低温对污水处理的影响精选(九篇)

第1篇：低温对污水处理的影响范文

但是SBR法受其生物处理法固有因素的制约，对系统运行温度有一定的要求，有资料表明，当污水温度低于10℃时，污泥活性降低，污水中的绝大部分微生物已经不能代谢外源物质，而水温控制在20℃-35℃，才能保证微生物在较好的温度环境中生长，维持SBR池有较好的处理效果。然而，目前我国北方地区，有相当长的时间处于不利于微生物生长的低温环境中，必须采取必要的措施提高反应池的温度，以保证污水处理系统的正常运行。

维持SBR池水温一般常用的方法是通过提高进入污水处理站的废水温度，通过向SBR池内补充高温废水，以达到维持SBR池的反应温度的目的，其弊端是，在调节储存池中，若废水滞留时间较长，受较低的环境温度影响，废水在未进入SBR池前已经冷却，无法有效的提高SBR池温度，升温效果受外部环境影响较大。本问研究的主要目的是如何有效维持SBR池运行温度，解决污水处理站冬季水温较低，处理能力低下的问题。

1 研究对象简介

试验在北方某化工厂区内进行，该厂所在地四季分明，年平均气温13.6℃，冬季时间较长，低于10℃的时间大约有3个月，属于典型的北方气候。

其污水处理厂采用SBR工艺，进水COD 850mg/l、氨氮400mg/l，共4座SBR池，单个SBR池有效容积在4500m3，间歇性进水，进水时间为1h，曝气时间为3.5h，沉淀排水时间为1.5h，在夏季处理效果均能达到当地排放标准，日处理量设计为4800m3/日。

其大致工艺流程如图1所示：

2 研究对象冬季运行情况

该污水处理厂设计时考虑冬季运行温度的影响，在污水进入污水处理站前，设计了换热装置来提高污水温度，通过提升进水水温来达到维持SBR池反应温度的目的，从运行效果来看，受环境温度影响，滞留在调节池的污水温度降低较快，不能起到提升SBR池水温的目的，SBR池运行基本在14℃以下，污泥活性极差，污水处理站一次处理（SBR池一个循环）效果差，处理量很低，严重影响了污水处理站的正常运行，整个污水处理的的运行能力不足设计能力的1/4。

试验进行前，随机4天运行数据如表1所示。

3 试验方法—增加SBR池蒸汽伴热

根据该厂内生产0.35MPa蒸汽时有富余的实际情况，将该部分蒸汽通过管道直接引入至SBR池，直接对SBR池内进行加温，该方法受环境影响较小，同时由于蒸汽通过管道送达污水站时，仍具有很高的温度（约105℃），极少量的蒸汽便能使SBR池达到温度提升的目的，同时SBR池内的水由于曝气、搅拌作用，大部分时间都在不停的循环流动，所以，无须将整个SBR池都布满管道，只需设置几个固定蒸汽通入点，便可使水温提高至25℃至30℃之间，达到生化反应所需的适宜温度，从而提高污水处理效果及污水处理量。

4 试验过程及结果

根据现场运行情况，为避免一次向SBR池内投入过量蒸汽，使SBR池中水温过高，影响微生物的正常代谢，采用分步投入少量蒸汽的方法，逐步提高SBR池内反应温度，并最终达到有利于微生物代谢的温度。

投入第一组蒸汽伴热管线进入SBR池，对SBR池进行升温，SBR池内水温在短时间内由原来的14℃提升至21℃左右，在进水条件基本稳定的情况下，SBR池的处理效果、处理量均有较大幅度的提高，蒸汽伴热作用效果较为明显。具体数据如表3所示（水温升至21℃后连续4天处理效果）。

投入第二组蒸汽伴热管线进入SBR池，将SBR池内水温由原来的21℃提升至25℃左右，25℃已经是微生物代谢较为活跃的温度，微生物活性有了进一步的提升，有更多的微生物参与到分解有机物的活动中来，在进水条件基本稳定的情况下，SBR池的处理能力能够恢复到夏季时的正常水平。具体数据如表4所示（水温升至25℃后连续4天处理效果）。

5 分析与讨论

5.1 从实验中可以看出，在蒸汽伴热管线投用以后，SBR池内水温提升效果明显，并且能够在低温环境中，使SBR池内水温维持稳定，为SBR池内生物菌种提供了一个较为适宜的环境，生物活性较高，处理废水的能力在此环境下提升明显。

5.2 SBR处理工艺在低温环境下，污泥沉降性能不好，活性污泥比较细碎，不易形成大块絮凝体，沉降后的上清液仍有细小的悬浮物随水排出，影响出水水质，提升温度后，沉降问题随之解决，经滗水装置排出的合格废水浊度更低，处理效果更好。

5.3 蒸汽伴热直接通入SBR池，提升SBR池水温的同时，也对SBR池造成了一定的影响。由于蒸汽温度过高，尤其是在SBR池沉淀阶段，池内水体不再流动，部分微生物在换热点长时间接触高温管道，丧失活性，SBR池内部分污泥出现上浮现象，影响SBR池上清液表面感观，相对于SBR池整个系统稳定运行来说，影响不大，上浮污泥可通过滗水设备阻挡在SBR池中，不会影响正常排水效果。

6 结论

第2篇：低温对污水处理的影响范文

关键词CASS工艺高有机负荷低温去除效果

中图分类号： C35 文献标识码： A

CASS工艺是SBR工艺的一种改良工艺，由Goronzsy教授和他的同事在ICEAS工艺的基础上发展而来，即将ICEAS的生物选择区设计的更小、更加合理有效，同时还设置了污泥内回流系统，将主反应区的污泥回流到生物选择区,并分别于1984年和1989年获得美国和加拿大的专利[1-5]。CASS由于其工艺流程简单、占地面积省、投资运行成本低、污泥膨胀发生少、脱氮除磷效果较好、抗冲击负荷能力强、操作管理方便等优点而得到了国内外的广泛应用。

CASS工艺处理高有机负荷污废水的污水处理站应用较多，处理效果较好，满足国家对工业污废水排放的标准。然而进水温度低于5℃条件下对CASS工艺处理效果的影响，有关报道还是很少。当进水温度低于5℃时，污泥的活性很低，将会影响污水生物处理的效果，一般的污水处理工艺将会处于停运阶段。本文重点考察和研究了在高有机负荷和低温进水条件下，对CASS工艺处理效果的影响。

1 运行控制参数和分析方法

1.1 运行条件

该运行是在新疆某污水处理厂完成的，该污水厂在2013年10月初至2014年2月中旬，来水的有机负荷异常，远远超设计负荷，进水COD平均值达到了713.7mg/L；从2013年11月份末至2014年的3月初，进水温度均低于5℃。污水厂长时间在高有机负荷和低温进水的条件下仍然按照正常条件下运行，即采用进水-曝气1h、进水3h、沉淀1h、滗水闲置1h共计6h的一个运行周期，因而获得了关于高有机负荷和低温对CASS工艺处理效果影响的数据。

1.2 运行控制参数

在常温高有机负荷进水条件下，选取了10月份连续运行25天的数据；在高有机负荷低温（低于5℃）的条件下，选取了1月中旬至2月中旬连续运行25天的数据；在低于5℃进水条件下，取得了连续运行10天的数据。运行期间控制的参数如表1所示，污泥龄的控制以MLSS和SV30在其控制范围内为准，进水BOD5/COD均值为0.41。

表1 运行期间的控制参数

参数 DO

（mg/L） MLSS

(mg/L) SV30

(%) 排水比λ

范围 2-3mg/L 3000-4000 20-30 1/4

1.3 分析方法

测定COD、NH3-N、TP的方法均为国家规定的标准方法[6]:COD测定的方法为重铬酸钾法，NH3-N测定方法为纳氏试剂分光光度法，TP的测定方法为钼锑抗分光光度法。

2 运行结果分析

2.1 高有机负荷的影响

在高有机负荷条件下，进出水COD、NH3-N、TP浓度及其去除率的变化情况分别如图1-3所示。

图1进出水COD变化情况图

图2进出水NH3-N变化情况图

图3进出水TP变化情况图

2. 1.1 高有机负荷对COD去除的影响

进水COD值在408~2270mg/L之间，均值为812mg/L，出水值在133~339mg/L之间，均值为201mg/L，去除率在57.1~88.8%之间，均值为72.8%。进水COD值远远超过了350mg/L的设计值，相当于处理工业污废水。长时间的高有机负荷条件下，CASS工艺对COD的去除效果相对较好稳定，去除率基本稳定在70%左右，由此可见，CASS非常适合应用于处理高有机负荷的污废水的处理。

2.1.2 高有机负荷对NH3-N去除的影响

进水NH3-N值在42.29~74.96mg/L之间，均值为55.16mg/L，出水在19.21~51.85mg/L，均值为36.54mg/L，去除率在-9.3~59.9%，均值为33.4%。NH3-N的去除效果受到很大影响，高有机负荷严重抑制了硝化菌的硝化作用，使得NH3-N难以去除。

