短程硝化反硝化工艺处理低C_N垃圾渗滤液.pdf

短程硝化反硝化工艺处理低C N垃圾渗滤液 ＊ 李 军 1 彭 锋 1 何建平 2 刘 红 2 孟光辉 2 王 磊 1 陈 刚 1 杜文利 3 金永祥 1 1.北京工业大学, 北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室, 北京 100022; 2.北京市城市节水用水管理中心, 北京 100036; 3.北京市六里屯卫生填埋场, 北京 100094 摘要 针对本试验垃圾渗滤液的水质特点和传统生物脱氮工艺存在的问题, 结合目前国内外在该方向的研究现状, 提 出短程硝化反硝化处理垃圾渗滤液的新工艺。 通过控制曝气池内溶解氧浓度平均在 2. 0 mg L, 温度 302 ℃, 实现 了稳定的亚硝氮积累和较高的氨氮去除率, 亚硝化率和氨氮去除率分别维持在 83和 85左右。 试验结果表明, 该 工艺与传统生物脱氮工艺相比, 污泥负荷明显增加, 耗氧量和反硝化所需碳源减少, 反硝化效率和速率明显提高, 从而 总氮去除率也显著提高。 关键词 生物脱氮 垃圾渗滤液 低 C N 短程硝化反硝化 ＊国家基金 50678008 , 北京市基金 8052005 , 北京市节水办项目 KQ0403200394 0 引言 原生垃圾渗滤液经厌氧处理后 ,由于大部分易生 物降解的有机物被降解掉 ,而有机氮化合物经氨化作 用转化为氨氮, 使得氨氮浓度升高而导致 C N 偏低, 采用常规的生物脱氮工艺总氮去除率较低 [ 1] 。 采用A O 工艺处理垃圾渗滤液时, 常常由于缺 氧池内碳源不足 ,反硝化不完全, 部分 NO - 3-N 仅转化 为NO - 2-N 而没有被进一步还原为 N2, 而这部分 NO - 2-N在好氧池内又被氧化为NO - 3- N, 无谓的增加了 碳源和氧的消耗 ,使得水力停留时间加长 ,而总氮去 除率并没有提高 。 如果能控制硝化阶段 NO - 2- N 长久稳定地积累, 并在缺氧池内脱除 NO - 2- N, 则既可减少好氧池内氧 的消耗量, 又可减少缺氧池内反硝化所需碳源 ,从而 提高反硝化速率和总氮去除率 [ 2] 。 实现短程硝化的关键是使硝化过程终止于亚硝 氮阶段 ,这不仅需要抑制亚硝氮的氧化 , 还要使氨氮 氧化不受影响。影响亚硝氮积累的因素主要有温度、 DO 、 pH 、 游离氨和污泥龄等 。从实际可行性和经济合 理性两方面考虑 ,本研究主要考察 DO 和温度对氨氮 去除和亚硝氮积累的影响 。 1 试验装置及试验条件 1. 1 试验装置及工艺流程 如图 1,本试验模型由缺氧 A -好氧 O 生物反 应器和竖流式沉淀池组成 ,材质为有机玻璃 。A O 生 物反应器分 2 个廊道, 每个廊道长 118 cm 、宽 21 cm, 高72 cm ,有效水深 51 cm, 有效容积 116 L 。沿池长方 向上每隔 19. 6 cm 设置一对竖直向插槽, 并配以相应 的隔板,可以将整个反应器沿池长方向分成若干个小 格,在每个隔板上开一个直径为 25 mm 的圆孔 ,安放 时使相邻圆孔上下交错, 有助于整个反应器内形成 推流 。 图 1 试验流程示意图 本工艺流程的特点 ①采用前置反硝化 ,优先保 证了碳源的利用 ,不但有利于反硝化, 不会因过高的 有机物浓度对后续自养硝化菌产生影响 ,而且由于反 硝化产生碱度, 硝化需要碱度, 有利于硝化的顺利进 行 [ 3] ; ②按短程硝化反硝化运行 , 此工艺可节省 25 的耗氧量和 40的反硝化碳源 [ 4] , 另外, Charles [ 5] 等 人在对反硝化过程的研究中发现 在亚硝化型脱氮过 程中, 反硝化碳源不再为硝酸盐还原菌优先利用, 加 速了反硝化速率 ; ③改变传统的污泥和硝化液各自回 流至缺氧段 ,采用污泥和硝化液一起回流至缺氧段, 降低了运行费用 ,避免内循环硝化液中的 DO 对反硝 化进程的影响。 15 环 境 工 程 2007年 4 月第25 卷第2 期 1. 2 试验水质 试验用水由上流式厌氧污泥床反应器出水和原生 渗滤液按一定比例混合,试验用水水质如表1 所示。 表 1 试验用水水质mg L pH 除外 CODCrNH 4-N NO- 2-N 水温 ℃TNNO- 3 - N碱度pH 2 500～ 60001 000～ 20000～ 55～ 201 200～ 24000～ 59 000～15 000 7. 5～ 8. 4 2 试验运行效果与分析讨论 2. 1 硝化污泥的培养 接种污泥取自北京市六里屯卫生填埋场渗滤液 处理系统的好氧池内, 培养阶段每天都接种污泥, 采 用逐步增大负荷的方法培养。在开始阶段,控制反应 器内水温 30 2 ℃, 好氧池内 DO 平均 3. 5 mg L [ 6] , 通过提高进水氨氮浓度和减小水力停留时间 , 经过 24 d 的培养 ,氨氮的容积负荷从 0. 18 kg m 3d 逐步 增大到 1. 