WO2020200262A1 - 在aoa-sbr中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法和装置 - Google Patents

在aoa-sbr中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法和装置 Download PDF

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Definitions

  • Biological nitrogen removal technology is widely used in municipal sewage treatment plants.
  • the problem of insufficient carbon sources of urban sewage limits the application of traditional biological nitrogen removal processes.
  • sewage treatment plants will inevitably produce a large amount of surplus sludge, and the treatment and disposal of surplus sludge is also a big problem.
  • the surplus sludge is the material produced in the biological treatment of sewage, and the main organic components are protein, carbohydrate and fat.
  • the anaerobic fermentation technology of surplus sludge can produce a large amount of short-chain fatty acids, which can be used as a high-quality carbon source in the biological denitrification process, and at the same time, it can achieve sludge reduction treatment.
  • Nitrifying bacteria are a type of chemical energy trophic bacteria, mainly including ammonia oxidizing bacteria (AOB) and nitrite oxidizing bacteria (NOB), which convert ammonia nitrogen into nitrite nitrogen and nitrite nitrogen into nitrate respectively Nitrogen, which plays an irreplaceable role in the biological denitrification process of domestic sewage.
  • Short-cut denitrification technology is to control the biological nitrification process in the ammonia oxidation stage, and then directly carry out denitrification, thereby achieving the purpose of energy saving and consumption reduction.
  • Short-cut nitrification is the key to short-cut denitrification technology, and the key to short-cut nitrification is to achieve AOB enrichment and NOB inhibition and elutriation.
  • the present invention proposes a method and device for achieving simultaneous sludge reduction in AOA-SBR for the coupling of heterotrophic and autotrophic deep denitrification, pumping the remaining sludge fermentation mixture to treat low C/N
  • the addition of sludge fermentation products inhibits the activity of nitrite oxidizing bacteria, so that ammonia nitrogen is partially converted into nitrite nitrogen in the aerobic stage, and then enters anoxic stirring, and the remaining Ammonia nitrogen and nitrite nitrogen undergo anaerobic ammonia oxidation, while denitrifying bacteria reduce the remaining nitrite nitrogen and nitrate nitrogen produced by anammox to nitrogen to complete deep denitrification.
  • the surplus sludge fermentation tank (2) is a semi-continuous reactor, and the inoculated sludge is discharged from the secondary settling tank of a municipal sewage treatment plant.
  • the sludge residence time SRT is 6-20 days. Control the pH at 9-10; discharge the surplus sludge fermentation mixture to the fermentation mixture storage tank (9) every day according to SRT and add an equal volume of fresh surplus sludge to the surplus sludge fermentation tank (2);
  • the inlet water and fermentation mixture are set at 1/2 ⁇ 4/5 of the effective volume of the reactor, and the fermentation mixture inlet is 1/50 ⁇ 1/10 of the volume of the inlet water. Both are controlled by a time-controlled switch.
  • the sewage in the sewage water tank (8) enters the sequencing batch reactor SBR (13) through the feed pump (10).
  • the fermentation mixture in the remaining sludge fermentation tank (2) passes through the second peristalsis Pump (11) enters SBR (13);
  • Anaerobic stirring enters the anaerobic stirring stage after the water inflow is completed, and the stirring time is set to 3 ⁇ 3.5h;
  • Figure 1 is a schematic diagram of the structure of the device of the present invention
  • Figure 2 shows the operation mode of the sequencing batch reactor SBR.
  • the device includes the surplus sludge pumped into the surplus sludge fermentation tank (2) through the first pump peristaltic pump (1), and the surplus sludge fermentation tank (2) is equipped with a first agitator (3) and a temperature control device (4)
  • the first pH controller (5); the remaining sludge fermentation tank (2) is connected with the fermentation mixture storage tank (9), and the fermentation mixture storage tank (9) is connected to the sequencing batch reactor SBR through the second peristaltic pump (11) (13)
  • the domestic sewage water tank (8) is connected to the sequencing batch reactor SBR (13) through the third peristaltic pump, that is, the feed pump (10).
  • the second agitator (15), the first dissolved oxygen controller (12) and the second pH controller (14) are installed in the sequencing batch reactor SBR (13); the exposure in the sequencing batch reactor SBR (13)
  • the gas head is connected with the air compressor (16).
  • a process controller (6) connected to the computer (7) is provided to control the first peristaltic pump (1), the second peristaltic pump (11), the third peristaltic pump (10), and the first agitator (3).
  • the urban domestic sewage used in the specific example was taken from a septic tank in a family area in Beijing, where the chemical oxygen demand COD was 180-200 mg/L, the concentration of NH 4 + -N was 60-70 mg/L, and its C/L With N in the range of 2 to 4, its own carbon source cannot meet the purpose of deep denitrification.
  • the remaining sludge fermentation tank is a semi-continuous reactor, the inoculated sludge concentration MLSS is 7500 ⁇ 8000mg/L, the sludge residence time SRT is 6 days, the pH is controlled at 10 ⁇ 0.2, and the temperature is at 30 ⁇ 2°C. According to SRT, 833mL of surplus sludge fermentation mixture is discharged to the fermentation mixture storage tank every day, and 833mL of fresh surplus sludge is added to the surplus sludge fermentation tank.
  • the main indicators in the sludge fermentation mixture are as follows: sludge fermentation product sludge concentration MLSS is 4500 ⁇ 5500mg/L, SCOD is 3380 ⁇ 420mg/L, SCFAs is 1221 ⁇ 40mg COD/L, NH 4 + -N is 198 ⁇ 20mg/L.
  • the water input of I and the fermentation mixture is 54% of the effective volume of the reactor, that is, 6.5L.
  • the amount of the fermentation mixture into the fermentation mixture is 1/18.6 of the influent volume, which is 350ml. Both are controlled by a time-controlled switch.
  • the stirring time is set to 3h, and the rich carbon source in the fermentation mixture and domestic sewage is stored as a large amount of PHA;
  • Anoxic stirring Set the stirring time to 4.5h.
  • the remaining ammonia nitrogen and nitrite nitrogen will undergo anaerobic ammonia oxidation, and denitrification will be carried out at the same time, and the remaining nitrous nitrogen and the nitrate produced by anammox
  • the state of nitrogen is reduced to nitrogen;