2.1.3 高有机负荷对TP去除的影响

进水TP值在1.15~14.50mg/L之间，均值为6.76mg/L,出水值在0.26~1.44mg/L之间，均值为0.68mg/L，去除率在23.5~96.8%，均值为86.1%。TP的处理效果较好，仅出现两次不达标，由于污水厂TP去除效果一直较好，应该是进水中含有与磷发生沉淀反应的化学物质，如Fe3+、Al3+等。

2.2 高有机负荷低温的影响

随着冬天的来临，而进水的高有机负荷依然未能解决，为此特考察和研究了在高有机负荷低温条件下，对CASS工艺处理效果的影响。图4-4~图4-6的数据来源于1月中旬至二月中旬，分别为进出水COD、NH3-N、TP变化情况。该阶段的进水温度在1.0~4.7℃之间。

图4 进出水COD变化情况图

图5 进出水NH3-N变化情况图

图6 进出水TP变化情况图

2.2.1 高有机负荷低温对COD去除的影响

进水COD值在331~922mg/L之间，均值为710.4mg/L，出水值在119~357mg/L，均值为205.4mg/L，去除率在49.9~83.1%，均值为70.2%；相对于高有机负荷的进水而言，增加了低温的影响，对CASS工艺对COD去除效果的影响不是很明显，去除率仅略微有所下降。

2.2.2 高有机负荷低温对NH3-N去除的影响

进水NH3-N值在22.98~58.52mg/L，均值为36.24mg/L，出水值在24.00~34.75mg/L，均值为29.02mg/L,去除率在-28.2~57.1%，均值为17.7%。在有低温的条件下，NH3-N去除效果明显比高有机负荷差，原因是，当低于5℃时，硝化菌将会完全终止硝化作用。

2.2.3 高有机负荷低温对TP去除的影响

进水TP值在3.49~14.50mg/L之间，均值为6.84mg/L，出水值在0.37~1.47mg/L之间，均值为0.78mg/L，去除率在79.9~96.0%之间，均值为88.0%。总磷的去除率反而略有提高，温度对TP的去除效果影响不大。这么低的温度，即使是化学除磷，其去除效果也会受到明显的影响，其原因有待研究，可能的原因是进水中含磷的物质易于沉淀。

2.3 低温的影响

图4-7和图4-8所示分别为进水温度均低于5℃条件下进出水COD、NH3-N变化情况，所取数据为2010年的2月中旬到2月末。此阶段进水有机负荷稳定正常，进水有机负荷不再成为影响CASS工艺处理效果的因素。

图7进出水COD变化情况图

图8 进出水NH3-N变化情况图

2.3.1 低温对COD去除的影响

进水COD值在233~559mg/L之间，均值为368mg/L，出水值在56~114mg/L之间，均值为90.8mg/L，去除率在72.2~81.9%之间，均值为74.7%。COD的去除率较高有机负荷条件下有所提高，说明与低温相比，高有机负荷COD的去除影响较大。当温度低于5℃时，一般污水处理工艺无法进行，而CASS工艺对COD的去除效果仍然较好，出水基本在100mg/L以下。

2.3.2 低温对NH3-N去除的影响

进水NH3-N值在35.42~49.27mg/L之间，均值为42.89mg/L，出水值在27.16~41.90mg/L之间，均值为34.39mg/L，去除率在0~25.5%之间，均值为19.65%。低于5℃条件下，CASS工艺对NH3-N的去除基本不起作用。

3 结论

（1）在进水高有机负荷的条件下，CASS对COD的平均去除率达到了72.8%，去除效果较好，并能长期保持稳定；低于5℃的进水条件下，CASS工艺仍然对高有机负荷进水的COD仍然有较高的去除率，出水达到国家对污废水处理排放的标准，这对于高寒地区采用CASS工艺处理进水温度低于5℃的工业污废水提供可能的依据。

（2）当进水温度低于5℃时，CASS工艺对NH3-N去除率不足20%，此条件下，高有机负荷的进水，对NH3-N的去除效果影响不大；在高有机负荷条件下，CASS工艺对NH3-N的处理效果明显受到抑制，去除率仅为33.4%。比较得出，低于5℃的进水条件对CASS工艺处理NH3-N的效果影响明显比高有机负荷强很多。

（3）在高有机负荷低温的进水条件下，虽对TP的去除效果产生了一定的影响，但总的影响效果不大，出水TP总磷基本能稳定达标，这可能跟进水水质有关。

参考文献

[1] 曲本亮.大窑湾(二期)污水处理站CASS工艺 设计及运行效果评价[D].大连理工大学硕士 学位论文，2009：15-16

[2] Goronszy M C,Slater N,Konicki D.The Cyclic Activated Sludge System for Resort Area Wastewater Treatment[J].Water Science and Technology,1995,32(9/10)：105-114.

[3] Zhang Ying,Li Jing,Hu Miao,et al.A Simulated Experimental Research on Treating Domestic Sewage by Using CASS Technique[J].Chemical Industy, 2009：1-4

[4] 李顺利.AF-CASS工艺处理制革废水的研究 [D].河南理工大学硕士学位论文，2009：30

第3篇：低温对污水处理的影响范文

【关键词】SBR；生物除磷；葡萄糖；泥龄；碳源

强化生物除磷（enhanced biological phosphorus removal， EBPR）工艺是一项高效低能的废水处理技术，它能在有效去除废水中有机污染物的同时起到除磷效果，并且在控制自然水体的富营养化方面起到了重要的作用。但是，强化生物除磷的效果并不稳定，因此深入探索强化生物除磷各个影响因素的作用机理，改善现有的除磷工艺，稳定除磷的效果，成为世界各国许多水处理领域科研工作者的奋斗目标。

葡萄糖作为一种重要的简单的碳水化合物，它存在于废水中并且在主要的生化途径中有重要的作用。因此，许多研究者在研究以碳为底物的代谢途径时均采用了葡萄糖。另外，糖源也被人们认为是一种重要的中间储存物质，而葡萄糖作为多糖的最基本的组成单位，因此研究葡萄糖在EBPR中的作用也就显得越来越重要了。

本实验的目的是研究以葡萄糖作为主要碳源时，污泥龄、pH值、温度对SBR生物除磷系统的运行稳定性和性能的影响，试图探寻生物除磷的最优微生态环境。

1 实验材料与内容

1.1 实验材料及运行方式

实验采用SBR工艺，反应器由透明的有机玻璃制作而成，反应器总容积1.6L，有效容积1.2L。一个循环为8h，其中厌氧2h，好氧4h，沉降0.5h，进水、排水和闲置共1.5h。每运行两个周期闲置8小时。接种污泥取自郑州某污水处理厂，经驯化具有除磷能力。实验进水水质COD300～600mg/L、氨氮20～25mg/L、TP3～13mg/L。

1.2 实验内容

采用SBR工艺，以葡萄糖作为主要碳源，采用相同的运行条件，选定不同的污泥龄、pH值、温度，考察SBR除磷系统的处理效能和运行稳定性。

2 结果与讨论

2.1 污泥龄的影响

生物除磷系统的污泥龄影响到污泥含磷量及剩余污泥的排放量，从而影响到系统的除磷效果，是除磷效率至关重要的影响因素。泥龄反映了活性污泥系统中微生物的生长状态、生长条件、世代期等一系列基本特性；且对活性污泥系统的运行状况如出水水质、产泥量、需氧量都有重大的影响，是生物除磷系统运行控制中最重要的控制参数。

本实验选定三个污泥龄值SRT=6d，10d，20d进行实验，观察不同泥龄条件下SBR除磷工艺中TP的变化情况。不同泥龄系统在运行稳定时某一典型周期磷的去除效果如表1所示。

实验结果表明，泥龄对磷的去除有明显的影响，随着泥龄的增加，磷的去除率有显著降低。在SRT=20d时，泥龄较长，系统的除磷效果不理想；在SRT=6d时，污泥排放量增大，污泥负荷增加，TP的去除效果为94.0%，远远高于20d时的87.2%。这是因为聚磷菌的世代周期较短，当泥龄较短时利于聚磷菌成为优势菌种，使污泥的含磷率提高；此外，泥龄短的活性污泥具有较高的活性，其体内含磷水平也较高，这也是缩短泥龄可提高除磷效率的原因之一。缩短泥龄可增加剩余污泥排放量，在通过排放剩余污泥达到生物除磷目的的SBR工艺中，也就意味着相应的增加磷的去除量。若系统的泥龄过长，则会使污泥的活性降低，污泥的含磷量下降，使得去除单位重量的磷需要消耗的BOD增加。因此，缩短泥龄对生物除磷系统提高生物除磷效率具有重要意义。

2.2 pH值的影响

pH值对微生物的代谢影响很大，pH值的变化可以引起细胞膜电荷的变化，从而影响了微生物对营养物质的吸收；还可以影响代谢过程中酶的活性，改变生长环境中营养物质的可给性及有害物质的毒性。SBR反应器具有较强的耐负荷冲击能力，但是如果pH值在大幅度范围内发生变化，会影响反应器的效率，甚至会对微生物造成毒性而使反应器失效。

