SBR工艺小试研究

SBR工艺小试研究（精选7篇）

SBR工艺小试研究 篇1

摘要：介绍了水解酸化-UASB-SBR工艺处理在造纸废水处理中的应用, 此工艺运行稳定、处理效率高, 运行过程中产生大量的沼气可回收用于造纸车间的辅助干燥、减少能耗。处理后的废水可回收利用, 达标排放, 给企业带来明显的经济效益和环境效益。

关键词：水解酸化,提取筛选,真空洗浆,活性污泥法

1 概述

造纸行业属于高污排放企业, 造纸废水具有排放量大, 污染物复杂, 难处理等特点。据统计, 全国制浆造纸工业污水排放量约占全国污水排放总量的10%-20%[1]。如何处理造纸废水一直是造纸厂生存及发展的关键。本文以辽宁振兴生态造纸有限公司为例, 该企业充分利用盘锦市120万亩苇田的资源优势, 整合域内资源, 项目总投资4.8亿元, 生产年产6.12万t/a苇浆及7.5万t/a高档文化用纸 (A级胶版印刷纸) 。制浆和中段废水产生量为8460m3/d, 生活污水产生量为98m3/d, 污水总量为8558 m3/d, 项目新建一座污水处理站, 污水处理站处理能力为12000m3/d。采用水解酸化-UASB/-SBR三级污水处理工艺。

2 生产工艺及主要污染物

该企业主体工程主要由制浆车间、造纸车间、碱回收车间组成, 废水主要由制浆废水和中段废水和抄纸白水。制浆废水和中段废水送污水处理站统一处理, 抄纸白水产生的废水全部回用。

2.1 制浆车间生产工艺及主要污染物。

制浆车间由备料及连煮工段、提取筛选工段、漂白工段组成。备料及连煮工段:制浆生产线采用横管连蒸技术, 三套连蒸管粗浆常量510ADT/d。首先原料芦苇经切苇机切断, 再进行干、湿法备料进行洗涤, 原材料通过螺旋脱水机脱水去除其中的杂质、灰尘, 废水通过过滤机进行分离过滤处理, 93.5%较净水循环使用, 6.5%的废水排入污水处理站集中处理。此工段废水主要污染物是大量的沙土、苇沫等悬浮物, SS的产生量为317t/a。提取筛选工段:提取采用两列真空洗浆机+双混挤浆机的3+1串联逆流洗涤方式, 全封闭筛选设备采用美国GL&V公司设备技术。由蒸煮工段来的粗浆料经过真空洗浆机洗涤, 产生的黑液送入碱回收车间, 再经过真空洗筛机组进行逆流洗涤, 洗后的浆料经稀释后进行一级两段压力筛。此工段真空洗筛机组、压力筛、真空洗浆机均产生黑液, 黑液采用传统碱回收技术处理, 提取率达到94%以上, 碱回收车间黑液燃烧炉为日处理固形物610吨, 其产品达到QB/T1012-1991中的A级标准。废水主要污染物是CODcr、BOD5、SS。CODcr产生量272.4t/d, BOD5产生量122.5t/d, SS产生量95t/d。ECF漂白工段:漂白采用ECF无元素氯漂白工艺, 二氧化氯制备系统采用加拿大ERCO公司设备技术。从提取筛选工段来的浆料经二段洗浆机洗涤再到CLO混合器进行升降流式漂白, 氧碱处理后的浆料进入真空洗浆机洗涤。真空洗浆机洗涤产生的漂白水, 其主要污染物是p H、BOD5、CODcr、及少量的AOX。其中CODcr产生量是4537 t/a, BOD5产生量是1702 t/a, SS产生量是1845 t/a, AOX产生量是15.3 t/a。

2.2 抄纸车间生产工艺及主要污染物。

抄纸车间分为打浆辅料工段、抄纸工段、完成工段。废水主要来源于抄纸、完成工段。打浆出来的成浆进行一级三段除渣净化精选后进入纸机进行抄造、压榨。纸机产生的抄纸白水12750 m3/d, 主要污染物是p H、BOD5、CODcr、SS, 其中CODcr产生量是3467 t/a, BOD5产生量是1300 t/a, SS产生量是867t/a, 此部分废水经多圆盘回收后全部回用, 超清白水可做为纸机喷网用, 浊白水做为漂白、打浆工段的稀释水。

3 污水处理工艺流程 (图1)

3.1 工艺特点。

3.1.1格栅与气浮沉淀。综合废水经过机械格栅、初沉池, 经过6小时的水质和水量的调节后, 用泵提升进行气浮, 去除部分SS和COD。气浮后的出水流入水解酸化池, 在酸化池内加入尿素。出水进入UASB反应器, 经厌氧处理后的出水流入SBR池, 经好氧微生物处理后水质可会用于生产。3.1.2 UASB反应器。UASB是上流式污泥反应器, UASB工艺处理制浆造纸废水, 废水停留时间为6h, 废水中的COD、硫化物的去除率达66%和73%。[2]UASB反应器属于高效厌氧处理技术, 该反应器有污泥床、污泥层和气液固三相分离器组合而成, 废水经过UASB反应器后, 大分子、不溶解有机物降解成小分子、可溶解的有机物。UASB反应器的优点有适用高浓度有机废水;启动速度快, 处理时间短;污泥产率低, 污泥性能良好;运行费用低, 低营养源, 沼气可利用;COD去除率高;废水处理稳定达标;节省能源, 占地面积小;抗p H值, 温度变化性强。3.1.3 SBR反应器。SBR (Sequencing Batch Reactor) 即序批式反应器, 是一种活性污泥生物处理工艺[3]。对废水中的甲醇去除率达到100%, 去除COD效果达到90%以上。SBR活性污泥法, 其工艺简单、经济、处理能力强、耐冲击负荷、占地面积小、运行方式灵活等优点, 是一种适用于制浆造纸工业废水处理、投资少、运行费用低、处理效率高的工艺, 废水在SBR反应器里停留时间为6小时。

