生物倍增工艺处理含氰废水的研究及应用，高效脱氮除碳，解决工业排水难题

生物倍增工艺处理含氰废水的研究及应用，高效脱氮除碳，解决工业排水难题

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供水和排水

·工业给排水·

生物增殖工艺处理含氰废水的研究及应用

潘建通

1 张华

1孟涛

2 李建国

1 勺园

（1，北京；2，吉林）

生物增殖工艺通过气升原理，将快速澄清区和曝气区结合成一个有机整体，节省占地面积，减少

快成区建设成本极高，以其独特的设计理念完成两相分离，异常情况无需反冲洗。

处理丙烯腈废水，工程实践表明，DO氨氮去除率可控制高达89%以上。

-当浓度为5mg/L左右时，出水CN

-关键词 生物增殖工艺，含氰废水脱氮，除碳澄清系统

1、

1、

2、

1、

(1.BDP()

，，中国;

2. 吉林省,中国)

:ss(BDP)其他

，.，

兴

。

0.3毫克/,

—.76% 和 89%，fCN

-

.01毫克/

-/L.

：；

；

；

丙烯腈是重要的有机化工原料，用途广泛

用于制造丙烯酸纤维、丁腈橡胶、ABS工业塑料及合成

树脂等领域。随着近年来丙烯腈的市场前景及产量

规模不断扩大，丙烯腈废水造成的环境污染日益严重。

重的

[1] 氰化物毒性很大，但其分子结构是微生物

新陈代谢和生长所需的两种主要营养素

含氰废水具有可生物降解性，即当废水中氰化物浓度较低时

当使用一种或多种能够破坏氰化物的微生物

氰化物和硫氰化物用作碳源和氮源。

氧化为二氧化碳、氨和硫酸盐，或水解氰化物形成甲烷

目前世界各国均采用生物方法处理含氰废水。

新技术研发和产业应用不断加强。

并逐步走向产业化应用

[2] 生物增殖过程（BDP）

如果曝气系统采用特殊材料制成，可以防止堵塞，

生物除磷系统、气提系统、快速澄清装置

反硝化除磷、氧化去除有机物、污泥消化及稳定化等。

所有过程均在同一反应罐内协调并同时进行。

1. 项目简介

吉林石化丙烯腈废水预处理站采用“一丙烯”

