Obliczanie i detalowanie procesu MBBR

Obliczanie i detalowanie procesu MBBR

Autor: Kate

Email: info@juntaiplastic.com

Data: 12 lipca 2021

Spis treści

1. Co to jest MBBR i MBBR Full Form

2. Projekt procesu MBBR

2.1 Wprowadzenie nośnika biofilmu

2.2 Usuwanie substancji zawierających węgiel

2.3 Konstrukcja o dużym obciążeniu MBBR

2.4 Projekt obciążenia konwencjonalnego MBBR

2.5 Konstrukcja niskiego obciążenia MBBR

2.6 Nitryfikacja technologii MBBR

2.7 Odazotowanie zbiornika MBBR

     2.7.1 Reaktor biofilmu z ruchomym złożem ze wstępną denitryfikacją

     2.7.2 Reaktor biofilmu z ruchomym złożem z postdenitryfikacją

     2.7.3 Połączony reaktor biofilmu z ruchomym złożem przed i po denitryfikacji

     2.7.4 Pobudzenie denitryfikacji

2.8 Wstępne przetwarzanie

2.9Separacja ciało stałe-ciecz MBBR

2.10 Rozważania przy projektowaniu MBBR

     2.10.1MBBR Przepływ w ruchu (przepływ w poziomie)

     2.10.2 Problemy z pianką zbiornika MBBR

     2.10.3 Odprawa łóżka przewoźnika i tymczasowe przechowywanie

1. Co to jest pełny formularz MBBR i MBBR?

W ciągu ostatnich 20 lat Reaktor Biofilmu z Ruchomym Złożem (MBBR) przekształcił się w prosty, solidny, elastyczny i kompaktowy proces oczyszczania ścieków. Różne konfiguracje MBBR są z powodzeniem stosowane do usuwania BZT, utleniania amoniaku i usuwania azotu i mogą spełniać różne kryteria jakości ścieków, w tym rygorystyczne ograniczenia składników odżywczych.

Reaktor biofilmu z ruchomym złożem wykorzystuje specjalnie zaprojektowane tworzywo sztuczne jako nośnik biofilmu, a poprzez mieszanie napowietrzające płyn

Nośnik można zawiesić w reaktorze przez ogrzewanie pod chłodnicą zwrotną lub mieszanie mechaniczne. W większości przypadków nośnik jest wypełniony od 1/3 do 2/3 reaktora. Wszechstronność MBBR pozwala inżynierowi projektowemu w pełni wykorzystać swoją wyobraźnię. Główna różnica między MBBR a innymi reaktorami z biofilmem polega na tym, że łączy w sobie wiele zalet metody osadu czynnego i biofilmu, unikając jednocześnie jak największej liczby ich wad.

1) Podobnie jak inne zanurzone reaktory biofilmu, MBBR jest zdolny do tworzenia wysoce wyspecjalizowanych aktywnych biofilmów, które można dostosować do specyficznych warunków w reaktorze. Wysoce wyspecjalizowany aktywny biofilm skutkuje wysoką wydajnością na jednostkę objętości reaktora i zwiększa stabilność procesu, zmniejszając w ten sposób rozmiar reaktora.

2) Elastyczność i przebieg procesu MBBR jest bardzo podobny do osadu czynnego, co pozwala na sekwencyjne ułożenie wielu reaktorów wzdłuż kierunku przepływu, aby spełnić wiele celów oczyszczania (np. usuwanie BZT, nitryfikacja, pre- i postdenitryfikacja) bez potrzeba pompy pośredniej.

3) Większość aktywnej biomasy jest trwale zatrzymywana w reaktorze, tak więc w przeciwieństwie do procesu osadu czynnego, MBBR Stężenie ciał stałych w ścieku MBBR jest co najmniej tak wysokie, jak stężenie ciał stałych w reaktorze. MBBR jest o rząd wielkości niższy niż tradycyjny zbiornik sedymentacyjny, więc oprócz tradycyjnego zbiornika sedymentacyjnego MBBR może wykorzystywać wiele różnych procesów separacji ciało stałe-ciecz.

4) MBBR jest wszechstronny, a reaktor może mieć różne geometrie. W przypadku projektów modernizacyjnych MBBR doskonale nadaje się do modernizacji istniejących stawów.

2.Projekt procesu MBBR

Konstrukcja MBBR opiera się na koncepcji, że wiele MBBR tworzy serię, z których każdy ma określoną funkcję, i że te MBBR współpracują ze sobą, aby wykonać zadanie oczyszczania ścieków. To zrozumienie jest właściwe, ponieważ w zapewnionych unikalnych warunkach (np. dostępne donory elektronów i akceptory elektronów) każdy reaktor jest w stanie hodować wyspecjalizowany biofilm, który można wykorzystać do osiągnięcia określonego zadania obróbki. To modułowe podejście można postrzegać jako prostą i prostą konstrukcję składającą się z sekwencji wielu w pełni wymieszanych reaktorów, z których każdy ma unikalny cel przetwarzania. W przeciwieństwie do tego, konstrukcja systemów osadu czynnego jest bardzo złożona: ponieważ konkurencyjne reakcje zawsze występują, aby osiągnąć pożądany cel oczyszczania w czasie przebywania ograniczonym przez każdą część zbiornika (strefy napowietrzania i nienapowietrzania), Całkowity czas przebywania biomasy (SRT) musi być utrzymywany na odpowiednim poziomie, aby bakterie mogły się mieszać (w odniesieniu do tempa wzrostu bakterii i właściwości wody surowej) i rosnąć razem.

