A/O脱氮工艺

A/O脱氮工艺（精选9篇）

A/O脱氮工艺 第1篇

1 试验

1.1 试验水质条件

原水为北京工业大学西院家属区经化粪池预处理的生活污水,COD:200 mg/L～400 mg/L;BOD5:90 mg/L～200 mg/L;NH+4-N:50 mg/L～100 mg/L;TN:80 mg/L～120 mg/L;pH:7.2～8.4。平均C/N在3.5左右。

1.2 分析项目及方法

COD:重铬酸钾法(CODCr)和COD快速测定法;NH+4-N浓度:纳氏试剂分光光度法;NO-2-N:N-(1-萘基)-乙二胺光度法;NO-3-N浓度:麝香草酚分光光度法;总氮(TN):Multi 300 TN/TC仪;DO:DO测定仪测量;MLSS:MLSS速测仪测量;pH值:便携式pH计测量;温度:水银温度计测量。

1.3 试验装置

试验装置采用有机玻璃材质,长方体形总长200 cm×40 cm×80 cm,有效水深60 cm,反应器总有效体积480 L。

反应器分成缺氧和好氧两个区,体积比为1∶2,缺氧区内置电动搅拌机一台;好氧区底部设有穿孔曝气管,可以根据需要调整曝气量。系统末端为一竖流式沉淀池,有效水深100 cm,泥斗高20 cm,有效体积300 L沉淀池中间进水顶端出水底部设排泥管和污泥回流管。

1.4 试验启动与运行

试验接种北京市方庄污水处理厂的二沉池回流污泥,采用间歇培养方式。一周后检测反应器中平均MLSS已达1 500 mg/L左右。一个月后检测反应器内平均MLSS已达2 500 mg/L左右,COD和NH+4-N平均去除率分别为78.82%和77.46%,显微镜下观察此时累枝虫和钟虫已取代早期的纤毛虫成为主体微生物,并带有少量轮虫和线形虫,说明活性污泥培养已基本完成。

2 讨论与结果

2.1 不同HRT的影响

反应温度为22 ℃左右,缺氧区搅拌,好氧区曝气且DO控制在3 mg/L左右,SRT=12 d,污水回流比(r)和污泥回流比(R)分别控制在300%和100%。试验阶段通过控制好氧区的HRT来考察不同的HRT对试验效果的影响。

由试验结果可以看出,当好氧区的HRT由6 h降低为5 h时,COD和氨氮的平均去除率均有所下降,但不很明显;当HRT继续下降为4 h时,COD和氨氮去除效果大幅度降低,出水的氨氮浓度维持较高水平。这一结果表明,HRT对水体中COD和氨氮的去除有着很大的影响,延长HRT可以提高COD和氨氮的去除效果。但好氧区的水力停留时间HRT>5 h后,HRT的延长对COD和氨氮的去除效果没有明显变化,且继续提高好氧区的水力停留时间,这势必减小进水量降低处理能力或是增大反应器的体积,因此好氧区的最佳水力停留时间应维持在5 h～6 h。

2.2 不同DO的影响

控制好氧区HRT=6 h,污水回流比和污泥回流比分别为300%和100%,SRT=12 d,通过调整曝气量改变好氧区的溶解氧浓度DO水平,以考察试验效果的变化情况,由不同DO条件下的COD和氨氮去除效果可以看出,当DO由2 mg/L提高到3 mg/L时,COD和氨氮的去除效果均有所提高,其中氨氮去除效果尤为明显,这表明好氧区内的DO对氨氮去除起着关键的作用。氨氮的去除效果主要是由于COD的去除所依赖的异养菌和氨氧化所依赖的硝化菌都是好氧菌,提高DO相应提高溶解氧的传质效果,更利于有机物和氨氮的去除与转化;当好氧区内的DO存在梯度时,有利于系统脱氮效果的提高[3]。但当DO由3 mg/L提高到4 mg/L时,COD和氨氮只有微小的提高,这表明当DO>3 mg/L后,DO的提高对有机物的去除和硝化反应的影响逐渐减小,出水氨氮质量浓度降低有限,而且由于混合液循环不可避免将DO带入缺氧区,高DO会影响反硝化发生,也意味着高能耗。因此,好氧区内的DO质量浓度最佳为3 mg/L。

2.3 不同混合液及污泥回流比的影响

此时好氧区HRT=6 h,溶解氧控制在3 mg/L左右。4种不同内外回流比搭配下TN的去除效果如图1所示(污泥回流比用r表示,混合液回流比用R表示)。

由图1可以看出,当混合液回流比和污泥回流比均较低时,TN的去除也较低,而将两种回流比分别调高时,TN的去除率均有所上升。值得注意的是,单纯地加大污泥回流比时比单纯地加大混合液回流比时的TN去除效果要好,这表明提高污泥回流比更有利于脱氮的进行。分析其原因是由于从沉淀池回流的污泥中含有的NO-3-N含量基本等同于从好氧区回流到缺氧区的混合液中的NO-3-N含量,而且加大了污泥回流比使得各区的污泥浓度增大,可利用的内碳源也增多,所以进一步加强了系统的脱氮能力。另外,同时加大两个回流比的脱氮效果比单纯加大外循环的脱氮效果略有增加,但不很明显,也说明污泥回流比的提高相对于混合液回流比提高更有利于反硝化反应的进行。由此可见,传统工艺的脱氮能力是依靠回流比来保证的,为达到较高的TN去除率,就必须要有较高的污泥和混合液回流比。

2.4 外加碳源情况下的影响

前置反硝化脱氮系统的最大优点就是能够充分利用进水中可生物降解COD作为反硝化的碳源,可以减少外加碳源的需求量、降低耗氧量及剩余污泥的产生,但要求进水中有足够高的C/N来满足反硝化所需碳源[5]。当进水中的C/N不能满足反硝化要求时,就需要外加碳源。本试验原水的COD/NH+4-N在4.1左右,C/N偏低,因此脱氮效率低于60%。为提高试验脱氮效果而外加碳源,在缺氧区投加可溶性淀粉溶液作为外加碳源而使进水的COD/NH+4-N≈7,在好氧区HRT=6 h,DO=3 mg/L,r=100%,R=300%的工况条件下,进行外加碳源的工况效果试验。

由试验结果可知,进水TN浓度最高为103.7 mg/L,最低为94.8 mg/L,出水TN浓度最高为32.2 mg/L,最低为24.2 mg/L,平均去除率为71.14%。脱氮效率虽有了明显提高,但并不是很好,出水TN平均在28.83 mg/L左右,根据分析有两个原因:1)可溶性淀粉是大分子有机物且溶解性不好,因而不易被微生物吸收利用;2)由于原水在化粪池中停留时间较短,致使有机氮转化为氨态氮不够。

2.5 水质指标的沿程变化

为了更加深入地了解A/O工艺的反应历程和脱氮机理,特对各水质指标的沿程变化进行研究,工况条件为好氧区DO=3 mg/L,水力停留时间HRT=6 h,污泥回流比r=100%,混合液回流比R=300%。水质指标中的COD,NH+4-N,NO3-N,TN,pH值及碱度的沿程变化如表1所示。

1)分析COD沿程变化可知:

在缺氧区反硝化菌优先利用原水中的有机碳源进行反硝化,消耗掉大部分的COD,剩余的COD进入后续的好氧区进一步被氧化分解。好氧区的有机物浓度不宜过高,否则会使生长速率较高的异养菌迅速繁衍,争夺溶解氧,从而使自养型生长缓慢且好氧的硝化菌得不到优势。

