生物膜法A_2_O_2焦化廢水處理系統(tǒng)缺氧反應器工藝特性

1、摘要:以焦化廠廢水處理系統(tǒng)氣浮設備出水為試驗廢水水源,在中試規(guī)模上研究了生物膜法A 2/O 2(厭氧/缺氧/好氧/好氧系統(tǒng)中缺氧反應器的工藝特性和效果。缺氧反應器為以陶粒作填料的上流式濾池。研究結果表明,缺氧反硝化對去除焦化廢水中COD 有重要作用。反硝化菌可利用一些好氧微生物和厭氧微生物都難以降解的焦化廢水中的有機物作碳源,反硝化反應器可去除進水中40%的COD 。缺氧反硝化反應器進水碳氮質(zhì)量比在5以上就可基本滿足焦化廢水反硝化對碳源的需求。穩(wěn)定運行狀況下的NO 3-N 容積負荷不大于0.24kg/(m 3d 。缺氧反應器的水力停留時間不小于24h 。系統(tǒng)進水COD 、NH 3-N 的質(zhì)量濃

2、度分別在10002200、200400mg/L 范圍內(nèi),對系統(tǒng)進水不進行稀釋的條件下,水解酸化反應器HRT 為20h ,缺氧反應器HRT 為24h ,一級好氧反應器和二級好氧反應器HRT 均為48h ,二級好氧反應器硝化液回流比為3時,生物膜法A 2/O 2系統(tǒng)處理出水的COD 和NH 3-N 可以同時達到污水綜合排放標準(GB 8978-1996中的一級排放標準。關鍵詞:焦化廢水;生物膜法;厭氧/缺氧/好氧/好氧;反硝化;缺氧降解中圖分類號:X703.1;X784文獻標識碼:A文章編號:1009-2455(200801-0015-05Process characteristics of an

3、oxic reactor in biofilm A 2/O 2systemtreating coking wastewaterLI Ya-xin 1,ZHAO Yi 1,YUE Xiu-ping 1,ZHOU Xin 1,YANG Huai-wang 2,DU Jin-cheng 2,YAORun-sheng 2,MA Jian-an 2(1.School of Environmental Science and Engineering,Taiyuan University of Technology,Taiyuan 030024,China;2.Tongshida Co.,Ltd.,Linf

4、en 041000,China Abstract :With the effluent water from air -floating equipment of a coking wastewater treatment system as experimental source water,the process characteristics and effect of anoxic reactor in biofilm A 2/O 2(anaerobic /anoxic /aerobic /aerobicsystem was studied based on the pilot-sca

5、le experiment.Ceramic pellets were packed in the anoxic reactors with an upflow-filter mode.The results of the study indicated that,anoxic denitrification played a very important role in COD removal from coking wastewater.Denitrification bacteria could use some organic matters which could hardly be

6、degraded by aerobic and anaerobic microoganisms as carbon source,40%of COD could be removed by the denitrification reactor.The carbon source could basiclly satisfy the need for the denitrification of coking wastewater so long as the influent carbon-nitrogen ratio was above 5.The NO 3-N volume loadin

7、g was lower than 0.24kg/(m 3dunder steady state operation.The hydraulic residence time of the anoxic reactor should be longer than 24h.When the influent COD and NH 3-N concentration of the system were 1000-2200,200-400mg/L respectively,with no dilution,the HRT of the hydrolytic acidification reactor

8、,anoxic reactor,first -stage aerobic reactor and second -stage aerobic reactor were 20,24,48and 48h respectively,and at a nitrifying recirculation ratio of 3,the mass concentration of COD and NH 3-N in effluent water treated by biofilm A 2/O 2system could meet the specification for grade 1in intergr

