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澳门微尼斯人娱乐一位水科学教授眼中的硝化工

发布时间:2019-10-08 07:53编辑:化学科学浏览(99)

    1946年1月6日,Willi Gujer教授出生于瑞士Rümlang。在苏黎世联邦理工学院(ETH Zurich)大学毕业后,他先到企业工作了一段时间,随后就去美国攻读博士,并于1974获得了UC Berkeley的环境工程博士学位,其导师是著名的David Jenkins教授。博士毕业之后,他就回到瑞士联邦水科学技术研究院任职,并在1976~1994年期间负责工程科学部的管理工作。

    污水水质

    SS:固体悬浮物,一般单位mg/L。一般指:应滤纸过滤水样,将滤后截留物在105℃温度中干燥恒重后的固体质量。

    COD:化学需氧量,一般单位mg/L。COD的测定原理是:用强氧化剂,在酸性条件下,将有机物氧化成为CO2和H2O所消耗的氧量,称为化学需氧量。用CODCr,一般用COD表示。COD优点:能较精确地表示污水中有机物的含量,测定时间仅需数小时,且不受水质影响。化学需氧量越大说明水体受有机物污染越严重。

    BOD:生化需氧量,一般单位mg /L。有机污染物经微生物分解所消耗溶解氧的量。

    NH3-N:氨氮,一般单位mg/L。氨氮是指水中以游离氨形式存在的氮。

    TP:总磷,一般单位mg/L。污水中含磷化合物可分为有机磷和无机磷两类。

    大肠菌群数:是每升水样中所含有的大肠菌群的数目,以个/L计。

    细菌总数:是大肠菌群数、病原菌、病毒及其他细菌的总数,以每毫升水样中的细菌菌落总数表示。

    他的研究重点是污水的生物处理,尤其是数学建模方面的研究。他在活性污泥一号模型的建立中做了很多具体的工作,包括很多动力学参数测定方法的建立。他从1992年开始担任EAWAG流体力学与水资源管理系城市水管理方向的教授,目前是ETH土木、环境与地理工程系的荣誉教授,同时仍负责研究生项目中城市水管理和水污染控制的研究。

    常见基本概念

    厌氧:污水生物处理中,没有溶解氧也没有硝态氮的环境状态。溶解氧在0.2mg/L以下。

    缺氧:污水生物处理中,溶解氧不足或没有溶解氧但有硝态氮的环境状态。溶解氧在0.2-0.5mg/L左右。

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    好氧:污水生物处理中,有溶解氧或兼有硝态氮的状态。溶解氧在2.0mg/L以上。

    曝气:只将空气中的氧强制向液体中专一的过程,其目的是获得足够的溶解氧。此外,曝气还有防止悬浮体下沉,加强池内有机物与微生物及溶解氧接触的目的,从而保证池内微生物在有充足溶解氧的条件下,对污水中有机物的氧化分解。

    活性污泥:由细菌、真菌、原生动物和后生动物等各种生物和金属氢氧化物等无机物所形成的污泥状的絮凝物。有良好的吸附、絮凝、生物氧化和生物合成性能。

    活性污泥法:利用活性污泥在污水中的凝聚、吸附、氧化、分解和沉淀等作用,去除污水中有机污染物的一种废水处理方法。

    生物膜法:使废水接触生长在固定支撑物表面的生物膜,利用生物膜降解或转化废水中有机污染物的一种废水处理方法。

    气浮:气浮法是在水中通入或产生大量的微细气泡,使其附着在悬浮颗粒上,造成密度小于水的状态,利用浮力原理使它浮在水面,从而获得固液分离的方法。产生微气泡的方式有曝气和溶气等。

    混凝:混凝的目的在于通过向水中投加一些药剂,使水中难以沉淀的胶体颗粒物能相互聚合,长大至能自然沉淀的程度,这个方法称为混凝沉淀。

    过滤:在水处理过程中,过滤一般是指以石英砂等粒状填料层截留水中悬浮物质,从而使水获得澄清的工艺流程。过滤的主要作用是去除水中的悬浮或胶体物质,特别是能有效去除沉淀技术不能去除的微笑粒子和细菌等,对COD和BOD也有某种程度的去除效果。

