CN114956334A - 一种强化污水处理生物池的脱氮工艺 - Google Patents
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Abstract
本发明涉及污水处理技术领域，特别是一种强化污水处理生物池的脱氮工艺。其主要是微生物在高污泥浓度、低溶解氧、低硝态氮浓度和缺乏有机物的环境下，通过内源反硝化，利用自身原生质将二次沉淀池回流的底部沉积污泥中的硝态氮转化为氮气或氨气去除；缺氧池A中，污泥中的反硝化细菌利用进水碳源，将硝态氮转化为氮气；另外通过控制缺氧池B的碳源投加量，进一步强化生物池脱氮效率。与传统的工艺相比，内源反硝化过程不消耗进水碳源，在处理同等量的污水时，该工艺通过开发内碳源提高生物池硝态氮的去除率；在缺氧池B进一步反硝化去除硝态氮，可以进行深度脱氮；工艺调控简单，节省药剂使用成本，提高生物池硝态氮去除率，具有很好的应用前景。
Description
技术领域
本发明涉及污水处理技术领域，特别是一种强化污水处理生物池的脱氮工艺。
背景技术
污水脱氮是为防止水体富营养化而对废水进行脱氮处理的过程，目前比较成熟的脱氮工艺可以分为物理、化学和生物脱氮方法。物理方法主要包括吸附/离子交换法、膜分离法，化学法主要包括化学催化法及活泼金属还原法，生物脱氮法主要利用硝化反硝化作用进行脱氮。
传统的生物脱氮工艺主要是通过时间或者空间的改变，为驯化微生物提供厌氧、缺氧和好氧的生存环境，从而达到除氮的目的。其中，氮的转化包括同化、氨化、硝化和反硝化作用，因而提高污水生物脱氮的性能可以从上述过程及相关技术措施方面考虑。以活性污泥为主体的生物脱氮工艺，处理成本相对较低，通过改进工艺条件提供合适的微生物环境达到强化脱氮的目的，仍然被认为是最有发展前景的方法之一。
我国于1988年把氨氮列入控制指标，并在颁布的国家标准《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002)中规定，一级A排放标准限值为5mg/L(水温＞12℃)和8mg/L(水温≤12℃)。在国家标准《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)中，则对硝酸盐氮浓度作了限定。面对日益严格的排放标准，许多早期污水处理厂都需要进行升级改造，因此开展污水生物脱氮技术应用研究有重要的工程实际意义。分析生物脱氮过程，硝化反应所需停留时间长，受温度影响大，实际运行中速率提升比较困难，投加填料增加运行成本和控制难度；反硝化速率受温度影响较小，但是对有机物的消耗需求大，通常要求系统中的BOD5/TKN大于3才能满足脱氮的基本碳源要求。
目前，通常采用JHB工艺(如图1所示)和A2/0工艺(如图2所示)进行污水脱氮处理，但在JHB工艺中，预缺氧池需要消耗一部分进水中的碳源，会影响后续厌氧池和缺氧池对碳源的需求，从而影响生物池脱氮的效果；A2/0工艺由于内循环量的限制，其脱氮效果也难再进一步提高。厌氧氨氧化脱氮是以亚硝酸盐作为氧化剂将氨氧化成氮气，或以氨作为电子供体将亚硝酸盐还原为氮气的生物反应过程，但是厌氧氨氧化菌的活性容易受到pH、温度和盐度等因素的影响，使得厌氧氨氧化脱氮工艺的运行调控比较困难；短程硝化反硝化脱氮工艺是通过控制特殊的环境条件抑制硝酸菌的生长，使系统中的亚硝酸菌成为优势菌种，从而将硝化过程控制在NO2 -阶段，阻止亚硝酸的进一步硝化，然后直接进行以NO2 -作为电子最终受氢体进行反硝化的过程，影响短程硝化的主要因素有温度、DO浓度、pH值、游离氢浓度、泥龄及有毒物质，这也使得短程硝化反硝化脱氮工艺的实现过程不易控制。因此，研究一种污水强化脱氮工艺来提高生物脱氮效率、保证TN稳定达标，以解决高排放标准下，处理低碳氮比污水总氮达标困难的问题，具有较广泛的实际工程意义。