To właśnie prostota MBBR pozwala nam dobrze zrozumieć biofilm w MBBR w praktyce poprzez obserwacje badaczy, inżynierów i operatorów oczyszczalni ścieków. Większość tego artykułu przedstawia przykłady obserwacji MBBR, pokazując w ten sposób te, które są kluczowymi elementami i czynnikami, które należy wziąć pod uwagę przy projektowaniu i działaniu MBBR.

● JuntaiMBBRPprocesFniskiDschemat

2.1Wprowadzenie nośnika biofilmu

Kluczem do sukcesu każdego reaktora z biofilmem jest utrzymanie wysokiego procentu objętości bioaktywnej w reaktorze. Przeliczając stężenie biomasy na nośnikach MBBR na stężenie zawiesiny, wartości wynoszą zazwyczaj około 1000 do 5000 mg/l. Pod względem objętości jednostkowej szybkość usuwania MBBR jest znacznie wyższa niż w przypadku systemów osadu czynnego. Można to przypisać następującym.

1) Siła ścinająca przyłożona do nośnika przez energię mieszania (np. napowietrzanie) skutecznie kontroluje grubość biofilmu na nośniku, utrzymując w ten sposób wysoką całkowitą aktywność biologiczną.

2) Zdolność do utrzymania wysokiego poziomu dedykowanej biomasy w określonych warunkach w każdym reaktorze, niezależnie od całkowitego HRT systemu.

3) Warunki przepływu turbulentnego w reaktorze utrzymują wymaganą szybkość dyfuzji.

Reaktory z ruchomym złożem mogą być używane do usuwania BZT, nitryfikacji i denitryfikacji, a zatem mogą być łączone w różne procesy. Tabela 1-1 podsumowuje różne procesy MBBR. Wyznaczenie najbardziej wydajnego procesu związane jest z następującymi czynnikami.

1) Warunki lokalne, w tym układ i przekrój hydrauliczny (elewacja) oczyszczalni ścieków.

2) Istniejące procesy oczyszczania oraz możliwość modyfikacji istniejących obiektów i stawów.

3) Docelowa jakość wody.

● Tabela 1-1 Podsumowanie procesu MBBR

For moving bed reactors, the effective net biofilm area is the key design parameter, and the load and reaction rate can be expressed as a function of the carrier surface area, so the carrier surface area becomes a common and convenient parameter to express the performance of MBBR. the load of MBBR is often expressed as the carrier surface area removal rate (SAAR) or the carrier surface area loading (SALR). When the concentration of the host substrate is low (e.g., S>>K), the substrate removal rate of MBBR is zero-level response. When the main substrate concentration is low (e.g. S>>K), szybkość usuwania substratu MBBR jest reakcją pierwszego rzędu. W kontrolowanych warunkach szybkość usuwania pola powierzchni nośnej (SAAR) można wyrazić jako funkcję obciążenia powierzchni nośnej (SALR), jak pokazano w równaniu (1-1).

r =r_maks-[L/(K plus L)] (1-1)

r - wskaźnik usuwania (g/(m2 -d));

r_maks- maksymalna szybkość usuwania (g/(m2 -d)).

L - wskaźnik obciążenia (g/(m2 -d)).

K - stała półnasycenia.

2.2 Usuwanie substancji zawierających węgiel

Obciążenie powierzchni (SALR) nośnika wymagane do usuwania węgla zależy od jego najważniejszego celu oczyszczania i metody separacji wody szlamu.

Tabela 1-2 podaje powszechnie używane zakresy obciążenia BZT dla różnych zastosowań. Niższe wartości obciążenia należy stosować, gdy następuje nitryfikacja. Wysokie obciążenia należy stosować tylko wtedy, gdy rozważane jest tylko usuwanie węgla. Doświadczenie pokazuje, że do usuwania węgla rozpuszczonego tlen w głównej fazie ciekłej wynoszący 2-3 mg/l jest wystarczający, a dalszy wzrost stężenia rozpuszczonego tlenu nie ma znaczenia dla poprawy współczynnika usuwania pola powierzchni nośnika (SARR).