    沉淀:利用悬浮物和水的密度差,重力沉降作用去除水中悬浮物的过程。

    上图是Gujer教授在DTU丹麦技术大学授课的珍贵视频截图。Gujer教授在幻灯片里说“污水处理是一个没有结局的故事”:他将污水处理的工艺发展和时间轴巧妙地结合到一起,形象地展示了污水处理的发展史。这也说明了随着大家对污水处理的认识的加深,营养物的处理日益受到行业的重视。另外他作为ASM模型的重要贡献者,脱氮除磷也是模型的核心组成部分。

    常用药剂

    PAC:聚合氯化铝 烧碱:NaOH

    熟石灰:Ca2 生石灰:CaO

    PAM:聚丙烯酰胺 纯碱:Na2CO3

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    硝化研究受重视的原因

    污水处理方法

    1.传统活性污泥法(一般指需氧活性污泥过程Aerobic Wastewater Process)。

    2、A/OA/O是Anoxic/Oxic的缩写,它的优越性是除了使有机污染物得到降解之外,还具有一定的脱氮除磷功能,是将厌氧水解技术用为活性污泥的前处理,所以A/O法是改进的活性污泥法。

    基本原理:A/O工艺将前段缺氧段和后段好氧段串联在一起,A段DO不大于0.2mg/L,O段DO=2~4mg/L。在缺氧段异养菌将污水中的淀粉、纤维、碳水化合物等悬浮污染物和可溶性有机物水解为有机酸,使大分子有机物分解为小分子有机物,不溶性的有机物转化成可溶性有机物,当这些经缺氧水解的产物进入好氧池进行好氧处理时,提高污水的可生化性,提高氧的效率;在缺氧段异养菌将蛋白质、脂肪等污染物进行氨化游离出氨,在充足供氧条件下,自养菌的硝化作用将NH3-N氧化为NO3-,通过回流控制返回至A池,在缺氧条件下,异氧菌的反硝化作用将NO3-还原为分子态氮完成C、N、O在生态中的循环,实现污水无害化处理。

    主要工艺缺点:缺氧池在前,污水中的有机碳被反硝化菌所利用,可减轻其后好氧池的有机负荷,反硝化反应产生的碱度可以补偿好氧池中进行硝化反应对碱度的需求。好氧在缺氧池之后,可以使反硝化残留的有机污染物得到进一步去除,提高出水水质。 BOD5的去除率较高可达90~95%以上,但脱氮除磷效果稍差,脱氮效率70~80%,除磷只有20~30%。尽管如此,由于A/O工艺比较简单,也有其突出的特点,目前仍是比较普遍采用的工艺。该工艺还可以将缺氧池与好氧池合建,中间隔以档板,降低工程造价,所以这种形式有利于对现有推流式曝气池的改造。

    影响因素:A/O工艺运行过程控制不要产生污泥膨胀和流失,其对有机物的降解率是较高的,缺点是脱氮除磷效果较差。如果原污水含磷浓度<3mg/L,则选用A/O工艺是合适的,为了提高脱氮效果。

    A/O工艺主要控制几个因素:

    1)MLSS一般应在3000mg/L以上,低于此值A/O系统脱氮效果明显降低。

    2)TKN/MLSS负荷率:在硝化反应中该负荷率应在0.05gTKN/BOD5/MLSS负荷率:在硝化反应中,影响硝化的主要因素是硝化菌的存在和活性,因为自养型硝化菌最小比增长速度为0.21/d;而异养型好氧菌的最小比增殖速度为1.2/d。前者比后者的比增殖速度小得多。要使硝化菌存活并占优势,要求污泥龄大于4.76d;但对于异养型好氧菌,则污泥龄只需0.8d。在传统活性污泥法中,由于污泥龄只有2~4d,所以硝化菌不能存活并占有优势,不能完成硝化任务。

    要使硝化菌良好繁殖就要增大MLSS浓度或增大曝气池容积,以降低有机负荷,从而增大污泥龄。其污泥负荷率应小于0.18KgBOD5/KgMLSS•d

    4)污泥龄 ts:为了使硝化池内保持足够数量的硝化菌以保证硝化的顺利进行,确定的污泥龄应为硝化菌世代时间的3倍,硝化菌的平均世代时间约3.3d

    若冬季水温为10℃,硝化菌世代时间为10d,则设计污泥龄应为30d

    5)污水进水总氮浓度:TN应小于30mg/L,NH3-N浓度过高会抑制硝化菌的生长,使脱氮率下降至50%以下。

    6)混合液回流比:R的大小直接影响反硝化脱氮效果,R增大,脱氮率提高,但R增大增加电能消耗增加运行费。

    7)缺氧池BOD5/NOx--N比值:H>4以保证足够的碳/氮比,否则反硝化速率迅速下降;但当进入硝化池BOD5值又应控制在80mg/L以下,当BOD5浓度过高,异养菌迅速繁殖,抑制自养菌生长使硝化反应停滞。

