申请日2012.08.13
公开(公告)日2012.12.12
IPC分类号C02F9/14
摘要
本发明属环保技术领域，具体涉及一种用于去除污水中特细砂及增强生物脱氮除磷的方法。首先将污水加入2L烧杯中，烧杯置于六联搅拌器上;再向烧杯中加入80mg/L的絮凝剂(Al2(SO4)3?18H2O)，先快速搅拌1min，再慢速搅拌15min，最后静置沉降15min。其中的上清液特细砂浓度达到国家一级排放标准。经处理的污水中特细砂浓度大大降低，减小了特细砂对污水处理厂后续工艺的有害影响。同时，将初沉污泥碱性发酵获得的发酵上清液，加入经Al2(SO4)3?18H2O絮凝预处理后的进水中，混合均匀，加入含有活性污泥的厌氧/好氧序批式反应器(SBR)中，在厌氧条件下搅拌2小时，然后在好氧条件下曝气反应3小时，最后沉淀1小时，最终出水达到国家一级A排放标准。
权利要求书
1.一种用于去除污水中特细砂及增强生物脱氮除磷的方法，其特征在于具体步骤如下：
首先将污水加入烧杯中，烧杯置于六联搅拌器上，加入Al2(SO4)3·18H2O进行絮凝沉淀预处理，得到上清液;再向SBR反应器中加入活性污泥，向含有活性污泥的SBR反应器中加入含初沉污泥发酵液的絮凝剂处理过的上清液，在厌氧条件下搅拌，然后在好氧条件下曝气反应，沉淀，固液分离，使出水中特细砂、总氮和总磷的浓度均达到国家一级排放标准;其中：污泥发酵液与污水的体积比为1:100~1:300，Al2(SO4)3·18H2O的浓度为120~140mg/L。
2.根据权利要求1所述的方法，其特征在于絮凝沉淀过程为先快速搅拌1min，再慢速搅拌15min，最后静置沉降15min，所得上清液中特细砂浓度低于20mg/L。
3.根据权利要求1所述的方法，其特征在于污泥发酵液为初沉池污泥在pH=10条件下，发酵8天，经过鸟粪石回收后得到的上清液。
4.根据权利要求1所述的方法，其特征在于厌氧反应时间为1.8-2.2小时。
5.根据权利要求1所述的方法，其特征在于好氧条件下曝气反应，曝气时间为2.5-3.5小时，控制SBR反应器中溶解氧浓度为0.5～8mg/L。
说明书
用于去除污水中特细砂及增强生物脱氮除磷的方法
技术领域
本发明属于环保技术领域，具体涉及一种用于去除污水中特细砂及增强生物脱氮除磷的方法。
背景技术
在一些合流制污水处理厂中，污水中砂粒粒径小(<100μm，称为特细砂)，浓度高。现有的污水厂对特细砂的去除大多采用旋流沉砂池和初沉池两道预处理工序，除砂效果差。特细砂进入后续处理系统，造成较大危害，如在后续处理构筑物中沉积、堵塞，降低氧传输效率，影响净化功能等。
絮凝剂对悬浮物质的去除效果则较为明显，去除率比较高，一般污水处理厂常采用这种方法。一般絮凝剂的混凝过程是为了改变水中粘土和细菌等悬浮固体的存在性质和状态，以利于后续工序的去除过程。由水和其中的固体胶体所构成的体系，成为胶体溶液，简称胶体。按胶体与水的关系，水中胶体可分为亲水和憎水的两类。与水分子有很好的亲合力的胶体称为亲水胶体。亲水胶体是单向胶体的胶体体系，能自动形成真溶液，在无化学变化和温度变化的条件下，溶液将永远是稳定的。憎水胶体则相反，憎水胶体属于两相的胶体体系，不发生水合现象，将水和憎水胶体物质放到一起，并不能自发的形成胶体溶液，而已形成的憎水胶体溶液，在静置足够长的时间后，胶体却能从水中自发的分离出来。但在相对不长的一段时间内，憎水胶体仍然能保持在分散状态，这称为憎水胶体的动力稳定性。憎水胶体的稳定性可由它的双电层结构得到解释。由于固体表面所带的一层电荷的作用，在表面附近从水中吸引了一层带电荷量相等但正负号相反的离子，这两层电荷称为双电层，双电层与胶体颗粒本身构成一个整体的电中性构造。DLVO理论认为：由于胶体所带的电荷，使颗粒间产生电斥力作用，因而保持稳定。与斥力对应的还普遍存在一个范德华型的引力作用。当斥力减小到某一程度，以致范德华引力占优势时，胶体就失去了稳定性，称为脱稳。脱稳的胶体颗粒会在互相碰撞后站在一起，形成大致是永久性的聚集体。形成聚集体的过程称为絮凝作用或絮凝。随着这种絮凝过程的进行，水中原来存在的胶体颗粒将逐渐消失，同时出现越来越大的颗粒。当颗粒大到不再具有布朗运动的性能，而失去相互碰撞的推动力时，则可继续采用适当的搅拌作用，使这些颗粒继续相碰长大，成为宏观尺寸的絮体，直到絮体粒度不能承受搅拌所产生的剪力为止。水处理中称这种絮凝过程为容积絮凝。这种絮凝所产生的絮体，其沉速足以使之在沉淀设备中下沉到底，从而达到将胶体从水中分离出来的目的。
