A/O脱氮工艺

A/O脱氮工艺（通用9篇）

A/O脱氮工艺 篇1

我国人口数量庞大, 淡水资源虽然不少, 但是人均水资源却相对贫乏。伴随着我国经济技术的发展, 人口数量不断的增加, 城市化的进程也越来越快, 这就使得我国的水资源情况更加的糟糕, 所以, 对于我国的污水处理技术水平的提高是非常迫切的一项需求。

我国在城市污水的治理工作上, 也加大了资源和人力的投入, 提出了废水排出指标的新的要求, 当中有一个非常明确地规定那就是氮浓度必须要在水体当中的含量在15毫克每升之下, 所以废水的脱氮操作办法已经成为废水处理工作当中最主要的一个部分。

A/O脱氮工艺, 使用的范围是非常广泛的, 因为我们过去使用的传统活性污泥法等其他的脱氮工艺操作技术相对来说非常的复杂, 处理设备多, 成本也很高, 管理不够方便。现在如果还只是单单的利用过去那些去污脱氮的方式已经跟不上时代的发展步伐了。根据随着社会技术的不断发展, 特别是A/O脱氮工艺和自控技术的发展, 采用新型的脱氮工艺, 使用氨氮和硝酸氮等一些在线传感器的运行操作模式, 通过自动控制, 不但能够满足国家规定的污水排放标准, 还可以降低污水处理当中的运营成本, 获得更高的效益, 为污水厂的经营运作提供了良好的发展要素。

1 A/O脱氮法工艺法

1.1 A/O法脱氮工艺的特点

A/O工艺法其实就是厌氧-好氧活性污泥法脱氮工艺, 是目前应用比较广泛的一种脱氮工艺。A/O脱氮工艺的特点可以简单的概括成以下的几点:

(1) 整个操作的过程非常的简单, 不需要另外加入碳源或者是后曝气池, 可以把需要治理的原污水直接当成是碳源, 这样子的话, 污水处理的成本也就降低了很多; (2) 将反硝化操作放在前面, 硝化操作放在后面, 设置内循环的模式, 把需要治理的原污水当中的有机物质当成是碳源, 这样子处理的效果会更好, 反硝化的反应也会更加的明显; (3) 曝气池放在后面, 能够使反硝化的残留物去除的更加彻底, 从而也将处理过的水质质量提升了; (4) A段 (厌氧段) 进行搅拌, 起到的效果只是能够让污泥悬浮起来, 从而减少了DO的增加。O段 (好氧段) 的前段使用的是强曝气, 后段减少气量, 使得内循环液体当中的DO含量减少, 从而对于A段 (厌氧段) 的缺氧状态能够保持[1]。

1.2 A/O脱氮法当中存在的问题

任何的一种方法都不可能是完美无暇的, A/O脱氮法同样存在着一些问题。第一, 因为污泥回流系统不是独立建造的, 所以培养出来的污泥都不具有独特的功能, 难降解物质的降解率不太高;第二, 如果要想提高脱氮的使用效率, 内循环比需要进一步的加大, 这也就表示, 运行费用需要进一步的增加。另外, 内循环的液体都是来自曝气池, 当中有一定的DO产生, 这就会造成A段 (厌氧段) 缺氧的状态难以良好的保持, 会对反硝化的效果产生一定的影响, 脱氮率很难达到九成以上;第三, 影响的条件:水力停留时间 (硝化大于六个小时, 反硝化要小于两个小时) , 循环比MLSS (要大于3000毫克每升) , 污泥龄 (要大于30天的时间) N/MLSS负荷率 (要小于0.03) , 进水总氮的浓度 (要小于30毫克每升) 。

2 A/O脱氮工艺的影响因素和相关的操作标准

在A/O脱氮工艺当中, 一般会发生的反应就是有机物的降解、硝化和反硝化的情况, 影响它的因素有很多。甚至是一个小小的参数都可能造成脱氮的效果不好。举个例子, 硝化和反硝化能够被以下的任意一个因素干扰:溶解到水里面的氨元素和氮元素呈现出超高的浓度、水中有毒素的存在或者是进化到水里的压力太高、在曝气的控制力方面非常的弱、产生硝化的面积范围太小、好氧污泥龄太短等等。

影响硝化反应的各种因素当中, 污泥龄占据着最主要的位置, 为了能够和硝化菌生长的速度相适应, 大一些的污泥龄可以让硝化菌有更好的生存条件。除此之外, 硝化菌数量的多少也和污泥龄的大小呈现直接相关的关系。

3 A/O生物脱氮的操作办法和最基本的制作规则

用A/O法进行氮的分离工作, 是从上个世纪的八十年代就开始了的工作, 它有一个非常显著的特点, 那就是把反硝化的过程放在整个脱氮过程的最前端, 所以这个方法也被叫做前置反硝化生物脱氮操作办法, 这种方法是目前为止, 运用的最多的一种方式, 在城市污水和工业废水的净化工作当中。

A/O生物脱氮法是在微生物的反应操作之下, 把有机氮和铵态氮转化变成氮气和二氧化氮的操作过程。

在这当中, 主要就是包括了两个反应阶段, 一个是硝化, 另一个就是反硝化了。最开始进行废水的处理过程当中, 应该把废水方法缺氧池里面, 利用氨化菌把污水当中的有机氮变成废水处理过程当中的氨氮数量, 并且把这个同最开始的废水里面的废水氨氮数量合并, 一起放到好氧池当中去。在氧气充分的条件之下, 废水当中的氨氮被氧化成为硝态氮。氨氮氧变成硝态氮的硝化反应是通过两个自养型的好氧微生物透过两个不同的阶段实现的、第一个是先把亚硝酸菌变成亚硝酸盐。第二步就是再把硝酸菌变成亚硝酸盐氧化变成硝酸盐。

因此硝化-反硝化在生物脱氮的操作过程当中需要遵守的原则就是铵根转化成为二氧化氮, 然后在转化成为三氧化氮, 在转化成为二氧化氮, 然后变成氮气, 这一整个操作办法, 就是一个完整的硝化-反硝化流程。我们最常见到的, 也就是过去使用做多的A/O生物脱氮的操作应用体系拥有几个非常明显的特点, 一个是反硝化在整个操作过程的前面, 而硝化在整个操作过程的后面。硝化池当中包括了大量的硝酸盐的消化液会回流到反硝化池当中, 然后开始反硝化的脱氮工作。在反硝化的工作阶段, 会产生大量的碱物质, 这种物质可以补偿硝化反应当中一半左右的碱需求量。硝化池在整个操作过程的后面, 就可以让反硝化留下的有机污染物得到更加彻底的清除。这个操作办法一般是把参数保持在, 消化液的回流比例为200%到400%之间, 污泥的回流比例则是保持在50%到100%之间, 污泥的浓度就是需要保持在3000毫克每升到5000毫克每升之间, 硝化池-反硝化池当中的氧溶解含量在2毫克每升到4毫克每升之间, 厌氧池当中进入的水, 水温最好保持在15摄氏度到30摄氏度之间为最佳。

4 同化作用脱氮

一般的微生物在成长的过程当中, 会通过新陈代谢把氮以蛋白质的形式或者其他的形式固定在体内的细胞当中, 变成细胞的主要组成部分。在细胞当中, 氮占据了最主要的一个部分, 大约有12%--13%。所以我们可以利用污水生物的应用处理操作体系, 把污泥当中的微生物细胞当中固定的氮细胞排出体外, 从而实现降低污水当中氮含量的目的。这种方式是把微生物进行同化操作, 从而达到氮的清除效果。在我们平常见到的活性污泥法去除污水当中的氮, 这种方式比较的常见。

