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BAF硝化滤池中试研究工程案例

来源:未知 发布日期:2018-09-30 09:23 浏览:
 目前国内城市污水厂通过提标改造,出水水质已经达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)中的一级A标准,其出水总氮已经小于15mg/L,要想在此基础上继续削减总氮排放,只能从两方面着手:一是提高现有污水处理系统的碳源利用效率,继续削减总氮;二是在污水厂尾水中外加碳源,通过反硝化实现脱氮。由于城市污水中可作为反硝化的碳源总量一定,决定了第一种方式对总氮削减的提升空间也有限,且由于各污水厂具体处理工艺不同,很难实现标准化改造措施。通过投加外碳源后进行反硝化过滤脱氮的方式,是目前污水厂尾水脱氮最有效的手段。
 
  由于反硝化滤池一般采用石英砂滤料,通过滤料上的生物膜来实现反硝化,微生物太少则效率不高,过多则滤料容易板结和堵塞。另外反硝化滤池水头损失较大,运行过程中的氮气释放也会影响过滤。为了解决上述问题,设计开发了反硝化滤布滤池,并进行中试研究。
 
BAF硝化滤池
 
  1 中试装置介绍
 
  市政污水厂二沉池出水接引水罐,经进水泵提升至反硝化滤布滤池中试设备,在水泵的出水管上投加碳源。
 
  反硝化滤布滤池中试设备的剖面图。反硝化滤布滤池中试设备的底部设进水口,中部设柔性填料区,上部为泥水分离区,柔性填料上生长供反硝化的生物膜。加过碳源的原水从底部进入后,穿过中间的柔性填料层,经反硝化脱氮后,进入上部泥水分离区域。此区域内设滤布过滤装置,将水中的悬浮物与水分离,清水穿过滤布经出水口排出。随着滤布上截留的悬浮物越来越多,滤池内的水位会不断上升,当上升到规定液位时,滤布上的转刷会被启动,被滤布截留的悬浮物经转刷清洗后,由回流泵输送至进水端,从而保证了设备内部的污泥浓度,当污泥量过大时,通过底部的排泥阀排出。
 
  中试设备参数如表1所示,滤布为立毛纤维式滤布,等效孔径为5μm。
 
  2.2 试验结果
 
  (1)水力负荷对TN去除效果的影响。以乙酸钠为碳源,投加浓度为40mg/L,以滤布滤速为主要参数,不同水力负荷条件下。
 
  总氮的去除效率随着水力负荷的升高而呈现降低的趋势。当水力负荷为1.0~2.25m3/(m2・h)时,总氮平均去除率由62%降至 38%。表明不同的水力负荷条件对总氮的影响较大。水力负荷越小,污水在系统内的停留时间越长,基质与生物膜的接触时间越长,同时水力负荷小,水力扰动小,对生物膜的冲刷作用小,因此生物膜较厚,容易在生物膜内部形成厌氧微环境,为反硝化菌脱氮创造有利条件;
 
  随着水力负荷增加,水流对生物膜的冲刷作用逐渐增强,生物膜变薄,厌氧环境被破坏,反硝化菌活性较低,但较快的传质条件能够保证好氧反硝化细菌底物充足,因此在较大水力负荷条件下,好氧反硝化细菌完成脱氮任务。但随着负荷的进一步增加,基质与生物膜之间没有有效的接触时间,因此去除效率大幅度下降。故而水力负荷对总氮的去除效率有较大的影响。
 
BAF硝化滤池
 
  (2)碳源投加量对总氮去除效果的影响。
 
  在滤布水力负荷为1.5m3/(m2・h)的条件下,分3个阶段投加乙酸钠,浓度分别为30mg/L,40mg/L以及50mg/L。去除单位总氮的乙酸钠平均投加量分别为6.3mg/mg、7.2mg/mg以及7.9mg/mg。这说明随着碳源投加量的增加,碳源的利用率相应降低。
 
  (3)TN变化规律。
 
  在进水总氮13.5mg/L,水力负荷2.0m3/(m2・h)的条件下,不同填料层高度对总氮去除效果的影响如图5所示。由图可知,在填料层0~0.6m段,总氮的效果明显,0.6m处有高达31%的去除率,随着填料高度增加,总氮仍有一定的去除率,但效果没有滤池底端明显。最终出水总氮去除率达到43%,出水总氮为7.64mg/L,小于15mg/L,总氮去除主要在0-0.6m填料区域内进行。
 
  (4)出水SS。
 
  滤布在不同的通量下,其出水SS如图6所示。由图可知,在1.0~2.25m3/(m2・h)的通量范围内,滤布出水SS为5.5~7.2mg/L,出水水质满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918-2002)中的一级A标准。但随着通量的增加,会使滤布滤池的反冲洗周期缩短。