3.2 处理效果分析。

中段废水和生活污水进入污水处理站, 首先进入格栅集水池, 其作用主要去除较大的杂质, 以确保后续处理正常运行, 再进入初沉池, 采用混凝沉淀预处理方法, 废水在混凝池内与化学药剂充分混合反应后, 进入气浮机, 可去除部分难降解CODcr、SS, 其中CODcr去除率可达20%以上, BOD5去除率可达25%以上, SS去除率可达60%以上。经过气浮处理后的水再经过调节池、加尿素水解酸化和UASB反应池可去除大部分的污染物, CODcr去除率可达55%以上, BOD5去除率可达60%以上, SS去除率可达10%以上。UASB反应器出水经二沉池沉淀后再进入SBR反应器, 在SBR反应器中CODcr去除率可达50%以上, BOD5去除率可达50%以上, SS去除率可达90%以上。

4 结论

随着科技的不断进展, 制浆造纸废水处理和资源化技术日新月异。在不同工艺生产的制浆造纸废水均可采用厌氧和好氧法, 厌氧法与好氧法结合处理效果更佳, 可以充分利用两种方法的优势性[4]。本文采用的水解酸化-UASB-SBR工艺处理造纸废水具有良好的处理效果, 处理后的废水CODcr去除率可达89%以上, BOD5去除率可达89%以上, SS去除率可达92%以上。废水可以回收利用, 节约用水、大大减少了环境污染, 该厂废水处理后排入厂外氧化塘+潜流湿地工艺尾水生态工程再净化, 达标水进入2万多亩芦苇湿地灌溉区, 实现水资源循环。

参考文献

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SBR工艺小试研究 篇2

关键词：SBR工艺,垃圾渗滤液,有机废水,生物处理工艺

1垃圾渗滤液的来源和特点

垃圾渗滤液是一种成分复杂的高浓度有机废水,其水分主要来自于垃圾原有的含水量、垃圾降解生产水、地表径流、自然降水和地下水的渗入等。垃圾成分、填埋时间、气候、水文条件等因素决定了垃圾渗滤液的不同性质,但总的来说,其具有以下几方面的特点:①CODcr和BOD5的质量浓度高。垃圾渗滤液中CODcr的质量浓度为90 000 mg/L,BOD5的质量浓度为38 000 mg/L,有时会更高,2种物质的质量浓度是生活污水含量的几十倍甚至是上百倍。②氨氮含量高,再加上填埋时间越长,其含量越高的特性,氨氮含量的最高值可达到1 700 mg/L。③水质成分复杂。研究表明,垃圾渗滤液中主要含有63种有机污染物,其中,有34种有机污染物有60%以上的可信度,有6种机污染物被列入我国环境优先污染物“黑名单”,极具危害性。④金属含量比较高。垃圾渗滤液中含有十几种金属离子,其浓度值远远超出了微生物毒害的限值。

2 SBR技术处理垃圾渗滤液的工艺

SBR为单池序批式运行,底物浓度高,抗冲击负荷能力强。在使用过程中,适当调节运行方式有利于脱氮除磷。SBR法的这些特点能满足处理垃圾渗滤液的需要。

2.1只用SBR工艺处理垃圾渗滤液

SBR渐减曝气工艺对城市生活垃圾填埋场新鲜渗滤液处理的模拟结果显示,出水COD的质量浓度约为500 mg/L,BOD5/COD降为0.14左右;COD去除率与容积负荷呈正比,并在容积负荷为5.0 kg COD·mg-1·d-1时达到最高,约95%.在另外一个试验中,COD、BOD、NH3-N、TN的去除率平均为86.1%,97.4%,94.5%和81.3%;在串联试验中,COD、NH3-N、TN的去除率平均为89.8%,97.6%,89.1%.由此可见,SBR工艺在处理垃圾渗滤液方面有良好的应用效果。

2.2其他生物处理工艺与SBR组合工艺

其他生物处理工艺与SBR组合工艺有:①水解酸化-SBR法-混凝沉淀组合工艺。水解酸化工艺可以利用水解菌的功能,不同程度地讲解垃圾渗透液中好氧降解的有机物。此外,水解酸化工艺还解决了厌氧过程中产生过多NH3-N的问题,减轻了后续生化处理的负担。SBR处理方法主要用于处理中小水量的难降解有机物。②吹脱-厌氧UBF-A-SBR组合工艺。该工艺具有较强的耐冲击负荷能力、良好的处理效果。该处理方法先采用氨吹脱,以去除高浓度的氨氮,再利用厌氧、好氧工艺去除水中的有机物和剩余氨氮。

3 SBR工艺处理垃圾渗滤液应用实例分析

由上述内容可知,在垃圾渗滤液的处理过程中,SBR工艺具有很大的优势。因此,本文将某垃圾处理厂的垃圾渗滤液作为试验对象,具体的试验工艺和结论如下。

3.1垃圾渗透液的水质

采用SBR工艺处理垃圾渗滤液时,要合理处理用于试验的渗滤液。具体的处理方法是,将AF与氨吹脱相结合,待垃圾渗透液达到相关标准后方可装入SBR反应器中。COD的质量浓度控制在3 100~5 600 mg/L之内,BOD5的质量浓度要控制在700~1 200 mg/L之间,氨氮是260~300 mg/L,TP是(10~12)/(7~10),对悬浮物提出的要求是1 200 mg/L等。此外,每天还要保证有2.4 m3的试验用水量。

3.2 SBR工艺流程

SBR工艺流程是:(1)确定SBR反应器的运行周期。通常情况下,根据上一周期的试验结果确定下个运行周期,分析水质,进水时间和沉淀时间均控制在2 h左右,曝气反应时间则控制在6 h左右。(2)整个反应周期应该控制在8~12 h之间,试验用水中的污泥含量要控制在2 000~4 000 mg/L的范围内。在试验过程中,可以适当地调整NH3-N、COD等各项指标,逐一测试耐冲击负荷能力、老化水能力等SBR反应器的各种反应能力,以得出各种污染物的影响程度。