    8)硝化池溶解氧:DO>2mg/L,一般充足供氧DO应保持2~4mg/L,满足硝化需氧量要求,按计算氧化1gNH4 需4.57g氧。

    9)水力停留时间:硝化反应水力停留时间>6h;而反硝化水力停留时间2h,两者之比为3:1,否则脱氮效率迅速下降。

    10)pH:硝化反应过程生成HNO3使混合液pH下降,而硝化菌对pH很敏感,硝化最佳pH =8.0~8.4,为了保持适宜的PH就应采取相应措施,计算可知,使1g氨氮完全硝化,约需碱度7.1g;反硝化过程产生的碱度可补偿硝化反应消耗碱度的一半左右。 反硝化反应的最适宜pH值为6.5~7.5,大于8、小于7均不利。

    11)温度:硝化反应20~30℃,低于5℃硝化反应几乎停止;反硝化反应20~40℃,低于15℃反硝化速率迅速下降。

    因此,在冬季应提高反硝化的污泥龄ts,降低负荷率,提高水力停留时间等措施保持反硝化速率。

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    3、A2/OA2O法又称AAO法,是英文Anaerobic-Anoxic-Oxic第一个字母的简称,是一种常用的二级污水处理工艺,可用于二级污水处理或三级污水处理,以及中水回用,具有良好的脱氮除磷效果。 该法是20世纪70年代,由美国的一些专家在AO法脱氮工艺基础上开发的。

    1、厌氧反应器,原污水与从沉淀池排出的含磷回流污泥同步进入,本反应器主要功能是释放磷,同时部分有机物进行氨化;

    2、缺氧反应器,首要功能是脱氮,硝态氮是通过内循环由好氧反应器送来的,循环的混合液量较大,一般为2Q;

    3、好氧反应器——曝气池,这一反应单元是多功能的,去除BOD,硝化和吸收磷等均在此处进行。流量为2Q的混合液从这里回流到缺氧反应器。

    4、沉淀池,功能是泥水分离,污泥一部分回流至厌氧反应器,上清液作为处理水排放。

    1、本工艺在系统上可以称为最简单的同步脱氮除磷工艺,总水力停留时间少于其他类工艺;

    2、在厌氧、好氧交替运行条件下,丝状菌不能大量增殖,不易发生污泥丝状膨胀,SVI值一般小于100;

    3、污泥含磷高,具有较高肥效;

    4、运行中勿需投药,两个A段只用轻轻搅拌,以不增加溶解氧为度,运行费用低;

    1、除磷效果难再提高,污泥增长有一定限度,不易提高,特别是P/BOD值高时更甚;

    2、脱氮效果也难再进一步提高,内循环量一般以2Q为限,不宜太高;

    3、进入沉淀池的处理水要保持一定浓度的溶解氧,减少停留时间,防止产生厌氧状态和污泥释放磷的现象出现,但溶解氧浓度也不宜过高,以防循环混合液对缺氧反应器的干扰。

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    间歇式活性污泥法,是一种按时间间歇曝气方式来运行的活性污泥污水处理技术。

