活性污泥法新工艺
活性污泥法新工艺
北京交通大学
第一小组
辛儒斌、秦渝航、杨崇、刘启红
指导老师:王锦
2014.6.8
活性污泥法新工艺 辛儒斌、秦渝航、杨崇、刘启红
(北京交通大学 北京 100044)
摘要:本文详细介绍了近来来在经典活性污泥法原理基础上发展起来的新工艺,包括氧化沟工艺、AB工艺、SBR工艺、MBR工艺,分别对各种工艺的原理、实际应用、不足及发展进行了深入的分析。
关键词:活性污泥法、氧化沟、SBR
引言
活性污泥法系统已有上百年的历史,在污水处理领域占有相当重要的地位,但是也存在许多问题和缺陷,比如占地多、能耗高、管理复杂等。新工艺系统的改善主要集中在提高充氧能力、增加混合液污泥浓度、强化活性污泥微生物的代谢功能。
近年来发展较成熟的新工艺包括:氧化沟工艺、AB工艺、SBR工艺、MBR工艺等。
1.氧化沟工艺
在污水处理技术中, 生物技术占有极其重要的地位, 至今人们
已开发了多种生物处理技术和工艺,其中氧化沟就是重要的处理技术之一。
氧化沟污水处理工艺是在20世纪50年代由荷兰卫生工程研究所研制成功的。1954年荷兰建成了世界上第一座氧化沟污水处理厂。自20世纪60年代以来,氧化沟技术在世界各地得到迅速推广和应用。我国从20世纪80年代以来也较多地开展了对氧化沟工艺的研究,并在多个城市设计建造了氧化沟污水处理厂。
氧化沟是活性污泥处理工艺的一种变形工艺, 一般不设初沉池, 且通常采用延时曝气。其曝气池呈封闭的环形沟渠形(如图1所示) , 池体狭长, 曝气装置多采用表面曝气器, 污水和活性污泥的混合液在其中做不停的循环流动。
图1 氧化沟工艺流程图
1.1 氧化沟系统的构成
氧化沟系统的基本构成包括: 氧化沟池体, 曝气设备, 进、 出水装置, 导流和混合装置及附属构筑物。
1.1.1氧化沟池体
氧化沟一般呈环形, 平面多为椭圆形或圆形, 四壁由钢筋混凝土制造, 也可以由混凝土或石材作护坡。水深与所采用的曝气设备有关,2.5 m~8m不等。
1.1.2氧化沟曝气设备
曝气设备具有以下功能: 一是供氧; 二是推动水流作不停的循环运动; 三是防止活性污泥沉淀; 四是使有机物、微生物及氧气三者充分混合、接触。主要的曝气装置有:机械曝气机,射流曝气机,导管式曝气机, 混合曝气系统。
1.1.3进(出)水装置
包括进水口、 回流污泥口和出水调节堰等。氧化沟的进水和回流污泥进入点应该在曝气器的上游,使得它们能与沟内混合液立即混合。氧化沟的出水应该在曝气器的下游, 并且离进水点和回流污泥点足够远, 以避免短流。
1.1.4导流和混合装置
包括导流墙和导流板。在弯道设置导流墙可以减少水头损失, 防止弯道停滞区的产生和防止对弯道过度冲刷。通常在曝气转刷上下游设置导流板, 主要是为了使表面的较高流速转入池底, 同时降低混合液表面流速, 提高传氧速率。
1.1.5附属构筑物
如二沉池、 刮泥机和污泥回流泵房等, 这一部分构筑物与传统活性污泥工艺相同。
1.2工程中常用的几种氧化沟及其应用
根据氧化沟的构造和运行特征, 以下介绍几种常用的、 典型的氧化沟系统。
1.2.1 Carrousel氧化沟
Carrousel原指游艺场中的循环转椅(如图2所示)。该工艺为一个多沟串联系统,进水与活性污泥混合后在沟内不停的循环流动。装置采用表面机械曝气器, 每个沟渠的一端各安装一个。靠近曝气器下游的区段为好氧区, 处于曝气器上游和外环的区段为缺氧区, 混合液交替进行好氧和缺氧, 不仅提供了良好的生物脱氮条件, 而且有利于生物絮凝, 使活性污泥易于沉淀。
图2 Carrousel氧化沟
白银市污水处理工程于2005年7月投产,总投资1.1亿元人民币, 日处理生活污水4万m3。工艺采用二级处理, 一级为物理法预处理, 二级为生化处理, 采用卡鲁塞尔氧化沟工艺处理方案。其特点是: 污水经过粗格栅、 细格栅、 沉砂池进行预处理, 然后进入卡鲁塞尔氧化沟曝气池。在曝气池中, 污水和活性污泥( 具有污染物降解功能的生物质絮体) 完全混合, 经过充氧曝气, 使有机物( B OD、 COD 等) 及其他污染物在微生物的作用下得到生物降解。活性污泥形成污泥絮凝团, 经过沉淀可以分离出来。
湖州市北污水处理厂工程总规模为3万m3/d,主要处理湖州市东北部居民小区的生活污水、老城区的部分粪尿水及环渚工业园区的工业废水。氧化沟采用2组立轴曝气式即Carrousel式氧化沟, 每
组设 4条槽,每槽宽6.5m, 长75m, 有效水深3.3 m, 每组氧化沟内设3 台倒伞形曝气器, 设计污泥浓度为3.5g/L.