项目初期采用SBR工艺，2004年实际处理水量

90 分钟

3/h，无法有效脱氮、脱碳。随着生产能力的扩大，

预计废水量将达到200立方米

3/h，废水处理设施和工艺

为确保废水达标排放，公司

决定对现有处理设施进行技术改造，但由于空间有限

它太小了，无法建造新的处理设施，所以必须建造现有的处理设施。

此次改造是基于对改造过程加工效率较高的要求。

供水和排水

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经过比较，最终采用生物增殖工艺（BDP）。工程设计

进出水水质见表1，改造项目工艺流程见图1。

该池与BDP池基本参数对比如表2所示。

表1 工程设计进出水水质

项目

pH

化学需氧量

/毫克/升

生化需氧量

/毫克/升

氨—氮

/毫克/升

田纳西州

/毫克/升

SS

/毫克/升

CN-

/毫克/升

进水口6～9

1800

630

70

350

150

出水口6～9

300

60

四十五

70

0.5

去除率/%

83.33

90.47

40

53133

90

图1 改造项目工艺流程示意图

表2 SBR池与BDP池基本参数对比

基本参数

SBR 池

BDP 池

有效容积/m3

3500

5075

面积/平方米

875

875

水力停留时间/小时

38. 8

25. 4

悬浮颗粒物/克/升

2.0～2.6

6-8

溶解氧/毫克/升

≥2.5

0.05～0.3

污泥负荷//

（·四）

0.172

0.09

2.生物增殖池构造及调试效果

2.1 生物增殖池结构

生物倍增池通过空气吹脱区将曝气池与澄清区结合起来

由于本项目为改造项目，泳池结构依托原有

对SBR池结构进行改造，分为生物增殖池A、池B。

A池：32米×16.4米×5.8米，B池：25米×14米×

5. 8m3. 处理水量200m3

3/小时，心率 T 25.4 小时。

2.2 生物增殖工艺调试

接种污泥的生物倍增池二次沉淀

池泥中补充一定比例的微量元素营养物，控制低溶解性

氧气，活性污泥颗粒较小，异养菌生长缓慢；

活性污泥表面不易形成隔离水膜。

被驯服的细菌不仅

CODCr去除效果良好，并能完全脱氮。

DO<0.5mg/L，因此大部分的氮去除是通过短程硝化和反硝化完成的。

经过3天的暴露，水中开始进水，并且进水量每天都在增加。

5 米

3/h，进水CODCr约1 000mg/L，一周后出水浓度有所下降。

低至200毫克/升，然后随着生物活性进一步增加

加入后，MLSS由最初的1g/L上升至5g/L以上，污泥絮凝

CODCr去除效果较为明显。

可保证出水浓度在120mg/L以下；

- 还有好的

进水一般在3mg/L左右，出水约

1/3的数据检测不到。含氰废水处理难点在于氨氮

硝化，含氰废水中的有机氮主要转化为氨

因此，出水中的氨氮往往高于进水中的氨氮，因为硝酸盐

该菌为自养菌，当进水CODCr过高时，其他异养菌

它大量繁殖，消耗大量氧气，抑制

硝化细菌活性很低，很难成为优势菌种并快速生长。

调试过程非常缓慢，经过两个月的调试，仍然没有明显的效果。

从收集主要硝化污泥到接收

一周后，泳池中的pH值迅速上升。

硝化细菌浓度活跃，出水中氨氮由原来的

冬季浓度为150毫克/升，逐渐降至10毫克/升以下。

采用蒸汽加热，温度控制在25-35℃。

2.3 生物增殖池对CODCr去除的影响

生物增殖工艺去除CODCr的理论基础及传统方法

活性污泥反应基本相同，都是利用水的微生物群落

DO，分解水中的有机物，以提供自身的能量和

通过增殖来净化废水的过程。

控制在0.05～0.3mg/L，保证DO充足但又不过量。

图2显示了生物增殖工艺和SBR的CODCr去除效率。

虽然进水 CODCr 波动较大，但 BDP 产出

水体 CODCr 相对稳定，范围为 37～194 mg/L，远低于

吉林石化各生产装置排水有要求（CODCr<300

mg/L）。前13天平均进水CODCr为899mg/L，BDP

平均出水CODCr为94mg/L,去除率为89.4%。

近7天平均进水CODCr为1 209mg/L，出水CODCr为

平均为150mg/L,去除率为87.3%。

第13天，突然出现较大波动，出口CODCr出现带状

系统体积增加，但在3天内趋于稳定。

SBR池CODCr去除率仅为

处理效果远不如BDP工艺。

数据表明SBR工艺处理含氰废水具有较高的难度。

BDP工艺将DO控制在较低水平，同比节省能耗约40%。

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给水排水2008年111期

图2 BDP与SBR处理对CODCr影响效果比较

2.4 生物增殖池对氨氮去除的影响

在生物倍增器曝气池的前半部分，DO被微生物降解。

有机物消耗（0～0.05mg/L），后半段负荷下降，DO

开始时有余量（0.05～0.3mg/L）。

结束 DO 最高点多重测试 NO

2 —N 和 NO

3-N，找到

不

2-N为2.5-4毫克/升，而NO

3 —N为0.5～1

毫克/升,一氧化氮

2-N 含量显然占主导地位，即

由此可见，生物增殖过程主要以短程硝化和反硝化为主。

图3为生物倍增器池对氨氮的去除效果。

