綠豐環(huán)保關(guān)于二級AO工藝處理屠宰廢水處理研究。近年來，屠宰行業(yè)集中度逐步提升，規(guī)模化屠宰場產(chǎn)生的屠宰廢水成為不可忽視的環(huán)境污染源，與此同時，環(huán)保形勢趨嚴，與以往單純要求屠宰廢水排放執(zhí)行《肉類加工工業(yè)水污染物排放標準》( GB13457—92) 相比，增加總氮 ( Total nitrogen，TN) 、總磷( Total phosphorus，TP) 的控制要求的可能性漸增，研究一種多指標協(xié)同處理屠宰廢水的技術(shù)路線，對確保屠宰廢水穩(wěn)定達標排放具有重要意義。

現(xiàn)有文獻多根據(jù) GB 13457—92 的水質(zhì)排放標準制定屠宰廢水的治理路線，缺乏對 TN、TP 等水質(zhì)指標的跟進。分別研究了隔油-水解酸化-二級 AO 工藝和 UASB-AO 組合工藝處理生豬屠宰廢水，以 GB 13457—92 作為出水水質(zhì)要求，重點 跟 蹤 化 學 需 氧 量 ( Chemical oxygen demand，COD) 、氨氮出水指標。

此外，現(xiàn)有文獻將屠宰廢水小試試驗和工程應用案例結(jié)合分析的研究較少、等分別采用多段多級 AO 工藝和水解酸化-接觸氧化工藝對 3 500 m3/ d 的禽類屠宰廢水處理站和 600 m3/ d 的生豬屠宰廢水處理站進行了工程改造。

本文通過小試試驗，考察廢水中COD、氨氮、TN、TP 等重點污染物的降解規(guī)律，并跟蹤該工藝的工程案例，將小試試驗和工程實際相結(jié)合，為屠宰廢水的處理提供有益參考。

1 水質(zhì)分析及路線制定

屠宰廢水含有一定量的血污、油脂類、毛、肉屑、骨屑、內(nèi)臟雜物、未消化的食物等雜質(zhì)，廢水水質(zhì)、水量隨屠宰量、季節(jié)性需求等變化，存在較大波動，是一類高有機物、高氨氮、高油脂、高含固率的有機廢水。廢水可生化性好，可采用生化處理法。

目前常見的屠宰廢水生化處理工藝主要為厭氧、兼氧及好氧的工藝組合，如 UASB-A2O、ABＲ-SBＲ、UASB-接觸氧化、水解酸化-AO、多級 AO 等。

采用 UASB、ABＲ 等厭氧處理工藝，反應階段產(chǎn)生沼氣，沼氣的利用與處理需做建筑安全距離、電氣防爆等多方考慮，加上屠宰廢水原水 COD 一般≤3 000 mg /L，故從安全、耗能和基建投資角度看，可采用非厭氧工藝。

屠宰廢水處理后的出水若直排地表，則氨氮、TN 的去除率一般≥90%，需考慮多級脫氮技術(shù); TP的去除率一般≥90%，需在生化除磷的基礎上考慮化學除磷。

由于多級脫氮技術(shù)中硝化液回流可能導致厭氧區(qū)存在高濃度硝態(tài)氮，抑制生化除磷效果，本次工藝路線制定時，重點考慮化學除磷部分。

綜上，本文采取水解酸化-二級 AO 的生化處理工藝進行屠宰廢水的處理研究，其中磷去除部分開展化學除磷研究。

2 小試試驗

2. 1 試驗材料

2. 1. 1 

生化試驗生化試驗所用原水取自北京某肉聯(lián)廠屠宰廢水處理站預處理后的調(diào)節(jié)池。

該肉聯(lián)廠屠宰廢水預處理工藝采用兩級格柵-隔油沉淀池。

試驗所用接種污泥取自該屠宰廢水處理站生化反應池。

原水和接種污泥的性質(zhì)如表 1 所示

2. 1. 2 除磷試驗

除磷試驗所用原水取自生化試驗出水，藥劑選用 Al2O3含量為 30%的 PAC。

2. 2 試驗裝置及方案

2. 2. 1 生化試驗

生化試驗采用有機玻璃裝置組建水解酸化-二級 AO 工藝，工藝流程如圖 1 所示。

水解池池容 3 L，一級 A 池池容 3 L，一級 O 池池容 12 L，二級 A 池池容 3 L，二級 O 池池容 3 L，生化總池容為 24 L。原水用蠕動泵( BJ100-2J，泵頭 YZ1515x) 以一定的速率輸送至水解池; 水解池采用升流式水解池，通過內(nèi)回流的方式控制上升流速為 0. 5 m/h，水解池出水依次自流至后續(xù)生化池; 一級 A 池和二級 A池內(nèi)設有攪拌器，控制反應池內(nèi)溶解氧在 0. 2 ～ 0. 5mg / L; 一級 O 池和二級 O 池內(nèi)設有曝氣，控制反應池內(nèi)溶解氧在 2～4 mg /L; 硝化液回流和污泥回流采用蠕動泵。

