一種基於好氧顆粒汙泥實現全自養脫氮廢水處理裝置及處理方法與流程

2023-04-28 22:07:54

本發明涉及一種水處理方法，具體涉及一種基於好氧顆粒汙泥實現全自養脫氮廢水處理裝置及處理方法，屬於環保技術領域。

背景技術：

在汙水處理領域中，全程硝化-反硝化過程是當前最常用的生物脫氮工藝，其具有運行穩定、操作簡單和技術成熟等優點，同時也存在處理能耗高、嚴重依賴碳源和剩餘汙泥產量大等亟待改善的問題。為了實現低C/N比廢水的高效處理、追求更高出水要求、推進物質回收與能源自給等新目標，基於厭氧氨氧化（anammox）技術的新型生物脫氮方法越來越獲得水處理行業的重視。其中，CANON（completely autotrophic nitrogen removal over nitrite）工藝是國內外研究最為廣泛、實現工程化應用較早的全自養脫氮技術方法之一。從理論上講，CANON反應過程需要硝化菌（AOB）與厭氧氨氧化菌（AMX）共同協作才能完成。首先，水中的一部分氨氮在好氧條件下由AOB轉化為亞硝態氮，隨後剩餘的氨氮與亞硝態氮在缺/厭氧條件下由AMX大部分轉化為氮氣從水中脫除，同時生成少量硝態氮。與最初的亞硝化-厭氧氨氧化兩單元串聯工藝不同，CANON工藝要求在單個反應器中完成脫氮過程，因而常採用生物膜反應器設計，運行控制的要求也很高。

在高基質負荷、高水力選擇壓的條件下，部分菌群能夠通過自適應機制完成自固定過程，逐步實現顆粒化，不需要投加任何人工載體。好氧顆粒汙泥作為一種特殊的生物膜技術，不僅可以有效截留生長速率較慢的自養微生物，如AMX和AOB等，獲得遠超傳統活性汙泥的微生物總量，而且能夠利用各個方向的基質傳質與微生物生態位差異，形成由外到內的多個功能分層，從而達到縮小反應器體積和增強反應器處理效能的目標。因此，具備CANON反應功能的好氧顆粒汙泥（簡稱：CANON顆粒汙泥）被認為是實現全自養生物脫氮過程的良好載體。

但需要注意的是，反應裝置是進行汙水生化處理的場所，也是決定處理效果的關鍵因素，如中國專利CN103787499A公開了一種序批式全程自養脫氮顆粒汙泥的高效運行方法，採用周期培養方法，該運行方法採用SBR反應器；中國專利CN104261555A公開了一種在連續流反應器中培養全程自養脫氮顆粒汙泥的方法，該方法在連續流反應器中運行，該連續流反應器的反應器採用有機玻璃精加工而成，反應器底部安裝曝氣裝置和進水口，在反應器頂部安裝三相分離器，汙泥經三相分離器截留後，出水從反應器頂部溢流堰流走，在反應區和沉澱區之間設置回流口，採用該連續流反應器，其MLVSS為3.4g/L，反應器內水力停留時間為12h~24h。

現有的汙水處理反應裝置及其控制方法無法充分發揮CANON工藝的優勢並確保其穩定運行，原因包括：（1）在現有裝置中，序批式生物反應器（SBR）常用於好氧顆粒汙泥的培養。儘管藉助較高的水力選擇壓和基質周期性變化等條件，SBR可以獲得良好的脫氮性能，但其容積利用率偏低，對自動控制要求較高，與其他連續處理裝置較難連接，只適用於小規模汙水處理的情形；（2）在現有裝置中，各類連續流反應器能夠用於更大規模的汙水處理，但很難獲得足夠的水力剪切力以維持顆粒結構穩定。當水中溶解氧濃度過高、氨氮濃度過低時，汙泥中容易出現亞硝態氮氧化菌（NOB）過度生長，從而嚴重破壞CANON反應過程，削弱反應器運行的穩定性；（3）在現有裝置中，當曝氣反應池與泥水分離裝置分開建造時，汙泥內回流的動力通常由葉片式水泵提供，在該過程中顆粒汙泥極易發生解體，從而失去脫氮功能。

因此，如何創新反應裝置構型設計及其控制方法，最大程度地適應CANON顆粒汙泥的結構與功能特性，以獲得高效、穩定的脫氮效能是推動新型生物脫氮工藝實用化的關鍵。

技術實現要素：

本發明所要解決的技術問題是克服現有技術的不足，提供一種基於好氧顆粒汙泥實現全自養脫氮廢水處理裝置。

本發明同時還提供一種採用上述處理裝置處理廢水的方法，其充分發揮CANON工藝的優越性，脫氮效率高、無需外加碳源、處理能耗低、剩餘汙泥少、出水水質穩定、適應範圍較廣。

