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含氨氮废水脱氮新工艺( 转帖)
含氨氮废水脱氮新工艺
氨氮废水主要来源于化工、 冶金、 钢铁等企业, 其氨氮主要以铵盐或NH OH的形式存在于废水中．氨氮废水中的NH ．N是一种不稳定的物质, 在微生物作用下会发生硝化反应, 生成的NO; 是一种致癌物质, 还可引起胎儿畸形和破坏血液结合氧的能力．大量的氨氮废水的直接排放会刺激藻类等水生植物过度生长, 出现赤湖、 赤潮等富营养化的污染现象, 其中一些藻类蛋白质毒素可富集在水产生物体内, 并经过食物链使人中毒．《污水综合排放标准》(GB8978-1996)对氨氮的排放做了严格的规定: 一级标准为: NH, ．N的质量浓度≤15 mr,／L; 二级标准为: NH3一N的质量浓度≤25mg／L[¨．

当前国内对氨氮废水的处理方法是: 先进行预处理, 然后再采用活性污泥法．预处理一般采用蒸氨, 而蒸氨只是将氨氮由液相转化为气相, 还需要进行尾气的处理, 从而使蒸氨的操作费用大大提高．活性污泥法对氨氮的去除效果较差, 加入生物铁虽可增强效果, 仍无法使蒸氨处理后的水质达标, 因此国内氨氮废水排放达标的企业很少。因此, 研究开发经济、 高效的脱氮处理技术, 已成为氨氮废水处理控制工程领域的重点, 而生物脱氮凭借其特有的经济性和无二次污染的优点被公认为是一种最有前途的方法．
1 生物脱氮理论和工艺
I．I 生物脱氮机理及条件
根据传统理论, 生物脱氮是由2个阶段完成的．
第1阶段为硝化阶段, 该阶段是在好氧条件下由亚硝酸菌和硝酸菌等化能自养型细菌将氨氮转化为硝酸氮, 其反应式为:
NH4 +I．3802+I．982HC0~—-+o．018C5H7NO2+0．982N02-+1．036H2O+I．891H2CO3 (1)
NO2+O．003NH4 +O．01H2CO — ．0(OHCO3-+O．488o2+O．o0BC5H7No2+O．008H2O+NO (2)

该阶段参与的微生物主要有亚硝酸菌类和硝化杆菌类．硝化反应的硝化菌对环境十分敏感, 温度、 pH值、 溶解氧等都会对其产生影响．温度不但影响硝化菌的比增长速率, 而且影响硝化菌的活性, 硝化反应的适宜温度是2O一3O℃．硝化反应的适宜pH值范围为7．0—8．0, 当pH值降到到5—5．5时, 硝化菌活性就大大减少, 硝化反应几乎停止．由于硝化反应是在好氧条件下进行的, 溶解氧的质量浓度也会影响硝化反应速率, 一般溶解氧的质量浓度不应低于1 m#L．硝化细菌的生长速率较慢, 为使硝化菌能够在连续流反应器中存活, 微生物在反应器内的停留时间必须大于自养型硝化菌的最小世代时间 J．而硝化作用的好坏又直接影响脱氮效率, 因此硝化作用的程度往往是生物脱氮的关键．
第2阶段为反硝化阶段, 这个阶段是在厌氧条件下, 由异养型兼性细菌将硝酸盐氮转化为氮气, 从而达到脱氮的目的, 其反应式为:
NO +3H(电子供给体一有机物)一1／2N: 十H: 0十OH一 (3)
NO; +5H(电子供给体一有机物)一1／2N: 十H: 0十OH (4)
反硝化过程也叫脱氮过程或硝酸呼吸, 该过程是在缺氧条件下异养型兼性细菌参与的还原反应, 在该反应过程中硝酸盐作为电子接受体, 并以有机碳作为碳源和能源．硝酸盐的存在是反硝化的先决条件, 反硝化反应的适宜温度一般为20～4O℃ , 最适宜的pH值是6．5—7．5, 超出此范围反硝化速率将大大下降．反硝化过程产生的碱度有助于将pH值保持在所需范围内, 并弥补硝化作用消耗的碱度 J, 而且应不含有溶解氧(溶解氧的存在阻碍了把电子传给硝酸盐所需的酶的形成)．
1．2 传统生物脱氮工艺介绍
传统的活性污泥法是采用人工曝气的手段, 使栖息有大量微生物群的絮状泥粒(即活性污泥)均匀分散并悬浮于反应器(即曝气池)中, 与废水充分接触．在有溶解氧的条件下, 微生物利用废水中所含的有机物进行同化合成和异化分解的代谢活动, 使有机物质得以降解去除, 同时不断合成新的微生物．由于常规的活性污泥工艺过程中硝化作用不完全, 反硝化作用则几乎不发生, 总凯氏氮(TKN)的转化率仅在10％ 一30％ 之间, 因此促使人们对传统的活性污泥法进行改造, 以提高氨氮的去除效果．2O世纪7O年代, 美国的Supetor
