城市生活垃圾在垃圾焚烧厂的堆酵过程中会产生大量的垃圾焚烧渗沥液,针对其COD、氨氮浓度高的水质特点,主要采用“厌氧+ 好氧”生化组合工艺进行处理 。其中,厌氧生化阶段主要用于有机物的去除,此阶段有机氮被降解,厌氧出水中氨氮浓度会进一步升高,需在好氧生化阶段进行脱氮处理,而在脱氮过程中会有温室气体N2O 产生。因此,在污水处理工艺......垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺——广东雅迪环保设备有限公司!



垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺

  • 发布日期:2017-07-18
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城市生活垃圾在垃圾焚烧厂的堆酵过程中会产生大量的垃圾焚烧渗沥液,针对其COD、氨氮浓度高的水质特点,主要采用“厌氧+ 好氧”生化组合工艺进行处理 。其中,厌氧生化阶段主要用于有机物的去除,此阶段有机氮被降解,厌氧出水中氨氮浓度会进一步升高,需在好氧生化阶段进行脱氮处理,而在脱氮过程中会有温室气体N2O 产生。因此,在污水处理工艺中需要调控工艺参数来控制N2O 的排放。

N2O 在生物脱氮工艺中的好氧硝化和缺氧反硝化过程均有产生。在好氧硝化过程,氨氧化过程中不稳定中间产物NOH 的降解及其降解产生的NO 的还原过程会产生N2O,氨氧化菌(AOB)对亚硝酸盐(NO2- -N)的还原过程也会产生N2O;在缺氧反硝化过程,溶解氧过高,碳氮比过低等导致氧化亚氮还原酶(Nos)活性降低的运行条件会使反硝化产物停留在N2O。KISHIDA 等研究了SBR 反应器在处理养猪废水过程中C / N 对N2O 排放的影响,发现BOD5 / TN 为2. 6 时反应器中N2O 的释放量是BOD5 / TN 为4. 5时的270 倍 ;PAN 等研究了SBR 反应器在处理人工配水过程中pH 对N2O 产生和排放的影响,发现当pH 为6. 0 时SBR 反应器中N2O 的积累量最高,当pH 为7 ~ 9 时SBR 反应器中几乎没有N2O 的积累;郭慧雯等研究了A/ O 反应器在生活污水处理过程中DO 浓度、SRT 和硝化液回流比(R)等3 个工艺参数对N2O 产生的影响,发现好氧处理单元DO 浓度为1. 2 mg·L - 1 、SRT 为20 d 和R 为300% 时A/ O 反应器中N2O 的释放量最少 ;张婷婷等研究了A/ O SBR 反应器在处理人工配水过程中温度对N2O 排放的影响,发现在一定温度范围内(10 ~ 35 ℃ ),N2O 的释放量随温度升高而降低。由此表明,废水脱氮系统中进水COD/ N、pH、温度和回流比等参数是影响N2O 释放的重要参数。本文采用A/ O MBBR 工艺来对垃圾焚烧渗沥液经厌氧生化处理后的出水进行脱氮处理,研究进水COD/ N、pH、温度、回流比值对脱氮过程中N2O 释放量的影响,确定控制N2O 排放的最优运行参数,为减少垃圾焚烧渗沥液脱氮过程中N2O 的排放提供参考。

1 材料和方法

1. 1 实验装置和运行

实验采用A/ O MBBR 工艺处理经EGSB 反应器处理后的垃圾焚烧渗沥液,实验装置如图1 所示。

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺

实验装置由缺氧反硝化池(A-MBBR)和好氧硝化池(O-MBBR) 组成, 池体由有机玻璃制成, 内径为0. 1 m,高为0. 3 m,有效容积为2 L。A-MBBR 和OMBBR均设有温控仪、曝气装置、液体采样口和气体采样口,采用曝气泵控制进气流速,气体流量计测定产气流速,并用铝箔塑料气袋(大连德霖气体包装有限公司)收集产气。池体中所选用的填料为混有无机活性粒子的聚乙烯塑料,外形为空心圆柱体,内部带有支架,表观填充比为50% 。

