废水处理过程中温室气体的产生及控制课件.ppt

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1、废水处理过程中温室气体的产生及控制,主要内容,温室气体对全球气候的影响废水处理与温室气体的产生废水处理过程温室气体排放情况 二氧化碳和甲烷的排放 氮氧化物的排放 稳定塘温室气体的产生 人工湿地过程温室气体的产生废水处理技术对温室气体减排的控制,温室气体对全球气候的影响,温室气体对可见光具有高度的透过性；能强烈吸收地面辐射中的红外线；“温室效应”致全球气候变暖；,温室气体对全球气候的影响,全球变暖的后果，会使全球降雨量重新分配、冰川和冻土消融、海平面上升等，既危害自然生态系统的平衡，更威胁人类的食物供应和居住环境。,温室效应的影响,温室效应的影响,全球变暖的影响,温室气体对全球气候的影响,大气中

2、的臭氧含量少，却极其重要；地球上臭氧层被破坏的程度远比一般人想象的严重；,温室气体对全球气候的影响,温室气体使得臭氧层的恢复慢 温室气体将热量留在地球表面的对流层，使其无法进入臭氧层所在的平流层，从而使平流层温度降低，加快了臭氧层的破坏速度；温室气体能够使地球表面温度增高，但对平流层却有着冷却作用，这使得云层有了较多的存在时间。在这段时间里，进入平流层的氟里昂在紫外线作用下，释放出氯原子，氯原子马上和臭氧发生连锁反应，形成氧原子，一个氯原子可以破坏10万个臭氧分子，这对臭氧层破坏极大；,废水处理与温室气体的产生,废水过程中含碳有机物转化为CO2和CH4； 微生物将废水中的有机质分解，其中一部分

3、碳素物质转化为CH4和CO2;含氮物质转化为NH4，NOX, N2O；,废水处理与温室气体的产生,污泥的处理过程中同样产生温室气体；废水处理工程为持续的温室气体发生器；我国废水处理领域甲烷排放量居世界第一，占总排放量的21%；,废水处理与温室气体的产生,废水处理的脱氮过程氨化废水中的含氮有机物，在生物处理过程中被好氧或厌氧异养型微生物氧化分解为氨氮的过程；硝化废水中的氨氮在好氧自氧型微生物（硝化细菌）的作用下转化为NO2-和NO3-的过程；反硝化废水中的NO2-和NO3-在缺氧条件下在异氧型细菌（反硝化细菌）的作用下还原为N2的过程；,N2O和NO作为脱氮过程的中间产物进入大气,废水处理与温室

4、气体的产生,二氧化碳和甲烷的排放 氮氧化物的排放 稳定塘温室气体的产生 人工湿地过程温室气体的产生,废水处理过程温室气体排放情况,废水处理过程温室气体排放情况,废水处理过程的优化可以控制温室气体减排这方面的研究主要还停留在实验室阶段之前的废水处理工程的研究和设计很少考虑温室气体排放问题,废水处理过程温室气体排放情况,废水处理过程中二氧化碳和甲烷的排放好氧处理过程可以避免或减少CH4的排放，微生物将废水中的有机物（碳水化合物、脂肪和蛋白质）氧化为CO2；厌氧处理工艺将可生物降解的有机物质转化为CH4和CO2;,废水处理过程温室气体排放情况,废水处理过程中二氧化碳和甲烷的排放厌氧处理工艺主要处理高

5、浓度有机废水，其产生的CH4主要通过回收利用而得到控制；工业废水产生的CH4要比生活废水多；发达国家要比发展中国家低；,废水处理过程温室气体排放情况,典型废水处理系统的碳平衡：进入废水处理系统有机碳的60%转化为气体（36%CO2和24%CH4），6%进入处理后的废水中，剩下1/3左右进入污泥；,废水处理过程中氧化亚氮的排放 氧化亚氮（N2O）是大气中重要的温室气体之一；废水生物脱氮过程中会产生N2O ；一些发达国家（美国、德国等）对废水处理过程中N2O产生及其减量化进行研究；美国每年都会发布废水处理中N2O排放量数据；废水处理过程中释放量占全球总释放量的2.5%-25%；,废水处理过程温室气