污泥负荷0.064KgBOD/KgMLSSd,回流倍数为1.0,水力停留时间为20h,污泥龄约为25d。
1.2.2 Orbal氧化沟
Orbal氧化沟一般由3个同心椭圆形沟道组成(如图3所示),由外向内依次为第一沟、第二沟、第三沟,又称外沟、中沟和内沟。污水从第一沟进入,通过水下输入口连续地从一条沟进入下一条沟, 每一条沟都是一个闭路连续循环的完全混合反应器,每沟中的水流在排出之前,污水及污泥在沟内绕了数百圈的循环后再流入下一沟,最后, 污水由第三沟流人二沉池,进行固液分离,回流污泥由二沉池打回第一沟。充氧是通过曝气转碟来完成,这种充氧方式同时也使混合液在各自沟道呈悬浮态的循环。
图3 Orbal氧化沟
延安市污水处理厂由同济大学设计,采用Orbal型氧化沟工艺。主要处理新、老城区所有的生活污水和工业废水,服务人口: 近期为 14万,远期为17万。2003年5月开始进行活性污泥的培养和驯化。
中国石化股份有限公司广州分公司二期工程污水处理选用了Or bal氧化沟工艺。含油废水经过预处理后,进入Orbal氧化沟。废水平均流量:500 m3/h,氧化沟污泥浓度为4.3g/L,三沟的平均溶解氧分配为0.24/1.25/2.88。经实际运行证实,该氧化沟去除有机物、硫化物、挥发酚和石油类污染物的效率很高,达到85%以上,并且具有一定的脱氮效果。
1.2.3 交替工作氧化沟
由丹麦Kruger公司开发,有2池(如图4所示)和3池(如图5所示) 两种交替工作氧化沟系统。由图可见,2池交替氧化沟由容积相同的A、B两池组成,串联运行交替作为曝气池和沉淀池,勿需设污泥回流系统。该系统必须安装自动控制系统,以控制进、出水的方向, 溢流堰的启闭以及曝气转刷的开动与停止。
图4 2池交替工作氧化沟
邯郸市东污水处理厂引入丹麦技术建成了一套规模为10万m3/d的3沟交替工作氧化沟系统(如图5),该系统两侧的 A、C两池交替地作为曝气池和沉淀池,中间的B池则一直作为曝气池,原水交替地进入A池或C池,处理水则相应的从作为沉淀池的C池和A池流出。经适当运行,该系统可取得优异的BOD 去除与脱氮效果, 且勿需污泥回流系统。
图5 3池交替工作氧化沟
1.3氧化沟工艺存在的缺陷
尽管氧化沟具有出水水质好、抗冲击负荷能力强、除磷脱氮效率高、污泥易稳定、能耗省、便于自动化控制等优点。但是,在实际的运行过程中,仍存在一系列的问题。
1.3.1污泥膨胀问题
当废水中的碳水化合物较多,N、P含量不平衡,pH值偏低,氧化沟中污泥负荷过高,溶解氧浓度不足,排泥不畅等易引发丝状菌性污泥膨胀;非丝状菌性污泥膨胀主要发生在废水水温较低而污泥负
荷较高时。微生物的负荷高,细菌吸取了大量营养物质,由于温度低,代谢速度较慢,积贮起大量高粘性的多糖类物质,使活性污泥的表面附着水大大增加,SVI值很高,形成污泥膨胀。
针对污泥膨胀的起因,可采取不同对策:由缺氧、水温高造成的,可加大曝气量或降低进水量以减轻负荷,或适当降低MLSS(控制污泥回流量),使需氧量减少;如污泥负荷过高,可提高MLSS,以调整负荷,必要时可停止进水,闷曝一段时间;可通过投加氮肥、磷肥,调整混合液中的营养物质平衡(BOD5:N:P=100:5:1);pH值过低,可投加石灰调节;漂白粉和液氯(按干污泥的0.3%~0.6%投加),能抑制丝状菌繁殖,控制结合水性污泥膨胀。
1.3.2泡沫问题
由于进水中带有大量油脂,处理系统不能完全有效地将其除去,部分油脂富集于污泥中,经转刷充氧搅拌,产生大量泡沫;泥龄偏长,污泥老化,也易产生泡沫。用表面喷淋水或除沫剂去除泡沫,常用除沫剂有机油、煤油、硅油,投量为0.5~1.5mg/L。通过增加曝气池污泥浓度或适当减小曝气量,也能有效控制泡沫产生。当废水中含表面活性物质较多时,易预先用泡沫分离法或其他方法去除。另外也可考虑增设一套除油装置。但最重要的是要加强水源管理,减少含油过高废水及其它有毒废水的进入。
1.3.3污泥上浮问题
当废水中含油量过大,整个系统泥质变轻,在操作过程中不能很好控制其在二沉池的停留时间,易造成缺氧,产生腐化污泥上浮;当曝气时间过长,在池中发生高度硝化作用,使硝酸盐浓度高,在二沉池易发生反硝化作用,产生氮气,使污泥上浮;另外,废水中含油量过大,污泥可能挟油上浮。
发生污泥上浮后应暂停进水,打碎或清除污泥,判明原因,调整操作。污泥沉降性差,可投加混凝剂或惰性物质,改善沉淀性;如进水负荷大应减小进水量或加大回流量;如污泥颗粒细小可降低曝气机转速;如发现反硝化,应减小曝气量,增大回流或排泥量;如发现污泥腐化,应加大曝气量,清除积泥,并设法改善池内水力条件。
1.3.4流速不均及污泥沉积问题
在氧化沟中,为了获得其独特的混合和处理效果,混合液必须以一定的流速在沟内循环流动。一般认为,最低流速应为0.15m/s,不发生沉积的平均流速应达到0.3~0.5m/s。氧化沟的曝气设备一般为曝气转刷和曝气转盘,转刷的浸没深度为250~300mm,转盘的浸没深度为480~ 530mm。与氧化沟水深(3.0~3.6m)相比,转刷只占了水深的1/10~1/12,转盘也只占了1/6~1/7,因此造成氧化沟上部流速较大(约为0.8~1.2m,甚至更大),而底部流速很小(特别是在水深的2/3或3/4以下,混合液几乎没有流速),致使沟底大量积泥(有时积泥厚度达1.0m),大大减少了氧化沟的有效容积,降低了处
理效果,影响了出水水质。
加装上、下游导流板是改善流速分布、提高充氧能力的有效方法和最方便的措施。上游导流板安装在距转盘(转刷)轴心4.0处(上游),导流板高度为水深的1/5~1/6,并垂直于水面安装;下游导流板安装在距转盘(转刷)轴心3.0m处。导流板的材料可以用金属或玻璃钢,但以玻璃钢为佳。导流板与其他改善措施相比,不仅不会增加动力消耗和运转成本,而且还能够较大幅度地提高充氧能力和理论动力效率。
另外,通过在曝气机上游设置水下推动器也可以对曝气转刷底部低速区的混合液循环流动起到积极推动作用,从而解决氧化沟底部流速低、污泥沉积的问题。设置水下推动器专门用于推动混合液可以使氧化沟的运行方式更加灵活,这对于节约能源、提高效率具有十分重要的意义。
2 AB工艺
2.1 AB工艺简介
AB法污水处理工艺是20世纪70年代由联邦德国亚琛工业大学的B.Bohnke教授在传统的两段活性污泥法(初沉池+活性污泥曝气池)和高负荷活性污泥法的基础上提出的一种新型的超高负荷活性污泥法——生物吸附氧化法,AB工艺是德文的简称,该工艺不设初沉池,由A段和B段二级活性污泥系统串联组成,并分别有独立的污泥回流系统。AB工艺其突出的优点是A段负荷高,抗冲击负荷
能力强,特别适用于处理浓度较高、水质水量变化较大的污水,AB法自问世以来发展很快,目前,国内已有多个城市污水处理厂采用了AB法工艺。
传统的活性污泥法污水处理工艺相比较,AB工艺的主要特征是:
(1)AB工艺不设初沉池,污水经格栅、沉砂池之后直接进入A段曝气池。
(2)A段由吸附池和中间沉淀池组成,B段则由曝气池和二次沉淀池组成。A段和B段各自拥有独立的污泥回流系统,两段完全分开,每段能够培育出各自独立的、适于本段水质特征的微生物种群。 (3)A段和B段分别在负荷相差极为悬殊的情况下运行,A段以高负荷运行,负荷通常为2kgBOD5/(kgMLSS・d)~6kgBOD5/(kgMLSS・d),污泥泥龄约0.5d,水力停留时间一般在30min,B段曝气池以低负荷运行,负荷通常为0.15kgBOD5/(kgMLSS・d)~0.30kgBOD5/(kgMLSS・d),污泥泥龄为15d~20d,水力停留时间为2h~3h。
图6 AB法工艺流程
2.2 AB法污水处理工艺基本原理
