UCT工艺Word文档格式.docx
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1.2、UCT工艺影响条件·
7
1.2.1、负荷的影响·
1.2.2、溶解氧的控制·
1.2.3、污水的进水总磷的浓度偏高·
1.2.4、进水的pH值不稳定·
1.2.5、泥龄过长·
1.2.6、浓缩和脱水的上清液二次释放·
1.2.7、厌氧段停留时间·
8
1.2.8、水温的影响·
1.3、UCT一般设计参数·
1.4、UCT反应池设计·
9
2、A2/O工艺·
10
2.1、传统A2/O工艺·
2.2、改良版A2/O工艺·
2.3、倒置A2/O工艺的原理与特点研究·
11
2.3.1、材料与方法·
2.3.2、实验结果与讨论·
2.3.2.1、短时厌氧环境及其对聚磷菌的影响·
12
2.3.2.2、厌氧、缺氧环境倒置对聚磷菌的影响·
15
2.3.3、倒置A2/O工艺的特点·
16
3、水样中化学需氧量（COD）的测定·
18
3.1、基本原理·
3.2、主要试剂·
3.3、实验方法·
3.4、COD除去率·
19
4、TN（总氮）的监测·
21
4.1、定义·
4.2、监测目的·
4.3、TN的测定原理·
4.4、仪器及试剂·
22
4.4.1、仪器·
4.4.2、试剂·
4.5、TN（总氮）测定实验步骤·
5.5.1、校准曲线的绘制·
4.6、样品测定步骤·
23
4.6.1、空白试验·
4.6.2、实验结果处理和计算·
4.7、注意事项·
23
4.8、除去率·
24
5、总磷·
26
5.1、定义·
5.2、仪器及试剂·
26
5.2.1、仪器·
5.2.2、试剂·
5.3、实验步骤·
27
5.3.1预处理（过硫酸钾消解）·
5.3.2、样品测定·
5.4、除去率·
28
5.5、注意事项·
29
结论：
30
参考文献·
31
致谢·
32
前言
长期以来，城市生活污水的处理均以去除有机物和悬浮固体为目标，并不考虑对氮、磷等无机营养物的去除。
随着污水排放总量的不断增加，以及化肥、合成洗涤剂等广泛应用，废水中氮、磷营养物质对环境所造成的影响也逐渐引起了人们的注意。
另外随着水资源的日益紧张，城市生活污水越来越多要求回用，如二级处理采用普通活性污泥法，主要是降低污水中以BOD、COD综合指标表示的含碳有机物和悬浮固体的浓度，污水中氮、磷的去除仅限于微生物细胞由于生理上的需要而从污水中摄取的数量，去除率很低，氮的去除率为2O％～4O％，磷的去除率仅为lO％～3O％。
一般工业循环水要求NHN≤lOmt／g，这对氨氮的去除率要求很高，而常规的混凝、沉淀、过滤的后续处理工艺对氨氮的去除率很低，只有lO～2O％，根本不能满足对氨氮的去除要求。
化学方法虽然可以有效地去除废水中的磷，但纯化学方法运行操作复杂，费用较高。
因此，生物除磷脱氮技术由于其优越性取得了飞速的发展，在实践中得以广泛地应用。
近2O年来，污水除磷脱氮技术一直是污水处理领域的热点也是难点。
l983年国际水污染控制和研究协会在哥本哈根举行了第一次氮磷去除国际会议，这是污水除磷脱氮技术研究和工程应用取得重大进展的重要标志。
所有生物除磷脱氮工艺都包含厌氧、缺氧、好氧三个不同过程的交替循环，主要有三个系列：
（1）A／O；
（2）氧化沟；
（3）序批式反应器（sBR）。
UCT工艺与A2/O工艺不同之处在于沉淀池污泥回流到缺氧池而不是回流到厌氧池，这样可以防止由于硝酸盐氮进入厌氧池，破坏厌氧池的厌氧状态而影响系统的除磷率。
增加了从缺氧池到厌氧池的混合液回流，由缺氧池向厌氧池回流的混合液中含有较多的溶解性BOD，而硝酸盐很少，为厌氧段内所进行的有机物水解反应提供了最优的条件。
在实际运行过程中，当进水中总凯氏氮TKN与COD的比值高时，需要降低混合液的回流比以防止NO3-进入厌氧池。
但是如果回流比太小，会增加缺氧反应池的实际停留时间，而实验观测证明，如果缺氧反应池的实际停留时间超过1h，在某些单元中污泥的沉降性能会恶化。
UCT生活污水脱磷除氮效果研究
1.1、UCT工艺简介
