英文文献翻译

带有支路流的固定膜反应器的强化脱氮除磷工艺

H. U. NAM, J. H. LEE, C. W. KIM M and T. J. PARK* M

环境工程系，釜山国立大学，釜山，609-735，韩国

于1999年3月1日首发，于1999年7月1日修订

摘要——在一个固定膜反应器内以支路流的操作方式来有效使用碳源内部来脱氮除磷的可能性正在被研究。有关证实在附有支流的固定膜反应器中，随着支流比例从0增加到0.4，城市污水中的氮磷是否能被有效去除的试验正在进行。被用在这个实验中的固定膜反应器是一种结合A 2 /O工艺和生物膜过程的反应器。支流被应用在这个实验中，部分出水直接被排入缺氧池中来有效的脱氮。根据出水流量的比例，支路流的比例在0,0.3和0.4中调节。在整个过程中，能观察到COD，NH+4-N,和T-P分别的去除效率超过87.2%，75.2%和52.8%。进一步说，依据入流速度，除磷的最佳运行条件预测是在支路流比例为0.4，且内外循环比都为0.5的时候。在支路流比例为0.4时，NH+4-N的去除率为88.0%，T-P的去除率为68.0%。由于支路流比例的不同，除磷效果也会大大不同。在支路流比例为0,0.3和0.4时，T-P的去除效率分别为52.8%，61.6%和68.0%。有人指出，带有支路流的固定膜反应器能实现完全脱氮，并且有助于提高磷的去除。2000 Elsevier 科学有限公司，版权所有。

关键词——合并的固定膜反应器，支路流，脱氮，磷的吸收，A2/O工艺，内循环，外循环，缺氧状态。

简介

从观察营养成分所产生的有机物质的数量和未处理的污水所产生的有机物的数量的对比，可以阐述受纳水体的氧源所排出的营养物质的潜在影响。韩国未经处理的污水所含的COD通常在200—250mg/L，根据是否磷酸盐洗涤剂在当地的禁令上磷的成分在4—6mg/L左右浮动，氮的含量在20—40mg/L之间（Choi，

来表示，如果1kg磷被藻1996）。假设藻类的组成能用化学式P

C

N

H

O

106

110

16

263

类完全同化并且在光合作用和无机元素的作用下被生成新的生物质，那将生成111kg生物质和138kg的COD。因此，每5mg/L的磷的排放会潜在的导致690mg/L 的COD的生成，或者相当于超过2倍的未经处理的污水中的有机物产生的COD 量。

据推测限制氮和磷的排量能控制富营养化因为相对硫、钾、钙、镁来说，生物质的生长所需氮磷的量相当大。近年来学术界认为在淡水环境中磷是最主要的限制营养物，而氮则是河口和海洋水域中的主要限制营养物（Sedlak，1989）。生物膜工艺有许多特点和优势（Park et al 1995,1996): (1)系统中使用的薄膜能有效的去除氮是由于所使用的菌类像硝化细菌之类有很缓慢的生长速率和很长的代谢时间；（2）由于薄膜上有更多生物物种的存在和活性污泥法的结合，能够实现广谱污染物的去除；（3）由于单元里有较大的生物量，每单元工艺的处理容量比活性污泥法要高出很多；（4）相较于活性污泥法，产生的剩余污泥量少。更多的污泥被存在于该膜上的高热带水品生物体所消耗，于是产生的剩余污泥量就变少了；（5）该工艺能稳定操作。该工艺能维持和适应液压波动和有机负荷，因为该工艺相对活性污泥法来说有大量的生物质和更长的食物链。另一方面，生物膜工艺也存在着一些缺点：（1）由于需要很多的支撑物和媒介，所以需要大量的初始资金；（2）打破厌氧薄膜层的微小颗粒非常活跃，会使出水的浊度变得很高。（Lee et al,1996; Su and Ouyang,1996)

本文的目标是开发一个新的带有支路流的固定膜反应器来去除污水中的营养

物质，开展一个实验室规模的研究来确保基本数据的升级，和有效的运用支路流的内部碳源来降低用于去除营养物质的外部碳源的支出。因此我们认为这个研究能开发出一个经济的工艺。所以，我们希望该新工艺能解决关于运行传统脱氮除磷工艺的冲突。