2.2.1 A段的微生物及运行机理
相比传统活性污泥法,AB法在技术上的主要突破是A段。A段前省去了初沉池,污水由城市排水管网经格栅和沉砂池直接进入A段,A段在污泥负荷高达2kgBOD5/(kgMLSS・d)~6kgBOD5/(kgMLSS・d)、水力停留时间为30min、DO为好氧(2mg/L)或微氧(0.2mg/L~0.7mg/L)、短泥龄(0.5d~0.7d)的条件下运行。由于在排水管网中发生细菌的增殖、适应和选择等生物学过程,使原污水中出现生命力旺盛的能适应原污水环境微生物群落,A段充分利用了原污水中存在的生物动力学潜力,成为一个开放性生物动力学系统。实际上将城市排水管网和污水处理厂共同构成一个处理系统,经测定表明由沟渠系统恒定流入A段的微生物占A段微生物总量的15%左右。A段的高负荷和低泥龄决定了只有那些快速增长和增殖的原核微生物才能够生存并占主要地位,由于其世代较短且处于对数增长期,因而繁殖速度相当快,数量急剧增加,且原核微生物体积小,表面积与体积比值高,所以原核微生物具有较大的代谢活性和大的营养储存容量。Bohnke教授认为在降解聚合物的生理活性方面,A段细菌要比B段细菌高90%左右。Bohnke教授还以遗传物质脱氧核糖核酸(DNA)作为生物活性的指标,比较了A,B两段及普通活性污泥法系统中污泥的活性。结果表明:
AB法A段污泥的DNA含量(为MLSS含量的20.03%)较B段(18.97%)高,A,B两段污泥的DNA含量均比普通活性污泥法(14.15%)高。A段的微生物还具有极高的密度,Bahr教授认为A段的细菌密度是B段的20倍。年跃刚则认为A段微生物的选择性、变异适应性、外源补充性和快速增殖性构成A段微生物学的主要特点。
A段对有机物的去除机理,以细菌的絮凝吸附作用为主。这与传统的活性污泥法有很大的不同。絮凝、沉淀机理静态试验表明:污水中存在大量已适应污水的微生物,这些微生物具有自发絮凝性,形成“自然絮凝剂”。当污水中的微生物进入A段曝气池时,在A段内原有的菌胶团的诱导促进下很快絮凝在一起,絮凝物结构与菌胶团类似,使污水中有机物质脱稳吸附。
在A段曝气池中,“自然絮凝剂”、胶体物质、游离性细菌、SS、活性污泥等相互强烈混合,将有机物质脱稳吸附。同时,A段中的悬浮絮凝体对水中悬浮物、胶体颗粒、游离细菌及溶解性物质进行网捕、吸收,使相当多的污染物被裹在悬浮絮凝体中而去除。水中的悬浮固体作为“絮核”提高了絮凝效果。由于原核微生物体积小、比表面积大、繁殖速度快、活力强,并且通过酶解作用改变了悬浮物、胶体颗粒及大分子化合物的表面结构性质,造成了A段活性污泥对水中有机物和悬浮物有较强的吸附能力。一般城市污水中所含的BOD和COD约50%以上是由悬浮固体(SS)形成的。
A段的絮凝吸附作用使其对污水中非溶解性有机物的去除效率
很高。中国市政华北设计院结合某城市污水处理工程所做实验表明:A段中絮凝去除的BOD占A段总去除BOD的65%左右,增殖导致的去除约占35%。年跃刚等则报道:在A段,以吸附、吸收的形式被去除的有机物,占总去除量的90%左右,而氧化作用只占约10%左右。吸附在活性污泥上的有机物,以剩余污泥的方式排出系统。由于A段能充分利用原污水中繁殖能力很强的微生物并不断进行更新,而且A段的水力停留时间和泥龄均很短,缺乏污泥充分再生的有利条件,只有部分快速降解的有机物得以氧化分解,因此,A段中的MLSS大部分由原污水中的悬浮固体组成,而靠生物降解产生的MLSS量仅占小部分,增殖作用去除的BOD基本上是溶解性BOD。由于A段对有机物的去除机理以絮凝吸附作用为主,以及短泥龄等的特点,使A段的剩余污泥产量较大,比初沉池高出30%,约占整个系统的80%左右,且有机物含量高。
2.2.2 B段的微生物及运行机理
B段曝气池是AB法工艺中的核心部分,它的状态好坏与否将直接影响到出水水质,B段去除有机污染物的方式与普通活性污泥法基本相似,主要以氧化为主,难溶性大分子物质在胞外酶作用下水解为可溶的小分子,可溶小分子物质被细菌吸收到细胞内,由细菌细胞的新陈代谢作用而将有机物质氧化为CO2,H2O等无机物,而产生的能量储存于细胞中。B段曝气池为好氧运行,因此它所拥有的生物主要是处于内源呼吸阶段的细菌、原生动物和后生动物,B段的低污
泥负荷和长泥龄为原生动物的生长提供了很好的环境条件,而原生动物的大量存在对游离性细菌的去除又有很好的作用。同时由于A段的出水作为B段的进水,水质已相当稳定,为B段微生物种群的生长繁殖创造了有利条件。其数量也比同负荷下的一级活性污泥法多。因为B段去除有机污染物的机理主要以氧化为主,而高级生物的内源呼吸作用要比低级生物强,所以B段产生的剩余污泥量很少。
试验证明,B段和一级活性污泥法的污泥负荷相同时,其污泥量仅有一级法的1/4~1/3,同时由于B段内原生动物和后生动物对其他微生物的吞噬作用,当污泥浓度相同时,B段的污泥龄要比一级法的污泥龄长。
2.3 AB法污水处理工艺的特点
2.3.1 AB法污水处理工艺活性污泥的沉降性能
沉降性能的好坏是衡量一个工艺优良与否的重要标志,
AB法污泥的沉降性能非常良好,是该工艺的一大显著特点。A段污泥的SVI值通常为40~60左右,B段污泥的SVI值也均在100以下,基本没有污泥膨胀的现象发生。据报道,日本N和OW污水处理厂污泥沉降性能一直较差,丝状菌较多,取消初沉池改以AB法运行后,曝气池中的丝状菌消失,沉降效果明显好转。德国的Soers污水处理厂改造单级活性污泥法为AB法运行后,也很好地消除了污泥膨胀问题。以AB法运行的污水处理厂在实际生产中还发现A段常形成粗大的“辫状”“梅花枝”状的污泥,通常认为是由A段中
细菌产生的黏液物质(荚膜和黏液层)黏附了城市污水中的一些纤维物质,从而形成的紧密的污泥絮体。“辫状”“梅花枝状”污泥具有极佳的沉降性能。
A段污泥之所以沉降性能良好,通常认为由于A段存在大量世代时间短的絮凝体形成菌及悬浮固体,使得A段具有较强的固定酶和微生物的能力,絮凝体形成菌大量地繁殖而形成密实的絮凝体,以及细菌胞外多糖物质的粘附,其包埋固定作用使活性污泥中的酶的浓度和微生物密度大大提高,因而絮凝体整体上具有良好的沉降性能。另一方面,A段以超高负荷运行时,虽然有机物的浓度高到足以使细菌处于对数增长期,使细菌具有最大的动能,但负荷太高又导致DO成为限制性因素,使细菌无法达到零级反应;并且已形成的絮体的网捕、吸附作用,束缚了细菌的运动,降低了动能,极大地减少了分散生长的细菌,因此,不会造成污泥分散生长的情况。同时,由于不设初沉池,可以消除因污水腐化所引起的丝状菌膨胀现象。而且下水道污水中的悬浮固体未经沉淀就直接进入A段,在活性污泥细菌细胞外多糖类黏性物质的作用下,悬浮固体被黏附在菌胶团上,增大了絮体的颗粒粒度和密度,从而改善了沉降性能。而A段强大的调节和缓冲作用,又使得进入B段的水质相当稳定,特别适合B段曝气池中占优势的原生、后生动物生长,而不利于丝状菌增殖。另一方面,
B段一般在0.15kgBOD/(kgMLSS・d)~0.30kgBOD/(kgMLSS・d)的负荷下好氧运行,既不是低负荷,也不是低DO状态,所以无污泥膨胀之虞。
2.3.2 AB法工艺的稳定性
由于A段的存在使得AB法工艺的抗冲击能力很强,主要原因包括下列几点:
A段中起主导作用的是物化和生物絮凝过程,因而对冲击负荷的敏感性较小,去除效果稳定;
A段污泥主要是以进水中细菌为接种而繁殖,并且泥龄很短、更新快,进水中的细菌已适应原水质,抗冲击力较强,因此污泥无需驯化即可很快恢复正常状态。
低负荷运行的B段,活性污泥混合液自身具有很大的稀释缓冲能力和解毒能力。
A段对B段的影响.