3.3处理结果

3.3.1 COD的变化

当SBR反应器处于进水状态时,COD会明显增高;当SBR反应器处于排水状态时,COD会保持在低于1 000 mg的范围内。计算可得,采用COD的平均去除率为87%,具体情况如图1所示。

3.3.2结论

在正常运行条件下,当SBR进水COD在1 560~5 600 mg/L之间时,SBR系统的处理量可达4 m3/d。同时,排水水质可以满足国标GB 16889—1997《生活垃圾填埋污染控制标准》中的三级排放限值的要求,且具有较强的耐冲击负荷能力。

4结束语

SBR工艺小试研究 篇3

1 SBR脱氮工艺改进

1.1 SBR同步硝化反硝化

传统脱氮理论认为,硝化和反硝化不能同时发生,但是,国内外不少研究表明SBR系统中存在同步硝化反硝化现象。在早前研究中,李峰等人[1]认为,反应器内控制DO为0.5~1.5mg·L-1(随反应器类型和反应条件不同而异),形成厌氧(缺氧)和好氧并存的环境,可以实现同步硝化反硝化过程。李丛娜等人[2]在控制SBR反应器保持良好好氧状态(DO>8mg·L-1)、MLSS较低的情况下,根据每一工作周期的前期,氨氮比较彻底地转化为硝酸盐氮,且氨氮浓度逐渐降低的同时总氮浓度也逐渐降低的情况,得出结论,过程中同时发生了好氧硝化和反硝化,从而实现较高的总氮去除率。

1.2 SBR厌氧氨氧化法

ANAMMOX工艺[3]是一种生物脱氮的新型低耗工艺,其原理为厌氧条件下,以NO2-为电子受体,将氨转化为N2,这可以节省硝化阶段的需氧量和反硝化阶段的碳源。路平等人的实验研究表明[4],厌氧氨氧化反应器的最佳运行参数为进水浓度200~496.3mg·L-1,能保持80%以上的脱氮效率,最适进水浓度为347.7mg·L-1;最佳时间为17~24h;最佳进水p H为7~8.5;最佳内循环流速为24~96m L·min-1;低浓度有机物对反应器的影响较小,当C/N=2时,脱氮效率达到最大。

2 SBR除磷工艺改进

Berils Akin等研究发现,设置了厌氧、缺氧和好氧阶段的SBR比只设置厌氧和好氧阶段的SBR除磷率高33%,原因在于缺氧段能使硝酸盐的浓度进一步减小,减弱其对P释放的影响[5]。Suntud sirianuntapiboon等[6]在传统具有好氧段的SBR中应用移动生物膜,结果显示,与传统具有好氧段的SBR相比,出水TP浓度可达到1.5mg·L-1左右。有研究表明用两段厌氧-好氧SBR系统(PAF-SBR)来强化生物除磷,该系统磷酸盐的浓度在PAF-SBR出水低于0.5mg·L-1,主要原因在于通过厌氧SBR来增加VFA/P比率,从而强化聚磷菌在好氧SBR中的去除效率[7]。

此外,碳源(如未经消化的猪肥料、丙酸等)、基质、污泥龄、硝酸盐等对SBR除磷效果均有一定影响[8]。

3 SBR同步脱氮除磷工艺研究进展

3.1 三级SBR

三级SBR系统由3个序批式反应器组成,原水进入SBR1,部分有机质被吸附降解,聚磷菌厌氧释磷,其上清液进入SBR2并在较短的泥龄和曝气时间内实现大部分有机物的降解和磷的摄取,SBR3在长时间的曝气和泥龄条件下充分实现硝化并去除剩余有机物,其出水回流SBR1从而实现反硝化。该系统充分利用了原水中的碳源,同时好氧、缺氧两级聚磷弥补了彼此的不足,系统对COD、TN、TP达到了较高去除效果,出水达到了一级排放标准[9]。

3.2 双泥SBR工艺

该工艺在传统SBR中引入2个污泥池,对硝化污泥和反硝化污泥进行分开回流,解决了硝化菌和聚磷菌对泥龄的竞争,同时在缺氧段利用诱导培养的反硝化聚磷菌进行同步反硝化除磷。该工艺投资少,效率高、操作简单,可实现在线控制[10]。

3.3 MSBR工艺

改良型序批式间歇反应器MSBR是SBR与A2O结合的产物:污水经过厌氧格时与来自缺氧格回流的污泥混合,聚磷菌释磷,混合液进入主曝气格进行硝化和好氧摄磷作用,出水一部分直接进入SBR池进行泥水分离,另一部分进行缺氧搅拌和好氧曝气并在下一周期进行泥水分离,此后污泥回流至缺氧格进行反硝化脱氮,最后进入厌氧格与下周期进水混合。在这个过程中,微生物完整地经历了厌氧、缺氧、好氧、沉淀的过程,大大提高了传统SBR工艺脱氮除磷效果[11]。

3.4 SBBR工艺

在SBR反应器中放置填料,填料上附着生长的生物膜,不仅为世代时间长的硝化细菌等提供了良好的生长条件,同时生物膜内形成了溶解氧梯度,有利于反硝化脱氮和聚磷菌充分释磷,强化了同步脱氮除磷的效果。

4 结语

相对传统的活性污泥法,SBR工艺是一种尚需要不断发展完善的新型技术,但由于其灵活、节能、高效等优点,其应用前景非常广阔。对该工艺开展脱氮除磷机理的深入研究和应用工艺开发,能够为其更为广泛有效的应用提供必要的技术保障。

参考文献

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SBR工艺小试研究 篇4

1 实验材料

1.1 废水水样

实验过程中所取水样及活性污泥均来自成都市某污水处理厂,其主要水质指标见表1。

注:① 括号内数值为水温≤12℃时的控制指标;②原水数据为一个月内的平均进水浓度。

1.2 实验装置

本实验通过在该污水处理厂安装一个容积约5.5m3的SBR中试反应装置(安装曝气池和初沉池中间,以方便进水和污泥),取初沉池的出水为反应器进水,以污水厂曝气池的泥加入反应器培养,通过变换运行操作条件,严格测定进出水各项污染物指标,确定低温条件下SBR工艺处理城市污水的效果及最佳工艺条件,特别是除磷脱氮效果。试验中各项污染物指标均采用标准方法测定,实验装置见图1。