    1、 理想的推流过程使生化反应推动力增大,效率提高,池内厌氧、好氧处于交替状态,净化效果好。

    2、 运行效果稳定,污水在理想的静止状态下沉淀,需要时间短、效率高,出水水质好。

    3、 耐冲击负荷,池内有滞留的处理水,对污水有稀释、缓冲作用,有效抵抗水量和有机污物的冲击。

    4、 工艺过程中的各工序可根据水质、水量进行调整,运行灵活。

    5、 处理设备少,构造简单,便于操作和维护管理。

    6、 反应池内存在DO、BOD5浓度梯度,有效控制活性污泥膨胀。

    7、 SBR法系统本身也适合于组合式构造方法,利于废水处理厂的扩建和改造。

    8、 脱氮除磷,适当控制运行方式,实现好氧、缺氧、厌氧状态交替,具有良好的脱氮除磷效果。

    9、 工艺流程简单、造价低。主体设备只有一个序批式间歇反应器,无二沉池、污泥回流系统,调节池、初沉池也可省略,布置紧凑、占地面积省。

    1、自动化控制要求高。

    2、排水时间短,并且排水时要求不搅动沉淀污泥层,因而需要专门的排水设备,且对滗水器的要求很高。

    3、后处理设备要求大:如消毒设备很大,接触池容积也很大,排水设施如排水管道也很大。

    4、滗水深度一般为1~2m,这部分水头损失被白白浪费,增加了总扬程。

    5、由于不设初沉池,易产生浮渣,浮渣问题尚未妥善解决。

    由于上述技术特点,SBR系统进一步拓宽了活性污泥法的使用范围。就近期的技术条件,SBR系统更适合以下情况:

    1) 中小城镇生活污水和厂矿企业的工业废水,尤其是间歇排放和流量变化较大的地方。

    2) 需要较高出水水质的地方,如风景游览区、湖泊和港湾等,不但要去除有机物,还要求出水中除磷脱氮,防止河湖富营养化。

    3) 水资源紧缺的地方。SBR系统可在生物处理后进行物化处理,不需要增加设施,便于水的回收利用。

    4) 用地紧张的地方。

    5) 对已建连续流污水处理厂的改造等。

    6) 非常适合处理小水量,间歇排放的工业废水与分散点源污染的治理。

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    循环式活性污泥法,是将SBR的反应池沿长度方向分为两个部分,前部分为生物选择区也称预反应区,后部分为主反应区。在主反应区后部安装了可升降的滗水器装置,实现了连续进水间歇排水的周期循环运行,集曝气沉淀、排水于一体。

    特点是:混合液在沟内不断地循环流动,形成厌氧、缺氧和好氧段。

    接触生物法是一种兼有活性污泥法和生物膜法特点的一种新的污水生化处理方法。这种方法主要设备是生物接触氧化滤池。在不透气的曝气池中装有焦炭、砾石、塑料蜂窝等填料,填料被水侵没,用鼓风机在填料底部曝气充氧。

    是一种由膜分离单元与生物处理单元相结合的新型水处理技术。

    厌氧生物处理是利用厌氧性微生物的代谢特性,在无需提供外源能量的条件下,以被还原有机物作为受氢体,同时产生有能源价值的甲烷气体。

    3、IC 内循环反应器

    在一级、二级处理的基础上,对难降解的有机物、磷、氮等营养性物质进一步处理。主要包括过滤、消毒。

    在这篇综合文章的标题和概述中,Gujer教授都很谦逊地强调这是他个人几十年主观经验的总结。但在拜读完此文后,可以说这是污水界截止到2010年的脱氮处理发展史。在此综述里,Gujer教授向我们展示了生物硝化处理工艺是如何一步一步成为如今各种污水处理工艺模型(活性污泥、生物膜反应器)以及河流自净作用的重要基础。他说微生物基因遗传技术时代到来之前,硝化作用是环境工程研究中被研究最多的微生物过程,而研究内容大致可以分为两方面:

    1. 从出水水质要求出发,为了实现可靠的生物脱氮表现和了解受纳水体中氮的转化,我们需要研究相关的工程信息,以全面利用硝化过程来实现水污染控制;

    2. 从加深对微生物的认知需求出发,用硝化过程,甚至说氨循环中复杂的反应矩阵,来追踪混合种群中特定微生物的行为和表现。这里硝化作用是判断在各种环境条件下生长的微生物的种类及行为的代理指标。

    这两个方面的研究在过去几十年里不断演变,还反过来影响Gujer教授自身的研究以及他对污水生物处理的认知。在展开论述之前,他又一次强调者此文更多的是一些个人观点的整理:“不要期待这篇综述如何细致、详尽以及纵深结合地探讨硝化作用”。尽管如此,他还是洋洋洒洒写了19页,所以我们将分两期微信介绍这篇综述文章,但受篇幅所限,也仅仅能对文中要点作梗概介绍,想知道更多详情的读者可以下载全文来阅读。

    硝化反应—改变行业规范的催化剂

    在20世纪初期,基于生物处理的污水处理厂的基础主要是HRT、水力负荷和有机负荷F/M等经验参数。在20世纪50年代中期开始,受到化学工程师的影响,卫生工程师开始用系统分析方法来运营污水厂,引入了物料平衡、物质转化过程和速率、动力学和化学计量等新的研究基础。这是一次行业规范的转变,并打通和改善了污水工程师和科学家之间的沟通之门。

