工业水处理, 2021, 41(12): 119-122 doi: 10.19965/j.cnki.iwt.2021-0262

• 试验研究 •

AO工艺用于化工废水脱氮的中试研究

王晓磊,1,2,3, 王伟燕1,2,3, 安少锋1,2,3, 陈金杰1,2, 韩墨菲1,2

1. 嘉诚环保工程有限公司, 河北石家庄 050031

2. 河北省污水治理与资源化技术创新中心, 河北石家庄 050031

3. 污水治理与水体修复工程研究中心, 河北石家庄 050031

Pilot-scale study on denitrification of chemical wastewater by AO process

WANG Xiaolei,1,2,3, WANG Weiyan1,2,3, AN Shaofeng1,2,3, CHEN Jinjie1,2, KANG Mofei1,2

1. Jiacheng Environmental Protection Engineering Co., Ltd., Shijiazhuang 050031, China

2. Hebei Sewage Treatment and Resource Technology Innovation Center, Shijiazhuang 050031, China

3. Research Center of Wastewater Treatment Water Remediation Engineering, Shijiazhuang 050031, China

收稿日期: 2021-10-11  

Received: 2021-10-11  

作者简介 About authors

王晓磊(1984-),硕士,高级工程师,E-mail:741299289@qq.com , E-mail：741299289@qq.com

Abstract

The production of titanium dioxide by sulfuric acid method generates a large amount of high-temperature acidic wastewater, which has high ammonia nitrogen content and low C/N ratio after neutralization by carbide slag. The cost of denitrification by chemical oxidation method is high, and the purpose of total nitrogen removal cannot be achieved. To treat this type of wastewater, A/O activated sludge process was used to replace chemical oxidation in this pilot-scale study. Under the condition of influent temperature under 40-50 ℃, COD within 36.6-71.4 mg/L, ammonia nitrogen within 6.5-17.8 mg/L and total nitrogen in the range of 11.1-27.8 mg/L, controlling DO of 3.5-4.5 mg/L, sludge reflux ratio of 60%, mixed reflux ratio of 90%, carbon source dosage of 55 mg/L, the results showed that, after cultivation of inoculum activated sludge, effluent could achieve COD of 25-35 mg/L, ammonia nitrogen below 1 mg/L, and total nitrogen of 6-9 mg/L, which stably met the standard of centralized wastewater treatment plant for industrial park in the Discharge Standard of Water Pollutants for Minjiang and Tuojiang River Basins of Sichuan Province(DB 51/2311—2016). After calculation, the operating cost per ton of water was 0.628 yuan. For this kind of chemical wastewater, the acclimation method of gradually increasing temperature and hydraulic loading could achieve the removal effect of pollutants, which provided guidance and reference for engineering application.

Keywords： chemical wastewater ; A/O process ; denitrification ; acid wastewater

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本文引用格式

王晓磊, 王伟燕, 安少锋, 陈金杰, 韩墨菲. AO工艺用于化工废水脱氮的中试研究. 工业水处理[J], 2021, 41(12): 119-122 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2021-0262

WANG Xiaolei. Pilot-scale study on denitrification of chemical wastewater by AO process. Industrial Water Treatment[J], 2021, 41(12): 119-122 doi:10.19965/j.cnki.iwt.2021-0262

四川某钛业公司以硫酸法生产钛白粉，产生大量44~48 ℃的酸性废水。该废水经电石渣中和后采用氯氧化脱氮，出水氨氮达到15 mg/L以下，总氮在35 mg/L以下，运行成本较高。现出水水质要求执行《四川省岷江、沱江流域水污染物排放标准》（DB 51/2311—2016）中“工业园区集中式污水处理厂”标准，即氨氮≤3 mg/L、总氮≤15 mg/L，需对氨氮和总氮进一步处理。考虑到原有氯氧化工艺的脱氮运行费用较高，且无法保证总氮达标，而较高温度的废水先降温后处理会增加运行费用，同时排水的钙离子含量高，可能导致冷却塔结垢严重，影响稳定运行，因此进行生化脱氮十分必要。有报道指出〔1-2〕，温度是影响生物脱氮的重要因素之一，较高温度下活性污泥仍表现出较高的生物活性〔3-6〕。基于此，笔者以AO活性污泥法为主体工艺处理钛业化工废水，逐步提高水力负荷，考察处理效果，以期为化工废水的低成本运行提供指导和参考。

