用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究

关键词： 处理工艺

用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究（精选6篇）

篇1：用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究

用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究

根据生活污水深度处理工艺,对高锰酸钾用量、活性炭种类和投加量进行了实验研究,结果表明,高锰酸钾和粉末椰壳活性炭的.最佳投加量分别为0.5 mg/L和15 mg/L,经实际工艺运行后,出水水质符合电厂用水的要求.

作 者：潘建娥 PAN Jiane 作者单位：射阳县环境监测站,江苏,射阳,224300刊 名：污染防治技术英文刊名：POLLUTION CONTROL TECHNOLOGY年，卷(期)：21(3)分类号：X703.5关键词：生活污水 深度处理 实验研究

篇2：用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究

高级氧化-生化耦合技术处理低浓度有机污水用作回用水实验研究

实验研究了臭氧高级氧化-生化耦合技术处理低浓度有机污水.以某炼油厂乙烯废水为例,在低臭氧投加量1.5～2.0 mg/L及其他一定条件下,出水CODCr平均不到33 mg/L,石油类污染物平均去除率达到了67.2%,出水挥发酚最高质量浓度仅0.016 mg/L,硫化物平均降解率为65.2%,氨氮去除率保持在87.9%以上,优于活性炭处理方法.实验还发现,低剂量臭氧投加量的`影响不如废水流量及水质变化影响显著,前者既可提高有机物的可生化性,又不会对微生物产生抑制作用.

作 者：钟理 陈建军 郭文静 朱运伟 ZHONG Li CHEN Jian-jun GUO Wen-jing ZHU Yun-wei 作者单位：华南理工大学化工与能源学院,广东,广州,510640刊 名：现代化工 ISTIC PKU英文刊名：MODERN CHEMICAL INDUSTRY年，卷(期)：25(1)分类号：X703.1关键词：乙烯废水 臭氧 生化处理 高级氧化

篇3：城市污水的深度处理工艺

城市污水处理厂的二级处理出水由于应受纳水体水域功能的要求而执行《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标时, 必须要对二级处理出水进行深度处理。深度处理的方法有很多, 但要选择一种既满足出水水质要求运行管理又方便的工艺是工程设计面临的问题。

2 深度处理的进出水水质及处理方法

进出水水质是影响处理工艺选择的重要因素, 因此, 必须对进出水水质进行分析, 以确定经济、合理、有效的处理工艺。深度处理的进水也就是污水厂二级生物处理的出水, 后者一般要满足《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级B标, 所以深度处理的进水水质一般为一级B标, 而出水水质要满足一级A标。现将各水质指标进行分析。

1) 对SS指标的要求

二级处理出水的浓度SS要求≤20mg/L, 所以深度处理的进水SS浓度为20mg/L, 而《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标的SS浓度要求≤10mg/L, 因此深度处理的出水SS浓度≤10 mg/L, 在深度处理中SS去除率需达到≥50%。

污水中的悬浮物, 经过二级处理后, 出水中残留的悬浮物以颗粒从1mm到10μm的生物絮凝体和未被凝聚的胶体颗粒为主, 这些颗粒大部分都是有机性的, 二级处理出水的BOD5中50%~80%都是来源于这些颗粒。去除水中的悬浮物, 采用的处理技术要根据悬浮物的状态和粒径而定, 颗粒粒径在1μm以上的可以采用混凝、沉淀、过滤工艺予以去除, 粒径从几百A到几十μm的颗粒, 采用微滤加以去除, 而粒径从1000A到几μm的颗粒, 则应采用反渗透等方法进行去除。因此, 污水处理厂二级处理出水的SS适合采用混凝、沉淀、过滤工艺去除。

2) 对COD指标的要求

根据《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A、B标准, 确定深度处理的进水COD浓度≤60mg/L, 出水COD浓度≤40mg/L, COD去除率≥33.3%。

水中的COD由非溶解性COD和溶解性COD两部分组成, 通常非溶解性COD占COD组成总量的大部分, 当SS被去除时, 绝大部分非溶解性COD同时被去除。而溶解性COD的去除需要采用活性炭吸附、反渗透、 (高级) 化学氧化等工艺进行去除。

从深度处理的进出水的COD浓度指标看, 深度处理对COD的去除效率要求不高, 通过混凝、沉淀、过滤等常规工艺, 可以达到25%~35%的处理效率, 即可满足处理要求。

3) 对BOD5指标的要求

深度处理的进水BOD5浓度≤20 mg/L, 出水BOD5的浓度≤10mg/L去除率≥50%。

由于深度处理进水为污水处理厂二级生物处理出水, 所以水中的BOD5有一部分是由于SS的存在而产生的, 在深度处理中伴随物理化学过程对SS进行去除时, 将对水中BOD5产生一定的去除。