在研究污泥膨胀时发现A／o(缺氧一好氧)系统具有良好的脱氮效果, 并开发出了A／O法, 之后相继出现了许多变型的A／O工艺, 如A—A／O工艺以及SBR法等, 这些都是现在常见的一些方法．与传统的活性污泥法相比, 这些工艺在提高硝化和反硝化反应功能的同时, 脱氮效果明显得到了提高．但这些工艺由于不能实现硝化与反硝化同时进行, 因此仍存在着设备复杂、 操作繁琐、 占地面积大、 适应温度差、 电耗高、 管理复杂等缺点 J．
2 新型生物脱氮工艺
近年来的许多研究表明, 硝化反应不但能够由自养菌完成, 某些异养菌也能够起硝化作用; 反硝化不只在缺氧条件下进行, 某些细菌也可在好氧条件下进行反硝化; 许多好氧反硝化菌同时也是异养硝化菌, 并能把NH． 氧化成NO: 一后直接进行反硝化反应 I9 J．由此发展起来的新工艺主要有: 同时硝化反硝化(SND)、 短程(或简捷)硝化反硝化、 厌氧氨氧化、 氧限制自养硝化反硝化、 好氧反硝化等． ‘
2．1 同时硝化反硝化机理与工艺
同时硝化反硝化(Simultaneous nitrification anddenitrification, SND)是基于传统生物脱氮理论基础上发展起来的新型工艺, 它是在一个生物反应器中同时实现硝化与反硝化．它能够存在于各种不同的生物处理系统, 能够发生在生物膜反应器中, 如流化床、 曝气生物滤池、 生物转盘, 也能够发生在活性污泥系统中, 如曝气池、 氧化沟、 SBR、 CAST工艺等 J．该新型工艺的出现使传统生物脱氮工艺流程得以简化, 省去了第2阶段的厌氧反硝化池, 为降低投资提供了可能．硝化过程产生的酸度可部分被反硝化的碱度中和, 能够缩短水力停留时间, 减少反应器体积和占地面积．间歇曝气工艺的氮去除率可达90％ , 溶解氧的质量浓度、 曝气循环的设置方式、 碳源形式及投加量均是其重要的影响因素¨ ” ．yungseok Yoo等¨ 研究了间歇式曝气反应器中的SND现象, 并确定了关键的控制参数, 研究了COD／N为5: 1和10: 1的2种废水, 在最佳条件下氮的去除率均高达90％ 以上, 同时还可去除95％ 以上的COD．Bertanza
12]在延迟曝气废水处理厂中进行了SND中试研究, 并将延迟曝气法的旧厂改造为应用SND法的新厂, 而且不需另外添加建筑物或设备便可实现在较低的费用下达到较高脱氮效率(>90％)．研究表明L1引: 在反应器系统中, 控制生物硝化反硝化经历”NO2-短程途径”而非”NOr全程”生物脱氮对实现SND具有明显的优越性, 如可减少供气量、 有机碳源与投碱量以及N0 具有较高的反硝化速率等．Hyung Yoo等⋯ 的研究结果表明: DO的质量浓度(曝气阶段末期)在2．0—2．5 mg／L时, 间歇曝气的SND工艺运行良好．Hong W 等经过总氮平衡的计算发现, 总氮去除中归功于同时硝化反硝化的占10％ 一50％ ．另外, 由于ORP(氧化还原电位)对低溶解氧质量浓度的响应灵敏, 因此, 可用其作为SND的实时控制参数．另外, 较短的曝气循环周期有利于SND的发生, 厌氧段加人碳源能够同时增强硝化和反硝化作用．吕锡武L9 研究了基于SND各种工艺的运行情况, 对以上观点进行了证实, 发现SND必须严格控制溶解氧, 一般适宜的DO的质量浓度在2．5 mg／L以下, 另外, 补充适量的碳源也能提高SND的脱氮率．影响SND的因素还有很多, 如温度, pH值等, 但DO的质量浓度是实现同时硝化反硝化的重要因素, 同时硝化反硝化效果也随DO的质量浓度升高而降低．因此要合理选择影响SND的条件, 使其能够更好的提高脱氮率．
2．2 短程硝化一反硝化生物脱氮机理与工艺【1 4】
短程硝化反硝化脱氮(shortcut nitrification．denitrification)也可称为亚硝酸型生物脱氮技术或简捷硝化反硝化技术．早在1975年, Voets就发现了硝化过程中HNO: 的积累现象, 并首次提出了短程硝化反硝化的概念．该工艺是将硝化过程控制在N0 阶段而终止, 随后进行反硝化．实现短程硝化反硝化的关键在于将NH 一N的氧化控制在NO2-阶段, 阻止NO; 的进一步氧化, 因此, 必须稳定地维持NO2-的积累．影响NO; 积累的主要控制因素有温度、 DO、 pH值、 泥龄(SRT)、 游离氨(FA)等 引．