9、ated wastewater discharge standard (GB 8978-1996.生物膜法A 2/O 2焦化廢水處理系統(tǒng)缺氧反應器工藝特性李亞新1,趙義1,岳秀萍1,周鑫1,楊懷旺2,杜金成2,姚潤生2,馬健安2(1.太原理工大學環(huán)境科學與工程學院,太原030024;2.臨汾同世達實業(yè)有限公司,山西臨汾041000基金項目:山西省科技攻關項目(2006031104-02收稿日期:2007-04-27;修回日期:2007-08-30焦化廢水成分復雜,含大量難降解的有機物。主要為芳香族有機物、雜環(huán)及多環(huán)芳烴有機物,它們的可生化性較差。另外,焦化廢水又是含高濃度NH3-N的廢水。我國

10、焦化廢水COD質(zhì)量濃度一般都在1000mg/L以上,NH3-N質(zhì)量濃度在200 600mg/L,廢水中不可生物降解有機物的質(zhì)量濃度(以COD計往往在150300mg/L,已經(jīng)遠遠超過污水綜合排放標準(GB9878-1996一級標準,即(COD100mg/L1。生物處理目前仍是大多焦化廠主要的廢水處理方法。A/O(缺氧/好氧、A2/O(厭氧/缺氧/好氧工藝是兩種國內(nèi)比較流行的活性污泥法焦化廢水生物處理工藝。目前采用A2/O活性污泥法工藝處理焦化廢水的主要問題是生化處理出水COD和NH3-N濃度很難同時達到污水綜合排放標準(GB 9878-1996一級標準(NH3-N15mg/L。主要原因是:由于

11、O段進水COD濃度較高,且含有生物抑制性有機物,抑制了硝化菌的活性,而且活性污泥中硝化菌的比例低,硝化效果差,使NH3-N很難達標;由于焦化廢水NH3-N濃度較高,進水中可生物降解COD濃度較低,在缺氧段HRT過短,反硝化效果差,不能充分發(fā)揮缺氧段反硝化過程中對COD的去除能力2-3。根據(jù)前期小試的研究成果,提出生物膜法A2/ O2(厭氧/缺氧/好氧/好氧處理焦化廢水工藝并進行了中試研究(該工藝已獲得國家發(fā)明專利4,中試工作歷時2a。中試研究結果表明,生物處理系統(tǒng)進水COD 的質(zhì)量濃度在10002200mg/L范圍內(nèi),進水NH3-N的質(zhì)量濃度在200400mg/L范圍內(nèi),對系統(tǒng)進水不進行稀釋的

12、條件下,水解酸化反應器HRT為20h,缺氧反應器HRT為24h,一級好氧反應器和二級好氧反應器HRT均為48h,二級好氧反應器硝化液回流比為3時,生物膜法A2/O2處理出水(COD100mg/L,(NH3-N15mg/ L,COD和NH3-N濃度可以同時達到污水綜合排放標準(GB8978-1996中的一級排放標準3。本文將討論生物膜法A2/O2處理焦化廢水工藝系統(tǒng)中缺氧反應器的工藝特性。1試驗設備與流程生物膜法A2/O2處理焦化廢水中試工藝流程如圖1所示。中試處理系統(tǒng)由水解酸化反應器(A1、缺氧反應器(A2、一級好氧反應器(O1和二級好氧反應器(O24個反應器組成。為使各反應器可以獨立調(diào)整HR

13、T,每一反應器都有獨立的進出水系統(tǒng)。各反應器的基本尺寸見表1。水解酸化反應器為陶粒填料上流式厭氧濾池,缺氧反應器為陶粒填料上流式濾池,一級好氧反應器為聚丙烯多面空心球填料的生物接觸氧化池,二級好氧反應器為陶粒填料上流式曝氣生物濾池。陶粒粒徑37mm,塑料空心球直徑50mm。試驗中系統(tǒng)進水流量為0.10.25m3/h。2試驗焦化廢水來源及水質(zhì)臨汾同世達實業(yè)有限公司廢水主要由生產(chǎn)廢水和生活污水組成,共有4種廢水:蒸氨廢水、煤焦廢水、洗脫苯廢水及生活化驗污水。廢水中生活化驗污水所占比例很小,僅占14%。中試處理系統(tǒng)進水來自臨汾同世達實業(yè)有限公司焦化廠經(jīng)隔油和氣浮預處理后的焦化廢水出水,COD質(zhì)量濃度

