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高标准排放下市政污水处理厂反硝化脱氮影响因素及优化分析

高标准排放下市政污水处理厂反硝化脱氮影响因素及优化分析

发布日期:2019-08-09 作者:李激 点击:

近年来我国市政污水处理厂出水排放标准愈来愈严格,尤其对于总氮(TN)指标,部分地方要求出水排放标准甚至由原来要求的15 mg/L严格至10 mg/L。本研究结合实际经验与实验验证,探讨实际污水处理厂异养反硝化脱氮过程中主要存在问题及对策,主要分析探讨碳源、内回流比、内回流溶解氧(DO)以及搅拌条件等影响因素,以期为市政污水处理厂高效稳定脱氮提供技术指导。

污水厂反硝化脱氮的主要影响因素

随着我国经济的发展,污水排放量日益增多。污水处理厂数量和处理能力也都在逐年增加,从2009年到2018年底,污水处理厂数量从1958座增加到5362座,处理规模由1.03×108 m³/d提高到2.01×108 m³/d。污水处理厂出水排放标准也在逐渐严格,《城镇污水处理厂污染物排放标准》征求意见稿TN指标设定为10/15 mg/L。部分地区标准甚至要求达到5 mg/L。因此,高效稳定脱氮是目前大部分污水处理厂亟待解决的问题。

我国市政污水处理厂脱氮工艺以生物法为主。经调研,异养反硝化是总氮最终去除的环节,但因各种因素影响,反硝化效果不稳定是多数污水处理厂面临的主要问题。通过对全国58座污水处理厂的全流程工艺诊断分析发现,碳源、内回流比、DO、搅拌等是反硝化脱氮的主要影响因素(表1)。其中碳源是制约反硝化脱氮过程的最主要因素,占比高达85.5%;其次是内回流比,占比16.4%;除此之外,实际运行中DO、搅拌以及一些其他因素也对反硝化脱氮存在一定影响。

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碳源对反硝化脱氮的影响及优化

碳源不足引起的反硝化性能降低在污水厂中普遍存在

生物脱氮系统中,以小分子有机物为主的碳源是反硝化脱氮的主要电子供体。而实际生物脱氮工艺中,系统中常因可生物降解有机物含量低而导致电子供体相对不足,反硝化脱氮反应不完全。当进水中的碳源不足以为反硝化脱氮过程提供电子供体时,就需补充外加碳源。去除硝态氮所需可利用有机物量常用BOD5/TN表征。为保证反硝化反应的顺利进行必须有充足的碳源提供,据传统的生物反硝化理论,1 mg/L的硝酸盐氮转化为氮气需要消耗的BOD5当量为2.86 mg/L。考虑到生物合成、溶解氧消耗、污泥排放等因素的影响,结合研究与工程经验,一般要求BOD5/TN>4。以太湖流域污水处理厂为例,BOD5/TN比取值范围为3.345-3.468,研究调研了太湖流域城镇污水处理厂2007-2017年进水BOD5/TN数据,结果如图1。

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由实验结果可知,太湖流域城镇污水处理厂的进水的BOD5/TN维持在3.5~4.3左右,平均值为3.87,针对生物脱氮需求,略有不足。不同城市之间,进水BOD5/TN值存在一定差异,南京和镇江城镇污水处理厂进水BOD5/TN较低,在2~3之间,碳源严重不足,需外加碳源促进反硝化脱氮效果,保证出水水质达标。

反硝化速率可表征活性污泥仅利用进水中碳源实现反硝化作用的性能,而反硝化潜力可表征在外加充分优质碳源的条件下活性污泥实现反硝化作用的最佳效果,两者对比,可以分析研究进水碳源对反硝化作用的影响。本研究调研了58座污水处理厂活性污泥反硝化速率和反硝化潜力,结果如表2(部分厂数据未给出):

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经计算,所调研的58座污水处理厂活性污泥平均反硝化速率仅为1.4 mgNO3--N/gVSS·h,平均反硝化潜力为7.2 mgNO3--N/gVSS·h,而污水处理厂理论反硝化速率为3-5 mgNO3--N/gVSS·h。即污水处理厂普遍存在碳源不足引起的反硝化性能未充分发挥的问题。如何选择碳源种类和投加点,确定最佳的碳源投加量,对实现污水处理厂反硝化效果提升具有重要意义。

调节碳源优化反硝化案例分析

目前城镇污水处理厂应用较多的外加碳源主要包括冰醋酸、果糖和乙酸钠等工业级小分子有机物,也有部分污水处理厂选用葡萄糖、白砂糖,或周边啤酒厂、食品加工厂所产生的高BOD5/TN废水。

理论上易降解有机物都可以用作反硝化碳源,但实际运用中,不同的碳源作为电子供体,其对促进反硝化反应作用也不完全一样,最优投加比也存在一定差异。因此研究选取污水处理厂常用外加碳源冰醋酸、果糖和乙酸钠,进行碳源比选实验,寻求最适外加碳源。