以北京市高碑店污水处理厂二沉池污泥作为种泥,在A-MBBR 和O-MBBR 中分别接种污泥浓度MLSS 为1 500 mg·L - 1 的污泥,进水为乙酸钠+ 稀释的经EGSB 处理后的垃圾焚烧渗沥液厌氧出水(COD/ N = 5. 5),控制DO 3 ~ 5 mg·L - 1 ,pH 8. 0 ~ 8. 5,回流比300% ,温度30 ~ 32 ℃ ,水力停留时间2 d,梯度提升进水氨氮负荷(NH4+ -N 浓度从100 mg·L - 1 提升至300 mg·L - 1 ),采用连续流的运行方式启动反应器。

A/ O MBBR 启动成功后,分别调节进水COD/ N(5. 5、4. 2、3. 5、2. 8)、pH(6. 5、7. 5、8. 5、9. 5)、温度(25、32 和38 ℃ )和回流比(200% 、300% 和400% ),采用连续流的运行方式研究脱氮过程中N2O 释放量的变化情况。

反硝化系统中游离亚硝酸(FNA)的浓度会影响Nos 的活性。游离亚硝酸浓度计算公式为:

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺

式中: ρ(FNA) 是FNA 浓度,mg·L - 1 ;T 为温度,℃ 。

硝化系统中游离氨(FA)的浓度会影响亚硝酸盐氧化菌(NOB)和AOB 的活性。游离氨浓度的计算公式为:

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺
式中: ρ(FA) 是FA 浓度,mg·L - 1 ;T 为温度,℃ 。

1. 2 实验用水

实验用水为垃圾焚烧渗沥液经EGSB 处理后的厌氧出水,水质特征见表1。

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺
表1 垃圾焚烧渗滤液水质特征

1. 3 水质指标的测试方法

COD 的测定采用高温消解快速测定法;NH4+ -N 的测定采用纳氏试剂比色法;NO3- -N 的测定采用紫外分光光度法;NO2- -N 的测定采用可见分光光度法;TN 的测定采用高温消解紫外分光光度法;DO 的测定采用Multi3420 便携溶氧测定仪(德国WTW 公司);pH 的测定采用Multi3420 便携pH 计(德国WTW 公司)。

1. 4 N2O 气体分析

A/ O MBBR 在运行期间连续曝气,通过曝气泵控制进气流速,通过气体流量计测定出气口产气流速,并用铝箔塑料气袋集气,按日取样并测定。采用Agilent 7890A 气相色谱仪测定采集的气样,所用色谱柱为HP-5 毛细柱(30 m × 320 μm 内径× 0. 25 μm 膜厚),所用色谱条件为:进样口100 ℃ ;炉温60 ℃ ;EDC检测器300 ℃ 。

2 结果与讨论

2. 1 A / O MBBR 反应系统的启动

采用经EGSB 处理后的垃圾焚烧渗沥液厌氧出水为A/ O MBBR 反应器的进水(COD/ N = 5. 5),通过连续流进水逐渐排出系统中的污泥,并梯度提升反应器进水氨氮负荷(NH4+ -N 浓度从100 mg·L - 1 提升至300 mg·L - 1 ),大约运行10 d 后,系统内的泥已全部排出,运行40 d 后,系统对NH4+ -N 的转化率稳定在99% 、对TN 的去除率稳定在75% 左右,反应器启动成功,以此进水氨氮浓度进行后续实验。

2. 2 COD / N 对脱氮系统N2O 释放量的影响

控制进水COD/ N,研究A/ O MBBR 系统对N2O 释放的影响,结果如图2 所示。

由图2 可知,COD/ N 的降低会导致A-MBBR 中N2O 释放量的升高,而O-MBBR 中N2O 的释放量在一定范围内波动,没有明显变化趋势。其原因被认为是COD 在反硝化过程中作为电子供体,当COD 不足时,各类反硝化作用酶(硝酸盐还原酶,亚硝酸盐还原酶,NO 还原酶,氧化亚氮还原酶)会竞争有限的电子,而Nos 的电子竞争力最弱 ,当COD/ N 过低,Nos 对COD 提供的电子的利用率降低,N2O 无法被彻底还原,释放量升高。