材料和方法

实验条件和设备

使用一个能够连续执行脱氮除磷的实验室规模实验的操作单元，就是把厌氧池、缺氧池和好氧池串联在一起使用。

A/2工艺和生物膜工艺。

图1显示是该工艺的示意图，它结合了O

该工艺有两个循环回流：一个是内部循环回流，从好氧池流入缺氧池来脱硝；另一个是外部循环回流，从澄清池流入厌氧池来除磷。根据入流比来定，内部循环比和外部循环比都是0.5。当然，另一个特殊的流——支路流，被应用在固定膜反应器中，为了有效的脱硝，部分的入流直接被排入缺氧池。厌氧池、缺氧池和好氧池有效容积分别是10:1,6:1和18:1，所有反应器的总有效容积为34:1。缺氧池造成小容积有助于提高缺氧池的具体脱硝率（Randall et al,1992)。实验室规

模的实验的操作条件在表1中给出了。所有反应器中都填充有孔隙率为96.3%网型合成树脂载体，根据各个反应池的有效容积，在厌氧池、缺氧池和好氧池中的包装率分别为20%、30%和40%，具体的表面积为40032/m m 。在这个试验中所用的载体的包装率和特性都在表2中给出了。

每个厌氧池和缺氧池都安装有一个搅拌机。在好氧池的底部有一个150l/min 的鼓风机，空气就从扩散管中被排入好氧池中。好氧池中的空气入流速率在整个工艺过程中都保持在16l/min 不变（20摄氏度，1个工程大气压）。厌氧池中的温度在一个温度控制器的控制在保持在37度左右，正负2度的误差。合成污水中的COD 浓度为250mg/L,N NH -+

4的浓度为20mg/L ，总磷的浓度为8mg/L 。一个碳酸氢钠缓冲器保持在200mg 3CaCO /L 来阻止PH 的降低，而PH 的下降主要是由于硝化作用和合成城市污水中的限制碱度。

调理和操作

在这项研究中，接种污泥是从现有的韩国釜山污水处理厂中获得的，每天调理0.1kgCOD/3m 的合成城市污水持续15天。在启动阶段，空气流速被控制以便使生物膜在填料载体上生长出来，这些填料都是可简易拆卸的。当调理好之后，在入流比例的基础上支路流的比例变成0（1号流）、0.3（2号流）和0.4（3号流），来评估带有支路流的固定膜反应器的脱氮除磷效率。在一个稳定状态下，反应器要持续运行超过3个星期来收集数据以确保其精确性。

样品的分析

入流水样每个星期收集两次，出流水样每3天收集一次。样品中被测定出的可溶性成分会马上被用0.45um 的滤纸过滤和冷却，以便组织取样后的进一步反应。 除了N NO x --

是用HPLC （Waters ，USA ）测量到的之外，其他的样品都是用标准方法（19th ）进行测量。用来进行样品分析的方法在表3中给出。

成果与讨论

有机化合物的去除

1,2和3号出流中COD 的浓度在图2中显示出来。这张图中给出的结果是结合3个不同的操作条件（1号流，2号流和3号流）得出的，都使用COD 浓度为250mg/L 的污水来得到从0到0.4不同比例的支路流。在这个图表中，符号A 、B 、C 、D 和E 分别表示入流、厌氧池出流、缺氧池出流、好氧池出流和总出流。在这3个系统中，无论支路流比例是否减少，出流中COD 浓度总是稳定不变的。在不带有支路流的1号系统中厌氧反应池中减少的COD 的总量是最高的。而在带有一个比例为0.4的支路流的3号系统中，厌氧反应池中COD 浓度是最低的，这是由于一个高比例的支路流会使进入到厌氧反应池中的入流变少的缘故。研究发现，1号系统、2号系统和3号系统的COD 去除效率分别为88.8%、87.2%和89.6%，这优于浓度为0.05-0.50kgCOD/3m /天（Wang et al, 1991）的延时曝气淹没生物膜工艺中获得的79.4%-83.0%这一数据。由于外部循环回流的稀释会使COD 浓度发生改变，而厌氧发酵细菌能去除厌氧反应池中的COD 。