深度处理对SS的去除为10mg/L, 其中VSS为0.65×10=6.5mg/L, 对应的BODu=1.42×6.5=9.23mg/L (排放污泥中VSS所需得BOD u通常为VSS的1.42倍) , 对应去除的BOD5=0.68×9.23=6.28mg/L。通过去除SS而去除的BOD5浓度值为62.8%。因此, 如果采用物理化学法, 则在去除SS的过程中可以满足BOD550%的去除率。

4) 对总N指标的要求

根据《城镇污水处理厂污染物排放标准》 (GB18918-2002) 要求, 深度处理进水的总N浓度≤20mg/L, 出水N浓度≤15mg/L, 去除率≥25%。

由于执行的排放标准对N、P有严格要求, 污水处理厂二级生物处理工艺一般都采用生物脱氮除磷工艺, 对总N有很好的处理效果, 另外, 若采用投加混凝剂的物化处理则可以去除部分总N, 深度处理部分可以不再单独考虑对总N的去除。

5) 对总P的指标要求

二级生物处理一般能将总P浓度降至1.0mg/L, 但要达到0.5mg/L的要求, 需采用化学辅助法。深度处理进水的总P浓度≤1mg/L, 出水总P浓度≤0.5mg/L, 去除率≥50%。深度处理可以采用化学法除磷。

3 深度处理工艺及其选择

经过对二级生物处理后深度处理进出水水质分析, 可以看出, 深度处理工艺选择的方针为:在保证SS去除的同时运用化学除磷方式控制出水TP, 按照这一原则, 可以选择混凝、沉淀、过滤或澄清等物化法。最近用于深度处理的新型的物化工艺有快速斜板沉淀池、活性砂滤池和纤维滤池。

3.1 快速斜板沉淀池

快速斜板沉淀池 (ACTIFLO) 的工作原理如图1所示。它是一种紧凑型的沉淀池, 利用了微砂作为絮凝体的内核。微砂使絮凝体的比重增大从而使絮凝更容易沉淀, 这样就大大地提高了絮凝的效果而缩减了沉淀池的占地面积。它包括混凝、微砂投加、絮凝 (熟化) 、高速斜管沉淀、微砂循环和污泥排放几个过程。

1) 混凝

混凝过程在ACTIFLO前部的混凝池中进行, 混凝反应是整个处理系统的关键步骤, 混凝剂投加后不但去除SS, 而且与污水中的P反应形成沉淀去除P, BOD或COD随着SS的去除而去除。

2) 微砂投加

该工艺投加粒径在125μm~150μm的微砂并不断循环更新, 以提供大的接触面积而强化絮凝, 并起压载作用以提高絮体沉淀的速度。

3) 絮凝

絮凝是一种物理机械过程, 在这一过程中, 由于物理搅拌作用和分子间的作用力使絮凝体增大以利于沉淀。投加阴离子高分子助凝剂作为混凝剂的助凝剂, 起到吸附架桥作用以提高絮凝效果。

4) 沉淀

由于有微砂作为加载物, 而且应用异向流斜管, 沉淀作用得以提高。

在沉淀过程中, 来自絮凝池的水从斜管下部进入沉淀池并上向流通过, 颗粒和絮体沉淀在斜管表面并由于重力作用下滑跌落到池底。刮泥机上的栅条可以提高污泥沉淀效果, 刮泥机慢速旋转并把污泥连续地刮进中心集泥坑。

澄清水通过集水槽收集。为了有利于在小水量时水流的分配, 集水槽上的出水堰可以采用梯形或矩形的形状。

5) 微砂循环和污泥排放

微砂随污泥沉淀在沉淀池中, 循环泵把微砂和污泥输送到水力分离器中。在离心力的作用下, 微砂和污泥进行分离:微砂从下层流出直接投加到投加池中, 污泥从上层流中溢出然后通过重力流流向反冲洗废水池。

微砂的粒度系数和水力分离器的选择性能保证了微砂的分离和循环。微砂和污泥的循环量与进水量之比为3%~12%。沉淀池的微砂浓度为2000mg/L~7000mg/L。运行中存在砂的损失, 典型的微砂损失量为处理1m3水量损失1g~3g微砂, 这个损失可以每周进行投加补充。

ACTIFLO沉淀池虽然沉淀效果好, 但由于加药量大, 设备多, 工程造价比较高。

3.2 活性砂滤池

活性砂滤池系统由锥型滤砂导向装置, 内部过滤单元, 进水管道, 水流分配器, 滤液出水管道, 冲洗水出水管, 空压机和控制系统等组成。其工作原理如图2所示。待滤水由原水入口, 经进水管道和水流分配器流出, 通过砂层时SS被截留, 滤液通过集水槽收集。在活性砂滤池过滤过程中, 可以同时反冲洗。反冲洗是由压缩空气进入池中心的空气提升泵, 将砂提到洗砂器, 在波浪形的洗砂器中砂相互摩擦, 将砂表面的污物摩擦下来, 污物从废液排除口排出。砂又重新落入砂层, 成为干净的砂。