但是絮凝剂的使用也会产生不利影响，如初沉污泥量会大幅提高，不利于污泥的处理，此外进水的碳源也会降低，不利于后续生物脱氮除磷。碳源是影响生物脱氮除磷效果的一个重要因素，主要表现为其对反硝化速率的影响。许多研究表明，通过外加碳源提高碳氮比能够有效地提高系统对碳的处理效果。对于反硝化除磷系统，当进水C/N过高时反硝化聚磷菌在厌氧段不能完全吸收和转化污水中的COD，未被转化的COD进入硝化段后将对自养硝化菌的代谢活动产生影响，硝化段的恶化减少了缺氧段所必需的电子受体，从而影响系统的脱氮除磷效果。聚磷菌能利用的碳源主要是短链脂肪酸(SCFA)和其他溶解性COD，乙酸和丙酸是废水中最主要的SCFA。许多研究者对单一碳源如乙酸、丙酸的脱氮除磷效果进行研究。Chen等的研究结果表明，以丙酸驯化的微生物在短期内对磷的去除效果较乙酸差，但长期驯化后其脱氮除磷效果有明显的提高。
为了降低絮凝剂的投加带来的不利影响，利用化学污泥碱性条件下厌氧发酵产生的发酵液补充碳源，以提高生物脱氮除磷效果。将污泥进行水解酸化，溶出较多的可供生物释磷使用的易降解基质，特别是溶出较多的溶解性COD(SCOD)和产生较高的挥发性脂肪酸(VFAs)，可以增强生物脱氮除磷效果，缓解除磷和脱氮对碳源的竞争。
发明内容
本发明的目的在于提出一种用于去除污水中特细砂及增强生物脱氮除磷的方法。
本发明提出的用于去除污水中特细砂及增强生物脱氮除磷的方法，是利用絮凝剂去除污水中特细砂，同时利用化学污泥发酵液补充碳源，提高脱氮除磷效果的方法。首先向污水中加入一定量的Al2(SO4)3·18H2O，先快速搅拌再慢速搅拌，最后静置沉降。同时向含有活性污泥的SBR反应器中加入含初沉污泥发酵液的絮凝剂处理过的污水，在厌氧条件下搅拌，然后在好氧条件下反应，沉淀，使出水中特细砂、总氮(TN)和总磷(TP)的浓度均达到国家一级排放标准;具体步骤如下：
首先将污水加入烧杯中，烧杯置于六联搅拌器上，加入Al2(SO4)3·18H2O进行絮凝沉淀预处理，得到上清液;再向SBR反应器中加入活性污泥，向含有活性污泥的SBR反应器中加入含初沉污泥发酵液的絮凝剂处理过的上清液，在厌氧条件下搅拌，然后在好氧条件下曝气反应，沉淀，固液分离，使出水中特细砂、总氮(TN)和总磷(TP)的浓度均达到国家一级排放标准;其中：污泥发酵液与污水的体积比为1:100~1:300，Al2(SO4)3·18H2O的浓度为120~140mg/L。
本发明中，絮凝沉淀过程为先快速搅拌1min，再慢速搅拌15min，最后静置沉降15min，所得上清液中特细砂浓度低于20mg/L。
本发明中，污泥发酵液为初沉池污泥在pH=10条件下，发酵8天，经过鸟粪石回收后得到的上清液。
本发明中，厌氧反应时间为1.8-2.2小时。
本发明中，好氧条件下曝气反应，曝气时间为2.5-3.5小时，控制SBR反应器中溶解氧浓度为0.5～8mg/L。
本发明中，固液分离沉淀时间为0.8-1.2小时，其中上清液出水即为达到国家一级A排放标准的经处理后的污水。
本发明的工作原理为：在絮凝剂的投加下，高分子化合物(离子)靠化学键力或分子间作用力强烈地吸附于特细砂等固体颗粒上，吸附后絮凝剂的极性基指向水相(亲水)，或非极性基指向水相(疏水)，然后通过亲水力(疏水力)将已吸附絮凝里的固相小颗粒结合成絮团引起聚沉，从而实现特细砂的沉降。初沉池所得的化学污泥在碱性厌氧条件下，溶出较多的可供生物释磷使用的易降解基质，特别是溶出较多的溶解性COD(SCOD)和产生较高的挥发性脂肪酸(VFAs)，可以增强生物脱氮除磷效果，以减少絮凝剂的投加带来的负面效应。