刘吉明等¨副经过实验研究表明, 实现亚硝酸盐积累可行的条件为: 温度为30—40℃ ; pH值为7．5—8．5; 溶解氧质量浓度为0．5 mg／L左右; 水力停留时间(HRT)小于3h; 有机负荷为0．25kg．COD／(kgMLSS·d)左右．实现短程反硝化的条件是: 温度为30℃左右; pH值为7．0—8．0; C／N比为0．95—1．0．
2．3 厌氧氨氧化生物脱氮原理与工艺
1990年, 荷兰Delft技术大学Kluyver生物技术实验室开发出ANAMMOX工艺(Anaerobic Am·monium Oxidation, 即厌氧氨氧化工艺), 是一种全新的生物脱氮工艺, 完全突破了传统生物脱氮工艺的基本概念．它是指在无氧条件下, 微生物直接以NH4+为电子供体, 以N0 或N0, 一为电子受体, 将N0 、 NO; 和NH4+转变成N: 的生物氧化过程 ．其反应式为:
5NH; +3NOr N2 T+9H20+2H ; NH4++NO; -+N2 t+2H20
将部分硝化和厌氧氨氧化结合可构成一种新型生物脱氮技术, 该工艺与硝化反硝化脱氮技术相比, 具有能减少耗氧量和酸碱药剂用量, 不需外加碳源, 无二次污染, 占地面积小等优点．自厌氧氨氧化工艺提出以来, 大量研究发现: 除在反硝化流化床反应器中存在着厌氧氨氧化外, 在自然界中的许多缺氧环境中(特别是在缺氧／有氧界面上), 如土壤、 湖底沉积物等也发现有该反应过程发生L4 J．ANAMMOX工艺的污泥活性及其反应能力都高于活性污泥法中的硝 反硝化, 表明能够有效脱氮．但由于氨氧化菌生长缓慢, 因此一般选用具有较长污泥龄的反应器进行研究, 如厌氧流化床反应器．另外, 固定床和uS—AB、 SBR等反应器也可用于ANAMMOX工艺．厌氧氨氧化最适于处理富含氨氮而COD低的污水, 如污泥消化液或填埋场渗滤液【l卜墙J．一般与反硝化反应器进行组合(如SHARON—ANAMMOX组合工艺)处理含有较高浓度氨氮的废水能够达到较好的效果．试验证实: ANAMMOX反应在l0—43 c【=的温
度范围内具有活性, 适宜的pH值为6．7—8．3 Ll引．Strous等 分别采用流化床和固定床反应器进行了厌氧氨氧化研究．流化床反应器总容积为2．5L, 填料为直径0．3—0．6mm的沙粒, 试验用水分别采用人工配水和污泥消化上清液, NH; 一N最大负荷分别为1．Okg／(m ·d)和1．29kg／(m’·d), 水力停留时间HRT分别为22—42 h和3．5 h一11d, 氨的去除负荷分别为0．8kg／(m ·d)和0．7kg／(m ·d)．固定床反应器以直径为3—5 mm的烧结玻璃作为填料, 试验用水中NH; 一N和NO=-N的质量浓度为70—840mg／L, 控制反应温度为36~C, pH值为7, 水力停留时间HRT为6—23h, 总氮的去除负荷达到了1．1kg／(m ·d), 氨氮去除率为88％ , NO=-一N的去除率为99％．
2．4 其它新型生物脱氮工艺
OLAND(Oxygen Limited Autotrophie Nitrifica—tion Denitrification, 即氧限制自养硝化反硝化), 是由比利时Gent微生物实验室开发的 ．该工艺是由亚硝化菌催化的NO: 一的歧化反应, 其关键是控制溶解氧．该工艺是在氧限制条件下, 先由亚硝酸细菌将氨氧化为亚硝酸盐, 再利用已生成的亚硝酸盐去氧化氨, 以达到脱氮的目的．OLAND在低氧浓度下实现了维持亚硝酸积累, 最大优点在于反应器中的溶解氧浓度易于控制, 因此操作较为方便 J, 但需要进一步提高该工艺的稳定性．该工艺氧耗量小, 比传统的硝化反硝化工艺节省供氧62．5％ , 不需外加碳源, 对总氮的去除效率相当高(去除负荷达到50mgTN／(L·d)) J．
Hippen等人报道了一个适用于处理高浓度氨氮废水的新工艺．该工艺中, 氨转化为N: 的过程不需要按化学计量式消耗电子供体, 这种特殊的转化过程被命名为”Aerobic Deammonification”(好氧反氨化)工艺．该工艺中涉及到的微生物当前尚不太清楚, 工艺的关键是控制供氧．但该工艺还未实现稳定和可行的工艺设计, 仍在进一步的研究和开发中, 相信在不久的将来会成为一种高效的生物脱氮新工艺．
3 新型脱氮工艺发展趋势与展望
3．1 超声辐射处理废水脱氮技术