● Tabela 1-2 Typowe wartości obciążenia BZT

2.3Konstrukcja o dużym obciążeniu MBBR

Aby spełnić podstawowe standardy oczyszczania wtórnego, ale potrzebujesz kompaktowego systemu o wysokim obciążeniu, rozważ zastosowanie reaktora ze złożem ruchomym

Gdy MBBR działa przy dużym obciążeniu, jego wartość obciążenia powierzchni nośnika (SALR) jest wysoka. Gdy MBBR pracuje przy dużym obciążeniu, wartość obciążenia powierzchni nośnika (SALR) jest wysoka, a głównym celem jest usunięcie rozpuszczonych i łatwo rozkładających się BZT z wody wpływającej. przy dużym obciążeniu zrzucany biofilm traci swoją właściwość osiadania, dlatego często stosuje się proces koagulacji chemicznej, flotacji powietrznej lub kontaktu z ciałami stałymi w celu usunięcia zawieszonych cząstek stałych ze ścieków MBBR o dużym obciążeniu. Jednak ogólnie rzecz biorąc, proces ten jest prostym procesem, który może spełniać podstawowe standardy leczenia wtórnego z krótką HTZ. Wyniki badania wysokiego obciążenia MBBR przedstawiono na rysunku 1-3. Rysunek 1-3(a) pokazuje, że MBBR jest bardzo skuteczny w usuwaniu ChZT i jest zasadniczo liniowy w szerokim zakresie obciążeń. Rysunek 1- 3 (b) ilustruje, że osadzanie się ścieków MBBR jest bardzo słabe, nawet przy bardzo niskich szybkościach przelewania się powierzchni, co sugeruje, że rzeczywiście potrzebna jest ulepszona strategia wychwytywania cząstek stałych. Proces kontaktu MBBR/ciało stałe zastosowano w Oczyszczalni Ścieków Mao Point w Nowej Zelandii. Rysunek 1-4 przedstawia zależność między usuwaniem rozpuszczonych BZT a całkowitym ładunkiem BZT dopływającego do tej instalacji. Rysunek 1-4 ilustruje, że typowe wartości usuwania BOD dla wysoko obciążonego MBBR wynoszą od 70 do 75 procent . Bioflokulacja i dalsza obróbka w procesie kontaktu z ciałami stałymi pozwala na spełnienie podstawowych standardów oczyszczania wtórnego.

● Rysunek 1-3

(a) Szybkość usuwania ChZT przy dużym obciążeniu.

(b) Słaba sedymentacja oderwanego biofilmu pod dużym obciążeniem

● Rysunek 1-4 Zależność między szybkością usuwania rozpuszczonych BZT a całkowitym ładunkiem BZT w wysokim obciążeniu MBBR

2.4 Projekt obciążenia konwencjonalnego MBBR

Gdy rozważany jest konwencjonalny konwencjonalny proces wtórnej obróbki, można wybrać reaktor ze złożem ruchomym. W takim przypadku kolejne 2 MBBR w rzędzie mogą spełnić wymagania dotyczące leczenia (drugi poziom oczyszczania).

Tabela 1- 4 podsumowuje usuwanie BOD7 w czterech oczyszczalniach. Wszystkie cztery oczyszczalnie ścieków wykorzystywały konwencjonalnie załadowany MBBR z ładunkiem organicznym MBBR wynoszącym 7-10 gBOD7 /(m2 -d) (przy 10 stopniach); przed MBBR stosowano środki chemiczne do flokulacji i usuwania fosforu, a także wdrożono ulepszoną separację zawiesin.

● Wyniki pracy konwencjonalnego wsadu MBBR z chemicznym procesem usuwania fosforu

2.5Konstrukcja niskiego obciążenia MBBR

Gdy MBBR jest umieszczony przed reaktorem nitryfikacji, najbardziej ekonomiczną opcją projektową jest rozważenie zastosowania MBBR do usuwania organicznego. Umożliwia to reaktorowi nitryfikacji ze złożem ruchomym za MBBR osiągnięcie wysokiej szybkości nitryfikacji. Jeśli ładunek BZT nitryfikacji MBBR nie zostanie wystarczająco zmniejszony, szybkość nitryfikacji zostanie znacznie zmniejszona, pozostawiając reaktor w stanie nieefektywnym.

Rysunek {{0}} (a) pokazuje wpływ zwiększenia obciążenia BZT na szybkość nitryfikacji nośnika. Jest to przykład wysokiego obciążenia BZT prowadzącego do nadmiernego obciążenia nitryfikacją w późniejszej sekcji, gdy materia organiczna jest usuwana w sekcji przedniej. W tym przykładzie szybkość nitryfikacji wynosiła 0,8 g/(m2 -d). Gdy ładunek BZT wynosił 2 g/(m2 -d), a rozpuszczony tlen w głównej cieczy wynosił 6 mg/l. Jednak gdy obciążenie BZT wzrosło do 3 g/(m2 -d), szybkość nitryfikacji wynosiła 0,8 g/(m2 -d). Jednakże, gdy ładunek BZT został zwiększony do 3 g/(m2 -d), szybkość nitryfikacji spadła o około 50 procent. Aby temu przeciwdziałać, operator może zwiększyć stężenie rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej lub zwiększyć współczynnik wypełnienia, aby zmniejszyć stopień obciążenia powierzchni. Należy jednak zauważyć, że takie podejście nie powinno być stosowane w projektowaniu ze względu na brak oszczędności i efektywności. Ponadto, projektując MBBR do usuwania BZT, należy przyjąć konserwatywne podejście, wybierając niski współczynnik obciążenia do zaklejania w celu uzyskania maksymalnej wydajności w dalszej nitryfikacji MBBR.