5 短程硝化-反硝化反应脱氮

在对污水进行脱氮的过程当中, 整个的操作过程都进行硝化是没有必要的, 把氨氧转化成硝酸盐, 同样能够得到这样的效果。以生物脱氮这个角度来说, 硝化过程当中的, 二氧化氮变成三氧化氮, 这个过程和反硝化过程当中的三氧化氮变成二氧化氮其实就是一段需要多进行的一段过程, 把这个从工艺里面减去还是可以同样实现污水脱氮的效果的。

短程硝化反硝化其实就是需要掌控氨氧化固定在亚硝化的反应时间段, 不经历硝化的过程, 直接进入到反硝化反应的过程当中, 可以将氮气的还原过程重现, 也就是从铵根过渡到二氧化氮再过渡到氮气的过程。从这个基本规范当中可以发现, 短程的生物脱氮操作工艺和传统的铵根必须要经历硝化和反硝化的过程才能够实现脱氮的效果不一样, 铵根能够只氧化成二氧化氮的过程就能够直接开始反硝化的反应了。因此段成分硝化其实只是把硝化的时间减少了一些, 同样的效果时间更短, 那表示实际的工作效率会更高, 而且优点非常的突出。这和传统的硝化-反硝化的工作方式相比较, 这个工作方式在进行硝化的时候, 大概减少了大约1/4的氧气需求;而在反硝化的过程当中, 大概减少了2/5的对有机碳源的需求, 反应器的容量大概减少了30%--40%的样子;而且还把碱的投入量降低了, 将反应的速度加快了。结合相关的专业性学术研究成果显示, 在处理氨氮浓度高和C/N浓度比较少的污水的时候, 短程硝化-反硝化反应的操作办法具有更高的接受能力。

短程硝化-反硝化最重要的一点就是在进行操作的过程当中, 不能够使用亚硝酸盐, 在使用亚硝酸细菌和硝酸细菌的时候, 基本的生理和生长的动力之间存在着明显的差异, 这样也就透过制造有利于亚硝酸盐的成长条件, 从而选择可以阻止硝酸菌的成长, 也就是透过有效的操作办法和具体的实施手段来达到短程硝化的需求, 从而实现短程硝化的脱氮工艺流程。

6 污水处理厂在进行污水处理工作上的工艺选择

在进行城市的污水处理工艺选择当中, 需要从整体出发, 全面性的对污水的浓度、流量、下水管网的完善程度、污水处理工厂的厂址和容纳受纳水体的状况、污水的利用率、剩余污泥处理办法、土地的价格和土地资源的紧缺程度等等各方面的条件进行综合性的分析和研究, 从技术性和经济性这样两个方面进行比较, 选择一个最佳的工艺流程模式。

7 结语

在污水的处理工作当中, 要选择最佳的污水物理操作工艺, 以达到成本支出最低, 获得效果最好的双重利益。A/O工艺在活性污泥处理方法当中算是非常经典的一种方式, 去除效果更好, 而且消耗的能源也相对更少。所以说, 在污水处理的工作当中, 对于A/O工艺应该要进行优先选择。A/O脱氮技术的操作过程是一项非常伟大的技术革新, 在我国的城市污水的脱氮技术实行全自动操作的智能化的模式当中, A/O脱氮技术起到了非常关键的优化性作用, 在科学研究和实际的操作应用领域当中具有里程碑式的意义。在本文当中还对比了短程硝化-反硝化和传统的硝化-反硝化之间的特长, 对短程硝化-反硝化的工作原理和产生的具体影响要素之间进行了讨论。以这种操作办法当成有高浓度的氨氮和低C/N的废水当中的效果比较突出, 可以进行短程硝化-反硝化的操作, 未来会有很好的发展情况, 能够一边降低能源的消耗, 一边降低使用过程当中的成本投入。

参考文献

[1]张小春.A2/O工艺的原理与特点[J].城市建设理论研究, 2011 (29)

[2]杨哲.A/O脱氮工艺的模拟系统研究[J].市政工程, 2008, 03 (01)

[3]贾小赛, 米守军, 王岩.关于AO脱氮工艺的模拟系统分析[J].城市建设理论研究, 2013 (02)

A/O脱氮工艺 篇2

A/O脱氮工艺实时控制对策的试验研究

以人工合成废水为研究对象,系统研究了提高A/O(anoxic/oxic)工艺氨氮和硝酸氮去除效率的实时控制对策.氨氮控制的`本质是通过控制DO设定值和好氧区体积大小使出水氨氮浓度达标排放.硝酸氮控制的本质在于高效利用缺氧区反硝化潜力,为此建立了以调节内循环回流量或(和)外碳源投加量维持缺氧区末端硝酸氮浓度处于设定值的实时控制对策.系统控制采用两级结构,高水平监控层用来选择低水平执行层的设定值,而低水平执行层对DO值、好氧区体积、内循环回流量和外碳源投加量进行直接控制,试验表明上述控制对策可以显著提高系统脱氮效率,降低出水氨氮和硝酸氮浓度,并最大程度节约运行费用.

作 者： 作者单位： 刊 名：环境科学  ISTIC PKU英文刊名：CHINESE JOURNAL OF ENVIRONMENTAL SCIENCE 年，卷(期)： 26(4) 分类号：X703.1 关键词：A/O脱氮工艺   实时控制对策   氨氮控制   硝酸氮控制  

A/O脱氮工艺 篇3

低浓度污水主要包括城市污水和生活污水。在我国,许多南方城市污水的BOD、COD浓度都比较低,属于低浓度甚至是超低浓度污水,COD一般为200 mg/L,有的甚至更低。应该说,对COD为200 mg/L左右时脱氮效果的研究很少[1](平均进水COD为234. 9 mg/L,因C/N值低,TN去除率只有35% ~40% ),对于低COD浓度下C / N值对脱氮效率的影响方面的研究也很少。

由于低浓度污水有机物含量偏低,使用常规脱氮工艺脱氮,污水本身所能提供的碳源不能满足反硝化的要求,因此总氮去除率不高,如实际工程A/O工艺脱氮率只有60% ~70%[2]。

这是采用传统生物脱氮工艺处理低浓度污水时遇到的最大困难。

2 A / O脱氮工艺实例中的脱氮控制

虽然现大多数污水处理厂已经使用更为先进的A/A/O工艺,但现阶段尚存不少早期建设的A/O工艺污水处理厂,且该工艺尤为适合总磷不高的进水水质,是目前生物脱氮中比较典型的工艺。该工艺有机物去除很容易实现,为了提高脱氮效果,需选择合适的工艺控制参数并建立对应的控制办法。典型的A/O工艺有6 个主要工艺控制参数: 水力停留时间、曝气量、内循环回流量、剩余污泥排放量、污泥回流量和原水碳氮比。

现阶段对污水处理工艺脱氮控制的研究多见于利用实验室模型试验,通过控制不同的运行变量,监测其运行效果来总结各控制参数对脱氮效果的作用,对实际污水处理系统的运行管理起到重要的指导意义。实验室模型试验为了项目的研究可便捷地控制各参数变化来达到测试分析的目的,但模型试验存在污水原水人工配置较为理想化、单一化,模型容积过小,总体生物量少,设备等原因导致生物环境与工业化厂区生物环境不符等情况,从而出现某些技术在实例控制中难以实现或难以体验其效果的情况。