活性砂滤池的运行参数见表1。

活性砂滤池与普通砂滤池相比, 它能够在反冲洗时连续过滤, 而普通砂滤池在反冲洗时必须停止过滤, 过滤不能连续进行。此外, 活性砂滤池的冲洗水量少, 过滤水头损失小。

3.3 纤维转盘滤池

1) 纤维转盘滤池构造如图3所示。

它由用于支撑滤布的垂直安装于中央集水管的平行过滤转盘串联起来组成。一套装置过滤转盘数量一般为2个~20个, 每个过滤转盘是由6小块扇形组合而成。每片过滤转盘外包有纤维毛滤布, 它是纤维转盘滤池的过滤介质, 由有机纤维编织而成, 而其绒毛状表面由尼龙纤维编织, 同时以聚酯纤维做为支撑体。在干燥状态下, 纤维毛呈直立状态 (见图4) , 浸湿后, 纤维毛便会耷拉下来, 形成滤布介质为3mm~5mm的有效过滤深度, 且当量孔径只有10μm, 可以使固体粒子在有效过滤厚度中与过滤介质充分接触, 将超过尺寸的粒子俘获。滤布的深度能够存储俘获的粒子, 减小反冲洗流量, 同时还可减少正常运行时水头损失。反冲洗装置由反洗水泵、反抽吸装置及阀门组成, 排泥装置由排泥管、排泥泵及阀门组成, 排泥泵与反洗水泵为同一水泵。在反洗状态下, 与反抽吸装置相靠近的纤维毛又会直立起来, 方便纤维毛中的杂质排出, 可以清洗彻底。

2) 纤维转盘滤池的运行状态包括:过滤、反冲洗、排泥状态。

①过滤:外进内出, 即污水重力流从外面进入滤池, 使滤盘全部浸没在污水中。污水通过滤布过滤。过滤液通过中空管收集后, 重力流通过出水堰排出滤池。整个运行过程中过滤均为连续的, 即便在清洗过程中, 过滤仍在进行。

②清洗:过滤中部分污泥吸附于纤维毛滤布中, 逐渐形成污泥层。随着滤布上污泥的积聚, 滤布过滤阻力增加, 滤池水位逐渐升高。通过设置在滤池内的压力传感器监测池内液位变化, 当该池内液位到达清洗设定值 (高水位) 时, PLC即可启动反洗泵, 开始清洗过程。反洗时间和周期可以调整。滤布上的污泥通过反抽吸装置, 经由反洗水泵, 排出进入厂区排水系统。清洗时, 滤池仍可连续过滤。

过滤期间, 过滤转盘处于静态, 有利于污泥的池底沉积。清洗期间, 过滤转盘以0.5r/min~1r/min的速度旋转。反洗水泵负压抽吸滤布表面, 吸除滤布上积聚的污泥颗粒, 过滤转盘内的水自里向外被同时抽吸, 并对滤布起清洗作用。

③排泥:纤维转盘滤池的过滤转盘下设有斗形池底, 有利于池底污泥的收集。污泥池底沉积减少了滤布上的污泥量, 可延长过滤时间, 减少反洗水量。经过一设定的时间段, PLC启动排泥泵, 通过池底穿孔排泥管将污泥回流至厂区排水系统。其中, 排泥间隔时间及排泥历时可予以调整。

3) 纤维转盘滤池的独特设计使其具有诸多优点:

①出水水质好, 耐冲击负荷

纤维转盘滤池截留效果好, 在进水SS浓度不大于20mg/L的情况下, 出水SS浓度可小于5mg/L。过滤与反冲洗同时进行, 瞬时只有池内单盘的1%面积在进行反冲洗, 反冲洗过程为间歇。过滤是连续的, 抗冲击负荷能力强。

②占地面积小

与传统的深层过滤单元不同的是:传统过滤设备内水流一般从上至下, 或从下至上流动, 属于平面方向过滤, 纤维转盘滤池则将过滤面竖直起来, 水流从左右方向流动, 因此很多过滤面可以并排布置, 可以在保证过滤面积足够大的前提下减少占地面积。

③设备闲置率低, 总装机功率低

所有滤盘几乎总处于过滤状态, 设备闲置率低。整个过滤装置需要用电的只有驱动电机、反洗水泵和电动阀, 驱动电机功率仅为0.55k W~0.75k W, 反洗水泵功率仅为2.2k W, 总装机功率很低, 例如对于处理量为4×104m3/d的纤维转盘滤池总装机功率约为10k W。这个优点对于改造项目尤其突出, 对污水处理厂来说, 用电方面可以不用扩容。

④清洗彻底, 无需预加氯

现有的滤布结构及反冲洗频率和强度使得本过滤设备的运行基本不受藻类滋生问题的影响。首先, 滤布结构为大孔隙支撑层及纤维毛层, 反抽吸时, 在反抽吸口处纤维毛会完全直立起来, 清洗比较彻底, 残留很难累积。再次, 本过滤设备的反冲洗频率一般为60min一次, 比较密集, 且反冲洗强度较大, 为333L/ (m2·s-1) , 使得藻类滋生非常困难, 因此不需要在滤池前预加氯。