发明内容
鉴于上述技术现状分析，本发明提供一种强化污水处理生物池的脱氮工艺，能够提高进水碳源的利用率和污水生物脱氮的效率，生物池出水硝态氮明显降低，可有效解决高排放标准下，处理低碳氮比污水总氮达标困难的问题。本发明适用于有强化脱氮需求的城镇污水厂的新建和改造，也适用于对生化性较好的工业废水的脱氮处理。
本发明具体采用以下技术方案：设计一种强化污水处理生物池的脱氮工艺，其处理单元包括沿污水流向依次连通的缺氧池A、厌氧池、好氧池、缺氧池B、末端好氧池、二次沉淀池，在所述缺氧池A的前段连通有内源反硝化池，在所述二次沉淀池和内源反硝化池之间设有外回流通道，将二次沉淀池中的底部沉积污泥经外回流通道返回内源反硝化池中，进一步的改变外回流液、预处理污水进入内源反硝化池和缺氧池A的比例，保持适宜反硝化菌生长的污泥浓度，优化内碳源的分配利用，保证脱氮效果。
具体包括以下步骤：
S1：在内源反硝化池中培养反硝化菌，将二次沉淀池中的底部沉积污泥经外回流通道返回内源反硝化池中，利用反硝化细菌将污水中的硝态氮通过反硝化处理转化为氮气，使内源反硝化池排出的污水中硝态氮浓度为0.5～2.5mg/L；
污水在内源反硝化池内的停留时间为1.0h，内源反硝化池的温度在15～25℃，pH值控制在7.5～8.5之间，回流至内源反硝化池的污泥浓度控制在13000mg/L，并在内源反硝化池中设搅拌器，以使回流的污泥在池内充分混合反应。搅拌通常采用机械或水力搅拌方式，不采用空气搅拌以避免引入溶解氧。通常情况下，内源反硝化池硝态氮浓度为6～10mg/L，溶解氧浓度为0.2mg/L以下，而内源反硝化池的水力停留时间根据污泥浓度、污染物浓度、水温等因素来设计。
其中，内源反硝化脱氮，是指在污水中缺乏底物的情况下，反硝化菌依靠内源呼吸作用消耗自身原生质进行反硝化反应。内源反硝化池内的反应是，微生物在高污泥浓度、低溶解氧、低硝态氮浓度和缺乏有机物的环境下，通过内源反硝化，利用自身原生质(糖原、胞外聚合物等)将二次沉淀池回流的污泥中含有的硝态氮转化为氮气去除。在内源反硝化池内，去除的是二次沉淀池底部未反应完全的硝态氮，有机物主要以糖原和胞外聚合物形式存在，微生物在不消耗进水碳源和外加碳源的条件下，将硝态氮浓度进一步降低，提高进水碳源的综合利用率和反硝化效率。
S2：将步骤S1中经过内源反硝化处理后得到的低硝态氮浓度、缺乏有机物的污水引入到缺氧池A，在缺氧的环境下利用反硝化细菌将硝态氮转化为氮气；
其中，缺氧环境是由回流的好氧池混合液和进入的预处理污水、以及内源反硝化池引入的污水共同构成，其中污水在缺氧池A内的停留时间为1.0h，缺氧池A中的pH值范围在7.0～8.5之间，ORP控制在-100～-200mV，反应温度为15～30℃；
S3：将步骤S2中经过反硝化处理后得到的污水引入到厌氧池，其中污水在厌氧池的水力停留时间为7.0h，厌氧池内的pH值范围在7.0～8.5之间；
通常情况下，厌氧池内要求溶解氧小于0.2mg/L，硝态氮浓度小于0.5mg/L，过高的溶解氧和硝态氮浓度将抑制微生物的厌氧反应。
S4：将步骤S3中经过厌氧处理后的污水引入好氧池，在好氧的环境下利用好氧池中培养的硝化细菌将氨氮转化为硝态氮，污水在好氧池内的停留时间为12h，好氧池内的pH值范围在7.0～8.5之间，溶解氧浓度在2mg/L～5mg/L，反应温度为15～30℃；