2)分析NH+4-N沿程变化可知:

在缺氧区氨氮浓度出现大幅度的降低,这主要是由于大量的含氨氮非常低的污泥和混合液回流到缺氧区,从而产生的稀释作用使得氨氮浓度降低。在好氧区内硝化反应进行的比较完全,致使氨氮得到去除。

3)分析NO3-N沿程变化可知:

在缺氧区硝态氮发生反硝化,转化成氮气逸入大气中,致使硝氮降低。在好氧区,绝大部分氨氮被硝化为硝态氮,所以硝氮出现急剧升高。

4)分析TN沿程变化可知:

总氮和COD的去除也主要发生在缺氧区,是由于缺氧区内发生了反硝化作用,但不够完全,主要是由于碳氮比偏低,有机碳源不足。

5)分析pH和碱度沿程变化可知:

在缺氧区发生的反硝化产生碱度,在好氧区发生的硝化消耗碱度,才导致反应器中pH值和总碱度在进水、缺氧区、好氧区的沿程降低。

3 结语

1)在本试验最佳工况条件:

好氧区水力停留时间为6 h,好氧区溶解氧为3 mg/L,污泥回流比为100%,硝化液回流比为300%,试验取得较好的处理效果,COD平均去除率为83.16%,氨氮平均去除率为98.02%,总氮平均去除率为61.51%。

2)本试验按照COD/NH+4-N≈7的比例,使用可溶性淀粉作为外加碳源,在好氧区HRT=6

h,DO=3 mg/L,r=100%,R=300%的工况条件下,总氮平均去除率为71.14%。

3)通过对A/O工艺各水质指标沿程变化的分析得知:

在缺氧区发生反硝化反应,产生碱度,去除大部分的COD和总氮;在好氧区发生硝化反应,消耗碱度,将氨氮转变为硝氮;沉淀池出水的SS,COD等指标与二沉池进水相比增高,在沉淀池内经常发生污泥上浮现象。

参考文献

[1]Marco A G Z,Si mon G M.Biological phosphate and nitrogenremoval in a biofil m sequencing batch reactor[J].Wat SciTech,1991(34):293.

[2]张自杰,林荣忱,金儒霖.排水工程[M].第4版.北京:中国建筑工业出版社,2002:313.

[3]Jenkins.D.Towards a comprehensive model of activated sludgebulking and foaming[J].water science and technology,1992,25(6):215-230.

[4]张永祥,丰锴斌,马俊.倒置A2/O工艺生物脱氮效果研究[J].山西建筑,2007,33(15):7-8.

A/O脱氮工艺 第2篇

投料倒置A/A/O脱氮除磷工艺中试

采用投料倒置A/A/O脱氮除磷工艺在上海某城市污水厂进行了中试,着重考察了在水力停留时间为8 h和较短污泥龄条件下的脱氮除磷效果.结果表明,缩短泥龄总体上有利于提高除磷效果,且不会影响硝化效果.在泥龄为6 d时,出水NH3-N平均为2.0 mg/L,NO3-N为4.3 mg/L,PO34--P为0.5 mg/L;而在泥龄为4 d时,平均出水NH3-N仅为2.7 mg/L,去除率达到92.3%.

作 者：董滨 周增炎 高廷耀 作者单位：同济大学,城市污染控制国家工程研究中心,上海,200092刊 名：中国给水排水 ISTIC PKU英文刊名：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：20(11)分类号：X703.1关键词：城市污水处理 脱氮除磷 悬浮填料 倒置A/A/O工艺

A/O脱氮工艺 第3篇

山东某医药公司是一家以生产医药中间体为主的企业, 该公司的生产废水主要有有机物含量高、氨氮含量高、盐分含量高, 且含有大量有毒有害物质等特点, 废水水量和水质在时间分布上变化很大。针对该废水的水质特点, 选用“兼氧+一级A/O+催化氧化+二级A/O”的组合工艺进行处理。运行一段时间以来, 处理出水水质稳定, 各项指标均能达到“厂区污水处理站排水须满足园区污水处理厂进水水质要求”以及《污水排入城市下水道水质标准》 (CJ3082-1999) 中进污水处理厂的水质要求。

1 废水水质

该生产废水每天排放量约为1400吨, 污水站设计规模为1500m3/d。废水水质不仅CODcr、NH3-N含量高, 盐分含量高, 含有一定的有毒有害物质, 所以必须选择有效合理的处理手段, 保证处理效果, 并降低处理成本。该工程的设计进水水质和出水水质如表1所示。

2 工艺流程和说明

根据原水水质特点和出水要求, 本项目生化工艺设计上有两大重点, 一是要求系统耐负荷冲击能力强、生物抑制物质的驯化适应性好;二是要求系统有高效、稳定的CODcr去除能力, 以及生物脱氮能力。

调节池废水经泵提升后进入混凝初沉池, 在混凝池中加入PAC、PAM, 絮凝沉淀去除废水中SS、难溶性胶体, 消除医药中间体对微生物的抑制毒害作用, 提高废水可生化性。初沉池出水自流进入兼氧池, 废水在兼氧微生物作用下, 废水中难降解大分子有机物水解成易生物降解的小分子有机物, 提高废水可生化性。兼氧池出水自流进入中间沉淀池, 沉淀池污泥大部分回流到兼氧池, 以确保必要的生物量和培养特殊的优势菌群。

中间沉淀池的上清液自流入一级A/O系统, 在A池经过厌氧微生物的作用, 一些难分解的有机物继续得以生化降解, 有效的去除部分CODcr, 而在反硝化菌的作用下硝酸氮和亚硝酸氮被还原成气态氮。A池出水自流到O池, 经好氧微生物作用, 绝大部分有机物分解成CO2和H2O, 部分同化成活性污泥。好氧池出水自流进入二沉池, 经泥水分离作用, 二沉池上清液自流进入催化氧化池。在强氧化剂作用下, 分解难以破坏的有机物, 为后续生物处理创造条件, 氧化池出水进入二级A/O池。在微生物作用下进一步去除废水中的有机物质和氨氮。O池配套内循环系统, 为提高脱氮效率作准备。O池出水进入终沉池进行泥水分离, 上清液经标准排放口对外排放。处理过程中产生的污泥经隔膜压滤机脱水后外运处理, 滤液回调节池进行处理。

3 主要构筑物

3.1 调节池, 1座, 尺寸为30.0m×12.5m×4.5m, 有效水深4.0m。停留时间24h。设搅拌装置。

3.2 混凝沉淀池, 1座, 混凝区尺寸为5.5m×3.0m×4.5m, 有效水深4.0m。沉淀池尺寸φ12m×5.5m, 表面负荷0.55m3/m2.h, 停留时间3.6h。

3.3 兼氧池, 1座, 尺寸为30.0m×30.0m×5.5m, 有效水深5.0m。停留时间72h。采用接触氧化法, 设曝气系统。

3.4 中间沉淀池, 1座, 尺寸为15.0m×6.0m×5.5m, 有效水深5.0m。表面负荷0.69m3/m2.h, 停留时间2.2h。

3.5 一级A/O池, 1座, 尺寸为60.0m×7.5m×5.5m, 有效水深5.0m。停留时间43.2h, 其中A池停留时间13.5h, O池停留时间29.7h。A池采用接触氧化法, O池采用活性污泥法, 均设曝气系统。