為解決以上技術問題，本發明採用如下技術方案：

一種基於好氧顆粒汙泥實現全自養脫氮廢水處理裝置，包括用於待處理廢水進水的進水管、用於處理後廢水出水的出水管及內部填充有CANON顆粒汙泥的反應池，所述處理裝置還包括連接在所述反應池底部的具有曝氣功能的曝氣升流管、與所述反應池連接用於分離顆粒汙泥和水的旋流分離器及連接在所述曝氣升流管和旋流分離器之間的用於回流顆粒汙泥的汙泥回流系統，所述曝氣升流管的一端由所述反應池底部穿過並延伸至所述反應池內部，所述進水管與所述曝氣升流管相連，所述出水管與所述旋流分離器相連。

優選地，所述曝氣升流管包括與所述反應池底部連接且一端部穿過所述反應池底部並延伸至所述反應池內部的曝氣升流管本體及設置在所述曝氣升流管本體內的曝氣頭，所述汙泥回流系統與所述曝氣升流管本體相連，所述進水管與所述曝氣升流管本體相連。

進一步優選地，所述曝氣升流管本體包括與所述反應池底部連接且一端部穿過所述反應池底部並延伸至所述反應池內部的圓管及一端部與所述圓管的另一端部連接的漸擴管，所述進水管與所述漸擴管的另一端部相連，所述汙泥回流系統與所述漸擴管的側部相連，所述曝氣頭設置在所述漸擴管內。

更優選地，所述漸擴管的一端部的橫截面積大於所述漸擴管的另一端部的橫截面積。

優選地，所述反應池的池壁開設有出水堰，所述旋流分離器包括用於分離顆粒汙泥和水的旋流分離器本體、與所述旋流分離器本體相連的進水渠及一端與所述旋流分離器本體相連的用於排放水的出水渠，所述旋流分離器本體還與所述汙泥回流系統相連，所述進水渠與所述反應池相連且所述進水渠連接在所述出水堰處使得從所述出水堰流出的顆粒汙泥和水的混合物進入所述進水渠然後進入所述旋流分離器本體進行顆粒汙泥和水的分離，所述出水渠的另一端與所述出水管相連。

進一步優選地，所述旋流分離器本體包括與所述進水渠和出水渠相連的旋流分離區、設置在所述旋流分離區下方的汙泥沉降區及設置在所述汙泥沉降區下方的泥鬥，所述泥鬥與所述汙泥回流系統相連，所述泥鬥上還連接有用於汙泥排放的汙泥排放管。

優選地，所述汙泥回流系統包括連接在所述曝氣升流管和旋流分離器之間的汙泥回流管及設置在所述汙泥回流管上的用於提供汙泥回流動力的螺杆泵。

優選地，所述反應池內按順序依次設置有第一隔牆、第二隔牆和第三隔牆將反應池內部分隔成按順序依次排列的第一廊道、第二廊道、第三廊道和第四廊道，所述第一隔牆的一端部、第三隔牆的一端部通過連接隔牆連接，所述第二隔牆的一端部與所述反應池的側壁連接，使得所述第一廊道的一端部與所述第二廊道的一端部連通，所述第三廊道的一端部與所述第四廊道的一端部連通，所述第一廊道的另一端部和第四廊道的另一端部連通，所述第二廊道的另一端部和第三廊道的另一端部連通，所述第一廊道、第二廊道、第三廊道和第四廊道內部均填充有所述CANON顆粒汙泥，所述待處理廢水進入所述反應池後與所述CANON顆粒汙泥混合後形成汙泥混合液，所述汙泥混合液在所述反應池內按順序依次流經四個廊道，在所述反應池內循環流動。

進一步優選地，所述第一隔牆、第二隔牆、第三隔牆分別沿所述反應池的長度方向設置。

進一步更優選地，所述第一隔牆、第二隔牆、第三隔牆三者相互平行。

進一步更優選地，所述第一廊道的所述一端部和第二廊道的所述一端部通過第一弧形廊道連通，所述第三廊道的所述一端部和第四廊道的所述一端部通過第二弧形廊道連通，所述第二廊道的所述另一端部和第三廊道的所述另一端部通過第三弧形廊道連通，所述第一廊道的所述另一端部和第四廊道的所述另一端部通過第四弧形廊道通道。