其中，好氧池采用鼓风曝气的方式进行充氧和搅拌。硝化菌在有氧条件下，将污水中的氨氮氧化为硝态氮，富含硝态氮的混合液被称为硝化液，进一步去除水中的有机物、氨氮。通常情况下，硝化菌是自养菌。好氧池的设计水力停留时间根据污泥浓度、污染物浓度、水温、出水要求等因素来选择。
S5：将步骤S4中经过硝化反应的污水引入缺氧池B，在缺氧的环境下利用反硝化细菌将硝态氮转化为氮气，进一步降低生物池出水中的硝态氮浓度，缺氧池B反应温度为15～30℃，溶解氧不超过0.5mg/L，缺氧池B进口处污水中的硝态氮浓度为8～10mg/L，水力停留时间为2.0h。
其中，缺氧池B内通过机械、水力等搅拌进行混合反应。缺氧池B内的反应是反硝化菌将硝态氮转化为氮气，进一步降低污水中的硝态氮浓度。与传统A2/O工艺相比，本发明中的有机物、氨氮大部分已经在缺氧池B前段的工艺被去除，缺氧池B的作用是更彻底地去除水中的污染物。当预处理污水水质较好，污染物含量较低时，可以减少缺氧池的停留时间，当原水总氮偏高时，可以通过控制缺氧池B的停留时间，进一步保证出水总氮的达标。缺氧池B的设计水力停留时间根据污染物浓度、水温、出水要求等因素来选择。
进一步的，在缺氧池A上设有预处理污水进口，在缺氧池A和好氧池之间设有内回流通道，好氧池中的污水通过内回流通道回流至缺氧池A中，以使污水在缺氧池A中进行反硝化，并在缺氧池A设搅拌器保证污水和污泥充分混合反应。
以上技术方案中，经过好氧池反应的硝化液经过内回流通道回流至缺氧池A中，回流方式可以是好氧池到缺氧池A的管道、渠道、穿孔墙等形式。硝化液回流比根据运行情况进行调整，内回流比为300％。缺氧池A内通过机械、水力等搅拌进行混合、反应。缺氧池A内的反应利用预处理污水中的有机物做为电子供体，使反硝化菌将好氧回流的硝态氮转化为氮气。
进一步的，在步骤S5中的缺氧池B上设有应急碳源投加管路。
以上技术方案中，当进水总氮浓度偏高时设置应急碳源投加管路，可以实现高效强化脱氮。
本发明的有益效果在于：
1.本发明所述工艺中，利用内源反硝化使回流污泥中的硝态氮反硝化效率提高，从而提高生物池出水的总氮去除率。一定范围内，单位池容的内源反硝化率随外回流的污泥浓度明显提高。缺氧池B出水硝态氮显著降低，在消耗等量进水碳源的基础上提高总氮(TN)的去除率，内源反硝化池出水硝态氮浓度能够降低至0.5～2.5mg/L。按照去除1g硝态氮消耗2.86g BOD5，假定内源反硝化池进水硝态氮为6mg/L，相当于处理1L污水节约碳源约12-14mg。与现有的A2O工艺相比，本发明在不依靠外界碳源和不增加建设成本的条件下，能够稳定、高效地去除回流污泥中的硝态氮，降低运行成本。与现有的JHB工艺相比，本发明可以节省一部分进水中的碳源，用于后续的缺氧池生化反应，提升生物池的脱氮效果。
2.本发明所述工艺好氧池的硝化效率高；二沉池回流污泥至内源反硝化池内，使微生物消耗体内原生质去除硝态氮，同时充分利用内碳源进行脱氮反应，为后续单元硝化菌提供合适的生存环境，缺氧、厌氧、好氧环境的交替变换可以避免以微丝菌过量繁殖而发生的污泥膨胀。
3.本发明所述工艺中的缺氧池B是本发明的一个重要扩展，在缺氧池B设置外加碳源管路，作为应急高效脱氮设施，保证生物池的脱氮效果。
附图说明
图1为JHB工艺流程图；
图2为A2/0工艺流程图；
图3为本发明的工艺流程图。
具体实施方式
以下结合附图对本发明的优选实施例进行说明，应当理解，此处所描述的优选实施例仅用于说明和解释本发明，并不用于限定本发明。
实施例1