以上三种可用于污水深度处理的物理 (物化) 方法中, 快速斜板沉淀池由于投药量大, 设备多, 造价和运行费用都高, 不具备明显的优势, 活性砂滤池可以按照模块设定单元数组合建设, 构筑物为一整体, 占地面积小。纤维转盘滤池也是模块化设计, 可以按照处理规模设备成型化、产品化, 工程施工简单, 使用方便。后两种滤池的过滤都是连续的, 反冲洗水头损失少, 反冲水量小, 建议在污水深度处理中根据具体工程的实际情况选用。

4 结语

通过对城市污水二级生化处理后尾水的水质特点分析, 可知SS和P是深度处理的重点处理对象。P通过投加药剂混凝在随后去除SS的工艺中去除, 而SS的去除可以选择新型的活性砂滤池和纤维滤池。通过这些工艺, 深度处理的出水可以满足水质要求。

参考文献

篇4：用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究

1 原因分析

1.1 高效澄清池斜管容易滋生藻类

高效澄清池中的斜管沉淀装置是沉淀效果最好的泥水分离装置, 但在处理二级生活污水出水的过程中, 普遍存在着藻类的繁殖增生现象, 尤其是在春夏日照充分的水中, 藻类大量繁殖, 本厂也不例外, 藻类大量繁殖会导致局部斜管被堵塞, 在总水量不变的情况下, 局部斜管堵塞, 增大了其余斜管内单位面积上缓慢上升水流的流速, 当流速大于某一极限时, 破坏了泥水分离的条件, 单位面积内流速增大的水流, 最终将絮凝物和沉淀在斜管上的污泥从斜管内的缝隙中自上反冲下来, 形成絮凝物上浮与清水混合的“翻池”现象, 影响中水工艺出水水质。

在进行此次攻关以前, 去除藻类的做法是:当水处理能力降低到一定程度, 水质出现变化时, 用高压水枪逐根对斜管进行清洗, 将堵塞的污泥及藻类完全冲净, 再恢复生产, 冲洗周期一般为一个月1-2次, 每次冲洗都将损失高效澄清池内的部分原水, 冲洗过程还要使用处理后的清水, 从而造成资源的浪费。

1.2 药剂消耗比同行业水平偏高

中水工艺由于设计和管理的原因造成了药剂消耗比同行业水平偏高。原先的中水工艺药剂使用量的变频自动调节主要和水量相关, 即水量大, 药剂投放量大, 为了保证水质达标, 药剂的投放量是按照保安设计进行的, 即是针对比较差的水质设计, 水质质量高时, 就存在着浪费的现象。

职工对各种药剂的作用原因理解不深刻, 技术管理上的不到位, 造成了中水工艺PAC药剂的使用量偏高。聚合氯化铝PAC是使胶体脱稳凝聚的水处理药剂, 聚丙烯酰胺PAM是使凝聚在一起的微小絮体成为较大絮团的水处理药剂, PAC是絮凝剂, PAM是助凝剂, PAM的作用非常重要。PAC加多了会使水中矾花不密实, 很松散, 不易沉淀, 影响到出水水质的SS偏高, 造成排泥量的增加和药剂的浪费。

在实际工作中当发现高效澄清池中出水悬浮物偏高时, 职工往往认为是药剂PAC加入量不够, 增加PAC的加入量的同时增加排泥量, 而忽视了PAM的作用。由于PAM药剂的粘度非常大, 职工配置时稍有不慎, 造成溶解不充分后, 就容易堵塞药剂管道, 而由于职工对PAM的认识不到位和巡视的不及时, 不能及时解决这一问题。

以上原因造成了中水药剂的消耗比同行业偏高。

中水工艺PAC、PAM和KMn O4行业和厂实际消耗水平如表1:

1.3 供水泵能耗偏高

中水工艺3台供水泵的配套电机功率为110kw, 水泵铭牌标识为流量300m3/h, 扬程75m, 而在进出水阀门全开的状态下, 流量可达到800m3/h以上甚至更高, 是中水系统设计出水能力的2倍以上, 为了能正常使用, 通过测试, 一直采用将出水阀门开度保持在15%左右的方法, 水泵效率不能得到充分利用, 电能消耗量过高。

同时水泵基础数据与实际不符, 导致设备长期在不良工况下使用, 水泵电机已经老化, 接线端子频繁烧坏, 机体发热, 故障率大大增加, 导致了维修费用的增多。

2 解决方案及措施

2.1 杀菌除藻剂的使用

经过对大量杀菌除藻药剂和方法的考察后, 发现可以采用超声波装置和各种氧化性和非氧化性杀菌除藻剂除藻, 但综合考虑成本、操作的方便性、效果等因素后, 选用了复合配方的杀菌除藻剂, 即RX—401A和RX—401B型杀菌剂, 经过试用后, 发现该药剂高效、广谱、水溶性好、使用方便, 在PH≤8.5条件下有极强的杀菌灭藻和对污泥剥离作用, 且杀生率不受水中有机物和胺的影响, 使用一次后, 一个月内只有极少量藻类生长。