  反硝化
 
  在缺氧条件下,由于兼性脱氮菌(反硝化菌)的作用,将NO2--N和NO3--N还原成N2的过程,称为反硝化。反硝化过程中的电子供体(氢供体)是各种各样的有机底物(碳源)。以甲醇作碳源为例,其反应式为:
 
  6NO3-十2CH3OH→6NO2-十2CO2十4H2O
 
  6NO2-十3CH3OH→3N2十3CO2十3H2O十60H-
 
  综合反应式为:
 
  6NO3-+5CH3OH→5CO2+3N2+7H2O+6OH-
 
  由上可见,在生物反硝化过程中,不仅可使NO2--N、NO3--N被还原,而且还可使有机物氧化分解。
 
BAF硝化滤池
 
  1mg的硝酸盐氮理论消耗2。87mg的BOD5,一般4mg的BOD5即可满足反硝化的需求
 
  影响反硝化的主要因素:
 
  (1)温度 温度对反硝化的影响比对其它废水生物处理过程要大些。一般,以维持20~40℃为宜。苦在气温过低的冬季,可采取增加污泥停留时间、降低负荷等措施,以保持良好的反硝化效果;
 
  (2)pH值 反硝化过程的pH值控制在7。0~8。0;
 
  (3)溶解氧 氧对反硝化脱氮有抑制作用。一般在反硝化反应器内溶解氧应控制在0。5mg/L以下(活性污泥法)或1mg/L以下(生物膜法);
 
  (4)有机碳源 当废水中含足够的有机碳源,BOD5/TKN〉(3~5)时,可无需外加碳源。当废水所含的碳、氮比低于这个比值时,就需另外投加有机碳。外加有机碳多采用甲醇。考虑到甲醇对溶解氧的额外消耗,甲醇投量一般为NO3--N的3倍。此外,还可利用微生物死亡;自溶后释放出来的那部分有机碳,即“内碳源”,但这要求污泥停留时间长或负荷率低,使微生物处于生长曲线的静止期或衰亡期,因此池容相应增大。

  与传统的生物脱氮工艺相比,A/O系统不必投加外碳源,可充分利用原污水中的有机物作碳源进行反硝化,同时达到降低BOD5和脱氮的目的;A/O系统中缺氧反硝化段设在好氧硝化段之前,因而当原水中碱度不足时,可利用反硝化过程中产生的碱度来补充硝化过程中对碱度的消耗。此外,A/O工艺中只有一个污泥回流系统,混合菌群交替处于缺氧和好氧状态及有机物浓度高和低的条件,有利于改善污泥的沉降性能及控制污泥的膨胀。反硝化菌碳源的供给可用外加碳源的方法(如传统脱氮工艺)、利用原废水中的有机碳(如前置反硝化工艺等)的方法来实现。
 
BAF硝化滤池
 
  反硝化的碳源可分为三类:第一类为外加碳源,如甲醇、乙醇、葡萄糖、淀粉、蛋白质等,但以甲醇为主;第二类为原废水中的有机碳;第三类为细胞物质,细菌利用细胞成分进行内源反硝化,但反硝化速率最慢。当原废水中的BOD5与TKN(总凯氏氮)之比在5~8时,BOD5与TK(总氮)之比大于3~5时,可认为碳源充足。如需外加碳源,多采用甲醇,因甲醇被分解后产物为CO2、H2O,不留任何难降解的产物。

  电解池中的阴极表面原位产生H2,生物膜则附着生长在阴极表面,直接利用H2和阴极反应产生的低氧化还原电位(ORP)把硝酸盐还原为氮气,这个过程为生物电化学氢型自养反硝化。已有研究证明,生物电解反应器(BER)处理硝酸盐废水可行。S.Szekeres等利用一种双反应器的生物电化学反应装置处理硝酸盐废水,反硝化速率达250g/(m3-d)。R.L.Simth等则利用串联反应器处理硝酸盐废水:H2首先在一个电解池中产生,随后富含H2的出水流经中空纤维膜反应器,在富氢水流和含硝酸盐水流间加一反向电流以克服氢溶解性低的问题,使整个反应器的脱氮能力达到343g/(m3-d)。
 
  其中生物电解反应器的脱氮效果取决于电流,最优的电流为30~1000mA。BER的设计主要包括电极材料、数量、排列方式等。颗粒活性炭、石墨及一些金属如不锈钢、镍、铜、钛等均可用做BER的阴极。但BER是崭新的技术,目前既没有成熟的技术应用指导文件,也尚未见规模化的工程应用报道。由于低的反硝化容积反应速率和低的H2利用率,导致电解氢型反硝化工艺的运行成本与异养反硝化相当,今后的研究应集中于BER的模型模拟、参数优化、三维脱硝酸盐系统,以及开发和研究新的反应器和电极来提高H2的产生速率。