2 实验内容

2.1 实验方法

为了探讨SBR反应中各阶段时间分布的污水处理效果的影响,实验设置了9个不同的工况,每个工况都有不同的厌氧、曝气、缺氧、沉淀、闲置时间。实验运行方式为:瞬时进水后先厌氧搅拌,使聚磷菌充分释磷;接着好氧曝气去除COD、TP、NH3—N;曝气完后转入缺氧搅拌反硝化,反硝化菌将硝态氮转为氮气从水中逸出,实现脱氮功能;最后沉淀出水,排出高磷污泥。第一阶段通过好氧和厌氧实验初步确定SBR工艺各阶段的时间范围,然后在此基础上通过第二阶段的正交实验确定最佳运行时间。实验过程中对反应器中的COD浓度、TP、NH3—N等浓度进行测定,各水质指标均做平行样分析。各工况的时间分布见表2。

2.2 测试指标及分析方法

COD,重铬酸钾标准法;TP,磷钼酸铵比色法,722分光光度计检测;NH3—N,纳氏比色法,722分光光度计检测;DO,溶解氧仪。

3 工艺参数的确定

在SBR工艺的使用过程中,运行周期及一个周期中各工序运行时间的长短对反应器中污泥性能及整个系统的处理效果都有较大影响。本试验在着重研究城市污水在各种不同工况下对各类污染物质的去除率,以便找出一种最佳的工况条件。由于硝化菌、反硝化菌和聚磷菌所要求的生活环境条件各不相同,所以应严格按照微生物的习性及所要求的处理程度控制操作条件,合理确定运行周期及各工序时间的长短,才能为各种微生物提供良好的生存环境,从而保证最佳处理效果。本试验采用限制曝气的运行方式,周期为6h、9h、13h、11h、11.5h、10.5h等9个工况的运行试验。

3.1 厌氧时间的初步确定

生物硝化为好氧过程,生物反硝化需在缺氧条件下完成,而生物除磷是通过积磷菌在好氧条件下对污水中磷的超量吸收及厌氧条件下磷的有效释放,最后以排泥的形式将磷从系统中排出。因此,要想达到在降解有机物的同时又能除磷脱氮的处理效果,就必须创造硝化菌、反硝化菌、聚磷菌所要求的好氧、厌氧、缺氧环境[5]。本试验采取限制曝气的运行方式,在厌氧搅拌后再曝气进行磷的吸收和硝化,同时降解有机物,然后在缺氧条件下搅拌,使NO2—N、NO3—N进行反硝化反应。这样既可去除污水中的总氮,又可控制因NO3—N在反应器中过多积累而抑制后序厌氧过程中磷的释放,降低除磷效果。生物反应后再沉淀、排泥、出水。

3.2 好氧时间的初步确定

在好氧的条件下,好氧微生物通过吸附和代谢作用,使污水中有机物得到降解。当混合液溶解氧浓度在2mg/L左右时,硝化菌将氨氮转化为硝态氮,同时聚磷菌以游离氧为电子受体,氧化细胞内贮存的PHB利用该反应释放的能量从污水中摄取磷。为了确定好氧时间,曝气时间延长至8h,并实时检测COD、NH3—N等的变化。在好氧阶段总磷一直呈下降趋势,但在曝气4h后下降缓慢;COD在开始曝气时降解速率较快,这主要是由于在好氧初期,微生物处于饥饿状态,吸附能力强,大量的有机物吸附在微生物表面,使污水中COD迅速下降;最后随着微生物的代谢作用不断进行,COD浓度也逐渐降低[6],在好氧4h后达到40mg/L以下。氨氮在开始曝气后略有升高,这可能是由于污水中一部分有机氨通过氨化作用转化为氨氮,随着曝气的进行,氨氮逐渐下降,在处理7h后达到较好的处理效果。

3.3 缺氧时间的初步确定

在曝气过程中,COD大部分被降解,因此在缺氧阶段,反硝化菌利用细胞内贮存物作碳源进行反硝化,这样的反硝化速率不快,故反硝化的时间不能过短,但反硝化时间过长,聚磷菌将会在缺氧条件下放磷,影响磷的去除率。综合以上因素考虑,取缺氧时间1—2h。

3.4 沉淀时间的初步确定

由于SBR工艺是静置沉淀,因此活性污泥易于分离,所需沉淀时间短。实验表明,沉淀1h左右后,出水中SS浓度即已经达到并优于排放标准。若沉淀时间过长,由于反硝化作用,释放的氮气将引起污泥上浮,这样反而会影响出水水质。

4 正交实验及结果分析

4.1 低水温SBR工艺优选及正交实验

为了进行最佳工艺的优选需采用正交实验法,根据污泥状况、泥龄、负荷、温度、溶解氧等同SBR反应的关系,确定正交实验。污泥浓度为2000—3000mg/L、泥龄50d、溶解氧在好氧段保持2mg/L、厌氧段保持在0.2mg/L以下,缺氧段保持在0.5mg/L左右。当污泥浓度、pH值等达到反应需求时,SBR工艺中出水水质的几个主要影响因素是厌氧时间、曝气时间、缺氧时间、沉淀时间、休眠时间的影响。由于沉淀时间在1h左右已经能达到很好的沉淀效果,在本次实验未把沉淀时间作为正交实验考察因素,而是确定了厌氧时间、曝气时间、缺氧时间、闲置(休眠)时间为正交实验的4个因素进行考量。同时根据每个因素可能采取的具体处理手段而选用4因素3水平正交实验表。