3.6 二沉池, 1座, 尺寸为φ1m2×5.5m, 表面负荷0.55m3/m2.h, 停留时间3.6h。

3.7 催化氧化池, 1座, 尺寸为13.0m×16.0m×5.5m, 其中反应区尺寸为13.0m×10.0m×5.5m, 沉淀区尺寸为13.0m×6.0m×5.5m, 有效水深5.0m。

3.8 二级A/O池, 1座, 尺寸为30.0m×15m×5.5m, 有效水深5.0m。停留时间36h, 其中A池停留时间9h, O池停留时间25h。A池采用接触氧化法, O池采用活性污泥法, 均设曝气系统。

3.9 终沉池, 1座, 尺寸为φ1m2×5.5m, 表面负荷0.55m3/m2.h, 停留时间3.6h。

4 工程处理效果

4.1 工程处理效果

针对该公司排放的废水的特点, 采用“兼氧+一级A/O+催化氧化+二级A/O”组合工艺线路, 处理效果稳定, 达到了设计要求。该工程于2014年6月施工完毕, 经过一段时间的调试运行后正式投入使用, 表2为2014年9月—11月调试运行期间的废水出水水质情况。

4.2 处理工艺分析

4.2.1 物化预处理采用混凝沉淀法。首先, 可以去除部分不溶于水的悬浮物和部分可通过絮凝处理失稳的胶状物, 在一定程度上削减进入生化系统的难生物降解物质, 减轻生化处理负荷;其次, 物化处理的设置还能方便废水进生化前的精确调控, 达到微生物生长最佳p H值。

4.2.2 本项目中的兼氧工艺, 只是利用厌氧反应的前两阶段, 即把反应控制在水解、酸化阶段。兼氧工艺采用填料生物膜法, 由于生物量大, 容积负荷高, 能适应进水CODcr负荷变化, 具有较大的耐冲击负荷能力。废水经兼氧处理, 可提高废水的B/C比及后继好氧处理的效率。

4.2.3 好氧工艺是好氧微生物利用废水中存在的有机污染物作为营养源进行好氧代谢, 以分子氧作为最终电子受体的处理过程。其反应速度较快, 不产生臭气, 对有机污染物降解较彻底, 是保证污水达标排放的主要措施。本项目中的A/O工艺不仅去除大量的有机物, 同时去除大量的氨氮。A/O系统为典型的前置反硝化脱氮工艺, 是目前实际工程中应用较多且成熟实用的生物脱氮工艺。

4.2.4 化工制药废水中常含有较多的大分子有机物和难降解有机物, 针对这一难题, 该工程采用催化氧化工艺, 对大分子、难降解有机物进行化学氧化, 使其反应成小分子有机物, 以提高可生化性。

5 运行成本分析

该工程占地面积约4000m2, 总投资约1500万元。其中运行产生的费用主要包括电费、药剂费和人工费。 (1) 工程的总功率为441.45KW, 运行功率为291.6KW, 运行时间24小时, 电价为0.8元/ (KW.h) , 电耗按70%计算, 则电费为2.61元/吨水。 (2) 使用的药剂有PAC、PAM、氧化剂、催化剂、酸和碱, 总共费用约8610元/天, 则药剂费为5.74元/吨水。 (3) 操作人员设6人, 平均工资为每人100元/天, 则人工费为0.4元/吨水。综上, 处理成本为8.75元/吨水。

6 结语

6.1 该废水处理工程的工艺流程设计合理, 处理效果较好, 出水水质稳定, 最终出水达到设计要求。

6.2“兼氧+好氧”组合生化工艺在化工制药废水具有很高的CODcr去除效率, 且运行上具有很好的耐冲击能力;同时证明“A/O”在生物脱氮方面具有很强的实用性。

6.3 该工艺在每段生化工艺后设单独的沉淀池, 单独进行污泥沉淀, 污泥回流, 培养适宜该废水特性的优势菌种, 达到大量削减废水中有机物浓度的目的, 为“A/O”系统培养硝化、亚硝化优势菌种创造了有利条件, 从而很好保证了该工艺的氨氮去除效果。

6.4 催化氧化具有反应速率快、效果明显、操作简便等优点, 其强氧化作用保证了二级A/O系统的处理效果。

摘要：针对制药废水的特点, 采用“兼氧+一级A/O+催化氧化+二级A/O”组合工艺处理制药废水。运行结果表明, 该工艺处理效果良好、出水稳定、操作简便, 出水CODcr≤500mg/l、NH3-N≤50mg/l, 水质都能达到设计要求。

关键词：制药废水,催化氧化

参考文献

[1]邓征宇, 杨春平, 曾光明等.Fenton-水解酸化-接触氧化工艺处理含苯酚制药废水[J].工业水处理, 2010, 30 (7) :68-71.

A/O脱氮工艺 第4篇

沸石的投加,降低了污泥的比阻,提高了污泥的水通量,改善了污泥膜分离效果,钝化了污水中的重金属,吸附了污水中的难降解有机物,但同时降低了污泥的.体积压缩性能,改变了污泥的成分,显著增加了Si、Al、K、Na等无机组分,并对污泥的资源化途径带来了影响.

作 者：成官文 吴志超 章非娟 徐月江 陈建国 刘明明 作者单位：成官文(桂林工学院资源与环境工程系,广西,541004;同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092)

吴志超,章非娟,刘明明(同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,200092)

徐月江,陈建国(上海水环境建设有限公司,上海,200092)

A/O脱氮工艺 第5篇

为了改善A/A/O工艺,国内一些学者探索采用改良A/A/O工艺,即取消混合液内回流。同济大学的任洁、顾国维等[1]对A/O/O工艺进行了取消混合液内回流的中试,结果表明,取消混合液内回流后除磷效果更优,并不影响对有机物的去除。周斌[3]通过对实际A/A/O工艺取消混合液回流,运行显示有机物、氨氮和总磷的去除率均有明显上升,尤其除磷效果佳,且受温度影响不太明显。张建琴[4]对取消混合液回流的实际工程进行考察,运行表明该工艺有利于有机物、氨氮和总磷的去除。为了验证取消混合液回流的改良A/A/O工艺处理效果,本研究采用BioWin软件对具体工程进行工艺模拟,并对BioWin软件在污水处理中应用进行探索。

目前,数学模拟软件的开发和应用成为研究热点,特别是将数学模拟用于工程实践与试验研究方面已有很多探索。软件模拟得到的运行结果可以为工艺设计和运行优化提供辅助参考,不仅减少了实际试验工作量,也节约了人力、财力和时间成本。BioWin软件是现在应用较广泛的污水处理模拟软件,由加拿大Envirosim环境咨询公司开发。经过长期的参数校正及内容扩充,BioWin的功能更强大,更便于操作,已成为该领域模拟软件的领航者。BioWin模型以ASDM综合模型为基础,整合了国际水协推出的ASM1-3号模型,包含稳态分析器和动态仿真器两个模块[5]。BioWin可应用于污水处理工艺设计、升级改造、运行优化等方面,为实际工程的投产运行以及实际运行提供技术参考[6,7]。

1 工程概况

山东省东明县污水处理厂采用改良厌氧/缺氧/好氧(A/A/O)脱氮除磷工艺,主要处理城市生活污水(约占40%)和工业废水(约占60%),处理量为6×104 m3/d。出水水质应达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)的一级B标准,该污水处理工程进水水质及排放标准如表1所示[8]。