同时,COD/ N 的降低会导致TN 去除率和NH4+ -N 转化率的降低,但COD 的去除率始终维持在90%左右。这是因为COD 不足,导致反硝化速率下降,TN 去除率下降 ,无法为硝化过程提供充足的碱度,NH4+ -N 转化率下降。

从保证N2O 低排放和高脱氮效率的角度出发,A/ O MBBR 脱氮系统应控制COD/ N 不低于4. 2。

王淑莹等利用SBR 反应器研究COD/ N 对全程和短程反硝化脱氮过程中N2O 产量的影响时发现,全程和短程反硝化COD/ N 分别为6. 01 和4. 13 时,NO3- -N 和NO2- -N 完全被还原,反硝化过程中几乎没有N2O 产生。巩有奎等利用SBR 反应器研究进水COD/ N 对短程反硝化过程中N2O 释放的影响时发现,低COD/ N 条件下,NO2- -N 还原酶会和N2O 还原酶竞争内碳源电子供体,导致N2O 的积累。由于选用工艺和处理水质的不同,实验所得的最佳COD/ N 值有所差异。

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺

2. 3 pH 对脱氮系统N2O 释放量的影响

控制进水pH,研究A/ O MBBR 系统对N2O 释放的影响,结果如图3 所示。

由图3 可知,pH 改变会导致N2O 释放量的改变。当pH = 8. 5 时,A-MBBR 和O-MBBR 中N2O 的释放量都较低。当pH 升高到9. 5 时,A-MBBR 和OMBBR中N2O 的释放量均升高。系统中FNA 的浓度为0. 000 7 ~ 0. 001 mg·L - 1 时会对Nos 产生抑制,使Nos 的活性降低[18] 。FA 对NOB 的抑制浓度为0. 1 ~ 1. 0 mg·L - 1 ,对AOB 的抑制浓度为10 ~ 150mg·L - 1 ,NOB 比AOB 属更易受FA 的抑制。当pH = 9. 5 时,A-MBBR 内FNA 的浓度约为0. 000 9mg·L - 1 ,Nos 活性降低,还原N2O 的速率降低,AMBBR中N2O 的释放量升高;O-MBBR 内FA 的浓度约为3. 8 mg·L - 1 ,对NOB 产生了抑制,AOB 生成NO2- -N 的速率几乎不变,NOB 氧化NO2- -N 的速率降低,NO2- -N 浓度升高,促使AOB 合成亚硝酸盐还原酶,将NO2- -N 还原为N2O,O-MBBR 中N2O 的释放量升高。当pH 从8. 5 降低到7. 5 时,O-MBBR 中N2O 的释放量升高,A-MBBR 中N2O 的释放量变化不大。当pH = 7. 5 时,O-MBBR 内FA 的浓度约为13. 8 mg·L - 1 ,FA 对NOB 产生抑制,对AOB 产生抑制但作用很小,AOB 生成NO2- -N 的速率几乎不变,NOB 氧化NO2- -N 的速率降低,NO2- -N 浓度升高,促使AOB合成亚硝酸盐还原酶,将NO2- -N 还原为N2O,N2O 的释放量升高。当pH 进一步降低为6. 5 时,A-MBBR和O-MBBR 中N2O 的释放量降低。这是因为pH 过低,硝化作用酶和反硝化作用酶的活性降低,硝化速率和反硝化速率降低 ,系统整体运行效率降低,N2O 的释放量降低。