脱氮：硝化和反硝化

图3分别表示了1号系统、2号系统和3号系统的好氧反应池中N NH -+

4浓度和C/N 比例的关系。在3个系统中好氧反应池的入流中的N NH -+4的浓度分别为11.23-12.30mg/L ，10.98-11.60mg/L 和10.51-10.77mg/L 。当支路流的比例从0增加到0.4时，好氧反应池中入流的N NH -+4的浓度会减少，但区别是浓度是0.46-1.79mg/L 。从图中可以看到，1号系统的好氧反应池中入流的变动要比2号系统和3号系统大的多。还可以发现，支路流能够有效稳定缺氧反应池的出流中N NH -+4的浓度。在好氧反应池中，3个系统中被去除的氨的平均数量分别为7.01mg/L 、7.74mg/L 和8.20mg/L 。而系统3中N NH -+4浓度的去除最好，这是由于较高的支路流比例导致较低的C/N 比。如果C/N 比低于5，像硝化和亚硝化会有机会变成比异养菌更活跃的一些有关碳源去除的细菌，在好氧条件下，因此

好氧反应池中的C/N 比会决定两个品种的主导地位。 （ Tchobanoglous and Burton ，1991）

图4说明了在CFFR 工艺的好氧反应池中的硝化氨浓度和消耗碱度浓度之间的关系。假设在好氧条件下能完全硝化（Randall et al,1992)，氧化每毫克N NH -+

4需要消耗大约7.14mg 的碱（例如3CaCO )。在这3个系统中，好氧反应池中N NH -+4的浓度分别为 6.80–7.57 mg/L 、7.40–8.11 mg/L 和8.08–8.39 mg/L 。由于被硝化作用硝化的N NH -+4的浓度的增加导致支路流的比例从0增加到0.4，然而被硝化的N NH -+4浓度会随支路流的比例的增加而减少。其中的实线表示由于好氧反应池中硝化引起的碱度的消耗。当然，好氧反应池中的消耗碱度会随着支路流比例的增加而增加，在这里消耗碱度的变动则会减少。在这个实验中反应硝化氨浓度和碱的消耗之间关系的比例系数比理论上的比例系数要小一点。而这点不同之处则暗示着部分的N NH -+4在细胞合成中被消耗掉了。要注意这些结论要和同时进行硝化和反硝化的的反应器中得到的结论相比较，水利停留时间为15-17小时左右(Moriyama et al,1990)。

图5分别说明各个系统的好氧出流中的N NH -+4、有机N 和N NO X --的浓度。而N NH -+4、有机N 和N NO X --的总和可以看做是总氮。各个系统中N NH -+4的去除主要是在好氧反应池中进行的，这是由自养细菌的硝化作用和异养细菌的

同化作用引起的。换句话说，各系统的脱硝主要是由于缺氧反应池，而N NO X --的去除则是由于异养菌的脱硝作用。在图5中，当支路流的比例从0增加到0.4的时候，出水中N NO X --的浓度从0.40mg/L 降低到0.01mg/L ，总氮的去除效率从66%逐渐增加到74%。鉴于这些结论，可以得出带有0.4比例支路流的系统3对总氮的去除更有效，而这正是因为系统2和系统3中能够完全的去除N NO X --，并且在接下来的好氧反应池中没有N NO X --

的积累。我们还发现C/N NO X --的比例在固定膜反应器的脱硝过程中的效果十分重要。由于我们认为COD 被使用的量会提供给细胞的合成，而被N NO X --氧化的COD 数量的减少是因为细胞能的产生，所以C/N NO X --这一说法就得以发展起来了（Sedlak ，1989）。这暗示着在缺氧条件下有机源的缺少会使在较短水力停留时间（0.9小时）下的缺氧反应池中N NO X --的去除不完全。

进水中N NO X --的浓度，出水中N NO X --

的浓度和缺氧反应池中氧化还原电位在图6中给出。在3个系统中缺氧反应池的进水中N NO X --的浓度分别为

6.47-6.93mg/L ，

7.64-7.71mg/L 和

8.01-8.08mg/L ，而其出水中的N NO X --的浓度则分别为0.17-0.39mg/L ，0.12mg/L 和0.02mg/L 。当支路流的比例从0增加到0.4时，出水中N NO X --的浓度则会相应的减少。有人说支路流有助于缺