Rysunek 1-6(b) przedstawia szybkości nitryfikacji trzech tlenowych MBBR sekwencji. Na rysunku 6(b) nośnik w każdym MBBR został usunięty w celu przeprowadzenia małej próby szybkości nitryfikacji. Podtesty trwały 6 tygodni i zostały przeprowadzone dwukrotnie. W każdym podteście warunki w trzech reaktorach podtestu były prawie identyczne (np. rozpuszczony tlen, temperatura, pH i początkowe stężenie azotu amonowego). Wyniki testu wykazały, że pierwszy reaktor miał najwyższy ładunek rozpuszczonego ChZT (5,6 g/(m2 -d)) i prawie żaden efekt nitryfikacji, ale był bardzo skuteczny w usuwaniu ładunku ChZT. Świadczą o tym dwa następujące aspekty.

(1) Szybkość nitryfikacji w reaktorze drugiego stopnia jest wysoka i zbliżona do szybkości z trzeciego stopnia.

(2) Ładunki rozpuszczonego ChZT drugiego i trzeciego etapu nie różniły się znacząco.

Przy projektowaniu reaktorów o niskim obciążeniu ważne jest, aby ostrożnie dobierać obciążenie powierzchni nośnika (SALR). Możliwe jest

Do skorygowania obciążenia pola powierzchni nośnika (SALR) w zależności od temperatury ścieków zastosowano następujące równanie: LT=L101.06(T-10)

LT - obciążenie w temperaturze T.

Stopień L10 -10 przy obciążeniu 4,5 g/(m2 -d).

● Rysunek 1-6

(a) Wpływ obciążenia BZT i rozpuszczonego tlenu na szybkość nitryfikacji przy 15 stopniach .

(b) Różnice w szybkościach nitryfikacji różnych MBBR w serii MBBR

2.6Nitryfikacjatechnologii MBBR

Istnieje kilka czynników, które mają znaczący wpływ na wydajność nitro MBBR i należy je wziąć pod uwagę podczas projektowania nitro MBBR. Najcięższy

Czynniki są.

(1) Ładowanie organiczne.

(2) Stężenie rozpuszczonego tlenu.

(3) Stężenie amoniaku.

(4) Stężenie ścieków.

(5) pH lub zasadowość.

Rysunek 1- 6 ilustruje, że aby uzyskać zadowalające szybkości nitryfikacji w nitryfikacyjnym MBBR znajdującym się za nim, ważne jest usunięcie materii organicznej ze ścieków w górnym dolnym MBBR; w przeciwnym razie heteroksyjny biofilm będzie konkurował z nim o przestrzeń i tlen, zmniejszając w ten sposób (wygasając) aktywność nitryfikacyjną biofilmu. Szybkość nitryfikacji wzrasta wraz ze zmniejszaniem się ładunku organicznego, aż rozpuszczony tlen stanie się czynnikiem ograniczającym. Tylko przy bardzo niskich stężeniach amoniaku (<2 mgn/l)="" does="" the="" available="" substrate="" (ammonia)="" become="" the="" limiting="" factor.="" it="" is="" thus="" the="" concentration="" of="" ammonia="" that="" is="" an="" issue="" when="" complete="" nitrification="" is="" required.="" in="" this="" case,="" 2="" sequential="" reactors="" can="" be="" considered,="" with="" the="" first="" stage="" being="" limited="" by="" oxygen="" and="" the="" second="" by="" ammonia.="" as="" with="" all="" biological="" treatment="" processes,="" temperature="" has="" a="" significant="" effect="" on="" nitrification="" rates,="" but="" this="" can="" be="" mitigated="" by="" increasing="" the="" dissolved="" oxygen="" within="" the="" mbbr.="" as="" alkalinity="" decreases="" to="" very="" low="" levels,="" nitrification="" rates="" within="" the="" biofilm="" begin="" to="" be="" limited.="" each="" of="" the="" important="" factors="" that="" affect="" nitrification="" are="" discussed="">

Przy wystarczających stężeniach zasadowości i amoniaku (przynajmniej początkowo), szybkość nitryfikacji zmniejszy się wraz z obciążeniem organicznym

wzrasta, aż rozpuszczony tlen stanie się czynnikiem ograniczającym. W dobrze rozwiniętym biofilmie nitryfikacyjnym stężenie rozpuszczonego tlenu ograniczy szybkość nitryfikacji na nośniku tylko wtedy, gdy stosunek O2 do NH4 plus -N jest poniżej 2.0. W przeciwieństwie do systemów osadu czynnego, w warunkach ograniczonej zawartości tlenu, szybkość reakcji w reaktorach ze złożem ruchomym wykazuje liniową lub w przybliżeniu liniową zależność od stężenia rozpuszczonego tlenu w ciele fazy ciekłej. Może to wynikać z faktu, że przechodzenie tlenu przez nieruchomą membranę cieczy do biofilmu może być krytycznym etapem ograniczania transferu tlenu. Zwiększenie stężenia rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej zwiększa gradient stężenia rozpuszczonego tlenu w biofilmie. Przy wyższych szybkościach napowietrzania zwiększona energia mieszania również przyczynia się do przenoszenia tlenu z głównej fazy ciekłej do biofilmu. Jak widać na rysunku 1- 6(a), jeśli ładunek organiczny jest utrzymywany na stałym poziomie (np. stała grubość i skład biofilmu), można oczekiwać liniowej zależności między szybkością nitryfikacji a stężeniem rozpuszczonego tlenu. Rysunek 1-7 wyjaśnia, że ​​zwiększenie rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej przyczynia się do szybkości nitryfikacji do momentu, gdy stężenie amoniaku w głównej fazie ciekłej zostanie zredukowane do bardzo niskiego poziomu.