    硝化反应就是一个易于辨识的转化过程,是展示当时水污染控制新工具各种优点的完美模范。在随后的30多年里,很多新概念的引入都是以硝化作用为基础的。其实污水生物处理发展到今天,真的很多又要归功于“硝化过程”。

    “我入行前的硝化发展史”

    尽管在BOD、COD等参数面世之前,二级处理出水硝化程度的高地会被人们作为评价污水处理好坏的标准之一,但从受纳水体的角度来看,硝化过程最初并没有受到正确的对待,相反被当作发生水体富营养化的罪魁祸首。显然当时人们还没将硝化过程用作判断工艺表现以及水体接纳还原/氧化氮的参照指标。

    硝化研究有以下一些里程碑事件:Monod在1942年最早提出连续发酵的概念,在这基础上Novick和Szilard在1950年发明了连续发酵的反应器,并开创了恒化培养器(chemostat)的概念。他们的工作为连续式微生物培养系统奠定了理论和数学建模的基础。1964年,英国水污染研究实验室的研究员Downing将硝化过程的研究推进了一大步——他首次指出硝化作用依赖于自养硝化菌的最大比增长速率,该速率低于异养菌的比增长速率,需要足够长的泥龄以防止硝化菌的流失,并开发了基于动力学概念和反应器技术的硝化活性污泥工艺的设计理论。到了1970年,SRT、MCRT等参数已经成为硝化活性污泥污水厂模型和设计的必要组成。1975年前后,第一批硝化动力学模型也相继亮相。

    在70年代初期,少数全尺寸的污水厂开始研究并实现脱氮处理的方法,比较流行的方法折点氯化、离子交换和氨吹脱等物理-化学方法。这说明人们开始重视氨氮和硝态氮问题。1975年美国环保署发布了代表当时最高水平的《氮控制设计手册》就是以物理-化学方法为主,尽管涉及了去除COD的高负荷活性污泥法、硝化系统和添加甲醇的反硝化系统。值得一提的是该手册前言说道:“这本书没法在5年前就出版,因为当时的脱氮技术还不成熟。” 而在这书1993年再版的时候,前言变成了:“自第一版发行以来,生物工艺已经成为了脱氮工艺的主流,只有很少的案例还在使用物理-化学方法。”

    这是在这样的背景之下,当时还是一个博士生的Gujer教授于1971年开始了他的污水处理工艺工程生涯。他说他的第一个贡献就是接触稳定活性污泥工艺(contact stabilization activated sludge process)中的硝化反应静态模型。

    硝化工艺开始唱主角

    可以说20世纪70年代是污水处理氮控制登上历史舞台的开端。很多地区都在当时建立了氨氮、亚硝态氮和硝态氮的排放标准。苏黎世Werdhölzli污水处理厂,作为瑞士当时最大的污水处理厂(约43.3万人口当量),成为首个将硝化列为必须工序的污水厂,当时的出水标准为2mg NH4-N/L(80%的采样通过率,>10℃)。1973年苏黎世市政府还发起了一次面向全球的污水厂扩建设计方案征集大赛。在这次比赛中可以看出很多工艺方案都缺乏可靠的设计信息,大型污水厂的成功经验少之又少。

    当时的Gujer教授被委以重任,根据当时EAWAG的几个用实际污水作实验的中试项目的结果去制定Werdhölzli污水厂扩建的设计标准。同时也因为这个项目,他的职业道路跨上了一个新的台阶。

    活性污泥法中的硝化作用

    在这一节里,Gujer教授对活性污泥硝化作用的很多方面进行了总结介绍,包括分别讲述了采样频率如何影响测定结果、工艺设计“安全系数”的引入、长期和短期温度变化对工艺的影响、硝化的抑制作用、工艺控制、峰值调节、地理因素对处理表现的影响、影响硝化作用动力学的环境因素,以及硝化反硝化的相互作用会导致一氧化二氮释放等。同时他也表达一些观点,包括他认为我们需要重新审视设计理念、加深氨氧化反应的认识需要酶动力学的知识等。其中的细节在这里无法详述,只摘取以下几个亮点作为分享:

    1. 计算机技术的发展大大促进了污水处理的模型研究

    在自动采样仪器还未面市的上世纪70年代,当时还以湿式化学分析为主。EAWAG的中试研究使污水处理的动力学模型成为了Gujer教授日后研究工作的中心。他的第一个动力学模型是关于活性污泥硝化活性的预测。他回忆说当时做模型用的还是FORTRAN代码,而且要动用EAWAG大量人力资源来运行,尽管如此也要花上几周的时间。如今通过使用各种先进的模拟工具,只需要几小时就能完成跟当年类似的模型或项目,而且还有系统分析工具作支持,使模型的开发变得更简易。

    2. 工业废水对硝化活性的影响可能是个误解

    Gujer教授说早年很多(如果不是所有也至少是大部分)关于涉及工业废水的活性污泥工艺的论文报告都说可能有硝化作用受抑制的问题。尽管我们知道一些重金属和有机物确实会抑制硝化菌的生长,但Gujer教授的个人经历却跟这些论文报告的结论不太相同。他说那个年代还没有溶解氧测量仪,生物系统的动力学行为还不太为人熟知,导致当时的实际运行都很糟糕,并不能实现理想的“静态”。随着对氧浓度的控制变得越加可靠,这方面的文章也越来越少见了。他认为很多工业化发达国家的控制工作都做得很好,意思是做好源头控制,有害化合物进入污水厂的几率不大。

    3. 城市规划对污水处理表现的影响

    Gujer教授提醒我们污水处理系统除了污水处理厂之外,管网也是其重要的组成。污水厂的进水负荷变化在某程度是由于污染物进入管网时间的差异,以及管网分布的长度造成的,这两个因素都跟时间这个变量有关。Gujer教授用下图阐述了同轴排列和线性排列两种排放模式的区别——前者的负荷变化更大,而后者的收集方式能使进水水质更稳定。由于昼夜负荷变化很大程度上控制了生物处理过程中的硝化性能,所以使用后者的城市规划模式对该地区的污水处理是有好处的。

    下图总结了不同污水收集方式下氨的极端负荷和日平均负荷的比值。由于硝化处理设计的安全系数通常按照最大负荷和平均负荷的比值来设定,因此该图能提供重要的设计信息。根据此图,我们会发现安全系数的选定是个很有趣的事情——安全系数(也就是相应的SRT)设定越大,污水厂的处理能力就变小,因此专业性就降低,而且更加难以运行。

    4. 污水厂永远不会完全依照设计时的方式运行

    Gujer教授和Dominguez教授曾经在2006发表过一篇文章,讨论了Werdhölzli污水厂在1985-2003年间的演变。该污水厂原先是为硝化处理设计的,还包括了同步的磷沉淀。设计负荷是当时预估负荷的115%。当时的设想是原有的活性污泥法工艺线可以用来预处理约50%的初沉池出水,这样有利于新建的第二段活性污泥工艺的硝化作用。然而,在这之后18年里,苏黎世的人口不仅没有增长,反而减少了近20%,而且许多污水排放大户(例如啤酒厂、牛奶加工厂、屠宰场等)都搬离了城市。由于纺织洗涤剂不再添加磷,沉淀的污泥也少了。地下水下渗进入管网的情况急剧减少,饮用水消耗也减少了约33%,这使得污水厂的最大水力负荷大大降低,使得活性污泥的浓度增加了。

    运营方撤掉那条旧的活性污泥工艺线,然后在无需新增反应器体积的情况下在新的处理线上引进了前置反硝化。苏黎世另外一间污水处理厂被关闭,污水接入Werdhölzli污水厂,约占总负荷的20%。苏黎世机场的除冰液也有段时间运至该污水厂来处理。

    通过这个案例Gujer教授想表达,污水厂就像一个有生命的有机体,它几乎从来不会按照设计的方式来运作。18年其实并非一段很长的时间,但这个污水厂的边界条件和工艺流程已经发生了翻天覆地的变化。未来难以预测,污水厂的设计应该将这些不确定性考虑在内。

    活性污泥的动力学模型

    第一代硝化反应的动力学模型始于上世纪70年代。南非开普敦大学的Gerrit Marais带领的团队对此作出了重要贡献。他们先从CSTR反应器开始,考虑的变量包括可溶性物质、胶体、颗粒、硝化反硝化、耗氧量、污泥产量,最先他们先做静态模型,之后再开发动态模式。