改良A/A/O工艺流程图如图1所示。

2 模型建立

2.1 工艺模拟流程

运用BioWin软件画出工艺模拟流程,如图2所示。

2.2 设计参数

主要构筑物的设计参数如表2所示。

模拟运行参数如表3所示。

3 模拟数据与分析

3.1 模拟进出水水质

该模拟工艺的模拟进出水水质情况如表4所示。

由表4可知,该污水经模拟工艺处理后各指标均有明显下降,四个指标中COD、TP的模拟结果与实际运行结果十分接近,而BOD、NH3-N的模拟结果与实际运行差异较大,产生差异的原因可能:①软件模拟的参数设定存在一定误差,与实际运行时的工况条件并不一定能完全匹配;②由于有机悬浮颗粒物慢慢被生物降解;③人工操作会产生误差及影响。总体来说,BioWin能够较准确地模拟工艺运行状况,得出运行结果数据。

COD、BOD、NH3-N、TP的模拟出水分别为43.3 mg/L、4.00 mg/L、0.33 mg/L、0.71 mg/L,去除率分别为93.0%、98.5%、99.2%、85.5%,去除率较高。同时,出水水质完全达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)的一级B标准。可见,改良A/A/O工艺的处理效果显著。

3.2 构筑物中主要指标浓度

构筑物中主要指标的浓度如图3～图5所示。

由图3可知,出水中的COD和BOD浓度较进水时明显降低,去除率较高。通过BioWin软件模拟,可见该工艺可有效去除污水中有机物,降低COD和BOD浓度。

由图4可知,出水中的总氮浓度较进水时明显降低,去除率较高。通过BioWin软件模拟,可见该工艺具有脱氮效果。

由图5可知,出水中的总磷和溶解磷酸盐浓度较进水时明显降低,之后通过排泥,可去除污水中的磷,达到除磷的效果。

4 回流污泥比的优化

回流污泥从二沉池回到厌氧池,通过回流污泥维持各段污泥浓度,使之进行生化反应。本次模拟的污泥回流比R取0.8,并通过改变污泥回流比R,确定最优值。

从图6中可以看到,除R为0.7时,总磷不达标外,其他条件下均能达标排放。0.8时氨氮浓度最小,0.9时总磷浓度最小,而在1.0时,COD、BOD、TP均是最小值,但总磷浓度有所上升且接近1。可见污泥回流过大或过小都会导致出水水质不达标。当污泥回流比过小时,生化反应效果差,总氮、总磷去除率低;当污泥回流比过大时,回流污泥带入太多的硝酸盐,影响厌氧释磷,降低总磷的去除效果。为了使脱氮除磷的协同作用最优化,R应取在适当区间内,本次实验结果为0.8～1.0。

5 结 论

通过BioWin工艺模拟,采用改良A/A/O工艺进行处理,COD、BOD、NH3-N、TP的去除率分别为93.0%、98.5%、99.2%、85.5%,去除率较高,出水水质可达标排放。证明改良A/A/O处理对污水处理效果显著。通过BioWin模拟运行,优化污泥回流比,观察到污泥回流比过大或过小都会导致出水水质不达标,本次实验最佳取值为0.8～1.0。

BioWin软件能较准确便捷地模拟污水处理系统实际运行,并可用于研究和优化工艺运行。今后,可将BioWin推广用于指导实际运行,避免不必要的调试而造成的浪费,也使实际运行更加具有应变性。

参考文献

[1]任洁,顾国维,杨海真.改良型A2/O工艺处理城市污水的中试研究[J].给水排水,2000,26(6):7-10.

[2]万年红.A2/O工艺的改良与设计应用[J].中国给水排水,2003,19:81-83.

[3]周斌.改良型A2O工艺在常州市城北污水处理厂的应用[J].市政技术,2001:50-53.

[4]张建琴.改良型A2O工艺的生产运行效果[J].水处理技术,2007,33(5):82-84.

[5]李鑫玮,牛庆利,甘一萍,等.BioWin在污水处理脱氮除磷系统中的应用研究[J].水工业市场,2009:38-41.

[6]胡志荣,周军,甘一萍,等.基于BioWin的污水处理工艺数学模拟与工程应用[J].中国给水排水[J].2008,24(4):19-23.

[7]熊雪萍,孙逊,张克峰,等.BioWin3动态模拟在城市污水处理厂中的应用水[J].资源与水工程学报,2010,21(3):124-126.

多级A/O工艺设计方法探讨 第6篇

关键词：多级A/O工艺,后置脱氮,分段数

随着经济发展及国民环保意识的提高, 我国有很多地区要求城市污水处理厂出水执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB18918-2002) 中的一级A标准。对于北方地区的高氮污水, 采用前置脱氮工艺往往使出水总氮难以达标, 而后置脱氮工艺需要外加大量碳源, 并且有碳源穿透的隐患。在此背景下, 多级A/O高效脱氮工艺应运而生。

1 多级A/O脱氮工艺简介

分段进水多级A/O工艺流程如图1所示。

多级A/O系统中每段包括1个缺氧区和1个好氧区, 污泥回流到系统首端, 原水由各段缺氧区进入反应系统。A1主要对回流污泥中的硝酸盐氮进行反硝化, Q1为反硝化提供碳源。混合液进入O1进行硝化反应, 将Q1中氨氮转化成硝酸盐氮, 硝化混合液再进入A2进行反硝化反应, Q2为反硝化提供碳源。以此类推, 最后一段好氧区On主要将Qn中的氨氮转化成硝酸盐氮并氧化剩余有机物。

多级A/O工艺综合了前置脱氮可利用原污水碳源和后置脱氮反硝化效率高的优点, 实现了利用原污水碳源进行后置反硝化的构想, 除氮效率高且系统混合液回流比小, 节约能耗。

2 多级A/O工艺脱氮效率

理论上, 在不设混合液回流情况下, 分配至1~n-1段的硝态氮可以完全反硝化, 出水中总氮含量只与分配至第n段缺氧池的原污水中氨氮含量有关。

设定原污水中氨氮浓度为a, 总氮浓度为b, BOD5浓度为c, 污泥回流比为r, 则系统的脱氮效率为:

在不设混合液回流的情况下, 分配至第一缺氧池的原污水碳源仅进行回流污泥的脱氮, 有所浪费。工程上为了脱氮的安全性、方便进水分配和充分利用原污水碳源, 可以设置回流比较小的从第n好氧池至第一缺氧池的混合液回流。设混合液回流比为R, 则在设置内回流的情况下系统的脱氮效率为:

从式 (1) 和式 (2) 可以看出, 多级A/O系统的脱氮效率只与Qn及R有关 (通常r比较固定) , 而Qn的取值与系统的分段数n以及进水碳氮比有关。

3 多级A/O工艺设计主要问题探讨

鉴于目前对该工艺的理论研究较多, 运算方法复杂, 笔者根据工程实践经验, 并结合理论分析, 对多级A/O工艺设计中的主要问题进行了探讨。

3.1 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, 系统运营管理及曝气量控制复杂, 好氧区溶解氧难以提高, 缺氧区缺氧环境无法保证, 影响系统的硝化和反硝化效果, 导致系统脱氮效率下降。

工程上多选用三段式A/O脱氮工艺, 系统设计、运营及控制较为方便, 同时可以得到较高的脱氮效率, 能使出水达到一级A排放标准的要求。以我国北方高氮污水为例, 假定进水中总氮浓度为100mg/L, 氨氮浓度为70mg/L, 三点进水平均分配, 不考虑内回流的情况下, 脱氮效率为92%, 出水总氮浓度为12mg/L, 优于一级A标准。