在AB法工艺中,A段具有高效和稳定的特点。A段的存在无疑对B段的运行带来了良好的影响,主要有以下几点:
(1)可使B段的运行负荷减少40%~70%,因此在给定的容积负荷下,活性污泥曝气池的总容积可减少到45%左右。
(2)原污水的浓度变化在A段得到明显的缓冲,使B段只有较低的、稳定的污染物负荷,污染物和有毒物质的冲击对B段的影响减小,从而保证了污水处理厂的净化效果。
(3)由于A段对部分氮和有机物的去除,以及B段泥龄的加长,改善了B段硝化过程的工艺条件,硝化效果得以提高。
AB法工艺有很强的稳定性,是AB法工艺另一明显特点,主要是由于A段有较强的抗冲击能力,而A段的存在,又能使B段免受冲
击,使得整个工艺稳定性很强。A段污泥靠进水中细菌接种而繁殖,泥龄短、更新快、适应性强、且进水中的细菌已适应原水水质,又由于其去除机理中起主导作用的是物化和生物絮凝过程,因而对冲击负荷的敏感性较小,抗冲击能力较强,当A段微生物菌群受到外界冲击影响时,污泥无需驯化即可很快恢复正常状态。据报道,淄博市污水处理厂在1994年曾遇到过一次pH<2的酸性水进水过程,时间为2h,进入处理工艺的酸性水水量在10000m3左右,而该厂的中沉池和A段曝气池的池容总共为16000m3。按常规这些酸性水足以使A段曝气池、中沉池的pH值降低。但实际生产中,A段曝气池和中沉池的出水却显示为中性。除酸性水外,该系统也多次遇到过pH≥14的碱性进水,运行结果表明,碱性水也同样未对A段曝气池的状态造成大的影响。深圳滨河污水处理厂在1999年的数据显示其进水COD的范围在300~2500之间,水质变化很大,而出水COD值曲线很平缓,均在500以下。德国Krefeld污水厂也曾连续3d出现过pH降低的现象,一度下降到1左右,而A段出水只是微小的向下波动,B段出水始终正常。Borken污水厂的AB法试验设备受到过延续数小时的pH最低为2的酸性冲击,未对A段产生破坏性影响。Bonhke教授在Krefeld污水厂的试验表明:在pH值从7降到1并持续1h后,出水pH没有明显波动。A段中的细菌受损后能很快恢复,Bohnke教授根据细菌分裂周期和世代计算出,当90%的细菌受到不良影响失活或受到损害时,在3个世代时间内,活性原核生物的数量就能恢
复。而原污水的浓度变化冲击负荷在A段得到明显的缓冲,使得B段只有较低的稳定的污染负荷,污染物和有毒物质的冲击对B段的影响不大,同时低负荷运行的B段活性污泥混合液自身具有很大的稀释缓冲能力和解毒能力,从而保证了污水的净化效果。但AB系统的稳定性一样具有相对性,
A段耐冲击负荷试验研究表明:低pH冲击可对系统产生破坏性影响,其破坏程度依赖于pH冲击时间的长短;瞬间和短时间(10min)的pH冲击,不会对系统产生破坏性影响,较长时间(50min)的pH冲击,会对系统产生破坏性影响。
2.4 AB法的脱氮除磷
2.4.1 AB法工艺的脱氮效果
AB法工艺的A段对污水中有机物的去除率一般高于对氨氮的去除率,这样,污水经A段处理以后,出水BOD5/N值降低,从而有望增大硝化菌在B段活性污泥中的比率和硝化速度。这对于系统硝化作用的完成是有利的。但是AB法工艺仅完成了硝化功能,虽然可去除氨氮,但硝酸盐的存在依然会导致水环境的污染。常规AB法工艺的总氮去除率约为30%~40%,其脱氮效果虽较传统一段活性污泥法好,但出水尚不能满足防止水体富营养化的要求。当需要AB法工艺去除总氮时,就必须进行反硝化。一般认为两段活性污泥法往往不能达到满意的反硝化效果,因为进入第二段曝气池污水中的有机物含量过低,不利于反硝化的正常进行。反硝化所需的BOD5/N比值,根据反硝化方程
式可知,每去除1mg的氮至少需要2.86mg的氧,所以理论上BOD5/N≥2.86才能保证反硝化的顺利进行。Bohnke对德国多家AB法污水处理厂的研究认为,这个结论对于传统的两段活性污泥法系统可能是合适的,但对AB法而言,污水经过A段处理后,大部分的不溶解性物质通过吸附、絮凝和沉淀而被去除,而那些相对容易降解的溶解性物质其相当一部分流过A级,进入低负荷B段。而且,当A段以兼氧方式运行时,污水中长链的难分解的基质可被打开分解成短链的化合物,即某些难生物降解的有机物能在兼氧条件下转化成易降解物,从而改善A段出水的可生化性,有利于B段的反硝化作用以及对有机物的进一步去除,据此认为低负荷的B段能有效完成硝化功能,同时对反硝化来说亦有足够易生物分解的、主要以溶解态存在的有机物。
因此,A段出水BOD5/N比值在3左右就足以保证反硝化效果。迄今为止对于BOD5/N值为3就足以保证反硝化的问题尚有争议,因为上述比值仅是理论值,不少学者认为进行反硝化所需的BOD5/N值,不宜
Bohnke教授的关于污水经A段处理后的BOD5/N比值仍能满足反硝化要求的结论,是在对多家德国AB法工艺污水处理厂调研的基础上得出的。那么,该结论是否适用于我国城市污水的水质呢?这是一个值得研究的问题。
笔者认为,AB法工艺污水厂的B段污水是否有足够的反硝化碳源,应根据具体的情况而定,如A段对BOD5和氮的去除率;污水水质,特别是氮含量、BOD5和COD的组成情况等。在设前置反硝化系统时,
内循环的混合液带进的溶解氧将首先消耗部分BOD5,对这一不利因素也需加以考虑。我国城市污水中工业污水的比重往往较大,即使A段在兼氧运行时有些难降解有机物仍难以转化为易降解有机物。对于某种特定的城市污水的BOD5/N比值是否能满足反硝化的要求,应根据具体的试验来确定,而并非是一个定值。
实际上,对于某些城市污水来说,即使进水中的有机物全是易降解的也难以满足脱氮除磷的要求。AB法工艺的A段对BOD5、COD的去除率可高达60%~70%,在这种情况下,将B段改进为生物脱氮系统时,很可能面临碳源不足的问题。解决碳源不足的方法一般有两种:一是从系统外补加碳源。可投加甲醇或选择含易生物降解COD组分高的工业废水与城市污水混合;二是从系统内部寻找碳源,可采取的措施包括:
(1)将污泥消化液回流至B段。
(2)调节A段运行,降低对BOD5、COD的去除率,若原污水有机物浓度较低,还可超越A段,污水直接进入B段改进的脱氮除磷系统等。
2.4.2 AB法工艺的除磷效果
根据有关文献报导,AB法的除磷效果明显高于传统一段活性污泥法。当A段按好氧状态运行时,A段的磷去除率可达到35%~50%,是常规一段活性污泥法的两倍以上,常规AB法工艺过程磷的总去除率可达到50%~70%。AB法工艺对磷的去除一般认为主要是依靠A段的絮凝吸附作用,一般城市污水中约30%的总磷是以悬浮(胶体)状
态存在的,随着生物絮凝吸附作用的发生,大部分不溶解性磷和部分溶解性磷可以得到去除;也有研究者认为A段中存在聚磷菌,聚磷菌超量吸磷对磷的去除起一定作用,主要依据是溶解氧浓度的变化对A段除磷有很大影响,这与除磷菌的除磷特性相一致,理论基础是取消初沉池后,原污水中的微生物实际上是在厌氧/缺氧(沟渠或管道)和好氧(A段曝气池)选择性环境下生长,而这种环境非常适于聚磷菌的生长,当污水进入A段好氧环境后,可出现较明显的过度吸磷特征。A段是否存在聚磷菌过度吸磷作用还需进一步研究确认。污水经过A段处理进入B段后,通过微生物机体的合成可进一步去除部分剩余的磷。 与AB法工艺对氮的去除相似,虽然常规AB法工艺对磷的去除率高于传统活性污泥法,但是出水磷含量一般达不到现行污水排放标准,无法满足防止水体富营养化的要求。