而本文则利用珠三角某A/O工艺的H污水处理厂运行数据,分析A/O工艺中运行参数对脱氮效果的影响。虽然运行实例由于需要保证其出水稳定达标,并不能随意大幅度调整运行参数来研究其影响,但从长期的稳定运行数据中,仍能选取其最优运行参数进行分析,从而对一些实验模型实验结论的印证与补充。

2. 1 工艺流程及简介

H污水处理厂位于珠三角地区,处理规模为3 万吨/ 日,采用A/O工艺(工艺流程图见图1)。该城镇污水处理厂主要收集并处理周边镇区居民生活污水及附近工业园中工厂初处理后的废水,以食品为主,印染、洗水、洗涤为辅的复合型混合废水。

H污水处理厂运营至今已有8 年,2012 - 2014 年处理水量分别为1143 万吨、910 万吨、798 万吨,出水稳定达标,排放达标。

2. 2 参数控制分析

选取H污水处理厂二期项目A/O生化池作为数据分析对象,该生化池设计日处理量1 万吨。

2. 2. 1 水力停留时间

对A/O工艺而言,维持HRT为8 h比较合理。当HRT为4 h时,可以发现硝化效果很差,仅约为54% ,出水氨氮质量浓度很高,相应总氮去除率也很低。当HRT增至8 h时,氨氮去除率高达95% 以上,此时总氮去除率也达到约75% 。进一步降低进水量,增大HRT,虽然可以进一步提高硝化率和总氮去除率,降低出水氨氮的质量浓度,但增加有限[3]。

H污水处理厂二期项目日处理量1 万吨的A / O生化池,容积为3650 m3,其中厌氧区容积为900 m3,好氧区容积为2750 m3,容积比约1∶3。故按设计生化池HRT约为8. 5 h。而实际运行中,大部分时间均按照1 万吨/日的处理量进行运行,故实际水力停留时间为8. 5 h,其中反硝化反应和硝化反应的HRT分别为2. 1 h和6. 3 h。因为进水水量的季节性变化,会出现该生化池日均处理量0. 5 ~ 1. 2 万吨的极端情况,此时的HRT为7. 3 ~ 17. 5 h。

对于HRT,重点在于污水处理厂的设计建造,而不是后期运行调整。故H污水处理厂的水力停留时间是合理的,能有利于生物脱氮。

2. 2. 2 曝气量控制

H污水处理厂的运行控制中,采用恒定DO控制,即调节曝气量大小维持好氧区DO浓度处于事先设定值。长期以来,H污水处理厂控制生化池好氧反应区中段DO为1. 0 ~ 1. 5 mg / L,好氧区末端DO为2. 5 ~ 3. 0 m/L。这是对COD降解、脱氮效果以及节能减排的妥协。好氧池DO过低,不利于COD降解,也不利于氨氮的去除; 而DO过高,氨氮去除率增加不明显。而且内循环不可避免带入DO进入缺氧区,高DO会影响反硝化

由于该污水处理厂时常受到高浓度废水突然冲击,若为了节能而控制生化池末端DO小于2. 0 mg/L,固然能在一般情况下仅仅达到出水达标的目的,但达标预留区间过小,容易在受到高浓度废水冲击后出水超标。

2. 2. 3 内循环回流量控制

H污水处理厂设备选型的时候决定其内循环回流比最大为250% 。而实际控制中,通常回流比调整为100% 。

在实际控制中,曾出现因高浓度废水冲击,出水COD升高,从而控制回流比加至最大,使COD去除率升高,但却使得出水总氮、氨氮偏高的情况。究其原因,在于DO随回流液去到厌氧区,使得厌氧区DO升高,阻碍反硝化反应的进行。

因为硝化液中的DO对缺氧环境具有破坏作用,反硝化菌总是优先利用DO作为电子受体氧化有机物,反硝化过程因而被阻碍。所以内循环给系统带来一个控制上的矛盾问题,过低回流比会使影响COD的降解,过高回流比会降低脱氮效果。这使得必须取得控制上的平衡。

2. 2. 4 污泥泥龄SRT的控制

通常认为,较长的SRT有利于硝化菌的保存和增值。而当进水氨氮质量浓度高时,减少剩余污泥排放,可以增加硝化菌数量,提高硝化速率,降低出水氨氮质量浓度。

H污水处理厂对SRT的控制,主要是采用恒定MLSS控制,即通过排泥来间接实现SRT的控制。而MLSS控制主要视进水COD而定,最常采取的MLSS参数为雨季2500 ~ 3000 mg / L,旱季4000 ~ 6000 mg/L。

通过计算2012 - 2014 年的各季度SRT,得出H污水处理厂SRT为7 ~ 15 d,符合保持适量硝化菌的脱氮控制要求。

2. 2. 5 污泥回流比r的控制

A / O工艺的污泥回流比r取60% ~ 100% 为宜,最低也应在40% 以上。当污泥回流比< 0. 4 时,系统硝化效果很差,出水氨氮质量浓度很高。当污泥回流比达到0. 6 后,氨氮去除率达到94% 。总氮去除率达到75% ,随着r的增加,总氮去除率、氨氮和硝酸氮逐渐增加,但变化不明显[3]。

H污水处理厂的污泥回流泵设备选型时,因为有备用泵的关系,故远大于实际能用到的回流量功率。同时,该污水处理厂设有污泥回流池,污泥回流池中的回流污泥SV在95% 以上。而在实际控制中,污泥回流比r常控制为60% ~ 100% ,主要采取以恒定生化池MLSS为控制指标。故在实际中,污泥回流比r远大于脱氮的最低要求。

2. 2. 6 原水C / N分析

王翠[4]的研究表明: 对氨氮的去除而言,A/O工艺氨氮去除率随进水C/N比的增大而不断降低,出水氨氮浓度随进水C / N比的增大而增加。TN去除率都随着进水C / N比的增大而增加,进水C/N比达到7. 7 以后,TN去除率提高不大。

根据传统的生物脱氮机理进行分析,可能有两方面原因:一是由于O段好氧生化处理单元的生物硝化反应不充分; 二是由于A段反硝化过程效率较低。在低浓度污水生物脱氮过程中,若进水C/N比过高,反应器中的自养硝化菌在大量有机物存在的条件下,对氧气和营养物的竞争不如好氧异养菌,从而导致异养菌占优势,使得氨氮不能很好地转化为亚硝酸盐或硝酸盐,以致降低硝化反应速率。反之,进水C/N过低,硝化反应时间过长,反硝化过程缺乏足够的有机物作为电子供体,导致反硝化效率很低。

因此,进水C/N比成为影响生物脱氮效率的一个关键因素,进水C/N比过高或过低成为脱氮的难点,合适的进水C/N比成为高效脱氮的关键。

而在实际污水厂运行当中,各项控制参数均能在设计建造时设定或者在运行中调整,而唯独C/N是一个几乎不可控的参数,由该污水厂纳污范围的水源所决定。虽然可以通过投加碳源或尿素来改变C/N,从而实现良好的COD去除率和脱氮效果,但这都直接增加了药剂成本和电费成本,使运营成本增加,这是污水厂经营方所不希望的。

故从一定意义上来说,原水C/N成为了影响A/O工艺处理系统脱氮效果一个至关重要的因数。

H污水处理厂主要纳污范围中,以初处理后的食品废水为主,其中酱油等调味工业占很大的比重,故原水中的N以有机氮为主。表1 为近3 年H污水处理厂的C/N及脱氮效果简表。