14、大部分在10002200mg/L范圍內(nèi),NH3-N質(zhì)量濃度大部分在200400mg/L范圍內(nèi)。3試驗結果與討論在焦化廢水生物處理系統(tǒng)中,缺氧反應器的主表1各反應器的基本尺寸Tab.1Basic dimensions of reactors反應器高度/m平面尺寸/m填料高度/m填料容積/m3Keywords:coking wastewater;biofilm process;anaerobic/anoxic/aerobic/aerobic;denitrification; anoxic degradation李亞新,趙義,岳秀萍,等:生物膜法A2/O2焦化廢水處理系統(tǒng)缺氧反應器工藝特性要功能是反

15、硝化脫氮,但是缺氧反應器對COD的去除作用也是至關重要的。缺氧反應器COD去除率與系統(tǒng)出水COD濃度的關系如圖2所示。由圖2可以看到,當缺氧反應器的COD去除率在30%以上時,系統(tǒng)出水COD濃度是可以達標的。由此可看出,系統(tǒng)出水COD濃度達標的關鍵在于缺氧反應器能否充分發(fā)揮對COD的去除作用。近年,反硝化反應器對難降解物質(zhì)的缺氧降解功能,日益引起人們的關注5-8。在A2/O工藝處理焦化廢水的研究中發(fā)現(xiàn),有機物在缺氧段有很大的去除效果;反硝化過程可以同時達到脫氮和除碳的目標9。在有硝態(tài)氮存在時,有些在厭氧或好氧條件下不能降解的有機物在缺氧段可得到降解10-11。反硝化段不僅具有脫氮功能而且使一些

16、在傳統(tǒng)好氧生物處理工藝中不易降解的有機物(如吡啶、吲哚、喹啉等較好地得以降解12。由于缺氧狀態(tài)和好氧厭氧狀態(tài)下微生物的種類及利用的電子受體不同,因而缺氧狀態(tài)下有機物的降解既不同于好氧狀態(tài),也不同于厭氧狀態(tài)13。在無氧條件下,兼性菌體內(nèi)的氧化酶活性較弱,而NO3-和NO2-能夠激活氧化酶的活性14-15,進而加速了有機物的氧化降解速度。Rockne和Strand8的試驗研究表明,高度富集的反硝化培養(yǎng)菌能使雙環(huán)及多環(huán)的芳香烴化合物無機化,并且這一過程依賴硝酸鹽進行。這些都說明硝酸鹽的存在能促進難降解有機物的降解。研究還表明,在缺氧段除了對焦化廢水中的有毒物質(zhì)苯酚、硝基酚類有較大去除外,對其它物質(zhì)也

17、都有一定程度的去除。焦化廢水中難降解有機物濃度高是造成焦化廢水生物處理工藝出水COD難以達標的主要原因。某些好氧難于降解的有機物(吡啶、吲哚、喹啉在厭氧或缺氧條件下得以降解。吡啶在缺氧條件下只需要2h就能達到96%以上的去除率,而好氧需96h,厭氧需168h。吲哚的缺氧降解約4h能達到95%以上的去除率,厭氧則需約50h,好氧需要約3h。雖然吲哚的缺氧反應速率略低于好氧反應速率,但是明顯高于厭氧反應速率。在缺氧狀態(tài)下喹啉的降解速率較厭氧狀態(tài)有了明顯提高。好氧條件下喹啉的去除主要是依靠曝氣吹脫作用,其好氧生物降解性能很差16。因此,厭氧水解酸化-缺氧反硝化-好氧工藝是去除焦化廢水中難降解有機物的