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Abstract

一种在AOA‑SBR中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法，其中城市污水与污泥发酵混合物同时进入AOA‑SBR反应器，在厌氧段生活污水和污泥发酵物里的有机物被转化为PHA储存在体内，在好氧段通过实时控制维持溶解氧DO在0.5～1mg/L，设定曝气时间在1～3h，当NO 2 --N：NH 4 +-N质量浓度之比为1.5～2.0之间时即停止曝气，即短程硝化作用将氨氮部分转化为亚硝态氮，在缺氧段剩余氨氮和亚硝态氮发生厌氧氨氧化作用，同时反硝化菌将剩余的亚硝态氮以及厌氧氨氧化作用产生的硝态氮还原为氮气，完成深度脱氮。还提供了相应的装置，同时实现了污水的深度脱氮和污泥的减量化处理。

Description

在AOA-SBR中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法和装置 技术领域
本发明涉及了在AOA-SBR中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法和装置的优化控制，属于城市污水处理以及污泥生化处理领域。本工艺适用于强化低C/N城市生活污水的深度脱氮。
背景技术
生物脱氮技术被广泛地应用于城市生活污水处理厂。然而城市污水碳源不足的问题限制了传统生物脱氮工艺的应用。同时污水处理厂不可避免会产生大量的剩余污泥，剩余污泥的处理处置也是一大难题。剩余污泥是污水生物处理过程中产生的物质，主要有机成分是蛋白质、碳水化合物和脂肪。剩余污泥厌氧发酵技术能产生大量短链脂肪酸，可以作为生物脱氮过程中的优质碳源，同时实现污泥减量化处理。开发剩余污泥内碳源可以将发酵液和污泥分离选择利用发酵液，也可以直接利用其污泥发酵混合物。考虑到运行成本等实际问题，只利用污泥发酵上清液成本太高，可以选择利用剩余污泥发酵混合物。
硝化细菌是一类化能营养型细菌，主要包括氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB)两类，分别将氨氮转化为亚硝态氮，将亚硝态氮转化为硝态氮，其在生活污水生物脱氮过程中发挥着不可替代的作用。短程脱氮技术是将生物硝化过程控制在氨氧化阶段，而后直接进行反硝化，进而实现节能降耗的目的。短程硝化是短程脱氮技术的关键，而实现短程硝化的关键在于实现AOB的富集以及NOB的抑制和淘洗。
在AOA-SBR中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法和装置，以剩余污泥和城市污水为研究对象，利用污泥发酵物对硝化细菌(AOB和NOB)抑制能力的不同达到淘洗NOB的作用，通过实现部分短程硝化厌氧氨氧化，以及缺氧反硝化实现深度脱氮，提高了系统的总氮去除率。利用污水厂自身排放的污泥作为碳源，在提高脱氮效率的同时节省了外加碳源的费用；利用污泥发酵混合物省略了污泥和发酵液分离的过程，节约成本，同时实现了污泥减量化处理。
发明内容