58 kg m 3 d , 当氨氮的容积负荷达到 1. 58 kg m 3d 时 ,同时测定氨氮的去除率 ,此时氨氮 的进水浓度1 473 mg L ,而出水浓度 58 mg L ,达到了 96的氨氮去除率 , 此时认为污泥已经培养成熟, 污 泥浓度达到4 000 mg L。由于硝化污泥培养阶段 DO 平均保持在 3. 5 mg L ,因此, 出水中亚硝氮浓度很低, 不超过10 mg L。 2. 2 DO 对曝气池内氨氮去除率和亚硝化率的影响 当硝化污泥培养成熟后 , 在保持温度为 30 2 ℃,曝气池进水氨氮平均浓度 450 mg L 由于污泥 和硝化液回流的稀释作用 , 进水 CODCr平均浓度 2 000 mg L左右 由于稀释作用和缺氧段反硝化已消 耗约 60的 CODCr , 氨氮 的容 积负 荷在 0. 6 ～ 1. 0 kg m 3d 条件下, 改变 DO 浓度来考察 DO 对氨 氮硝化和亚硝化率的影响, 结果见图 2。当 DO 平均 图 2 不同DO 下曝气池内氨氮去除率和亚硝化率的变化情况 浓度在 1. 0 mg L 时, 亚硝化率达到最大 ,但是在该浓 度下 ,氨氮的去除受到影响。因此 ,选择曝气池内 DO 平均浓度 2. 0 mg L ,这样既促进了亚硝氮的积累, 又 能保持较高的氨氮去除率 ,此时的亚硝化率和氨氮去 除率分别为82和 85。 2. 3 不同温度对硝氮 、 亚硝氮生成速率的影响 为了考察不同温度对硝氮 、 亚硝氮平均生成速率 的影响 ,此时关闭进水泵和回流泵, 在不同温度条件 下,采用 SBR 式的运行工况, 每次先将曝气池的上清 液排空 ,然后一次性将曝气池加水至有效水深, 此时 氨氮浓度1 200 mg L左右,CODCr浓度3 000 mg L左右, 控制 曝 气 池 内 平 均 DO 2. 0 mg L , 污 泥 浓 度 4 000 mg L左右, 分别在10、 15、 20、 25、 30、 35、 40、 45 ℃ 时,且工况运行稳定后计算硝氮、亚硝氮平均生成速 率,如图 3所示。 图 3 温度与硝氮、亚硝氮平均生成速率关系曲线 由图 3可见, 在 10 ～ 22 ℃时, 亚硝氮平均生成速 率小于硝氮,说明硝酸菌没有得到抑制,不能形成较高 的亚硝氮积累 ; 当温度继续升高到 35 ℃, 亚硝氮平均 生成速率明显大于硝氮,说明在该温度范围内, 硝酸菌 得到了抑制 , 有利于亚硝氮的积累 ; 而当温度超过 40 ℃ 时,亚硝氮和硝氮的平均生成速率都降低,这是 因为温度过高导致微生物的酶蛋白变性, 从而导致硝 化菌反应速率下降。综合考虑包括能耗在内的各种因 素,本工艺短程硝化的温度控制在 25～ 30 ℃ 为宜。 2. 4 曝气池内稳定运行的情况 在第 75 ～ 96 d , 反应器在温度 30 2 ℃、进水 CODCr4 000 ～ 6 000 mg L、氨氮1 100 ～ 1 800 mg L 、水 力停留时间72～ 96 h、污泥和硝化液回流比为3、曝气 池内 DO 1. 5 ～ 2. 5 mg L、氨氮的容积负荷 0. 6 ～ 1. 0 kg m 3d 的条件下运行, 在整个阶段中, 不仅氨 氮得到了较高的去除 ,去除率达 85左右, 而且保持 了稳定的亚硝氮积累, 亚硝化率达 83左右。这说 明了硝酸菌的活性得到了成功的抑制,而亚硝酸菌的 活性并没有受到影响 ,因此 , 控制 DO 浓度和温度是 实现稳定短程硝化的有效方法 。 2. 5 碳源分析 为了分别考察以亚硝氮为主和以硝氮为主的反 硝化的反应速率和碳源消耗量的差别, 本试验采用 SBR 式的工艺实现 , 关闭进水泵和回流泵, 并堵塞缺 16 环 境 工 程 2007年 4 月第25 卷第2 期 氧段和好氧段交界处隔板上的圆孔 ,以阻止缺氧段和 好氧段溶液相互混合 。将曝气池末端的硝化液一次 性加入缺氧池内 ,同时将高浓度有机废水一次性加入 缺氧池内作为反硝化的外加碳源, 混匀缺氧池内的污 泥和硝化液 ,如图 4, 在缺氧池内温度 30 ℃、亚硝氮 平均浓度为1 045 mg L , 硝氮平均浓度为 95 mg L, CODCr平 均 浓度 为 4 376 mg L 此 时 CODCr NOX≈ 3. 84 ,经过 12 h, 缺氧池内的亚硝氮、硝氮和CODCr浓 度依次为 108、37、 1 479 mg L ,CODCr去除率为66. 2, 亚硝氮去除率 89. 7,取得了较好的反硝化效果。 图 4 以亚硝氮为主的反硝化效果图 而在同样条件下, 采用以硝氮为主的反硝化时, 此时以硝氮为主的硝化液由曝气池延时过量曝气得 到,如图 5 所示 , 在温度 30℃的条件下 , 缺氧池内亚 硝氮 平 均 浓 度 为 78 mg L, 硝 氮 平 均 浓 度 为 1 073 mg L ,CODCr平均浓度为4 439 mg L 此时 CODCr NOX≈3. 