UCT（UniversityofCapetown）工艺是南非开普敦大学提出的一种脱氮除磷工艺，是一种改进的A2/O工艺，此工艺中，厌氧池进行磷的释放和氨化，缺氧池进行反硝化脱氮，好氧池用来去除BOD、吸收磷以及硝化。
由于A2/O工艺中回流污泥的NO3-N回流至厌氧段，干扰了聚磷菌细胞体内磷的厌氧释放，降低了磷的去除率，使脱氮除磷效果难于进一步提高，在这种情况下，UC工艺产生了。
UCT工艺将回流污泥首先回流至缺氧段，回流污泥带回的NO3-N在缺氧段被反硝化脱氮，然后将缺氧段出流混合液部分再回流至厌氧段。
由于缺氧池的反硝化作用使得缺氧混合液回流带入厌氧池的硝酸盐浓度很低，污泥回流中有一定浓度的硝酸盐，但其回流至缺氧池而非厌氧池，这样就避免了NO3-N对厌氧段聚磷菌释磷的干扰，使厌氧池的功能得到充分发挥，既提高了磷的去除率，又对脱氮没有影响，该工艺对氮和磷的去除率都大于70%。
UCT工艺减小了厌氧反应器的硝酸盐负荷，提高了除磷能力，达到脱氮除磷目的。
但由于增加了回流系统，操作运行复杂，运行费用相应
UCT工艺流程图
1.2、UCT工艺影响条件
影响生物除磷的因素比较多，就目前对两种UCT工艺影响条件分析来看，主要为以下因素及控制要求：
1.2.1负荷的影响。
进水浓度有机物不够，特别是厌氧进水口挥发性脂肪酸（VFA）偏低不能达到处理需求，或负荷的冲击过大，一般（F/M）负荷应该控制在0.1~0.18kgBOD5/（kgMLVSS·
d）是比较稳定的。
1.2.2、溶解氧的控制。
厌氧段的厌氧效果不好即达不到绝对厌氧的效果，既溶解氧在0.2mg/L以下，甚至0mg/L，同时硝态氮的浓度在4mg/L以下（否则必须降低回流比）使磷得到充分释放，或者是好氧段溶解氧不足，好氧吸收磷不充分，出水口溶解氧过低，造成二沉池二次释磷，都会影响到出水TP的达标，就要求生物池好氧廊道0.5~3mg/L，末端控制在2~4mg/L。
1.2.3、污水的进水总磷的浓度偏高。
超过实际设计数值，即进入厌氧段的污水中BOD5/TP小于20，甚至小于10，这种情况，可以做初沉池超越，提高负荷，或者升级改造进行化学除磷。
1.2.4、进水的pH值不稳定。
工业酸性废水或其他会突然改变污水系统pH值的水源进入，会直接影响总磷在厌氧段释放，运行管理中要避免pH值的冲击，否则除磷能力将大幅度下降，甚至完全丧失，例如进水pH值突然降低，会导致细胞结构和功能损坏，细胞内聚磷在酸性条件下被水解，从而导致磷的快速释放，影响除磷效果。
1.2.5、泥龄过长。
一般控制在8~20d，聚磷菌是世代时间3d的微生物，硝化菌为长世代（30d）时间微生物，聚磷菌和硝化菌在泥龄上存在矛盾。
若泥龄太长不利于除磷；
龄太短，硝化菌无法存活。
1.2.6、浓缩和脱水的上清液二次释放。
在污泥处理过程中时间停留过长，造成磷二次释放到浓缩和脱水的上清液中，上清液随着进水重新进入系统，增大了系统磷的负荷，甚至造成磷在整个系统中反复循环富集，使出水总磷严重不达标。
1.2.7、厌氧段停留时间。
污水污泥混合液经过2h厌氧后，磷的释放已甚微，在有效释放过程中，磷的释放量与有机物的转化量之间存在着良好的相关性，在有效释放过程中，磷的厌氧释放可使污泥的好氧吸磷能力大大提高，厌氧段每释放1mgP，在好氧条件下可吸收2.0~2.4mgP；
厌氧时间加长，无效释放会逐渐增加，平均厌氧释放1mgP，所产生的好氧吸磷能力将降至1mgP以下，甚至达到0.5mgP。
因此，生物除磷并非厌氧时间越长越好。
在一般情况下，厌氧区的水力停留时间1~1.5h，即可满足要求。
1.2.8、水温的影响。
硝化菌对温度的变化很敏感，一般生物池系统温度在12~35℃之间，生产中冬季由于温度偏低硝化效果受到抑制，只能勉强维持，为保障氨氮出水达标，采用增大泥龄来应付低温对硝化的影响，但对出水TP会造成影响，所以冬季要采取提高生物池污泥浓度和控制泥龄，来平衡硝化和除磷。
其他回流系统。
外回流一般控制在50%~65%（依据厌氧段的NO3-N浓度小于4mg/L以内），回流过低会造成二沉的污泥停留时间过长，在二沉形成磷的二次释放。
好氧回流控制在100%，UCT工艺中要保障缺氧处于最大回流状态，实际控制在150%。