2.2.1 pH值对系统处理效果的影响

本实验对不同pH条件下的除磷效果进行了分析，测试进水在6～8之间变化时EBPR系统的除磷效果。在调整系统pH的整个过程中，当稳定运行时，不同pH条件下生物除磷系统对磷酸盐的平均去除效果见图1。

从图1可以看出，在pH7.5，去除率反而有下降趋势。可见，生物除磷的最佳pH环境应为中性条件。过酸和过碱的条件对EBPR系统均是有害的。

2.2.2 pH值对吸磷释磷的影响

分别选取pH值为6.03、7.34、8.04时，观察典型周期的TP变化，如图2所示。

从图1和图2可看出，生物除磷系统合适的pH范围与常规生物处理相同，为中性和微碱性。如图2所示，在pH=6.03时，出水中磷含量为1.52mg/L，去除率仅为78.2%，去除效果不佳；pH=7.34和pH=8.04时，出水中磷含量均小于1mg/L，去除率分别达到了94.1%、90.4%，处理效果较好。在厌氧阶段，pH=6.03时，磷的释放为13.84mg/L，远低于pH为7.34、8.04时的19.01mg/L、19.54mg/L；在好氧阶段，由于厌氧阶段释磷不充分，pH为6.03的反应器的吸磷效果明显差于其他两个反应器。这可能是因为较低的pH值对有机物降解产生抑制作用，在厌氧阶段，低pH抑制了有机物被细胞吸收利用的过程，从而抑制了磷的释放。若磷的释放被抑制，就会影响到好氧阶段磷的过量吸收；同时在好氧阶段，较低的pH会使微生物的好氧速率降低，同样影响了磷的吸收[5]。

2.3 温度的影响

温度不仅影响微生物的新陈代谢活动，对优势菌种的选择和微生物代谢途径也有影响，而且对气体转移速率和污泥的沉降性能等也有影响。本实验选择三个不同的水温：18℃，25℃，32℃，观察典型周期TP的变化，如图3所示。

图3中显示， 18℃、25℃、32℃时的出水中磷的含量分别为0.44mg/L、0.39mg/L、0.48mg/L，去除率分别为93.9%、94.4%、93.5%。由此可见，污水的水温对除磷效果没有明显的影响。产生微小差别可能原因是，在生化反应允许的范围内，温度越高生化反应速度越快，厌氧释磷和好氧吸磷越充分，从而除磷效率越高；但与此同时，由于内源呼吸速率加快，使得活性污泥中的活性污泥浓度的质量分数降低，除磷率有所下降。

3 结语

本文通过对比实验，研究了葡萄糖为碳源时，不同污泥龄、pH值、温度对SBR生物除磷系统运行稳定性的影响，得到如下结论：

（1）较短的污泥龄有利于除磷效果的提高。选择SRT=6d，10d，20d进行实验，当污泥龄为20d时，除磷效果最差；短的污泥龄有利于聚磷菌成为优势菌种，使污泥具有较高的活性，对于提高系统除磷率有着重要意义。

（2）生物除磷的最佳pH环境为6.5-7.5。实验表明，pH低于6.5时释磷和摄磷能力急剧下降；pH在6.5-7.5时释磷和摄磷能力差别不大，且最终处理效果好；pH增至8时，释磷量继续增加，但去除率反而有所下降。

（3）污水的水温对除磷效果没有明显的影响。分别在18℃，25℃，32℃时进行实验，结果表明温度对生物除磷的影响较小。

【参考文献】

[1]徐亚同.废水中氮磷的处理[M].华东师范大学出版社，1996：170.

第4篇：低温对污水处理的影响范文

关键词：污泥 焚烧过程 污染物排放及控制 分析

1.污水污泥焚烧处理技术概述

污泥是一种由有机残片、微生物、无机颗粒、胶体等组成的非均质体，污泥含有有毒有机物、致病微生物和重金属，会对环境产生严重危害，随着污泥产量的急剧增加，污泥的减量化越来越受到人们的重视。污泥组成成分包括固相中的无机相和有机相，流动相中的水分和水溶性成分。污泥减量主要是减少流动相中的水分，其中毛细水、空隙水和吸附水可以通过物理化学方法对污泥进行改性而减量或去除，但对于内部水只有通过焚烧干化处理技术才能去除。污泥焚烧是最彻底的处理方法，它能将有机物全部氧化分解，彻底杀死病原体，大大提高重金属的稳定性，污泥焚烧后剩余灰的体积只有机械脱水污泥体积的10%并且污泥的处理速度快，不需要长时间储存，减少占地面积。

污泥焚烧主要分直接焚烧、干化后焚烧和混合焚烧三类，直接焚烧技术由于污泥的含水率较高，因此会消耗大量的辅助燃料，物耗和能耗都较高，运行费用高；干化后焚烧设备投资成本较大，但是处理成本较低，从经济性与安全考虑，具有价格优势；污泥混合焚烧技术是指将污泥与其他可燃物进行混合燃烧，既充分利用了污泥的热值，又达到了固体废物综合循环利用的目的，只需建立污泥输送系统，系统简单，操作方便，从固体废物综合利用的角度考虑，混合焚烧技术成为污泥焚烧处理的首选工艺。

国外在污泥焚烧技术方面有许多值得借鉴的经验，德国是污泥产量最高的欧洲国家之一，目前在德国每年约有250～300万t的污泥产生，其中14%用于焚烧，30%用于农业堆肥，56%用于填埋；且污泥的填埋处理比例在近十年来大幅度下降，焚烧比例逐年提高。日本因其国土面积小，因此对于污泥处理以达到最大减量化作为终极目标。据统计，运用焚烧处理工艺污水处理厂处理的污泥量约占日本全国污泥产量的60%以上，在世界各国中名列前茅。

污泥焚烧过程中产生的污染物如重金属、二英、酸性气体及焚烧灰渣容易对环境造成二次污染，下面将对这些污染物分别进行分析阐述。

2.重金属排放机理及控制分析

2 . 1排放机理

污泥中重金属种类较多，参考国内外对污泥中重金属总量研究的数据，重金属在污泥中主要以氧化物、氢氧化物、硅酸盐、不可溶盐或有机络合物的形式存在，其次为硫化物。

重金属的挥发性大小为：Hg>Se>Cd>Pb>As>Sb>Cr>Cu>Mn>Co>Ni。重金属在焚烧过程中可以凝聚在较大颗粒上以固态形式排出，不能完全凝聚在较大的颗粒上的以气态和气溶胶的形式排出焚烧炉，以气态或气溶胶形式排出的重金属对人体的危害最大。为了控制重金属以气态或气溶胶形式从焚烧炉中后处理系统逃逸，可将重金属富集在粒度较大的焚烧底渣上，减轻重金属污染对环境的压力。

2 . 2排放影响因素及其控制

污泥焚烧过程中影响重金属排放的因素主要是焚烧温度及外加的吸附剂。焚烧温度对重金属的外在影响主要体现在不同焚烧温度和升温速率对重金属捕集的影响和温度提高对焚烧渣物相的改变两个方面，内在影响主要体现在重金属化合物的热力学稳定性。

不同焚烧温度和升温速率对重金属在底灰上的残留率影响较大，低熔点金属如Na 和K 主要富集在细小的微粒上，而高熔点金属如Al 和Ca 主要富集在粗颗粒上。温度引起污泥焚烧渣物相发生变化后对重金属排放也有影响，如挥发性较高的Hg、As在较低温度时就会以气体形式挥发；沸点比较高的Cr和Ni及其化合物其挥发性受水分的影响；Cr的氧化态热力学稳定性大于氯化态，在焚烧过程中首先形成氧化物，以Cr2O3的形式富集在灰分颗粒表面；有些金属的挥发温度较高，主要以残渣态富集在粗颗粒上。

在焚烧的过程中添加吸附剂如石灰石、高岭土等增强对重金属的俘获能力，使重金属发生凝聚时快速的富集在吸附剂上，沉积到底灰中，降低重金属向大气中的挥发，减少对大气和人体的危害，是最安全最理想去除重金属的方式。

3.二英排放机理及控制分析

二英的形成和控制排放是污泥焚烧技术推广的另一个重要的制约因素。二英通常在焚烧过程中以气态或者沉积在飞灰上排出。

3 . 1形成机理

二英的形成机理相当复杂，污泥焚烧过程中生成的可能途径主要有三种：一是包含有PCDD/PCDF 的化合物在燃烧室内的不完全燃烧；二是含氯化合物（如氯酚、氯苯等）在500～800℃温度条件下会热解重排反应，迅速（0.1～0.2 s）产生大量二英，即所谓的“高温同相合成机理”，而在高温下（大于850℃）二英的分解速率远大于由前体合成二英的速率。三是由无机氯化物和有机化合物在催化剂的参与下反应合成，包括从头反应（de-novo反应）和异相前体生成机理，存在灰上的金属化合物在较低的温度范围内（250～400℃）催化生成二英。

