智之举。

2.1 排泥水总量确定排泥水总量可分为沉淀池(或澄清池，下同)排泥水量和滤池反冲洗废水量两部分。

通常可以认为自来水厂一泵房取水量和二泵房出水量之间的差值即为自来水厂排泥水的总量。

但它不能分别确定出沉淀池排泥水量和滤池反冲洗废水量，且这一估算方法不够准确。

已投产的自来水厂，根据水厂的有关运行参数可以较准确地计算出沉淀池排泥水量和滤池反冲洗废水量。

浅谈活性污泥处理的影响因素北京万邦达环保技术股份有限公司鞍山分公司运营部姜红影响活性污泥处理的因素有很多，并且每种因素都会对污水产生不同性质的影响,当某种因素的影响严重降低处理效率时,应该及时采取补救措施,使污泥恢复正常处理功能。

当然,能预先做出防范措施,保持污泥的高效运转才是本文的真正目的。

活性污泥法是利用活性污泥中的好氧细菌及其原生动物对污水中的有机物进行吸附、氧化、分解,最终把这些有机物变成二氧化碳和水的方法。

具有效率高,应用广泛等优点。

但其在污水处理过程中受到的影响因素也颇多,本文对几个较常见的影响因素进行了讨论和研究。

1、重金属离子的影响:活性污泥法处理废水高效廉价,工艺简单,因此在城市废水的集中生化处理中,活性污泥法应用最广泛。

但当废水中重金属离子含量较高时,往往会使活性污泥的处理效率大大下降,若污水处理厂来不及调整,就会使大量未处理充分的污水排入环境中,造成严重的污染问题。

首先是外观上的影响：重金属含量多时，其污泥颜色由茶褐色变成较浅的淡棕褐色；污泥颗粒变得更细密,可压缩性更差；其次是对污泥沉降性的影响：重金属的加入会使污泥对其吸附，或与系统中产絮凝菌以及一些原生动物分泌的胞外聚合物的一OH、一NH等进行交换、络合等作用,使得污泥中无机物的比例增加,污泥自身密度增加,从而使污泥密度与水密度之间的差异增加,导致污泥沉降良好，SV也随之减小，但絮凝作用并未因此得到加强；再次是对出水COD的影响：在不同浓度情况下,Cd2+、Zn2+、Cr3+、Cu2+、Pb2+均可使污泥系统的COD去除率下降，因为这些重金属离子的存在严重影响了污泥系统中原生动物的生长并阻碍细菌的生长、繁殖。

2、硫酸盐的影响生活污水中的硫酸盐含量通常约为20~100mg/L,虽然含高浓度硫酸盐的工业废水需经处理后方可排人城市污水管网,但处理后出水中的硫酸盐浓度仍较高,因此该类废水的接人会显著增加城市生活污水中的硫酸盐浓度。

混凝土冻融破坏机理及影响混凝土抗冻性能的主要因素摘要：由于我国经济的持续发展需要，人民生活质量的持续提升，必然会对水利建设提出更加严格的要求。

一想到水利工程，不少人会将其与混凝土相联系，因为混凝土的强度高、可塑性强、造价适宜、维护成本少等优势逐渐在水利建设领域得到广泛应用。

但是在我国北方一些地区，冬季严寒等因素会对混凝土的耐久性带来不容忽视的影响，所以我们需要更加深入地分析影响混凝土抗冻性能的相关要素，然后整理出混凝土冻融破坏机理，希望能够在技术层面给予持续升级与优化，由此能够为增强工程质量带来启发与指导。

关键词：混凝土；冻融破坏机理；影抗冻性能；主要因素引言：在我国北方地区，由于冬季较长、温差很大，在进行水利工程的建筑物施工期间不可避免地要考虑混凝土质量，否则很容易造成其耐久性减弱，这对于现场施工安全及后续维护等带来不利影响。

那么，该如何最大化地增强混凝土质量、提升其抗冻性能等已经成为很多学者探讨的一个重要课题。

一、混凝土冻融破坏机理混凝土是一种富含毛细孔的典型复合材料，其内部组成包括两大部门，即：水泥砂浆与粗骨料。

若要确保在浇筑的过程中能够具备较强的和易性，则需要在混凝土中加入一些拌和水，并且其加入量需要明显超过水泥所需要的水化用水量。

此时多余的水则会通过游离水的形式停滞在混凝土内，逐步转变成具有一定体积的连通毛细孔，而这就是引起混凝土遭遇到冻害的一个直接诱因。

现今很多学者在对混凝土的冻融破坏机理进行研究的过程中提出了不少理论与学说，其中美国学者提出的“渗透压”与“膨胀压”等理论体系是最受关注的。

该理论明确指出：吸水饱和状态的混凝土若出现冻融，那么其遭受到的破坏应力包括两大组成：①在混凝土中毛细孔水在某负温因素的影响下会出现物态转变，从水变成冰，此时体积会扩大9%，由于毛细孔壁限制而形成膨胀压力，那么能够在毛细孔四周的微观结构中形成拉应力。

②在毛细孔水冻结成冰块的情况下，在凝胶孔中过冷水于混凝土微观结构的迁移、重分布等情况下会形成渗透压。

浅谈活性污泥处理系统的影响因素本文主要讨论了活性污泥的各种影响因素，包括重金属离子、硫酸盐、NaCl 及温度、供氧量、污泥指数等。

每种因素都会对污水产生不同性质的影响，当某种因素的影响严重降低处理效率时，应该及时采取补救措施，使污泥恢复正常处理功能。

当然，能预先做出防范措施，保持污泥的高效运转才是本文的真正目的。

关键字：活性污泥；污水处理；影响因素。

引言：活性污泥法是利用活性污泥中的好氧细菌及其原生动物对污水中的有机物进行吸附、氧化、分解,最终把这些有机物变成二氧化碳和水的方法。

具有效率高，应用广泛等优点。

但其在污水处理过程中受到的影响因素也颇多，本文中其一些较常见的影响因素进行了讨论和研究。

1、重金属离子的影响：活性污泥是一种絮状结构，絮状体的中央为菌胶团，在其周围有着生或爬行的原生动物…。

其菌胶团主要由动胶杆菌属细菌及假单胞菌构成。

应用活性污泥法处理废水高效廉价，工艺简单，因此在城市废水的集中生化处理中，活性污泥法应用最广泛。

但当废水中重金属离子含量较高时，往往会使活性污泥的处理效率大大下降，若污水处理厂来不及调整，就会使大量未处理充分的污水排入环境中，造成严重的污染问题。

因此考察重金属离子对活性污泥系统处理废水能力的影响，并找到一种简洁有效的监控方法及指标体系，对于污水处理工作具有重要的指导意义。

1.1重金属离子对污泥外观的影响絮凝性能变化较大，污泥中的原生动物种类和数目大大减少。

在较高浓度的Cd2+、Cu2+、Pb2+溶液中，基本检测不到原生动物的存在，污泥颜色由茶褐色(生物以纤毛虫类的钟虫为主)变成较浅的淡棕褐色；污泥颗粒变得更细密，可压缩性更差。

1.2重金属离子对活性污泥指数的影响SV的测定结果如图1所示。

从图1可以看出，重金属离子的加入对污泥的沉降指数有着较大的影响。

除了Cu2+，随着重金属离子浓度的加大，SV随之减小，这可能是随着污泥对重金属离子的吸附，部分污泥的絮体结果发生了变化。

低温对活性污泥法的影响与低温下提高脱氮除磷效率对策摘要城镇污水处理常用活性污泥法，温度对处理效果有重要影响。

我国北方冬季污水处理厂进水温度一般低于10℃，影响污泥中微生物活性，对活性污泥法中污泥沉降、有机物去除、脱氮除磷性能均有影响。

国内外研究者提出了改善保温条件、调整工艺流程、引进耐寒菌株等诸多解决方案。

1低温对活性污泥法的影响1.1低温引起污泥膨胀低温下丝状菌大量繁殖，进而引发污泥膨胀，污泥絮体松散、质量变轻。

吴成强等对低温时一体式活性污泥反应器进行研究发现胞外分泌物比常温时高1.7倍[1]，污泥难于压缩和沉淀。

污泥在低温下负电荷较少，亲水性增强，导致沉降性和脱水性变差[2]。

1.2低温影响有机物去除率研究表明绝大部分微生物活性与温度成正比，随温度降低，常温微生物脱离最适温度范围，部分微生物进入休眠状态，对有机物摄取能力下降，进而使降解效率下降。