4.2 正交结果分析

在整个实验过程中,3种主要污染物(COD、NH3—N、总磷)的去除效果都较好,因此整个正交结果讨论就围绕这3种污染物的处理效率进行。先通过实验确定9个不同工况条件下COD、NH3—N、总磷的处理效果,再对此作出正交分析。正交过程及结果见表3、表4。由表3可知,当以COD、NH3—N、总磷3种污染物的去除率之和作为评价指标时,各影响因素的主次顺序为:好氧时间、厌氧时间、缺氧时间、闲置时间。各因素的最佳时间组合为厌氧3h、曝气8h、缺氧1.5h、闲置0.5h。

5 结论

本课题研究了SBR工艺的运行方式,并应用于实际的生活污水处理中,取得了较好的效果,主要结论如下:①低温条件下(10—15℃)SBR工艺处理生活污水的最佳运行方式为:进水、厌氧3h,曝气8h,缺氧1.5h,沉淀、出水、闲置1.5h。②COD的去除。污水进入反应器后,由于反应器中剩余水的稀释作用和活性污泥的吸附,COD迅速下降,在DO约为2.0mg/L时,曝气3h即可使COD降解到100mg/L以下。但考虑到氨氮的充分硝化和磷的吸收,曝气时间应控制在8h左右,此时的COD去除率达85%以上。③总磷的去除。在厌氧阶段,由于无污泥回流,水中硝态氮、亚硝态氮的浓度较低,不会抑制磷的释放。在缺氧阶段,由于混合液浓度较低(DO约0.2—0.5mg/L),聚磷菌会重新放磷,影响出水水质,因此应加强排泥的管理。④污泥龄是影响SBR脱氮除磷效果的重要因素之一。若泥龄太长,不利于磷的去除;泥龄太短,硝化菌无法成为优势菌种,所以应控制泥龄。⑤SBR工艺具有较强的抗冲击负荷能力。在正常运行条件下,若进水负荷大幅度提高,在短期内即可恢复正常。

注:Ki为各因素同一水平的相应去除率之和;undefined;R为极差:undefined。

参考文献

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[5]周群英,高廷耀.环境工程微生物学[M].北京:高等教育出版社,2007∶7.

SBR工艺小试研究 篇5

2000年中国城市垃圾的产生量达到1.5亿t由于我国城市垃圾因无机物含量高,热值低,含水量大,因此,更适合填埋法处理。垃圾填埋场填埋的垃圾种类很多,导致垃圾渗滤液[1]的成分十分复杂,污染物种类超过100种。渗滤液属高浓度有机废水,污染物虽然在填埋场内已经过部分生物降解,但垃圾中大量难生物降解的有机物及无机盐类随降水及渗出的水分而排出。如果不及时处理会对周围地下水造成污染,直接危害人民的身体健康和生态环境。然而采用单一的处理工艺处理垃圾渗滤液很难达标。因此,本文采用PAC—SBR组合工艺处理处理垃圾渗滤液,取得了较好处理效果。

1材料及方法

1.1技术路线

根据垃圾填埋场渗滤液的CODCr浓度较高而氨氮及色度较低的特点,采用投粉末活性炭SBR与混凝沉淀工艺进行处理。SBR反应器长为210mm、宽为210mm、高为500mm,有效容积为15L,采用砂芯曝气头曝气。

1.2实验用渗滤液及处理要求

试验所用垃圾渗滤液取自本某垃圾填埋场,要求处理后出水水质应达到《生活垃圾填埋场污染控制标准》的II级标准。所取水样的水质情况和《生活垃圾填埋场污染控制标准》见表1。

1.3测定项目与方法

测定项目包括浊度,MLSS,CODCr,BOD5和氨氮等,均采用国家标准方法[2]。

2实验结果及讨论

2.1投粉末活性炭SBR试验

2.1.1曝气时问对CODCR去除率的影响

在SBR中的粉末活性炭(PAC)浓度为1g/L的条件下进行曝气试验[3—4]:当充水比为0.27时,进水CODCr为2 756mg·L-1;CODCr浓度随曝气时间的变化曲线如图1所示(混合液经过滤后测定CODCr)。

由图1可知,虽然不同充水比时的CODCr起始值不同,但呈现出相近的变化趋势,即随着曝气的进行,CODCr值先快速下降然后趋于平缓。在曝气的前4 h内CODCr浓度降低了约30% ,这一作用体现在两个方面,一是PAC对水中有机物的吸附,包括原水中的有机物和微生物分泌的胞外多聚物等;另一方面就是PAC表面上吸附生长大量的微生物,从而形成生物活性炭(BAC),它们具有很好的降解能力。这是活性污泥中悬浮微生物所不及的。反应历时24 h后CODCr浓度仍在400 mg·L-1以上,说明废水中存在部分难生物降解物质没有被微生物降解或粉末活性炭吸附。

2.1.2 粉末活性炭浓度对CODCr去除率的影响

考察了粉末活性炭浓度对CODCr去除率的影响。SBR的运行周期为24 h,其中进水1 h、曝气21 h、沉淀1.5 h、排水0.5 h。试验结果见图2。图2显示,当混合液中的PAC浓度为1.2 g·L-1时,CODCr去除率的提高相对较快,此后CODCr去除率曲线趋于平缓。这与粉末活性炭本身的吸附性能和垃圾渗滤液的性质有关。粉末活性炭的吸附能力受吸附质浓度的影响较大,当吸附质浓度一定时,即使增加粉末活性炭投量也不会使吸附量有明显增加,因而CODCr去除率不会明显升高。这从另一方面说明在垃圾渗滤液中可吸附质仅占一部分,同时存在着相当一部分对吸附选择性差的有机物。综合考虑,适宜的粉末活性炭浓度为1.2 g·L-1。