具體地，所述第一弧形廊道、第二弧形廊道、第三弧形廊道內分別設置有導流板。

具體地，所述曝氣升流管與所述第四弧形廊道底部連接且所述一端部由所述第四弧形廊道底部穿過並延伸至所述第四弧形廊道內部。

優選地，所述處理裝置還包括設置在所述反應池底的多個推流器。更優選地，各所述推流器的安裝角度為斜向上12~14度。

優選地，所述處理裝置還包括設置在所述反應池底的曝氣管和加熱機構。

優選地，所述CANON顆粒汙泥為棕色或紅棕色球形或橢球形，其粒徑為0.5~1.4mm，5分鐘汙泥沉降指數為20~25ml/g。

本發明中，所述CANON顆粒汙泥中，脫氮功能菌包括以Nitrosomonas屬為主的AOB，所述Nitrosomonas屬佔細菌總數的比例（相對豐度）優選為11~38%；以Candidatus Kuenenia屬為主的AMX，所述Candidatus Kuenenia屬相對豐度優選為4~10%；以Nitrospira屬為主的NOB，所述Nitrospira屬相對豐度優選為低於3%；其他微生物還包括Saprospiraceae屬、Anaerolineaceae屬、Haliangium屬、Comamonadaceae屬、Phaeodactylibacter屬、Denitratisoma屬、Arenimonas屬、Rhodocyclaceae屬、Xanthomonadaceae屬等。

本發明採取另一技術方案是：

一種採用上述基於好氧顆粒汙泥實現全自養脫氮廢水處理裝置處理廢水的方法，所述方法包括以下步驟：在反應池內填充CANON顆粒汙泥，然後以從曝氣升流管連續進水的方式啟動裝置，啟動後，待處理廢水與反應池內的顆粒汙泥混合形成汙泥混合液，汙泥混合液在所述反應池內循環流動，流動過程中，部分汙泥混合液繼續在所述反應池內循環流動，另一部分汙泥混合液進入旋流分離器分離得到顆粒汙泥和出水，部分顆粒汙泥通過汙泥回流系統回流至所述曝氣升流管內，在曝氣氣流作用下，與待處理廢水混合後從所述曝氣升流管頂部溢流進入所述反應池內，另一部分顆粒汙泥排出旋流分離器。

其中，所述反應池內水力停留時間優選為0.9~4.0h，氨氮容積負荷優選為1.4~3.3 kg/(m3·d)，汙泥混合液濃度（MLVSS）優選為7000~13000 mg/L，汙泥混合液中溶解氧/氨氮濃度比值（DO/NH4+-N）優選為0.10~0.25，其中，DO濃度優選為0.8~1.5 mg/L，剩餘NH4+-N濃度不得低於4.0 mg/L；所述曝氣升流管內水力停留時間為10~60s，表面氣速為水流上升流速的40~80倍。

優選地，汙泥停留時間優選為40~65 d。

優選地，反應池內pH值優選為7.8~8.2，水溫優選為25~32 ℃；。

優選地，所述汙泥回流的回流比為5%~20%。

優選地，所述旋流分離器內水力停留時間優選為30~90 s。

優選地，所述待處理廢水中氨氮（NH4+-N）濃度範圍為70~500 mg/L，可降解有機物濃度（BOD5）控制在NH4+-N濃度的0.25倍以下，pH為7.5~8.5。

由於上述技術方案的實施，本發明與現有技術相比具有如下優點：

為維持顆粒汙泥結構的穩定性，本發明的處理裝置採用曝氣升流管和旋流分離器的配合使用，確保顆粒汙泥保持在顆粒狀態，及時洗脫絮狀汙泥，並通過在低DO條件下，設置適宜的剩餘氨氮濃度，有效抑制汙泥中NOB的過度生長。

本發明的處理裝置能夠充分發揮顆粒汙泥沉降性能好的優勢，有效截留生長速率緩慢的自養微生物。

本發明中，MLVSS約為傳統活性汙泥法（典型值2000~2500 mg/L）的3~7倍，對應的氨氮容積負荷可達傳統活性汙泥法（典型值0.1 kg/(m3·d)）的15~35倍。這意味著在處理相同規模的廢水時，本發明中廢水處理裝置的體積要遠小於傳統活性汙泥法，有利於降低其建造成本。

採用本發明處理裝置處理廢水，能夠在低DO條件下處理各類低C/N廢水。

說明書附圖

圖1為本發明處理裝置的結構示意圖。

圖2為本發明處理裝置的反應池的第一廊道的側視圖（1-1斷面）。

圖3為本發明處理裝置的旋流分離器、汙泥回流系統、曝氣升流管和反應池的連接示意圖（2-2斷面）。

圖中，10、曝氣升流管；11、曝氣頭；12、圓管；13、漸擴管；20、反應池；201、第一隔牆；202、第二隔牆；203第三隔牆；204、連接隔牆；205、第一廊道；206、第二廊道；207、第三廊道；208、第四廊道；21、推流器；22、加熱機構；23、曝氣管；24、導流板；25、出水堰；30、旋流分離器；31、進水渠；32、出水渠；321、出水管；33、旋流分離區；34、汙泥沉降區；35、泥鬥；351、汙泥排放管；40、汙泥回流系統；41、螺杆泵；42、汙泥回流管；50、CANON顆粒汙泥；60、進水管。