针对现有技术的不足，本发明提出一种在AOA-SBR中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法和装置，将剩余污泥发酵混合物泵入处理低C/N生活污水的序批式反应器SBR中，污泥发酵物的投加使得亚硝酸盐氧化菌的活性得以抑制，使得在好氧阶段氨氮部分转化为亚硝态氮，再进入缺氧搅拌，剩余氨氮和亚硝态氮发生厌氧氨氧化作用，同时反硝化菌将剩余的亚硝态氮以及厌氧氨氧化作用产生的硝态氮还原为氮气，完成深度脱氮。
本发明通过以下技术方案来实现：
(1)剩余污泥发酵罐的启动：剩余污泥发酵罐(2)为半连续反应器，接种污泥为城市污水处理厂二沉池排泥，污泥停留时间SRT在6～20天，控制pH在9～10；根据SRT每天排放 剩余污泥发酵混合物至发酵混合物储存罐(9)并加入等体积新鲜剩余污泥至剩余污泥发酵罐(2)；
(2)序批式反应器SBR的启动：以全程硝化污泥作为接种污泥注入序批式反应器SBR(13)，以实际城市生活污水为原水注入生活污水水箱(8)，通过第三蠕动泵即进水泵(10)打入序批式反应器SBR(13)，同时污泥发酵混合物通过第二蠕动泵(11)打入序批式反应器SBR(13)，每天运行2～4个周期，排水比维持在50～80％，每个周期包括进水，厌氧搅拌，曝气，缺氧搅拌，沉淀，排水，在上述条件下运行反应器。
序批式反应器SBR：
I进水、发酵混合物设定进水量为反应器有效体积的1/2～4/5，进发酵混合物量为进水体积的1/50～1/10，两者均通过时控开关控制，系统启动后，污水水箱(8)中的污水通过进水泵(10)进入序批式反应器SBR(13)，进水过程中，剩余污泥发酵罐(2)中的发酵混合物通过第二蠕动泵(11)进入SBR(13)；
II厌氧搅拌进水完毕后进入厌氧搅拌阶段，设定搅拌时间为3～3.5h；
III曝气开启空压机(16)，向序批式反应器SBR(13)提供氧气，将进水中的氨氮转化为氧化态氮；通过实时控制装置维持溶解氧DO在0.5～1mg/L，并监测pH，设定曝气时间在1～3h；
IV缺氧搅拌设定搅拌时间2～5h；
VI沉淀排水设定沉淀时间1～2h，泥水分离之后排水，排水比为50％～80％。
综上所述，本发明提供一种在AOA-SBR中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的方法和装置，以剩余污泥和城市污水为研究对象，通过污泥发酵物对硝化细菌(氨氧化细菌AOB和亚硝酸盐氧化菌NOB)抑制活性的不同(对NOB抑制程度更强)，实现较高的亚硝积累率；通过厌氧氨氧化以及反硝化作用达到低C/N比污水的深度脱氮的目的。利用污水厂自身排放的污泥作为碳源，在提高脱氮效率的同时节省了外加碳源的费用；利用污泥发酵混合物省略了污泥和发酵液分离的过程，节约成本，同时实现了污泥减量化处理。
附图说明：
图1为本发明装置的结构示意图
图中：1——第一蠕动泵；2——剩余污泥发酵罐；3——第一搅拌器；4——温度控制器；5——第一pH控制器；6——过程控制器；7——计算机；8——污水水箱；9——发酵混合物储存罐；10——第三蠕动泵；11——第二蠕动泵；12——第一溶解氧控制器；13——序批式反应器SBR；14——第二pH控制器；15——第二搅拌器；16——空压机；
图2为序批式反应器SBR的运行方式。
具体实施方式
结合附图和实例对本申请专利进一步说明：如图1所示，本发明包括剩余污泥发酵罐、污泥发酵混合物储存罐、污水水箱、序批式反应器SBR。四个装置的有效体积分别是5L、3L、30L、12L，其中剩余污泥发酵罐、污泥发酵混合物储存罐和序批式反应器SBR由有机玻璃制成。