从表1 可以看出,H污水处理厂长期C/N处于较为理想的6. 0 以上,故出水氨氮去除率达95% ,但TN去除率良好,为63% ~ 90% 。

但从表1 规律上看,C/N在6. 0 ~ 10. 2 时,氨氮去除率及TN去除率并无明显的线性规律,从一定程度上可以说,在A / O工艺中,当C/N到达一定数值(大于6. 0) 时,脱氮效果达到良好状态,C/N并不再成为制约脱氮效果的因素。

3 运行效果分析

H污水处理厂2012 - 2014 年季度进出水水质见表2。

H污水处理厂出水氨氮非常低,均低于0. 35 mg / L,去除率达96% 以上。TN去除率大于63% ,出水TN远低于国家一级A标准。

表2 表明,H污水处理厂在脱氮方面效果良好,达到了A / O工艺脱氮方面理想的氨氮和TN去除率,表明该污水处理厂在工艺参数控制方面做得比较到位。

4 结语

本文利用珠三角某A/O工艺的H污水处理厂运行数据,分析A/O工艺中运行参数对脱氮效果的影响。通过分析A/O工艺6 个工艺参数: HRT、DO、内循环回流比、泥龄、污泥回流比、原水C/N对脱氮效果的影响,利用该污水处理厂的运行数据印证在实例运行中的效果,从而证实:

(1) HRT大于8 h,DO大于2. 0 mg/L,内循环回流比100% ~ 200% ,泥龄7 ~ 15 d,污泥回流比60% ~ 100% ,原水C / N = 6 ~ 9,在此参数下,能取得比较好的脱氮效果;

(2) 在其他可控参数达到最优时,制约脱氮效果的是原水C / N;

(3) A/O污水处理工艺有其脱氮的实用性;

H污水处理厂的脱氮效果就目前情况而言是比较良好的,各项指标特别是氨氮出水远低于其排放标准。但由于其纳污水源以及工艺特性等,即使各个控制因素达到最优,TN的去除仍不能算十分优秀,这是由其工艺特点所制约的。若遇到排放提标或者原水恶化TN大幅度上升等情况,需考虑对原有工艺进行A2O或者A / O / N等工艺改造。

参考文献

[1]金春姬,佘宗莲,高京淑,等.间歇曝气周期对低C/N比污水生物脱氮的影响[J].环境污染与防治,2003,25(5):257-258.

[2]杜红,马勇,彭永臻,等.A/O脱氮工艺实时控制对策的试验研究[J].环境科学,2005,26(4):100-105.

[3]彭永臻,王晓莲,王淑莹.A/O脱氮工艺影响因素及其控制策略的研究[J].哈尔滨工业大学学报,2005,37(8):1053-1057.

[4]王翠.不同C/N比低浓度污水的A/O/N脱氮研究[D].武汉:华中科技大学,2006:12-46.

A/O工艺处理焦化废水简介 篇4

系统地介绍了A/O工艺处理焦化废水各处理构筑物的作用及功效,经山西天星焦化废水处理站运营证实,本处理工艺出水水质可以达到国家<污水综合排放标准>(GB 8978-)中规定的二级排放标准.

作 者：沈宏伟 郭亚兵 刘斌 SHEN Hong-wei GUO Ya-bing LIU Bin  作者单位：太原科技大学,山西太原,030024 刊 名：科技情报开发与经济 英文刊名：SCI-TECH INFORMATION DEVELOPMENT & ECONOMY 年，卷(期)： 18(35) 分类号：X703 关键词：焦化废水   A/O工艺   废水处理站  

多段A/O工艺系统设计 篇5

关键词：多段A/O工艺,分段数,流量分配,容积分配

随着污水厂出水执行一级A标准成为普遍现象, 采用传统脱氮工艺解决我国北方地区的高氮污水, 已很难保证出水达标。为了高效脱氮, 多段A/O工艺应运而生。

1 工艺流程

多点进水多段A/O工艺, 由数段包括1个缺氧区和1个好氧区的A/O工艺组合而成。污泥回流到系统首端, 有了实现同步生物除磷, 可在系统前端设置厌氧区, 组成具有生物除磷功能的多段A/O工艺。原污水进过合理的分配后, 多点进入各缺氧区, 从而实现有机污染物和氨氮的串联去除和硝态氮的并联去除。混合液回流的设置与否, 可以根据水质的实际情况自由选择。工艺流程如图1所示。

多段A/O工艺脱氮效率高的主要原因是该工艺引入了先进的后置反硝化 (O/A) 理论和多点进水手段, 在实现后置反硝化的同时不存在外碳源穿透的隐患。

在不设混合液回流情况下, 理论上出水总氮只与分配至第n段缺氧池的原污水中氨氮含量有关。因此, 系统脱氮保证率高、可控性强。系统脱氮效率可按下式计算:

式中:a———原污水氨氮含量;

b———原污水总氮含量;

c———原污水BOD5含量;

r———污泥回流比。

在不设混合液回流的情况下, Qn原污水碳源可以完全用于系统除磷, 可以有效提高系统的生物除磷效果。如果原污水中氮含量过高, 可以开启混合液回流, 进一步提高总氮的除去率, 有效利用原水碳源脱氮, 但除磷效果有所牺牲。有内回流时脱氮效率如下式:

式中:R———混合液回流比。

2 系统工艺设计

该工艺理论运算较复杂, 设计的主要内容有系统分段数、进水流量分配、池容分配以及混合液回流比等四个方面的内容。

2.1 分段数选择

理论上该工艺分段数越多脱氮效率越高。但是分段数过多会带来运营管理、曝气量控制、缺氧好氧界线越不明等一系列问题, 反而会影响硝化和反硝化效果, 得不偿失。

我国北方城市污水的含氮量较高, 但根据笔者的了解进水总氮含量一般不会超过100mg/L。在考虑不设置内回流、进水流量平均分配的最不利情况下, 选择4段即可保证水质达标, 因此工程多选择3~4段作为系统的分段数。

有时为了减小系统的分段数, 简化系统, 可以采用开启内回流的方式, 同样可以保证出水达标。

2.2 进水流量分配

2.2.1 在不设置内回流的情况下

对于Qn的流量分配主要目标为控制总氮, 其值可按下式计算:

式中:Y———出水控制总氮值。

对于Q1~Qn-1流量配主要目标为控制各段污水中的碳氮比, 合理利用系统碳源利, 保证外加碳源量最省。根据室外排水规范, 当c/b=4时, 可以认为碳源充足。则:

同时, 根据水量平衡有:

联合式 (3) 、 (4) 、 (5) 即可得出进入各缺氧池的流量分配。

2.2.2 在设置内回流的情况下

Qn的流量分配可按下式计算:

2.3 缺氧及好氧池容积分配

2.3.1 各段污泥浓度分布

各段污泥浓度计算如下:

式中:M0———回流污泥浓度;

Mi———第i段污泥浓度;

Mn———第n段污泥浓度。

2.3.2 好氧池容积设计

好氧池容积分配主要是为了保证硝化反应充分进行, 因此各好氧池容积应按照各段进水中氨氮负荷和污泥浓度, 按照《城市污水生物脱氮除磷处理设计规程》进行计算。

2.3.3 缺氧池容积设计

缺氧池容积分配主要是为了保证反硝化反应充分进行, 因此各缺氧池容积应按照各段硝态氮负荷和污泥浓度, 按照《城市污水生物脱氮除磷处理设计规程》进行计算。

2.4 内回流比

一般情况下, 混合液内回流比可控制100%以内, 节约能耗的同时可以有效保证脱氮效率。

3 结语

3.1 工艺优势

脱氮效率高, 就我国阶段的高氮生活污水实际情况和排放标准, 通过优化设计, 基该工艺本可以保证氮指标达标排放。

3.2 系统优化

可通过混合液内回流的开启与否, 实现系统强化脱氮和强化除磷的选择。可优化配置原污水中有限的碳源, 减少外碳源投加量。

3.3 系统配备

为了保证明确的缺氧和好氧环境, 该工艺一般需配套精确曝气控制系统;为了有效的调节进水流量、外加碳源、各段池容, 便于系统适应水质水量的变化, 保证各种情况下的水质达标, 系统应设置较完善的水质在线监测仪表。

参考文献

[1]王伟, 等.多段A/0工艺流量及体积分配方法与优化控制策略.北京工业大学学报, 2009.2.