1.3、UCT一般设计参数
污泥负荷：
0.05～0.15kgBOD5/kgMLVSS·
d；
污泥浓度：
2000～4000mg/L；
污泥龄：
10～18d；
污泥回流：
40%～100%，好氧池（区）混合液回流：
100%～400%，缺氧池（区）混合液回流：
100%～200%；
停留时间：
厌氧池（区）水力停留时间：
1～2h，缺氧池（区）水力停留时间：
2～3h，好氧池（区）水力停留时间：
6～14h。
郑州市马头岗污水处理厂设计
设计水量30万m3/d，采用UCT处理工艺
1.4、UCT反应池设计
考虑马头岗污水处理厂收水系统内的实际污水量已经接近设计规模,故反应池按36万m3/d规模进行校核设计。
全厂设4组UCT反应池,厌氧池总池容36480m3,缺氧池总池容39600m3,好氧池总池容153400m3（其中机动段为28950m3）,总池容为229480m3。
设计产泥系数0.91,缺氧池和好氧池的MLSS为3g/L,厌氧池MLSS为1.8g/L,校核流量时泥龄12d（不包括厌氧泥龄）,其中缺氧泥龄为2.4d,好氧泥龄为9.6d。
设计水温12℃,有效水深6m。
二沉污泥回流比50%～100%,缺氧到厌氧的回流比为150%,好氧到缺氧的回流比为150%。
全厂剩余污泥量为39585kg/d（30万m3/d时）,校核流量时为47502kg/d。
总供气量为110800Nm3/h,校核流量时气水比为7.6∶1。
2、A2/O工艺
2．1、传统A2/O工艺
A／O是2O世纪7O年代在厌氧缺氧工艺上开发出来的同步除磷脱氮工艺，传统A／O法即厌氧一缺氧一好氧活性污泥法。
污水在流经三个不同功能分区的过程中，在不同微生物菌群作用下，使污水中的有机物、氮和磷得到去除。
其流程简图见图l。
原污水的碳源物质（BOD）首先进入厌氧池聚磷菌优先利用污水中易生物降解有机物成为优势菌种，为除磷创造了条件，然后污水进入缺氧池，反硝化菌利用其它可利用的碳源将回流到缺氧池的硝态氮还原成氮气排入到大气中，达到脱氮的目的。
A2/O工艺的优点是可以充分利用硝化液中的硝态氧来氧化BOD，回收了部分硝化反应的需氧量，反硝化反应所产生的碱度可以部分补偿硝化反应消耗的碱度，因此对含氮浓度不高的城市污水可以不另外加碱来调节pH。
本工艺在系统上是最简单的除磷脱氮工艺，总的水力停留时间小于其它同类工艺；
在厌氧（缺氧）、好氧交替运行的条件下，丝状菌不能大量繁殖，无污泥膨胀之虞，SVI一值小于l00，利于处理后污水与污泥的分离；
厌氧池与缺氧池只设水下搅拌器，使污水与污泥充分接触，所需电量小，运行成本也低。
传统A2/O法的布置形式即聚磷菌生物有效释磷水平的充分与否，对于提高系统的除磷能力具有极其重要的意义，厌氧区在前可以使聚磷微生物优先获得碳源井得以充分释磷。
传统A2/O法的缺点：
由于厌氧区居前，回流污泥中的硝酸盐对厌氧区产生不利影响；
由于缺氧区位于系统中部，反硝化
在碳源分配上居于不利地位，因而影响了系统的脱氮效果；
由于存在内循环，常规工艺系统所排放的剩余污泥中实际只有少部分经历了完整的放磷、吸磷过程，其余则基本上未经厌氧状态而直接由缺氧区进入好氧区，这对于系统除磷是不利的。
为了降低回流污泥中的硝酸盐，必须提高混合液回流量，回流量的提高增加电耗。
2.2、改良版A2/O工艺
A2/O工艺的第一个缺点，即由于厌氧区居前，回流污泥中的硝酸盐对厌氧区产生不利影响，改良A2/O工艺在厌氧池之前增设厌氧／缺氧调节池，来自二沉池的回流污泥和lO％左右的进水进入调节池，停留时间为2O～3Omin，微生物利用约lO％进水中有机物去除回流污泥中的硝态氮，消除硝态氮对厌氧池的不利影响，从而保证厌氧池的稳定性。
改良A2/O工艺虽然解决了传统A2／O工艺中厌氧段回流硝酸盐对放2氧化沟工艺氧化沟是由活性污泥法演变发展成的一种新型污水处理工艺，它在水力流态上不同于传统活性污泥法，是一种首尾相接的循环流，污泥与污水的混合液保持V≥O．3m／S的水平推进速度，使污水的污泥的传质作用不断进行，效率很高，通过采取延时曝气，也使污水净化的同时，污泥得到稳定。
目前在国内外较为流行的氧化沟有：