2.4.3 反应容积问题
AB法工艺B段的水力停留时间一般为2~6h。在如此短的时间内,是难以完成脱氮除磷功能的。所以,在将AB法工艺改进为具有脱氮除磷效果的工艺时,通常需要对原有设施进行改建和扩建,以满足脱氮除磷过程所必需的反应容积
2.4.4 AB法脱氮除磷功能强化
根据城市污水脱氮除磷的机理,要将无脱氮除磷功能的城市污水处理厂改建为具有脱氮除磷效果的污水处理厂必须具备三个条件。第
一,要提供脱氮除磷过程所必需的足够的碳源;第二,要提供脱氮除磷反应所必需的反应容积;第三,要提供脱氮除磷过程所必需的缺氧、厌氧、好氧环境。对AB法氮磷脱除功能强化,常规的作法主要是将B段改为A/O生物脱氮工艺、A/O生物除磷工艺、A2/O生物脱氮除磷工艺或辅以物化处理措施,以上改进通常需对原有设施进行不同规模的改建或扩建。也可通过运行方式的改变对AB法进行改进,如采用间歇曝气工艺,可在充分利用原有设施的基础上,由曝气方式的改变,达到氮磷脱除功能强化的目的[总之,对于AB法工艺的改造,应根据各污水厂的具体情况,如处理流程,进水水质等,作出适当的改进措施,使原有设施与生物脱氮除磷工艺或物化处理工艺有机结合起来,以提高出水水质,达到污水排放标准的要求。
2.5 工程实例
淮安市四季青污水处理厂二期工程总投资8915万元,设计规模
6.5万吨/日,二极处理采用AB法处理工艺,由中国市政工程华北设计研究院和丹麦克鲁格公司共同设计,荣获国家2002年度“市政金杯示范工程”称号。
广州市猎德污水处理厂是广州市污水治理规划中的第二座大型现代化城市污水处理厂,位于广州市天河区猎德村以东、华南大桥珠江北岸,占地面积39万平方米,主要负责收集处理珠江前航道以北的大部分市中心区,包括西濠涌、沿江自排系统、东濠涌、二沙岛及天河区的部分污水,服务面积为150平方公里,服务人口约215万
人。猎德污水处理厂归属广州市市政污水处理总厂(广州市污水治理有限责任公司)直接管理。
一期AB工艺中,污水经过沉砂处理后流入A级生物处理系统进行短时的曝气、沉淀,以减轻B级生物处理系统的污染物负荷。曝气池内, 污水中的有机物被池内的活性污泥分解,活性污泥由多种微生物群落组成,在有氧的环境下微生物以污水中的污染物为食,并不断生长繁殖,污水由此得以净化。
青岛市海泊河污水处理厂建于1993年,二级处理工艺为AB法即两段活性污泥法。1999年2月10日,该厂污水回用工程试车成功(以二级处理后的出水为污水回用工程的进水水源)。
3.SBR工艺
3.1 间歇式活性污泥法(SBR)
间歇式活性污泥法又称做序列间歇式〔或序批式〕活性污泥法(Sequencing Batch Reactor,简称SBR法),其运行工况是以间歇操作为主要特征的。所谓序列间歇式有两种含义:
一、是运行操作在空间上是按序排列的、间歇的。间歇反应器至少为两个池或多个池,污水连续按序列进入每个反应器,它们运行时的相对关系是有次序的,也是间歇的
二、是对于每一个SBR来,运行操作在时间上也是按次序排列的间歇的,一般可按运行次序分为进水、反应、沉淀、排水和闲置阶段。
3.1.1传统SBR工艺流程
传统SBR工艺流程如下图7所示
:
图7 SBR工艺流程图
① 一个池中:进水、反应、沉淀、出水、排泥等环节;
② 可以在不同的时间段进行不同的反应,微生物在最佳环境下工作; ③ 静止沉淀,效果特别好;
④ 空间上完全混合,时间上推流反应,耐冲击负荷,处理水质好; ⑤ 流程简单、反应沉淀合二为一,无需污泥回流,SVI低,污泥不易膨胀;
⑥ 借助电动阀、液位计、计时器、PLC实现全自动控制;
⑦ 具备同步降解有机物、脱氮、除磷的功效;关键是如何划分时间段。
3.1.2传统SBR工艺工作原理
SBR工艺由五部分组成, 第一部分为进水阶段, 待处理的污水引入反应器内与活性污泥混合,间断地鼓入空气进行曝气, 让微生物逐渐适应污水中有毒物质。第二部分反应阶段, 连续地鼓入空气进行曝气,控制DO在2.0mg/L以上, 污染物质吸附在活性污泥表面, 在设定的反应时间内被氧化分解。第三部分为污泥沉降阶段, 这个阶段
停止曝气, 混合液处于静止状态, 逐渐澄清。活性污泥则沉积在反应器底部。第四部分为清夜移出阶段, 反应器上层清液通过导向阀排出,进行下一步处理。第五部分为污泥闲置阶段,间断地鼓入空气进行曝气活化污泥, 准备进入第二轮循环反应。
在一个单池中完成进水、曝气反应、沉淀、排水、排泥等多个环节,如果要连续处理,需要多个池子配合工作。下图为4池3周期时间分配方案。
3.1.3SBR工艺的优点
SBR工艺之所以有能够日益受到重视,并广泛应用,是由于其运行方式的特殊性,使其具有一系列连续流系统无法比拟的优点(操作灵活性):
① 进水时搅拌,有稀释作用、均衡水质、抗冲击负荷、无调节水量作用;
② 进水阶段不供氧,有水解酸化作用、可提高可生化性,同时缺氧脱氮、缺氧释磷,利于后续好氧吸磷。
③ 待机阶段适当曝气,达到污泥再生、稳定、减量目的。
④ 控制排泥频率,保持X浓度较高,实现低负荷运转,处理效果好。 ⑤ 供氧方式可以微孔曝气、射流曝气,不同时段DO量易控制。 ⑥ 自控系统及电动阀门增加了成本。
3.2 SBR的发展及演变工艺 为克服SBR法的缺点,人们对SBR工艺不断改进。如今出现了许多改进型SBR工艺,主要有连续进水周期循环延时曝气活性污泥法(ICEAS)、连续进水分离式周期循环活性污泥法(IDEA)和不完全连续进水周期循环活性污泥法(CASS、CAST或CASP)、UNITANK工艺等。
由于SBR在运行过程中,各阶段的运行时间、反应器内混合液体积的变化以及运行状态等都可以根据具体污水的性质、出水水质、出水质量与运行功能要求等灵活变化。对于SBR反应器来说,只是时序控制,无空间控制障碍,所以可以灵活控制。因此,SBR工艺发展速度极快,并衍生出许多种新型SBR处理工艺。
3.2.1ICEAS工艺(间歇循环延时曝气)
经典SBR反应器的间歇运行会带来曝气、搅拌、排水等设备的利用率不高的问题。考虑到其间歇进水给操作带来的麻烦因而进行了改进,工艺上采用连续进水、间歇排水的运行方式。ICEAS工艺,每个池子分为预反应区和主反应区两部分,预反应区一般处于缺氧状态,主反应区是曝气反应的主体。采用连续进水系统,减少了运行操作
的复杂性,故适用于较大规模的污水处理。
图8 ICEAS循环过程
与经典SBR工艺相比, ICEAS工艺的优缺点有 :
a. 控制简单:连续进水,不用进水阀门之间切换,适用于较大型 污水处理厂。
b.推流性能:由于连续进水, ICEAS部分丧失了SBR的理想推流和对难降解物质去除率高的优点,而且不易控制污泥膨胀的发生,应设置选择区。