具体做法:停止提升泵, 一次性将25公斤的RX—401A和RX—401B型杀菌剂分别缓慢地加入到调节池的搅拌机附近, 经过一个小时的搅拌, 然后再开启提升泵, 药剂均匀地被加到高效澄清池上。每月投加一次。

使用杀菌除藻剂后, 高效澄清池斜管一年只需冲洗一次, 节省了大量的中水, 避免了水资源的浪费。

2.2 科学调节药剂的使用量

我们根据氧化沟出水 (即中水工艺进水) 的实际情况, 制定了一套科学比较细致的中水药剂的使用办法, 具体如下:

(1) 当二级处理出水浊度在20~30 NTU之间时, 各种药剂的配置浓度为:AC 5.81%、PAM 0.06%、KMn O45.38%, 提升泵的流量为160m3/h时, 加药泵的流量为:PAC 138l/h、PAM135 l/h、KMn O410.32 l/h;当提升泵的流量为320m3/h时, 加药泵的流量为:PAC 276l/h、PAM 265l/h、KMn O414.30l/h;当提升泵的流量为450m3/h时, 加药泵的流量为:PAC 343l/h、PAM 351l/h、KMn O418.29l/h。

(2) 当二级处理出水浊度<20 NTU时, 各种药剂的配置浓度不变, 当提升泵的流量为160m3/h时, 加药泵的流量为:PAC 102 l/h、PAM 100 l/h、KMn O49.12 l/h;当提升泵的流量为320 m3/h时, 加药泵的流量为:PAC 209 l/h、PAM200 l/h、KMn O412.4 l/h;当提升泵的流量为450m3/h时, 加药泵的流量为:PAC 265 l/h、PAM 260 l/h、KMn O416.32 l/h。

(3) 当二级处理出水浊度在20~30 NTU之间时, 如果中水出水浊度>0.02 NTU时, 在排除不是中水其它工艺操作存在问题的情况下, 要适当使用浓度为7.5%吸附剂。

我们对中水车间的操作工艺也作了如下调整和规定:中水车间根据二级处理出水的浊度、提升泵的流量以及巡视情况, 及时调节加药浓度和流量, 并且要加强中水工艺操作管理, 每班定期取样, 肉眼观察水质, 发现异常及时汇报处理, 当中水出水浊度<10 NTU时才能往热电厂供水, 否则需启动中水异常排放应急预案。

2.3 供水泵技术更新

针对中水工艺的实际使用状况, 重新对水泵进行选型, , 选择流量为300m3/h, 扬程35m, 配套电机功率55kw的立式排污泵。根据所选水泵安装尺寸和进出水口的口径, 设计加工对接法兰连接原有进出水管路。

3 效果分析

3.1 措施实施后达到的技术指标

以上措施实施后, 中水工艺的出水水质更加稳定可靠, 全年未出现较大幅度的水质指标波动, 中水的各项指标都有所改善, 各项指标的平均值统计如表2:

3.2 措施实施后达到的经济效益

(1) 杀菌除藻剂的应用带来的经济效益。使用该杀菌剂, 节约大量冲洗水及加药后原水, 减轻冲洗所需的人力资源和劳动强度, 减少药耗, 提高了高效澄清池出水水质, 有效延长了多介质滤池滤料的使用寿命, 降低了制水成本。每年共计节约水费、药剂费1.5万元左右

(2) 科学调节药剂的使用带来的经济效益。通过科学调节药剂, 节省了大量的药剂费用, 实施前后中水各种药剂的平均消耗情况如表3:

实施后, 每年共计节约药剂8万元左右。

(3) 供水泵技术改造带来的经济效益。供水泵技术改造后, 新的水泵的运行稳定, 噪音低, 设备故障率低, 运行良好。每年节约电费8万元, 节约维修费5000元以上, 并大大降低了职工劳动强度, 工艺运行、安全操作更有保障。

4 结论

通过以上分析, 中水工艺低成本运行措施得到了成功的应用, 节能效益显著的同时, 产生良好的环境效益, 每年节约了药剂、电费、维修等费用18万元, 为中水用户提供了更加可靠的中水, 以上改进措施同时也为生活污水深度处理工艺低成本运行探索出了一条可行的路径。

摘要：通过分析高效澄清池斜管容易滋生藻类、药剂消耗比同行业水平偏高、供水泵能耗偏高等生活污水深度处理工艺成本偏高的现状和问题, 采取了杀菌除藻剂的使用、科学调节药剂的使用量、供水泵技术更新等相应的措施, 使中水的成本得到了有效控制, 水质有了显著地提高。

关键词：中水,中水工艺,高效澄清池,杀菌除藻剂

参考文献

[1]国家环境保护总局科技标准司.污废水处理设施运行管理[M].北京出版社, 2006, 3.