但有部分研究表明[2,3,4]，延长停留时间，低温下COD去除率仍可达到80%以上。

1.3低温影响脱氮效率低温条件下，硝化细菌和反硝化细菌活性降低，TN去除效率明显降低。

研究表明4℃消化作用和反硝化作用降至几乎为零[2,4]。

低温有利于水中溶解氧浓度的上升，不利于形成严格缺氧环境。

1.4低温影响除磷效率活性污泥法除磷原理依赖于聚磷菌的吸磷作用，并通过排泥最终去除。

研究表明聚磷菌的作用受温度影响较复杂，由15℃下降到10℃除磷效果急剧下降，温度下降到4℃时，除磷效率又恢复[3] 。

2低温下提高脱氮除磷效率对策2.1改善保温条件为污水处理设施增加顶棚、建在室内或半地下结构、提供热源等是可行的温度调节措施。

改善保温条件使活性污泥运行法运行温度提高，调节微生物种群组成，提高污泥活性，限制丝状菌大量繁殖，改善污泥沉降性能。

2.2生物强化生物强化是指定向培养耐低温的菌株用于活性污泥法处理。

主要是培养和驯化耐低温的硝化细菌和反硝化细菌，保证生物脱氮所需的菌种的生物量。

污泥处理系统中N2O变化特性和影响因素的研究污泥处理系统中N2O变化特性和影响因素的研究随着城市化进程的加快和工业化的发展，污水处理厂成为城市环境管理中不可或缺的一环。