利用超声波处理氨氮废水进行脱氮处理是近年发展起来的一项新型脱氮技术．20世纪90年代初, 国外一些学者开始研究超声降解水中有机污染物, 已经收到一些明显效果．超声波技术具有简便、 高效、 无污染或少污染的特点, 已受到国内外学者的关注．废水中氨氮超声去除的作用机理以空化泡内的高温热解反应为主, 氨氮从废水中超声去除以后既没有以氨气的形式释放到大气中, 也没有在废水中转化成硝酸盐氮或者亚硝酸盐氮．在超声波的作用下, 废水中的铵离子转化成氨气分子以后挥发进入空化泡内, 并在其瞬时高温和高压的作用下最终转化成氮气和氢气而释放到大气中．超声辐照技术可有效去除氨氮废水中的氨氮．废水初始pH值、 氨氮初始质量浓度和超声辐照废水时饱和气体的存在与否及其作用方式是影响其去除效果的主要因素．pH值为8—9、 在超声过程中同时曝气和较低的氨氮初始质量浓度有利于提高氨氮的去除率, 氨氮的去除总量随氨氮初始质量浓度的增加而增加．
3．2 矿化垃圾生物反应床处理焦化废水研究
矿化垃圾指的是填埋年龄超过一定年限的垃圾, 并非完全矿化或无机化的垃圾．填埋场的矿化垃圾作为填料有其独特的优点．填埋场垃圾的降解过程中, 会有种类繁多的生物参与其中, 其中绝大部分是微生物．作为一种天然的微生物载体, 在处理的过程中无需接种, 而如果要接种也相对简单而且迅速, 能够利用矿化垃圾中的本土微生物．如果需要接种, 接种的过程也很方便．矿化垃圾具有吸附容量和阳离子交换容量大的特点, 有利于对污染物的吸附．矿化垃圾的水力渗透性能优良, 能够承受较高的水力负荷．总之, 矿化垃圾是一种优良的废水处理填料, 特别适应于温暖的南方地区．
近年来, 将矿化垃圾经过一定的预处理以后作为生物反应床的填料, 在处理氨氮废水方面取得了宝贵的经验．邵芳 利用矿化垃圾处理猪场废水, 在进水氨氮质量浓度达l 140 m#L时, 出水氨氮的质量浓度仅100 mg／L左右．王敏 】利用矿化垃圾处理焦化废水, 在进水氨氮质量浓度范围为8O～130mg／L时, 经过单级矿化垃圾反应床处理, 氨氮得去除率可达95．7％ , 出水能够达到废水综合排放一级标准．周海燕【2 等利用其处理垃圾渗滤液, 在进水氨氮质量浓度为700～2 600mg／L时, 经过三级矿化垃圾生物反应床处理, 氨氮的去除率可达98％ 以上, 出水氨氮质量浓度未超过25mg／L．
采用矿化垃圾作为填料处理废水具有成本低、 运行稳定、 耐冲击负荷能力强、 管理方便、 投资省等优点．作为一种新开发的废水处理技术技术, 矿化垃圾的潜力尚有待挖掘, 具有良好的应用前景．
3．3 脱氮工艺发展趋势与展望 -29】
生物脱氮工艺的研究是氨氮废水处理中一个颇受关注的领域．随着生物学机理的深入揭示和相关学科的发展与渗透, 生物脱氮技术得以不断的革新和发展, 已不但仅是要求较高的NH。一N去除率, 而且要求处理效果稳定可靠、 工艺控制调节灵活、 运行维护管理方便、 投资运行费用节省, 而当前生物脱氮工艺正是向着这一简洁、 高效、 经济的方向发展．其主要的发展方向为: ① 由于各种工艺脱氮的能力均有一定的限度, 则提高废水预处理的水平会使整个脱氮工艺取得更好的效果．②由于脱氮理论研究的深入, 新工艺层出不穷, 各种工艺有机组合使用以达到更好的处理效果是现在脱氮工艺发展的趋势．③ 新工艺的出现为解决传统生物脱氮工艺存在的问题提供了新的研究思路和发展的方向, 将会使生物脱氮工艺得到长足的发展．④如何利用新的理论提出新的工艺并将其应用于氨氮废水和如何借鉴其它行业的废水处理工艺, 并根据氨氮废水的特点加以应用仍需进一步的研究．
参考文献:

当前, 含氨废水的处理方法能够说有很多, 但真正从技术和经济两方面都可行的并不多。我公司既有含氨几百毫克/升, 也有含氨十多万毫克/升的废水, 能够说在氨氮治理方面积累了不少经验, 其间也走了不少弯路。现总结几点经验, 以供大家借鉴。
      1、 高浓度含氨废水
这种含氨废水大致有三种: 含铵盐、 游离氨或共存的。对于含铵盐或主要是含铵盐的废水, 优先考虑蒸发结晶法回收铵盐; 游离氨或为主的废水优先考虑汽提法。对于铵盐类废水慎用加烧碱汽提法及磷酸镁铵法, 这两种方法对多数企业来说, 运行成本是难以承受的。
     2、 中等浓度含氨废水
优先考虑空气多级吹脱, 对有废热利用的也可用汽提法。但要充分考虑回收稀氨水的去处, 否则会造成二次污染或无法运行下去。