氧反应池中N NO X --的有效去除，这是由于它能够提供足量的碳源来消除

N NO X --。这个实验中缺氧反应池中N NO X --的去除效率为94.2%、97.3%和98.5%。当缺氧反应池中开始进行脱硝作用时，能得到低于-300mv 的氧化还原电位。这个氧化还原电位的变动往往要比缺氧反应池中在去除N NO X --

时获得的值要小一些。当支路流的比例从0增加到0.4时，氧化还原电位的变动会减少。这个研究中的氧化还原电位的值比其他研究中的值要低的多(Charpentier et al.,1989; Peddie et al.,1990; Wareham et al.,1993)。 Plisson-Saune et al （1996）报导说硫化物对氧化还原电位的值有很大的影响，在无氧环境下，每增加0.07mg 硫代硫化物/L 都会引起100mv 氧化还原电位的降低。在如今的研究中，各个系统中缺氧反应池中-4SO 的浓度分别是0.60、0.56和0.58mg/L 。有猜想说残留的-4SO 会使氧化还原电位的值降低。

除磷：磷的释放和吸收

图7暗示的是在系统1、系统2和系统3中各个阶段的总磷浓度的变化。厌氧反应池中总磷浓度的变化范围很大，为-0.51-0.33mg/L 。厌氧反应池中总磷浓度的变动是由外部循环系统的稀释效果和磷的释放引起的。一些磷的释放是由像不动杆菌之类的聚磷菌引起的（ Kerrn-Jespersen et al.,1994)。 Nicholls 和Osborn (1978)认为厌氧阶段对聚磷菌选择性的利用醋酸进入细胞来以存储的多聚磷酸盐为能源和液相中磷的释放是必须的。

因为系统1中没有支路流，它比系统2和系统3释放的磷更多。由于部分的进水会从支路进入缺氧反应池，系统2和系统3中的磷的释放才会比系统1中的少。在缺氧反应池中聚磷菌会吸收磷。因为带有支路流，系统2和系统3能比系统1吸收更多的磷，而且系统2和系统3中有更多的有机化合物进入缺氧反应池。 缺氧反应池中磷的吸收被称为“第一步磷的吸收”，因为这里的磷的吸收的机制和好氧反应池中的不同。Kerrn-Jespersen 和Henze （1993）发表报道说，聚磷菌能分成2个部分组成：一种是能够利用氧气作为电子受体而另一种是能够利用氧气和硝酸盐作为电子受体。在带有支路流的固定膜反应器中，好氧反应池中

磷的吸收趋势和缺氧反应池中的过程大致上相似。在澄清池里，有一些磷会被释放出来，但这相对来说是微不足道的。当二氧化碳通过聚磷菌时或是当酸被加入时，大量的磷酸盐就被释放出来了，这就是“磷的二次释放”（Barnard，1984）。

固定膜反应器中每个过程中COD消耗速率和总磷的改变速率在图8里给出。

在系统1的厌氧反应池中，COD消耗的速率和磷释放的速率是最快的，然而系统1的缺氧反应池中磷的吸收速率在3个不同条件下都是最慢的。换句话说，好氧反应池中消耗速率的变化和缺氧反应池中的正好相反。当支路流的比例增加时，好氧反应池中磷的吸收速率会变小。因为带有支路流，系统2和系统3的总磷的吸收量比系统1要大的多。但是在3个不同操作条件下的总的COD消耗的量是大致一样的。所以，在固定膜反应器中支路流的应用能够给缺氧反应池提供足量的有机化合物，从而在缺氧反应池中能够完全脱硝，对提高磷的去除有很大的帮助。

结论

带有支路流的固定膜反应器被证明是可行的而且有助于城市污水的脱氮除磷。这3个不同类型的由厌氧反应池、缺氧反应池和好氧反应池组成固定膜反应器实验分别带有0、0.3和0.4的支路流。有机负荷为1.15kgCOD 3m /天的系统1、系统2和系统3中的COD 去除效率分别为88.8%、87.2%和89.6%。 3个系统的

N NH -+4的去除效率分别为75.2%、82.7%和88.0%，总磷的去除效率则分别为52.8%、61.6%和68.0%。我们发现当支路流被运用到固定膜反应器中时，N NH -+

4的去除效率得到明显的提高，这是由于类似硝化和亚硝化都保持在一个很高的活跃水平。当然，支路流被应用到固定膜反应器中能够使脱硝完全进行，且有助于磷的去除。

带有支路流的固定膜反应器很适合城市污水的营养物质的去除，我们需要进一步的研究来使之应用到满量程的城市污水处理中来。

参考文献

Barnard J. L. (1984) Activated primary tanks for phosphorus removal. Water S.A.10,121.