3 . 2排放影响因素及其控制

二英的生成受焚烧温度、停留时间、含氧量、含硫/氯量的影响，只要严格控制生产条件和工艺参数，就可有效控制二英的生成。

①当控制燃烧温度大于 850℃，停留时间超过2s二英时，烟气中二英的分解率大于98%。因此生产中控制焚烧温度和停留时间就可以有效控制二英的生成。

②二英再合成的峰值温度区间250～500℃，因此通过烟气的高流速、锅炉的大小以及与猝熄反应器的直接联合或使用急冷塔等措施将烟气迅速降温，以避开二英生成速率最大的温度区间，使焚烧烟气迅速降温到200℃以下，从而减少二英的生成。

③二英生成随氧含量的减少而降低，没有O2则没有二英生成，减少50%的O2就可以减少30%的二英的再次形成，因此一般工程中建议控制含氧量在 8%以下。

④二英的氯主要是以Cl2或HCl形式存在，不完全燃烧时氯的含量和S/Cl比是影响PCDD/PCDF 释放的2个重要参数，参与形成随着污泥中氯含量的增加烟气中PCDD/PCDF 的排放量增加。因此可以通过添加CaO、石灰石等来控制二英前驱物HCl的生成以达到控制的目的。氯气的形成主要是通过Deacon反应生成，SO2可以抑制Deacon 反应，随着污泥中S/Cl比的增加，二英和呋喃的生成浓度降低，从而抑制二英的生成。

4.酸性气体排放机理及控制分析

近期雾霭带来的环境影响，使烟气排放标准日益严重。污泥焚烧过程产生的烟气中含有NOx、SOx等酸性大气污染物，这些污染物的排放与焚烧污泥的成分、焚烧工况等有关。

污泥焚烧过程产生的NOx 分为燃料型和燃烧型两类且以燃烧型为主。研究发现通过控制焚烧温度可以减少NOx的生成，通过加入碱性吸附剂可以吸附NOx，因此通过研究烟气选择性催化反应降低NOx向大气中的排放。

焚烧过程中SOx 的生成主要是由于污泥中的硫元素在焚烧过程中与氧的化合，燃烧过程脱硫通过添加固硫剂使之固定下来，通过烟气脱硫装置进行烟气净化除硫。目前很多的研究表明硫元素和污泥焚烧重金属控制以及二英控制有一定的关联，因此在控制重金属和二英的同时考虑到SOx的去除才符合清洁焚烧的要求。

5.灰渣排放机理及控制分析

污泥焚烧产生的烟尘包括黑烟、飞灰和灰渣三部分，污泥中的重金属在焚烧后沉积在焚烧灰渣上（包括底渣和飞灰），使污泥焚烧灰渣具有较大的危害性。因此，对灰的安全处置是污泥焚烧灰渣环境安全性的重要组成环节，可通过灰渣熔融处理技术将灰渣送入温度为1200℃以上的熔化炉内熔化过后， PCDD/ PCDF 的分解率达到99.77%，是一种较为有效的灰渣处理手段，保障污泥焚烧环境安全性。

近年来，国内外都加大了对污泥减量化程度最高的焚烧技术的研究，尤其是针对一些产泥量大而且难于资源化处理的行业，如造纸、皮革等，以解决日益紧张的人口和土地问题。我国焚烧技术不成熟普及率不高，经费和技术上的不足，尤其是对焚烧尾气治理落后导致我国污泥焚烧处理落后于其他国家。通过对污染物产生机理分析，可以通过控制污泥焚烧过程中的焚烧温度、焚烧环境、工艺参数及外加吸附剂等条件来抑制污染物产生，从而降低污泥焚烧二次污染的风险，推进污泥焚烧处理工艺。总体来说我国的污泥焚烧处理仍需要更加长久的发展，更需要当代科技工作者继续努力。

参考文献：

[1]周旭红，郑卫星，祝坚，等.污泥焚烧技术的研究进展.能源环境保护，2008；22（4）：5-8.

[2]刘沪滨.各种焚烧炉在市政下水污泥焚烧中的应用.中国高新技术企，2009；（15）：34-35.

[3]黄祥，姜言欣，蒋文举.城市污水处理厂污泥焚烧处理技术综述.四川化工，2012；（2）：26 -29.

[4]Werther J，Ogada T. Sewage sludge combustion.Progress in energy and combustion science，1999；（25）55-116.[5]秦翠娟，李红军，钟学进.我国污泥焚烧技术的比较与分析.能源与环境，2001；（1）：52- 56.

[6]王静，卢宗文，田顺，等.国内外污泥研究现状及进展.市政技术，2006；24（3）：140-142.

[7]刘沪滨.各种焚烧炉在市政下水污泥焚烧中的应用.中国高新技术企，2009；（15）：34-35.

[8]周旭红，郑卫星，祝坚，等.污泥焚烧技术的研究进展.能源环境保护，2008；22（4）：5-8.[9]唐小辉，赵力.污泥处置国内外进展.环境科学与管理，2005；30（3）：68-70.

[10]李金红，何群彪.欧洲污泥处理处置概况.中国给水排水，2005；21（1）：101-103.[11]李媛.斯图加特市污水处理厂污泥焚烧工艺.节能与环保，2004；（7）：16-18.

[12]刘则华，刘锡建，陈思浩，肖稳发.日本的污泥处理现状及对策.上海工程技术大学学报，2006；20（4）：291- 294.

[13]尹军，韩卫泽.日本的污泥处理现状及展望.中国给水排水，1995；（3）：48-49.

[14]陈涛，孙水裕，刘敬勇，陈敏婷，城市污水污泥焚烧二次污染物控制研究进展.化工进展， 2010：29（1）：157- 162.

[15]张岩，池涌，李建新，等.污泥焚烧过程中重金属排放特性试验研究.电站系统工程，2005；21（3）：27-30.

第5篇：低温对污水处理的影响范文

关键词：MBR 印染废水 膜通量

Study on the Factors Influencing Treatment Effect and Membrane Flux of Anaerob ic/Oxic Membrane Reactor (A/O MBR)

Abstract： A pilot study was conducted for the treatment of dyeing wastewater from woolen mill by using A/O MBR with capacity of 10 m3/d.The result showed that for the r aw wastewater with COD 256.5 mg/L，BOD5 94.8 mg/L，color 64 dilution tim es，and turbidity 45.65 NTU，the value of corresponding index in effluent is respe ctively 20.2 mg/L，1.6 mg/L，25 dilution times，and 0.51 NTU.Effluent quality comes up to the miscellaneous domestic water quality standard (CJ 25.1—89).Dissolved oxygen is the key factor influencing the treatment effect.With the extension of　operating time and increase of membrane fouling，temperature has lower effect on membrane flux.The sludge concentration has little impact on membrane flux at high crossflow velocity.

Keywords: MBR; dyeing wastewater; membrane flux

膜生物反应器(MBR)由于使用了膜分离技术，可在HRT较短而SRT很长的工况下运行，延长了废水中难生物降解的大分子有机物在反应器中的停留时间，最终将其去除［1 、2］。目前，国内对MBR处理生活污水的研究较多，而对处理难降解工业废水却少有报导 。毛纺印染废水由于含多种染料等难降解有机物，传统生物处理技术对毛纺印染废水的处理效果往往不理想，因此用MBR处理毛纺印染废水的研究具有重要的意义。试验就采用MBR处理 毛纺印染废水时，溶解氧、污泥浓度、污泥负荷、容积负荷和水力停留时间等因素对处理效果的影响以及温度和污泥浓度对膜通量的影响进行了探讨。 1 试验材料与方法 1.1 试验装置与流程

试验在北京某毛纺厂污水站进行。废水经过0.5 mm筛板过滤后进入系统，其工艺流程见图1。其中厌氧池容积为4.5m3，主要作用是通过水解酸化破坏染料等有机物的分子结 构以利进一步降解；曝气池容积为3.0m3，曝气量控制在8～15m3/h。膜材料为聚丙烯氰(PAN)中空纤维超滤膜，截留相对分子质量为5×104，膜总面积为12m2。 1.2 分析项目与方法

试验分析项目有pH值、温度、MLSS、DO、NH3-N、COD、色度、浊度等，测定方法均采用《水和废水监测分析方法》(第3版)的标准方法。

1.3 原水水质及运行参数

原水水质与运行参数如表1、2所示。 表1 原水水质 温度(℃) pH COD(mg/L) BOD5(mg/L) NH3-N(mg/L) 色度(倍) 浊度(NTU) 24～38 6.3～7.8 179～358 44.8～206 0.51～1.74 50～240 34 ～98 表2 曝气池运行参数 统计值 温度(℃) pH DO(mg/L) 容积负荷［g/(m 3·d-1)］ 污泥负荷［g/(kg·d-1)］ MLSS (g/L) HRT(h) Q(m3/d) 最大 35 8.2 10.4 2447 5850 2.82 9.4 13.4 最小 9 6.5 0.2 831 568 0.32 5.4 7.7 平均 24.9 7.4 2.8 1320 1478 1.55 7 10.3 2 结果与讨论 2.1 处理效果

系统出水水质的平均值见表3。 表3 MBR出水水质与CJ 25.1—89的比较 项 目 COD(mg/L)