一种强化污水处理生物池的脱氮工艺，如图3所示，其处理单元包括沿污水流向依次连通的缺氧池A、厌氧池、好氧池、缺氧池B、末端好氧池、二次沉淀池，在所述缺氧池A的前段连通有内源反硝化池，在所述二次沉淀池和内源反硝化池之间设有外回流通道，将二次沉淀池中的底部沉积污泥经外回流通道返回内源反硝化池中,在缺氧池A上设有预处理污水进口，将预处理的污水引入缺氧池A内。在内源反硝化池中，反硝化菌在缺乏底物情况下，依靠内源消耗进行反硝化反应，将二次沉淀池回流污泥中的硝态氮转化为氮气，经过内源反硝化处理后的污水引入缺氧池A，在缺氧池A中反硝化菌进一步利用预处理污水中的碳源，将好氧池回流液所含硝态氮转化为氮气，将缺氧池A处理后的污水引入厌氧池，厌氧处理后的污水所含有机物量消耗殆尽后引入好氧池，为好氧硝化细菌提供良好的生存环境，将含氨污水转化为硝态氮，经过好氧池处理后的污水引入缺氧池B，能够将污水中残余的硝态氮进一步转化为氮气，最后经末端好氧池排出生物池。
具体包括以下几个步骤：
S1：在内源反硝化池中培养反硝化菌，将二次沉淀池中的底部沉积污泥经外回流通道返回内源反硝化池中，利用反硝化细菌将污水中的硝态氮通过反硝化处理转化为氮气，使内源反硝化池排出的污水中硝态氮浓度为0.5～2.5mg/L；
其中，污水在内源反硝化池内的停留时间为1.0h，内源反硝化池的温度在15～25℃，pH值控制在7.5～8.5之间，回流至内源反硝化池的污泥浓度控制在13000mg/L，采用垂直搅拌器匀速搅拌，使回流污泥在池内充分混合反应，此环境可以提高反硝化细菌的活性，从而提高反硝化反应的效率进而缩短工艺时长。
S2：将步骤S1中经过内源反硝化处理后得到的低硝态氮浓度、缺乏有机物的污水引入到缺氧池A，在缺氧的环境下利用反硝化细菌将硝态氮转化为氮气，其中污水在缺氧池A内的停留时间为1.0h，缺氧池A中的pH值范围在7.0～8.5，ORP控制在-100～-200mV，反应温度为15～30℃；缺氧池A内不曝气、不充氧，溶解氧要求尽量低，通常不应超过0.5mg/L，以利于微生物的缺氧反硝化过程，从而避免脱氮效率受到影响。
S3：将步骤S2中经过反硝化处理后得到的污水引入到厌氧池，其中污水在厌氧池的水力停留时间为7.0h，厌氧池内的pH值范围在7.0～8.5之间；
S4：将步骤S3中经过厌氧处理后的污水引入好氧池，在好氧的环境下利用好氧池中培养的硝化细菌将氨氮转化为硝态氮，污水在好氧池内的停留时间为12h，好氧池内的pH值范围在7.0～8.5之间，溶解氧浓度在2mg/L～5mg/L，反应温度为15～30℃；该环境下能够使硝化细菌保持较强的活性，从而提高硝化反应的效率。
S5：将步骤S4中经过硝化反应的污水引入缺氧池B，在缺氧的环境下利用反硝化细菌将硝态氮转化为氮气，进一步降低生物池出水中的硝态氮浓度，缺氧池B反应温度为15～30℃，溶解氧不超过0.5mg/L，缺氧池B进口处污水中的硝态氮浓度为8-10mg/L，水力停留时间为2.0h。
以上步骤中，在缺氧池A和好氧池之间设有内回流通道，好氧池中的污水通过内回流通道回流至缺氧池A中，以使污水在缺氧池A中进行反硝化，并在缺氧池A设搅拌器保证污水和污泥充分混合反应。在缺氧池A中，污泥中的微生物优先利用预处理污水中的碳源去除内回流中的硝态氮，在不外加碳源的情况下最大程度的保证硝态氮的去除。
实验数据对比一，在相同进水量的情况下，污水脱氮效果对比如下表1所示。
表1污水脱氮效果对比
小试实验：分别调控内源反硝化池污泥浓度为8000和12000mg/L，取外回流液18mL，硝态氮浓度在5～9mg/L之间，污泥浓度对硝态氮去除率的影响如下表2所示。