86 , 经过长达 30 h 后, 缺氧池内的亚硝氮、 硝氮和 CODCr浓度依次为 126、339、1 438 mg L , 其中 亚硝氮浓度升高是由于硝氮反硝化不完全造成的 ,此 时CODCr去除率 67. 6, 但硝氮去除率只有 68. 4, 可见反硝化非常不完全, 而且反应时间还很长 。由以 上可以 看出, 在 CODCr NOX和污泥浓 度 MLSS 图 5 以硝氮为主的反硝化效果图 6 000 mg L 几乎相同的情况下 ,以亚硝氮为主的反硝 化时, 每利用 1 g 亚硝氮反硝化 ,消耗 2. 91 g CODCr; 而以硝氮为主的反硝化时, 每利用 1 g 硝氮反硝化, 消耗 4. 37 g CODCr, 因此以亚硝氮为主的反硝化比以 硝氮为主的反硝化节省约 33. 4的碳源 , 而且反应 速率更快。 2. 6 回流比的确定 总氮去除率与回流比的关系为 ηT NR 1 R , 式中 R 为回流比, η TN为总氮去除率 , 显然 R 越 大,总氮去除率越高 , 但实际上受缺氧池内碳源和反 硝化菌数量的限制以及过大的回流比将导致亚硝氮 在缺氧池内的有效停留时间缩短,因此应根据具体情 况确定最佳回流比 R [ 7] 。根据前期试验结果, 控制进 水的CODCr TN5, 反应器内水温 302 ℃, 考察不 同的回流比对总氮去除率的影响, 当回流比在 1 ～ 4 时,总氮去除率随回流比的增大而增大,但回流比到 4 以后,总氮去除率随回流比的增大而无明显变化,基 本稳定在 60 左右 ,因此确定本试验的回流比为4。 2. 7 系统运行稳定后对渗滤液总体处理效果 在进水 CODCr TN 为 5,反应器内温度 30 2 ℃, DO 平 均 浓 度 2 . 0 mg L , 氨 氮 的 容 积 负 荷 1. 0 kg m 3d ,污泥和硝化液的回流比为 4 的条件下 , 系统内三氮和 CODCr浓度沿程变化情况如图6 所示。 图 6 系统内三氮和 CODCr浓度沿程变化情况 此时进水 CODCr、氨氮和总氮浓度分别为6 327、 1 295和1 380 mg L ,而出水 CODCr、氨氮、亚硝氮 、 硝氮 和总氮浓度分别为1 209、104、320、78 和 537 mg L, CODCr和总氮去除率分别为 80. 8和 61, 实现了同 时脱氮和除 CODCr的目的。 3 结论 1 采用 A O 工艺处理高氨氮、低 C N 的垃圾渗 滤液时, 在温度 30 2 ℃, 曝气池内 DO 保持在 2. 0 mg L左右 ,氨氮的容积负荷 0. 6 ～ 1. 0 kg m 3d 的条件下, 实现了稳定且较高的亚硝化率和氨氮去除 率,亚硝化率和氨氮去除率分别为 83 和 85。 2 此工艺连续运行时 ,在进水CODCr TN 为 5,污 泥和硝化液的回流比为 4 的条件下 ,此时 CODCr和总 氮去除率分别为 80. 8和 61, 实现了同时脱氮和 除CODCr的目的。 17 环 境 工 程 2007年 4 月第25 卷第2 期 3 缺氧段采用 SBR的运行方式时 ,分别以亚硝 氮和硝氮为主的硝化液进行反硝化, 在 CODCr NOX≈ 3. 84的情况下 , 以亚硝氮为主的反硝化比以硝氮为 主的反硝化节省约 33. 4的碳源, 而且反硝化更加 彻底 、 反应速率更快 。 参考文献 [ 1] 王宝贞. 水污染治理新技术 新工艺、新概念、新理论. 北京 科 学出版社, 2004 11 -20. 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Res. , 1997,31 5 1164 -1170. 作者通讯处 李军 100022 北京市朝阳区平乐园 100 号 北京工业 大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室 电话 010 67391726 E -mail jglijun bjut. edu. cn. 2006- 10-19 收稿 两种生物膜反应器对黄河微污染水处理 ＊ 施东文 1,2 陈健波 1 奚旦立 1 汪 蕊 2 谢曙光 3 王占生 4 1.东华大学环境科学与工程学院, 上海 200051;2 .郑州市自来水总公司, 河南 450013; 3.北京大学环境学院, 北京 100871; 4.清华大学环境科学与工程系, 北京 100084 摘要 通过MBBR 工艺和陶粒生物滤池预处理黄河中下游微污染黄河水的对比试验研究, 发现陶粒生物滤池和移动 床生物膜反应器对 CODMn的去除效果接近, 但前者对 UV254、三氯甲烷前体物和叶绿素 a 的去除效果均远远高于后者。 陶粒生物滤池对氨氮的去除效果略高于移动床生物膜反应器, 陶粒生物滤池出水中的亚硝酸盐氮浓度也较低。 