然而，在污水处理过程中产生的污泥会释放出一种对大气层臭氧影响较大的温室气体，即氧化亚氮（N2O）。

N2O的释放不仅增加着温室效应，还对大气层臭氧层的稳定性构成威胁。

因此，研究污泥处理系统中N2O的变化特性和影响因素，对于减少温室气体的排放、保护环境具有重要意义。

一、污泥处理系统中N2O的生成机制污泥处理系统中N2O的生成机制包括两个主要的途径：硝化作用和反硝化作用。

硝化是指将氨氮通过氧化转化为亚硝酸盐和硝酸盐的过程。

在污水处理过程中，硝化通常发生在好氧环境中。

氨氮通过氨氧化菌（AOB）和亚硝酸氧化菌（NOB）的代谢转化为亚硝酸盐，再由亚硝酸氧化菌进一步氧化生成硝酸盐。

而亚硝酸盐则是生成N2O的关键中间产物。

反硝化是指在缺氧条件下，硝酸盐通过还原转化为N2O或甲烷等气体的过程。

在此过程中，硝酸盐会被反硝化细菌还原为亚硝酸盐，进而部分亚硝酸盐再被其他细菌还原为N2O，并释放到大气层中。

二、污泥处理系统中N2O的变化特性1. N2O释放的季节性变化：污泥处理系统中N2O的释放量存在明显的季节性变化。

在冬季，生物活性较低，适宜生物反应发生的环境条件较差，因此N2O的排放量相对较低。

而到了夏季，温度升高，湿度增加，有利于微生物活动的活跃，因此污泥处理系统中N2O的释放量明显增加。

2. 污泥处理方式对N2O排放的影响：不同的污泥处理方式对N2O排放有不同的影响。

例如，传统的污泥浓缩和堆肥处理方式中，未经稳态处理的污泥中N2O的含量较高；而采用好氧消化和厌氧消化等新型处理方式，能够显著降低N2O的排放。

3. 污泥中碳氮比对N2O产生的影响：污泥中碳氮比的高低也会对N2O产生起到一定的影响。

碳源是微生物生长和代谢的基础，碳氮比较高时，微生物在生长过程中能够利用更多的有机碳，从而减少N2O的生成。

中国环境科学 2008,28(4)：340~344 China Environmental Science 含油污泥低温热解的影响因素及产物性质宋薇,刘建国*,聂永丰(清华大学环境科学与工程系,北京 100084)摘要：利用外热式固定床反应系统对含油污泥进行了热解实验,研究了污泥性质、热解终温及加热方式对热解产物分布的影响,并对产物性质进行了探讨.结果表明,热解液体与气体的产率随挥发分含量的升高而增大;升高热解终温可促进一次分解与二次分解反应的进行,直到500℃时液体产率达到最大值;而快速加热方式会降低固体与液体的产率;热解的液体产物是组成复杂的宽沸点油,C5~C27的烷烃含量高;热解气体与固体残渣分别以烃类和灰分为主.关键词：含油污泥;热解;影响因素;固定床反应器中图分类号：X706文献标识码：A文章编号：1000-6923(2008)04-0340-05Influencing factors and product property of low temperature pyrolysis of oil sludge. SONG Wei, LIU Jian-guo*, NIE Y ong-feng(Department of Environmental Science and Engineering Tsinghua University, Beijing 100084，China).China Environmental Science, 2008,28(4)：340~344Abstract：The pyrolysis experiments of oil sludge were carried out utilizing an external-heat fixed bed reactor to study the influence of sludge property, final pyrolysis temperature and heating pattern on the products distribution, and the properties of pyrolysis products were inquired into.Pyrolysis liquid and gas producing rate increased with enhancing volatile content; enhancing final temperature could promote the carried out of primary and secondary decomposition reaction; and rapid heating pattern could decrease the producing rate of solid and liquid. Liquid product of pyrolysis was composed of complex wide boiling point oil with high content of alkane; and the main pyrolysis gas and solid residue were hydrocarbon type and ash component, respectively.Key words：oil sludge；pyrolysis；influencing factor；fixed bed reactor含油污泥是在原油开采、集输及炼制过程中产生的由矿物油、矿物质及水构成的废物,具有成分复杂、性质变化大及环境危害严重的特点.据不完全统计,2006年我国产生量达10~44万t[1],另有数量巨大的污泥积存于堆场内.含油污泥处理已成为石化行业亟待解决的重要环境问题之一.热解是在无氧或缺氧的条件下,利用高温使含油污泥中的有机成分发生裂解,逸出挥发性产物并形成固体焦炭的一种热处理技术.其特点是处置彻底、减量减容效果好、二次污染少、资源回收率高、回收方式灵活,在含油污泥处理领域受到关注[2].目前国内外对含油污泥热解工艺已经展开初步实验研究.Schmidt等[3]与陈超[4]等分别在循环流化床与小型回转窑上进行了实验,重点研究反应炉型的工程适用性.Shie[5]等在热重分析仪上对其热解的反应动力学进行了探讨,而对于含油污泥热解的影响因素及产物性质有待进一步深入研究.为此,作者利用自行设计和制造的小型外热式固定床反应系统进行热解实验,研究影响因素、污泥性质、热解终温及加热方式对产物分布影响的规律,并对热解产物性质进行了分析,为含油污泥热解工艺的优化设计与合理运行操作提供理论基础.1材料与方法1.1实验物料含油污泥样品1~3号分别取自我国3个大型油田.以空气干燥基(50,℃干燥24h)作为分析基准,其性质分析数据如表1所示.其中,工业分析中的M ad V ad和C ad对应于样品空气干燥基的水分含量、灰分含量、挥发分含量以及固定碳含量. 收稿日期：2007-08-17* 责任作者, 副教授, jgliu@4期 宋 薇等：含油污泥低温热解的影响因素及产物性质 341表1 含油污泥与固体残渣性质分析Table 1 Property analysis of oil sludge and solid residue 工业分析(%) 元素分析(%) 样品编号 M ad A ad V ad FC ad C H N S热值 (kJ/kg)1 0.65 51.88 46.17 1.30 35.91 5.99 0.65 0.4115422.412 2.11 65.92 27.26 4.71 23.94 3.9 0.24 1.9812224.833 1.78 57.52 40.50 0.2 34.16 5.38 0.59 0.3714219.52固体残渣 0 85.06 9.32 5.62 11.11 0.34 0.38 0.603420.321.2 实验装置实验采用自制的热解系统,见图1.其中,热解炉为立式电阻炉,功率为4kW;反应器为内径150mm.高230mm,容积4L 的罐式结构.991 2 4 57810113P 6T图1 热解实验装置示意Fig.1 Schematic diagram of pyrolysis system1.载气瓶,2.转子流量计,3. U 型管压力计,4.热解反应器5.立式电阻炉,6.温度控制仪,7.水冷凝管,8.冰水冷 凝管9.热解液体收集瓶, 10.湿式累计流量计,11.气体收集容器1.3 实验方法实验操作采用恒定温度的快速加热与恒定升温速率(10/min)℃的慢速加热2种方式.快速加热时,先将反应器置于热解炉外,污泥样品放入反应器,连接系统,氮气吹扫排空并试漏,同时通电将热解炉加热至反应温度(350,450,500,550),℃再迅速将反应器放入热解炉腔,开始反应;慢速加热则是将已盛有污泥样品的反应器先放入炉腔内,再开始加热.图2为2种方式下样品的升温速率曲线.与慢速方式的恒定速率加热不同,快速加热时升温速率随热解时间变化,初始速率迅速升高,然后逐渐下降直至为0,而且热解终温越高,最大升温速率越大.2种方式的样品量均为150g,物料温度作为热解终温,固体停留时间1h,实验过程中氮气吹扫速率为100mL/min.产生的热解液体收集于收集瓶中,粘附在系统管壁上的液体重量可通过对实验前后的管重称量获得.热解气体全部收集,由多维气相色谱定量分析.1020 30 40500100200300400500600温度(℃)时间(min)图2 热解过程中反应器内的升温曲线 Fig.2 Heating curve in the reactor for differenttemperature2 结果与分析2.1 热解条件对产物分布的影响各工况下收集的产物质量占进料的90%~ 93%,损失主要由热解液体粘附于反应器和热解气体分析误差引起的,固体残渣基本不产生误差,故将误差平均分配到热解液体与热解气体中,以下分析均是以分配误差后进行的.2.1.1 污泥性质 表2列出3种污泥样品在热解终温为500℃时的产物分布.由表2可见,高挥发性的1号样品,其液、气产率较高(43.00%),固体残渣产率较低;反之,挥发分含量低的2号样品,液气产率也低(31.68%).因含油污泥热解实质是其中的矿物油(可由挥发分含量表示)发生热转化,有机物向固、液、气3相的转化率分别为11.64%~20.69%, 46.95%~66.78%,21.58~27.42%,即大量有机物转化至液气2相,其中转化液相较多,仅少量转化至固相.而且灰分含量高(以矿物质为主)的2号样品,固、气转化率高于其他2个样品,液体转化率则相应较低,这与Raveendran 等[6]的研究结果一致.可见,污泥性质,尤其是挥发分含量是影响热解产物分布的主要内在因素.342 中 国 环 境 科 学 28卷表2 不同性质热解产物产率与挥发分转化率Table 2 Pyrolysis product yield and volatile conversionrate of different sludge产率(%)挥发分转化率(%)样品编号 固体残渣 热解液体 热解气体 固体残渣 热解液体热解气体1 57.00 32.50 10.50 11.64 66.7821.582 68.32 20.00 11.68 20.69 46.9527.423 58.40 28.64 12.96 16.46 55.1524.962.1.2 温度 以1号样品为例,分析温度对热解产物的影响.由图3可见,随温度升高,产物中的固体残渣由67%降至56%;气体由7.4%增加至11.7%,而热解液体在500℃时出现最大值,温度再高时产率略有减少.可见,热解终温对产物的分布具有较大影响,随着热解终温升高,挥发物析出的一次反应进行得更为彻底,即固体残渣降低.同时,高温时污泥中的矿物油更多地直接断裂为气体或者生成的热解油二次热解转化至气相[7],从而使得热解液体出现先升后降趋势,而气体产率呈现始终增加趋势.450℃是热解反应的转折点,此前反应较为剧烈,而后变化平缓.