圖4為實施例一使用的好氧顆粒汙泥照片。

圖5為實施例一使用的好氧顆粒汙泥的微生物種群構成圖。

圖6為實施例一的處理裝置對市政汙水的處理效果圖。

圖7為實施例二使用的好氧顆粒汙泥照片。

圖8為實施例二使用的好氧顆粒汙泥的微生物種群構成圖。

圖9為實施例二的處理裝置對高濃度氨氮廢水的處理效果圖。

具體實施方式

如圖1~3所示，本發明提供一種基於好氧顆粒汙泥實現全自養脫氮處理裝置，包括用於待處理廢水進水的進水管60及內部填充有CANON顆粒汙泥50的反應池20，該處理裝置還包括連接在反應池20底部的具有曝氣功能的曝氣升流管10、與反應池20連接用於分離顆粒汙泥和水的旋流分離器30及連接在曝氣升流管10和旋流分離器30之間的用於回流顆粒汙泥的汙泥回流系統40，曝氣升流管10的一端由反應池20底部穿過並延伸至反應池20內部，進水管60與曝氣升流管10相連。

反應池20為廊道迴轉式反應池，具體地，反應池20內按順序依次設置有第一隔牆201、第二隔牆202和第三隔牆203將反應池20內部分隔成按順序依次排列的第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207和第四廊道208，第一隔牆201的一端部、第三隔牆203的一端部通過連接隔牆204連接，第二隔牆202的一端部與反應池20的側壁連接，使得第一廊道205的一端部與第二廊道206的一端部連通，第三廊道207的一端部與第四廊道208的一端部連通，第一廊道205的另一端部與第四廊道208的另一端部連通，第二廊道206的另一端部與第三廊道207的另一端部連通，第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207和第四廊道208均填充有CANON顆粒汙泥，待處理廢水進入反應池20後與CANON顆粒汙泥混合後形成汙泥混合液，汙泥混合液在反應池20內按順序依次流經四個廊道，在反應池20內循環流動。

本實施方式中，第一隔牆201、第二隔牆202、第三隔牆203分別沿反應池20的長度方向設置且三者相互平行；第一廊道205的一端部和第二廊道206的一端部通過第一弧形廊道連通，第三廊道207的一端部和第四廊道208的一端部通過第二弧形廊道連通，第二廊道206的另一端部和第三廊道207的另一端部通過第三弧形廊道連通，第一廊道201的另一端部和第四廊道208的另一端部通過第四弧形廊道連通，第一弧形廊道、第二弧形廊道、第三弧形廊道內分別設置有導流板24，具體地，導流板24設置在弧形廊道的中部。

本實施方式中，該處理裝置還包括設置在反應池20底的多個推流器21。具體地，第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207、第四廊道208和第四弧形廊道均分別設置多個推流器21。更具體地，推流器21設置在各廊道或弧形廊道的兩端部，採用多臺並聯方式，安裝角度優選為斜向上12~14度。

具體地，第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207和第四廊道208均為寬度和長度一致的直廊道，直廊道長寬比約為4~5:1，寬深（有效水深）比約為1:1~1.5；第一弧形廊道、第二弧形廊道、第三弧形廊道、第四弧形廊道為180度彎道，第一弧形廊道、第二弧形廊道、第三弧形廊道的彎道半徑一致且半徑與直廊道的寬度相同，第四弧形廊道的彎道半徑為直廊道寬度的2倍。

本實施方式中，該處理裝置還包括設置在反應池20底的曝氣管23和加熱機構22，具體地，在第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207和第四廊道208內均分別設置有曝氣管23和加熱機構22，曝氣管23的曝氣服務面積約為直廊道面積的0.4~0.7倍，該加熱機構22為電加熱管或熱蒸汽管道。

曝氣升流管10包括與反應池20底部連接且一端部穿過反應池20底部並延伸至反應池20內部的曝氣升流管本體及設置在曝氣升流管本體內的曝氣頭11，汙泥回流系統40與曝氣升流管本體相連。具體地，曝氣升流管本體包括與反應池20底部連接且一端部穿過反應池20底部並延伸至反應池20內部的圓管12及一端部與圓管12的另一端部連接的漸擴管13，進水管60與漸擴管13的另一端部相連，汙泥回流系統40與漸擴管13的側部相連，曝氣頭11設置在漸擴管13內。漸擴管13的與圓管12相連的一端的橫截面積大於漸擴管13的與進水管60相連的一端的橫截面積。

本實施方式中，圓管12的一端部由第四弧形廊道底部穿過而延伸至第四弧形廊道內，具體位於第四弧形廊道的中部位置；圓管12的截面直徑優選為直廊道寬度的0.2~0.4倍，高徑比為6~8:1，頂端與反應池20中的水面平齊；漸擴管13下截面（即與進水管60相連的一端的截面）直徑優選為直廊道寬度的0.1~0.2倍，上下截面直徑比值為2:1，高度優選為直廊道寬度的0.4倍。