設定一級 AO 硝化液回流比為 400%，二級 AO 硝化液回流比為 **，沉淀池污泥回流至水解池和一級 A 池的回流比各為 50%，總污泥回流比為 **。反應體系污泥濃度約為 4 000 mg /L。系統(tǒng)初始進水量為 0. 4 L/h，當系統(tǒng)出水 COD去除率達到穩(wěn)定( 上下波動小于 5%) 時，調(diào)整系統(tǒng)進水量，將系統(tǒng)進水量分階段提高至 0. 6 和 0. 8 L/h。

2. 2. 2 除磷試驗

除磷試驗于 500 m L 燒杯中進行，有效體積為400 m L。以二級 AO 池出水為原水，投加不同量的PAC，混凝沉淀后測定上清液中 TP 含量。PAC 的投加藥量分別 設 定 為 25、50、100、200、300、400、500、600 mg / L

，每個投藥量進行 3 次重復試驗。

2. 3 分析方法

p H 采用 p H 計 S-100 ( SUNTEX，Taiwan) 測定;水溫 和 溶 解 氧 采 用 便 攜 式 溶 解 氧 測 定 儀 HQ30( Hach，America) 測定; COD 的測定用標準重鉻酸鉀法; 氨氮的測定用納氏試劑分光光度法; 總氮的測定用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法; 總磷的測定采用鉬酸銨分光光度法; MLSS 采用烘干恒重法測定。

3 結(jié)果與討論

3. 1 生化試驗

不同進水量下，生化系統(tǒng)出水 COD 變化趨勢如圖 2 所示。當污泥負荷為0. 25 和 0. 35 kg COD/( kg MLSS·d)時，生化系統(tǒng)對 COD 的去除率達到 98%以上，其中污泥負荷為 0. 25 kg COD/( kg MLSS·d) 時，出水COD 為 19 ～ 32 mg / L，污泥負荷為 0. 35 kg COD /( kg MLSS·d) 時，出水 COD 為 29 ～ 42 mg /L。但當污泥負荷提高至 0. 50 kg COD/( kg MLSS·d) 時，生化系統(tǒng)對 COD 的去除率降至 90%，出水 COD 達到219 ～ 234 mg / L。

圖 2 

故選擇污泥負荷為 0. 35 kg COD/( kg MLSS·d)對各池中污染物展開降解研究，將生化池進水量從 0. 8 L /h 降至 0. 6 L /h，恢復運行 15 d 后再穩(wěn)定運行 20 d，穩(wěn)定運行期間內(nèi)檢測每日進水及各生

化池 COD、氨氮、TN、TP 的變化情況，具體如圖 3所示。

其中水解池出水 COD、氨氮、TN、TP 分別為1 350 ～ 1 688、129. 12 ～ 160. 45、129. 34 ～ 168. 06、20. 11 ～ 26. 24 mg / L; 一級 AO 出水 COD、氨氮、TN、TP 分別為 108 ～ 146、10. 88 ～ 19. 97、22. 34 ～ 31. 20、10. 00 ～ 12. 30 mg / L; 二級 AO 出水 COD、氨氮、TN、TP 分 別 為 24 ～ 42、0. 08 ～ 0. 41、11. 82 ～ 15. 64、5. 86 ～ 7. 01 mg / L。各生化池的去除率如表 2 所示。

一般水解酸化階段非溶解性有機物轉(zhuǎn)變?yōu)槿芙?/span>性有機物，蛋白質(zhì)等有機氮轉(zhuǎn)化為氨氮等。

在部分厭氧反應器中，水解酸化階段氨氮和有機物含量可能還存在一定的升高，本試驗中 COD、氨氮、TN、TP在水解酸化池內(nèi)，濃度均發(fā)生下降，這可能是由于沉淀池污泥回流的稀釋作用，污泥對水解后的物質(zhì)的吸附作用及水解后的物質(zhì)被細菌自身生長所利用等共同造成的。

整個系統(tǒng)硝化液回流比為 500%，理論上 TN 的去除率 = Ｒ /( 1+Ｒ) = 83. 33%，Ｒ 為硝化液回流比。而本試驗結(jié)果，TN 的去除率達到了 92. 08%，高于理論 TN 的去除率，這是由于對于前置缺氧后置好氧的脫氮工藝，脫氮率與回流比關(guān)系較大，而本項目中一級好氧池對氨氮的去除效果明顯，氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮和硝酸鹽氮后直接進入二級缺氧池，在二級缺氧池內(nèi)進行反硝化脫氮。

3. 2 除磷試驗

經(jīng)測定，二級 AO 池出水 TP 含量為 6. 14 mg /L，不同 PAC 投藥量下 TP 的去除情況如圖 4 所示。

從圖 4 可知，試驗出水 TP 的含量隨著 PAC 投藥量的增加而逐漸降低，當 PAC 投加量大于 400mg / L 時，出水 TP 含量小于等于 0. 3 mg / L，能滿足北京市地標 DB 11 /307—2013 中表 1 的 B 排放限值對 TP 的要求。