     3、 低浓度含氨废水
主要采用生化法, 如果生化难以达标的话, 前处理能够考虑一级吹脱或磷酸镁铵法。
总之, 无论使用那一种方法, 事先对成本一定要有一个细致的测算, 事实上, 很多污水处理设施不是技术上达不到要求, 而是运行起来经济上企业难以承受。

燃煤锅炉除尘脱硫工艺

1、 对于大于50吨的燃煤锅炉( 电厂、 大型化工厂) , 最好除尘和脱硫分开进行, 除尘方法主要有: 自动反吹布袋除尘、 静电除尘( 自动化程度高) 、 多级旋风分离除尘( 比较传统) 、 冲击法湿法除尘等。脱硫方法: 海水脱硫、 石灰石－石膏法、 双碱法等( 以上湿法, 比较常见) , 石灰乳液－流化床法( 半干法) 等。
2、 对于中小型锅炉, 能够采用除尘脱硫一体化的工艺处理。因为分别处理的费用较高, 而且处理后的固体和液体经济价值不大。一般采用湿法处理, 即石灰石－石膏法或双碱法, 喷淋液体加氢氧化钙处理后, 循环使用。也能够利用锅炉的冲渣水的碱性, 方法很简单: 循环水与冲渣水连通。

SBR工艺总结
SBR污水处理技术
SBR是序列间歇式活性污泥法( Sequencing Batch Reactor Activated Sludge Process) 的简称, 是一种按间歇曝气方式来运行的活性污泥污水处理技术, 又称序批式活性污泥法。
与传统污水处理工艺不同, SBR技术采用时间分割的操作方式替代空间分割的操作方式, 非稳定生化反应替代稳态生化反应, 静置理想沉淀替代传统的动态沉淀。它的主要特征是在运行上的有序和间歇操作, SBR技术的核心是SBR反应池, 该池集均化、 初沉、 生物降解、 二沉等功能于一池, 无污泥回流系统。正是SBR工艺这些特殊性使其具有以下优点:
1、         理想的推流过程使生化反应推动力增大, 效率提高, 池内厌氧、 好氧处于交替状态, 净化效果好。
2、         运行效果稳定, 污水在理想的静止状态下沉淀, 需要时间短、 效率高, 出水水质好。
3、         耐冲击负荷, 池内有滞留的处理水, 对污水有稀释、 缓冲作用, 有效抵抗水量和有机污物的冲击。
4、         工艺过程中的各工序可根据水质、 水量进行调整, 运行灵活。
5、         处理设备少, 构造简单, 便于操作和维护管理。
6、         反应池内存在DO、 BOD5浓度梯度, 有效控制活性污泥膨胀。
7、         SBR法系统本身也适合于组合式构造方法, 利于废水处理厂的扩建和改造。
8、         脱氮除磷, 适当控制运行方式, 实现好氧、 缺氧、 厌氧状态交替, 具有良好的脱氮除磷效果。
9、         工艺流程简单、 造价低。主体设备只有一个序批式间歇反应器, 无二沉池、 污泥回流系统, 调节池、 初沉池也可省略, 布置紧凑、 占地面积省。
SBR系统的适用范围
由于上述技术特点, SBR系统进一步拓宽了活性污泥法的使用范围。就近期的技术条件, SBR系统更适合以下情况:
1)        中小城镇生活污水和厂矿企业的工业废水, 特别是间歇排放和流量变化较大的地方。
2)        需要较高出水水质的地方, 如风景游览区、 湖泊和港湾等, 不但要去除有机物, 还要求出水中除磷脱氮, 防止河湖富营养化。
3)        水资源紧缺的地方。SBR系统可在生物处理后进行物化处理, 不需要增加设施, 便于水的回收利用。
4)        用地紧张的地方。
5)        对已建连续流污水处理厂的改造等。
6)        非常适合处理小水量, 间歇排放的工业废水与分散点源污染的治理。
SBR设计要点、 主要参数
SBR设计要点
1、         运行周期( T) 的确定
SBR的运行周期由充水时间、 反应时间、 沉淀时间、 排水排泥时间和闲置时间来确定。充水时间( tv) 应有一个最优值。如上所述, 充水时间应根据具体的水质及运行过程中所采用的曝气方式来确定。当采用限量曝气方式及进水中污染物的浓度较高时, 充水时间应适当取长一些; 当采用非限量曝气方式及进水中污染物的浓度较低时, 充水时间可适当取短一些。充水时间一般取1～4ｈ。反应时间( tR) 是确定SBR 反应器容积的一个非常主要的工艺设计参数, 其数值的确定同样取决于运行过程中污水的性质、 反应器中污泥的浓度及曝气方式等因素。对于生活污水类易处理废水, 反应时间能够取短一些, 反之对含有难降解物质或有毒物质的废水, 反应时间可适当取长一些。一般在2～8h。沉淀排水时间( tS+D) 一般按2～4h设计。闲置时间( tE) 一般按2h设计。