可见,温度是污泥热解的重要影响因素.4080120550500 450 350质量分数(%)温度(℃)固体残渣热解液体热解气体图3 不同温度下热解产物的产率Fig.3 Pyrolysis product yield at different temperature2.1.3 加热方式 图4为1号污泥在热解终温为500℃时的2种加热方式的产物分布.快速加热方式与慢速加热方式相比,固体残渣产率降低3%,液体产率降低 1.3%,气体产率相应地增加4.3%.这一方面是由于慢速加热促进脱水和炭化反应,另一方面快速加热方式使得挥发分在高温环境下的停留时间延长,促进了液体二次裂解反应[8]所致.但总体而言,在实验范围内,两种加热方式的物料热解产物分布的区别不显著.204060热解产物热解气体固体残渣热解液体 质量分数(%)图4 不同加热方式下热解产物的产率 Fig.4 Pyrolysis product yield and volatileconversion rate at different heating2.2 热解产物性质热解产物性质影响着热解工艺条件的选择并决定着产物处理利用的途径.以1号样品的500℃恒温快速热解为例分析含油污泥热解产物的性质.2.2.1 热解液体 热解液体为油水混合物,利用分液漏斗将冷凝水与热解油分离.其中冷凝水产率为7.84%,占液体总量的24.12%,鉴于矿物油中氧含量不高[8],故此部分水多来自于样品中的结合水,少量源自热解产物.由图5可见,鉴定出的色谱峰近200个(占总面积的93%),主要组成(含量> 1%)及含量列于表3.由图5,表3可见,热解油由C 5~C 27连续的碳氢化合物组成,成分众多,烯烃和烷烃成对出现,而且低碳数成分含量较高,这是由碳链无规则断裂[9]与末端断裂[10]共同作用的结果.对比原样中的矿物油与热解油谱图,矿物油中析出高峰C 18H 38与C 17H 36(与油源相关[11])在热解油谱图中也表现明显,但含量降低,说明此过程不仅发生由大分子向小分子热分解反应,同时也伴有矿物油的挥发析出.对GC/MS 的结果分析得到,热解油中烷烃、烯烃、芳香烃及杂质化合物分别为42.72%、20.18%、29.69%和9.31%,烷烃为主要成分.鉴于原样中的矿物油以烷烃为主,不含烯烃[12],故烯烃源于热解过程,与此同时发生的Diels -Alder 双4期 宋 薇等：含油污泥低温热解的影响因素及产物性质 343烯合成反应,生成芳香烃(以甲苯与二甲苯为主,三苯环物质极少).此外,热解油中还含有9.31%的杂质化合物,多以羟基含氧化合物存在,因矿物油中的氧含量较低,这可能是因系统中少量残留氧存在,发生氢氧化反应[13]所致.强度(×107)10 5210 10 20 30 40 5010 20 30 40 50时间(min) 热解油矿物油强度(×107)图5 热解油与矿物油的总离子流谱图Fig.5 Total ion current chromatograms of the pyrolysis oilat different temperature表3 热解油的主要成分与含量Table 3 Main composition and content in pyrolysis oil出峰时间 (min)名称分子式含量 (%) 出峰时间(min)名称分子式含量(%)1.77 1-己烯 C 6H 12 1.29 11.54 1-十一烯C 11H 221.932.37 1-庚烯 C 7H 143.17 11.77 正十一烷C 11H 241.343.39苯C 6H 6 5.05 14.46 1-十二烯C 12H 241.243.68 1-辛烯 C 8H 16 2.12 14.68 正十二烷C 12H 261.665.43邻二甲苯 C 8H 10 1.97 17.27 1-十三烯C 13H 261.315.84 1-壬烯 C 9H 18 1.95 17.47 正十三烷C 13H 281.046.04正壬烷 C 9H 20 1.82 27.32 正十七烷C 17H 361.698.59 1-癸烯 C 10H 20 1.95 29.55 正十八烷C 18H 382.678.82正癸烷 C 10H 22 2.17馏程分布是判断油品特性与应用潜力的一个重要指标,利用气相色谱模拟蒸馏方法(ASTM - D2887)测定热解油的馏程分布,结果列于表4.与原油、馏分油[14]相比,热解油的轻质馏分(< 360)℃高于原油而低于馏分油,即其油品处于原油与馏分油之间,此点也在热值方面得以体现.表4 馏程分布与热值比较Table 4 Comparison of distillation range distributionand heat value馏程分布(%)油品类型汽油成分<200℃煤油成分200~300℃ 柴油成分 300~360℃ 重质组分>360℃热值(MJ/kg)热解油17.6 17.08 10.82 54.50 46.08原油 6.9 12.71 8.99 71.40 42.00馏分油51.0 25.83 16.73 6.44 48.002.2.2 热解气体 由图6可见,热解气体成分的体积分数:烃类67.39%,H 2 24.99%,CO 2 5.83%,CO 1.79%,烃类是气体的主要成分.其中烃类CH 4、C 2H 4、C 2H 6、C 3H 6、C 3H 8、i -C 4H 10、n -C 4H 10与1,3-C 4H 10分别为26.27%、13.46%、9.99%、12.35%、3.39%、0.18%、0.65%与1.12%,呈现低碳数烃大于高碳数烃,同碳数的烯烃高于烷烃,正构烷烃高于异构烷烃的规律,这分别体现了自由基反应在低压高温条件下,末端断链明显[10]; C —C与C —H 键断裂均生成烯烃及正构烷烃分解不易生成异构烷烃的特点[15].45µm图6 固体残渣的SEM 照片 Fig.6 SEM photograph of solid residue2.2.3 固体残渣 与原样相比,挥发分含量降低,灰分与固定炭上升,体现了热解时分解与缩聚2个方向反应同时进行的反应特征,固体残渣的工业分析与元素分析列于表1.而残渣中的N 元素含量的降低表明其易转化至挥发分; S 元素则表现出在残渣中增大的富集倾向.另由残渣的SEM(图6)看出,残渣以焦状物呈棉絮状粘附于344 中国环境科学 28卷矿物质表面的形态存在,且焦状物无明显微孔结构,矿物质粒径范围较大,由几µm至几十µm.3结论3.1污泥的挥发分含量是影响热解产物分布的重要因素,热解液体与气体的产率随挥发分含量的升高而增大,而且灰分含量越高越有利于有机物向固相与气相转化;温度是影响污泥热解的另一重要因素,温度升高可促进含油污泥中有机物的一次热解反应以及生成热解油的二次热解反应的进行,450℃是污泥热解的转折点,而500℃时液体产率最高;实验范围内快速加热方式会降低固体与液体产率,但影响不显著.3.2热解油是组成复杂的宽沸点油,其烷烃含量较高,热解油油品处于原油与馏分油之间,以C5~C27的烷烃为主;热解气体主要成分是烃类,低温时CO2含量较高;固体残渣灰分含量高并以棉絮状焦状物状粘附于矿物质表面的形态存在.参考文献：[1] 邓皓,刘子龙,王蓉沙,等.含油污泥资源化利用技术研究 [J].油气田环境保护, 2007,17(1):27-42.[2] Prame Punnaruttanakun, Vissanu Meeyoo, Chatvalee Kalambaheti, etal．Pyrolysis of API separator sludge [J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2003(68):547-560.[3] Schmidt H, Kaminsiy W. Pyrolysis of oil sludge in a fluidised bedreactor [J]. Chemoshpere, 2001(45): 285-302. [4] 陈超,姚强,李水清,等. 含油污泥回转式连续热解——质能平衡及产物分析 [J]．化工学报, 2006,57(3):650-657．[5] Shie Je Lueng, Chang Ching yuan, Lin Jyh ping, et al．Resourcesrecovery of oil sludge by pyrolysis: kinetics study [J]．Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 2000, 75(6):443-450. [6] Raveendran K, Uaesh Anuradda, Khilart Kartic C. Influence ofmineral matter on biomass pyrolysis characteristic [J]. Fuel, 1995, 74(12):1812-1822.[7] 李海英,张书廷,赵新华.城市污水污泥热解温度对产物分布的影响 [J]. 太阳能学报, 2006,27(8):835-840.[8] 梁文杰.重质油化学 [M]. 东营:石油大学出版社, 1999.[9] Demirbas A. Pyrolysis of municipal plastic wastes for recovery ofgasoline-range hydrocarbons [J]. Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 2004.72(1): 97-104.[10] 穆光照.自由基反应 [M]. 北京:高等教育出版社, 1985.[11] 吴世培,廖华兰.正构烷烃气相色谱指纹法鉴别海面溢油源 [J].海洋环境科学, 1986,5(2):62-73.[12] 张建芳,山红红.炼油工艺基础知识 [M]. 北京:中国石化出版社, 1994.[13] 国井大藏.重油燃烧技术 [M]. 东方锅炉厂《重油燃烧技术》翻译组译.北京:石油化学工业出版社, 1977.[14] 任杰,翁惠新,刘馥英.模拟蒸馏法测定原油和馏分油的沸程分布 [J]. 抚顺石油学院学报, 1992,28(4):1-5.[15] 陈超.含油污泥热解及产物性质研究 [D]. 北京:清华大学,2006.作者简介：宋薇(1978-),女,山东济南人,清华大学环境科学与工程系在读博士研究生,研究方向为固体废物热解研究.发表论文7篇.蒙特利尔议定书20周年时臭氧层有恢复迹象1987年9月16日,来自24个国家的代表聚会蒙特利尔,制定蒙特利尔议定书.当时美国EPA局长Lee M. Thomos 称要逆转对臭氧层的损害需要全球合作.条约具体规定氯氟烃、哈龙、四氯化碳和甲基氯为臭氧损耗物质,并定出淘汰时间表.20年后,实施蒙特利尔议定书取得巨大成功.联合国前秘书长安南称其为“迄今实施得最好的国际协定.”现任美国EPA局长Stephen L.Johnson 于2007年9月16日在20周年庆祝会上说,蒙特利尔议定书是人类为创建一个更健康、更美好的世界显示其智慧、能力和决心的光辉榜样.“同一天,与会各国代表一起商讨继续推进保护臭氧层的重要性.”EPA在会上说美国执行蒙特利尔议定书比预期的快、费用更少.EPA已批准300种以上替代产品,许多新技术更节能和减少温室气体排放.EPA称自1998年以来世界大部分地区臭氧层变薄已减轻.预计到2060~2075年南极臭氧将恢复到1980年水平.EPA还估计1990~2065年将有约630万美国人的生命由于国际共同努力保护臭氧层而得到拯救.江英摘自《Environmenatl Progress》December, 307(2007)。