本發明中，反應池20的池壁開設有出水堰25，旋流分離器30包括用於分離顆粒汙泥和水的旋流分離器本體、與旋流分離器本體相連的進水渠31及與旋流分離器本體相連的用於排放水的出水渠32，旋流分離器本體還與汙泥回流系統相連，進水渠31與反應池20相連且進水渠31連接在出水堰25處使得從出水堰25流出的顆粒汙泥和水的混合物進入進水渠31然後進入旋流分離器本體進行顆粒汙泥和水的分離。

旋流分離器本體包括與進水渠31和出水渠32相連的旋流分離區33、設置在旋流分離區33下方的汙泥沉降區34及設置在汙泥沉降區34下方的泥鬥35，泥鬥35與汙泥回流系統40相連，泥鬥35上還連接有用於汙泥排放的汙泥排放管351。

該處理裝置還包括與出水渠32連接的出水管321。

本實施方式中，旋流分離區33呈圓柱形，橫截面直徑優選為直廊道寬度的0.6~1倍，高（有效水深）徑比為0.4~0.6:1；汙泥沉降區34呈圓柱形，橫截面直徑優選為直廊道寬度的0.3~0.4倍，高徑比為1.5:1，其通過漸縮形結構與旋流分離區33連接；泥鬥35呈漸縮形結構，上截面直徑與汙泥沉降區34相等，下截面直徑和高度均為直廊道寬度的0.1~0.2倍。

本實施方式中，出水堰25的堰寬優選為直廊道寬度的0.2~0.6倍，具體地，出水堰25開設在第四廊道208的側壁；進水渠31包括與反應池20連接的進水渠一部及一端部與進水渠一部相連、另一端部與旋流分離區33相連的進水渠二部，進水渠一部的長度方向與進水渠二部的長度方向垂直，進水渠一部的寬度與出水堰25的寬度相等，長寬比為1~2:1，寬深（有效水深）比為1:0.8，進水渠二部的長度優選為直廊道寬度的1~1.5倍，長寬比為6~8:1，寬深（有效水深）比為1:1.5，其外側與旋流分離區33外沿相切；出水渠32包括與旋流分離區33相連的出水渠一部及一端部與出水渠一部相連、另一端部與出水管321相連的出水渠二部，出水渠一部的長度方向與出水渠二部的長度方向垂直，出水渠一部長度優選為直廊道寬度的1~1.5倍，長寬比為2~3:1，寬深（有效水深）比為2~3:1，出水渠一部與進水渠二部採用共壁合建，出水渠一部的中軸線穿過旋流分離區33橫截面圓心，出水渠二部的長度優選為直廊道寬度的0.5~1倍，長寬比為1:1，寬深（有效水深）比為2:1，末端連接出水管321。

汙泥回流系統40包括連接在曝氣升流管10和旋流分離器30之間的汙泥回流管41及設置在汙泥回流管41上的用於提供汙泥回流動力的螺杆泵42。

採用上述處理裝置處理廢水，待處理廢水中氨氮（NH4+-N）的濃度範圍優選為70~500 mg/L，可降解有機物濃度（BOD5）需控制在NH4+-N濃度的0.25倍以下，pH優選為7.5~8.5。

具體處理方法包括以下步驟：

在反應池20內填充CANON顆粒汙泥，然後以從曝氣升流管本體連續進水的方式啟動裝置，裝置啟動後，待處理廢水與反應池20內的顆粒汙泥混合形成汙泥混合液，運行過程中，待處理廢水從進水管60進入曝氣升流管本體，在曝氣氣流作用下，與汙泥回流管42回流的顆粒汙泥形成混合液並呈升流狀態，最終從圓管12頂部溢流進入第四弧形廊道，與反應池20內顆粒汙泥和水混合；曝氣升流管本體內水力停留時間為10~60s，表面氣速為水流上升流速的40~80倍；在水下推流器21作用下，依次流經第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207和第四廊道208，然後回到第一廊道205，混合液在反應池20內循環流動，循環流動過程中，部分混合液從出水堰25流出反應池20，進入進水渠31，經進水渠31沿切線方向流入旋流分離區33，旋流分離區33內的水力停留時間優選為30~90s；顆粒汙泥在離心力作用下從水中分離，並沿內壁向下進入汙泥沉降區34，處理後的廢水經出水渠32排出；分離後的顆粒料汙泥在重力作用下在汙泥沉降區34得到進一步濃縮，大部分經泥鬥35進入到汙泥回流管42，其他可通過汙泥排放管351排出。