一个周期所需时间tC≥tR﹢tS﹢tD
周期数 n﹦24／tC
2、         反应池容积的计算
假设每个系列的污水量为q, 则在每个周期进入各反应池的污水量为q/n·N。各反应池的容积为:
V:各反应池的容量
1/m: 排出比
n: 周期数( 周期/d)
N:每一系列的反应池数量
q: 每一系列的污水进水量( 设计最大日污水量) ( m3/d)
3、         曝气系统
序批式活性污泥法中, 曝气装置的能力应是在规定的曝气时间内能供给的需氧量, 在设计中, 高负荷运行时每单位进水BOD为0.5～1.5kgO2/kgBOD, 低负荷运行时为1.5～2.5kgO2/kgBOD。
在序批式活性污泥法中, 由于在同一反应池内进行活性污泥的曝气和沉淀, 曝气装置必须是不易堵塞的, 同时考虑反应池的搅拌性能。常见的曝气系统有气液混合喷射式、 机械搅拌式、 穿孔曝气管、 微孔曝气器, 一般选射流曝气, 因其在不曝气时尚有混合作用, 同时避免堵塞。
4、         排水系统
上清液排除出装置应能在设定的排水时间内, 活性污泥不发生上浮的情况下排出上清液, 排出方式有重力排出和水泵排出。
为预防上清液排出装置的故障, 应设置事故用排水装置。
在上清液排出装置中, 应设有防浮渣流出的机构。
序批式活性污泥的排出装置在沉淀排水期, 应排出与活性污泥分离的上清液, 而且具备以下的特征:
1)        应能既不扰动沉淀的污泥, 又不会使污泥上浮, 按规定的流量排出上清液。( 定量排水)
2)        为获得分离后清澄的处理水, 集水机构应尽量靠近水面, 并可随上清液排出后的水位变化而进行排水。( 追随水位的性能)
3)        排水及停止排水的动作应平稳进行, 动作准确, 持久可靠。( 可靠性)
排水装置的结构形式, 根据升降的方式的不同, 有浮子式、 机械式和不作升降的固定式。
5、         排泥设备
设计污泥干固体量=设计污水量×设计进水SS浓度×污泥产率／1000
在高负荷运行( 0.1～0.4 kg-BOD/kg-ss·d)时污泥产量以每流入1 kgSS产生1 kg计算, 在低负荷运行( 0.03～0.1 kg-BOD/kg-ss·d)时以每流入1 kgSS产生0.75 kg计算。 在反应池中设置简易的污泥浓缩槽, 能够获得2～3%的浓缩污泥。由于序批式活性污泥法不设初沉池, 易流入较多的杂物, 污泥泵应采用不易堵塞的泵型。
SBR设计主要参数
序批式活性污泥法的设计参数, 必须考虑处理厂的地域特性和设计条件( 用地面积、 维护管理、 处理水质指标等) 适当的确定。
用于设施设计的设计参数应以下值为准:
项 目 参 数
BOD-SS负荷(kg-BOD/kg-ss·d) 0.03～0.4
MLSS(mg/l) 1500～5000
排出比(1/m) 1/2～1/6
安全高度ε(cm)(活性污泥界面以上的最小水深) 50以上
序批式活性污泥法是一种根据有机负荷的不同而从低负荷( 相当于氧化沟法) 到高负荷( 相当于标准活性污泥法) 的范围内都能够运行的方法。序批式活性污泥法的BOD-SS负荷, 由于将曝气时间作为反应时间来考虑, 定义公式如下:
QS: 污水进水量( m3/d)
CS: 进水的平均BOD5(mg/l)
CA: 曝气池内混合液平均MLSS浓度(mg/l)
V: 曝气池容积
e: 曝气时间比 e=n·TA/24
n:周期数 TA:一个周期的曝气时间
序批式活性污泥法的负荷条件是根据每个周期内, 反应池容积对污水进水量之比和每日的周期数来决定, 另外, 在序批式活性污泥法中, 因池内容易保持较好的MLSS浓度, 因此经过MLSS浓度的变化, 也可调节有机物负荷。进一步说, 由于曝气时间容易调节, 故经过改变曝气时间, 也可调节有机物负荷。
在脱氮和脱硫为对象时, 除了有机物负荷之外, 还必须对排出比、 周期数、 每日曝气时间等进行研究。