1 材料与方法

1.1 进水水质

某钛白粉生产企业产生的酸性废水经电石渣中和后作为试验进水，其pH为7.54~9.84、COD为36.6~71.4 mg/L、NH3-N为6.5~17.8 mg/L、TN为11.1~27.8 mg/L、TP约为0.2 mg/L，因TP满足DB 51/2311— 2016规定的排放标准要求，故试验中未考虑TP。

1.2 试验装置

AO中试工艺流程如图 1所示。中试装置主体设备尺寸为2.5 m×5 m×2.5 m，生化有效容积约6.5 m3。池体材质为不锈钢，设计处理水量为0.4 m3/h，水力停留时间约16.25 h。试验期间，进水提升至缺氧池，依次经过好氧池和沉淀池，经泥水分离后出水，污泥由沉淀池回流至缺氧池前端。

图1

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图1   中试工艺流程

Fig.1   Process of pilot test


1.3 运行条件

试验进水温度在18~49 ℃，DO控制在3.5~4.5 mg/L，混合液回流和污泥回流总比例控制在150%~ 200%，稳定运行期间严格控制在150%，其中污泥回流比为60%，混合液为90%。接种污泥为新乐市某污水处理厂好氧池污泥，由于进水碳源较低，运行期间污泥质量浓度约2 000 mg/L。试验期间各阶段进水流量如表 1所示。

表1   试验期间各阶段工况参数

Table 1  Operating condition parameters of each stage

阶段ⅠⅡⅢⅣⅤⅥⅦ
时间/d1~45~1011~1718~2627~3435~3944~65
进水流量/(m3.h-1)0.20.30.250.30.40.50.4

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2 结果与讨论

试验于2020年3月27日开始，6月4日结束。试验期间测定进、出水的COD、NH3-N、TN，每天上、下午测定进、出水及A池系统的温度。

2.1 试验期间温度变化情况

试验期间温度变化情况如图 2所示。图中均为白天（上午温度较低时段和下午温度较高时段）的测定值。

图2

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图2   试验期间的温度变化

Fig.2   Changes of temperature


由图 2可见，试验期间系统温度总体呈上升趋势，进水温度变化较大主要是环境温差造成的，系统温度、出水温度与进水温度呈相同变化趋势。进水温度最高可达49 ℃，系统温度最高达40.8 ℃，出水温度最高达37.4 ℃。

2.2 COD去除效果

试验期间对进出水的COD进行测定，结果见图 3。

图3

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图3   COD的去除效果

Fig.3   Removal effect of COD


由图 3可以看出，污泥驯化培养初期进水流量为0.2 m3/h，第5天提升进水流量至0.3 m3/h，出水水质急剧下降，主要是因为污泥未完全适应环境。将进水流量调低至0.2 m3/h进行适应培养，调整3 d后出水指标降低。为保证调试循序渐进，降低进水负荷增加梯度，增加了0.25 m3/h的过渡期，后将进水流量调至0.3、0.4、0.5 m3/h，此时出水COD在25~35 mg/L，均能满足出水要求。试验进行到约50 d时，进水温度维持在40 ℃以上，温度较高，但出水COD也能达到排放要求。原因在于活性污泥在17~40 ℃之间均能保持较高的生物活性，具有较好的去除效果〔7〕。此外，从进水流量为0.5 m3/h的运行效果来看，即使系统受到冲击，出水COD在25~35 mg/L，可满足《四川省岷江、沱江流域水污染物排放标准》（DB 51/2311—2016）中的“工业园区集中式污水处理厂”标准要求（COD≤40 mg/L）。

2.3 氨氮去除效果

系统对氨氮的去除效果如图 4所示。

图4

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图4   NH3-N的去除效果

Fig.4   Removal effect of NH3-N


由图 4可知，污泥驯化培养初期接种活性污泥未能很好地适应环境，出水氨氮不达标。第5天提升进水流量至0.3 m3/h后，出水氨氮急剧升高，主要原因是进水负荷提升，水力停留时间缩短，污染物未来得及降解即随出水排出〔8〕。将进水流量调回至0.2 m3/h进行适应培养后，出水氨氮达标。此后逐步提升进水流量至0.5 m3/h，系统对氨氮仍有较好的去除效果，出水氨氮基本维持在0.2~1.5 mg/L，满足排放标准要求（≤3 mg/L），说明水量冲击对系统无明显影响。进水温度持续维持在45 ℃左右，出水氨氮由0.1~0.2 mg/L升至0.8~1.0 mg/L，说明高温对氨氮的去除有一定影响。

2.4 总氮去除效果

工程经验表明〔9〕，反硝化1 kg硝态氮需要至少5 kg COD。试验进水的碳氮比平均为2.7，且进水中有部分COD为难降解有机物，因此实际可利用的碳源量更低。在缺氧池中投加工业级乙酸钠，考察不同质量浓度的乙酸钠对总氮去除效果的影响，结果见图 5。