A/O脱氮工艺 篇6

某污水处理厂原为HCR (高效生化) 二级处理工艺, 设计出水按照《污水综合排放标准》 (GB8978-1996) 定为CODcr≤85mg/L, BOD5≤20mg/L, SS≤20mg/L。但近年来, 随着经济的发展, 污水排放标准有了新的要求, 即该污水厂要求达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB18918-2002) 中一级B的要求。这样, 原有的处理工艺已经不能满足新的出水要求。因此, 需要对污水厂进行改造, 以使污水处理厂出水水质达到新排放标准的要求, 并降低运行能耗与管理难度, 节约运行费用。

1 改造前运行工况

1.1 HCR工艺流程

工艺流程见图1

该工艺的主要特点是:系统占地少, 基建费用低;足够的溶解氧保证了好氧生物处理系统的高负荷运行;HCR为完全混合型反应器, 加上高浓度污泥的共同作用, 进水流量和浓度的大幅度波动得以充分缓和, 毒害性物质同时也得到稀释, 从而有效提高了HCR系统的抗冲击负荷能力。工艺缺点是:能耗较高, 出水SS不能保证, 不能去除NH4+-N。

1.2 HCR工艺运行工况说明

1.2.1 进水影响

进厂水中以印染废水为主, 工业废水比重较大, 超过总量的50%, 工业废水中又以印染类废水为主, 生化性较差。且进水水质不稳定, CODcr常超过原水设计值。

1.2.2 HCR反应塔

HCR反应塔对NH4+-N的平均去除率较低, 出水NH4+-N达不到GB18918-2002一级B排放标准。没有生化去除TN的功能区, TN基本没有去除。基本没有去除TP的功能区, TP的去除主要通过投加聚合氯化铝固化, 经沉淀排泥带走;运行费用太高, 管理难度大。反应塔的能耗较高 (电耗约30360度/日) , 约占整个厂运行能耗的60%, 与CODcr的去除率不成比例, 效率低。为改善活性污泥的沉降性能, 保障出水水质, 在二沉池前投加聚合氯化铝。但出水COD仍在70-100mg/L波动, 且如果活性污泥中凝聚性良好的菌胶团被破坏或破碎, 其沉降性能变差, 致使泥水分离效果不好, 造成出水SS超标。

2 中试试验

2.1 研究内容及流程

研究内容为A/A/O工艺取代HCR工艺的可行性。流程见图2

2.2 研究方法

摸拟装置以10m3/d的规模进行试验, 在确定较优工况 (泥龄20-25天, 污泥回流比控制在40%-50%) 阶段主要分三个不同工况试验, 其中, 较优工况测试结果见表1。

从上表可以看出:在较优工况条件下, CODcr、BOD5、SS、NH4+-N、TN、TP达标排放率达到100%, 出水较好。

按表1中较优工况试验条件下, 对改造后剩余污泥量的预测见表2。

从上表可知:在较优工况和处理量为10m3/d的条件下, 排泥量最大为591.3g/d, 平均排泥量为494.1 g/d, 依此推算, 改造后10万m3/d的处理量下, 排泥量最大为5.0吨/日。

如果泥龄按20d进行计算改造后的剩余污泥量, 则改造后10万m3/d的处理量下, 排泥量最大为9.0吨/日。考虑到进水中SS含量较高, 剩余污泥量还会有所增加。

综上可知, 排泥量 (干泥) 按10吨/日计算, 则脱水机房要求的处理能力为60吨/日 (含水率为80%) , 而现状处理量为125吨/日 (含水率为80%) , 脱水机2台, 因此, 改造后脱水机仍能满足剩余污泥的脱水要求。

2.3 试验结论

通过中试实验, 对所获得的实验数据等进行归纳统计和分析处理, 得到以下结论:

2.3.1 模型的设计、制作和运行基本正常, 达到预期的目的。

2.3.2实验采用的工艺方案, 在目前的进水水质条件下, COD、BOD、NH4+-N、TN、TP等几项关键指标达到GB18918-2002一级B标准的达标率达100%。

2.3.3在中试实验装置的沉淀条件下, 不投加聚合氯化铝, 出水的SS达到了GB18918-2002的一级B标准的要求。

2.3.4 HCR反应塔8台循环泵的射流曝气量不足。HCR反应塔对COD、NH4+-N的去除率较低。HCR反应塔对污泥沉降性能造成了不利的影响。

3 改造方案

针对污水厂的现有实际情况, 并考虑改造工程的投资以及改造完成后的运行费用, 改造方案选择了取消初沉池的沉淀功能, 在现有基础上改造为A/A/O工艺流程的方案。

3.1 改造后处理工艺流程

工艺流程示意图见图3

3.2 主要构筑物的改造

3.2.1 初沉池改造

初沉池改造示意图见图4

改造方案为去掉原初沉池内刮吸泥设备等, 增设潜水搅拌器, 增加导流墙, 保障池内的混合反应状态。在初沉池取消后, 在初沉池前新建一座预处理措施, 包括细格栅一组和曝气沉砂池一座。取消初沉池沉淀功能可增强生化处理效果, 避免污水二次提升, 并利用现有设施节约了用地。

3.2.2 原HCR反应塔及脱气池改造

原HCR反应塔及脱气池改造示意图见图5

将原HCR反应塔及脱气池改造为缺氧池方案为去掉HCR反应塔内射流曝气管、曝气设备等, 增设潜水搅拌器, 并连通内、外环区域, 保障池内的混合反应状态。该方案可降低电耗和聚合氯化铝的投加量;降低土建成本;提高SS处理质量和提高现有设施的利用率。

4 能耗对比

改造前后节能效果对比表 (进口风机) (见表3)

改造前后投加的聚合氯化铝药剂量对比表 (见表4)

5 结论

通过本项目改造, 节约了运行成本, 有效解决由于污染负荷的增加而导致处理设施不能稳定达标运行的矛盾。采用HCR (高效生化反应塔) 技术完善了污水处理工艺, 提高了充氧能力和氧的利用率, 同时由于该技术结构简单, 设计灵活, 可适用于多种池型的设计与改进, 该技术同样适用于因产品结构调整, 污染负荷增高, 处理设施不稳定达标情况下好氧工艺的强化。若将该技术与厌氧水解结合在一起处理印染废水, 不仅能进一步提高COD的总去除率, 对色度的去除也十分有效。HCR技术凭借其结构简单, 安装灵活, 氧的利用率高, 操作管理方便等优点, 必将在废水治理和改造中得到推广和应用。

参考文献

[1]侯红娟;董晓丹;李恩超;邵立宪.A/A/O工艺与A/O工艺处理焦化废水的对比研究[J].全国冶金节水与废水利用技术研讨会文集, 2009-09-08.