6、体排放情况,废水处理过程中氧化亚氮的排放 工业废水和城市废水处理过程中，硝化的好氧段和反硝化的缺氧段是N2O产生的主要产生源； 污泥处理方法中，堆肥、焚烧和污泥好氧消化等方法， N2O释放量较多；,废水处理过程温室气体排放情况,废水处理过程中氧化亚氮的排放 环境因素与工艺过程对N2O产生和释放有较大影响附着生长系统的载体或填料固着对N2O的产生起控制作用的菌种，相对于悬浮生长系统，附着生长系统N2O释放量更少；投加大肠杆菌的生物流化床工艺不仅有较好的脱氯效果，且N2O释放量也较低，增加大肠杆菌可控制N2O的产生（Kim, et al., 2000）；,废水处理过程温室气体排放情况,废水处理过程

7、中氧化亚氮的排放 英国某废水处理厂年处理废水1.111010t，N2O年释放量为3.5104g ，估算N2O年释放通量为4.710-6g/L ， 3.2g/人；,废水处理过程温室气体排放情况,稳定塘温室气体的产生,废水处理过程温室气体排放情况,碳的循环与转化,稳定塘温室气体的产生,废水处理过程温室气体排放情况,氮的循环与转化,稳定塘温室气体的产生稳定塘包括了一般生物的好氧降解和厌氧降解过程，在生物降解过程中不可避免地存在温室气体的排放；,废水处理过程温室气体排放情况,人工湿地人工湿地系统温室气体的排放现状甲烷的排放现状甲烷排放的控制性因子N2O的排放现状N2O的产生机制N2O排放的控制性因子,

8、人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地人工湿地是将废水投放到土壤经常处于水饱和状态且生长有芦苇、美人蕉、灯芯草等湿生植物的沼泽地上，废水沿着一定方向流动，在废水流动过程中，利用土壤、人工介质、植物、微生物的物理、化学、生物三重协同作用，对废水进行处理的一种技术。,人工湿地过程温室气体的产生,污泥干化湿地,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地净化水环境，是解决环境问题，还是用一种问题替代了另一种问题，即消减了污染但增加了GHG排放（Sovik et al., 2006）?,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地系统温室气体的排放现状,加拿大湿地CO2排放,人工湿地过程温室

9、气体的产生,人工湿地系统温室气体的排放现状人工湿地作为水处理系统存在一定量的甲烷、氧化亚氮、二氧化碳排放（Mander et al.,2008）；该生态系统是甲烷和氧化亚氮的源，是二氧化碳的源与汇。温室气体排放随着时间、空间存在较大差异；温室气体排放受一些环境因子影响；,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地系统甲烷的排放现状天然湿地甲烷排放占全球总量的20-25%，每年达到115-145Tg（Whalen, 2005）;单位面积人工湿地年排放200kgCH4/ha (Mitsch and Gosselink, 2007)；人工湿地水处理系统是天然湿地系统和生化污水处理厂的复合体 (Sovik

10、et al., 2006) ;,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地系统甲烷的排放现状 三江平原湿地甲烷排放范围为0.180.89mg/(m2h);美国泥炭沼泽地甲烷排放范围为0.190.83mg/ /(m2h)（Panikov and Dedysh, 2000）；西伯利亚沼泽地甲烷排放平均值为0.21mg/(m2h); （Melloh and Crill, 1996）;,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地系统甲烷的排放现状某表面流人工湿地污水处理工程，甲烷排放量达5.22 g /(m2d) ，是天然湿地的250倍（Tai et al., 2002）；表面流人工湿地深度处理污水时，甲烷排放随

11、时空、季节变化而变化，波动范围为3751739mg/(m2d), 平均值为141mg/(m2d)（Johasson et al., 2004）;,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地系统甲烷的排放现状表面流人工湿地处理牛奶场污水时甲烷排放平均值为225mg/(md) （Tanner et al., 1997）;城市污水处理系统的人工湿地系统中，CH4通量的范围为1.21900mg/(md), 且主要受TOC影响；,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地甲烷排放的控制性因子：温度水位深度基质底物浓度及供应程度湿地植物氧化还原环境,人工湿地过程温室气体的产生,温度,人工湿地甲烷排放的控制性因子,温度

12、影响湿地土壤的微生物活动和土壤中甲烷的输送（Schimel and Gulledge, 1998）;温度与甲烷通量的关系，只有在较湿的地方才有相关性，而在较干的地点则没有相关性（Sevensso et al., 1984）; Bartlett等（1992）报道在较干和较湿的地方都有相关性。,温度,人工湿地甲烷排放的控制性因子,温度与甲烷通量的关系有些湿地呈对数关系，有的呈指数关系，有的呈线性关系 （Holly et al., 2002）,水位深度长期淹水甲烷排放高；水深与CH4排放通量呈线性正相关（Macdonald et al., 1998）；,人工湿地甲烷排放的控制性因子,土壤湿度与甲烷排