● Rysunek 1-7 Wpływ rozpuszczonego tlenu przy niskim stężeniu amoniaku

W przypadku dobrze wyhodowanego „czystego” biofilmu nitryfikacyjnego stężenie amoniaku w głównej fazie ciekłej nie wpływa na szybkość reakcji, dopóki O2:NH4 plus - N nie osiągnie 2 do 5. Niektóre przykłady O2:NH4 plus - N podano w tabeli 1-5.

● Tabela 1-5 Kilka przykładów O₂:NH₄^plus- N

Projekt MBBR często zaczyna się od wartości progowej 3,2. Wartość progowa jest regulowana. Stosując równanie (1-3), stężenie amoniaku przy tej wartości progowej można wykorzystać do oszacowania odpowiedniej szybkości nitryfikacji i wykorzystać jako podstawę do projektowania.

r_NH3-N= k × (SNH3-N) (n) (1-3)

r_NH3-N-szybkość nitryfikacji (g rNH3-N /(m2 -d)

k - stała szybkości reakcji (zależna od lokalizacji i temperatury).

SNH3-N - stężenie substratu ograniczające szybkość reakcji.

n - liczba etapów reakcji (zależna od lokalizacji i temperatury).

Stała szybkości reakcji (k) z grubością biofilmu i dyfuzją substratu granicznego przy danym stężeniu rozpuszczonego tlenu. Współczynnik jest związany z Liczba poziomów reakcji (n) jest związana z ciekłą warstwą przylegającą do biofilmu. Gdy przepływ turbulentny jest silny, a warstwa stacjonarnej warstwy cieczy jest cienka, poziom reakcji ma tendencję do {{0}}.5; gdy przepływ turbulentny jest powolny, a nieruchoma warstwa cieczy jest gruba, poziom reakcji ma tendencję do 1,0. W tym momencie dyfuzja staje się czynnikiem ograniczającym szybkość.

Stężenie amoniaku przy wartości krytycznej (SNH3-N) można oszacować na podstawie współczynnika krytycznego i projektowego stężenia rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej, jak pokazano poniżej. Zwiększenie stężenia rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej może pomóc w zmniejszeniu krytycznego stosunku, ale z niewielkim powodzeniem. Rozważ także przypadek, w którym bakterie heterotroficzne konkurują o przestrzeń w określonych obciążeniach reaktora i warunkach mieszania, zmniejszając w ten sposób przepływ tlenu przez warstwę heterotroficzną na biofilmie.

(SNH3-N)=1.72mg-N/L=(6mgO2/L - 0.5O2/L)/3.2

Przyjmując SNH{{0}N jako 1,72, zakładając stałą szybkości reakcji k=0.5 i stopień reakcji 0,7, równanie (1- 3) można obliczyć w następujący sposób.

rNH3-N=0.73g/(m2 -d)=0.5×1.720,7

Rozważając wpływ temperatury na nitryfikację MBBR, ważne jest kilka czynników. Należy wziąć pod uwagę, że temperatura ścieków w MBBR może nieodłącznie wpływać na kinetyczny proces biologicznej nitryfikacji; szybkość dyfuzji substratu do iz biomasy; oraz lepkość cieczy, która z kolei może mieć wpływ na energię ścinania na grubość biofilmu. Wpływ temperatury na opisane powyżej makroskopowe szybkości reakcji można wyrazić następującą zależnością.

kT2= kT1-θ(T2-T1) (1-4)

kT1 - stała szybkości reakcji w temperaturze T1.

kT2 - stała szybkości reakcji w temperaturze T2.

θ - współczynnik temperaturowy.