[2]温勇, 张永丽, 何俊, 周克钊, 谢丽华, 杜鹏亮.A/A/O工艺强化处理城市污水中试研究[J].人民黄河, 2010-03-20.

A/O脱氮工艺 篇7

目前,制革废水主要采用氧化沟[1]、SBR[2]、生物膜[3]等生化法进行处理,有机物处理效果均比较理想。但是,由于种种原因[4],有的制革废水处理设施氨氮不能达标[5,6]。随着环保要求日趋严格,制革企业氨氮达标问题越来越显现。

A/O (缺氧—好氧,Anaerobic/oxic)工艺可以适用制药、化工、焦化等多种废水处理[7,8,9]。由于其具有明显的脱氮功能,为确保本工程氨氮达标排放,综合废水处理系统选择以A/O为主的处理工艺,设计处理规模为一期2000m3/d,处理出水要求达到《污水综合排放标准》(GB8978-1996)一级标准。

1工艺流程

废水处理工艺流程见图1。

2主要构筑物

2.1预沉池

由于废水中悬浮物含量较高,并含有碎皮屑、油脂等大颗粒物体,设预沉池。有效尺寸L×B×H=24m×8m×2.7m,为便于施工,该池与调节池同深。

2.2调节池

由于制革废水间歇排放、水质变化较大,调节池取水力停留时间(HRT)=14h,则池容为1 200m3,有效尺寸L×B×H=24m×18m×2.7m。内设穿孔管预曝气。

2.3混凝沉淀池

有效尺寸L×B×H=24m×6m×2.7m。

2.4水解酸化池

水力停留时间(HRT)=12h,2座,每座有效尺寸L×B×H=10m×9m×6m,总有效容积1 080m3。

2.5 A/O反应池

①缺氧池(A池):有效容积800m3,有效尺寸L×B×H=18m×15m×4.5m。

②好氧池(O池):污泥负荷0.08kgBOD/kgMLSS,污泥浓度3 000mgMLSS/L,有效容积4 000m3,有效尺寸L×B×H=50m×18m×4.5m。

2.6二沉池

有效尺寸L×B×H=24m×6m×2.7m。

2.7氧化池

有效尺寸L×B×H=24m×4m×2.7m。配套Feton试剂添加系统1套。

3工程运行效果

该工程于2006年12月开工建设,2007年11月建成,2008年5月投入试运行。当地环境监测站于2008年8月22日-24日,对该工程进行了连续3d、每天4次的取样监测,监测结果见表1。3d的生产负荷分别为90.0%、85.5%、87.0%;进水量分别为1 909、1 531、1 626 m3/d。

4结果与分析

①当进水CODcr、BOD5、SS、氨氮平均浓度分别为3 010、1 050、2 335、229mg/L时,出水平均浓度分别为70.1、23.3、38、1.88mg/L,总的去除率分别为97.7%、97.8%、98.4%和99.2%,均符合《污水综合排放标准》皮革行业一级标准,去除率达到了设计要求。特别是对氨氮的处理效果极为明显,A/O单元去除率达到99%,出水氨氮浓度只占一级排放标准的12.5%。

②废水采用“三水分离、分隔处理”。脱毛废水采用絮凝沉淀法进行预处理:调节废水pH值至9.5,加入复合絮凝剂(硫酸铝钾+PAM)[10]去除硫化物(验收时未监测),降低硫化物在水解酸化单元的影响,处理后的上清液排至综合废水处理系统。

含铬鞣制废水采用加碱沉淀回收铬泥:调节鞣制废水pH值至8.5,加入复合絮凝剂(PAC+CPAM)[11],经监测,总铬由处理前的1 353mg/L降为处理后的1.138mg/L,低于排放标准(总铬1.5mg/L),达标后的压滤液排至综合废水处理系统。

③水解酸化可以将水中难降解的大分子有机物,转化为易被微生物降解的溶解性低分子。废水经水解酸化处理后B/C值增大,由水解酸化前的0.40增加到0.47,提高了废水的可生化性,为后续好氧处理创造有利条件。同时,有机物也具有较高的去除率,CODcr、BOD5的去除率分别为41.5%和31.9%。

④A/O工艺特点为:一是流程简单,勿需外加碳源与后曝气池,以原污水为碳源,建设和运行费用较低;二是反硝化在前,硝化在后,设内循环,以原污水中的有机底物作为碳源,效果好,反硝化反应充分,脱氮效果明显;三是曝气池在后,使反硝化残留物得以进一步去除,提高了处理水水质;四是A段搅拌,只起使污泥悬浮,而避免DO的增加,O段的前段采用强曝气,后段减少气量,使内循环液的DO含量降低,以保证A段的缺氧状态。实际运行效果看,A/O单元具有极高的氨氮去除率。氨氮浓度由处理前的199mg/L降为1.91mg/L,去除率达到99%。

⑤生化处理出水仍有一定难降解的有机物,采用Fenton法化学氧化进行深度处理。Fenton法具有操作简便,反应迅速,无需复杂设备,正在被逐步采用[12]。由于本工程生化系统出水有机物已接近达标,对处理效果要求不高,生化出水不再调整pH,采用直接加入法,出水能够满足一级排放标准的要求。

摘要：采用“三水分离、分隔处理”对制革废水进行处理,综合废水采用水解酸化-A/O为主的处理工艺,当进水CODcr、BOD5、SS、氨氮浓度分别为3010L、1050L、2335、229 mg/L时,出水水质能够稳定达到一级排放标准。特别是对氨氮的处理效果极为明显,A/O单元去除率达到99%,适合氨氮排放要求高的制革企业。

关键词：制革废水,水解酸化,A/O,脱氮

参考文献

[1]吴浩汀,王大长.氧化沟工艺处理制革废水实例.中国皮革,2001,30(7):20 -22

[2]张杰,刘素英,郑德明.SBR工艺在制革废水处理中的应用.陕西科技大学学报,2006,24(3):143-145

[3]牛涛涛,汪建根,闫晓.气浮-接触氧化-混凝沉淀处理制革废水.皮革科学与工程,2008,18(4):71-73

[4]陈学群,姚丹,孔了一.制革废水氨氮达标和脱氮处理技术分析.西部皮革, 2008,30(4):27-32

[5]宋庆祥,吴浩汀,张鹏.去除制革废水氨氮的工艺改造.工业用水与废水, 2008,39(1):91-93

[6]陈永存,傅向晖,潘谢谢.预处理-混凝-水解酸化-循环式活性污泥法处理制革废水.环境工程,2007,25(1): 33-35

[7]钱卫萍,刘大义,许和贵.A/O工艺处理制药生产废水.工业水处理,2006,26 (1):81-82

[8]李彤,殷爱玲,王永庆.应用水解+A/O工艺治理化工废水的工程实践.环境工程,2006,24(4):10-11

[9]王健.A-O生物脱氮工艺在焦化废水治理中的应用.能源环境保护,2006,20 (1):48-49

[10]刘存海,王延平.制革含硫废水处理技术的研究.中国皮革,2006,35(15):48 -50

[11]刘存海,王延平.从铬鞣废水中回收硫酸铬技术的研究.中国皮革,2007,36 (1):57-59

A/O脱氮工艺 篇8

关键词：污水处理厂,改良A/A/O工艺,运行管理

1 污水处理厂概况

污水处理厂处理规模为2×104m3/d, 采用改良型A/A/O工艺。该厂工艺流程见图1。

改良型A/A/O工艺有机地利用于厌氧/缺氧/好氧的工艺流程, 将最初单独的脱氮和除磷工艺结合在一起, 取得了较好的同步去除有机物、脱氮、除磷功能。该工艺设计具有两套回流系统:混合液回流和污泥回流。混合液的回流至缺氧池, 污泥回流到预厌氧区。为削弱传统的A/A/O回流污泥中的硝酸盐影响能力, 通过调整池型, 改变进水点和回流点的位置 (即改良的A/A/O工艺) , 使来自二沉池的回流污泥和10%的进水 (另外90%进水直接进入厌氧池) 进入予厌氧区停留时间为0.581h, 微生物利用10%左右的原污水作为补充碳源, 使回流污泥携带的硝态氮进行反硝化, 满足聚磷菌释磷的环境要求, 消除硝态氮对厌氧池的不利影响, 从而保证厌氧池的稳定性, 使聚磷菌在竞争溶解性快速生物降解有机物方面占据优势。