在实际工程设计中, 生活污水总氮浓度很难达到100mg/L, 并且第三段缺氧池进水分配比例尽量降低, 同时在增设内回流的情况下, 系统脱氮能力会进一步增强, 因此在工程上分段数选为三比较合适。

3.2 进水流量分配

在分配进水流量时, 采用三段进水。并假定: (1) 忽略同化作用氮的消耗; (2) 系统混合液回流不开启; (3) 硝化和反硝化彻底进行。

工程上必须以目标作为设计的出发点和落脚点。因此根据公式 (1) 和设计出水水质可以计算出Q3的值。假定出水总氮控制在Ymg/L, 则:QÁY (1 r)

同时, 分配至第二缺氧池的进水碳源量刚好匹配进入第一好氧池进水的氨氮量及进入第二缺氧池的硝态氮量之和时, 整个系统碳源利用最合理, 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。

3.3 缺氧及好氧池容积

3.3.1 各段污泥浓度

设二沉池回流污泥浓度为M0;厌氧、A1、O1的污泥浓度为M1;A2、O2的污泥浓度为M2;A3、O3的污泥浓度为M3。则:

3.3.2 好氧池容积

为了保证好氧池中硝化反应充分进行, 各好氧池硝化能力应与各段进水流量比例相一致。因此各好氧池的容积应按照进入各池的氨氮量, 按照各自的污泥浓度进行计算。

3.3.3 缺氧池容积

各缺氧池的容积应按照进入各池的硝态氮量, 按照各自的污泥浓度进行计算。

3.4 进水碳源含量对系统优化设计的影响

3.4.1 c厶4b即原污水碳源充足时。

A3缺氧池的进水流量分配应尽量大, 应以进水碳源刚好满足A3缺氧池反硝化反应为设计条件。同时开启系统内回流, O3好氧池产生的硝态氮通过A1缺氧池反硝化。整个系统不需外加碳源。

3.4.2 c<4b即原污水碳源不足时。

A3缺氧池的进水流量分配应尽量小, 应以系统不用开启内回流即可保证出水达标为设计条件。同时在A3缺氧池内投加外碳源, 保证O2好氧池产生的硝态氮在通过A3缺氧池内完全反硝化。整个系统不需开启内回流。

3.4.3 碳源浪费问题。

在不开启内回流的情况下, A1缺氧池只反硝化回流污泥中的硝态氮, 可能存在碳源浪费问题, 这时可以将进入A1缺氧池的污水切换进入厌氧池, 保证可利用碳源量, 强化系统的除磷能力。

3.5 其他问题

3.5.1 由于该系统采用多段A/O设计, 为了保证明确的缺氧和好氧环境, 对系统的曝气控制要求较高, 一般该工艺需配套精确曝气控制系统。

3.5.2 该工艺在控制进水量分配上难度较大, 控制不好可能带来碳源浪费和内回流加大, 造成运行成本增高。同时污水水质时刻都处在变化状态, 因此系统应设置较完善的水质在线分析设备。

4 结束语

多级A/O工艺脱氮效率高。对于含高氮的污水, 通过优化设计, 采用该工艺可以保证出水中总氮指标达标排放。对于生活污水, 多级A/O工艺分段数选为三比较合适。

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[J].北京工业大学学报, 2009 (2) .

应用A/O工艺治理化工废水探讨 第7篇

1 A/O工艺的具体应用

1.1 在化工废水治理中的发展

在化工废水处理中, 最早应用的是Ludzack-Ettinger工艺, 也就是A/O工艺的前身, 这种工艺是Ludzack和Ettinger对Wuhrmann工艺进行改进后的结果, 它被称为前置反硝化工艺, 在这一工艺中, 由污水处理产生的回流污泥可以充分理由废水中的有机碳源进行反硝化作用, 不需要额外的碳源, 脱氮效率较以前污水处理技术有所提高, 但这种工艺要求回流污泥量较大, 而且污泥如果不能得到及时的回流, 会造成沉淀池中污泥上浮, 影响出水的水质。该工艺如图1所示。

1973年, Barnard对该工艺进行了改进, 也就是后来的MLE工艺。现在被称为A/O工艺, 这种工艺的特点化工废水先流进厌氧池, 在进入好氧池, 并将好氧池的混合液和最终沉淀污泥回流入缺氧池中进行反复分解, 这种工艺同样也是前置反硝化工艺, 克服了回流污泥混合不均与的缺点, 大大提高了脱氮效率。工艺流程如图2所示。

在1978年, 为了进一步提高脱氮的效率, Barnard又将MLE工艺同最原始的Wuhrmann相结合, 在MLE工艺的前后又各增加了一个缺氧池和好氧池, 由此而形成了多阶段的A/O工艺流程, 也就是Bardenpho工艺, 这种处理工艺可以把A/O工艺中剩余的硝酸盐进行进一步的反硝化, 出水硝酸盐的浓度下降到3mg/L以下, 但除磷效果还不是很明显。如图3所示。

1996年, John Fillos有对四阶段工艺进行了改进, 对污水进行分段处理, 在曝气池的进水口关闭鼓风机, 形成缺氧的环境, 不同混合液的分部回流可以达到很好的脱氮效果, 在同年Coen等人又对现有的化工污水处理技术进行改进, 用两个缺氧区结合分段进水与内循环的工艺特点, 是A/O处理法到达了满意的脱氮效果。如图4所示。

1.2 A/O水处理化工废水处理中的工艺特点

优点:工作效率高, A/O工艺对化工废水中的有机物例如氨、氮等化合物能够进行有效的处理, 废水在处理中停留大约54小时后, 废水中的COD值可以下降到100mg/L以下, 除氮率今本到达70%以上;流程简单, 该处理工艺是以工业废水中原有的有机物作为反硝化的碳源, 无需额外加入甲醇等昂贵的碳源, 同时在蒸碳定氨装置安装后, 硝化过程所需的碳源也会适当降低;对污染物能够进行有效的降解, 在缺氧反硝化过程中, 厌氧菌能够对废水中的各种有机污染物进行有效的分解, 例如COD的除去率达到了67%, BOD5的除去率达到了38%, SCN-的除去率达到了59%酚和有机物的除去率分别达到了62%和36%;容积负荷高, 硝化过程采用了强化生化, 同时反硝化过程有采用了高浓度污泥的膜技术, 硝化与反硝化中污泥的浓度能够达到有效的提高;A/O工艺的耐负荷冲击能力较强, 当水质波动较大和污染物浓度较高时, 该工艺均能正常工作, 操作管理也较为简单。

缺点:A/O工艺没有专门的污泥回流处理系统, 因此不能培养出具有独特功能的污泥, 难降解物质的讲解程度较低;如果要提高脱氮率, 就必须加强处理系统内部的循环比, 这样就会增大运行费用, 另外, 内循环液来自于曝气池, 其中含有一定的DO, 是缺氧段难以维持理想的缺氧状态, 对反硝化的效果有很大影响, 脱氧率很难达到90%以上。

2 A/O工艺在化工废水治理中的应用实例

兰州石化公司化工污水处理厂承担着兰州石油化工公司与西固地区部分生活污水的处理任务, 石油化工污水中存在大量的有毒物质, 而且污染物的浓度较高, 种类复杂, 可生化性较低, 该公司的传统污水处理工艺没有除NH3-N的设备, 出水中的COD、NH3-N不能达标, 难以满足日益严格的国家污水处理要求, 而且该公司的纳水体就是母亲河黄河, 大量超标物质进入黄河后会严重威胁到黄河下游人民健康并破坏生态系统的平衡。因此, 采取切实可行的污水处理工艺是该公司的当务之急。