其中，反應池水力停留時間優選為0.9~4.0 h，氨氮容積負荷優選為1.4~3.3 kg/(m3·d)，汙泥混合液濃度（MLVSS）優選為7000~13000 mg/L，汙泥停留時間優選為40~65 d；在線監測混合液pH， pH範圍優選為7.8~8.2，並通過向待處理廢水中投加酸鹼進行調節；反應池內水溫優選為25~32 ℃，在線監測水溫變化，利用池底加熱管和使用熱空氣曝氣進行加熱，並採取池體加蓋等保溫措施；混合液中溶解氧/氨氮濃度比值（DO/NH4+-N）優選為0.10~0.25，其中，DO濃度優選為0.8~1.5 mg/L，剩餘NH4+-N濃度不得低於4.0 mg/L。

上述技術方案中，對混合液中DO和NH4+-N濃度實施在線監測，通過調節曝氣量、汙泥回流量和水力停留時間等參數來控制；當DO濃度持續增大時，應在確保顆粒汙泥能夠處於完全流化狀態的條件下，適當調低曝氣量，增大汙泥回流比，反之，適當調高曝氣量，降低汙泥回流比；當剩餘NH4+-N濃度持續降低時，應在確保DO/NH4+-N相對穩定的條件下，適當縮短反應池水力停留時間，降低汙泥回流比，反之，適當延長反應池水力停留時間，增大汙泥回流比；汙泥回流比優選為5%~20%。

綜上所述，本發明相對現有技術具有如下優點：

(1) 充分發揮顆粒汙泥沉降性能好的優勢，有效截留生長速率緩慢的自養微生物。在本發明中，反應池中的生物量（MLVSS）約為傳統活性汙泥法（典型值2000~2500 mg/L）的3~7倍，對應的氨氮容積負荷可達傳統活性汙泥法（典型值0.1 kg/(m3·d)）的15~35倍。這意味著在處理相同規模的廢水時，本發明中廢水處理裝置的體積要遠小於傳統活性汙泥法，有利於降低其建造成本；

(2) 目前，為維持顆粒汙泥結構的穩定性，通常採用高徑比較大的SBR反應器，並要求其在較大水力選擇壓的條件下運行，因而不適用於大規模的廢水處理。與之相比，本發明在實現廢水連續處理的同時，可以藉助曝氣升流管較高的水力剪切力、適宜的剩餘氨氮濃度與旋流分離器較大的淘汰壓，確保顆粒汙泥空間形態的穩定，有效抑制NOB過度生長，並及時洗脫絮狀汙泥；

(3) 在傳統生物脫氮反應器中，通常需交替設置好氧（DO濃度>2 mg/L）、缺氧區域及內回流系統，同時要求待處理水具有較高的碳氮比（C/N≮4~6），以確保異養反硝化步驟的順利進行，這些使得系統的運行成本較高，剩餘汙泥產量較大。與之相比，本發明基於好氧顆粒汙泥實現了CANON工藝的全自養脫氮處理功能，無需設置內回流，並能在低DO條件下處理各類低C/N廢水；其次，本發明設定的汙泥停留時間遠大於傳統活性汙泥法（典型值≯14 d），因而剩餘汙泥產量很小，有利於降低後續汙泥處理的成本；此外，本發明中旋流分離器的水力停留時間遠小於傳統的二沉池（典型值1~2 h），可顯著降低建造成本，同時，顆粒汙泥在沉降區內得到充分濃縮，使得汙泥回流比遠小於傳統活性汙泥法的50%，這也有利於降低廢水處理裝置的運行能耗；

(4) 本發明提供的處理方法中，圍繞DO/NH4+-N這一核心參數，針對好氧顆粒汙泥提出了曝氣量、水力停留時間和汙泥量（汙泥回流比）等多參數協同的控制思路，這使得本發明中廢水處理裝置具有很強的水質適應性，能夠應對大跨度的進水氨氮（70~500 mg/L）條件，這是傳統生物脫氮反應器的無法達到的。

下面結合具體實施例對本發明作進一步描述。

實施例一

本實施例採用的處理裝置的具體參數設置如下：

圓管12：截面直徑為32 mm，高徑比為7:1，頂部與反應池20中水面齊平；

漸擴管13：高度為48 mm，下截面直徑為16 mm；

反應池20：總容積約0.05 m3， 其中，直廊道寬度為120 mm，長寬比為5:1，寬深（有效水深）比為1:1，第一廊道、第四廊道的曝氣服務面積比約為70%，第二廊道、第三廊道的曝氣服務面積比約為50%；

出水堰25：寬度60 mm；

進水渠31：進水渠一部寬度為60 mm，長寬比為1:1，寬深（有效水深）比為1:0.8，進水渠二部的長度為180 mm，長寬比為6:1，寬深（有效水深）比為1:1.5；