13、放的的关系（Yan et al., 2008）,水位深度,人工湿地甲烷排放的控制性因子,当水深高于21cm后，排放通量与水深之间的正相关关系消失 （王跃思等，2008）,水位深度,人工湿地甲烷排放的控制性因子,在我国的三江平原湿地的研究发现，随着水层厚度的增加， CH4排放减少（Song et al., 2008）,水位深度,人工湿地甲烷排放的控制性因子,苏格兰湿地 （ Macdonald et al., 1998 ）,基质底物浓度及供应程度如有效碳的影响；湿地土壤CH4产生速率与易矿化碳或水溶性碳呈线性正相关（Macdonald et al., 1998）;,人工湿地甲烷排放的控制性因子,基

14、质底物浓度及供应程度德国西南部的湿地研究表明，土壤中CH4产生速率主要取决于新鲜有机质含量（Gisela et al., 2000）；,人工湿地甲烷排放的控制性因子,新鲜有机质含量高,基质底物浓度及供应程度凋落物的输入量，为甲烷产生菌提供了更为丰富的底物，有效地提高了甲烷产生率（Sorrel et al.,2007）；相同水位控制的有机土填料的芦苇湿地甲烷产生率是砂填料的55倍（Gruenfeld and Brix, 1999）；,人工湿地甲烷排放的控制性因子,湿地植物,人工湿地甲烷排放的控制性因子,湿地植物植物充当甲烷传输的气体通道；湿地土壤中大部分CH4通过植物传输到大气（Whiting

15、and Chanton, 1992）维管植物的存在意味着高CH4排放通量（Bubier, 1995）为产甲烷菌提供基质；植物输入的易分解碳，促进泥炭地深层CH4的产生（Dunfield et al., 1993）把氧气输送到植物根系形成氧化膜使甲烷氧化；,人工湿地甲烷排放的控制性因子,湿地植物芦苇湿地中，芦苇是甲烷产生的底物的重要提供者；芦苇为氧气的传输提供了内部通道，加速了甲烷的氧化；植物体传输在芦苇湿地甲烷传输中占有重要地位；,人工湿地甲烷排放的控制性因子,氧化还原环境好氧条件下，甲烷被甲烷氧化菌所氧化；在一定的氧化还原电位的范围内，随着Eh值的降低（如从-200mV降低到-350mV），

16、甲烷排放增加;人工湿地处理系统的氧化还原电位明显低于天然湿地（尹军，2006）；,人工湿地甲烷排放的控制性因子,氧化还原环境Eh值高于-150mV ，由于氧气的存在，对甲烷的产生有抑制作用（Bender and Conrad, 1993）；减少大量甲烷的产生，关键在于避免极度厌氧条件；,人工湿地甲烷排放的控制性因子,人工湿地系统N2O的排放现状N2O释放通量在0.49110mg/(md)范围内波动； N2O排放随季节变化而变化，夏秋季排放量最大；,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地系统N2O的产生机制 N2O氧化亚氮的生成主要是硝化和反硝化作用的结果；亚硝化菌和硝化菌富集在人工湿地系统的好氧

17、区，将铵态氮转化为亚硝态氮和硝态氮，NO2-N和NO3-N ，到达还原区后，在无氧或缺氧条件下被反硝化菌还原转化N2或N2O，从而实现对氮的去除(Vymazal et al., 2006);,人工湿地过程温室气体的产生,人工湿地N2O排放的控制性因子：氧浓度氧化还原电位水位深度土壤温度pH值土壤类型有机碳源干湿交替植物,人工湿地过程温室气体的产生,氧化还原电位人工湿地系统的氧化还原电位低于天然湿地（尹军，2006）；适宜硝化、反硝化作用发生的氧化还原电位在+200 +400mV之间；当氧化还原电位达到+400 600mV时反硝化作用受抑制（Mitsch and Gosselink, 2007）

18、；Eh值范围为 200 250mV，有利于氧化亚氮的产生（Mitsch and Gosselink, 2007）；,人工湿地N2O排放的控制性因子：,氧化还原电位复合潜流人工湿地下行流池表层是好氧区，有利于硝化反应，整个系统底部存在永久性饱水层，氧气难以扩散进入，形成了系统底部的厌氧环境，Eh值范围为 -130 -87mV有利于反硝化反应（陶敏等，2008）；Eh值与N2O排放的相关性很差（张继松等，2006）；,人工湿地N2O排放的控制性因子：,水位深度,人工湿地N2O排放的控制性因子：,水位深度土壤湿度,人工湿地N2O排放的控制性因子：,N2O排放通量与水深无明显的相关性（郝庆菊，2005