2.1 工艺选择

兰州石化公司的化工废水中有将近40中污染物, 难以生化降解或者无法降解的污染物有20多种, 该公司的废水属于典型难降解的化工废水。同时由于该化工企业的废水中含有硫化物、胺、酚、氰化物等毒性极强的物质及其衍生化合物, 因此该工艺对难降解有机物的处理效果较差。为了解决该企业出水COD与NH3-N不达标的情况, 根据兰州石油化工公司的污水特点与当下的污水处理工艺特点, 最终确定使用“水解+A/O工艺”的污水处理办法。在2002年3月到6月, 该公司进行了新工艺的污水处理中型实验, 并且通过了有关部门的测试, 并且确定了该公司的污水处理能力为5.5万t/d, 2002年9月该公司正式动工建立污水处理系统, 2004年3月建成并且投入运行, 最终的工艺流程如图5所示。

2.2 生产调试

2004年1月11日, 该化工污水处理系统正式进行曝气池的填料工作, 并且在3月15好开始全面的调试工作, 考虑到微生物的培养需要一定时间, 因此最初进入水解池、A/O池的都是生活污水, 而工业废水还是进入老曝气池进行处理, 同时在A/O池中投入工业葡萄糖以增加污水中的BOD, 促进微生物的繁殖;在2004年3月30日, 出水中的COD已经达标, 4月20日以后出水的碱度开始下降, 证明微生物的硝化系统逐渐形成, 5月4日NH3-N稳定达标, 说明硝化反映一切正常, 同时对生物膜镜检时发现, 微生物群已经基本完善, 该化工污水处理长进入了稳定运行阶段。有关部门对该产的出水进行了检测, 检测结果如表1所示。

3 总结

A/O工艺在化工废水的治理中效果较为显著, 它操作方便, 而且脱氮效果较高, 并且运行成本较低, 是治理化工废水的有效措施。从A/O工艺在兰州石油化工污水处理厂的应用中我们可以看到, 该工艺有效的解决了污水处理厂中NH3-N和COD长期不达标的问题, 并且在原有微生物系统的基础上, 培育出许多新兴菌种, 出水的各项指标均达到国家要求, 其中COD的去除率达到了85%以上, NH3-N的去除率达到95%以上。

摘要：化工废水中的污染物含量大, 而且成分复杂其中的大部分都属于生物不可降解或者是难以降解的毒害物质, 废水如果没有经过有效的处理, 将会严重危及到生态环境与人类健康, 因此在充分利用现有的污水处理设备的前提下, 采用切实可行的污水处理技术也是相当重要的。A/O工艺在化工企业的废水处理中应用得较为广泛, 它除了能够充分讲解有机物外, 还有一定额脱氮除磷功能, 本文就对A/O工艺在化工废水治理中的应用进行探讨。

关键词：A/O,化工,废水

参考文献

[1]李彤、王永庆、殷爱玲.应用水解+A/O工艺治理化工废水的工程实践[J].环境工程.2006 (4) .

[2]严福平两段A/O工艺处理高氮化工废水研究[学位论文].浙江大学环境与资源学院.2009、03、01.

[3]成俊峰.A/O工艺在污水处理厂中的应用及存在的问题[J].科技致富向导.2002、07、07.

A/O脱氮工艺 第8篇

1 废水水量、水质和出水指标

废水取自某焦化厂,是焦化厂剩余氨水废液通过蒸氨塔,蒸氨之后的废水。进水水量为35 t/h,废水水质见表1所示。

注:除pH外单位mg/L

废水处理后出水指标符合《污水综合排放标准》(GB 89781996)的一级标准。出水指标执行标准见表2所示。

注:除PH外单位mg/L

2 工艺流程

2.1 工艺流程简图A/A/O工艺流程图(见图1)

2.2 工艺流程概述

A/A/O工艺将焦化废水分三步进行处理:预处理、生物处理、后续处理。

2.2.1 预处理

预处理能部分地除去焦化废水中的油类、悬浮物、COD等物质,是生化处理部分稳定运行的前提。包括重力除油、气浮除油、调节池等工艺。

(1)重力除油

蒸氨废水进入重力除油池,在重力作用下,油水分层,重油沉在底部,轻油浮至除油池表面,重油和轻油由泵收集到集油罐中,废水流入气浮除油池。

(2)气浮除油

重力除油池出水直接进入气浮除油池,进入气浮除油池中的部分废水经泵加压进入溶气罐,在压力溶气罐中溶入压缩空气,充分溶气的废水经减压阀进入气浮池,经释放器将溶于水中的空气释放,废水中的乳化油、胶体微粒与微气泡吸附并浮至气浮池表面,由气浮池刮油机收集到轻油槽中。气浮池出水经管道自流到调节池。

(3)调节池

调节池主要进行废水处理站的内部调节,当生物处理过程不稳定或系统发生故障时,焦化废水将进入调节池贮存。当系统运转正常后,再进行处理。

2.2.2 生化处理

生化处理通过厌氧缺氧好氧工艺对焦化废水中有机物降解及脱氮处理,包括厌氧池、缺氧池、好氧池、二沉池等。

(1)厌氧池

调节池出水由泵送至厌氧池,废水与池中组合填料上生物膜(厌氧菌)充分接触进行生化反应,降解污水中的部分有机物,同时,将大分子的有机物分解为小分子的有机物,提高污水的可生化性,为下段处理创造有利条件。

(2)缺氧池

池中组合填料上的生物膜(兼性菌团)以进水中有机物作为反硝化的碳源和能量,以二沉池出水回流水中的硝态氮为反硝化的氧源,在池中组合填料上生物膜(兼性菌团)作用下进行反硝化脱氮反应,使回流液中的NO2--N;NO3--N转化为N2排出,同时进行无氧呼吸, 降解、去除COD等污染物质。

(3)好氧池

微生物的生物化学过程主要在好氧池中进行的。缺氧池出水流入好氧池,与经污泥泵提升后送回到好氧池的活性污泥充分混合,废水中的氨氮在活性污泥的硝化作用下被氧化成硝态氮,完成生物脱氮作用的硝化过程;而废水中有机物的去除过程是由物化作用和生化作用完成的。物化作用是利用活性污泥中的好氧菌对污水中的酚氰等有机物进行吸附、分解以使污水得到净化。生化作用则是在有氧条件下,好氧菌在其新陈代谢过程中把碳氢化合物氧化分解成CO2和H2O。

(4)二沉池

好氧池的混合液自流进入二沉池,在二沉池中进行泥水分离。二沉池出水经自流管道流到混凝系统,其中一部分出水由泵送到粉焦沉淀池进行熄焦,多余水流到混凝沉淀系统的混合反应池。二沉池分离出来的活性污泥经回流污泥泵提升后,大部分作为回流污泥送回好氧池循环使用,剩余部分作为生化过程中产生的剩余污泥,送污泥浓缩池进行浓缩处理。

2.2.3 后续处理

后续处理进一步降低COD和悬浮物,包括混合反应池、混凝沉淀池、过滤器等。

(1)混合反应池

二沉池部分出水用于熄焦后,其余部分进入混合反应池。混合反应池的前端加入助凝剂PFS(聚合硫酸铁)溶液,在混合搅拌机的搅拌下,进水与PFS溶液短时间内混合均匀,在反应池的出水端,投加助凝剂PAM(聚丙烯酰胺),废水中的悬浮物在助凝剂的作用下形成较大的絮凝体,以便从废水分离出来,经混合反应池出水管道自流到混凝沉淀池进行泥水分离。