2 进水水质特点

该厂由于所处位置比较特殊 (在污水处理厂的上游有几个大型的水库, 雨季时水库较易放水) , 使进水水质不稳定, 受天气影响较大。尤其在雨季 (7~9月) 时, 泥沙含量很高, 有机物含量较低, NH3-N含量也相对较低, 总磷仍然很高;由于河道进水, 导致DO含量也偏高, 这样就大大影响了生化池予厌氧段及厌氧段的生物处理效果。

3 工艺运行控制措施

进水中高浓度的泥沙加大后续机械设备的磨损, 影响其正常运转;进水DO的偏高及有机物浓度的偏低, 若按工艺设计的方式运行, 远不能满足工艺要求, 影响除磷效果, 在此基础上我们采取了以下措施。

3.1 控制进水泥沙含量

(1) 当河道水流较大时河水较混浊时, 将河道截污用的闸门打开放开, 防止过多的泥沙进入取水口。

(2) 加大粗细格栅系统的手动开启频率, 并派专人打滞浮渣, 确保浮渣不会在格栅前淤积, 导致水流不畅。

(3) 在粗格栅井中配备两台吸砂泵, 当雨季及水库放水时, 抽吸泥沙, 这样可以减少粗细格栅栅条的磨损及后续工段的正常运行。

(4) 当雨季及水库放水时, 进水中的有机物浓度偏低时, 可采取降低脱水机的滤速, 既能满足工艺要求又能减少污泥中无机颗粒对脱水机及附属设施的磨损程度。

3.2 硝酸盐及DO控制措施

在生物除磷工程系统中, 聚磷菌的吸磷、放磷主要是由水中溶解氧浓度决定的。溶解氧是影响除磷效果最重要的因子, 在改良型A/A/O工艺中首先必须在厌氧区控制严格的厌氧环境, 这直接关系到聚磷菌的生长状况, 吸磷能力及利用有机基质合成聚β羟基丁酸盐 (PHB) 能力;其次, 是必须在好氧区供给足够的溶解氧, 以满足聚磷菌对储存的PHB进行降解, 释放足够的能量供其过量摄磷之用, 以便有效地吸收废水中的磷, 但在实际运行中因污泥回流以及厌氧段未在封闭条件下运行而常会将氧带入厌氧段。本污水处理厂由于进水有机物浓度低, 相对的DO含量高。改良的A/A/O和回流污泥全部进入予厌氧段。为了维持较低的污泥负荷, 要求有较大的回流比才能获得较好的硝化效果, 但回流污泥也会将大量的硝酸盐带入厌氧段。当厌氧段存在大量硝酸盐时, 硝化菌会以有机物为碳源进行了反硝化, 等脱氮完成后才能开始磷的厌氧释放, 进而使得厌氧段进行磷释放有效容积大大减少, 从而使在脱氮效果较好时, 除磷效率较差。反之, 如果好氧段的厌氧环境, 使磷能充分进行厌氧释放, 所以除磷的效果较好, 但由于硝化不完全, 故脱氮效果不佳, 针对该工艺高的进水溶解氧, 低的有机物及总氮含量, 高磷现象及时调整运行工艺如下:

(1) 将从沉淀池回流到予厌氧池的污泥回流由设计100%降至50%, 这样既能满足生化池内菌种浓度的要求, 又能减少硝酸盐量, 这样可以保证聚磷菌在厌氧段充分吸磷。

(2) 根据进水的具体情况开闭内回流泵, 当雨水较多时进水的总氮浓度相对较低时, 关闭内回流泵, 严格控制缺氧段的溶解氧, 这种改变将A/A/O脱氮除磷工艺改变为侧重于除磷地A/O工艺, 使生化池内的缺氧段由于没有内回流而变为厌氧段。相当于增加了污水在厌氧段的停留时间, 给聚磷菌的充分释磷创造了条件, 若进水的总氮相对较高时, 可以采用适当降低混合液的回流比, 设计回流比为300%, 经过一段时间的运行观察, 将回流比减少为100%, 可取得满意的效果。

(3) 降低鼓风机的风量, 使风量能维持将生化池的活性污泥混合均匀即可, 将保证生化池好氧段DO在3mg/l左右。这样可以降解耗氧段的硝化水平, 减少回流污泥到予厌氧段硝酸盐含量, 使聚磷菌在厌氧段的释磷效果不会受到过高硝酸盐氮浓度的影响。另外, 由于低的有机物含量, 若过高的DO易使污泥低负荷运行, 造成污泥解絮。

3.3 辅助除磷效果

除磷系统首先要求提供给厌氧段足够的可降解BOD, 其越充足则合成的PHB越好, 按照理想的除磷理论, 碳源 (电子供体) 和氧化剂 (电子受体) 不能同时出现, 否则脱氮和除磷的效果都会受到影响, 但在实际运行中不可能达到理想条件, 在A/A/O运行情况来看, 废水中的BOD5/TP值是影响生物除磷系统流出磷效果的重要因素之一。去除1gBOD5约可去除磷40mg~80mg, 为使出水总磷小于1mg/l应满足废水中的BOD5/TP值大于20。该污水处理厂在旱季时, 进水有机物含量充足, BOD5/TP可达到25, 因此不需要投加除磷剂也可以达到除磷的效果, 而在雨季时BOD5/TP的平均值仅为15, 远远不能满足除磷对碳源的要求, 再加之雨季进水DO高等特点, 使生化池除磷效率降低。为满足工艺要求, 除采取以上措施外, 还要投加化学药剂辅助除磷, 该厂以投加聚合AlCl3为除磷辅助药剂。运行实践表明, 在最不利的情况下投加量为9mg/l就能满足除磷的要求。

4 结束语

通过采取以上几个方面的调整措施, 使该污水处理厂在雨季运行期间, 降低了低指标进水对处理设备带来的冲击和对处理效果的影响, 使出水趋于稳定, 达标排放。其处理效果见表1。

表1工艺调整后进、出水指标与设计值

比较

由表1可以看出, 调整后的出水水质优于设计标准, 在碳源不足的情况下, 对TP的去除仍可达到80%以上。因此小城镇污水处理厂运行初期, 由于管网滞后, 河道进水等特殊原因造成出水水质不稳定, 要根据具体情况平衡除磷脱氮对碳源的争夺, 及时调整运行工艺, 以确保出水达标排放。