本发明的有益成果是：
(1)无需增加新的复杂设备或新的构筑物，仅投加较少量的絮凝剂即可达到高效的特细砂去除率。
(2)对化学污泥进行碱性厌氧发酵，发酵液中大量的SCOD作为补充碳源能够提高脱氮除磷效果。
(3)对初沉污泥有一定的减量化、资源化的作用，实际运用中可以减少污泥处理费用。
具体实施方式
下面结合实施例作进一步详细说明，应当理解下面所举的实例只是为了解释说明本发明，并不包括本发明的所有内容。
实施例1：
用量筒量取2L现取的污水厂水样于烧杯中，向烧杯中加入8ml浓度为20mg.L-1的Al2(SO4)3·18H2O母液，污水中Al2(SO4)3·18H2O浓度为80mg·L-1。将烧杯放置在磁力搅拌器上进行快速搅拌1min，再慢速搅拌15min，自然沉降15min。测得液面下10cm处污水中特细砂浓度为14mg·L-1，去除率为91.6%。
实施例2：
不加入Al2(SO4)3·18H2O，Al2(SO4)3·18H2O浓度为0mg.L-1，其余条件同实施例1。测得液面下10cm处污水中特细砂浓度为35mg·L-1，去除率为71%。
实施例3：
改变Al2(SO4)3·18H2O的加入量为120ml，污水中Al2(SO4)3·18H2O浓度为1200mg.L-1，其余条件同实施例1。测得液面下10cm处污水中特细砂浓度为24mg·L-1，去除率为85.6%。
实施例4：
采用连续运行的SBR反应器，每个反应器的有效容积为4L，活性污泥体积为2L，进水体积为2L，进水先经80mg·L-1的Al2(SO4)3·18H2O絮凝沉淀，得到絮凝预处理后的污水，加入初沉污泥发酵液进行混合，发酵液与预处理后污水的体积比为1:300。进水在厌氧前10min内完成。反应器操作条件为每昼夜运行3个周期，每个周期8h，其中厌氧2小时(包括进水10分钟)、好氧3小时、沉淀1小时、排水5分钟和闲置115分钟。好氧阶段溶解氧为6mg·L-1左右。每周期的好氧曝气阶段末期排放污泥，使污泥停留时间(SRT)为12天左右。测得出水中COD浓度为47.40mg·L-1，氨氮浓度为0.70 mg·L-1，总氮浓度为14.88mg·L-1，总磷浓度为0.86 mg·L-1，活性污泥可挥发性比例从47.3%提高到56.3%。
实施例5：
改变初沉污泥发酵液与预处理后污水的体积比为1:200，其余条件同实施例4，测得出水中COD浓度为46.57 mg·L-1，氨氮浓度0.63mg·L-1，总氮浓度13.23mg·L-1，总磷浓度0.77 mg·L-1，活性污泥可挥发性比例从47.2%提高到56.8%。
实施例6：
改变初沉污泥发酵液与预处理污水的体积比为1:100，其余条件同实施例4，测得出水中COD浓度为47.40 mg·L-1，氨氮浓度0.89 mg·L-1，总氮浓度11.91mg·L-1，总磷浓度0.52 mg·L-1，活性污泥可挥发性比例从47.3%提高到56.8%。出水水质达到一级A排放标准。
实施例7：
建立8m3/d中试装置，采用倒置A2/O工艺，各反应池停留时间为：初沉池1.5h，缺氧池2h，厌氧池1.5h，好氧池6h，二沉池2h。初沉池前端投加絮凝剂Al2(SO4)3·18H2O，发酵液按1:100流量投加到缺氧池前端，整个装置稳定运行2个月。测定进出水各化学指标和污泥的可挥发性比例，出水COD为40.98 mg·L-1，氨氮0.86mg·L-1，总氮13.41mg·L-1，总磷0.63 mg·L-1，活性污泥可挥发性比例从47.5%提高到59.4%。出水水质除总磷稍高外均已达到一级A排放标准。
上述对实施例的描述是为便于该技术领域的普通技术人员能理解和应用本发明。熟悉本领域技术的人员显然可以容易地对这些实施例做出各种修改，并把在此说明的一般原理应用到其他实施例中而不必经过创造性的劳动。因此，本发明不限于这里的实施例，本领域技术人员根据本发明的揭示，对于本发明做出的改进和修改都应该在本发明的保护范围之内。