卡鲁塞尔氧化沟、奥伯尔氧化沟、双沟式氧化沟、三沟式氧化沟及A2／O法氧化沟。
氧化沟是活性污泥法的一种改进型，具有除磷脱氮功能，废水和活性污泥的混合液在氧化沟中不断循环流动，因此氧化沟又名“连续循环曝气法”。
由于其曝气装置动力小，使池深及充氧能力受到限制，导致占地面积大，土建费用高，其推广运用受到影响。
磷的影响，但增加调节池，占地面积及土建费用需相应增加。
2.3、倒置A2/O工艺的原理与特点研究
常规生物脱氮除磷工艺呈厌氧（A1）/缺氧（A2）/好氧（O）的布置形式。
该布置在理论上基于这样一种认识，即：
聚磷微生物有效释磷水平的充分与否，对于提高系统的除磷能力具有极端重要的意义，厌氧区在前可以使聚磷微生物优先获得碳源并得以充分释磷［1］。
但是，①由于存在内循环，常规工艺系统所排放的剩余污泥中实际上只有一少部分经历了完整的释磷、吸磷过程，其余则基本上未经厌氧状态而直接由缺氧区进入好氧区，这对于除磷是不利的；
②由于缺氧区位于系统中部，反硝化在碳源分配上居于不利地位，因而影响了系统的脱氮效果；
③由于厌氧区居前，回流污泥中的硝酸盐对厌氧区产生不利影响，为了避免该影响而开发的一些新工艺（如UCT等）趋于复杂化；
④实际运转经验表明，按照缺氧—好氧两段设计的脱氮工艺系统也常常表现出良好的除磷能力［2、3］。
因此，常规生物脱氮除磷工艺（A1/A2/O）布置的合理性值得进一步探讨。
2.3.1、材料与方法
活性污泥取自污水生物脱氮除磷小型试验系统，污水取自实际城市污水。
污水和污泥的性质见表1。
表1
污水和污泥的性质
污水
污泥
COD（mg/L）
400-800
MLSS（g/L）
3.0-4.0
BOD5（mg/L）
150-450
VSS/SS
0.60-0.64
TN（mg/L）
45-65
N含量（mgN/gVSS）
110-130
TP（mg/L）
2.5-10.0
P含量（mgN/gVSS）
48-60
VFA（mg/L）
25-173
SVI
180-230
2.3.2、试验结果与讨论
2.3.2.1、短时厌氧环境及其对聚磷菌的影响
短时厌氧环境在生物脱氮除磷系统中具有关键性作用，本试验目的是考察短时厌氧环境的生化特性及其对聚磷菌释、吸磷行为的影响。
①试验采用2只完全相同的有机玻璃柱，有效体积均为30L（见图1）。
柱1装有随中心轴一起转动的弹性立体填料，柱2不装填料，由搅拌桨搅拌。
电机转速为15～20r/min，柱上方均设有盖板。
柱1作挂膜运行，HRT＝20～30h，温度为24～29℃。
为了单独考察城市污水在短时厌氧环境污水中VFA的变化，试验未引入小试系统活性污泥。
柱内微生物完全为厌氧环境下由污水自然接种生长起来的厌氧或兼性细菌，显然其厌氧程度较一般脱氮除磷系统的厌氧区更为充分。
柱2作为对比，未作任何处理。
正式试验时，将两柱瞬时放空，注入新鲜污水，然后启动电机，每隔2h取样，分析污水中VFA随时间的变化规律，结果见图2。
图2表明，在本试验条件下，短时厌氧环境并不能增加污水中VFA的量，在厌氧区放置填料则会加剧该区VFA的消耗。
根据厌氧消化理论，污水中的大分子有机物转化为VFA需要经历水解和产酸（产氢）两个过程。
尽管早期的研究曾认为在此过程中兼性细菌属于优势种群，但关于生活污水污泥消化的研究指出，事实正好相反，专性厌氧细菌较兼性细菌多100倍以上。
从总体上说，最重要的水解反应和发酵反应都是通过专性厌氧细菌进行的，同时由于专性厌氧细菌的生化效率很低，上述过程需要较长的水力停留时间。
Andrews和Pearson（1965）曾利用溶解性有机和无机合成污水对厌氧发酵过程的VFA产生动力学规律进行了研究，结果表明，当HRT＝2.5d时反应器的VFA浓度最高。
本试验所采用的HRT=2～3h（这与生物除磷工艺厌氧区的HRT相近），污水COD仅500mg/L左右。
在这样的条件下，柱内实际上很难造就类似污泥消化那样的厌氧环境并培养出大量的专性厌氧菌，生物膜上的微生物主体仍为消耗VFA的兼性细菌，故而柱1的VFA数量不仅没有增加，反
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