(2)混凝沉淀池

在混凝沉淀池中通过重力沉淀泥水分离。分离后的出水通过过滤器外排,沉淀于池底的污泥经管道送污泥浓缩池处理。

(3)过滤器

通过砂滤进一步对后处理排水中的色度、悬浮物等杂质的吸附过滤处理。使出水达到国家一级排放标准。

3 A/A/O工艺原理

污水中的氮主要以有机氮或氨氮形式存在。有机氮可通过细菌分解利用水解转化成氨氮。生物脱氮的基本原理是先通过硝化将氨氮氧化成硝酸氮(NO3-N),再通过反硝化将硝酸氮还原成氮气(N2)从水中逸出。

所谓硝化是指在好氧条件下,水中的氨在亚硝酸菌和硝酸菌的作用下被氧化为硝酸的过程,其反应可表示为:

undefined

C5H7O2N+54NO-2+57H2O+104H2CO3;

undefined

C5H7O2N+3H2O+400 NO-3。

所谓反消化是指在缺氧条件下,水肿硝态氮(NO-3N)在反消化菌的作用下,被还原成氮气的过程。从氧化还原的角度来看,该过程可表示为:

5C(有机)undefinedOH1。

4 工艺运行中的重要控制参数

影响A/A/O生物脱氮工艺运行的因素可分为两种:一是控制生物脱氮效率的高低的基础因素,如污泥负荷、回流比、泥龄等;二是决定生物脱氮过程的成败的环境因素,如 pH值、温度、溶解氧、营养元素等。下面对影响工艺运行成败的环境因素参进行分析。

4.1 pH值

pH值对硝化和反硝化都有一定的影响,由于在硝化过程中有H+产生,水的pH值将下降,当PH值低于7时,硝化速率明显降低,低于6时,硝化反应将停止进行,要使硝化过程正常稳定运行,好氧池混合液必须有足够的碱度。因而需向好氧池投加 Na2CO3来保证池内的酸碱度,投加量按760 mg/L估算,使其池内碱度维持在(80~150)mg/L。根据运行经验,pH值控制在7~8范围内是硝化速率的高效反应区。

4.2 温度的控制

温度是一个较为重要的因素,对硝化细菌的生长和硝化速率有较大影响。亚硝酸菌的最佳生长温度为35℃,低于5℃时则生产停止。硝酸菌最佳生产温度为28℃,低于15℃时,则消化速率迅速降低,约降至最大速率的50%左右,低温时,消化细菌的抵制则更为强烈。因此大多数硝化细菌和反硝化细菌适宜的生长温度在(25~35)℃之间,低于25℃或高于30℃生长减慢。厌氧池、缺氧池为:(30~40)℃,好氧池为:(30~35)℃。

4.3 溶解氧

生物硝化脱氮处理是水中的氨在硝化菌(亚硝酸菌和硝酸菌)的作用下被氧化为硝酸的过程,硝化菌是高度好氧菌,以氧化NH3N或NO2N以获得足够的能量用于生长。溶解氧的高低直接影响硝化菌的生长及活性。当溶解氧升高时,硝化速率亦增加,当溶解氧低于0.5 mg/L时,硝化反应趋于停止。因而好氧池内必须供给足够的溶解氧,硝化反应才能正常进行。根据运行经验,要保持NH3N有较好的去除效果,曝气池内溶解氧的质量浓度应保持在(2~4) mg/L范围内。

4.4 C、N、P源的控制

生物硝化脱氮工艺的关键点在于在好氧池培养出足够的硝化细菌,在培养和驯化硝化菌时,由于污泥驯化刚开始的时候污泥量很小,因此,污泥负荷不能过高,故采用了COD浓度较低的生产废水与投加葡萄糖混合溶液投入到好氧池办法,投入的废水混合液COD浓度控制在(200~350)mg/L;倘若COD浓度高于600 mg/L或低于100 mg/L时,则会产生污泥分散。随着菌胶团、微生物的不断增长,逐渐减少葡萄糖的投入量,同时增加废水的投入量,直至停止投加葡萄糖为止。N源主要来自废水,根据C源的量投加含NH3-N废水,当废水中含氮量极低,不能满足要求时,则以尿素补充;P源来自磷肥Na2H2PO4,投入量视C源而定,其维持比例为C∶N∶P=100∶5∶1。

5 进出水水质去除率对照

进出水水质去除率对照见表3。

6 结束语

A/A/O法是目前处理焦化废水较有效的方法,但该法抗负荷冲击能力较差,应加强各排水工序协调工作,尽可能减少系统水质的波动。

工程应用结果表明A/A/O工艺既能实现脱氮,也能将废水中大量的有机物讲解去除是一种较为理想的废水处理技术,处理后的废水基本上可以达到国家一级排放标准。

采用A/A/O法处理蒸氨后的高浓度废水,挥发酚、氰化物、COD、氨氮去除率分别在99.9%、99.5%、97.1%、95.2%,出水水质平均值挥发酚0.07、氰化物0.09、COD89.9、氨氮2.69,所有指标均达到国家一级排放标准。

摘要：简述焦化废水的来源、特点及A/A/O工艺处理焦化废水的基本原理。结合工程实际介绍了某焦化厂A/A/O工艺处理焦化废水的工艺流程及运行中的主要影响要素。配度值在pH=(0.7～7.5),温度25℃～35℃,溶解氧DO:A池<0.5 mg/L,O池在(2～4)mg/L左右的情况下,挥发酚、氰化物、COD、氨氮去除率分别达到99.9%、99.5%、97.1%、95.2%。运行结果可使出水水质达到《污水综合排放标准》(GB 8978—1996)的一级标准。

A/O脱氮工艺 第9篇

关键词：焦化废水,生物脱氮,A/A/O工艺

焦化废水是在煤高温干馏、煤气净化和化工产品精制过程中产生的废水,其主要来源:一是剩余氨水,它是在煤干馏及煤气冷却中产生出来的废水,其占焦化废水总量的一半以上,是焦化废水的主要来源;二是在煤气净化过程中产生的废水,如煤气终冷水和粗苯分离水等;三是在焦油、粗苯等精制过程中及其它场合产生的废水。焦化废水是含有大量难降解有机污染物的工业废水,其成分复杂,含有大量的酚、氰、苯、氨氮等有毒有害物质。

萍乡钢铁有限责任公司焦化厂原来使用普通生化处理工艺(传统活性污泥法)处理焦化废水,虽然出水的酚、氰、BOD5基本达到排放标准,但氨氮和CODCr值一直很难达标,对沥水河及其下游的其它河流造成较严重的污染。经过多方论证,最后决定以原有的普通生化处理系统为基础,应用A/A/O 工艺对焦化厂废水处理站实施改造。经过污泥培养、驯化、调试运行,外排水中污染物达到了《钢铁工业水污染物排放标准》 GB13456-92) 中的二级标准。

1 改造原则

改造前的废水处理流程如图1所示。原有的两段普通生化处理装置的生化出水中的酚、氰、SS等指标均能达标,只有氨氮和COD未能达标。这次改造是在原普通生化处理工艺的基础上进行相应改造,尽量利用原有设施和设备,以节省投资。

2 工艺方法比较

生物脱氮有多种工艺[1,2],各有自己的优缺点。在焦化废水生物脱氮中A/O工艺和A/A/O工艺(又称A-A-O工艺或A2/O工艺)应用最为广泛[3,4,5,6]。