    1982年,当时IAWPR(国际水协IWA的前身)的副主席Poul Harremoes组建了IAWPR生物污水处理设计和运行数学建模专家任务组。在南非开普敦大学团队已取得的前沿成果基础上,这个任务组开发出了一系列活性污泥模型,也就是如今大家熟知的ASM1-ASM3。这个任务组的主要贡献之一是矩阵符号,它将本来相当复杂的整合数学模型,凝练成有序的形式对外传播沟通,这其中Gujer教授做出了大量工作。

    如今这ASM系列被广泛接受为活性污泥工艺的最先进模型。而这些模型当初能获得初步认可,很大程度因为其在预测氮转化方面取得的成功。同时这些模型已经发展到相当的复杂度,虽然确实有助于改善污水厂的设计,但一般的咨询工程师并不会用,相关应用和调整的任务依然要由少数经验丰富的工程师操作。

    ASM的校准很繁琐,而且往往需要临时调整程序完成。 Brun等人开发了一种系统性的方法,可找到最重要的模型参数及其相互关系。然而在一些讲求实用的工程师们看来这样的程序并不好用——他们没有充足的时间、软件培训以及理论背景来解释模拟结果,因此目前这些软件技术主要还只用于研究和开发环境当中。

    虽然还有这样那样的问题,但总的来说活性污泥法硝化动力学模型的使用体验还是很正面的,这给予了研究人员充分开发强化综合模型的动力。目前IWA国际水协的GMP建模实践工作组正在着手编写《活性污泥模型使用指南》,希望其能够在促进和改善复杂数据的应用方面有所帮助。

    生物膜模型

    上世纪70年代中期,Williamson和McCarty以及Harremoës等人相继推出了最早的一批生物膜传质模型。这一批模型已经考虑了电子供体和受体的情况,但无法处理微生物间的竞争关系,包括硝化过程的表现。生物膜必须结合物质的转化和传质工艺,比假设完全混合的悬浮生长模式复杂很多。Mueller等人率先发表了基于生物转盘的包括了BOD去除和硝化作用的模型,6年之后于1984年Gujer和Wanner在此基础上开发了能描述异养和自养微生物在生物膜内的竞争情况的静态模型,并在90年代得到良好的应用,它能帮助我们了解微生物竞争中的控制因素。

    但是Gujer教授也承认,虽然这个模型一方面对开发新工艺技术很有帮助,但是他们当时也意识到模型的局限性——在缩减的空间和时间里,它并不能将实际工程应用的方方面面都成功模拟。例如下图,中试实验显示经过无硝化高效生物处理后的生物滤池三级处理的硝化情况显示过滤截留了二级处理出水中的悬浮固体,但是在实际应用中却不是这样。

    对于三级处理中的硝化作用,Gujer教授说对于研究者来说,当初这个方向是很合理的,因为当时的污水厂只是为去除BOD设计的,所以在出水端进行硝化是很正路的。然而随后90年代脱氮除磷技术的迅猛发展使得三级硝化处理显得如此过时。这让Gujer教授非常感慨: “从那我们领悟了预测未来终究是件非常难的事。”

    受纳水体中的硝化作用

    Gujer教授强调,仅仅能够预测污水的硝化表现是不够的,更重要的是要弄清出水中氮的最终去向。下图展示的是某富营养化湖泊的厌氧出水排入一条小溪后,其中的氮转化达到接近静态的所需距离。我们需要充足的空间才能发现自然净化的数据。

    又如下图所示,在距离某部分硝化的污水厂出水口1.5km的某河里的氨氮浓度昼夜差异。温度、pH和氨氮负荷受到阳光的同步作用导致了这里的有毒物质浓度的极端变化。

    通过以上例子,Gujer教授想说明受纳水体的水质究竟如何。其实除了看污水厂的出水指标之外,其实了解水体中的自净过程也非常重要,这才构成完整的环境保护的成功基础。Gujer教授从1976年就对此开始了模型研究,例如下图小型河流的硝态氮等温工作曲线:

    Gujer教授认为受纳水体水质标准的制定不应该只是环境工程师的任务,他希望生态学家和毒理学专家也能加入进来。

    硝化丰富了污水处理研究的微生物理论基础

    从Nitrobacter到AOB/NOB

    在过去,环境工程师都以为Nitrosomonas和Nitrobacter是负责硝化作用的微生物。而且他们当中大部分人还觉得只要给予这些微生物正确的底物,它们就会长得很好。通过FISH等分子学技术,Wagner等人在1996年第一次展示了Nitrobacter spp.不是污水厂完成亚硝态氮到硝态氮转化的主要微生物。随着对硝化作用认识的加深,研究者发现谨慎的工程师已经不再指出具体细菌种属的名字,而是改用AOB和NOB来描述完成硝化作用的微生物。