Chociaż zależność kinetyki nitryfikacji od temperatury w zimowej temperaturze projektowej zmniejsza szybkość nitryfikacji MBBR, to w niskich temperaturach można zaobserwować wzrost stężenia biofilmu na nośniku, a dodatkowo można zwiększyć stężenie tlenu rozpuszczonego w reaktorze, co łagodzi negatywny wpływ temperatury na szybkość nitryfikacji. Przy niższych temperaturach ścieków biomasa (g/m2 ) była wyższa. Ponadto stężenie rozpuszczonego tlenu w głównej fazie ciekłej można zwiększyć bez zwiększania szybkości napowietrzania, ponieważ tlen w niej jest spowodowany wyższą rozpuszczalnością cieczy o niskiej temperaturze. Prowadzi to do końcowego wyniku, że chociaż aktywność biofilmu jest wyższa niż aktywność biofilmu (g NH3-N/(m2 -d) ÷ g SS/m2) zmniejsza się, ale aktywność nitryfikacji na jednostkę powierzchnia nośnika może być nadal utrzymywana na wysokim poziomie. Sezonową zmienność biomasy z temperaturą ścieków dla trzeciorzędowej nitryfikacji MBBR przedstawiono na rysunku 1- 8(a). Gdy temperatura odcieku wzrosła z 〈15 do 〉15 stopni między majem a czerwcem, koncentracja biomasy gwałtownie spadła. Rysunek 1- 8 (b) dzieli dane na dwie strefy w zależności od temperatury ścieków (〈15 stopni i 〉15 stopni). Chociaż aktywność właściwa biofilmu spada w regionie ~15 stopni, makroskopowe działanie reaktora pozostaje wysokie ze względu na wyższe stężenie całkowitej biomasy i wyższe stężenie rozpuszczonego tlenu (spowodowane zwiększoną rozpuszczalnością gazu w niskich temperaturach). To obserwowane zjawisko sugeruje, że makroskopowa szybkość reakcji powierzchniowej na nośniku może być utrzymywana na wysokim poziomie w warunkach niskiej temperatury, pomimo zmniejszonego tempa wzrostu bakterii nitryfikacyjnych, dzięki adaptacji biofilmu.

● Rysunek 1-8 (a) Sezonowa zmienność stężenia biomasy i temperatury w MBBR z trzeciorzędową nitryfikacją.

(b) Zależność między aktywnością nitryfikacji a stężeniem rozpuszczonego tlenu w różnych warunkach temperaturowych

2.7 Denitryfikacjazbiornika MBBR

Reaktory z ruchomym złożem są z powodzeniem stosowane w procesach denitryfikacji przed, po i kombinowanej. W przeciwieństwie do innych bio, takich jak proces denitryfikacji materiału, czynniki, które należy wziąć pod uwagę w projekcie, to.

1) Odpowiednie źródło węgla i odpowiedni stosunek węgla do azotu w reaktorze.

2) Pożądany stopień denitryfikacji.

3) Temperatura ścieków.

4) Rozpuszczony tlen w wodzie powrotnej lub w dopływie.

2.7.1 Reaktor biofilmu z ruchomym złożem ze wstępną denitryfikacją

Gdy wymagane jest usuwanie BZT, nitryfikacja i umiarkowane usuwanie azotu, MBBR z denitryfikacją czołową jest bardzo odpowiedni. Aby w pełni wykorzystać objętość reaktora beztlenowego, woda zasilająca powinna mieć odpowiedni stosunek łatwo biodegradowalnego ChZT i azotu amonowego (C /N). Ponieważ etap nitryfikacji MBBR wymaga podwyższonego poziomu rozpuszczonego tlenu, rozpuszczony tlen w refluksie ma znaczący wpływ na działanie MBBR. Skutkuje to górną granicą najbardziej ekonomicznego stosunku przepływu zwrotnego (Q refluks/Q wpływający) w produkcji. Powyżej tej wartości ogólna sprawność odazotowania spada, gdy przepływ powrotny jest dalej zwiększany. Jeśli charakter ścieków jest odpowiedni do denitryfikacji typu front-end, stopień usuwania azotu wynosi na ogół od 50 do 70 procent przy stosunku zwrotu (1:1) do (3:1). W praktyce produkcyjnej na szybkość denitryfikacji mogą mieć wpływ takie czynniki, jak: lokalizacja, sezonowe różnice we właściwościach ścieków (np. C/N), stężenie rozpuszczonego tlenu wprowadzanego do reaktora oraz temperatura ścieków.

2.7.2 Reaktor biofilmu z ruchomym złożem z postdenitryfikacjąn

When the degradable carbon in the wastewater is naturally insufficient, or has been consumed by upstream processes, or when the wastewater treatment plant occupies an area subject to when the need for concise and high-speed denitrification is limited, MBBR with posterior denitrification can be considered. because the denitrification performance is not affected by internal circulation or carbon source, the posterior denitrification process can achieve high denitrification rates (>80 procent) przy krótkim HTZ.

Jeśli wymagania BZT i azotanów dla ścieków są bardziej rygorystyczne, po małym napowietrzeniu MBBR może być potrzebna denitryfikacja. doświadczenie operacyjne pokazuje, że jeśli przed procesem następuje proces sedymentacji, mogą wystąpić stężenia fosforu po denitryfikacji, które nie są wystarczające do syntezy komórek, a wydajność denitryfikacji może być w tym momencie zahamowana.

Gdy węgiel jest przepełniony, maksymalny wskaźnik usuwania pola powierzchni nośnika azotanu (SARR) zastosowanego źródła węgla może być większy niż 2 g/(m2 -d). Szybkości usuwania pola powierzchni azotanów dla różnych źródeł węgla i różnych temperatur podano na rysunkach 2-9.