18、有效途徑。由于生物膜法A2/O2焦化廢水處理工藝中,反硝化菌可利用的碳源除水解酸化反應器出水中容易生物降解的有機物外,還需要利用厭氧和好氧作用難于生物降解的有機物和內(nèi)源碳作碳源。因此,反硝化速率相對于城市污水反硝化要低得多。反硝化反應器的NO3-N容積負荷也相對較低。中試中穩(wěn)定運行狀況下的NO3-N容積負荷不大于0.24kg/(m3d。缺氧反應器的水力停留時間不小于24h。圖3所示為缺氧反應器的COD去除量與硝態(tài)氮還原量的關系,從圖3中可以看出,缺氧反應器的COD去除量與硝態(tài)氮還原量的比值大約為5。只要充分發(fā)揮反硝化菌對焦化廢水中難降解有機物的缺氧降解作用,對焦化廢水而言,焦化廢水生物處理缺氧

19、反硝化進水m(C/m(N比(C以COD計在5以上就可以基本上滿足焦化廢水反硝化對碳源的需求。一般來說,焦化廢水反硝化反應器進水可以滿足這一碳氮比要求,反硝化的碳源對于焦化廢水反硝化來說還是相對充足的,所以不需要補充外 加碳源 。工業(yè)用水與廢水INDUSTRIAL WATER&WASTEWATER Vol.39No.1Feb.,2008生物膜反硝化反應器中由于生物量大(反應器平均生物量以SS計為4.16kg/m3,以VSS計為3.24kg/m3,m(VSS/m(SS=0.78,泥齡長,有利于反硝化菌利用廢水中的難降解有機物作為碳源進行反硝化;同時由于泥齡長,使內(nèi)源代謝作用比活性污泥法內(nèi)源

20、代謝作用強,反硝化菌可以利用的內(nèi)源碳也比活性污泥法的內(nèi)源碳要多。因此生物膜反硝化反應器對于碳氮比的要求要低于活性污泥反應器。在系統(tǒng)穩(wěn)定運行期間,缺氧反應器不同NO3-N負荷下的NO3-N還原率示于表2。表2中的數(shù)據(jù)是回流比為3時缺氧反應器的運行結果。由表3可知,以陶粒為填料的缺氧反應器NO3-N容積負荷在0.0620.243kg/(m3d。而室外排水設計規(guī)范(GB50014-2006中推薦的曝氣生物濾池處理城市污水反硝化NO3-N容積負荷為0.84.0kg/(m3d。顯然,與城市污水反硝化容積負荷相比焦化廢水中試缺氧反應器反硝化容積負荷是很低的。這是因為城市污水反硝化主要利用快速生物降解可溶性

21、有機物為碳源,焦化廢水反硝化處理時,所利用的碳源為焦化廢水水解酸化產(chǎn)物和好氧及厭氧難以降解的焦化廢水中的有機物及微生物內(nèi)源代謝產(chǎn)物作碳源。研究表明,利用快速生物降解可溶性有機物為碳源時反硝化速率為50 mg/(Lh,用慢速生物降解有機物作碳源時反硝化速率為16mg/(Lh,用微生物內(nèi)源代謝產(chǎn)物作碳源時反硝化速率為5.4mg/(Lh17。低孔隙率浸沒式填料床生物反硝化反應器由于反硝化過程產(chǎn)生的氮氣會集聚在填料間隙使過濾水頭損失增加,當水頭損失增加到極限值時,應進行反沖洗或短程沖洗以排出氮氣。稱為“釋氮循環(huán)”(Nitrogen Release Cycle,NRC17。中試運行表明,當填料粒徑為37

22、mm時,生物膜反硝化反應器回流比為3,由于填料中的上向流速較大,可以使反硝化產(chǎn)生的氮氣自然逸出,不需要考慮頻繁的釋氮循環(huán)。中試運行結果一般每年僅需要反沖洗1 2次,以清除填料空隙中的SS及脫落生物膜。溶解氧對反硝化過程有抑制作用,生物反硝化需要保持嚴格的缺氧條件。一般認為,活性污泥系統(tǒng)中,(溶解氧應保持在0.5mg/L以下,才能使反硝化反應正常進行。但在附著生長系統(tǒng)中,由于生物膜對氧傳遞的阻力較大,可以允許有較高的溶解氧濃度17。盡管二級好氧反應器中的(溶解氧較高(45mg/L,由于缺氧反應器中水流呈推流式上升,反應器底部的微生物可以盡快的消耗掉回流硝化液中攜帶的溶解氧,使反應器的中、上部(溶