出水渠32：出水渠一部長度為180 mm，長寬比為2:1，寬深（有效水深）比為3:1，出水渠二部的長度為60 mm，長寬比為1:1，寬深（有效水深）比為2:1；

旋流分離區33：呈圓柱形，橫截面直徑為120 mm，有效水深50 mm；

汙泥沉降區34：呈圓柱形，橫截面直徑為50 mm，高徑比為1.5:1，其通過漸縮形結構與旋流分離區連接，高度20 mm；

泥鬥35：呈漸縮形結構，上截面直徑為50 mm，下截面直徑與高度均為20 mm。

本實施例使用的CANON顆粒汙泥50如圖4所示，其微生物種群構成如圖5所示，具體地，CANON顆粒汙泥為棕色的橢球形，平均粒徑為0.8 mm，5分鐘SVI值約為21 ml/g；顆粒汙泥50的微生物結構可以描述為，AOB、AMX和NOB分別以Nitrosomonas屬、Candidatus Kuenenia屬和Nitrospira屬為主，對應的相對豐度分別為12.6 %、4.5 %和0.4%，其他菌屬還包括Anaerolineaceae屬、Saprospiraceae屬、Arenimonas屬、Rhodocyclaceae屬、Xanthomonadaceae屬等。

採用本實施例的處理裝置處理經厭氧反應器預處理後的市政汙水，其中，待處理市政汙水：pH 7.5~8.0，NH4+-N約70 mg/L，BOD5<15 mg/L，SS<100 mg/L。

具體處理步驟為：

待處理市政汙水以48 L/h流量由曝氣升流管本體底部的進水管60流入，在曝氣氣流的作用下，與經汙泥回流管42回流的顆粒汙泥形成混合液，最終從頂部溢流進入廊道迴轉式反應池20中與反應池20內的顆粒汙泥和水混合，反應池20內的混合液在水下推流器21作用下，依次流經第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207和第四廊道208，然後回到第一廊道205，混合液在反應池20內循環流動，循環流動過程中，部分混合液經第四廊道208上的出水堰25進入進水渠31，然後進入旋流分離器30，其他部分繼續沿大彎道在反應池20內循環流動；流出的混合液在旋流分離區33的水力停留時間為40s，顆粒汙泥50在離心力作用下從水中分離，並沿內壁向下進入汙泥沉降區34，處理後廢水經出水渠32排出，即完成廢水處理過程；分離後的顆粒汙泥在重力作用下得到進一步濃縮，濃縮後的汙泥大部分經泥鬥35進入到汙泥回流系統40，少量通過汙泥排放管351排出。

參數控制：曝氣升流管本體內水力停留時間為14 s，水流上升流速為0.02 m/s，表面氣速控制在1.2 m/s；廊道迴轉式反應池20的總水力停留時間約為1.0 h，對應的氨氮容積負荷為1.6 kg/(m3·d)，顆粒汙泥50呈完全流化狀態，MLVSS濃度約為7000 mg/L，汙泥停留時間控制在43~50 d；混合液pH為 7.8~8.2，藉助電加熱管，控制水溫在28~30 ℃；調節曝氣量和汙泥回流比，使混合液中DO/NH4+-N穩定在0.16~0.21，其中，DO濃度範圍為0.8~0.9 mg/L，剩餘NH4+-N的平均濃度為4.2 mg/L；控制螺杆泵41轉速，使汙泥回流比在5%~10%之間，以維持反應池20中MLVSS濃度相對穩定，實現廢水連續處理。

使用本發明連續處理經預處理的市政汙水136天，運行情況如附圖6所示。實施例1的結果表明，在無需外加碳源的條件下，本發明能夠在很短的水力停留時間（約1 h）內，去除市政汙水中85.9±3.5%的氨氮和82.7±1.4%的總氮，對應的總氮去除負荷約為1.32 kg/(m3·d)，遠高於傳統活性汙泥法的0.075~0.09 kg/(m3·d)。本發明處理出水中氨氮、總氮指標均達到《城鎮汙水處理廠汙染物排放標準》（GB18918-2002）一級A標準的要求，剩餘汙泥產量極低（處理每噸汙水產生剩餘汙泥10~25 g），反應池中DO濃度水平較低，曝氣能耗得到有效控制。因此，經放大後，本發明可用於現有城鎮汙水廠的提標改造工程。

實施例2

本實施例採用的處理裝置的具體參數設置如下：

圓管12：截面直徑為40 mm，高徑比為8:1，頂部與反應池20中水面齊平；

漸擴管13：高度為60 mm，下截面直徑為20 mm；

反應池20：總容積約0.1 m3， 其中，直廊道寬度為150 mm，長寬比為5:1，寬深（有效水深）比為1:1，第一廊道、第四廊道的曝氣服務面積比約為70%，第二廊道、第三廊道的曝氣服務面積比約為50%；