c.沉淀性能:ICEAS的沉淀会受到进水扰动,破坏了其成为理想沉淀的条件。克服扰动的措施——将池设计成长方形。
3.2.2 CASS(CAST,CASP)工艺——循环式活性污泥法
CASS工艺是在ICEAS工艺的基础上开发出来的。一定程度上改进了ICEAS工艺污泥膨胀及沉淀扰动的问题。
通常CASS分为三个反应区:生物选择器(DO0.5mg/L)、好氧区(DO=(2~3)mg/L。 CASS工艺包括充水-曝
气、充水-泥水分离、滗水和充水-闲置等四个阶段。
图9 CASS反应池图
CASS工艺运行时边进水边曝气,同时将主反应区的污泥回流至生物选择器。在沉淀阶段停止曝气,但是在沉淀过程中不仅不停止进水,而目污泥回流系统也不停止 。与ICEAS相比,预反应区容积较小,并设计成更加优化合理的生物选择器,而且增加了活性污泥的回流。
与经典SBR工艺相比, CASS工艺的特点有 :
1、稳定性:生物选择器的设置加强了微生物对磷的释放、反硝化、对有机物的吸附吸收等作用,增加了系统运行的稳定性。
2、污泥回流:在主反应池末端设有潜水泵,污泥通过潜水泵不断从主曝气区抽送至生物选择器中。污泥回流可以有效防止污泥膨胀的产生。
3、经济性比较:与经典SBR相比,CASS工艺设污泥回流,增加了
系统运行费用。且CASS工艺要求的自动化程度更高。
3.2.3UNITANK工艺
UNITANK工艺是1987年INTERBREW与KU Leuven基于三沟式氧化沟结构提出的一种活性污泥法污水处理新技术,该工艺集合了传统活性污泥法和 SBR 运行模式的优点,把连续系统的空间推流与 SBR 法的时间推流生化处理过程合二为一,整个系统连续进水和连续出水,而单个池子相对为间歇进水和间歇排水,通过灵活的时间和空间控制,适当改变曝气搅拌方式和增大水力停留时间,可达到脱氮除磷效果 。
图10 反应器结构图
UNITANK工艺与其它SBR最大不同之处在于可在恒定水位下连续运行。
图11 好氧处理系统
UNITANK工艺优点:
1、高效性:系统中反应池有效容积能得到连续使用,不需设置闲置阶段,出水堰是固定的,不需设置浮式撇水器。
2、经济性:(1)三个矩形池之间水力相通,中间池壁不受单向水压,所以土建省,占地也很省;(2)各池之间采用渠道配水,并在恒水位下交替运行,减少管道、阀门、水泵等设备的数量,水头损失小,降低了运行成本。
UNITANK工艺存在的问题:
a.无专门的厌氧区,磷去除效果不理想;
b.系统管道布置复杂,需要大量的电动进水与空气阀门以及剩余污泥阀门,切换过于频繁,故需要较高的自动监测和自动控制水平; c.边池总有一段时间兼作沉淀池,而中池总作为曝气池,污水从池子第一池朝第三池流动时,把大量污泥带入到第三池中,从而造成边池污泥浓度远远高于中池,导致池容利用率和处理能力降低。
d.缺乏准确的数学模型来实现 UNITANK 系统更高层次的自动控制;
3.2.4 DAT-IAT工艺
DAT-IAT(Demand Aeration Tank — Intermittent Aeration Tank。需氧池—间歇曝气池)工艺是以SBR(序批式活性污泥法)工艺为基础,在满足连续进水的情况下,将连续曝气池和间歇曝气池串联而
成的一种新的污水处理工艺。
图12 反应器结构图
如上图所示,DAT-IAT工艺主体构筑物是由两个串联的反应池组成,即需氧池(Demand Aeration Tank)和间歇曝气池(Intermittent Aeration Tank),一般情况下DAT池连续进水连续曝气,其出水进入IAT池,在IAT地完成曝气、沉淀、滗水和排除剩余活性污泥。 基本操作运行程序如下:
1.进水 :污水连续进入DAT池经连续曝气后,通过DAT池与IAT池之间导流设施进入IAT池。DAT不直接排放处理水,因此不像连续进连续出水的活性污泥法容易受负荷变化的影响。
2.反应: 反应工艺分两部分进行。首先发在DAT池。该池在连续进水的同时连续曝气。去除有机物的机理和操作与连续流活性污泥法相同。 反应工序的第二部分发生在IAT池,经DAT池初步生物处理的污水连续进入IAT。按工艺设置进行一定时间的曝气以达到好氧的目的。
3.沉淀: 沉淀工序仅发生在IAT池。当IAT池停止曝气以后,活性污泥絮体开始重力沉淀和泥水分离。IAT池的沉淀工序相当于连续流活性污泥法中的二次沉淀池功能。
4.排水 :排水工序只发生在IAT池。池池水位达到最高水位,并经过沉淀工艺以后,上清液由设置在IAT地末端的滗水器缓慢排出地外。当池水位达到处理周期开始时的最低水位时,停止滗水。
5.闲置 : 在IAT地沉淀后到下个周期开始期间可视污水的性质设置一闲置期,在该时段内可根据需要进行搅拌或曝气。在厌氧条件下搅拌比好氧条件下的曝气要省能量,同时对保持污泥的活性也是有利的。在以脱磷为目的的装置中,剩余污泥的排放一般是在闲置工序之初和沉淀工序的最后进行。
图13 典型DAT-IAT工艺流程图
DAT-IAT工艺优点:
1)增加了工艺处理的稳定性。DAT起到了水力均衡和防止连续进水对出水水质的影响,特别是在处理高浓度工业废水时,DAT连续曝气加强了系统对难降解有机物的降解,也使整个系统更接近于完全混合式。
2)提高了池容的利用率。由于DAT - IAT中DAT池连续曝气和IAT的间歇曝气,使该工艺方法的曝气容积比是最高的,达66.7%。
3)提高了设备的利用率。由于DAT池连续进水,因此不需要增设进水的闸阀及自控装置;DAT池连续曝气,减少了整个系统的曝气强度,提高了曝气装置的利用率,所需鼓风机的功率也减小了。
4)增加了整个系统的灵活性。DAT- IAT系统可以根据进出水量,水质变化来调整DAT池与IAT池的工作状态和IAT池的运转周期;同时也可根据脱氮除磷要求,调整曝气时间,调整缺氧、厌氧状态。
而DAT-IAT工艺缺陷则主要表现在了回流污泥量大、能耗高;脱氮除磷需要延长运行周期、增加搅拌和除磷效果差三个方面。 4 膜生物反应器
4.1 简介
膜生物反应器MBR(Membrane Biological Reactor)。生物处理技术与膜分离技术结合的新技术。
4.1.1 MBR的组成
膜组件 + 生物反应器,用膜组件代替传统生物处理工艺中的沉淀池。
4.1.2 MBR的特征
在膜生物反应器中,由于用膜组件代替了传统活性污泥工艺中的二沉池,可以进行高效的固液分离,克服了传统活性污泥法中出水水质不稳定、污泥容易膨胀等不足。因此,它具有传统工艺无法比拟的优点。主要有:
① 可以实现对水力停留时间(Hydraulic Retention Time, HRT)和固
体停留时间(Solid Retention Time, SRT)的独立控制。
② 由于MBR的SRT长,对世代时间较长的硝化菌的截留、生长和繁殖有利,系统硝化功能得以提高。
③ MBR内微生物浓度高、容积负荷高、污泥负荷低,抗冲击负荷能力强。大多数MBR的MLSS值在10-20g/L之间,避免了污泥膨胀。 ④ MBR中污泥平均粒径小于CAS系统,较小的污泥粒径为加强传质提供了适宜的环境,充氧速率得以提高。