BOD5(mg/L) 浊 度(NTU) NH3-N(mg/L) 色度(倍) 进水 256.5 94.8 45.65 1.05 64 出水 20.2 1.6 0.51 0.56 25 去除率(%) 92.4 98.4 98.9 47 74 《生活杂用水水质标准》(CJ 25.1—89) a 50 10 10 20 30 b 50 10 5 10 30 注： a.城市园林绿化； b.洒水、扫除。

经MBR处理后水质良好，COD、BOD5、浊度都很低，出水虽有一定色度，但已达到或优于建设部生活杂用水水质标准(CJ 25.1—89)，可直接作为城市园林绿化、洒水、扫除、消防等用水。

2.2 影响MBR处理效果的因素

2.2.1 溶解氧(DO)

DO对COD去除效果的影响见图2。

试验结果表明:当DO＞1 mg/L时对COD有良好的去除效果，其去除率可达90%以上，且DO再增加对COD的去除效果不再有明显影响。在短期缺氧条件下，即DO在0.5～1 mg/L时系统也能获得较好的去除效率。但是严重缺氧时间较长，如DO＜0.5 mg /L时膜出水会出现异味，其COD可达60 mg/L左右，COD的去除率降至80%～87%。由此可见，在MBR中一般应保持DO浓度＞1 mg/L。为了减少工艺的曝气能耗，DO宜控制 在1.5～2 mg/L。

2.2.2 污泥浓度(MLSS)

原水有机物浓度较低且含有难生物降解性物质，因此好氧生物单元污泥浓度在较低的范围内 (0.32～2.8 g/L)波动。运行初期，MLSS在0.32～1.3 g/L的范围内，COD的去除效果比较理想，17个出水COD数值中仅有4个偏高：如42.7 mg/L(MLS S为0.66 g/L)、36 mg/L(MLSS为1.28 g/L)、44.9 mg/L(MLSS为0.7 g/L)、36.5 mg/L(MLSS为0.8 g/L)，另外13个均低于25 mg/L。当MLSS＞1.3 g/L、系统进入运行稳定期后，只要没出现DO不足(DO＜0.5 mg/L)的特殊情况，MBR的出水COD值均较低且稳定(见图3)。

对好氧生物单元上清液COD的同步监测结果表明：MLSS与上清液COD存在明显的负相关关系。这说明系统中由于膜的截留作用弥补了MLSS变化造成的生物反应器处理性能的不稳定，在0.32～2.8 g/L的污泥浓度范围内MLSS变化对出水COD影响不明显。 2.2.3 COD污泥负荷和容积负荷

MBR的污泥负荷与容积负荷的变化见图4、5。

由于MBR出水水质稳定，所以其动力学参数COD污泥负荷和容积负荷随进、出水的COD 浓度变化而变化，MBR中COD容积负荷、COD污泥负荷的变化分别为0.83～2.45 kg/(m3·d)、0.568～5.85 kg/(kg·d)。在系统运行初期MLSS仅为0.32 g/L， 污泥负荷高达3.71 kg/(kg·d)，系统出水COD在15～45 mg/L之间，对COD的平均去 除率达90%左右。系统运行10 d后，MLSS升至0.9 g/L，COD污泥负荷降至1.40 kg /(kg·d)。系统进入稳定运行期，COD污泥负荷一般在0.60～1.80 kg/(kg·d) 之间，此时出水的COD值＜25 mg/L，对COD的平均去除率达92%。在系统的稳定运行 期，由于进水COD的波动而污泥负荷曾一度升至5.85 kg/(kg·d)，但出水水质和各项指标的去除率并无大的变化，表明MBR系统具有较强的抗冲击负荷的能力。从图4、5可看到出水水质随污泥负荷与容积负荷而变化的情况，即一般随污泥负荷与容积负荷增高，相应的出水COD略有增加。MBR的污泥负荷与容积负荷是普通活性污泥法的3～5倍，这表明处理同样的印染废水，MBR体积将比常规活性污泥法缩小3～5倍，可大大节约占地和投资。

2.2.4 水力停留时间(HRT)

水力停留时间对COD去除效果的影响见图6。

当HRT在5.5～8 h时，HRT对COD的去除效果无明显的影响；当HRT＞8 h时， 出水COD浓度随HRT的延长略有降低。在实际工程设计中，用膜生物反应器处理毛纺废水或类似废水，HRT可控制在6～9 h。

2.3 影响膜通量的因素

2.3.1 温度

水温对膜通量的影响见表4。 表4 水温对膜通量的影响 试验日期 水温(℃) 温差(℃) 膜通量［L/(m2·h)］ 膜通量增值 率(%) 备注 1999年11月1日 17 11 55.11 -0.76 运行53 d

未化学清洗 1999年11月2日 28 54.69 1999年11月8日 18 5 50.00 0 运行60 d

未化学清洗 1999年11月9日 23 50.00 1999年12月5日 14 8 44.44 0 运行87 d

未化学清洗 1999年12月6日 22 44.44 1999年12月13日 12 9 41.94 -5 运行95 d

未化学清洗 1999年12月14日 21 39.78 2000年1月3日 7 17 37.36 21.7 化学清洗后9 d 2000年1月4日 24 45.50 2001年1月11日 17 30.35 41.2 化学清洗后1 d 2001年1月12日 8 8 42.85

水温直接影响有机膜的孔径、膜的阻力和污水的粘度，从而影响膜通量。一些MBR小试研究表明：在一定的温度范围与压力条件下，温度每升高1 ℃，膜通量增加1%～2%［3］。本研究却发现，随着运行时间的延长、膜污染的增加、污泥在膜面的沉积以及凝胶层的增厚，水温升高后并没有发现膜通量有相应明显增加的现象；但对膜组件进行化学清洗后，发现水温的升高会引起膜通量明显增加。分析这一现象可能的原因是：污泥在膜表 面的沉积以及凝胶层的增厚导致膜过滤阻力的增加，降低了温度对膜通量的影响。

2.3.2 污泥浓度(MLSS)

污泥浓度的增加往往伴随着混合液粘滞度、溶解性有机物及惰性物质等的变化，它们同样会对膜通量产生影响。在一定条件下污泥浓度越高膜通量愈低，但也有研究表明，在较高的膜面流速下MLSS为2 g/L与6 g/L时的膜通量几乎无差别，本试验在120 d以上的运行中也得出了类似的结果。图7表示在膜面流速为(2.95±0.3)m/s、膜面操作压力为(62± 10)kPa的条件下MLSS对膜通量的影响。

从图7可以看出，当污泥浓度＜3.0 g/L并且膜面流速较高时，污泥浓度对膜通量没有显著影响。 3 结论

① 采用MBR工艺处理毛纺印染废水能得到优质而稳定的出水：COD为20.2 mg/L 、BOD5为1.6 mg/L、浊度为0.51 NTU、色度为25 倍，完全符合建设部颁布的《生活杂用水水质标准》(CJ 25.1—89)。

② 溶解氧是影响处理效果的一个关键因素，污泥浓度、污泥负荷、容积负荷和水力停留时间等因素对处理效果的影响不明显。

③ 随着运行时间的延长、膜污染的增加，温度对膜通量的影响降低。

④ 当污泥浓度较低且膜面流速较高时，污泥浓度对膜通量没有显著影响。 参考文献

［1］ 樊耀波.水与废水处理中的膜生物反应器技术［J］.环境科学，1995，16(5) ：79-81.

第6篇：低温对污水处理的影响范文

关键词：氧化沟工艺；污水处理；应用

中图分类号：X70 文献标识码：A

随着我国城市化的发展，生活污水已成为重要的污染源之一。为了更好的处理生活污水的污染，越来越多的污水处理工艺得到了应用。氧化沟工艺是传统活性污泥工艺的一种变形，它有别于普通活性污泥法的是其采用封闭循环式的池型，使污水和活性污泥的混合液在其中进行不断的循环流动，兼有完全混合式和推流式的特点。氧化沟工艺具有出水水质好，运行稳定可靠，管理简便的特点。若结合其他工艺单元（例如厌氧或缺氧）该技术可满足不同出水水质要求。本文将通过分析某水厂的氧化沟工艺应用，得到了在氧化沟运行控制上对脱氮除磷最佳的一些控制参数，以便于更好地将此工艺应用于污水处理中。

1 水厂简介

该水厂设计主要用于处理开发区工业企业的工业废水及厂区生活污水。工程设计规模为2×104m3/d。

1.1 进水水质及工艺参数

设计运行参数：污泥浓度MLSS=3.4g/L～4.0g/L，污泥负荷F/M=0.08kgBOD5/（kgMLSS·d），回流比R=100%，厌氧DO≤0.2mg/L，缺氧DO≤0.5mg/L，好氧DO≥2.0mg/L。设计进、出水水质见表1。

该厂自2008年12月正式投产运行以来，对有机污染物的去除效果一直非常理想，总氮（TN）和总磷（TP）成为运行控制的重点。

1.2工艺流程

污水工艺流程图见图1。

本工艺中厌氧池设计尺寸较大，水力停留时间达到2h以上，厌氧池的体积足够大，设计时认为部分硝酸盐氮可在厌氧池中发生反硝化反应，降低厌氧池中硝酸盐的浓度，消除部分硝酸盐在厌氧池中对聚磷菌的抑制。回流中的聚磷菌有效释磷，以便在氧化沟中过量吸磷，并将其转化到污泥中得以去除。氧化沟曝气区采用管状微孔曝气装置，增加了氧的有效利用率，降低了能耗。设置连续较长的不曝气区，形成较彻底的溶解氧浓度梯度，使反硝化反应顺利进行，从而使脱氮更有效。