19、）,人工湿地N2O排放的控制性因子：,土壤温度,人工湿地N2O排放的控制性因子：,Yan et al., 2008,土壤温度,人工湿地N2O排放的控制性因子：,Wang et al., 2005,H值低pH值时，反硝化反应的第二步受抑制， pH值小于4时，气态氮以N2O为主，当pH值6时，气态氮以N2为主（卢少勇等， 2006）；因此用于污水处理的人工湿地的土壤基质的pH值应不低于6；,人工湿地N2O排放的控制性因子：,H值只有当人工湿地中pH值低于5时，才监测得N2O排放，且高比例的N2O/N2，在低pH值状态下发生（Gale et al., 1993）,人工湿地N2O排放的控制性因子：,有

20、机碳源当碳源不足的系统中，利用自身碳源（植物残体）可促进硝化和反硝化反应（ Vymazal et al., 1999）；,人工湿地N2O排放的控制性因子：,植物一方面，植物根系分泌的易分解有机物可促进土壤中反硝化细菌的活性，刺激N2O的产生（Koops et al., 1996）；另一方面，植物可通过自身通道将土壤中的N2O传输到大气（于克伟等，1995）；,人工湿地N2O排放的控制性因子：,植物植物对土壤N2O排放的影响与植物生长状态和土壤中的无机氮的浓度有关；如果土壤中无机氮含量低，植物通过根系吸收竞争土壤中的无机氮，使N2O排放降低；无机氮含量高，则植物通过与土壤相互作用促进反硝化过程促

21、进N2O排放；,人工湿地N2O排放的控制性因子：,沼气工程 沼气技术主要用于处理畜禽粪便和高浓度有机废水；工厂化的沼气原料主要来自4个方面：规模化畜牧养殖场粪污厌氧处理、酿酒制糖业等工业有机废水厌氧处理、城市污水处理厂的污泥厌氧处理和城市垃圾填埋；通过沼气发电和余热利用，可降低废水处理成本，可以实现废水处理过程中温室气体的减排；,废水处理技术对温室气体减排的控制,该处理厂利用污泥消化产生的沼气进行发电，沼气发电系统运行中产生的余热，作为加热污泥的热源，达到节约能源，降低能耗的目的；,例 高碑店污水处理厂,充分利用沼气发电，每年可节约燃煤5100吨，每年可以节约用电1750万度，节省全厂30%以

22、上的用电量；,例 高碑店污水处理厂,废水处理生产沼气，废渣与煤混合作为燃料；减排BOD5 1.5万吨/年；节约原煤4950吨/年；减少二氧化碳排放量3352.6吨/年；,例 太仓新太酒精废水产沼气发电示范工程,废水处理中的二氧化碳减排相对于高碳技术，在发电机组采用效率更高的低碳技术会持续减少碳排放；,废水处理技术对温室气体减排的控制,废水脱氮过程中N2O的产生和控制N2O的产生机理硝化过程和反硝化过程N2O的产生机理N2O减排控制因素废水生物脱氮过程进行N2O控制的前景,废水处理技术对温室气体减排的控制,N2O的产生机理,传统活性污泥法生物脱氮系统工艺流程,硝化过程N2O的产生机理 硝化作用分

23、为两个阶段氨氧化菌将氨氮转化为亚硝酸盐;亚硝酸盐菌将亚硝酸根转化为硝酸根；,N2O的产生机理,关键酶为：氨单加氧酶（AMO）、羟氨氧化还原酶（HAO）、亚硝酸盐氧化酶（NOR）;硝化过程所涉及的关键酶活性及酶量的表达影响该过程N2O的产生；,羟胺的氧化过程好氧、铵根离子浓度高等条件下，羟胺在羟胺还原酶作用下氧化成为N2O ；硝酰基的非生物反应好氧条件下，亚硝酸盐水解生成N2O ；硝化菌的反硝化过程硝化菌利用NO2-作为电子受体生成N2O ；好氧反硝化菌反硝化菌在好氧条件下，还原NO3-生成N2O ；异养菌的硝化作用异养菌的硝化作用生成N2O的机理目前还不清楚；,N2O的产生机理,反硝化过程N2