参考文献

[1]王洪臣.城市污水处理厂运行控制与维护管理[M].北京:科学出版社.2005

A/O脱氮工艺 篇9

1 污水水质与水量

废水水质情况见表1。经处理后出水达到GB18919-2002一级B标准,处理水量为:3万t/d。

mg/L

2 污水处理工艺流程

工业园区污水处理工艺流程如图1所示。

3 主要构筑物及其设计参数

3.1 粗格栅和集水井

在进水渠上设有移动格栅除污机,格栅前后设有闸板手动、电动起闭机,方便格栅的检修。粗格栅出渣采用活动运渣小车外运,污水经粗格栅进入污水提升泵房,提升泵房集水池有效水深为2.5 m。选用潜污泵4台(3用1备),流量Q=600 m3/h,扬程H=14 m,电机功率N=45 kW,潜污泵采用湿式安装;格栅前后安装压差液位计,泵房集水池内安装液位计,分别指示格栅前后水位置、集水池高位水位、开泵水位和停泵水位,以上仪表通过PLC按预定程序自控运行,并将有关运行数据传送到中控室;尺寸:23 m×8 m×9 m;粗格栅水渠宽1.2 m,长5.5 m,共3条,栅前水深1.0 m,过栅流速0.76 m/s;移动格栅除污机,栅宽B=1 000 mm,栅隙e=20 mm,安装角度75°。

3.2 细格栅和旋流沉砂池

细格栅及漩流式沉砂池的设计规模为3万t/d,设计采用旋转式格栅除污机,格栅前后设有闸板机手动、电动两用起闭机。出渣采用螺旋输送器输送到运泥车外运;细格栅安装水渠宽1.0 m,共3条。栅渣由螺旋压榨机压干后外运。格栅前后设手动渠道闸门以便于格栅检修,沉砂池尺寸为Φφ准2 430m×3 500 m;共有3座,直径为3 m。采用气提装置除砂,依靠位于砂水分离间内的鼓风机压力气提来工作,沉砂池内的沉砂吸出后,进入砂水分离器进行砂水分离,经分离后的沉砂外运。格栅前后安装压差液位计,通过PLC按预定程序自控运行,并将有关运行数据传送到中控室。细格栅和沉砂池尺寸27.5 m×10.0 m×5.8 m;回转格栅除污机:栅宽B=800 mm,栅隙e=5 mm,安装角度75°。

3.3 调节池

该项目主要接受的为工业污水,进水的水质水量变化比较大,必须设置调节池进行水量调节及其水质均和。调节池土建按照3万t/d设计。池体尺寸54 m×34.5 m×5.8 m,有效水深5.5 m,数量1座;有效停留时间8 h;泵:流量Q=417 m3/h,扬程H=12m,电机功率N=30 kW,数量2台(1用1备);穿孔管空气搅拌:鼓风机2台,Q=49.81 m3/min,P=58.8kpa,N=75 kW。

工业园区的排水比较复杂,变化大,调节池的设置可以调节进水的水质水量,经过调节后污水进入生化处理段,水质达到一种相对稳定状态,可以减少后续处理对生化系统的冲击。

3.4 水解酸化池

水解酸化池的设计规模为1万t/d,厌氧水解酸化池内设置新型弹性填料。充填率按照75%计算,负荷为1 kg COD/(m3.d);池体尺寸30 m×28 m×6.5 m,有效水深6 m,数量3座,有效停留时间12 h。主要设备参数:液下搅拌机,电机功率15 kW,数量24套;弹性填料,材质PVC,数量11 340 m3。

该工业园区污水厂接收的废水均为工厂经过处理后的接管标准的废水,可生化性很差,经过水解酸化处理后再去除部分COD同时可以提高其污水的可生化性。水解酸化池采用新型填料,大大地提高了水解酸化的效果。

3.5 A/O生化池

经水解酸化处理后的污水进入A/O生化池,生化反应为污水处理的核心构筑物,生化反应池的设计规模为3万t/d,污泥负荷为0.5 kg COD/(kg MLSS.d),好氧段设置回流泵,回流量为200%。

池体尺寸34 m×28 m×4.5 m,有效水深4.0 m,数量3座(每座2格),有效停留时间9 h;主要设备参数:曝气器,服务面积0.36 m3/套,数量21 000套;弹性填料,材质PVC数量25 500 m3;回流泵,流量Q=800 m3/h,扬程H=7 m,电机功率N=30 kW,数量6台;鼓风机,风量Q=87.6 m3/min,压力P=49 kpa,功率N=90 kW,数量5台(3用2备)。

经过水解酸化处理后的污水可生化性已经大大提高,A/O工艺不仅仅有效地去除了污水中的COD,同时增强了其脱氮除磷的效果。A/O池采用的新型填料,大大地提高了污水和微生物的接触面积。污水处理采用内循环,省去了污泥回流工艺。二沉池可以直接作为混凝沉淀池,因此省去了混凝沉淀池部分。这样的设计既减少了投资,又减少了占地面积。

3.6 絮凝池、沉淀池

絮凝池的设计规模为3万t/d,设计添加药剂为PAC与PAM,池体尺寸4.5 m×4.5 m×4.0 m,有效水深7 m,数量6座,有效停留时间20 min。搅拌机:电机功率N=1.1 kW,数量6台。

沉淀池设计规模为3万t/d,负荷为0.68 m3/(m2.h),池体尺寸Φ28 m×4.0 m,直池壁高4.0 m,数量3座。全桥刮泥机:电机功率N=1.1 kW。

3.7 接触氧化池

接触池设计规模为3万t/d,有效停留时间为30 min。池体尺寸:18 m×12 m×4.2 m,数量1座。

3.8 污泥脱水系统

设计规模为3万t/d,污泥池12 m×10 m×4.2 m。带式浓缩压滤机:有效带宽2 000 mm,处理能力为300~450 kg/h,功率4.4 kW,数量3套(2用1备)。

3.9 加药间及药剂贮槽

设计规模为3万t/d,建筑面积L×B=12×30 m2,加药泵1流量Q=33 L/min,扬程P=0.5 Mpa,电机功率N=1.5 kW,数量4台(3用1备);加药泵2流量Q=45 L/min,扬程P=0.3 Mpa,电机功率N=1.5 kW,数量8台(6用2备);二氧化氯发生器有效氯总量10 000 g/h,功率N=5.0 kW,数量4套(3用1备)。

4 建设投资和运行费用

该项目的规模为3万t/d,总投资3 500万元,单位运行成本为1.04元。

5 结论

(1)调节池的设计特点。该工程为工业废水,水质水量变化很大,设置调节池可以调节进水的水质水量,经过调节后污水进入生化处理段,水质达到一种相对稳定状态,可以减少后续处理对生化系统的冲击。

(2)水解酸化池的设计。该废水的可生化性很差,水解酸化池采用新型填料,加大了污水和污泥的接触面积。经过水解酸化处理后大大地提高了污水的可生化性。

(3)A/O生化反应池的设计。本设计采用池内设置新型填料,内回流的污水处理工艺,减少了污泥回流环节,生化出水后,二沉池直接作为了混凝沉淀池。这样的处理工艺既能保证污水的生化处理回流污泥,同时省掉了化学沉淀池部分,该设计大规模地降低了工程造价,同时也节省了占地面积。

(4)自动化控制设计。通过对处理设备及其现场控制仪表的优化组合,提高了设备的控制性能,大大地降低了运行成本。

参考文献

[1]周锦良.扬州第二水厂二期工程设计[J].中国给水排水,2003(10):68-70.

[2]唐受印,戴友芝.水处理工程师手册[M].北京:化学工业出版社,2001,236-262.