⑤ 由于系统结构简单,占地面积小,易于操作管理和实现自动化。 ⑥ 系统出水水质好,且稳定。由于膜的高效截留和分离作用,系统不仅对SS、有机物去除效率高,而且又由于膜表面形成了凝胶层,它可以截留粒径比膜孔径小得多的病毒和细菌。出水可直接回用。 ⑦ 但MBR系统中也存在一些问题。主要是由于反应器内MLSS浓度高,造成对膜孔的堵塞及膜污染,直接导致膜通量下降,降低了MBR系统的产水量。
4.2 膜生物反应器运行形式变革及组件类型
在发展过程中,第一代MBR是分置式流程(60~80年代),使用板式超滤膜(聚丙烯晴)和管式超滤膜(有机及无机),由于膜成本高,运行费用大,应用受到限制。
第二代MBR是采用一体化浸没式流程(80年代末以后):浸没式MBR的特点是:浸没放置,低压(抽吸或重力)出水,气液两相流扰动,间歇运行,稳定运行时间长,运行能耗低。浸没MBR的型式:内浸没
(与好氧反应器一体)和外浸没(与好氧反应器分置)。
MBR 的基本结构包括四个环节:进水系统、生物反应池、膜组件、自控系统。由于各个环节的多样性,MBR有着不同的分类。按膜组件和生物反应器的相对位置,MBR又可以分为一体式膜生物反应器、分置式膜生物反应器和复合式膜生物反应器三种。
分置式膜生物反应器(如图1-1(a)所示)通过料液循环错流运行,其特点是,操作管理容易,易于膜的清洗、更换及增设。
一体式膜生物反应器(如图1-1(b)所示)组合最简单,直接将膜组件置于生物反应器内通过真空泵或其他类型的泵抽吸,得到过滤液。为减少膜面污染,延长运行周期,一般泵的抽吸是间断运行的。与分置式相比,一体式的最大特点是运行能耗低。
复合式膜生物反应器在形式上也属于一体式膜生物反应器,所不同的是在生物反应器内加装填料,从而形成复合式膜生物反应器,改变了膜生物反应器的某些性状。
(a)
(b) 图1-1 MBR示意图: (a)分置式MBR; (b)一体式MBR
1-填料;2-膜组件;3-生物反应器;4-抽吸泵
4.3 MBR应用领域
进入90年代中后期,膜生物反应器在国外已进入了实际应用阶段。加拿大 Zenon 公司首先推出了超滤管式膜生物反应器,并将其应用于城市污水处理。为了节约能耗,该公司又开发了浸入式中空纤维膜组件,其开发出的膜生物反应器已应用于美国、德国、法国和埃及等十多个地方,规模从380m3/d至7600m3 /d。日本三菱人造丝公司也是世界上浸入式中空纤维膜的知名提供商,其在MBR的应用方面也积累了多年的经验,在日本以及其他国家建有多项实际MBR工程。日本 Kubota 公司是另一个在膜生物反应器实际应用中具有竞争力的公司,它所生产的板式膜具有流通量大、耐污染和工艺简单等特点。国内一些研究者及企业也在MBR实用化方面进行着尝试。同时可以查看中国污水处理工程网更多技术文档。
4.3.1 城市污水处理及建筑中水回用
1967年第一个采用MBR工艺的废水处理厂由美国的Dorr-Oliver公司建成。1977 年,一套污水回用系统在日本的一幢高层建筑中得到实际应用。1980年,日本建成了两座处理能力分别为 10m3 /d 和
50m 3 /d 的 MBR 处理厂。1997年,英国 Wessex 公司在英国 Porlock 建立了当时世界上最大的 MBR 系统,日处理量达 2000m3,1999年又在Dorset的Swanage建成13000m3 /d的MBR 工厂。 1998年5月,清华大学进行的一体式膜 - 生物反应器中试系统通过了国家鉴定。 2000年初,清华大学在北京市海淀乡医院建起了一套实用的 MBR 统,用以处理医院废水,该工程于2000年6月建成并投入使用,目前运转正常。 2000年9月,天津大学杨造燕教授及其领导的科研小组在天津新技术产业园区普辰大厦建成了一个MBR 示范工程。
4.3.2 工业废水处理
90 年代以来, MBR 的处理对象不断拓宽,除中水回用、粪便污水处理以外, MBR 在工业废水处理中的应用也得到了广泛关注,如处理食品工业废水、水产加工废水、养殖废水、化妆品生产废水、染料废水、石油化工废水,均获得了良好的处理效果。 90 年代初,美国在 Ohio 建造了一套用于处理某汽车制造厂的工业废水的 MBR 系统,处理规模为 151m 3 /d ,该系统的有机负荷达
6.3kgCOD/m 3 · d ,COD 去除率为 94% ,绝大部分的油与油脂被降解。在荷兰,一脂肪提取加工厂采用传统的氧化沟污水处理技术处理其生产废水,由于生产规模的扩大,结果导致污泥膨胀,污泥难以分离,最后采用 Zenon 的膜组件代替沉淀池,运行效果良好。
4.3.3 微污染饮用水净化
随着氮肥与杀虫剂在农业中的广泛应用,饮用水也不同程度受到
污染。 LyonnaisedesEaux 公司在 90 年代中期开发出同时具有生物脱氮、吸附杀虫剂、去除浊度功能的 MBR 工艺, 1995 年该公司在法国的 Douchy 建成了日产饮用水 400m 3 的工厂。出水中氮浓度低于 0.1mgNO 2 /L ,杀虫剂浓度低于 0.02 μ g/L 。
4.3.4 粪便污水处理
粪便污水中有机物含量很高,传统的反硝化处理方法要求有很高污泥浓度,固液分离不稳定,影响了三级处理效果。 MBR 的出现很好地解决了这一问题,并且使粪便污水不经稀释而直接处理成为可能。
日本已开发出被称之为 NS 系统的屎尿处理技术,最核心部分是平板膜装置与好氧高浓度活性污泥生物反应器组合的系统。 NS 系统于 1985 年在日本琦玉县越谷市建成,生产规模为 10kL/d , 1989 年又先后在长崎县、熊本县建成新的屎尿处理设施。 NS 系统中的平板膜每组约 0.4m 2 共几十组并列安装,做成能自动打开的框架装置,并能自动冲洗。膜材料为截流分子量 20000 的聚砜超滤膜。反应器内污泥浓度保持在 15000~18000mg/L 范围内。到 1994 年,日本已有 1200 多套 MBR 系统用于处理 4000 多万人的粪便污水。
4.3.5 土地填埋场 / 堆肥渗滤液处理
土地填埋场 / 堆肥渗滤液含有高浓度的污染物,其水质和水量随气候条件与操作运行条件的变化而变化。 MBR 技术在 1994 年前就被多家污水处理厂用于该种污水的处理。通过 MBR 与 RO 技术
的结合,不仅能去除 SS 、有机物和氮,而且能有效去除盐类与重金属。最近美国 Envirogen 公司开发出一种 MBR 用于土地填埋场渗滤液的处理,并在新泽西建成一个日处理能力为 40 万加仑 ( 约 1500m 3 /d) 的装置,在 2000 年底投入运行。该种 MBR 使用一种自然存在的混合菌来分解渗滤液中的烃和氯代化合物,其处理污染物的浓度为常规废水处理装置的 50 ~ 100 倍。能达到这一处理效果的原因是, MBR 能够保留高效细菌并使细菌浓度达到 50 , 000g/L 。在现场中试中,进液 COD 为几百至 40 , 000mg/L ,污染物的去除率达 90% 以上。