[2]张柏钦, 王文选.环境工程原理[M].化学工业出版社, 2003, 4.

[3]曹宇, 王恩让.污水厂运行管理培训教材[M].化学工业出版社, 2005, 2.

篇5：用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究

针对上述情况，本工作对过滤罐的反冲洗工艺进行了调整，考察了反冲洗压力、反冲洗周期、反冲洗程序对过滤罐过滤效果的影响，确定了过滤罐反冲洗的最优工艺条件。

1 原过滤罐反冲洗工艺参数

过滤罐反冲洗工艺参数为[8]：反冲洗压力200kPa，反冲洗周期30 min，反冲洗程序采取先气冲再水冲的方式，其中气冲时间2 min，水冲时间1min，交替进行4次，最后收尾水冲3 min。过滤罐反冲洗的流程见图1。反冲洗周期的界定：以1号过滤罐进行反冲洗作为开始，其余5个过滤罐正常进行过滤作业，直到6个过滤罐顺序反冲洗各一次为一个反冲洗周期。图1中只以3个过滤罐为例。过滤罐的设计过流量约为280 m3/h，处理后污水含油量为10 mg/L。

2 过滤罐反冲洗工艺的优化

2.1 过滤罐反冲洗压力的确定

在过滤罐反冲洗的过程中，反冲洗压力主要影响过滤罐内部滤料的再生效果及过流量的大小[9,10]。反冲洗压力对过滤罐出口污水含油量的影响见图2。由图2可见：随着反冲洗压力的逐渐提高，污水含油量逐渐下降后略有提高；当反冲洗压力为250 kPa时，污水含油量最低。故本试验最佳反冲洗压力为250 k Pa。

过滤罐的过流量随反冲洗压力的变化曲线见图3。理论上反冲洗压力越小，过流量应该越大，但由图3可见：当反冲洗压力为200 kPa时，过流量最低，约为280 m3/h；当反冲洗压力为240 kPa时，过流量最高，约为320 m3/h。这是因为反冲洗压力过小时，影响了滤料的再生效果，导致滤料堵塞，造成过滤罐的过流量偏低；但反冲洗压力过大时，会损伤滤料，缩短滤料的更换周期，增加成本。综合考虑，本试验选择反冲洗压力为250 kPa。在此条件下滤料的更换周期长达半年之久，过流量约为310 m3/h。

反冲洗压力/k Pa:a 190;b 200;c 210;d 220;e 230; f 240;g 250;h 260

2.2 过滤罐反冲洗周期的确定

过滤罐的反冲洗周期主要与过滤前水质和出水水质执行的标准有关，出水水质需满足低渗透油层注水水质标准的要求，低渗透油层注水水质参照SY/T 5329—1994《碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法》[11]。在反冲洗压力为250 kPa的条件下，过滤罐反冲洗周期对处理后污水含油量的影响见图4。由图4可见：当反冲洗周期为45 min时，平均污水含油量为17 mg/L；反冲洗周期为35 min和25 min时，平均污水含油量为8 mg/L；反冲洗周期为30 min时，平均污水含油量为14 mg/L。考虑到反冲洗周期为25 min时，反冲洗频率过高，会影响过滤罐内滤料的再生效果及使用寿命。故本试验反冲洗周期选择为35 min。

2.3 过滤罐反冲洗程序的调整

试验中发现每个过滤罐在反冲洗完成后投用的十几秒内均会出现短暂的处理后污水含油量略高的状况，污水含油量会高达14 mg/L。这与过滤罐的反冲洗程序有关，过滤罐正常过滤及反冲洗状态的原理图[12]见图5。

由图5可见，过滤罐的反冲洗程序是先将盖板提起，然后采用先气冲再水冲的方式进行冲洗，气、水冲洗后，过滤罐内滤料处于杂乱状态，反冲洗过程中会存在一定的死角，部分杂质、油污未被彻底清除，导致过滤罐投用后滤料周围松动的油污被携带至过滤罐出口，使污水含油量升高。针对此种情况，调整了反冲洗程序，在每次反冲洗前先不提起盖板，使滤料在压缩状态下水冲洗5 min，这样将过滤滞留的油污和杂质排挤到滤料的外部，通过水冲洗将其除去，水冲洗完成后再开始正常的气、水反冲洗过程。过滤罐反冲洗程序调整前后污水含油量的比较见图6。由图6可见，过滤罐反冲洗程序调整后，污水含油量平均降低了6 mg/L，平均为8 mg/L。

3 结论

a）在油田污水深度处理过程中，随着过滤罐反冲洗压力的逐渐提高，污水含油量逐渐下降后略有提高；最佳反冲洗压力为250 kPa，在此条件下滤料的更换周期长达半年之久，过流量约为310 m3/h。

b）最佳反冲洗周期为35 min。

c）调整的反冲洗程序为在每次反冲洗前先不提起盖板，使滤料在压缩状态下水冲洗5 min，水冲洗完成后再开始正常的气、水反冲洗过程。调整反冲洗程序后过滤罐出口污水含油量下降了6 mg L，平均为8 mg/L。

参考文献

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[2]杨胜,刘向荣,田鲁兴.污水深度处理系统在油田污水处理中的应用[J].油气田环境保护,2002,12(3):29-32.