关键词 移动床生物膜反应器 陶粒生物滤池 预处理 黄河水 ＊建设部研究开发项目 04-02 -166 0 引言 移动床生物膜反应器 moving bed biofilm reactor, MBBR 是为解决流化床需使载体流化和淹没生物滤 池需定期反冲洗和更换曝气器的复杂操作而发展起 来的 [ 1-3] 。该工艺对有机物具有良好的去除率, 并可 用于生活污水脱氮除磷, 适合于设计小型污水处理厂 或改造已有的超负荷运转的活性污泥系统,很具有发 展和应用前景, 但国内外尚未见运用 MBBR工艺处理 微污染原水的研究报道。陶粒生物滤池 bio-ceramic filter,BF 是我国处理微污染原水一种研究较多的生 物膜反应器,但尚未见其处理黄河原水的研究报道 。 黄河中下游汾河、涑水河、渭河和伊洛河等入黄 支流污染物排放量大 ,直接影响黄河中下游郑州等大 中城市饮用水水源水质。因此 ,本研究的主要目的是 利用 MBBR 工艺和陶粒生物滤池进行黄河中下游微 污染黄河水预处理的对比试验研究 ,为将来可能兴建 的以黄河为水源的生物预处理工程提供一定参考 。 1 试验设备与分析方法 1. 1 试验设备 两级串联式 MBBR工艺如图1 所示,每个反应器 面积为 1 m 2 ,有效工作容积为 3 m 3 。所用填料为 LT 型悬浮空心球 直径为100 mm ,孔隙率约为 87 ,其 密度接近于 1 g cm 3 , 比表面积为360m 2 m3 , 填料装填 体积为50。进水流量为4 m 3 h,总气水比为 0. 25∶ 1 每个反应器进气量都为 0. 5 m 3 h , 每个反应器中的 溶解氧浓度维持在 5 mg L 以上。排泥周期为 5 d。 陶粒生物滤池工艺如图 2所示, 滤柱为有机玻璃 加工而成, 高3 m ,直径 0. 5 m 。陶粒粒径2～ 5mm ,填 18 环 境 工 程 2007年 4 月第25 卷第2 期 PILOT STUDIES ON TREATING MUNICIPAL SEWAGE UNDER NORMAL TEMPERATURE BY MODIFIED EGSBZhang Xuanjun Ma Xiujuan Zhou Xuefei et al7 Abstract It is examined that the effects of circumfluence ratio, hydraulic retention time and volume loading rate on treating urban sewage by modified expaned granular sludge bed EGSB . The results show that the effluent CODfiltof modified EGSB is decreased as circumfluence ratio increasing and hydraulic retention time decreasing, however, effluent SS, CODfiltand CODCrare increased evidently when hydraulic retention time is lower than 2 h. As compared with unmodified EGSB, effluent CODCrof modified EGSB is decreased by 26. 7 mg L and CODfiltis decreased by 17. 8mg L, while SS is also decreased by 66. 3 mg L. The modified EGSB and unmodified EGSB became unstable when volume loading rate increased abruptly ; however, modified EGSB can recover from impact easier than unmodified EGSB. Keywords EGSB, municipal sewage, volume loading rate and impact STUDY ON BIOLOGICAL FLUIDIZED REACTOR OF AEROBIC -ANOXIC INTEGRATED HIGH - EFFICIENCY SEPARATIONZhang Yukui Shi Guifang Shi Hanchang 10 Abstract As the requirementsof phosphorous removal and denitrificationinwastewater treatment, and there are some shortcomingsininner circulated three -phase biological fluidized bed, we designed and developed a kind of biological