该装置包括剩余污泥通过第一泵蠕动泵(1)泵入剩余污泥发酵罐(2)，剩余污泥发 酵罐(2)内安装第一搅拌器(3)、温度控制装置(4)、第一pH控制器(5)；剩余污泥发酵罐(2)与发酵混合物储存罐(9)连接，发酵混合物储存罐(9)通过第二蠕动泵(11)与序批式反应器SBR(13)连接；生活污水水箱(8)通过第三蠕动泵即进水泵(10)与序批式反应器SBR(13)连接。序批式反应器SBR(13)中安装第二搅拌器(15)、第一溶解氧控制器(12)和第二pH控制器(14)；序批式反应器SBR(13)中的曝气头与空压机(16)连接。另外，设置与计算机(7)相连的过程控制器(6)，用以控制第一蠕动泵(1)、第二蠕动泵(11)、第三蠕动泵(10)、第一搅拌器(3)、第二搅拌器(15)、温度控制器(4)、第一pH控制器(5)、第二pH控制器(14)、空压机(16)。
具体实例中使用的城市生活污水取自北京市某家属区的化粪池，其中化学需氧量COD在180～200mg/L，NH 4 +-N的浓度在60～70mg/L，其C/N在2～4，自身碳源无法满足深度脱氮的目的。
具体实施过程如下：
剩余污泥发酵罐为半连续反应器，接种污泥浓度MLSS在7500～8000mg/L，污泥停留时间SRT在6天，控制pH在10±0.2，温度在30±2℃。根据SRT每天排放833mL剩余污泥发酵混合物至发酵混合物储存罐，并加入833mL的新鲜剩余污泥至剩余污泥发酵罐。污泥发酵混合物中的主要指标如下：污泥发酵物污泥浓度MLSS在4500～5500mg/L，SCOD为3380±420mg/L，SCFAs为1221±40mg COD/L，NH 4 +-N为198±20mg/L。
序批式反应器SBR的启动：以全程硝化污泥作为接种污泥注入序批式反应器SBR(13)，以实际城市生活污水为原水注入生活污水水箱(8)，通过第三蠕动泵即进水泵(10)打入序批式反应器SBR(13)，同时污泥发酵混合物通过第二蠕动泵(11)打入序批式反应器SBR(13)，每天运行2个周期，排水比维持在50～80％，每个周期包括进水，厌氧搅拌，曝气，缺氧搅拌，沉淀，排水，在上述条件下运行反应器。
序批式反应器SBR：
I进水、发酵混合物进水量为反应器有效体积的54％，即6.5L。进发酵混合物量为进水体积的1/18.6，即350ml，两者均通过时控开关控制，系统启动后，原水水箱中的污水通过进水泵进入序批式反应器SBR，进水过程中，发酵混合物储存罐中的发酵混合物通过蠕动泵进入SBR；
II厌氧搅拌进水完毕后进入厌氧搅拌阶段，设定搅拌时间为3h，发酵混合物和生活污水中的丰富碳源被储存为大量PHA；
III曝气通过实时控制装置维持溶解氧DO在0.5～1mg/L，并监测pH，设定曝气时间在3h，NH 4 +-N在实时控制和投加污泥发酵物共同作用下发生短程硝化，NH 4 +-N在实时控制和投加污泥发酵物共同作用下发生短程硝化，当NO 2 --N：NH 4 +-N质量浓度之比为1.5时即停止曝气；
IV缺氧搅拌设定搅拌时间4.5h，在缺氧段剩余氨氮和亚硝态氮发生厌氧氨氧化作用，同时进行反硝化，将剩余的亚硝态氮以及厌氧氨氧化作用产生的硝态氮还原为氮气；
V沉淀排水设定沉淀时间1h，泥水分离之后排水，排入中间水箱，排水比为57％。
实验结果表明：运行稳定后，出水中COD浓度为30～43mg/L，NH 4 +-N浓度为0.2～2.5mg/L，亚硝积累率可达到99％以上，TN去除率为85～90％。

