截留固定化沉淀物、利用所述截留固定化沉淀物的废水处理系统和废水处理方法

具体实施方式

实施本发明的最佳方式

参考附图，以下将更具体地描述本发明所述的截留固定化沉淀物、废水处理系统和废水处理方法的优选实施方案。

图1是本发明的废水处理系统的示意图，并且显示在需氧条件下生物硝化废水中的氮成分(例如，氨)的废水处理系统的实例。

如在图1中所示，废水处理系统10主要由下列构建而成：生物处理槽14，所述生物处理槽14用于通过将大量的截留固定化沉淀物12与废水彼此接触而生物处理废水中待处理的成分；固液分离槽16，用于沉淀和分离从生物处理槽14排出的截留固定化沉淀物12；和泵20，其配置于返回管道18，所述返回管道18连接固液分离槽16和生物处理槽14。废水处理系统10的生物处理槽14没有用于防止截留固定化沉淀物12排出的筛。

含氮成分的废水通过未处理的水管道22流入生物处理槽14，并且与截留固定化沉淀物12接触，在截留固定化沉淀物12中截留和固定化了硝化细菌。此外，在生物处理槽14的底部，提供通风管道24，其与鼓风机28通过通气管道26连接。以这种构造，空气由通风管道24提供，并且在生物处理槽14中产生需氧条件。当截留固定化沉淀物12和废水在需氧条件下彼此接触时，废水的氮成分被截留/固定化在所述截留固定化沉淀物12中的硝化细菌(微生物)硝化(氧化)。在生物处理槽14中获得的处理过的水通过液体流入管道30流入固液分离槽16中，并且一部分截留固定化沉淀物12与处理过的水一起排出到固液分离槽16中。在固液分离槽16中，上清作为处理过的水通过处理过的水管道32进料到下一步，而截留固定化沉淀物12通过重力沉淀，并且沉积在固液分离槽16的底部。沉积在固液分离槽16底部的截留固定化沉淀物12通过泵20的运转经过返回管道18返回到生物处理槽14。在固液分离槽16的中央，垂直提供在顶部和底部具有开口端的垂直的圆筒31，并且液体-流入管道30的末端延长到圆筒31。以这种结构，从生物处理槽14排出到固液分离槽16的截留固定化沉淀物12沉淀在固液分离槽16的底部，而不是散布在固液分离槽16中。

如上文所述，当截留固定化沉淀物12与处理过的水一起通过泵20返回到生物处理槽14时，所述截留固定化沉淀物12是从在处理过的水的出口处没有筛(图6的参考号5)的生物处理槽14排出的，其中所述筛用于防止沉淀物流入到固液分离槽16中，截留固定化沉淀物12被泵吸导致的破碎较少是很重要的。为了这一目的，将本发明的截留固定化沉淀物12引入到生物处理槽14中。

本发明的截留固定化沉淀物12通过将微生物与固定化材料混合并且聚合所述固定化材料，由此将所述微生物截留和固定化在其中而制备。重要地，截留固定化沉淀物12满足下述条件：变形率为70％或更大，粒径在0.1-1.5mm范围内。截留固定化沉淀物12的变形率是指由下述方程(1)表示的值：

截留固定化沉淀物的变形率(％)＝(H₀-H₁)/H₀×100...(1)其中H₀是沉淀物在压缩前的厚度(mm)，H₁是当截留固定化沉淀物12通过压缩机例如流变仪以预先确定的力压缩时沉淀物凝胶破碎时，沉淀物的厚度(mm)。例如，70％的变形率意指截留固定化沉淀物12可以被压缩最高达到其初始厚度的70％，如果进一步压缩将破碎。

如上文所述，即使通过泵20压缩和在返回管18内摩擦等也较少破碎的截留固定化沉淀物12，可以通过制成具有70％以上的变形率并且更优选80％以上的变形率的截留固定化沉淀物12而获得。

作为获得具有70％以上的变形率的截留固定化沉淀物12的方法，优选利用这样的方法，其中使用含有具有4000-12000范围内分子量的预聚物的固定化材料，并且预聚物/沉淀物的浓度控制为3-10wt％。

图2是显示预聚物的分子量和沉淀物的变形率之间的关系的图，图3是显示预聚物/沉淀物的浓度和沉淀物的变形率之间的关系的图。

如从图2清楚可见，随着预聚物分子量增加，变形率逐渐增加并且弹性增加。变形率在约10000的分子量处达到峰值，之后急剧减小。这被考虑如下。当预聚物的分子量增加时，变形率倾向于增加。然而，当分子量变得过大时，预聚物凝胶化变难。结果，沉淀物强度减小，并且变得容易破碎。因此，变形率减小。当分子量在4000-12000范围内时，可以保证70％以上的变形率。