朱萍萍等利用SBR 反应器研究pH 值对N2O 产生的影响时发现,当pH 值等于7 时,反硝化过程中N2O 的产生量明显比pH 值为8 和9 时要大。当pH 为8 时硝化过程中N2O 的产生量最小。黎秋华等利用SBR 反应器研究pH 值对硝化过程N2O 产生的影响时发现了当系统的pH 值达到9 时,N2O 的排放量达到最大 。本实验在pH 为8 时,硝化过程和反硝化过程中N2O 的释放量最小,分析原因可能为选用的工艺和处理的水质不同,实验所得的最佳pH 值有所差异。

同时,pH 降低会导致NH4+ -N 转化率和TN 去除率降低。这是因为硝化过程需要充足的碱度,pH 低会消耗系统中的碱度,不利于硝化反应的进行 ,NH4+ -N 转化率下降,无法为反硝化过程提供充足的底物,TN 去除率下降。

从保证N2O 低排放和高脱氮效率的角度出发,A/ O MBBR 脱氮系统应控制pH 在8. 5 左右。

2. 4 温度对脱氮系统中N2O 释放的影响

控制温度,研究A/ O MBBR 系统对N2O 释放的影响,结果如图4 所示。

由图4 可知,温度对A-MBBR 和O-MBBR 中N2O 释放量的影响较小。温度升高,NH4+ -N 转化率和TN 去除率略有升高。这是因为在20 ~ 40 ℃ 范围内,温度越高,硝化作用酶和反硝化作用酶的活性越高,硝化速率和反硝化速率越高 ,NH4+ -N 转化率和TN 去除率越高。

从保证N2O 低排放和高脱氮效率的角度出发,A/ O MBBR 脱氮系统应控制温度在32 ℃ 左右。

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺

垃圾焚烧渗沥液脱氮处理工艺

2. 5 回流比对脱氮系统中N2O 释放的影响

控制回流比,研究A/ O MBBR 系统对N2O 释放的影响,结果如图5 所示。

由图5 可知,当回流比升高到400% 时,O-MBBR中N2O 的释放量升高,A-MBBR 中N2O 的释放量没有明显变化。当回流比从300% 为400% 时,OMBBR出水中NO2- -N 浓度由0. 7 mg· L - 1 升高到30. 8 mg·L - 1 ,NO2- -N 浓度升高导致AOB 合成亚硝酸还原酶的速率升高,反硝化速率升高,N2O 的释放量升高。Tallec 等发现AOB 的活性受NO2- -N 浓度的影响,当水中的NO2- -N 浓度由10 mg·L - 1 增至20 mg·L - 1 时,硝化过程中N2O 排放量能增加4 ~8 倍。

同时,回流比升高,NH4+ -N 转化率一直维持在99% 左右,TN 去除率先升高后降低。当回流比升高到400% 时,回流到A-MBBR 中的硝态氮负荷升高,导致进水的COD/ N 较低,COD 不足导致反硝化不彻底;而且,回流液携带的DO 破坏了反硝化的缺氧环境 ,反硝化速率下降,TN 去除率下降。

从保证N2O 低排放和高脱氮效率的角度出发,A/ O MBBR 脱氮系统应控制回流比为300% 。

3 结论

1)COD/ N 是影响反硝化过程中N2O 释放量的重要参数之一。COD/ N 降低导致A -MBBR 中N2O 的释放量升高,TN 的去除率和NH4+ -N 的转化率降低。控制COD/ N 不低于4. 2,A/ O MBBR 系统N2O 释放量较低,脱氮效率较高。

2)pH 从8. 5 升高到9. 5 或降低到7. 5 都会导致N2O 释放量的升高,TN 去除率和NH4+ -N 转化率的降低,垃圾焚烧沥滤液厌氧出水pH 值范围为8. 0 ~ 8. 3,不需要调节。

3)回流比主要对硝化过程中N2O 的释放量产生影响。回流比升高到400% ,会导致O-MBBR 中N2O的释放量升高,A/ O MBBR 系统中TN 去除率和NH4+ -N 转化率降低。回流比R = 300% 时,A/ O MBBR 运行状态良好。


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