表2污泥浓度对硝态氮去除率的影响
通过以上小试实验数据可得出，一定范围内，随着污泥浓度的提高，硝态氮的内源反硝化去除率增大。
实施例2：在实施例1的基础上，进一步地，在步骤S5中的缺氧池B上设有应急碳源投加管路，在相同碳源投加量下，碳源投加点距缺氧池B始端的距离为10米时，投加150-300L/h的碳源，可将生物池出水硝态氮浓度稳定在5mg/L以下，去除硝态氮的效果基本稳定。
最后应说明的是：以上所述仅为本发明的优选实施例而已，并不用于限制本发明，尽管参照前述实施例对本发明进行了详细的说明，对于本领域的技术人员来说，其依然可以对前述各实施例所记载的技术方案进行修改，或者对其中部分技术特征进行等同替换；凡在本发明的精神和原则之内，所作的任何修改、等同替换、改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。
Claims (5)
1.一种强化污水处理生物池的脱氮工艺，其特征在于，采用的处理单元包括沿污水流向依次连通的缺氧池A、厌氧池、好氧池、缺氧池B、末端好氧池、二次沉淀池，在所述缺氧池A的前段连通有内源反硝化池，在所述二次沉淀池和内源反硝化池之间设有外回流通道，将二次沉淀池中的底部沉积污泥经外回流通道返回内源反硝化池中。
2.如权利要求1所述的强化污水处理生物池的脱氮工艺，其特征在于：具体包括以下步骤：
S1：在内源反硝化池中培养反硝化菌，将二次沉淀池中的底部沉积污泥经外回流通道返回内源反硝化池中，利用反硝化细菌将污水中的硝态氮通过反硝化处理转化为氮气，使内源反硝化池排出的污水中硝态氮浓度为0.5～2.5mg/L；
S2：将步骤S1中经过内源反硝化处理后得到的低硝态氮浓度、缺乏有机物的污水引入到缺氧池A，在缺氧的环境下利用反硝化细菌将硝态氮转化为氮气，其中污水在缺氧池A内的停留时间为1.0 h；
S3：将步骤S2中经过反硝化处理后得到的污水引入到厌氧池，其中污水在厌氧池的水力停留时间为7.0 h，厌氧池内的pH值范围在7.0～8.5之间；
S4：将步骤S3中经过厌氧处理后的污水引入好氧池，在好氧的环境下利用好氧池中培养的硝化细菌将氨氮转化为硝态氮，污水在好氧池内的停留时间为12h，好氧池内的pH值范围在7.0～8.5之间，通过鼓风曝气控制溶解氧浓度在2 mg/L～5 mg/L，反应温度为15～30℃；
S5：将步骤S4中经过硝化反应的污水引入缺氧池B，在缺氧的环境下利用反硝化细菌将硝态氮转化为氮气，进一步降低生物池出水中的硝态氮浓度，缺氧池B反应温度为15～30℃，溶解氧浓度不超过0.5 mg/L，缺氧池B进口处污水中的硝态氮浓度为8～10 mg/L，水力停留时间为2.0 h。
3.如权利要求2所述的强化污水处理生物池的脱氮工艺，其特征在于：在所述步骤S1中，污水在内源反硝化池内的停留时间为1.0h，回流至内源反硝化池的污泥浓度控制在13000 mg/L左右，并在内源反硝化池中设搅拌器，以使回流的污泥在池内充分混合反应。
4.如权利要求2所述的强化污水处理生物池的脱氮工艺，其特征在于：在缺氧池A上设有预处理污水进口，在缺氧池A和好氧池之间设有内回流通道，好氧池中的污水通过内回流通道回流至缺氧池A中，以使污水在缺氧池A中进行反硝化，并在缺氧池A设搅拌器保证污水和污泥充分混合反应。
5.如权利要求2所述的强化污水处理生物池的脱氮工艺，其特征在于：在步骤S5中的缺氧池B上设有应急碳源投加管路。
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