如从图3清楚可见，随着预聚物浓度增加，变形率逐渐增加并且弹性增加。变形率在预聚物浓度为6-7wt％时达到峰值，逐渐减小。这被考虑如下。当预聚物浓度低于3wt％时，凝胶化不能充分进行，并且因此变形率低。另一方面，当预聚物浓度超过8wt％时，凝胶中交联的数目增加，并且聚合作用强烈地进行。结果，预聚物变得硬而脆。因此，变形率减小。

如上所述，为了增加截留固定化沉淀物12的变形率，需要适当地控制预聚物的分子量和预聚物/沉淀物的浓度。通过该控制，可以适当地设定在凝胶中形成的交联的数目。结果，可以获得具有良好弹性的截留固定化沉淀物12。此外，通过利用具有4000-12000范围内分子量的预聚物，并且通过设定预聚物/沉淀物的浓度为3-10wt％，可以保证70％以上的变形率。此外，当控制截留固定化沉淀物12的粒径在0.1-1.5mm范围内时，处理的性能(下文所述)可以提高，并且截留固定化沉淀物12被泵吸导致的破碎更少。

作为用作固定化材料的基本预聚物和交联剂，可以适当使用下述化合物。

单甲基丙烯酸酯，如聚乙二醇单甲基丙烯酸酯，聚戊二烯二醇单甲基丙烯酸酯，聚丙二醇单甲基丙烯酸酯，甲氧基二乙二醇甲基丙烯酸酯，甲氧基聚乙二醇甲基丙烯酸酯，甲基丙烯酰氧基乙基氢邻苯二甲酸酯，甲基丙烯酰氧基乙基氢琥珀酸酯，3-氯-2-羟丙基甲基丙烯酸酯，甲基丙烯酸硬脂醇酯，2-羟基甲基丙烯酸酯和甲基丙烯酸乙酯；

单丙烯酸酯，诸如丙烯酸2-羟基乙酯，丙烯酸2-羟基丙酯，丙烯酸异丁酯，丙烯酸叔丁酯，丙烯酸异辛酯，丙烯酸月桂酯，丙烯酸十八酯，丙烯酸异冰片酯，丙烯酸环己酯，甲氧基三乙二醇丙烯酸酯，丙烯酸2-乙氧基乙酯，丙烯酸四氢糠酯，丙烯酸苯氧乙酯，壬基苯氧基聚乙二醇丙烯酸酯，壬基苯氧基聚丙二醇丙烯酸酯，硅改性的丙烯酸酯，聚丙二醇单丙烯酸酯，丙烯酸苯氧基乙酯，苯氧基二乙二醇丙烯酸酯，苯氧基聚乙二醇丙烯酸酯，甲氧基聚乙二醇丙烯酸酯，丙烯酰氧基乙基氢琥珀酸酯和丙烯酸月桂酯；

二甲基丙烯酸酯，诸如1，3-丁二醇二甲基丙烯酸酯，1，4-丁二醇二甲基丙烯酸酯，乙二醇二甲基丙烯酸酯，二乙二醇二甲基丙烯酸酯，三乙二醇二甲基丙烯酸酯，聚乙二醇二甲基丙烯酸酯，丁二醇二甲基丙烯酸酯，己二醇二甲基丙烯酸酯，新戊二醇二甲基丙烯酸酯，聚丙二醇二甲基丙烯酸酯，2-羟基-1，3-二甲基丙烯酰氧基丙烷，2，2-双-4-甲基丙烯酰氧基乙氧基苯基丙烷，3，2-双-4-甲基丙烯酰氧基二乙氧基苯基丙烷和2，2-双-4-甲基丙烯酰氧基聚乙氧基苯基丙烷；

二丙烯酸酯，诸如乙氧基化的新戊二醇二丙烯酸酯，聚乙二醇二丙烯酸酯，1，6-己二醇二丙烯酸酯，新戊二醇二丙烯酸酯，三丙二醇二丙烯酸酯，聚丙二醇二丙烯酸酯，2，2-双-4-丙烯酰氧基乙氧基苯基丙烷，和2-羟基-1-丙烯酰氧基-3-甲基丙烯酰氧基丙烷；