图5

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图5   TN去除效果

Fig.5   Removal effect of TN


从图 5可以看出，在污泥驯化初期投加52 mg/L乙酸钠，出水无法满足排放标准要求；增加乙酸钠质量浓度至100 mg/L，污泥适应几天后出水可达到排放标准。增大碳氮比可提供更多电子供体进行反硝化，增强脱氮效果〔10〕。其中e阶段出水总氮可稳定在5 mg/L左右，为降低成本，逐步降低乙酸钠质量浓度至55 mg/L，出水总氮在8~10 mg/L，可满足排放标准要求（≤15 mg/L）。

3 运行费用及成本分析

运行成本主要包括电费、药剂费、污泥处置费、人工费、设备折旧费等，由于是中试试验，仅对生化部分药剂费和电费进行核算。

药剂费主要为工业乙酸钠（碳源）的费用。工业乙酸钠价格为3 000元/t，按中试最低碳源投加量55 mg/L计算，则碳源费用为0.365元/t。电费：中试用电设备主要包括：进水泵（0.37 kW）、2台潜水搅拌泵（0.01 kW×2）、鼓风机（0.75 kW）、污泥回流及混合液回流泵（0.05 kW×2），处理水量0.4 m3/h，工业电费按0.6元/kW·h计，则电费成本为0.263元/t。综上，中试的运行成本为0.628元/t。

4 结论和建议

（1）AO工艺对某钛业生产企业排放化工废水中的COD、氨氮和总氮有较好的处理效果，出水COD为25~35 mg/L，氨氮在1 mg/L以下，总氮为6~9 mg/L，可满足DB 51/2311—2016《四川省岷江、沱江流域水污染物排放标准》“工业园区集中式污水处理厂”的排放标准要求。

（2）在进水温度达49 ℃、系统温度达40.8 ℃的条件下，接种活性污泥经驯化后，硝化、反硝化作用稳定，能够达到脱氮要求。

（3）进水总氮较高时，投加55 mg/L碳源，出水总氮在8~10 mg/L，能够稳定达标。运行成本（含药剂费与电费）可控制在0.628元/t。

参考文献

杨云龙, 黄少斌, 许辅乾, 等.

螯台球菌TAD1在高温曝气生物滤中的异养硝化-反硝化性能

[J]. 环境化学, 2012, 31 (5): 610- 614.

URL     [本文引用: 1]

占国强, 王晓梅, 何晓红, 等.

高温自养硝化反硝化工艺研究

[J]. 应用与环境生物学报, 2010, 16 (1): 122- 125.

URL     [本文引用: 1]

宋吟玲, 沈耀良.

高温厌氧污泥的耐热性研究

[J]. 苏州城建环保学院学报, 2000, 13 (4): 76- 79.

URL     [本文引用: 1]

郝敏娜, 杨云龙.

高温好氧反硝化菌的分离鉴定及脱氮特性

[J]. 环境工程学报, 2014, 8 (7): 3058- 3062.

URL    

郝敏娜, 杨云龙, 葛启隆.

高温短程反硝化菌Brevibacillus sp. XF-03特性及其降解动力学

[J]. 生物技术通报, 2014, (1): 177- 181.

URL    

COURTENS E N P , VANDEKERCKHOVE T , PRAT D , et al.

Empowering a mesophilic inoculum for thermophilic nitrification: Growth mode and temperature pattern as critical proliferation factors for archaeal ammonia oxidizers

[J]. Water Research, 2016, 92, 94- 103.

DOI:10.1016/j.watres.2016.01.022      [本文引用: 1]

罗会龙. 混合液温度对A/O工艺处理ABS树脂废水的影响及其机理研究[D]. 西安: 长安大学, 2017.

[本文引用: 1]

李英华, 李海波, 孙铁珩, 等.

进水负荷对地下渗滤系统ORP及脱氮效果的影响

[J]. 中国给水排水, 2012, 28 (17): 117- 120.

DOI:10.3969/j.issn.1000-4602.2012.17.031      [本文引用: 1]

郭小春.

污水脱氮工艺外部碳源投加量计算方法探讨

[J]. 中国给水排水, 2019, 35 (13): 97- 100.

URL     [本文引用: 1]

付昆明, 张晓航, 刘凡奇, 等.

葡萄糖碳源条件下C/N对反硝化和N2O释放性能的影响

[J]. 环境工程学报, 2021, 15 (4): 1279- 1288.

URL     [本文引用: 1]

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