选取原SBR池12天进出水氨氮作为对照（见表3）。

图3 BDP对氨氮去除效果

表3 原SBR池进出水氨氮数据

运行时间/天

进水/mg/L

四十六

40

三十四

三十八

四十五

四十七

出水水质/mg/L

190

191

195

190

184

191

运行时间/天

10

11

12

进水/mg/L

三十五

54

四十八

三十二

23

三十二

出水水质/mg/L

183

185

168

183

146

108

从图3和表3可以看出，SBR池出水中氨氮约为

生物倍增池出水中氨氮仅为水中的4.5倍。

10.1 mg/L，这是因为丙烯腈废水中的氮元素主要以

氮元素主要为有机氮，在反硝化过程中，有机氮会转化为氨氮。

废水中CN浓度高

- 可以抑制SBR池中硝化细菌的生长

反硝化过程较长，难以完全完成；但生物增殖过程具有大规模循环

稀释系统使得池内负荷相对均匀，可以降低梯度负荷，

最低的，加上其独特的驯化方法，使硝化细菌能够

在相对稳定的环境中，大量菌株聚集在一起形成

能起到协同作用，从而能适应一定浓度的CN

- 环境。

从总氮与氨氮的对比关系可知，进水中的总氮就是氨氮。

氮的5～6倍，因此，不能仅根据进出水中的氨氮来判断工艺过程。

脱氮效果不科学，表面上看氨氮去除率仅为

78.8%，其实废水中的有机氮会先转化成氨

氮，然后除去，并将转化过程纳入后计算，氨氮

去除率约为89%。

2.5 生物增殖过程对氰化物去除的影响

丙烯腈废水中主要特征污染物为CN

- 和有机氰化物

有机氰化物经过生物氧化后可转化为胺离子和碳。

酸根，CN

- 通常氧化为CNO

-，最终氧化成CO2和

N2.据有关资料显示，废水中的CN

- > 5毫克/升，

它会抑制微生物的生长，从而引起微生物处理

但国内外许多含氰废水处理项目

充分证明CN

- 可被专门驯化的特征微生物降解，

而且短期浓度超标对处理装置的影响并不明显。

该项目中的 CN

- 约 5 毫克/升。生物增殖过程

更大比例的回流稀释将降低水中的CN

- 低至 0.3 毫克/升

甚至更低，这样它就可以在CN

- 低浓度环境中的适应

特殊的微生物会将其降解，使 CN

——出水达到排放标准。

图 4 显示了 CN 的生物增殖过程和 SBR

- 移动

从图4可以看出，生物增殖池的出水稳定。

中国

- 去除率稳定在99.70%以上，SBR池出水

中国

- 基本都在0.8mg/L以上,平均去除率只有69.48%。

可以得出结论，生物增殖池中较低的梯度负荷是细菌

图4 BDP与SBR对CN-处理效果比较

给水排水2008年111期

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表4

目的

次

增加

水池

进入

出去

水

水

质量

日期

水摄入量

池水

B 泳池出口

化学需氧量

/ 毫克/升

NH3 —N

/ 毫克/升

中国 -

/ 毫克/升

化学需氧量

/ 毫克/升

NH3 —N

/ 毫克/升

中国 -

/ 毫克/升

化学需氧量

/ 毫克/升

NH3 —N

/ 毫克/升

中国 -

/ 毫克/升

1 049

20

2. 76

72

十三

0.007

81

15

0.005

1,237

64

1. 98

74

33

0.005

84

24

0.004

921

二十九

1. 46

92

11

0.004

110

二十八

0.003

744

49

4. 84

56

23

0.008

73

24

0.006

1,186

18

2. 24

142

0.003

84

0.004

795

二十五

2. 24

88

11

0.005

76

十三

0.002

1 197

三十

3. 02

141

24

0.004

164

四十四

0.005

998

二十九

1. 98

99

15

0.006

87

18

0.003

在某个CN

- 在浓度范围内生长的必要条件。

2.6 生物放大过程澄清系统

生物增殖过程充分利用了气流对水的推动作用。

它具有独特的内部结构，将快速澄清区与曝气区结合在一起。

在快速澄清区内，达到两相分离效果，保证出水SS

< 15 mg/L，控制其表面负荷> 2.8 m

3/（米

2·h）以及

下渠段流速可保证在0.3m/s以上。

由于曝气面积受到控制，污泥无法在这里进行厌氧发酵

DO<0.3mg/L，使污泥在曝气区得到充分曝气

硝化和反硝化反应，因此澄清区内不能继续进行硝化

反应，这样从外观上看，就不会产生漂浮的污泥。

由于澄清区和曝气区设置在一个池内，

生化池后续的二沉池，节省占地面积近30%。

BDP工艺的有效水深一般在6m左右，因此相同体积的

所需占地面积比SBR工艺减少约45%。

3 项目运行情况

该项目分为两期建设，第一期生物增殖池B已于2006年11月建成。

24日，安装完毕并开始通水。

该装置于2007年11月25日安装完毕，A池污泥来自B池。

经过一个月的调试，系统已能正常运行。

部分系统运行数据。

4 经济及环境效益分析

改造工程投资2349.5万元。

3667.56万元，项目治理规模4800m

3/天，运行

成本0.99元/米