2.1.3 泥龄对CODCr去除率的影响

通过控制混合液排放量来实现泥龄(θc)的变化,研究了θc对CODCr去除率的影响。结果表明,当θc为43～68 d时CODCr去除率>86% 。θc过小则微生物在SBR中停留时间短,不能充分发挥粉末活性炭一活性污泥体系的协同作用,CODCr去除率较低;θc过大则有毒物质因不能及时排出系统而积累,抑制了微生物的活性,导致处理效果降低。同时运行中,附着在活性炭表面的微生物能分解活性炭微孔内的有机物,也能使活性炭得到了再生。此外,由于某些难降解物质与活性炭的活性中心发生了不可逆吸附,使得活性炭逐渐饱和,因此应对粉末活性炭进行适量补充。

2.1.4 污泥负荷对CODCr去除率的影响

试验表明,当污泥负荷从0.24 kgCODCr/(kgMLSS·d)增至0.65 kgCODCr/(kgMLSS·d)时COD去除率由86.7% 降至75.6% ,如要使CODCr去除率>86% ,则应保证污泥负荷< 0.3 kgCODCr/(kgMLSS·d)。

2.2混凝沉淀试验

为去除悬浮的粉末活性炭和部分胶体颗粒,用聚铝对SBR出水进行混凝沉淀,每次试验水样体积为200 mL。结果表明,聚铝去除CODCr、色度的效果较好,对CODCr的去除率为20.0% ,出水CODCr为289 mg·L-1,出水色度为40倍。其最佳工艺条件是 pH=8,聚铝投量为500 mg·L-1、PDMDAAC 投量为2.5 mg·L-1。

3组合工艺处理效果

各单元的除污效果如表2所示。

由表2可知:经SBR、混凝沉淀工艺处理后污水中CODcr、BOD5 、NH3-N的浓度分别为289 mg·L-1、19 mg·L-1和17 mg·L-1,出水水质达到了《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889-1997)的Ⅱ级标准。

4结论

(1)粉末活性炭浓度为1.2 g·L-1。混凝沉淀的最佳工艺参数:pH8,聚铝投量为500 mg·L-1、PDMDAAC 投量为2.5 mg·L-1。

(2)组合工艺对CODCr、BOD5、NH3-N的去除率分别为89.45% 、93.21% 、80.77% 。出水水质基本达到了《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB 16889—1997)的Ⅱ级标准。

参考文献

[1]杨军,黄涛.垃圾填埋场渗滤液处理方法及其分析.四川环境,2005;24(1):87—90

[2]国家环保局.水和废水监测分析方法(第4版).北京:中国环境科学出版社,2002

[3]王亚宜,李探微.序批式生物膜(SBBR)法和SBR法的对比研究.工业用水与废水,2002;33(6):4—6

SBR工艺小试研究 篇6

1 废水水质及排放标准

该医药厂废水主要由生产废水、设备清洗水、车间冲地水、实验室排水、锅炉污水和生活污水组成,总处理水量为45 m3/d。通过对县城内各污水排入点监测表明,该废水含有少量沉淀物,当车间进行设备清理或冲洗地面时,水质变化大。处理系统执行《化学合成类制药工业废水排放标准》(GB21904—2008)中表2要求标准,出水直接排入水体。具体废水水质和排放标准如表1所示。

2 工艺流程

针对废水水质特征,系统采用预处理+UASB+SBR联合工艺,工艺流程如图1所示。

2.1 前处理系统

前处理系统包括pH值调节池、竖流式沉淀池、三效蒸发结晶器。

(1)pH值调节池。各生产工艺废水虽然pH值不同,但混合后仍然呈现酸性,pH值在2~4之间。为了不对后续处理工艺中的铁质处理器产生伤害,影响其使用寿命,需要将调节池里废水的pH值调节至7.0~7.5之间。

(2)竖流式沉淀池。原生产废水中含有少量沉淀物,经过pH值调节之后,沉淀物增多。如果直接进入三效蒸发结晶器,不仅容易阻塞管道,增加其处理负荷,也降低了处理效率。经过沉淀之后,无沉淀物的废水直接进入三效蒸发结晶器,沉淀物进入危废储池。

(3)三效蒸发结晶器。由于废水中盐分和CODCr的浓度高,如果直接进入UASB处理系统进行生化处理,将会产生严重后果,甚至不能成功启动装置。在本阶段,大部分盐分被去除,COD、氨氮的质量浓度也得到了大幅度降低。出水温度在70度左右,经过收集、输送,温度在40~50度之间,满足了下一步厌氧处理的高温消化条件。

2.2 UASB厌氧反应器

UASB系统是整个处理系统的核心构筑物,其有结构紧凑、处理能力大、能耗低、投资小和处理效果良好等优点,在处理高浓度有机废水(如医药工业废水)和低浓度有机废水(如城市生活污水)等方面都得到了良好的实践。

2.3 SBR反应器

SBR反应器是一种好氧反应器,在有氧条件下利用好氧微生物包括兼性微生物的作用去除废水中的有机物。其具有工艺简单,节省费用、生化反应推力大、效率高、运行方式灵活、脱氮除磷效果好、耐冲击负荷、处理能力强等优点。由于UASB不能直接将高浓度废水直接处理至标准排放,故本设计中设立了SBR处理单元。在SBR池中,废水中溶解态的有机物透过细菌的细胞壁进入细菌体内为细菌所吸收,而固体和胶体形式的有机物先被吸附在细菌体外,由细菌分泌的胞外酶分解为溶解性物质,然后再渗入细胞体中。一部分被吸收的有机物被氧化成简单化合物同时释放出细菌生长、繁殖、活动所需要的能量,另一部分有机物合成为新的原生质,作为细菌自身生长、繁殖所必需的营养物质[1]。

3 UASB系统的启动及运行

3.1 UASB系统的启动

UASB的初次启动和颗粒化过程通常分为3个阶段,即启动与提高污泥活性阶段、稳步提升负荷期和厌氧稳定运行期。本次调试启动时间在7月初,气温有利于UASB系统的启动。