fluidized reactor of aerobic -anoxic integrated high- efficiency separation BRAIH . A kind of unique cellular structure is used in aerobic fluidized area of BR AIH. When volume of BRAIH is increased, and height of BRAIH is not added, height-diameter ratio of fluidized area H Dcan be ensured. While solid and liquid separation based on sedimentation on inner circulated fluidized bed can not ensure water quality of effluent, coupling of circulated fluidized reactor and high- efficiency air floatation can reduce suspended solid SSof effluent. Aerobic area and anoxic area are together in BRAIH, and through air lifting canrealize backflow of aerobic area effluent, so BRAIH can achieve denitrification and part phosphorous removal. By treatment of municipal wastewater, it is proved that BRAIH can effectively resist impact load and remove organic substance. Keywords aerobic -anoxic integration, high efficiency separation, biological fluidization, air floatation and carrier separator DISPOSING THE BACTERICIDE WASTEWATERWITHTHE PROCESS OF OXIDATION -MICRO- ELECTROLYSIS -MEMBRANE BIOREACTORHan Weiqing Zhou Gang Wang Lianjun et al 13 Abstract A production wastewater contains lots of organic compounds and inorganic salts, and especially it has isothiazoline -ketone and sulfide , which are harmfulto the bacteria disposing the wastewater. The ratio of BOD5to CODCris smaller. Therefore itisvery difficult to decompose by conventional biochemical treatment technologies. Making use of the wastewater disposing project of oxidation-microeleclrolysis-membrane bioreactor can get a good operation. And the inds of the effluent can meet the national emission standard. Keywords oxidation, micro -electrolysis, membrane bioreactor, isothiazoline -ketone and sulfide TREATMENT OF LOWC N LANDFILL LEACHATE BY PROCESS OF SHORT-RANGE NITRIFICATION -DENITRIFICATIONLi Jun Peng Feng He Jianping et al 15 Abstract As to the characteristics of landfill leachate and some problems in the traditional process of biologic nitrogen removal, combined with research conditions at the present both at home and abroad, it is put forward a new process that can treat landfill leachate with short -range nitrification -denitrification. The nitrite accumulation and ammonia removal rate have been pered steadily by controlling average dissolved oxygen concentrations of 2. 