Charpentier J.,Gedart H.,Martin G.and Mogno Y.(1989) Oxidation-reduction potential (ORP) regulation as a way to optimize aeration and C, N and P removal:experimental basis and various full-scale examples. Wat.Sci. Tech.21,1209–1223.

Choi E.S.(1996) Some suggestions for the advancement of water pollution control policy.J.KSWQ 12(4),325.

Kerrn-Jespersen J.P.and Henze M.(1993) Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions. Wat. Res.27(4),617.

Kerrn-Jespersen J.P.,Henze M.and Strube R.(1994) Biological phosphorus release and uptake under alternating anaerobic and anoxic conditions in

a fixed-film reactor.Wat.Res.28(5),1253–1255.

Lee K.H.,Jung E.J.and Park T.J.(1996) Removal of organic matter and ammonia in sewage by fixed-film biological reactor using SAC media.J.KSWQ 12(4),359–367.

Moriyama K.,Sato K.,Harada Y.,Washiyama K.and vOkamoto K.(1990) Renovation of an extended aeration plant for simultaneous biological removal of nitrogen and phosphorus using oxic- anaerobic–oxic process. Wat.Sci.Tech.22(7/8),61–68.

Nicholls H.A.and Osborn D.W.(1978) Optimization of the activated sludge process for biological removal of phosphorus. Prog. in Water Tech. 10(1),2.

Park T.J.,Lee K.H.,Kim D.S.and Kim C.W.(1995) Operation characteristics of an aerobic submerged fixed-film reactor in a high organic loading. J. KSEE 17(5),471–480.

Park T.J.,Lee K.H.,Kim D.S.and Kim C.W.(1996) Petrochemical wastewater treatment with aerated submerged fixed-film reactor (ASFFR) under high organic loading rate.Wat.Sci.Tech.34(10),9–16.

Park W.K.,Jung K.Y.and Shin E.B.(1996) A study on wastewater treatment by modified anaerobic–oxic process I. Effects of change in concentration of organic matter.J.KSWQ 12(4), 409.

Peddie C.C.,Mavinic D.S.and Jenkins C.J.(1990) Use of ORP for monitoring and control of aerobic sludge digestion.J.Environ.Engrg,ASCE 116(3),461–471.

Plisson-Saune S.,Capdeville B.,Mauret M.,Deguin A.and Baptiste P.(1996) Real-time control of nitrogen removal using three ORP bending-points: signification,control strategy and results.Wat.Sci.Tech.33(1),275–280.

Randall C.W.,Barnard J.L.and Stensel H.D.(1992) Design and Retrofit of Wastewater Treatment Plants for Biological Nutrient Removal,5.Water

Quality Management Library. Technomic Publishing Company,Inc.

Sedlak R.I.(1989) Principles and Practice of Phosphorus and Nitrogen Removal from Municipal Wastewater. The Soap and Detergent Association, New York, NY.Su J.L.and Ouyang C.F.(1996) Nutrient removal using a combined process with activated sludge and fixed bio-film. Wat.Sci.Tech.34(12),477–486.

Tchobanoglous G.and Burton F.L.(1991) Wastewater Engineering,3rd ed. Metcalf & Eddy, McGraw-Hill Inc.

Wang B.,Yang O.,Liu R.,Yuan J.,Ma F.,He J.and Li G.(1991) A study of simultaneous organics and nitrogen removal by extended aeration submerged biofilm process.Wat.Sci.Tech.24(4),197–213.

Wareham D.G.,Hall K.J.and Mavinic D.S.(1993) Real-time control of aerobic –anoxic sludge digestion using ORP.J.Environ.Eng.119(1),120–136.