2 生物脱氮

2.1 硝化

由于硝化菌不能储存多余的NH3-N，在一定的运行条件下，系统去除NH3-N的量是有限的，故在进水NH3-N浓度较高时，取NH3-N的去除量进行数据分析。

根据硝化反应动力学方程：

影响硝化反应的主要因素有：温度（T）、溶解氧（DO）、污泥浓度（MLSS）或泥龄（SRT）、进水氨氮浓度等。分析2009年12月～2010年2月的运行数据，进水氨氮和氨氮去除量见图2。

分析图2曲线，在DO基本保持恒定的情况下（0.8mg/L～1.4mg/L），虽然泥龄有所提高，但是氨氮的去除量还是随温度的下降而减少，因此可见温度是影响硝化效果的主要因素，当温度低于15℃时，硝化效率大大降低，这也与相关研究结论一致。

水温是随季节而变的，在实际运行中主要通过泥龄和DO来控制系统脱氮。

2.2 反硝化

反硝化是指硝酸盐氮（NO3-N）和亚硝酸盐氮（NO2-N）在反硝化菌的作用下，被还原为气态氮的过程。对2009年和2010年的运行数据进行统计，发现反硝化效率与进水有机物浓度（CODCr）存在明显的正比关系，统计数据见图4。根据图4的统计数据可以得知，进水碳源是影响系统反硝化的限制性因素，碳源浓度（CODCr）越高，系统的反硝化效率越高。图3中10月份到次年3月份进水COD浓度低是因为金融危机导致经济开发区许多工厂减产甚至停工从而使进水污染物浓度下降导致的。

另外温度和溶解氧也是影响系统反硝化的主要因素，其中温度对反硝化的影响与其对硝化的影响一样，在此就不做分析。DO对反硝化的影响见图4。

图5中曝气区DO系数为月统计平均值，从反硝化效率与DO的关系曲线可以看出，6月份～7月份系统内DO控制比较高，系统反硝化效率不高。其余月份系统内DO控制相对较低，系统反硝化效率随DO的降低而提高。所以，低溶解氧有利于反硝化。因此，运行中需要根据出水指标调控重点（NH3-N或TN）有针对的控制系统的DO。

2.3 TN的去除位置

本工艺中厌氧池设计时认为尺寸较大，厌氧池的体积足够大，部分硝酸盐被反硝化利用，以降低厌氧池中硝酸盐的浓度。从厌氧池、氧化沟好氧区、氧化沟缺氧区末端、回流泵站取样分析混合液中的硝酸盐氮，分析了两个月的数据，取平均值如表2所示。

从表2中可以看出，硝酸盐氮主要在好氧区由硝化产生，在缺氧区反硝化去除，缺氧区去除率为66%，这表明，TN的去除主要集中在氧化沟缺氧区。二沉池也存在一定的反硝化，但量非常小，只有2.15%。回流泵站回流污泥到厌氧池按回流比稀释后刚好符合表2数据的比例，所以，厌氧池基本没有发生反硝化，而不是设计认为在厌氧池也有可能发生反硝化反应，去除大量硝态氮。分析原因是厌氧池因为厌氧环境不适合缺氧条件下才能发生的反硝化过程，因此，此结论也验证及指导以后的设计工作。

3 生物除磷

生物除磷是利用聚磷菌一类的微生物，能够过量地，在数量上超过其生理需要，从外部环境摄取磷，并将磷以聚合的形态贮藏在菌体内，形成高磷污泥，排出系统外，达到从污水中除磷的目的。除磷的影响因素有很多，比如温度、进水COD的量、N：P比、排泥量（污泥龄）、回流比、污泥负荷等。污泥在沉淀池内容易产生磷的释放现象，特别是当污泥在沉淀池内停留时间较长时更是如此，所以回流比也对除磷有影响。下面着重从进水COD、回流比等方面阐述一下对氧化沟除磷的影响。

3.1 进水COD

从图5可以看出在保持回流比、污泥龄不变的情况下，观察每天进水COD变化对TP去除效果的影响，发现厌氧段碳源COD浓度越高（100mg/L～300mg/L），放磷越充分，对TP的去除率越高；但当碳源COD浓度高达300mg/L时，发现磷的去除率反而降低，分析原因是进水有机物浓度高太多的有机物在氧化沟好氧段未完全去除，对好氧段对好氧吸磷产生抑制作用，TP的去除效率会下降，此时应加大曝气量增加好氧段对有机物的去除效率。

3.2 回流比

在排泥量基本保持不变的情况下，通过改变回流比，测定总磷，分析10周的数据如图7所示。可以看出，起初随着回流比的增加TP的去除率也在增加，当回流比为80%时去除率达到最大；当回流比大于100%时，TP去除率迅速下降，超过100%后，TP去除率已经非常低，总磷迅速降低的原因是由于厌氧池回流污泥还有大量的硝态氮，当回流比太大后，大量的硝态氮会对厌氧除磷环境起到破坏作用，影响厌氧释磷的进行，进而影响去除效果；当回流比太小时，由于沉淀池的停留时间过长，会在沉淀池出现释磷现象，影响了磷的去除。因此，通过图7得出，本厂除磷的最佳回流比为80%。

结语

氧化沟工艺是目前城市污水处理技术中出水水质最好、操作最稳定、应用最多的工艺之一。虽然目前应用中还存在一些影响处理效果的因素，但随着科学技术发展和社会的进步，该工艺必将得到进一步的提高，有望取得更佳的社会效益和经济效益。

参考文献

第7篇：低温对污水处理的影响范文

关键词：曝气生物滤池；原理；影响因素；气水比；停留时间；温度；PH值

中图分类号：X70 文献标识码：A

曝气生物滤池（Biological Aerated Filter）简称BAF，属于生物膜处理工艺，其特点是集生物降解污染物和过滤于一体，是污水处理厂的主要单元。该工艺是80年代末在欧美发展起来的一种新型生物膜法污水处理技术，世界上首座BAF于1981年在法国投产，我国第一个采用BAF工艺的是大连市马栏河污水处理厂。

1曝气生物滤池的原理

1.1 挂膜

曝气生物滤池的设计中，在池内均匀装填一定量的粒径较小的滤料（无机滤料常用的有陶粒、焦炭、石英砂、活性碳、膨胀硅铝酸盐等；有机高分子滤料有聚苯乙烯、聚氯乙烯、聚丙烯球等），这些滤料是生物膜形成的载体。在滤池初次运行时，需要对滤料进行挂膜，即预先培养和驯化相应的活性污泥，然后再投入到曝气生物滤池中，使滤料表面形成一层生物膜，等到挂膜完成后，就可以通水试运行直至正常，这种方法称为间接挂膜法。也可直接将处理系统的污水通入滤池中，利用水体中的微生物逐步进行挂膜，这种方法称为直接挂膜法。

1.2运行机理

在曝气生物滤池的正常运行阶段，滤料表面生成的生物膜发挥着主要作用，这些生物膜系统分部着大量的丝状菌、原生动物、后生动物等微生物，是降解有机物的主要力量。当污水流经滤料层时，同时池内曝气，滤料表面形成的生物膜利用其强氧化降解能力对污水中的有机营养物、盐等微量元素进行分解和转化，最终转化成 CO2和H2O等代谢物；曝气生物滤池的另一个特点是其过滤作用，滤料在水流的冲击下，孔隙度变得致密，再加上滤料表面的生物膜絮凝功能，就使整个滤料层充当了一个过滤器，从而有效截留污水中的悬浮物而生物膜不会脱落流失。曝气生物滤池运行一段时间后，生物膜会变厚，影响氧的传递速率，从而抑制微生物的生长，导致出水水质变差，再加上滤料间的孔隙度变小，滤池的水头损会增大，这时就要对曝气生物滤池进行反冲洗，反冲洗的作用是恢复生物膜的活性，并将滤料截留的悬浮物和老化脱落的生物膜随反冲洗水排出池外。一般的反冲洗周期为24-48h，具体时间应结合出水水质、水头损失等情况而定。

2曝气生物滤池运行的影响因素

曝气生物滤池运行的主要影响因素与滤池的功能、停留的时间、滤池反冲洗的效果、进水的水质、滤池的温度、PH值等因素有关。曝气生物滤池是一种生物膜的处理工艺，因为在生物体的表面都有载体，这样污水就会在微生物的载体表面流过，同时就可以通过有机物向生物膜的里面进行氧化或者扩散的作用，对于有污染的物质进行分解，从而可以使污水得到净化。