24、O的产生机理 在无氧或低氧的条件下，由异养型兼性厌氧微生物将NO2-或NO3- 还原成N2O和N2的过程；,N2O的产生机理,催化反硝化过程的酶主要有：硝酸还原酶（Nar），亚硝酸还原酶（Nir），一氧化氮还原酶（Nor）和氧化亚氮还原酶（Nos） ；,N2O的产生机理,反硝化过程中N2O的产生,催化反硝化过起决定性因素是关键酶Nos的活性;,N2O还原酶抑制物（NO, O2和H2S）的存在会促进N2O的产生 这是因为异氧微生物以O2等作为电子受体，抑制了N2O的还原；曝气条件下反硝化作用受到抑制；H2S浓度大于0.32mg/L时，对Nos有强烈的抑制作用，导致污水处理厂大量排放N2O ；pH

25、值较低时， 致使HNO2浓度升高，对Nos抑制作用增强，导致N2O产生量增加；,N2O的产生机理,废水处理系统中的影响氧化亚氮还原酶（Nos） 活性的物质将影响N2O的产生和释放；影响Nos活性的物质主要有：DO金属离子(如铜离子和镍离子等)H2S,N2O的产生机理,废水生物处理系统中，存在多种反硝化菌，这些反硝化菌的还原产物始终是N2，几乎不产生N2O ，如荧光假单胞菌等；,N2O的产生机理,筛选反硝化菌种也是控制N2O产生的有效方法；,影响废水生物脱氮中N2O产生的因素：电子受体和供体的浓度微生物种类及其相互作用pH值污泥龄污泥的毒性及其抑制性物质,N2O减排的控制因素,硝化系统中N2O排

26、放减少的条件：充值的供氧基足够长的污泥龄适合的pH值反硝化系统中N2O排放减少的条件：反硝化过程顺利且彻底地进行,N2O减排的控制因素,溶解氧控制对N2O减排的影响COD/N控制优化污泥龄（SRT）pH值控制硝酸根浓度及碱度控制,N2O减排的控制因素,溶解氧控制对N2O减排的影响,DO浓度和变化速率是影响废水生物脱氮N2O产生的主要因素之一；反硝化过程中，高溶解氧条件下N2O大量释放的机制：氧气对氧化亚氮还原酶抑制较强，分子氧阻碍了N2O向N2的还原；游离态氧与NO3-同时存在时，反硝化菌会优先利用游离态氧，抑制反硝化进行；,溶解氧控制对N2O减排的影响,硝化过程中，DO的供应量不足，造成硝化

27、作用不完全，促使N2O的大量产生；,间歇曝气好氧阶段产生了大量的N2O；可以通过选择好氧段和缺氧段适宜的结合比例来控制N2O产生；当氧化还原电位为+200mV或更高时，通过鼓风曝气维持好氧的条件下，能使N2O和甲烷的排放量比不鼓风时减少50%以上；,COD/N控制对N2O减排的影响,通过调整最佳的泥水分离比或外加碳源来实现COD/N控制是N2O减排的有效方法低的COD/N条件下，由于缺氧阶段的反硝化作用，造成N2O释放量较高；反硝化过程中，COD/N为1/3时， N2O释放量是COD/N为4/5时的270倍；低COD/N导致电子供体不足，限制反硝化反应的彻底进行，抑制了Nos的活性，促使N2O

28、大量释放；硝化过程中COD/N对N2O产生和排放并没有影响；,优化SRT对N2O减排的影响,废水脱氮系统中，选择适当的污泥龄也是控制N2O释放的重要手段；好氧反应池中， SRT为3d时， N2O转化比例高达16%；而SRT为10d时， N2O转化比例降至2.3%；反硝化过程中， SRT小于3d，促进N2O释放；,H值控制对N2O减排的影响,H值在56之间时， N2O产生量最大，而pH值在68范围或更高时， N2O产生量较小，甚至几乎没有；低pH值条件下有利于以N2O作为反硝化终产物的菌种的生长；低pH值下形成游离的亚硝酸对Nos抑制作用， 导致N2O累积；,NO3-浓度及碱度控制对N2O减排的影响,进水NO3-浓度越高， N2O产生量越大；进水NO3-浓度为1500mg/L，其中有2540%的氮转化为N2O;进水NO3-浓度为750mg/L，N2O产生量很少；废水处理的反硝化阶段，可通过添加外加碳源（甲醇）来降低NO3-浓度，抑制N2O的产生；,废水生物脱氮过程进行N2O控制的前景,水体的硝化和反硝化过程中N2O的产生和排放是一个极其复杂的过程。深入研究水体硝化和反硝化过程中N2O的产生机制，估计废水处理设施中N2O释放量，并提出切实可行的减排措施，是今后研究的主流；,谢谢,