23、解氧可以控制在0.5mg/L左右,保證了較好的缺氧條件。試驗中缺氧反應器進水(溶解氧平均為1.3mg/L,而缺氧反應器出水(溶解氧平均為0.4mg/L。4結論缺氧反硝化對去除焦化廢水中COD有重要作用。反硝化菌可以利用一些好氧微生物和厭氧微生物都難以降解的焦化廢水中有機物作碳源,因此,缺氧反應器中硝態(tài)氮的反硝化有促進焦化廢水中難降解有機物降解的作用,從而可以提高系統(tǒng)的COD去除效果,反硝化反應器可以去除進水中的40%COD。所以,在A2/O2焦化廢水處理工藝中,缺氧反應器的合理設計對保證系統(tǒng)出水COD濃度達標至關重要。只要充分發(fā)揮反硝化菌對焦化廢水中難降解有機物的缺氧降解作用,缺氧反硝化進水碳

24、氮質(zhì)量比在5以上就可以基本上滿足焦化廢水反硝化對于碳源的需求。在生物膜法A2/O2焦化廢水處理工藝中,反硝化速率相對于城市污水反硝化要低。反硝化反應器的NO3-N容積負荷也相對較低。中試中穩(wěn)定運行狀況下的NO3-N容積負荷不大于0.24kg/ (m3d。缺氧反應器的水力停留時間不小于24h。以陶粒為填料上向流缺氧反應器不需要考慮釋氮循環(huán)。以陶粒為填料上向流缺氧生物膜反硝化反應器可以大大減少回流硝化液中溶解氧對反硝表2不同硝態(tài)氮負荷時硝態(tài)氮的還原率Tab.2Nitrate nitrogen reduction rate at different nitratenitrogen loadsNO3-

25、N負荷/ (kgm-3d-1反硝化還原率/%NO3-N負荷/(kgm-3d-1反硝化還原率/%化的抑制作用。參考文獻:化合物在活性污泥法處理中的去除特性J.中國給水排水, 1997,13(1:14-17.2李亞新,李林永.A2/O工藝處理焦化廢水述評J.科技情報開發(fā)與經(jīng)濟,2004,14(1:128-130.3趙義.A2/O2生物膜法處理焦化廢水中試研究D.太原:太原理工大學,2007.4李亞新.一種焦化廢水生物處理的工藝P.中國專利:CN200510012434.4,2005-10-26.PVA退漿廢水的試驗研究J.環(huán)境污染與防治,2003,25(6:326-328.J.給水排水,2005,

26、31(3:51-54.7Fetzner S.Bacterial degradation of pyridine,insole,quinoline,and their derivatives under different redox conditionsJ.Appl Microbiol Biotechnol,1998,49(3:237-250.8Rockne K J,Strand S E.Anaerobic biodegradation of naphthalene,phenanthrene,and biphenyl by a denitrifying enrichment culture J

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29、.作者簡介:李亞新(1941-,男,遼寧義縣人,教授,博士,博士生導師,從事水污染控制教學與研究,(電子信箱liyaxin1941 。李亞新,趙義,岳秀萍,等:生物膜法A2/O2焦化廢水處理系統(tǒng)缺氧反應器工藝特性brewery wastewater with a new type of anaerobic reactor:the Biobed R EGSB reactorJ.Water Sci Tech,1996,34(5-6: 375-381.4常海榮,張振家,王欣澤.厭氧膨脹顆粒污泥床(EGSB在高濃度工業(yè)廢水處理中的應用J.環(huán)境工程,2004,22(3: 14-16.5Biothane

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