三甲基丙烯酸酯，诸如三羟甲基丙烷三甲基丙烯酸酯；

三丙烯酸酯，诸如三羟甲基丙烷三丙烯酸酯，三丙烯酸季戊四醇酯，三羟甲基丙烷EO-添加的三丙烯酸酯，甘油PO-添加的三丙烯酸酯和乙氧基化的三羟甲基丙烷三丙烯酸酯；

四丙烯酸酯，诸如四丙烯酸季戊四醇酯，乙氧基化的四丙烯酸季戊四醇酯，丙氧基化的四丙烯酸季戊四醇酯和二(三羟甲基)丙烷四丙烯酸酯；

尿烷丙烯酸酯类，诸如尿烷丙烯酸酯，尿烷二甲基丙烯酸酯和尿烷三甲基丙烯酸酯；和

其它化合物，诸如丙烯酰胺，丙烯酸和二甲基丙烯酰胺。

作为本发明的聚合物作用，利用过硫酸钾的自由基聚合作用是最合适的；然而，可以使用利用UV射线和电子束的聚合作用和氧化还原聚合作用。在利用过硫酸钾的聚合作用的情形中，过硫酸钾的加入量优选地为0.001-0.25％，并且可以以0.001-0.5％的量加入胺-基聚合作用加速剂。胺-基聚合作用加速剂的实例可以包括β-二甲基氨基丙腈，N，N，N′，N′-四甲基乙二胺和亚硫酸钠。

纯培养的微生物可以用作截留/固定化在预聚物中的微生物；然而，优选将活性污泥截留/固定化在预聚物中，这是因为下述原因。尽管溶解在预聚物中的氧抑制聚合作用，但是如果将活性污泥截留/固定化在其中，则活性污泥消耗氧，帮助聚合作用顺利进行。结果，可以容易地获得强的截留固定化沉淀物12。特别地，在预聚物浓度低至3-10wt％的情形中，如同在本发明中，聚合作用易受氧气影响。由于所述影响可以利用活性污泥而减轻，截留固定化沉淀物12的变形率可以进一步提高。此外，截留固定化沉淀物12的比重可以通过截留并且固定化所述活性污泥而得到控制。

截留固定化沉淀物12的沉降速度优选地在0.02-3.7cm/秒的范围内，这是因为以下的原因。即使截留固定化沉淀物12的粒径低至0.1-1.5mm，如果通过控制比重而将沉降速度设定为0.02-3.7cm/秒，则截留固定化沉淀物12可以通过重力在固液分离槽16中容易地与处理过的水分离。可以优选地使用活性污泥，磁铁矿，油炸灰，铁粉，活性碳，硅石等作为用于截留固定化沉淀物12的比重控制剂。

此外，当截留固定化沉淀物12的粒径减少到0.1-1.5mm范围内时，底物和氧气可以渗透到截留固定化沉淀物12的中心点，并且硝化细菌(有用的微生物)可以容易地增殖。结果，每个沉淀物的反应速率显著增加。利用其，可以以在沉淀物上的高负荷处理废水的氮成分。

在本发明的截留固定化沉淀物中，粒径越小，截留固定化沉淀物的表面积越大。结果，每单位体积的截留固定化沉淀物的活性提高。然后，以每种10质量％的量，将不同粒径的截留固定化沉淀物加入到活性污泥中，并且评价截留固定化沉淀物的粒径和其活性之间的关系。截留固定化沉淀物的活性由每沉淀物的呼吸速率表示。呼吸速率如下获得。将预先确定量的含DO(溶解氧)的水和截留固定化沉淀物加入到瓶子中，并且将该瓶子气密关闭。通过DO计测量DO，以获得DO的变化，然后计算呼吸速率。截留固定化沉淀物的活性表示为相对比例，假定约3mm方块的截留固定化沉淀物的活性视作1。结果显示在图4中。

如在图4中所示，随着截留固定化沉淀物的粒径减小，活性提高。特别地，在1.5mm或更小的粒径处，活性的提高率高。这被认为是因为每单位体积的沉淀的表面积增加，并且另外，氧气和底物变得易于到达截留固定化沉淀物的中心。然而，在小于1.0mm的截留固定化沉淀物粒径时，活性是低的。这被认为是因为截留固定化沉淀物结合到与之一起存在的活性污泥絮凝物中，并且所述沉淀物与氧气和底物的接触效率降低。由于这些原因，截留固定化沉淀物的粒径优选地在0.1-1.5mm范围内。

本发明的截留固定化沉淀物必须是在常规固液分离槽中可分离的。可分离性取决于截留固定化沉淀物的沉降速度。通常，用于分离污泥与处理过的水的固液分离槽的表面负荷限定为15-25m³/m²·d(污水工程机构计划/设计政策和解释(Sewage Works Facility Plan/Design Policy andExplanation)，年编，后部分，2001，第82页，由日本污水工程协会出版)。这对应于0.02-0.03cm/秒的向上的流速。因此，为了通过沉降分离截留固定化沉淀物，需要设定沉降速度为不小于0.02cm/秒。此外，通常，为了移走在通风槽中的截留固定化沉淀物，沉降速度优选地设定为不超过3.7cm/秒。换言之，当沉降速度超过3.7cm/秒时，截留固定化沉淀物的流动性减小，并且其性能降低。