活性污泥解体的原因和解决对策
活性污泥解体是污水处理过程中的一个常见问题，其主要原因有以下几点：
1. 污泥质量不稳定。

污泥质量不稳定是活性污泥解体的主要原因之一。

污泥中微生物的种类和数量会随着进水水质、温度、pH值等因素的改变而发生变化，从而导致污泥质量不稳定。

2. 污泥过度负荷。

如果进水水质突然发生变化，或者进水量突然增加，都会导致污泥过度负荷，从而引起活性污泥解体。

3. 污泥中有害物质的存在。

如果进水中含有重金属、有机物等有害物质，会对污泥中的微生物产生毒害作用，从而导致活性污泥解体。

为了解决活性污泥解体问题，可以采取以下对策：
1. 加强污泥管理。

对于污泥的质量和数量进行严格管理，确保污泥的稳定性和可控性。

2. 加强进水水质监测。

及时监测进水水质的变化，及时调整处理工艺和设备，避免污泥过度负荷。

3. 加强预处理。

对于进水中含有的有害物质进行预处理，减少对污泥微生物的影响。

4. 加强维护和保养。

定期对处理设备进行检修和保养，确保设备正常运行，避免设备故障引起的污泥解体。

总之，活性污泥解体是一个复杂的问题，需要从多个方面进行综合治理。

只有加强管理和维护，才能确保处理效果和环保效益。

活性污泥法的影响因素及影响程度影响活性污泥法的因素：溶解氧、有机负荷、营养物质、pH值、水温、有毒物质。

1、有机负荷对活性污泥法的影响：每一种好氧活性污泥法都有其最佳有机负荷，在进水有机负荷接近和等于其最佳值时，才有最佳效果。

进水有机负荷过高或过低，偏离最佳值，将会破坏活性污泥系统运行的效果。

2、温度对活性污泥法的影响：温度对活性污泥法中的微生物的影响是非常广泛的。

有的微生物喜欢生活在高温环境中（50~70℃），有的则喜欢生活在低温环境中（-5~10℃），但污水处理中的微生物大部分适宜生长在15~35℃之间。

在适宜的温度范围内，温度越高，微生物的活性越强，处理效果也越好，反之温度越低，生物活性就越差。

3、pH值对活性污泥法的影响：活性污泥中的各种微生物都有它们适宜的pH值范围，一般适宜的pH值在6~9之间。

pH值在45以下，活性污泥中原生动物将全部消失，大多数微生物的活动受到抑制。

只有真菌成为优势菌种，活性污泥絮体受到损坏，极易产生污泥膨胀。

当pH值大于9后，微生物的代谢速率将受到不利的影响，菌胶团会解体，悬浮物增多，出水恶化。

4、有毒、有害物质对好氧活性污泥法的影响：当污水中含有对微生物有毒、有害或有抑制作用的物质时，活性污泥的性能将会下降，直至完全失去作用。

《污水排入城市下水道水质标准》（CT3082-1999）中列出了常见的有毒、有害物质对活性污泥产生抑制作用的最低浓度进入活性污泥法处理系统的污水中的有毒有害物质的最低浓度含量应低于表中的限值。