[3]陈进富.油田采出水处理技术与进展[J].环境工程,2000,8(1):18-20.

[4]杨云霞,张晓健.我国主要油田污水处理技术现状及问题[J].油气田地面工程,2001,20(1):4-5.

[5]冯鹏邦.浮选柱用于油田回注水处理的研究[J].油气田环境保护,1994,4(1):4-7.

[6]张钧编.海上采油工程手册[M].北京:石油工业出版社,2001:941-953.

[7]邹启贤,陆正禹.油田污水处理综述[J].工业水处理,2001,21(8):1-3.

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[9]邵军.污水处理站反冲洗自控技术[J].油气田地面工程,2005,24(7):24-27.

[10]卢瑜林.核桃壳滤料污染后的清洗再生[J].油气田地面工程,2004,23(2):25-28.

[11]胜利石油管理局地质科学研究院.SY/T 5329—1994碎屑岩油藏注水水质推荐指标及分析方法[S].北京:中国标准出版社,1994.

篇6：用作电厂的生活污水深度处理工艺实验研究

关键词：臭氧氧化,曝气生物滤池,深度处理,气水比,石油化工,废水处理

臭氧氧化与曝气生物滤池 (BAF) 组合工艺是一种污水深度处理工艺, 它将化学氧化的有效性与生物处理的经济性结合起来, 提高了污水中难降解有机物的去除率。该组合工艺已在污水深度处理中得到了较广泛的应用, 是目前国内外污水深度处理技术的研究热点之一[1,2,3]。

可生物降解溶解性有机碳 (BDOC) 是指污水中能被异养菌降解的有机物。提高BDOC值即可提高污水的可生化性, 这是臭氧氧化作为BAF单元预处理的主要目的[4]。研究表明, 污水厂二级生化处理出水经臭氧氧化处理后, 可一定程度地提高其可生化性, 有利于下一步的生物处理[5]。王树涛[6]研究发现, 臭氧氧化处理可使污水的BDOC值升高245%。通常情况下, 用于硝化处理的BAF应采用较高的气水比, 而仅用于碳化处理的BAF可采用较低的气水比。有研究表明, 当气水比由7∶1增大至10∶1时, 升流式BAF对NH3-N的去除率仅增大4.2%, 但能耗却显著增加[7]。所以, 在BAF工艺中选择合适的气水比至关重要, 尤其是BAF具有除碳、脱氮和除磷的复合功能时, 气水比的选择更加重要。

本工作采用臭氧氧化与BAF组合工艺深度处理某石化污水厂二级生化处理出水, 研究了气水比对BAF单元处理效果的影响。

1 实验部分

1.1 材料、试剂和仪器

污水取自某石化污水厂二级生化处理出水。污水p H为7.20~7.80, COD为70~108 mg/L, ρ (NH3-N) 为1.2~3.0 mg/L, ρ (NO3--N) 为5~12 mg/L, TN为9.0~18.3 mg/L, ρ (PO43--P) 为1.3~2.6 mg/L。

以空气为气源, 采用高压放电的方式通过臭氧发生器制取臭氧。臭氧氧化柱:有机玻璃材质, 填料为锰砂和陶粒。BAF:有机玻璃材质, 内径0.1 m, 高2 m, 填料为火山岩, 火山岩粒径为4~6 mm。

YG-5型臭氧发生器:北京山美水美公司;CTL-12型COD速测仪:承德市华通环保仪器有限公司;Multi 340i型便携式溶解氧快速测定仪:德国WTW公司;BT100-1J型蠕动泵:保定兰格恒流泵有限公司。

1.2 实验方法

采用蠕动泵以1 L/h的流量将污水送入臭氧氧化柱内, 臭氧加入量为10 mg/L, 接触氧化时间为4min, 臭氧氧化处理后出水进入BAF。

实验前17 d为BAF挂膜稳定阶段, 然后调节BAF单元的气水比分别为0.4∶1, 0.8∶1, 1.5∶1, 3∶1, 5∶1, 测定各气水比条件下BAF处理后出水的水质指标。

1.3 分析方法

按照国家标准方法测定ρ (NH3-N) , TN, ρ (NO3--N) , ρ (PO43--P) [8]。采用COD速测仪测定COD;采用便携式溶解氧快速测定仪测定p H、DO、温度。