在用地面积受限制的设施中, 适宜于高负荷运行, 进水流量小负荷变化大的小规模设施中, 最好是低负荷运行。因此, 有效的方式是在投产初期按低负荷运行, 而随着水量的增加, 也可按高负荷运行。
不同负荷条件下的特征
有机物负荷条件        高负荷运行         低负荷运行
进水条件        间歇进水         间歇进水、 连续
运行条件 BOD-SS负荷( kg-BOD/kg-ss·d)          0.1～0.4        0.03～0.1
周期数         大( 3～4)         小( 2～3)
排出比         大        小
处理特性( 有机物去除)          处理水BOD<20mg/l        去除率比较高
脱氮        较低        高
脱磷        高        较低
污泥产量        多        少
维护管理        抗负荷变化性能比低负荷差        对负荷变化的适应性强, 运行的灵活性强
用地面积        反应池容积小, 省地        反应池容积较大
适用范围        能有效地处理中等规模以上的污水, 适用于处理规模约为 m /d以上的设施        适用于小型污水处理厂, 处理规模约为 m /d以下, 适用于不需要脱氮的设施
SBR设计需特别注意的问题
( 一)         主要设施与设备
1、         设施的组成
本法原则上不设初次沉淀池, 本法应用于小型污水处理厂的主要原因是设施较简单和维护管理较为集中。为适应流量的变化, 反应池的容积应留有余量或采用设定运行周期等方法。可是, 对于游览地等流量变化很大的场合, 应根据维护管理和经济条件, 研究流量调节池的设置。
2、         反应池
反应池的形式为完全混合型, 反应池十分紧凑, 占地很少。形状以矩形为准, 池宽与池长之比大约为1: 1～1: 2, 水深4～6米。
反应池水深过深, 基于以下理由是不经济的: ①如果反应池的水深大, 排出水的深度相应增大, 则固液分离所需的沉淀时间就会增加。②专用的上清液排出装置受到结构上的限制, 上清液排出水的深度不能过深。
反应池水深过浅, 基于以下理由是不希望的: ①在排水期间, 由于受到活性污泥界面以上的最小水深限制, 上清液排出的深度不能过深。②与其它相同BOD—SS负荷的处理方式相比, 其优点是用地面积较少。
反应池的数量, 考虑清洗和检修等情况, 原则上设2个以上。在规模较小或投产初期污水量较小时, 也可建一个池。
3、         排水装置
排水系统是SBR处理工艺设计的重要内容, 也是其设计中最具特色和关系到系统运行成败的关键部分。当前, 国内外报道的SBR排水装置大致可归纳为以下几种: ①潜水泵单点或多点排水。这种方式电耗大且容易吸出沉淀污泥; ②池端( 侧) 多点固定阀门排水, 由上自下开启阀门。缺点操作不方便, 排水容易带泥; ③专用设备滗水器。滗水器是是一种能随水位变化而调节的出水堰, 排水口淹没在水面下一定深度, 可防止浮渣进入。理想的排水装置应满足以下几个条件: ④单位时间内出水量大, 流速小, 不会使沉淀污泥重新翻起; ⑤集水口随水位下降, 排水期间始终保持反应当中的静止沉淀状态; ⑥排水设备坚固耐用且排水量可无级调控, 自动化程度高。
在设定一个周期的排水时间时, 必须注意以下项目:
①        上清液排出装置的溢流负荷——确定需要的设备数量;
②        活性污泥界面上的最小水深——主要是为了防止污泥上浮, 由上清液排出装置和溢流负荷确定, 性能方面, 水深要尽可能小;
③        随着上清液排出装置的溢流负荷的增加, 单位时间的处理水排出量增大, 可缩短排水时间, 相应的后续处理构筑物容量须扩大;
④        在排水期, 沉淀的活性污泥上浮是发生在排水即将结束的时候, 从沉淀工序的中期就开始排水符合SBR法的运行原理。
SBR工艺的需氧与供氧