出水堰25：寬度50 mm；

進水渠31：進水渠一部寬度為50 mm，長寬比為2:1，寬深（有效水深）比為1:0.8，進水渠二部的長度為240 mm，長寬比為8:1，寬深（有效水深）比為1:1.5；

出水渠32：出水渠一部長度為240 mm，長寬比為2:1，寬深（有效水深）比為3:1，出水渠二部的長度為80 mm，長寬比為1:1，寬深（有效水深）比為2:1；

旋流分離區33：呈圓柱形，橫截面直徑為120 mm，有效水深60 mm；

汙泥沉降區34：呈圓柱形，橫截面直徑為60 mm，高徑比為1.5:1，其通過漸縮形結構與旋流分離區連接，高度30 mm；

泥鬥35：呈漸縮形結構，上截面直徑為60 mm，下截面直徑與高度均為30 mm。

本實施例使用的CANON顆粒汙泥50如圖7所示，其微生物種群構成如圖8所示，具體地，CANON顆粒汙泥50為深紅棕色的橢球形，平均粒徑為1.1 mm，5分鐘SVI值約為23 ml/g；顆粒汙泥50的微生物結構可以描述為，AOB、AMX和NOB分別以Nitrosomonas屬、Candidatus Kuenenia屬和Nitrospira屬為主，對應的相對豐度分別為36.3%、9.5%和1.1%，其他菌屬還包括Saprospiraceae屬、Anaerolineaceae屬、Comamonadaceae屬、Phaeodactylibacter屬、Haliangium屬、Denitratisoma屬等。

採用本實施例的處理裝置處理高濃度氨氮廢水，其中，高濃度氨氮廢水：pH 8.1~8.2，NH4+-N 500 mg/L，BOD5<50 mg/L。

具體處理步驟為：

待處理高濃度氨氮廢水以26 L/h流量由曝氣升流管本體底部的進水管60流入，在曝氣氣流的作用下，與經汙泥回流管42回流的顆粒汙泥形成混合液，最終從頂部溢流進入廊道迴轉式反應池20中與反應池20內的顆粒汙泥和水混合，反應池20內的混合液在水下推流器21作用下，依次流經第一廊道205、第二廊道206、第三廊道207和第四廊道208，然後回到第一廊道205，混合液在反應池20內循環流動，循環流動過程中，部分混合液經第四廊道208上的出水堰25進入進水渠31，然後進入旋流分離器30，其他部分繼續沿大彎道在反應池20內循環流動；流出的混合液在旋流分離區33的水力停留時間約為78 s，顆粒汙泥50在離心力作用下從水中分離，並沿內壁向下進入汙泥沉降區34，處理後廢水經出水渠32排出，即完成廢水處理過程；分離後的顆粒汙泥在重力作用下得到進一步濃縮，濃縮後的汙泥大部分經泥鬥35進入到汙泥回流系統40，少量通過汙泥排放管351排出。

參數控制：曝氣升流管本體內水力停留時間約為50 s，水流上升流速為0.64 cm/s，表面氣速控制在0.45 m/s；廊道迴轉式反應池20的總水力停留時間約為3.8 h，對應的氨氮容積負荷為3.1 kg/(m3·d)，顆粒汙泥50呈完全流化狀態，MLVSS濃度約為13000 mg/L，汙泥停留時間控制在55~65 d；反應池內混合液pH為 7.8~8.2，藉助電加熱管，控制水溫在28~30 ℃；調節曝氣量和汙泥回流比，使混合液中DO/NH4+-N穩定在0.10~0.13，其中，DO濃度範圍為1.1~1.3 mg/L，剩餘NH4+-N的平均濃度為10.8 mg/L；控制螺杆泵41轉速，使汙泥回流比在10%~20%之間，以維持反應池20中MLVSS濃度相對穩定，實現廢水連續處理。

使用本發明連續處理高濃度氨氮廢水120天，運行情況如附圖9所示。實施例2的結果表明，在無需外加碳源的條件下，本發明能夠在較短的水力停留時間（約3.8h）內，實現了高濃度氨氮廢水的生化處理，對氨氮和總氮的去除率分別為97.9±0.5%和85.7±0.9%，對應的總氮去除負荷高達2.66 kg/(m3·d)。本發明處理出水中氨氮指標達到《汙水綜合排放標準》（GB8978-1996）要求，經放大後，可用於高濃度氨氮廢水的處理工程。

以上對本發明做了詳盡的描述，其目的在於讓熟悉此領域技術的人士能夠了解本發明的內容並加以實施，並不能以此限制本發明的保護範圍，且本發明不限於上述的實施例，凡根據本發明的精神實質所作的等效變化或修飾，都應涵蓋在本發明的保護範圍之內。