● Wykres 1-9 Szybkość usuwania pola powierzchni nośników z różnymi źródłami węgla w funkcji temperatury

2.7.3 Reaktor ze złożem ruchomym z ruchomym złożem przed i po denitryfikacji

Reaktory z ruchomym złożem z denitryfikacją czołową i tylną można łączyć, wykorzystując w ten sposób ekonomikę denitryfikacji czołowej. Konstrukcję przedniego reaktora denitryfikacyjnego można uznać za zbiornik napowietrzający zimą. W projekcie można rozważyć wykorzystanie przedniego reaktora denitryfikacyjnego jako zbiornika napowietrzającego w okresie zimowym. To dlatego, że.

1) Zwiększenie objętości reaktora napowietrzania pomaga poprawić nitryfikację.

2) Niższe temperatury wody mogą prowadzić do zwiększenia stężenia rozpuszczonego tlenu i zmniejszenia rozpuszczonego ChZT, co może wpływać na skuteczność denitryfikacji czołowej.

3) W okresie zimowym reaktor postdenitryfikacyjny może wykonywać wszystkie zadania denitryfikacyjne.

27.4 Mieszanie denitryfikacji

W denitryfikacji MBBR zastosowano zatapialny mieszalnik mechaniczny montowany na szynie do cyrkulacji i mieszania cieczy w reaktorze

ciało i przewoźnik. Podczas projektowania mieszadła należy szczególnie uwzględnić następujące aspekty: (1) umiejscowienie i kierunek mieszadła; (3)Typ mieszadła; (3) energia mieszania.

Gęstość względna nośnika biofilmu wynosi około 0,96, więc będzie unosił się w wodzie bez zastosowanej energii, co różni się od procesu osadu czynnego. Gdy nie ma zastosowanej energii w procesie osadu czynnego, ciała stałe (szlam) osadzają się.

W rezultacie w MBBR mieszadło powinno być umieszczone blisko powierzchni wody, ale nie za blisko powierzchni wody, w przeciwnym razie stworzy wir na powierzchni wody i tym samym wprowadzi powietrze do reaktora. Jak pokazano na rysunku 1-10, mieszadło powinno być lekko przechylone w dół, aby nośnik mógł być wepchnięty głębiej do reaktora. Ogólnie rzecz biorąc, nienapowietrzony MBBR wymaga od 25 do 35 w/m3 energii do wymieszania całego nośnika. Należy szczególnie rozważyć mieszanie denitryfikującego MBBR. Nie wszystkie mieszadła nadają się do długotrwałego użytkowania w MBBR. Producent mieszadeł (ABS), korzystając z kilku jednostek MBBR, opracował mieszadło ABS123K specjalnie dostosowane do reaktorów ze złożem ruchomym. To mieszadło wykonane jest ze stali nierdzewnej z mieszadłem zakrzywionym do tyłu, które jest w stanie wytrzymać ścieranie mieszadła przez nośnik. Aby zapobiec uszkodzeniu nośnika i zużyciu mieszadła, mieszadło ABS123K posiada 12 mm okrągłe pręty przyspawane wzdłuż skrzydełek śmigła. W przypadku zastosowania w reaktorze ze złożem ruchomym, prędkość mieszadła ABS123K jest dość niska (90 obr./min przy 50 Hz i 105 obr./min przy 60 Hz). Energia mieszania wymagana do mieszania denitryfikującego MBBR jest związana ze stosunkiem wypełnienia nośnika i oczekiwanym wzrostem biofilmu. Praktyczne doświadczenie pokazuje, że mieszanie jest bardziej wydajne przy niskich współczynnikach wypełnienia nośnika (np<55%). at="" higher="" fill="" ratios,="" it="" is="" difficult="" for="" the="" agitator="" to="" circulate="" the="" carriers="" and="" therefore="" high="" carrier="" fill="" ratios="" should="" be="" avoided.="" low="" filling="" ratios="" and="" correspondingly="" high="" carrier="" surface="" loadings="" increase="" the="" biofilm="" concentration="" and="" thus="" sink="" the="" carrier,="" making="" it="" easier="" for="" the="" stirrer="" to="" stir="" the="" carrier="" and="" circulate="" it="" in="" the="" reactor.="" from="" this="" point="" of="" view,="" it="" is="" important="" to="" choose="" the="" appropriate="" denitrification="" reactor="" size,="" as="" a="" proper="" reactor="" size="" allows="" for="" a="" filling="" ratio="" and="" mechanical="" stirring="" to="" be="">

● Rysunek 10

(a) mieszadło ABS123K skierowane w stronę powierzchni wody i przechylone o 30 stopni w dół, aby wepchnąć nośnik głębiej do reaktora;

b) denitryfikacja MBBR działająca w oczyszczalni ścieków

2.8 Wstępne przetwarzanie

Podobnie jak w przypadku innych technologii biofilmu zanurzonego, woda zasilająca MBBR wymaga odpowiedniego przygotowania wstępnego. W celu uzyskania dobrego rusztu i sedymentacji konieczne jest uniknięcie długotrwałego gromadzenia się w MBBR nieprzyjemnych materiałów obojętnych, takich jak gruz, tworzywa sztuczne i piasek. Ponieważ MBBR jest częściowo wypełniony nośnikami, te obojętne materiały są trudne do usunięcia po wejściu do MBBR. Gdy dostępna jest uzdatnianie wstępne, producenci MBBR generalnie zalecają, aby szczelina rusztu nie była większa niż 6 mm, a jeśli nie jest dostępna uzdatnianie wstępne, należy zainstalować drobny ruszt 3 mm lub mniej. Ponadto, jeśli MBBR zostanie dodany do istniejącego procesu, nie ma potrzeby dodawania kolejnych kratek, jeśli istniejący poziom oczyszczania jest już wysoki.