有毒、有害物质的毒害作用还与处理过程中的水温、溶解氧、pH值等多种因素有关，也与有毒、有害物质共存时，其毒性相加或相减有关，还与微生物经过驯化后抗毒性能有关。

实践证明，经过专项、长期培训的特殊菌种，可以处理利用污水中的一定量的有毒、有害物质，有时甚至可以将有毒害物质变成微生物的营养成分，例如苯和酚等。

冻融侵蚀的影响因素及防治措施冻融侵蚀是指在寒冷地区，由于水在冻结和融化过程中产生的体积变化，导致地表岩土松动，从而引发侵蚀的现象。

冻融侵蚀对地表和土壤的稳定性和生态环境造成了严重影响，因此，研究冻融侵蚀的影响因素和防治措施非常重要。

影响因素1.温度变化：冻融侵蚀主要发生在寒冷地区，温度变化是冻融侵蚀的首要因素。

温度的昼夜变化、季节变化以及年际变化都可能对冻融侵蚀造成影响。

2.土壤含水量：土壤中的含水量是冻融侵蚀的重要因素。

当土壤中的含水量较高时，水在冻结时会形成冰膜，增加冻结的力量，从而加剧侵蚀的程度。

3.土壤固结度：土壤的固结度是指土壤颗粒间的接触力，也是冻融侵蚀的影响因素之一、固结度较低的土壤容易受到冻融作用的影响，从而加剧侵蚀。

4.地形和坡度：地形和坡度对冻融侵蚀有显著影响。

在陡峭的山坡上，水在冻结过程中容易形成冰川，增加了冻融侵蚀的力量。

防治措施1.合理规划土地利用：合理规划土地利用是预防和减轻冻融侵蚀的重要措施。

在寒冷地区，应避免在易发生冻融侵蚀的地区开展农业、工业等活动，减少土壤的破坏和侵蚀。

2.加强水资源管理：合理利用和管理水资源可以减轻冻融侵蚀的影响。

避免水分过度积聚和堆积，以减少冻结过程中水分的体积膨胀造成的压力。

3.提高土壤质量：改善土壤结构，提高土壤的固结度和抗冻性，对于控制冻融侵蚀非常重要。

通过添加有机质、改良土壤、合理施肥等措施，提高土壤的保水能力和抗冻性。

4.构筑防护措施：在易受冻融侵蚀地区，可采用人工构筑的地表覆盖体系，如透水沥青、湿地建设等，能够有效减少水分渗透并加强土壤的稳定性。

5.种植植被：种植植被是防治冻融侵蚀的有效方法之一、植被能够增加土壤的覆盖率，减少土壤的暴露程度，保持土壤的稳定性，减缓冻融侵蚀的过程。

总结起来，冻融侵蚀的影响因素主要包括温度变化、土壤含水量、土壤固结度以及地形和坡度等。

为了减轻冻融侵蚀带来的影响，应采取合理规划土地利用、加强水资源管理、提高土壤质量、构筑防护措施以及种植植被等防治措施。

第38卷㊀第7期2020年7月环㊀境㊀工㊀程Environmental EngineeringVol.38㊀No.7Jul.㊀2020城镇污水处理厂活性污泥反硝化速率的影响因素及优化运行研究周㊀圆1㊀支丽玲1㊀郑凯凯1,2㊀王㊀燕1,2㊀李㊀激1,3,4∗(1.江南大学环境与土木工程学院,江苏无锡214122;2.无锡普汇环保科技有限公司,江苏无锡214028;3.江苏省厌氧生物技术重点实验室,江苏无锡214122;4.江苏省高校水处理技术与材料协同创新中心,江苏苏州215009)摘要:反硝化过程是影响污水处理厂出水总氮达标排放的重要环节之一,进水碳源㊁回流比㊁溶解氧(DO )和搅拌方式等均为影响活性污泥反硝化性能的重要因素㊂通过对太湖流域58座污水处理厂提标改造的运行效果进行评估分析,并对水质波动规律㊁工艺设计及设备设施等方面进行调研及优化分析,研究了不同条件对活性污泥反硝化速率的影响,探讨了污水处理厂在实际生产运行中反硝化脱氮过程主要存在的问题及对策㊂结果表明:各厂反硝化速率在0~5.18mg NO -3-N /(g VSS ㊃h )时,平均反硝化速率为1.40mg NO -3-N /(g VSS ㊃h ),进水碳源浓度较低为各个污水处理厂反硝化速率较低的主要原因㊂其中外加碳源的种类㊁投加点位对反硝化脱氮具有较大的影响,在各厂进水中投加易降解碳源并保持较高的搅拌速率后,发现反硝化潜力为1.16~20.80mg NO -3-N /(g VSS ㊃h ),表明改善进水水质并创造较好的反硝化条件,有利于整体反硝化水平的提升㊂此外,充分的搅拌条件也可增强污泥的反硝化性能㊂另外,选择合适的内回流比可以有效强化生物反硝化脱氮性能,但内回流中高DO 对反硝化影响较大,降低回流DO 可以有效提高NO -3-N 去除量㊂关键词:反硝化;进水碳源;回流比;DO ;搅拌DOI:10.13205/j.hjgc.202007016㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀㊀收稿日期:2020-02-10基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项 工业聚集区污染控制与尾水水质提升技术集成与应用 (2017ZX07202-001-004)㊂第一作者:周圆(1995-),男,硕士研究生,主要研究方向为废水处理技术㊂zhouyuan8995@ ∗通信作者:李激(1970-),女,博士,教授,主要研究方向为废水处理技术㊂liji@INFLUENCING FACTORS AND OPTIMIZATION ANALYSIS OF DENITRIFICATION RATE INURBAN WASTEWATER TREATMENT PLANTSZHOU Yuan 1,ZHI Li-ling 1,ZHENG Kai-kai 1,2,WANG Yan 1,2,LI Ji 1,3,4∗(1.School of Environmental and Civil Engineering,Jiangnan University,Wuxi 214122,China;2.Wuxi Puhui Environmental Protection Technology Co.,Ltd,Wuxi 214028,China;3.Jiangsu Key Laboratory of Anaerobic Biotechnology,Wuxi 214122,China;4.Jiangsu University Water Treatment Technology and Materials Collaborative Innovation Center,Suzhou 215009,China)Abstract :Denitrification is one of the important processes of wastewater treatment plant (WWTP).The carbon source,refluxratio,DO and agitation method are all important factors affecting the denitrification.Fifty-eight WWTPs in Taihu Lake Basinwere evaluated for upgrading operation,and the law of water quality fluctuation,process design and equipments were investigated and analyzed to explore the impact of different conditions on the denitrification rate of activated sludge,so as to provide basic data for the operation and management of high standard WWTPs in the future.The results showed that thedenitrification rate was in the range of 0~5.18mg NO -3-N /(g VSS ㊃h),among which the average denitrification rate was 1.40mg NO -3-N /(g VSS ㊃h).The main reason for the low denitrification rate was the low concentration of carbon source in theinfluent.Among them,the type and location of the added carbon source had greater impact on nitrification and denitrification.It could also enhance the denitrification performance of sludge through adding appropriate carbon source and sufficient stirring第7期周㊀圆,等:城镇污水处理厂活性污泥反硝化速率的影响因素及优化运行研究conditions.When adding easily degradable carbon source in the influent of each WWTP and maintaining a relatively low concentration of carbon source in the influent,the denitrification potential was found to be1.16~20.80mg NO-3-N/g VSS㊃h at a high agitation rate,which indicated that improving the quality of influent water and creating better denitrification conditions were conducive to the improvement of the overall denitrification level.Setting proper internal reflux ratio could effectively enhance the biological denitrification performance,however,high dissolved oxygen in internal reflux had greater effect on denitrification,and reducing the reflux dissolved oxygen could effectively promote the NO-3-N removal.Keywords:denitrification;influent carbon source;reflux ratio;dissolved oxygen;agitation0㊀引㊀言当前,由于氮污染所导致的水体富营养化已严重影响了农业㊁渔业以及旅游业等众多行业的发展[1]㊂随着国家水污染防治工作的要求日益严格,氮的排放标准在不断提高㊂在江苏省,自2021年1月1日起,太湖流域污水处理厂拟按照DB32/1072 2018‘太湖地区城镇污水处理厂及重点工业行业主要水污染排放限值“执行,其中对出水TN浓度限值低于10 