3.1.1 启动与提高污泥活性阶段

在启动初始阶段,采用间歇进水方式,进1 h停2 h,启动容积负荷为0.25 kg/(m3·d)。

厌氧启动首先是污泥的接种。接种最好选用相同性质污水处理站的厌氧泥。稠的消化污泥对于颗粒化污泥的形成有利,从而加快初次启动的速度。除了消化污泥之外,粪肥、下水道污泥、一些污水沟沉淀物和富含微生物的河泥也可以被用于接种,但其中含有的砂子等杂质会影响污泥的活性。本次调试接种采用的是脱水污泥,接种量(以VSS计)为11 g/L。由于接种污泥为脱水好氧剩余污泥,所以必须通过一个使好氧微生物死亡、兼氧微生物适应和污泥稳定化的过程。该过程耗时11 d。

在UASB启动初期,不能片面追求反应器的处理效率、产气率和出水水质等,此阶段的主要目标是使反应器逐渐进入工作状态。从微生物角度看,它实质上是使菌种由休眠状态恢复及活化的过程,在这一过程中,应当有一个停滞期存在。当菌种从休眠中恢复到营养细胞的状态后,还需经历一段对废水性质的适应过程。在整个污泥颗粒化过程中,选择、驯化、增殖同时进行,而原来污泥中产生甲烷菌的增长速度相对于产酸菌要慢的多,因此在这个阶段内,反应器应维持在一个较低的负荷状态,一般容积负荷不超过0.6 kg/(m3·d)。在污泥接种初期,由于进水上流速度和沼气的影响,会有非常细小分散的污泥及杂质跑出,出水较浑浊,一般4 d之后出水逐渐变清[2]。

3.1.2 稳步提升负荷期

这一阶段的主要目的是在稳定处理效果的基础上,逐步提高系统的负荷,在温度、pH值等条件不变的基础上,通过控制进水量使UASB反应器的容积负荷逐步提高到正常运行水平,逐渐实现连续进水[3]。

此阶段是整个厌氧调试的关键,由于产气量及上升流速的增加,污泥床产生膨胀,导致污泥的洗出量加大,且多为絮状污泥。大量絮状污泥的洗出使得剩余污泥开始形成颗粒污泥,整个处理系统中的污泥活性大大增加。在这个过程中,必须每天对CODCr、pH、VFA(挥发性脂肪酸)等指标进行试验分析,以掌控系统的调试运行状况。本阶段末期,由于颗粒污泥的形成,污泥洗出量将逐渐减少。从生物学角度看,这一过程实际上是反应器对颗粒状污泥与絮状污泥的筛选[4]。

3.1.3 厌氧稳定运行期

在加泥40~50 d后,反应器内颗粒污泥大量形成,絮状污泥减少,出水水质趋于稳定。在此之后还需让反应器继续稳定运行10 d左右,以确定其可靠性。

3.2 UASB系统处理效果分析

CODCr、VAF是体现UASB系统运行效果的最重要指标,在整个调试过程中,应每天对进水的CODCr、VAF进行监测,监测结果表明系统对CODCr、VAF具有稳定的去除效果,达到了预期的设计目的,为下一步SBR好氧处理奠定基础。调试过程中的进出水CODCr、VAF浓度变化及去除率如图2、图3所示。

4 SBR处理系统的启动

厌氧反应器的出水流至调节池中,与生活废水混合。与厌氧反应系统相比,好氧系统的启动相对简单。好氧系统的活性污泥繁殖较快,调试时间相对较短,但要保持好氧处理系统的各项出水指标尤其是CODCr和NH3-N都具有稳定的去除率,也必须根据实际水质情况,适当及时调整好氧池的反应条件,同时逐步提高污泥负荷达到设计值,此过程耗时20 d。当好氧反应器达到满负荷之后,同样需要稳定运行10 d左右,以确定其可靠性。

经过近2个月的调试,系统对CODCr、BOD、NH3-N的去除率高于90%,出水水质满足《化学合成类制药工业废水排放标准》(GB21904-2008)中表2要求,达到设计预期效果。

5 结论

(1)预处理-UASB-SBR联合工艺对高浓度医药工业废水具有良好的处理能力,出水水质可满足《化学合成类制药工业废水排放标准》(GB21904-2008)中的表2要求。

(2)三效蒸发结晶器的进水pH值应控制在7.0以上,否则会加剧反应器的腐蚀速度。

(3)在污泥接种阶段,选取较大的接种量,可以缩短系统的启动时间。选择种泥时,尽量选用与所处理水性质相近的废水污泥,相似度越高,所需驯化时间越短。

(4)反应器启动初始阶段,COD容积负荷不宜太高,一般选择0.3 kg/(m3·d)左右。当可降解COD去除率达到70%后,逐步增加负荷,增幅在20%~30%之间,可通过增加进水量来实现。

(5)系统的启动情况易受环境因素影响,尤其是温度的影响。夏季系统能快速完成启动。所有生物处理系统的进水pH值应保持在中性条件,这也有利于系统的启动。

(6)医药工业废水成分复杂,营养元素丰富,一般情况下不需要再额外投加营养元素。

参考文献

[1]袁媛.水解酸化+好氧生物接触氧化处理果汁生产废水[D].西安:西安建筑科技大学,2007.

[2]陈秀珍,解岳,曾磊,等.预处理-UASB-接触氧化工艺处理果汁生产废水的工程调试与研究[J].工业水处理,2010,30(9):76-78.

[3]马青兰.医药废水处理工程实例[J].中国给水排水,2003,19(10):94-95.