0mg L and temperature of 302 ℃ in the nitrifying activated sludge reactor, and nitrite accumulation rate [ NO - 2-N NO - 2-NNO - 3-N ] and ammonia removal rate can be maintained at 83 and 85, respectively. The results of the experimentation indicate that as compared with traditional process of biologic nitrogen removal, the process has obvious higher sludge load rate, lower oxygen consumption and carbon requirement aswell as a higher efficiency and velocity of denitrification, and so it has a higher TN removal rate accordingly . Keywords biologic nitrogen removal, landfill leachate, low C N and short-range nitrification-denitrification TREATMENT OF SLIGHTLY POLLUTED YELLOW RIVER RAW WATER USING TWO BIOFILM REACTORSShi Dongwen Chen Jianbo Xi Danli et al 18 Abstract CODMnremoval by bio -ceramic filter was similar to that by moving bed biofilm reactor, however, the er process demonstrated a much higher removal efficiency of UV254, chloro precursors and chlorophyll a Chla.Bio -ceramic filter also had better ammonia removal rate and nitrite in its effluent was lower. Keywords moving bed biofilm reactor, bio -ceramic filter, pretreatment and Yellow River water PRELIMINARY STUDY ON THE DYIEING WASTEWATER TREATMENT BY HYDRODYNAMIC CAVITATION TECHNIQUEWei Qun Xiao Bo 21 Abstract Hydrodynamic cavitation is a new technique in wastewater treatment. The degradation of rhodamine B has been studied on a hydrodynamic cavitation set-up using multiple hole orifice plates. The experimental results showed that rhodamine B is really decomposed by hydrodynamic cavitation. There are the optimal geometric parameters and operating conditions in the system and the degradation rate of rhodamine B increaseswith decreasing the value of the modified cavitation number. 2 ENVIRONMENTAL ENGINEERING Vol. 25, No. 2,Apr. ,2007