Claims (2)

  1. 在AOA-SBR中实现异养与自养耦合深度脱氮同步污泥减量的装置，其特征在于，该装置包括剩余污泥通过第一泵蠕动泵(1)泵入剩余污泥发酵罐(2)，剩余污泥发酵罐(2)内安装第一搅拌器(3)、温度控制装置(4)、第一pH控制器(5)；剩余污泥发酵罐(2)与发酵混合物储存罐(9)连接，发酵混合物储存罐(9)通过第二蠕动泵(11)与序批式反应器SBR(13)连接；生活污水水箱(8)通过第三蠕动泵即进水泵(10)与序批式反应器SBR(13)连接；序批式反应器SBR(13)中安装第二搅拌器(15)、第一溶解氧控制器(12)和第二pH控制器(14)；序批式反应器SBR(13)中的曝气头与空压机(16)连接；另外，设置与计算机(7)相连的过程控制器(6)，用以控制第一蠕动泵(1)、第二蠕动泵(11)、第三蠕动泵(10)、第一搅拌器(3)、第二搅拌器(15)、温度控制器(4)、第一pH控制器(5)、第二pH控制器(14)、空压机(16)。
  2. 利用权利要求1所述装置的方法，其特征在于，包括以下步骤：
    (1)剩余污泥发酵罐的启动：剩余污泥发酵罐(2)为半连续反应器，接种污泥为城市污水处理厂二沉池排泥，污泥停留时间SRT在6～20天，控制pH在9～10；根据SRT每天排放剩余污泥发酵混合物至发酵混合物储存罐(9)并加入等体积新鲜剩余污泥至剩余污泥发酵罐(2)；
    (2)序批式反应器SBR，以下简称反应器的启动：以全程硝化污泥作为接种污泥注入序批式反应器SBR(13)，以实际城市生活污水为原水注入生活污水水箱(8)，通过第三蠕动泵即进水泵(10)打入序批式反应器SBR(13)，同时污泥发酵混合物通过第二蠕动泵(11)打入序批式反应器SBR(13)，每天运行2～4个周期，排水比维持在50～80％，每个周期包括进水，厌氧搅拌，曝气，缺氧搅拌，沉淀，排水，在上述条件下运行反应器；
    序批式反应器SBR：
    I进水、发酵混合物设定进水量为反应器有效体积的1/3～4/5，进发酵混合物量为进水体积的1/50～1/10，两者均通过时控开关控制，系统启动后，污水水箱(8)中的污水通过进水泵(10)进入序批式反应器SBR(13)，进水过程中，剩余污泥发酵罐(2)中的发酵混合物通过第二蠕动泵(11)进入SBR(13)；
    II厌氧搅拌进水完毕后进入厌氧搅拌阶段，设定搅拌时间为2～3.5h；
    III曝气开启空压机(16)，向序批式反应器SBR(13)提供氧气，将进水中的氨氮转化为氧化态氮；通过实时控制装置维持溶解氧DO在0.5～1mg/L，设定曝气时间在1～3h，当NO 2 --N：NH 4 +-N质量浓度之比为1.5～2.0之间时即停止曝气；
    IV缺氧搅拌设定搅拌时间2～5h；
    VI沉淀排水设定沉淀时间1～2h，泥水分离之后排水，排水比为50％～80％。
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