    Gujer教授认为随着分子微生物技术变得越来越可量化和快速可行,这些技术将部分取代硝化反应,作为分析底物和微生物之间相互作用的工具。不过在此之前,硝化反应由于其简单易懂又方便管理,依然会是以后几代工程师的重要教育工具。

    硝化作用可以作为微量污染物的指示因子

    Clara等人2005年的报告显示包含脱氮工艺的污水厂中微污染物降解情况相当有效。这意味着硝化效率可以作为微量污染物去除情况的参照指标。甚至硝化污染物自己就能降解部分微量污染物。硝化过程在过去很长一段时间里都充当着二级处理的指示因子。随着微量污染物日益受到重视,它的指示功能或许能得以重新挖掘。

    传统活性污泥 vs MBR

    我们可能假设活性污泥和MBR工艺的微生物种群和属性大不相同。但是Manser等人运用FISH技术的分析结果发现两种系统的AOB和NOB微生物只有很少的区别。动力学参数方面两套系统还是有明显区别的。

    活性污泥工艺的硝化菌表面莫诺饱和系数大于MBR系统。但是Manser等人认为对于这个差别可以由传质作用解释:活性污泥的絮体要比MBR的大,更长的扩散路径导致更大的表面饱和值,因此这些动力学参数跟系统特性相关的。

    有待解答的难题和前景展望

    亚硝酸根是污染物控制重点之一,如何有效预测亚硝酸根排放依然是个未知数:在污水厂经常遇到高浓度的亚硝态氮排放。所以问题不是开发一个模型结构,而是理解动力学参数的变化。活性污泥工艺要达到(0.2 mg N/L)的氨氮出水有时是相当困难的,尤其是昼夜变化比较大的时候。我们还没有完全搞懂所有的问题,例如我们可能需要将细胞内部结构也考虑在内来解释一些现象,又例如加深不同氧化还原条件下的捕食、腐蚀和溶解工艺的理解。

    另一方面,在某个程度来说,如果硝化反应能停留在亚硝化态,污水处理能变得更经济。这也就是我们经常谈论的短程硝化反硝化反应,不过在低温温度很难让硝化反应停留在亚硝化态。另外,一氧化二氮的产生也是个问题。

    传感器技术在过去已经取得了长足的发展。结合先进的控制策略,传感技术的应用将给不同的处理技术更大的发展潜力,这部分潜力让有待开发。

    Gujer教授还在综述中提到了厌氧氨氧化。他ren厌氧氨氧化在自然环境中也扮演着重要作用,包括了河流和海洋。而主流厌氧氨氧化是一个有趣但仍有待探索的领域。

    我们站在又一个变革的开端吗?

    对于污水处理的主干部分,例如TSS、COD、氮磷等宏观营养物,我们已经有了相当扎实的理解。在未来这部分当然还会有各种有价值的发展,但是Gujer教授认为发展空间不会像上世纪后半叶那么迅猛了。他认为发展突破点会落在特定化学品、特殊种群(丝状菌、厌氧氨氧化菌)、新的处理技术(膜工艺、厌氧工艺和颗粒污泥等)和具体的工程方法(计算流体动力学CFD)。Gujer教授也提到分散式污水处理会吸引越来越多的兴趣。

    但同时他说我们也要承认在工程设计方面仍有许多不确定性,好消息是越来越多工具能量化这些不确定性,并将它纳入决策过程中。总之随着污水处理的研究内容的细化,我们需要新的方法和工具来解决新出现的问题。Gujer教授认为硝化过程作为许多工艺处理好坏的代替指示物的好日子已经过去了,而新的变革是否已经出现仍不明朗。

    总结

    Gujer教授最后总结说硝化过程依旧是现代污水处理的重要组成。如今城市污水的硝化菌已经得到驯化,而且有很多技术可以实现高效应用。另外他认为数学模型已经得到相当好的开发,并且能在各种规模条件下得以应用,因此他觉得未来这方面最多有一些小改进,但没必要对整个架构做大的改动。尽管有许多开放问题的答案有待揭晓,Gujer教授相信关于硝化过程在环境工程领域的研究将一直继续下去。

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