采用 PAC 進行化學除磷的機理為 Al3++ PO3－→4Al PO4↓，n( l3+) ∶ n( PO3－4) = 1 ∶1。實際投藥時，考慮藥劑損耗等因素，一般 n( Al3+) ∶n( PO3－4) 為1. 0 ～ 1. 5。本試驗中原水 TP 含量為 

6. 14 mg /L，理論計算PAC 消耗量如表 3 所示。

根據(jù)試驗結(jié)果，將原水 TP 降到 0. 3 mg /L 的低值時，PAC 的消耗量 400 mg /L 是理論 PAC 消耗量的 7. 92 倍，這可能是由于 PAC 藥劑中鋁離子的解離不充分造成的。

4 工程案例

4. 1 案例基本情況

工程案例為北京一生豬屠宰場屠宰廢水處理站改造工程，該屠宰場日屠宰量約 4 000 頭，廢水處理站設計處理能力 2 000 m3/ d，原處理工藝采用機械格柵-隔油沉淀池-ABＲ-兩級接觸氧化，處理出水水

質(zhì)執(zhí)行北京市地方標準《水污染物排放標準》( DB11 / 307—2005) 二級限值。2013 年，上述地標修訂并發(fā)布，根據(jù)新標準要求，出水水質(zhì)需執(zhí)行《水污染物綜合排放標準》( DB 11 /307—2013) 表 

1 的 B 排放限值，其中出水 COD 要求從≤60 mg /L 提標至≤30 mg /L，氨氮從≤10 mg /L 提標至≤1. 5 mg /L，TP 從≤0. 5 mg / L 提標至 ≤0. 3 mg / L，同時增加出水 TN 要求，要求出水 TN≤15 mg /L。

改造前 采 樣 測 定，該 生 豬 屠 宰 場 屠 宰 廢 水BOD5、TN、TP 分別約為 1 266、162. 45、29. 38 mg /L。

4. 2 案例改造情況

根據(jù)新標準水質(zhì)要求及現(xiàn)場調(diào)研，該廢水處理站原有工藝采用 ABＲ-二級接觸氧化，不具備脫氮的能力，可考慮脫氮除磷的生化處理工藝。

而 BOD5∶N ∶ P 的比值是影響生物脫氮除磷的重要因素，在一定范圍內(nèi)，氮、磷去除率隨著 BOD5/ N 和 BOD5/ P 比值的增加而增加。理論上，BOD5/ TN ＞ 2. 86 才能有效地進行生物脫氮，實際運行資料表明，只有當BOD5/ TN＞3 時才能使反硝化正常運行，而當 BOD5/TN = 4 ～ 5 時，氮的去除率大于 60%。

對于生物除磷工藝，則要求 BOD5/ P = 33 ～ 100。該工程案例中，BOD5/ TN≈7. 79，BOD5/ TP ≈43. 09，能滿足生物脫氮除磷工藝對碳源的要求，結(jié)合前期的試驗研究，采用水解酸化-二級 AO 工藝對該廢水處理站進行改造。

改造方案將ABＲ 池改造為升流式水解池，二級接觸氧化池改造為二級 AO 池，改造后工藝流程如圖 5 所示。

4. 3 運行數(shù)據(jù)

改造后對廢水處理站進行連續(xù) 1 個月的出水水質(zhì)監(jiān)測，其中出水 COD 為 21. 1～29. 3 mg /L，氨氮為0. 33 ～ 1. 13 mg / L，TN 為 8. 83 ～ 14. 4 mg / L，TP 為0. 14 ～ 0. 28 mg / L，出水水質(zhì)滿足北京市地標《水污染物綜合排放標準》( DB 11 /307—2013) 表 1 的 B排放限值。COD、氨氮、TN、TP 等各項指標的平均去除率分別達到 98. 8%、99. 4%、91. 3%和 99. 3%。

改造完成后項目藥耗、能耗及運行參數(shù)如表 4所示。

5 結(jié)論

采用水解酸化-兩級 AO 工藝處理生豬場屠宰廢水，可以實現(xiàn)屠宰廢水 COD、氨氮、TN、TP 的有效去除，其中在污泥負荷為 0. 35 kg COD/( kg MLSS·d)時，小試試驗出水 COD、氨氮、TN、TP 分別達到 24 ～42、0. 08 ～ 0. 41、11. 82 ～ 15. 64、5. 86 ～ 7. 01 mg / L，生化系統(tǒng)對 COD、氨氮、TN 和 TP 的去除率分別為98. 75%、99. 84%、92. 08%、79. 56%。

而在二級 AO出水末端投加約 400 mg /L 及以上的 PAC，可以使出水 TP 降至 0. 3 mg /L 及以下。

水解酸化-二級 AO 工藝的工程實踐表明采用該工藝，可以確保系統(tǒng)出水滿足北京市地標《水污染物綜合排放標準》( DB 11 /307—2013) 表 1 的 B排放限值。

河南綠豐環(huán)保已經(jīng)為100+企業(yè)解決水治理難題 / 按照國家排放標準 / 持續(xù)穩(wěn)定達標運行

LvFeng HuanBao

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