SBR工艺有机物的降解规律与推流式曝气池类似, 推流式曝气池是空间( 长度) 上的推流, 而SBR反应池是时间意义上的推流。由于SBR工艺有机物浓度是逐渐变化的, 在反应初期, 池内有机物浓度较高, 如果供氧速率小于耗氧速率, 则混合液中的溶解氧为零, 对单一的微生物而言, 氧气的得到可能是间断的, 供氧速率决定了有机物的降解速率。随着好氧进程的深入, 有机物浓度降低, 供氧速率开始大于耗氧速率, 溶解氧开始出现, 微生物开始能够得到充分的氧气供应, 有机物浓度的高低成为影响有机物降解速率的一个重要因素。从耗氧与供氧的关系来看, 在反应初期SBR反应池保持充分的供氧, 能够提高有机物的降解速度, 随着溶解氧的出现, 逐渐减少供氧量, 能够节约运行费用, 缩短反应时间。SBR反应池经过曝气系统的设计, 采用渐减曝气更经济、 合理一些。
SBR工艺排出比( 1/m) 的选择
SBR工艺排出比( 1/m) 的大小决定了SBR工艺反应初期有机物浓度的高低。排出比小, 初始有机物浓度低, 反之则高。根据微生物降解有机物的规律, 当有机物浓度高时, 有机物降解速率大, 曝气时间能够减少。可是, 当有机物浓度高时, 耗氧速率也大, 供氧与耗氧的矛盾可能更大。另外, 不同的废水活性污泥的沉降性能也不同。污泥沉降性能好, 沉淀后上清液就多, 宜选用较小的排出比, 反之则宜采用较大的排出比。排出比的选择还与设计选用的污泥负荷率、 混合液污泥浓度等有关。
SBR反应池混合液污泥浓度
根据活性污泥法的基本原理, 混合液污泥浓度的大小决定了生化反应器容积的大小。SBR工艺也同样如此, 当混合液污泥浓度高时, 所需曝气反应时间就短, SBR反应池池容就小, 反之SBR反应池池容则大。可是, 当混合液污泥浓度高时, 生化反应初期耗氧速率增大, 供氧与耗氧的矛盾更大。另外, 池内混合液污泥浓度的大小还决定了沉淀时间。污泥浓度高需要的沉淀时间长, 反之则短。当污泥的沉降性能好, 排出比小, 有机物浓度低, 供氧速率高, 能够选用较大的数值, 反之则宜选用较小的数值。SBR工艺混合液污泥浓度的选择应综合多方面的因素来考虑。
关于污泥负荷率的选择
污泥负荷率是影响曝气反应时间的主要参数, 污泥负荷率的大小关系到SBR反应池最终出水有机物浓度的高低。当要求的出水有机物浓度低时, 污泥负荷率宜选用低值; 当废水易于生物降解时, 污泥负荷率随着增大。污泥负荷率的选择应根据废水的可生化性以及要求的出水水质来确定。
SBR工艺与调节、 水解酸化工艺的结合
SBR工艺采用间歇进水、 间歇排水, SBR反应池有一定的调节功能, 能够在一定程度上起到均衡水质、 水量的作用。经过供气系统、 搅拌系统的设计, 自动控制方式的设计, 闲置期时间的选择, 能够将SBR工艺与调节、 水解酸化工艺结合起来, 使三者合建在一起, 从而节约投资与运行管理费用。
在进水期采用水下搅拌器进行搅拌, 进水电动阀的关闭采用液位控制, 根据水解酸化需要的时间确定开始曝气时刻, 将调节、 水解酸化工艺与SBR工艺有机的结合在一起。反应池进水开始作为闲置期的结束则能够使整个系统能正常运行。具体操作方式如下所述:
进水开始既为闲置结束, 经过上一组SBR池进水结束时间来控制;
进水结束经过液位控制, 整个进水时间可能是变化的。
水解酸化时间由进水开始至曝气反应开始, 包括进水期, 这段时间能够根据水量的变化情况与需要的水解酸化时间来确定, 不小于在最小流量下充满SBR反应池所需的时间。
曝气反应开始既为水解酸化搅拌结束, 曝气反应时间可根据计算得出。
沉淀时间根据污泥沉降性能及混合液污泥浓度决定, 它的开始即为曝气反应的结束。
排水时间由滗水器的性能决定, 滗水结束能够经过液位控制。
闲置期的时间选择是调节、 水解酸化及SBR工艺结合好坏的关键。闲置时间的长短应根据废水的变化情况来确定, 实际运行中, 闲置时间经常变动。经过闲置期间的调整, 将SBR反应池的进水合理安排, 使整个系统能正常运转, 避免整个运行过程的紊乱。
SBR调试程序及注意事项
( 一)         活性污泥的培养驯化
SBR反应池去除有机物的机理与普通活性污泥法基本相同, 主要大量繁殖的微生物群体降解污水中的有机物。
活性污泥处理系统在正式投产之前的首要工作是培养和驯化活性污泥。活性污泥的培养驯化可归纳为异步培驯法、 同步培驯法和接种培驯法, 异步法为先培养后驯化, 同步法则培养和驯化同时进行或交替进行, 接种法系利用其它污水处理厂的剩余污泥, 再进行适当的培驯。
培养活性污泥需要有菌种和菌种所需要的营养物。对于城市污水, 其中的菌种和营养都具备, 能够直接进行培养。对于工业废水, 由于其中缺乏专性菌种和足够的营养, 因此在投产时除用一般的菌种和所需