mg/L㊂因此,太湖流域污水处理厂新一轮提标改造迫在眉睫㊂对城镇污水处理厂的提标改造工作既要从经济成本角度出发,明确现有生物脱氮工艺中反硝化性能的影响因素[2],又要加强调控,保障污水处理厂出水达标㊂目前,常规市政污水处理厂处理工艺脱氮技术以生物处理法为主[3]㊂由于活性污泥对氮的去除主要是通过硝化及反硝化菌的生物作用而实现的[4],影响这些微生物环境的参数(如进水水质㊁DO㊁有毒物质等)变化势必对整个系统的微生物反硝化速率产生影响,且污水处理工艺的设计条件和进水碳源等因素也会进一步限制氮的去除[5],因此反硝化效果不稳定是多数污水处理厂面临的主要问题㊂一般污水处理厂在对脱氮工艺进行优化时,通常采取延长缺氧段水力停留时间(HRT)㊁延长污泥龄㊁控制较低的DO浓度和投加优质碳源等措施来提高系统的反硝化能力㊂不过,由于各个污水处理厂的进水水质及实际运行条件差异较大,上述方法并非对所有的污水处理厂都适用,因此针对活性污泥系统的反硝化速率优化问题,需明确活性污泥的反硝化速率机制及其影响因素,对症下药以避免不必要的资源浪费㊂本文通过对太湖流域58座污水处理厂进行提标改造运行评估,分析总结各厂在运行中反硝化过程存在问题的原因,结合对水质波动规律㊁工艺设计及设备设施进行调研结果,探究投加外源性碳源种类㊁投加量和投加位点㊁DO和搅拌㊁内回流比等条件对活性污泥反硝化速率的影响,为未来高标准TN排放的污水处理厂的运行管理提供参考㊂1㊀材料与方法1.1㊀试验方案投加不同种类的外源性碳源,设置不同碳源投加量以及投加位点㊁DO和搅拌方式,以及不同内回流比等条件,探究在不同条件下活性污泥反硝化速率的变化情况㊂1.2㊀活性污泥反硝化速率测定取4L缺氧区活性污泥和4L一级处理出水共8L泥水混合液,搅拌并控制其ρ(DO)为0;加入1.2 g的KNO3以保证初始NO-3-N浓度;搅拌模拟缺氧池环境(全程确保ρ(DO)为0),分别在0,1,3,5,10, 15,20,30,45,60,90,120min测定混合液中的NO-3-N 浓度;根据混合液中NO-3-N浓度的变化情况分阶段对结果进行线性回归(以时间为横坐标,NO-3-N浓度为纵坐标),获得不同阶段污泥系统的反硝化曲线,再根据污泥系统的污泥浓度即可推算出系统的反硝化速率[反硝化速率=斜率/VSS,单位:mg NO-3-N/ (g VSS㊃h)]㊂反硝化速率曲线一般分为3段:第1段,利用进水中快速碳源时的反硝化速率;第2段,利用进水中慢速碳源时的反硝化速率;第3段,利用微生物内源碳源时的反硝化速率[6]㊂1.3㊀活性污泥反硝化潜力测定取4L缺氧区活性污泥和4L自来水共8L泥水混合液,搅拌并控制其ρ(DO)至0;加入1.2g的KNO3以保证初始NO-3-N浓度,加入优质碳源(如乙酸钠1g);搅拌模拟缺氧池环境(全程确保ρ(DO)为0),分别在0,1,3,5,10,15,20,30,45,60,90,120min 测定混合液中的NO-3-N浓度;根据混合液中NO-3-N 浓度的变化情况分阶段作线性回归(以时间为横坐标,NO-3-N浓度为纵坐标),得到不同阶段污泥系统的反硝化曲线,再根据污泥系统的污泥浓度就可以同样推算出系统的反硝化潜力速率㊂101环㊀境㊀工㊀程第38卷1.4㊀常规指标检测方法水质参数如COD㊁NO -3-N㊁TN 和NH 3-N 等指标均采用‘水和废水监测分析方法“(第四版)[7]测定㊂污泥参数如MLSS㊁MLVSS 等指标采用CJ /T 2212005‘城市污水处理厂污泥检验方法“测定㊂2㊀结果与讨论2.1㊀污水处理厂活性污泥反硝化速率特征及影响因素活性污泥反硝化速率的测定对于市政污水处理厂生化反应池缺氧区的设计具有重要意义[8],根据反硝化速率可更加合理地确定生物反应池的水力停留时间,使其既能满足反硝化反应的充分进行,又不至于停留时间过长导致池容量过大,进而增加构筑物建设投资等问题㊂以太湖流域58座污水处理厂作为调查对象,统计分析了各厂反硝化速率水平,结果如图1和表1所示㊂图1㊀58座污水处理厂污泥反硝化速率和潜力分布Figure 1㊀Distribution of sludge denitrification rate and potential in the 58WWTPs表1㊀各厂反硝化性能分布Table 1㊀Distribution of denitrification performance ofeach WWTP范围[mgNO -3-N /(gVSS ㊃h)]反硝化速率反硝化潜力数量/座占比/%数量/座占比/%<340955113~5121329>5122760㊀㊀58座污水处理厂的反硝化速率为0~5.18mg NO -3-N /(g VSS ㊃h),平均反硝化速率为1.40mg NO -3-N /(g VSS ㊃h),其中有40座污水处理厂的反硝化速率<2mg NO -3-N /(g VSS ㊃h),占比约70%㊂有研究表明,当理论反硝化速率为3~5mg NO -3-N /(g VSS ㊃h)时才能达到较好的脱氮效果[9](根据GB 50014 2006‘室外排水规范“2016版换算,MLVSS /MLSS 按0.45计),因此太湖流域内58座污水处理厂整体反硝化性能处于较低水平,出水TN 均存在一定的超标风险㊂本文通过在各厂进水中投加易降解碳源,并保持较高的搅拌速率,测定其污泥的反硝化潜力㊂结果表明,投加易降解碳源后,反硝化潜力为1.16~20.80mgNO -3-N /(g VSS ㊃h),说明改善进水水质有利于整体201第7期周㊀圆,等:城镇污水处理厂活性污泥反硝化速率的影响因素及优化运行研究反硝化水平的提升㊂反硝化速率>5mg NO-3-N/(g VSS㊃h)的污水处理厂数量由3座增加至30座,说明如果在缺氧段提供较充分的碳源以及合理的搅拌能明显提升活性污泥反硝化水平,达到较好的脱氮效果㊂通过全流程分析探究各厂中反硝化存在问题的原因,结果发现进水碳源㊁回流比㊁DO及搅拌等是影响活性污泥中反硝化性能的几大重要因素㊂对反硝化性能的影响因素统计后发现,污水处理厂反硝化性能的影响因素往往是多重的㊂表2为太湖流域58座污水处理厂中,因不同影响因素导致的反硝化性能变差的数量及占比情况㊂可知:进水碳源较少为大多数污水处理厂反硝化速率较低的主要影响因素,约84.5%的污水处理厂由于其外加碳源使用效果不佳导致活性污泥反硝化性能差㊂因此选择合适的碳源种类和投加点,确定最佳的碳源投加量,对实现污水处理厂反硝化效果提升具有重要意义㊂可定期进行活性污泥的外加碳源比选优化,以保证工艺运行效果㊂由回流比问题导致的反硝化性能差的污水处理厂约占17.2%,这说明在运行管理过程中,需要实时监测运行情况,管理人员须及时调整回流比,一方面可以最大限地发挥传统工艺的能力,另一方面可以节省外加碳源费用㊂其他几个影响因素如DO㊁搅拌以及进水水质等由于占比较小,在日常工艺运行中往往容易被忽略㊂表2㊀反硝化性能的影响因素统计Table2㊀Statistical table of factors affectingdenitrification performance影响因素碳源回流比DO搅拌其他(进水)数量/座4910544占比/%84.517.28.6 6.9 6.9 2.2㊀碳源对反硝化速率的影响及优化2.2.1㊀碳源种类在生物脱氮系统中,反硝化菌将硝化生成的NO-3-N和NO-2-N还原为N2过程中需要易降解的碳源,由于污水处理厂进水BOD5/TN较低导致生物脱氮过程碳源不足,因此需要外加碳源以满足生物脱氮,但不同类型碳源对反硝化速率的影响不同[10]㊂黄斯婷等[11]通过对比4种外加碳源对反硝化效果的影响,发现外加糖浆后可取得较好的反硝化效果㊂为了探究更适合市政污水处理厂碳源种类,本文比较了冰醋酸㊁果糖以及乙酸钠对活性污泥反硝化性能的影响㊂某污水处理厂投加不同种类碳源的反硝化速率结果如图2和表2所示㊂以果糖作为碳源,活性污泥的反硝化速率为4.50mg NO-3-N/(g VSS㊃h),以冰醋酸和乙酸钠作为碳源,活性污泥的反硝化速率均高于果糖㊂在相同时间内,以乙酸钠作为补充碳源活性污泥对NO-3-N的去除效果更好,冰醋酸次之,但根据这2种碳源的价格及冰醋酸实际反硝化效果,投加冰醋酸的运行费用较低,但结果仅适用于该污水处理厂,并不具有普遍适用性㊂因此建议各污水处理厂在选择投加碳源前应自行进行碳源比选实验,以达到自身较好的脱氮效果㊂Ѳ冰醋酸;ʻ果糖;ә乙酸钠㊂图2㊀某污水处理厂投加不同种类碳源的反硝化速率曲线Figure2㊀Denitrification rate curves of wastewater treatmentplant with different carbon sources表3㊀活性污泥碳源比选实验结果Table3㊀Comparison of carbon source selection oractivated sludge碳源种类反硝化速率/[mg NO-3-N/(g VSS㊃h)]斜率ρ(MLVSS)/(g/L)冰醋酸 5.37 5.61 1.05果糖 4.50 6.17 1.37乙酸钠7.418.08 1.09㊀㊀值得注意的是,污水处理厂在新一轮提标改造中对脱氮工艺进行优化时,通常采取延长缺氧段HRT 的方法,但反硝化速率曲线通常可分为3段,其中第2段是利用进水中慢速碳源进行反硝化㊂一般情况下,在第1段快速碳源耗尽后,第2段慢速碳源反硝化速率曲线的趋势随着进水水质的不同而出现较大差异[12]㊂在实际案例中,有些水质较好的污水处理厂也呈现继续较缓慢降低趋势,而有些进水碳源生化性差的污水处理厂的反硝化速率曲线趋势则呈现斜率接近0的情况㊂因此,在工艺优化时,不能盲目延长缺氧段停留时间,需要依据实际水质状况具体问题301环㊀境㊀工㊀程第38卷具体分析㊂在设计碳源投加点时对沿程硝态氮以及COD 进行测定,选择COD 和NO -3-N 均无明显变化的拐点处㊂因此,需要污水处理厂的运行管理人员对以上影响因素进行精准应对㊁科学管理,以保障污水处理厂的活性污泥反硝化能力处于优等水平㊂2.2.2㊀碳源投加量和投加位点污水处理厂外加碳源主要是用于解决反硝化脱氮问题,因此碳源的投加点主要集中于进水㊁预缺氧池㊁厌氧池和缺氧池㊂一般可以根据体系中硝氮和亚硝氮浓度计算所需碳源量,并以此为基础计算出所需投加的碳源量:反硝化所需碳源=2.47[NO -3-N ]+1.53[NO -2-N]+0.87[DO](以甲醇计)[13]㊂1mg /L的硝酸盐氮转化为氮气需要消耗的COD (BOD 5)当量为2.86mg /L,考虑到生物合成㊁DO 消耗㊁污泥排放等因素的影响,结合研究与工程经验,在进水TN 正常情况下(ȡ45mg /L),只有污水处理厂生化系统进水BOD 5/TN 达到5~6时,才能完全满足反硝化的要求,通常需要投加外部碳源来实现TN 达标;但当进水TN 浓度偏低时(ɤ30mg /L),生物池的负荷较低,同化作用的效果会更好,此时生物池的BOD 5/TN为2~4时,TN 去除也可以达标㊂因此,C /N 对碳源投加的指导作用需要通过精细化的工艺设计和运行管理,才能确保出水TN 稳定达标㊂图3为某污水处理厂氧化沟工艺流程及碳源投加位点㊂可知:最佳碳源投加位点应在NO -3-N 浓度较高㊁DO 浓度较低且距离表曝机有一定HRT 的区域㊂通过对比分析各个位点DO㊁NO -3-N 和NH 3-N的浓度发现,原碳源投加处ρ(DO )为1.77mg /L,ρ(NO -3-N)为26.01mg /L,但NO -3-N 的去除效果并不明显,原因是该廊道为内回流廊道,内回流液携带的DO 会消耗优质碳源㊂因此将碳源投加点改为第4廊道拐角处,调整碳源投加位点后,脱氮效果得到明显提升,有利于高排放标准下TN 的稳定达标排放㊂所以充足的碳源,合适的位点是反硝化反应进行的前提条件,当碳源不足时,即使有较长的HRT 也无法取得较好的反硝化效果㊂注:单位:mg /L㊂图3㊀氧化沟工艺流程及碳源投加位点Figure 3㊀Oxidation ditch process and carbon source dosing sites㊀㊀除碳源种类和投加位点之外,碳源投加量对外加碳源能否被反硝化反应充分利用也具有重要意义㊂以太湖流域某污水处理厂为例,如图4所示,该厂主体工艺为改良A 2/O,试运行期间平均进水量小于设计进水量,导致水力停留时间过长,造成碳源损失,且由于进水有机负荷较低,不利于后续异养反硝化脱氮㊂为具体了解该污水处理工艺的反硝化脱氮性能,对该厂进行生化段沿程硝态氮浓度变化情况分析㊂由图5可知:缺氧池段硝态氮浓度较高,达到16mg /L 左右,反硝化效果不佳,硝态氮没有得到有效去除㊂该厂在调试运行期间,曾在缺氧池4廊道投加碳源,但硝态氮的去除效果并不明显,原因主要是缺氧池4廊401第7期周㊀圆,等:城镇污水处理厂活性污泥反硝化速率的影响因素及优化运行研究道为内回流廊道,内回流携带的DO会消耗优质碳源,反硝化菌得不到足够碳源进行反硝化脱氮㊂为避免外加碳源的无效消耗,建议将碳源投加位点设置在厌氧1廊道㊂调整碳源投加位点后,脱氮效果得到明显提升㊂好氧池末端硝态氮浓度显著降低至15mg/L 左右,在加大碳源投加量后,好氧池末端硝态氮浓度显著降低至10mg/L左右,有利于高排放标准下TN 的稳定达标排放㊂综上,外加碳源的种类㊁投加点位对反硝化脱氮具有较大的影响㊂建议外加碳源可优先考虑接入周边高BOD5/TN废水,实现废物再循环使用㊂污水处理厂常用外加碳源中,乙酸钠或冰醋酸效果较好,可优先考虑作为外加碳源使用㊂碳源投加位点选择以高硝态氮㊁低DO㊁搅拌效果好为主要原则㊂缺氧区是污水处理厂反硝化脱氮主要功能区,也是最常规的外部投加单元,但目前国内大部分污水处理厂并未采取回流混合液溶解氧控制措施,回流液携带的DO会造成外加碳源的无效损失,因此缺氧区碳源投加应避开内回流导致DO高的区域,且保障30min以上的水力停留时间㊂图4㊀工艺流程及碳源投加位点Figure4㊀Process flow and the carbon source additionsites原投加点,50mg/L;现投加点,50mg/L;现投加点,80mg/L㊂图5㊀碳源投加量及投加位点对污泥反硝化速率的影响Figure5㊀Effect of carbon source dosage and addition sites on sludgedenitrification rate2.3㊀搅拌方式对污泥反硝化速率的影响及优化活性污泥法处理污水过程中,如何使活性污泥与水体混合接触是提高处理效果的关键因素之一㊂本研究发现,部分出水TN存在超标风险的污水处理厂存在搅拌方式不佳㊁搅拌不均匀或搅拌强度㊁范围不够等情况,以致出现污泥沉积㊁泥水分离等现象㊂2.3.1㊀机械搅拌在反硝化过程中,机械推流器是否将活性污泥与进水混合均匀也是限制反硝化速率的重要原因[14],在活性污泥系统中,搅拌速率的增加可减小活性污泥絮体直径[15],增大与进水直接接触的有效微生物量,以搅拌充分和搅拌较不充分为反应条件,测定2种条件下反硝化速率,结果表明,在充分搅拌时反硝化速率明显高于混合不充分㊂当搅拌速率较低或者投加除磷药剂导致设备磨损严重时,生物池上端出现泥水分离现象,需对池型㊁流态进行分析,优化设计,选择具有角度摆动功能且耐磨损和耐腐蚀的推流搅拌器,有效避免池底沉泥现象,以达到更好的反硝化效果㊂通过对某SBR工艺污水处理厂调研,发现该厂在运行中出现严重泥水分层现象,对其采样进行模拟搅拌实验㊂图6为搅拌速率为80r/min(混合不充分)和200r/min(混合充分)时活性污泥系统内反硝化情况:在混合充分条件下1h内基本完成反硝化反应,可去除约25mg/L NO-3-N,而混合不充分条件下仅可去除7mg/L NO-3-N,说明搅拌充分可以使污水和活性污泥充分接触,从而提高活性污泥的反硝化效501环㊀境㊀工㊀程第38卷率㊂因此,建议污水处理厂在设计时,选择合适的搅拌推流器型号,定期进行水力模拟实验确定,保障搅拌器正常运行㊂Ѳ 混合不充分;--ʻ--混合充分㊂图6㊀搅拌过程对污泥反硝化速率的影响Figure 6㊀Effect of stirring process on sludge denitrification rate2.3.2㊀微曝气搅拌在调研的58座污水处理厂中,有部分污水处理厂在缺氧段采用了微曝气方式进行混合搅拌作用㊂在有氧气存在时,反硝化菌利用分子氧作为最终电子㊀㊀受体氧化分解有机物[16],只有在无分子态氧情况下,才可利用硝酸盐或亚硝酸盐作为能量代谢中的电子受体进行反硝化反应㊂为探究微曝气及搅拌作用对于活性污泥反硝化作用的影响及对碳源的消耗效果,分别设置微曝气及磁力搅拌的反应组,探究其对反硝化作用及碳源消耗效果的影响,结果如图7a 所示㊂在2h 反应时间内,机械搅拌及微曝气搅拌条件下NO -3-N 分别去除了约17.04,13.01mg /L㊂在机械搅拌条件下可控制反应器内ρ(DO)为0,提供较好的反硝化环境;而在微曝气条件下,ρ(DO)约为0.20mg /L,可能会对反硝化产生抑制,因此在机械搅拌环境下可达到较好的反硝化效果㊂图7b 为微曝气及机械搅拌条件下COD 的变化情况,由于在微曝气条件下,活性污泥自身可消耗一部分碳源,由分析可知,机械搅拌条件下去除1mg /L NO -3-N 所需的ρ(COD)约为4.16mg /L,而微曝气条件约为4.60mg /L㊂因此采用微曝气方式保证缺氧段污泥混合会造成部分碳源的浪费,应保障缺氧段DO 尽可能低,以提高活性污泥系统的反硝化性能㊂Ѳ微曝气;ә搅拌㊂图7㊀微曝气及机械搅拌条件下污泥反硝化速率情况Figure 7㊀Sludge denitrification under micro-aeration and mechanical stirring conditions2.4㊀内回流对反硝化效果的影响及优化2.4.1㊀内回流比内回流比对生化系统的处理效果有重要影响,有研究表明,缺氧区出水ρ(NO -3-N)为0时的回流比为回流比临界值[17],当回流比大于该临界值时,回流液中的NO -3-N 总量超出了缺氧段的反硝化负荷,增加回流比对系统去除NO -3-N 无促进作用,且回流液中携带的DO 易破坏缺氧段的缺氧环境,使反硝化反应受到了抑制;反之,NO -3-N 的去除率随着回流比的增加而增大㊂其中,传统A 2/O 工艺中脱氮率η与内回流r 及外回流R 的关系为=(R +r )/(R +r +1)[18]㊂太湖流域某市政污水处理厂主体工艺为A 2/O,存在出水TN 偏高的情况㊂为了具体了解反硝化脱氮性能,将内回流比100%调整至200%,探究内回流比对反硝化产生的影响㊂工艺调整前二沉池出水ρ(NO -3-N)为13.58mg /L,调整后为11.43mg /L,表601第7期周㊀圆,等:城镇污水处理厂活性污泥反硝化速率的影响因素及优化运行研究明内回流的提高有助于硝态氮的去除,但缺氧段的硝态氮水平仍较低,碳源投加量可适当减少㊂为了考察内回流比对整个系统的影响,采取了连续监测NO -3-N 的去除情况㊂取二期A 2/O 工艺厌氧末㊁缺氧进㊁缺氧中㊁缺氧末㊁好氧进和二沉池的水样,测试了NO -3-N 指标,如图8所示㊂调整后第2天二沉池出水NO -3-N 浓度仅为9.20mg /L,低于第1天工艺调整后的11.43mg /L 及工艺调整前的13.60mg /L,表明内回流的提高有助于NO -3-N 的去除㊂因此,在实际运行中,好氧池NO -3-N 浓度较高,缺氧段NO -3-N 浓度却较低,适当提高内回流比可以有效提高反硝化脱氮效率,建议确保内回流泵可调节且有余量,在提标设计时,优先考虑AAAOAO 工艺[19],提高反硝化脱氮性能;在运行过程中可将缺氧末端和好氧末端的NO -3-N 纳入日常检测指标范围,定期检测,及时调整内回流比,强化反硝化脱氮性能㊂调整前;调整后第1天;调整后第2天㊂图8㊀工艺调整后各采样点硝态氮浓度Figure 8㊀Nitrate nitrogen concentration at each sampling pointafter process adjustment2.4.2㊀回流DO回流DO 特指传统A 2/O 工艺中好氧池到缺氧池的内回流液中携带的氧分子㊂反硝化菌是兼性菌,根据游离氧(O 2)和硝酸盐(NO -3-N)作为电子受体的氧化产能数据,以O 2作为电子受体的产能约为NO -3-N 的1.2倍,所以当池中含有DO 时,微生物会优先选择O 2作为碳源有机物氧化的电子受体,以产生更多的能量㊂研究结果表明,活性污泥系统中,ρ(DO)达到0.50mg /L 时,可能导致反硝化过程停止㊂根据城镇污水处理厂实际运行情况,缺氧池的DO 主要来自于内回流混合液挟带㊂基于此种碳源不足的情况下,建立了内回流混合液挟氧对缺氧池反硝化脱氮影响的理论预测模型[20],见式(1):ΔTN =0.35kr DO 内回流/100(1)式中:ΔTN 为内回流挟氧导致污水系统TN 去除量降低值,mg /L;0.35为O 2对NO 3-N 去除影响的当量系数,mg NO -3-N /mg O 2;k 为影响常量,根据模拟实验,工程中可取1.2~1.4;r 为内回流比,%;DO 内回流为内回流混合液进入缺氧池时的DO 值,mg /L㊂太湖流域某污水处理厂主体工艺为A 2/O +MBR工艺,设计出水优于国家一级A 标准(ρ(COD)<30mg /L)㊂该厂内回流由膜池直接回流至缺氧池,经现场实测膜池ρ(DO)一般>7mg /L,因此膜池直接回流至缺氧池会携带大量DO 影响缺氧池的反硝化效果㊂为了验证高DO 回流对缺氧反硝化的影响,设计降低DO 条件下反硝化速率测定㊂图9为模拟现场㊁降低DO 条件下反硝化速率的情况㊂由于初始DO 过高,因此在实验前10min 内NO -3-N 有上升的现象,而后NO -3-N 开始下降,下降量为1.4mg /L㊂降低DO 实验,即初始DO 控制为3mg /L 时,在实验初始阶段NO -3-N 基本保持恒定,而后NO -3-N 开始下降,下降量为3.20mg /L㊂结果表明,高DO 对反硝化影响较大,降低回流DO 可以有效提高NO -3-N 降解量,可提高1.80mg /L 的NO -3-N 去除量㊂通过内回流将好氧池高硝态氮输送至缺氧段,可以进一步挖掘脱氮潜力㊂因此,针对回流液中DO 问题,建议将好氧池设计为梯度曝气结构,降低回流液中DO 溶度;在好氧池内通过增设隔墙,分隔出独立消氧区,内回流液经过消氧区后再输送至缺氧区㊂Ѳ 模拟现场;--ʻ--降低DO㊂图9㊀回流DO 对反硝化效果的影响Figure 9㊀Effect of refluxing dissolved oxygen on denitrification effect701。