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在相同时间内,以乙酸钠作为碳源活性污泥对NO3--N的去除效果更好,冰醋酸次之,但综合考虑这两种碳源的价格及实际反硝化效果,投加冰醋酸的运行费用较低,可选择冰醋酸做为外加碳源(表3)。

除碳源种类之外,碳源投加位点的选择,对外加碳源能否被反硝化反应充分利用也具有重要意义。污水处理厂外加碳源主要是用于解决反硝化脱氮问题,因此碳源的投加点主要集中于进水、预缺氧池、厌氧池和缺氧池。本研究以某污水处理厂为研究对象,探讨碳源投加点对反硝化脱氮的影响。

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注:设置了如下全流程位点:①进水 ②厂内循环水(污泥处置除臭喷淋水) ③细格栅出水 ④曝气沉砂池出水 ⑤前缺1廊道⑥前缺2廊道 ⑦厌氧1廊道 ⑧厌氧2廊道 ⑨缺氧1廊道 ⑩缺氧2廊道 ⑪缺氧3廊道 ⑫缺氧4廊道 ⑬好氧1廊道前段 ⑭好氧1廊道后段 ⑮好氧2廊道后段 ⑯好氧3廊道 ⑰好氧4廊道后段 ⑱外回流液 ⑲二沉池出水 ⑳高效沉淀池出水 ㉑V型滤池出水

该污水处理厂主体工艺为A2/O,设计进水COD 550 mg/L,但实际进水COD均值仅318.2 mg/L,进水有机负荷较设计值偏低,不利于反硝化脱氮反应。为了具体了解该污水处理工艺的反硝化脱氮性能,对该厂进行生化段沿程硝态氮浓度变化情况分析(图2)。

该厂在之前的调试运行期间,曾在缺氧池4廊道投加碳源,但硝态氮的去除效果并不明显,原因是缺氧池4廊道为内回流廊道,DO为0.5 mg/L,内回流液携带的溶解氧会消耗优质碳源,为避免外加碳源的无效消耗,将碳源投加位点改为缺氧池1廊道,DO为0.11 mg/L,并进行沿程氮组分分析。

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图3、图4分别表示碳源投加点位调整前、后生化段硝态氮浓度变化值。由图可知,调整碳源投加位点后,脱氮效果得到明显提升。好氧池末端硝态氮浓度显著降低至10 mg/L左右,有利于高排放标准下TN的稳定达标排放。

综上,外加碳源的种类、投加点位对反硝化脱氮具有较大的影响。

(1)本研究所选择的三种碳源中,乙酸钠效果最好,价格也较为适中,可优先考虑做为外加碳源使用。但每个污水处理厂实际情况不一样,应根据实际情况选择对应的外加碳源,也可考虑接入周边高BOD5/TN废水,实现物质的再循环利用;

(2)投加位点建议以高硝态氮、低DO、搅拌效果好为选择原则。

内回流比对脱氮的影响及优化

内回流量过大或不足均影响反硝化脱氮性能

内回流一般指传统A2/O(图5)工艺中将好氧段硝化反应产生的含硝态氮混合液输送至缺氧段的工艺步骤,其目的是为缺氧段的反硝化反应提供硝态氮,强化反硝化脱氮性能。

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回流比对生化系统的处理效果有着重要的影响,如传统A2/O工艺中脱氮率与内回流(r)及外回流(R)的关系如下:

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因此,提高内回流比有利于提高脱氮效果。但是,内回流量过大易携带大量溶解氧进入缺氧池,影响缺氧环境,同时造成回流泵能耗浪费;而内回流量不足也会导致缺氧段硝态氮含量不足,限制脱氮效率。所以选择合适的内回流比可以有效强化生物反硝化脱氮性能。

调控内回流比优化反硝化案例分析

某污水处理厂主体工艺为A2/O,存在出水总氮偏高的情况。为了具体了解反硝化脱氮性能,对该厂进行生化段沿程硝态氮浓度分析(图6-图7)。

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图6表示生化段硝态氮浓度值,由图可知,好氧池回流液回流至内回流点,使得内回流点处存在大量的NO3--N,厌氧池实际为缺氧环境,反硝化脱氮效果明显。好氧池NO3--N浓度大于缺氧池,可适当提高内回流比来进一步提高脱氮效果。遂将其内回流比由原始的100%提高到200%,并测量其沿程硝态氮变化情况。

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图7表示工艺调整前后生化池沿程硝态氮浓度变化趋势,由图可知,6月28日测出二沉池出水硝态氮浓度仅为9.2 mg/L,低于6月27日工艺调整后的11.43 mg/L和6月25日工艺调整前的13.6 mg/L。而且工艺调整后二沉池出水硝态氮浓度也有明显下降,表明内回流的提高有助于硝态氮的去除,保障出水TN的达标排放。

在实际运行中,好氧池硝态氮浓度较高,缺氧段硝态氮浓度却较低,适当提高内回流比可以有效提高反硝化脱氮效率。因此建议污水处理厂:

(1)安装内回流泵时留有余量,方便调节;

(2)污水处理厂运行过程中可将缺氧末端和好氧末端的硝态氮纳入日常检测指标范围,定期检测,及时调整内回流比,强化反硝化脱氮性能;

(3)提标设计时,可以考虑AAAOAO工艺,提高反硝化脱氮性能。

内回流溶解氧对脱氮影响及优化

内回流溶解氧过大影响脱氮效果

内回流溶解氧特指传统A2/O工艺中好氧池到缺氧池的内回流液中携带的单质氧分子。因为反硝化菌是兼性菌,根据游离氧(O2)和硝酸盐(NO3-)作为电子受体的氧化产能数据,以O2作为电子受体的产能约为NO3-的1.2倍,所以当池中含有溶解氧时,微生物会优先选择游离氧作为碳源有机物氧化的电子受体。

城镇污水处理厂缺氧池的溶解氧主要来源于内回流混合液挟带。基于此建立碳源不足情况下,内回流混合液挟氧对缺氧池反硝化脱氮影响的理论预测模型,公式如下:

△TN=0.35·k·r·DO内回流/100

其中:△TN—内回流挟氧导致污水系统TN去除量降低值,mg/L;

0.35—O2对NO3--N去除影响的当量系数,mgNO3--N/mgO2;

k—影响常量,根据模拟实验,工程中可取1.2~1.4;

r—内回流比,%;

DO内回流—内回流混合液进入缺氧池时的DO值,mg/L。

降低内回流溶解氧优化反硝化案例分析

某污水处理厂主体工艺为A2/O+MBR工艺(图8,MBR指膜生物反应器)。设计出水优于国家一级A标准。

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该厂内回流由膜池直接回流至缺氧池,经现场实测膜池溶解氧一般大于7 mg/L,因此膜池直接回流至缺氧池会携带大量溶解氧而影响缺氧池进行反硝化。

为研究高溶解氧回流对缺氧反硝化的影响,设计降低溶解氧条件下硝态氮浓度变化测定。实验结果如下:

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图9表示不同内回流DO条件下缺氧反硝化硝态氮浓度变化。高溶解氧条件下,即初始溶解氧为7 mg/L时,在实验前10 min内NO3--N有上升的现象,而后NO3--N开始下降,下降量为1.4 mg/L。降低溶解氧后,即初始溶解氧控制为3 mg/L时,在实验初始阶段NO3--N基本保持恒定,而后NO3--N开始下降,下降量为3.2 mg/L。

实验结果表明,高溶解氧对反硝化影响较大,降低内回流溶解氧可以有效提高NO3--N降解量,可提高1.8 mg/L的NO3--N降解量。

通过内回流将好氧池高硝态氮输送至缺氧段,可以进一步挖掘脱氮潜力。针对回流液中溶解氧问题,建议污水处理厂:

(1)可以将好氧池设计为梯度曝气结构,降低内回流液中溶解氧溶度;

(2)在好氧池内通过增设隔墙,分割独立出消氧区,内回流液经过消氧区后输送至缺氧区。

搅拌对脱氮影响及优化

搅拌不均匀或强度不够导致污泥沉积和泥水分离

活性污泥法处理污水过程中,如何使活性污泥与水体混合接触是提高处理效果的关键因素之一。但本研究在实际调查中发现,部分出水总氮存在超标风险的污水处理厂存在搅拌不均匀或搅拌强度、范围不够等情况,以致出现污泥沉积、泥水分离现象。

改善搅拌条件优化反硝化案例分析

对某SBR工艺污水处理厂调研发现该厂进水阶段出现严重泥水分层现象,采样进行模拟搅拌实验。

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图10为模拟不同搅拌条件下硝态氮浓度变化情况图。搅拌不充分的情况下,反硝化性能明显降低,2 h的反应时间内,硝态氮只降低了9.3 mg/L,而充分搅拌情况下,1 h的反应时间内,硝态氮即可降低25.8 mg/L。而充分搅拌的情况下,可以使污水和活性污泥充分接触,从而提高反硝化效果。

建议污水处理厂可通过以下途径改善搅拌效果:

(1)设计时,选择合理的搅拌推流器型号,有条件者建议进行水力模拟实验确定;

(2)保障搅拌器正常运行。

建议

针对在调研中发现的污水处理厂影响反硝化效果的主要影响因素:碳源、内回流比、内回流溶解氧和搅拌,在高排放标准下,提出如下建议:

(1)碳源投加可通过选择合适的碳源种类和碳源投加点位实现优化。

(2)内回流比可通过日常检测生化池硝态氮浓度及时调整内回流比来实现优化。

(3)内回流溶解氧可通过在好氧池末端设立隔离消氧区降低回流液的DO值来实现优化。

(4)搅拌可通过选择合理的搅拌推流器并保证其正常有效运行来实现优化。

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