由于上述原因，截留固定化沉淀物的沉降速度优选地设定为0.02-3.7cm/秒。

图5显示在沉淀物上的负荷和硝化率之间的关系，其通过利用图1的废水处理系统10的小型化实验系统而研究，其中含有浓度为100mg/L的氨的废水通过截留固定化沉淀物12(本发明)硝化，所述截留固定化沉淀物12具有1.0mm的粒径，并且在其中截留并固定化了硝化细菌。另外，当截留固定化沉淀物12从固液分离槽16泵入生物处理槽14时，检验截留固定化沉淀物12的破碎程度。

作为比较实验，使用具有筛的常规废水处理系统3(见图7)的小型化实验系统，其中含有浓度为100mg/L的氨的废水通过常规截留固定化沉淀物2(常规实施例)硝化，所述常规截留固定化沉淀物2具有3.0mm的粒径，并且在其中截留并固定化了硝化细菌。检查了比较实验中在沉淀物上的负荷和硝化率之间的关系。

在本发明的截留固定化沉淀物12中，聚乙二醇的分子量是9500，并且材料的浓度是5wt％。在另一方面，在常规实施例中所述的截留固定化沉淀物2中，聚乙二醇的分子量是4000，并且材料的浓度是10wt％。注意，在本发明和在比较实施例中，在要加入到生物处理槽14的截留固定化沉淀物中的硝化细菌的浓度设定为相同的值。在本发明和在常规实施例中，使用磁铁矿作为比重控制剂，并且截留固定化沉淀物的沉降速度设定为相同的值，均为2cm/秒。

在本发明和常规实施例中，生物处理槽14的体积均设为2L。生物处理槽12只以5体积％的负载体积装填截留固定化沉淀物12，不加入活性污泥。沉淀物上的负荷通过增加流入生物处理槽14的废水的量而增加。

如从图5清楚可见，本发明的截留固定化沉淀物12的硝化率为约100％，沉淀物上的负荷大到最多可达500(mg-N/L·h)。当沉淀物上的负荷进一步提高时，硝化率逐渐减小。然而，硝化率成功地保持在高水平，例如，在600(mg-N/L·h)的沉淀物负荷下保持为94％，并且在700(mg-N/L·h)的沉淀物负荷下保持为80％。另外，在截留固定化沉淀物12不被泵吸破碎的条件下，处理可以成功而连续地进行。因此，在需氧条件下生物硝化废水的氮成分的废水处理方法中，本发明的截留固定化沉淀物12与废水接触，以致在沉淀物上的负荷在300-600(mg-N/L·h)范围内。以这种方式，可以在短时间内处理高浓度的氮成分。

在另一个方面，在常规实施例的截留固定化沉淀物2中，硝化率保持100％直到在沉淀物上的负荷达到200(mg-N/L·h)。然而，当沉淀物上的负荷超过200(mg-N/L·h)时，硝化率急剧减小。在沉淀物上的负荷为500(mg-N/L·h)时，硝化率为约20％。

从图5的结果，发现当截留固定化沉淀物的粒径满足0.1-1.5mm的范围时，截留固定化沉淀物可以表现出最大处理性能(在这种情形中为硝化性能)。由于截留固定化沉淀物的变形率可以增加到大到70％或更大的值，沉淀物可以通过泵吸返回。以这种方式，废水处理系统10可以构建成无筛的，而筛是常规技术中所必需的。

因此，可以简单地通过将本发明的截留固定化沉淀物12引入到不具有筛的常规生物处理槽中，并且操作所述生物处理槽，实施具有高起始率并且具有针对负荷改变的高耐受性的废水处理，所述常规生物处理槽通过活性污泥处理废水。

图6显示本发明的改进的废水处理系统10′的实例。在生物处理槽14中，存在本发明的截留固定化沉淀物12和活性污泥34(图6中的阴影)两者。注意，其它结构元件与图1的那些相同，并且省略了任何进一步的解释。

如在图6中所示，当本发明的截留固定化沉淀物12和活性污泥34都存在于生物处理槽14中时，本发明的截留固定化沉淀物12和活性污泥34两者与处理过的水一起从生物处理槽14排出到固液分离槽16中，并且沉淀在固液分离槽16的底部。在固液分离槽16底部的含有截留固定化沉淀物12和活性污泥34二者的沉淀通过泵20返回到生物处理槽14中。此时，活性污泥34起防止截留固定化沉淀物12被压缩和磨损的作用，并且因此所述截留固定化沉淀物12较少破碎。

注意，在本发明的实施方案中，如在关于处理氮成分的截留固定化沉淀物的实施例中所述，本发明可以应用于这样的截留固定化沉淀物，其截留并且固定化能够处理除氮成分外的成分的有用微生物。