2.1 气水比

曝气生物滤池采取合适的气水比，对污水处理的效果有着重要的作用。气水比过低，微生物的活性受到抑制，会降低有机物的氧化降解，气水比过高，不但会增加能耗，而且池内的冲刷力量加大，会使生物膜上的微生物减少，不利于污水的净化。罗国荣、孙小斐等人研究，随着气水比的增大，氨氮的去除率也逐渐增大，但是随着气水比增大至水中溶解氧接近饱和时，氨氮去除率的增加幅度会越来越小，COD的去除率和气水比的关系，也有同样的趋势；而气水比对亚硝酸盐氮去除率的影响不大，气水比增大，亚硝酸盐氮去除率缓慢增大。

2.2 停留时间

停留时间过短，滤池滤速变快，滤料上的生物膜与污水中的污染物接触时间变短，不利于微生物很好的发挥氧化降解功能；另一方面，滤池滤速变快，污水的冲刷力变强，使滤料层对污水中悬浮物的过滤能力降低，同时也会对滤料的生物膜产生冲击而部分脱落。研究证明，停留时间在一定的范围内增加，COD的去除率会缓慢增加，氨氮的去除率也会有一定的提高。

2.3 温度

微生物的生长，除了必要的营养供给外，还要有合适的温度，高温环境（50℃以上）和低温环境（0℃以下）均不利于微生物的生长。在适宜的温度范围内，大多数微生物的新陈代谢速率随着温度升高而相应提高，温度每升高10℃，微生物的生化反应速率可提高1倍。绝大部分微生物最适宜的生长温度在20℃-30℃，在此范围内，微生物生理活动旺盛，处理效果较好。一般而言，曝气生物滤池的最低和最高温度控制在10℃-35℃，所以在冬季，需要对曝气生物滤池的运行温度进行及时监督，确保微生物新陈代谢的最佳温度。

2.4 PH值

合适的PH值，是污水处理的最基本条件，PH值直接影响着曝气生物滤池中微生物的生长和代谢。在滤池中，不仅生长有好氧菌，而且有厌氧菌，好氧菌微生物最佳的PH值在6.5-9之间，厌氧菌微生物的最佳PH值在6.8-7.2之间，所以曝气生物滤池的PH值应控制在中性或略偏碱性。曝气生物滤池一般在污水处理的后续阶段，所以除了对滤池的PH值进行监控外，还应对污水处理厂的来水PH值进行及时跟踪，发现PH值异常时，及时控制进水量或者采取其它措施保证PH值在要求范围内。

以上都是影响曝气生物滤池的主要因素，通过了解影响生物滤池的因素，就可以更好的处理曝气生物滤池的各种有关系统的问题，从而可以提高曝气的效率。因为这个影响曝气生物滤池的因素是非常重要的，所以充分的了解、掌握这些因素，不仅可以节省到百分之十的能量，还可以延长曝气生物滤池的使用寿命。

目前，曝气生物滤池在污水处理中应用较多，其进一步的研究也在不断进展中，除了以上的因素外，进水负荷、滤料的种类及滤层的高度都会对曝气生物滤池的运行产生影响。在实际运行中，应结合各污水处理厂的实际，找到最佳的参数控制。

参考文献

[1]李文云，赵振环，李思敏等.水力停留时间对BAF除污性能的影响[J].中国给水排水，2012，28 （3）：75-77.

[2]姜娜，田博，刘志鹏.谈曝气生物滤池的填料选择[J].科技创新与应用，2012，2（11）：25.

[3]罗国荣，孙小斐.气水比对曝气生物滤池处理微污染水的影响[J].地下水，2012，34 （3）：110-111，135.

第8篇：低温对污水处理的影响范文

关键词：氨氮含量较低污水；厌氧氨氧化；影响因素

当前，我国城市污水中C/N比值普遍偏低，再加上我国污水排放标准逐渐提高，传统脱氮工艺难以实现污水总氮、氨氮达标。厌氧氨氧化作为新型生物脱氮技术，能够分别以污水中的氨、亚硝酸盐作为电子供体、受体，并在厌氧状态下将污水中的氮除去。和传统脱氮工艺相比较，厌氧氨氧化不但不需要外加碳源，能够节约50%碱消耗量、62.5%供氧量，且短程硝化的产泥量约为传统脱氮工艺的15%。但是，厌氧氨氧化也存在着厌氧氨氧化工艺细菌生长速度相对缓慢，污水中氨氮含量高，脱氮需于无单质氧状态下进行等缺点[1]。为拓展厌氧氨氧化的应用范围，将其应用于氨氮含量较低的污水之中，我单位展开影响氨氮含量较低污水厌氧氨氧化的因素研究，现总结报告如下。

1 材料与方法

1.1 装置

实验装置使用有机玻璃制造的下向流生物膜滤池，高2m，内径7cm，填料为粒径2.5-5mm的页岩颗粒，填料高度1.6m。

1.2 试验原水

实验选择我单位所在地污水处理厂沉池出水，其中TOC：9.02-12.21mg/L，COD25.23-44.67mg/L，NH3-N：14.89-40.12mg/L，pH值：7.39-7.84，水温：25-28℃。

1.3 细菌培养

接种污泥选择主要含硝化细菌的污泥，为达到厌氧氨氧化工艺要求，实验进程中需在原水中加入亚硝酸盐。进水中NH3-N：NO2-N=1：1.3，滤速：2.49m/h。培养2-3个月，当原水中NH3-N维持40.12mg/L，滤池NH3-N稳定去除率≥98%，培养结束。

1.4 分析指标

分析COD、TOC、IC、NH3-N、PH值、NO2--N、温度等指标。

2 结果及分析

2.1 NO2--N对厌氧氨氮氧化的影响

随着进水中 NO2--N浓度的不断增加，去除氨氮的速率也逐渐增加，当 NO2--N达到120.43mg/L时，去除氨氮的速率也达到最大值3.30mg/L・min，当去除氨氮的速率达到最大值后，若继续增加进水中NO2--N的浓度，去除氨氮的速率却不增反降，但是去除氨氮的速率仍然比NO2--N浓度为61.23mg/L时去除氨氮的速率高。这充分说明NO2--N的浓度对厌氧氨氮氧化需控制在一定浓度范围内，浓度越高，厌氧氨氮氧化速率就越快，当达到峰值后，浓度越高反而会抑制厌氧氨氮氧化速率的特点。究其原因主要为，在未达到峰值前，随着NO2--N浓度的逐渐升高，参与厌氧氨氮氧化的细菌活性逐渐增加，当达到峰值后，尽管参与厌氧氨氮氧化的细菌活性被抑制，但其活性并没有完全丧失，反而维持在较高的水平。

2.2 碳对厌氧氨氮氧化的影响

2.2.1 无机碳对厌氧氨氮氧化的影响

随着进水中无机碳浓度的不断增加，去除氨氮的速率也逐渐增加，当无机碳达到56.03mg/L时，去除氨氮的速率也达到最大值5.01mg/L・min，当去除氨氮的速率达到最大值后，若继续增加进水中无机碳的浓度，去除氨氮的速率却呈现出逐渐下降的趋势。在一定浓度范围内，适当增加无机碳的浓度能够促进厌氧氨氮氧化的进行，当反应速率达到峰值后再增加无机碳的浓度，其反应速率将随着无机碳浓度的增加而逐渐下降。其原因主要为，当无机碳的浓度在一定范围内，厌氧型氨氮氧化细菌将大量繁殖，进而促进反应的快速进行。当无机碳的浓度超过一定范围，异养型反硝化细菌将大量繁殖，并争夺厌氧型氨氮氧化细菌生长繁殖的基质，从而导致厌氧氨氮氧化速率下降[2]。

2.2.2 有机碳对厌氧氨氮氧化的影响

在保证进水中氨氮浓度不变的情况下，当进水中有机碳的浓度越高，去除氨氮的速率却逐渐下降。有机碳的浓度对于厌氧氨氮氧化反应具有抑制作用。究其原因，主要包括两个方面：（1）厌氧氨氧化细菌为化能自养型专性厌氧菌，在有机碳存在条件下时，反应容器内异养菌的繁殖速度远大于厌氧氨氧化细菌，异养菌占有的基质就越多，从而对厌氧氨氧化细菌的繁殖形成抑制作用，并且有机碳浓度越高，异养菌的繁殖速度越大，厌氧氨氧化数量就越少，厌氧氨氧化效率就越低。（2）大量繁殖的异养菌对NO2--N产生竞争性争夺，导致厌氧氨氧化细菌能够利用的NO2--N显著减少，致使厌氧氨氧化速率降低。本研究还发现，在较高无机碳浓度条件下，厌氧氨氧化细菌在较短时间内的生长繁殖尽管被抑制，但生长繁殖仍然可以进行，但当较高无机碳浓度持续时间在14d以上，厌氧氨氧化细菌的生长繁殖能力则会完全丧失，即使无机碳浓度降低，厌氧氨氧化细菌的生长繁殖能力也无法恢复[3]。