2 结果与讨论

2.1 气水比对COD去除率的影响

气水比对BAF单元COD去除率的影响见图1。由图1可见, 气水比在 (0.4∶1) ~ (5∶1) 的范围内变化, BAF单元的COD去除率受气水比变化的影响不大, 维持在19%~48%。由此可见, 即使在较低的气水比的情况下, 微生物也能将臭氧氧化出水中增加的BDOC全部降解。综合考虑能耗和COD去除率, 在BAF单元只需要维持较低的气水比。

石化污水厂二级生化处理出水COD为70~108mg/L, 经臭氧氧化处理后COD降至20~40 mg/L, 再经BAF单元处理后COD降至8~30 mg/L。臭氧氧化与BAF组合工艺的总COD去除率为37%~62%, 平均出水COD为47.6 mg/L, 优于GB8978—1996《污水综合排放标准》中的一级标准[9]。

2.2 气水比对NH3-N去除率的影响

气水比对BAF单元NH3-N去除率的影响见图2。由图2可见:气水比对BAF单元NH3-N去除率的影响较明显, 当气水比由0.4∶1增加至3∶1时, NH3-N去除率随气水比的增大而显著增大;当气水比由3∶1增大至5∶1时, NH3-N去除率增大不明显。这是因为:在BAF单元内微生物进行硝化作用, 使NH3-N得以去除;在气水比较小的情况下, 污水中的DO也较小, 影响了硝化反应的进行, 使得NH3-N去除率较小[10,11];随着气水比的增大, BAF中的硝化细菌数量成为硝化反应进行的限制因素;当气水比超过3∶1时, 再增大气水比, NH3-N去除率也不再明显增大。

石化污水厂二级生化处理出水中ρ (NH3-N) 为1.2~3.0 mg/L, 经臭氧氧化处理后ρ (NH3-N) 略有增大, 增加量小于1.5 mg/L。这是因为, NH3-N很难被氧化剂氧化, 即使是氧化性很强的羟基自由基[12], 同时臭氧可将出水中的部分有机氮氧化成NH3-N, 导致ρ (NH3-N) 的增大。经BAF单元处理后, 出水中ρ (NH3-N) 为0.4~2.0 mg/L。

2.3 气水比对TN去除率的影响

气水比对BAF单元TN去除率的影响见图3。由图3可见, 随气水比减小, TN去除率逐渐增大。完整的生物脱氮包括硝化和反硝化过程, 当气水比较大时, 水中的DO较大, 可促进硝化反应的进行;而反硝化反应需要在缺氧条件下进行, 兼性生物膜中的DO过大, 导致氧与硝酸盐竞争电子供体, 抑制反硝化反应的进行[13]。随气水比的减小, DO减小, 同步硝化反硝化效果逐渐好转, 这与很多研究的结论相同[14,15]。

石化污水厂二级生化处理出水中TN为9.0~18.3mg/L, 经臭氧氧化处理后TN略有增大, 但增加量不超过2.0 mg/L。经BAF单元处理后, 出水中TN为8.0~15.8 mg/L。

2.4 气水比对PO43--P去除率的影响

气水比对BAF单元PO43--P去除率的影响见图4。由图4可见, 随气水比增大, PO43--P去除率呈现先增大后减小的趋势。由于系统在运行期间一直没有进行反冲洗, 出水p H为6.84~7.56, 化学沉淀除磷对系统除磷的贡献不大, 影响除磷效果的主要是生物除磷。生物除磷需经厌氧放磷和好氧过量吸磷的过程, 因此, 厌氧和好氧区的存在对除磷有较大的影响。当气水比较小时, BAF中的DO也较小, 由于浓度扩散的阻力, 生物膜内的DO会随生物膜深度的增加而减小[16], 因此对厌氧放磷效果的影响较大, 而好氧吸磷效果也不佳, 故整体除磷效果较差。随气水比增加, BAF中的DO增大, BAF的除磷效果改善。当气水比进一步增大至5∶1时, BAF中的DO高达6 mg/L, 生物膜被DO穿透, 微观的厌氧条件在一定程度上被破坏, 生物除磷的效果变差。本实验气水比为3∶1时, PO43--P的去除率最高。

石化污水厂二级生化处理出水中ρ (PO43--P) 为1.3~2.6 mg/L, 经臭氧氧化处理后, ρ (PO43--P) 略有增加, 但增加量不超过2.0 mg/L。经BAF单元处理后, 出水中ρ (PO43--P) 为1.1~2.3 mg/L。

3 结论

a) 采用臭氧氧化与BAF组合工艺处理石化污水厂二级生化处理出水, 气水比对BAF单元的COD去除影响不大, BAF单元的COD去除率为19%~48%。

b) NH3-N去除率随气水比的增大而显著增大;当气水比由3∶1增大至5∶1时, NH3-N去除率增大不明显。经BAF单元处理后, 出水中ρ (NH3-N) 为0.4~2.0 mg/L。

c) 随气水比减小, TN去除率逐渐增大。经BAF单元处理后, 出水中TN为8.0~15.8 mg/L。