SBR工艺处理屠宰废水 篇7

1.1 废水来源与水质指标。

试验用水取自某屠宰厂, 该厂污水主要由屠宰生猪的生产污水和生活废水两部分组成。屠宰废水的水质见表1。

1.2 试验装置。

SBR反应器采用瞬间进水的方式, 人工方式用小水桶将废水从中间水箱快速加入到SBR反应器内, 废水加入完毕后立刻开动曝气装置向SBR反应器提供氧气, 曝气量的大小根据溶解氧浓度的高低来控制, 风量由空气流量计来调节, 通过时间控制装置设定的曝气时间, 风机自动停止工作。曝气停止后系统进入沉淀阶段, 沉淀反应后的废水由各个出水口排出。再经过一定的闲置时间SBR系统又进入下一个反应周期。

2 结果与讨论

2.1 曝气时间对出水COD浓度变化的影响。

进水COD浓度为458.72mg/L, 污泥浓度以MLSS计, 为4732mg/L, 曝气时间对出水COD浓度的影响如图1所示。

由图1可知, 随着曝气时间的延长, COD浓度的变化曲线会出现短暂的上升和下降点。曝气时间0.5h时, COD浓度由初始的458.72mg/L迅速下降到110.21mg/L, 曝气时间到3h时, COD浓度突然升高, 然后随着曝气时间的延长, COD浓度又逐渐降低, 曝气时间到6~7h时, COD浓度略有上升, 而后随着时间延长COD浓度又略有下降, 曝气时间到9~10h时, COD浓度降至最低。

在曝气时间0~0.5h时, 主要靠吸附作用降解COD;而在曝气时间0.5~10h时, 主要靠氧化作用降解COD。随着反应的进行, 被吸附的却没来得及氧化分解的COD又被释放出来, 就会出现COD浓度上升点, 接着通过微生物的氧化分解作用降解, COD浓度又逐渐下降, 氧化分解过程相对吸附过程较慢, 因此必须保证适当的曝气时间。

2.2 曝气时间对COD、NH4+-N去除率的影响。

曝气时间是影响处理效果最主要的因素。曝气时间的长短直接影响着COD和NH4+-N去除率。本试验中, 最佳曝气时间的确定是以COD、NH4+-N的出水指标达到排放标准为主要原则。

进水COD浓度为1023.9mg/L, NH4+-N浓度为68.33 mg/L, 污泥浓度为5903mg/L, 供气量为0.1m3/h。试验结果如图2和图3所示。

由图2可知, 随着曝气时间的延长, COD去除率逐渐增高, 但增幅明显减小, 最大降解速率发生在开始3h之内。当曝气3h时, COD去除率为93.4%, 出水COD浓度为67.61mg/L, 说明在SBR工艺中, COD能在较短的曝气时间内去除, 达到排放标准;但随着曝气时间的延长, COD去除率的增幅不大。曝气8h后, COD浓度仅剩25.01mg/L, 去除率为97.56%, 可以认为水中残留有机物质属难生物降解类物质。

由图3的可知, 随着曝气时间的延长, NH4+-N去除率也逐渐增高, 当曝气3h时, NH4+-N去除率并不高, 只有47.52%, 此时出水NH4+-N浓度为35.86mg/L, 表明曝气时间不足。当曝气时间6h时, NH4+-N去除率为80.91%, 出水NH4+-N浓度为13.04mg/L, 再延长曝气时间, NH4+-N的去除率达到90%以上, 为使硝化反应进行更为彻底, 最优的曝气时间为7~8h。综合COD和NH4+-N去除率, 在实际工程中, 屠宰废水曝气时间应控制在6~8h可以达到排放标准。

2.3 曝气时间对SV、SVI的影响。

进水污泥浓度为4820mg/L左右, COD浓度为872.5mg/L, 在不同的曝气时间对污泥沉降比 (SV) 和污泥容积指数 (SVI) 进行测定, 试验结果如图4所示。

一般来说, 污泥沉降比值能反映出污泥浓度、污泥凝聚和沉降性能, 可用于控制排泥量和及时发现初期的污泥膨胀。在一定的污泥量下, 污泥容积指数值能较好地反映活性污泥的松散程度和凝聚沉降性能。SVI值过高则污泥沉降比大, 说明污泥难于沉降分离, 污泥有膨胀的趋势或已处于膨胀状态;SVI值过低, 说明污泥颗粒细小紧密, 无机物多, 缺乏活性和吸附能力低。SVI与污泥沉淀性能的定性关系为:SVI<100沉淀性好;SVI=100~200沉淀性一般;SVI>200沉淀性差。

由图4可知, 随着曝气时间的延长, 污泥沉降比在26%~29%范围内变化, 反应开始阶段变化稍大, 后期变化很小。这可能因为在反应开始阶段, 活性污泥吸附较多有机物, 细菌处于对数增殖期, 而在反应后期, 有机物浓度减少, 微生物的活动也出现平稳状态。

同时, 污泥容积指数在52~58范围内上下波动, 虽然反应过程中, SV和MLSS发生同方向变化, 但是SV和MLSS增加和减少的程度不同, 因此导致SVI也出现一定程度的波动。因此在1~8h的曝气时间内SV和SVI值会发生变化, 但是变化幅度不大, 这在一定程度上反应了污泥的活性。SVI值在52~58之间, 说明活性污泥的沉降性和絮凝性较好, 能很好地将分散的微生物和细小有机物颗粒凝聚成较大颗粒, 因而能加快污泥沉降速度。在实际工程中增大SV必然降低运行效率, SV的值不宜过高, 而SVI值过高就有污泥膨胀的倾向。

2.4 污泥浓度对处理效果的影响。

泥浓度可以直接影响到COD的去除效果, 这与污泥的生物吸附与降解功能有关。污泥的浓度和活性是生物处理工艺中致关重要的因素。活性污泥主要来自进入生物处理系统的有机物总量, 悬浮固体总量等, 系统必需具备一定的活性污泥浓度, 这样才能确保降解有机物的效率。

进水COD浓度为700mg/L左右, NH4+-N浓度为60mg/L左右, 曝气量一定, 曝气时间为8h, 改变污泥浓度, 测定NH4-N和COD去除率的变化情况, 试验结果如图5所示。

由图5可知, 污泥浓度从1500mg/L升高到6259mg/L时, 随着污泥浓度的增加, COD去除率也在逐渐增加, 但NH4+-N去除率没有明显的升高或降低。这与两者分子结构和在屠宰废水中的形式有关, COD很多是大分子的易降解物质, 有些还是以胶体物质存在, 很容易被吸附降解, 而NH4+-N都是以溶解性小分子形式存在, 因此, 污泥浓度的增加对两者的影响不同。