4.4 MBR 发展前瞻
4.4.1 MBR 应用的重点领域和方向
•现有城市污水处理厂的更新升级,特别是出水水质难以达标或处理流量剧增而占地面积无法扩大的水厂。
• 无排水管网系统的小区,如居民点、旅游度假区、风景区等。 • 有污水回用需求的地区或场所,如宾馆、洗车业、客机、流动厕所等充分发挥 MBR 占地面积小、设备紧凑、自动控制、灵活方便的特点。
• 高浓度、有毒、难降解工业废水处理。如造纸、制糖、酒精、皮革、合成脂肪酸等行业,是一种普遍的点源污染。 MBR 可以对这些常规处理工艺无法达标的废水进行有效的处理,并实现回用。 • 垃圾填埋厂渗滤液的处理及回用。
• 小规模污水厂(站)的应用。膜技术的特点十分适合处理小规模污水。
4.4.2 MBR 未来的研究重点如下
• 膜污染的机理及防治。
• MBR 工艺流程形式及运行条件的优化。
• MBR 污泥产率与运行条件的关系,以合理减少污泥产量,降低污泥处理费用。
• MBR 生物反应器内微生物的代谢特性及其对出水水质、污泥活性等的影响,从而确定适宜的微生物生长及代谢条件。
• MBR 工艺经济性研究。在目前国内经济发展水平、膜产品供应状况和规范设计要求的条件下, MBR 用于污水处理的最大经济流量的确定。
• 以节能、处理特殊水质对象、兼具脱氮除磷、操作维护简便、可以长期稳定运行等为目标,开发新型的膜生物反应器。
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目录
活性污泥法新工艺 ................................................................................................................ 1
引言 ................................................................................................................................... 1
1.氧化沟工艺................................................................................................................... 1
1.1 氧化沟系统的构成 .......................................................................................... 3
1.2工程中常用的几种氧化沟及其应用 ............................................................ 4
1.3氧化沟工艺存在的缺陷 .................................................................................. 9
2 AB工艺 ....................................................................................................................... 12
2.1 AB工艺简介 ................................................................................................... 12
2.2 AB法污水处理工艺基本原理 .................................................................. 14
2.3 AB法污水处理工艺的特点 ...................................................................... 17
2.4 AB法的脱氮除磷 ........................................................................................... 21
2.5 工程实例 ......................................................................................................... 25
3.SBR工艺 ..................................................................................................................... 26
3.1 间歇式活性污泥法(SBR) ....................................................................... 26
3.2 SBR的发展及演变工艺 ................................................................................ 29
4 膜生物反应器 ........................................................................................................... 36
4.1 简介 .................................................................................................................. 36
4.2 膜生物反应器运行形式变革及组件类型 ................................................ 37
4.3 MBR应用领域 ................................................................................................ 39
4.4 MBR 发展前瞻 ............................................................................................. 42
参考文献 ........................................................................................................................ 43