A/O工艺通过构筑物设置缺(厌)氧段和好氧段,在好氧段发生含氮有机物的氨化、硝化反应,缺氧段发生反硝化反应,从而达到去除有机物和脱氮的目的。该工艺的特点是流程简单,占地少,反硝化时无须外加碳源,易于控制污泥膨胀,但脱氮效率较低,耐冲击负荷能力差[2]。

A/A/O(Anaerobic/Anoxic/Oxic)工艺是在A/O法流程前加一个厌氧段,废水中难以降解的有机物在厌氧段开环变为链状化合物,链长化合物变为链短化合物。由于焦化废水中含有大量的喹啉、吡啶和异喹啉等难降解的化合物,增加厌氧段能提高废水的处理效果。

如果采用A/O工艺对现有普通生化处理工艺进行改造,可将现有普通生化处理工艺中的蒸氨、除油、水质调节以及污泥沉淀和混凝沉淀等设施设备完全利用上,只需将生化曝气设施改造并扩建成反硝化反应池和硝化反应池就可达到脱氮并进一步强化废水处理效果的目的。

对萍乡钢铁有限责任公司焦化厂焦化废水处理工艺而言,由于原有的设备设施偏小,将其改造成A/O型生物脱氮处理工艺有很大难度,好氧池、二沉池、混凝沉淀池和污泥浓缩池需新建。此时, 将其改造成A/A/O型生物脱氮处理工艺,即新建好氧池、二沉池、混凝沉淀池和污泥浓缩池,而事故调节池、厌氧池和缺氧池采用原有的普通生化处理设施处理进行改造,更为适宜。

3 改造方案

3.1 工艺流程

本次改造采A/A/O工艺,该工艺的流程如图2所示。

3.2 脱氮原理

A/A/O工艺的脱氮原理是利用微生物的生物化学作用,将废水中的氨氮经硝化和反硝化反应,转变为无害的氮气而去除。在废水处理过程中,首先进行的是硝化反应,即在好氧条件下,利用细菌将氨氮氧化成硝态氮。硝化反应方程式如下:

$\text{Ν}\text{Η}{}_4^{+}+\frac{3}{2}\text{Ο}{}_2\stackrel{\text{亚}\text{硝}\text{化}\text{菌}}{\to }\text{Ν}\text{Ο}{}_2^{-}+2\text{Η}{}^{+}+\text{Η}{}_2\text{Ο}$

$\text{Ν}\text{Ο}{}_2^{-}+\frac{1}{2}\text{Ο}{}_2\stackrel{\text{硝}\text{化}\text{菌}}{\to }\text{Ν}\text{Ο}{}_3^{-}$

其次进行的是反硝化作用,即利用兼性菌将硝化过程中产生的硝态氮还原为氮气直接逸出,反硝化反应方程式如下:

$\text{Ν}\text{Ο}{}_2^{-}+3\text{Η}\stackrel{\text{反}\text{硝}\text{化}\text{菌}}{\to }\frac{1}{2}\text{Ν}{}_2\uparrow +\text{Ο}\text{Η}$-+H2O

$\text{Ν}\text{Ο}{}_3^{-}+5\text{Η}\stackrel{\text{反}\text{硝}\text{化}\text{菌}}{\to }\frac{1}{2}\text{Ν}{}_2\uparrow +\text{Ο}\text{Η}$-+2H2O

3.3 主要构筑物改造方案

主要构筑物的具体改造方案如表1所示。

重力除油的处理能力为35 m3/h,除去重油和轻油后的废水经除油池出水堰送加气浮选除油处理。进入浮选器废水量约为40 m3/h(其中5 m3/h为溶气水),经进一步除油后依次进入厌氧池、缺氧池和好氧池。在厌氧池和缺氧池布有填料。好氧池为悬浮污泥系统。

改造过程中充分利用了原废水处理站的设备和构筑物,节省投资约200万元左右。

在填料布置中采用了一种组合运用半软性填料和组合填料的新方法,该方法在保证挂膜速度的前提下节省了购买填料的费用。在萍钢焦化废水处理站生物脱氮改造中,只在5格缺氧池中安装了3格组合填料,其余2格缺氧池和整个厌氧池全部安装半软性填料,厌氧池安装半软性填料9988根,缺氧池安装半软性填料9988根,厌氧池和缺氧池共安装半软性填料19976根。目前同规格的半软性填料比组合填料便宜6.9元/根, 因半软性填料和组合填料的使用寿命是2~3年,也就是说组合运用半软性填料和组合填料与单一运用组合填料相比每2~3年就节省填料采购费用13.7834万元。

3.4 主要特点

本次改造具有如下特点。

(1)剩余氨水经过蒸氨塔蒸氨处理后,废水中的氨氮含量下降至300 mg/L以内, 大大减轻了废水处理时生物脱氮的负荷。

(2)自动控制程度高: 在处理工艺中设有流量、温度、液位及压力等测量与控制系统, 便于操作工人操作和控制。如重力除油池内设加热管, 在冬季可调节废水温度, 避免了因废水温度波动大而影响排水水质。

(3)利用原废水中的碳源作为反硝化时的电子供体, 不需外加碳源。

(4)好氧池内装有微孔曝气器, 曝气均匀。

(5)A/A/O 生物脱氮工艺在A/O 工艺的基础上增设了一个厌氧池, 提高了废水的处理效果。

(6)厌氧池内装有半软性填料,缺氧池内装有半软性填料和组合填料,充分利用了这两种填料的优点。

(7)设有事故调节水池, 当焦化废水水质波动较大或外排水超标时, 可调节生化处理系统进水量。

(8)工艺流程较为简单, 属于硝酸型反硝化脱氮。充分利用了原有的设施和设备(详见表1), 基建费用相对较低。

4 运行效果

从出水水质来看,萍乡钢铁有限责任公司焦化厂生物脱氮工艺不论是对酚、氰等污染物还是氨氮都有较高的去除率,远远好于设计要求,具体情况见表2。

废水处理站完成改造后,取得了显著的环境效益。现在处理废水量为21 m3/h,废水处理站改造之前外排废水的平均氨氮含量为650 mg/L,废水处理站改造之后外排废水的平均氨氮含量为0,每年氨氮外排量减少119.574 t。废水处理站改造之前外排废水的平均COD含量为400 mg/L,废水处理站改造之后外排废水的平均COD含量为140 mg/L,每年COD外排量减少47.83 t。

5 结 论

(1)将普通生化处理系统进行改造为生物脱氮处理系统是可行的,比新建生物脱氮处理系统节省投资;

(2)采用基于硝化反硝化法的A/A/O工艺对萍乡钢铁有限责任公司焦化厂焦化废水处理站进行生物脱氮改造能使处理后的废水达标排放,环境效益显著。

参考文献

[1]李晔,胡海.生物脱氮工艺技术的研究进展[J].工业安全与环保,200,326(1):17-19.

[2]季俊杰,王美东,葛丽英,等.污水生物脱氮除磷技术研究进展[J].四川环境,200,322(4):38-40.

[3]傅爱国,王林平.用新工艺处理焦化废水[J].工业安全与环保,200,326(1):15-17.

[4]亓学山,栾兆爱,陈秀忠,等.A-A-O法生物脱氮工艺在焦化废水处理中的应用[J].山东化工,2005,34(2):34-35.

[5]邢洪亮,刘炳升.焦化废水生物脱氮处理技术探讨与应用实例[J].中氮肥,2005(5):41-42.