2.3 温度对厌氧氨氮氧化的影响

在维持进水NH3-N不变的条件下，在15.00-28.00℃温度范围内，随着温度的逐渐升高，去除氨氮的速率也逐渐增大，此外，在进水的温度发生变化时，反应滤池内氨氮容积负荷率也随着水温的变化而变化，水温逐渐升高，容积负荷率也随之逐渐升高，反之，水温逐渐降低，容积负荷率也随之逐渐降低。这充分说明，在一定温度范围内，厌氧氨氧化细菌对于温度的变化非常敏感，温度升高，厌氧氨氧化细菌活性增加，温度降低，厌氧氨氧化细菌活性降低，可见，低温环境对于厌氧氨氧化反应具有抑制作用。郑平等学者研究发现，厌氧氨氧化细菌活性较高的温度范围为30℃-40℃，温度高于40℃或者低于15℃，厌氧氨氧化细菌的活性就会显著降低。本研究结果与上述研究结论基本一致，为郑平等学者的研究提供了支撑。

2.4 pH对厌氧氨氮氧化的影响

当进水pH值介于6.5-7.0之间时，去除氨氮的速率基本无变化，当进水pH值逐渐增大至弱碱性时，去除氨氮的速率逐渐增大，当进水pH=8时，去除氨氮的速率达到峰值，再继续增加进水pH值至8.5，去除氨氮的速率则显著降低。这充分说明，厌氧氨氧化反应最适合的pH值约在8左右，保持弱碱性环境，能够提高厌氧氨氮氧化反应的速率。Strous等学者研究发现，由于厌氧氨氮氧化反应是于自养型细菌的作用下进行的，在反应进行过程中，必须一定的二氧化碳作为碳源才能维持反应的进行，尽管厌氧氨氮氧化细菌异化作用对pH值不会产生影响，但是自养型细菌却能够固定二氧化碳导致环境pH略增大，并且在这种弱碱性环境中活性最大。为此，尽管大多数学者认为在厌氧氨氮氧化过程中无需使用酸碱中和剂，但是本研究发现，保持环境为弱碱性能够促进厌氧氨氮氧化反应的发生。

3 结束语

总之，NO2--N、碳、温度、pH均会对氨氮含量较低污水厌氧氨氧化产生一定的影响，为此，在氨氮含量较低污水厌氧氨氧化处理过程中，必须对这些因素的影响进行充分考虑，提高厌氧氨氧化的反应速率，进而达到处理氨氮含量较低污水处理的目的。

参考文献

[1]付丽霞，吴立波，张怡然，等.低含量氨氮污水厌氧氨氧化影响因素研究[J].水处理技术，2010，36（4）：50-55.

第9篇：低温对污水处理的影响范文

【关键词】污水源；热泵；空调

0 引言

热泵技术是将热量从低温端向高温端输送的技术，由于城市污水内含有极大的环境能源，污水源热泵技术的节能作用非常明显，其将为国内能源结构带来巨大变化，可将城市污水做为热泵空调理想的冷热源，因此城市污水源热泵系统随即成为开发城市污水热能的关键因素之一。

1 污水源热泵原理及工艺流程

根据系统采用污水源可将其分为原生污水源热泵系统、一级污水源热泵系统和二级污水源热泵系统；根据热泵换热设备是否与污水直接接触可分为直接式污水源热泵系统和间接式污水源热泵系统。其工作原理是在夏季高温季节，通过热循环而将建筑内热量传递到污水源内，冬季寒冷季节通过热循环将污水源内能量提取到建筑物内，但由于污水特殊的水质故系统内应添加特殊设备以保证系统的正常运行。

2 污水源系统设计要点【1】

由于污水具有较强的腐蚀性，因此在系统换热器前应加装自动式过滤器和反洗装置，在运行过程中仍有可能存在较大悬浮物堵塞交换器，因此应定期对其进行清理；同时为保证热泵机组的可靠运行且目前没有适合污水换热的满液式蒸发器而引入中介水循环，以通过减少换热器中的污垢来减少换热器的换热热阻，其中污水和中介水间利用壳管式污水换热器换热，污水走管程，中介水走壳程；

整个污水系统的管路设计应遵循管路平直、阀门少的原则，其中污水源热泵的取水与配管方式一般污水泵设计为自灌式，但应保证污水水面高于水泵吸入口0.5-1.0m，并在自流管的进口和端头分别安装闸阀和法兰盲板以便于检修和清洗；潜水泵的选择应设置相应的潜水池，并应从压水干管接出一根支管并伸到集水池底部，运行过程中应定期开启以将浮渣冲起并用水泵冲走；

由于污水的黏性及对换热地面的污染，污水在换热器内的流动阻力和换热特性同清水相比较有很大不同，因此为保证一定传热系数而提高管内流速，但应对封头部位的结构进行特殊处理；

为避免污水内大体积悬浮物进入壳管式换热器，而应对其进行预处理，将内部大尺度污物去除，以保证换热器的正常工作；同时为了平衡污水换热器的阻力可通过设置二级污水泵来保证良好运行。

3 系统设计流程

3.1 设计参数

应结合当地气候状况对系统全年动态负荷进行分析，确定系统热负荷以及供冷负荷大小，并决定设计参数是以供暖为主还是以供冷为主，之后确定设计供热或供冷负荷。

3.2 热泵机组

热泵机组的运行参数尤其是供热参数将直接影响机组效率，不同热泵机组制热性能参数见表1，进而可影响系统的经济性。冬季供暖工况下若水源热泵低温热源侧的进出口水温不发生变化，则热泵的供水温度对其制热性能系数影响较大；当蒸发器侧热源水的进出口温度不变，热泵机组的供水温度和供回水温度的差值对机组的COP值均会产生影响，但供水温度的影响更为严重，即表明热泵供水温度的选择更为重要。目前多采用半封闭螺杆式水源热泵机组。

表1不同采暖供/回水温度水源热泵机组的制热性能参数（COP值）

3.3 污水换热器参数【2】

由于污水的腐蚀性及易结垢的特点，在换热器选用时应选用清洗方便、适应性强、处理量大并工作可靠的类型，目前多采用管壳式换热器。换热器的工程计算公式可采用下式：

Q=km•A•Δtm

式中：Km为整个传热面的平均传热系数，kW/(m2．K)；

A为传热面积，m2；

tm为污水与中介水之间的平均温度差，℃。

同时由于污水内含有较多的油性物质，其经过换热管时会使其内壁挂模而增大换热热阻，影响换热效果，因此在选用换热器时除应保证其方便拆卸、清洗外还应考虑换热管壁粘泥所产生的热阻。

3.4 水泵扬程

水泵扬程应考虑水系统总的沿程阻力和局部阻力损失、设备阻力损失以及系统的安全扬程；并应考虑管路内最低流速不可过低以防止污水在管内产生沉淀，其计算公式为：

Hp=Py+Pj+Ps+Pa

式中Hp为水泵扬程；Py、Pj为系统总的沿程阻力和局部阻力损失；Ps为设备阻力损失；Pa为系统安全扬程，一般取值为20Kpa。

4 系统性能分析

4.1 可行性分析

理论分析。目前国内污水排放量日益增多，且中东部地区人口密度大，污水排放相对集中，该现状为污水源热泵的利用提供了保证，资料显示给600万t污水降温3℃，则可获得相当于燃烧60万t煤所产生的热量，因此说给污水降温蕴藏着更为诱人的能量，因此说污水源热泵具有更为广阔的前景。

对环境友好。该系统以城市污水为冷热源无需消耗燃煤、燃油等一次性能源，运行中无烟气粉尘、废渣、废液等污染物质，该种性能可在很大条件下改善城市大气环境和地面环境。

节能潜力大。污水源热泵系统无需消耗矿产能源，其对降低现阶段能源危机有缓解作用，并切实可落实国家节能减排工作，可在一定程度上促进可持续发展。

4.2 经济性分析【3】

国内大部分地区城市污水在环境温度低于0℃时仍能保持在10-15℃，且夏季高温阶段污水温度仍可控制在25℃左右，温差较小的现实可使热泵机组的运行工况得到很大的改善，与空气源热泵机组相比其COP值也有明显提高，且该系统可省掉制冷机组和锅炉供热的冷却塔和锅炉，可在很大程度上节省机房占地面积，并可避免风冷机组室外机结霜和化霜现象；系统初投资包括系统所有部分投资，其中主要为土建费用、设备费用、安装设计费用、监理费用及不可预见费用等，但由于污水源热泵系统的负荷侧系统与其他形式冷热源空调系统基本相同，只是在机房部分不同，因此其经济性比较可从机房部分初投资进行。水源热泵与传统方案投资估算比较见表2、表3.

表2污水源热泵投资估算汇总表：

表3传统方案投资估算汇总表：

5 结语

城市污水源温度同室外气温比较冬季高而夏季低，且其变动幅度较小，因此其为良好的冷热源，城市污水经过处理后主要去向为排放河道或经过深度处理用于城市绿化、居民冲厕用水等杂用水，城市污水在二级及深度处理中一般选用生化处理，其过程具有一定的升温作用，更为增强了用城市污水作为空调系统的热源及散热体的功能，且该系统可很大程度上节省一次性能源，因此将水源热泵技术与城市污水相结合在扩大城市污水利用范围及拓展城市污水治理效益等方面具有深远意义。

参考文献：

[1]马最良，姚杨，赵丽莹．污水源热泵系统的应用前景[J].中国给水排水，2003，19(7)．