2.9 Separacja ciecz-ciało MBBR

W porównaniu z procesem osadu czynnego, proces ze złożem ruchomym jest bardzo elastyczny z punktu widzenia późniejszej dużej separacji ciało stałe-ciecz. Efekt biologicznego oczyszczania w procesie ruchomego złoża jest niezależny od etapu separacji ciało stałe-ciecz, więc jego jednostki separacji ciało stałe-ciecz można zmieniać. Ponadto stężenie substancji stałych w ścieku MBBR jest co najmniej o jeden rząd wielkości niższe niż w procesie osadu czynnego. Dlatego w MBBR z powodzeniem zastosowano różnorodne technologie separacji ciało stałe-ciecz, które można łączyć z prostymi i wydajnymi technologiami separacji ciało stałe-ciecz, takimi jak flotacja powietrzna lub zbiorniki sedymentacyjne o dużej gęstości, gdzie grunt jest na wagę złota. Przy modernizacji istniejących oczyszczalni ścieków, istniejące osadniki mogą być wykorzystane do separacji części stałych w MBBR.

2.10 Rozważania przy projektowaniu MBBR

Następujące kwestie są bardzo ważne przy projektowaniu MBBR.

2.10.1MBBRPrzepływ w ruchu (przepływ w poziomie)

The peak flow rate (flow divided by reactor cross-sectional area) at peak flow through the MBBR must be considered in the design with a small flow rate (e.g. 20m/h), the carriers can be evenly distributed in the reactor. Too high travel flow rate (e.g. >35m/h), nośniki będą gromadzić się na siatce przechwytującej i generować duże straty głowy. Czasami warunki hydrauliczne przy szczytowym natężeniu przepływu determinują geometrię i liczbę serii MBBR. Skonsultowanie się z producentem i ustalenie odpowiedniego natężenia przepływu jest ważne przy projektowaniu MBBR. Czynnikiem jest również współczynnik kształtu reaktora. Ogólnie rzecz biorąc, mały współczynnik kształtu (np. 1:1 lub mniej) pomaga zmniejszyć dryf nośników w kierunku siatki przechwytującej przy szczytowych natężeniach przepływu i umożliwia bardziej równomierne rozmieszczenie nośników w reaktorze.

2.10.2Problemy z pianką zbiornika MBBR

Problemy z pianą nie są powszechne w MBBR, ale mogą wystąpić podczas słabego rozruchu lub pracy. Dzięki dwóm ściankom działowym w środku ciągły basen jest wyższy od lustra wody, dzięki czemu piana będzie ograniczona do MBBR. Jeśli konieczne jest kontrolowanie piany, zaleca się stosowanie środków przeciwpieniących. Zastosowanie środków przeciwpieniących pokryje nośnik i utrudni dyfuzję substratu do biofilmu, co może mieć wpływ na działanie MBBR. Odpieniacze krzemionkowe nie powinny być używane, ponieważ nie są kompatybilne z plastikowymi nośnikami.

2.10.3Odprawa łóżka przewoźnika i tymczasowe przechowywanie

W przypadku dobrze zaprojektowanych i zbudowanych reaktorów z ruchomym złożem, chociaż awarie są rzadkie, rozsądnie jest rozwiązać problem przenoszenia nośnika z reaktora i przechowywania go, gdy reaktor jest wyłączony z powodu konserwacji itp. . Wszystkie ciecze w reaktorze, w tym nośniki, można spuścić za pomocą pompy wirowej z wklęsłym kołem o średnicy 10 cm. Jeśli zaprojektowany stopień wypełnienia jest odpowiedni, nośnik w jednym reaktorze można tymczasowo przenieść do innego reaktora. Wadą tego sposobu jest jednak to, że przy cofaniu nośników trudno jest przywrócić oba reaktory do ich pierwotnych stosunków napełnienia. Po przepompowaniu nośników z powrotem do reaktora, jedynym rozsądnym sposobem dokładnego pomiaru stopnia napełnienia nośnika jest opróżnienie reaktora i pomiar wysokości nośnika w obu reaktorach. Idealnie, istniałaby inna pula lub inna nieużywana jednostka, która mogłaby być wykorzystana jako tymczasowy pojemnik do przechowywania nośników, tak aby można było łatwo zapewnić pierwotny współczynnik wypełnienia reaktora nośników.

HANGZHOU JUNTAI PLASTIC PRODUCTS CO., LTD

Siedziba:#907, budynek 1, XIC International, Linping, Hangzhou, Zhejiang, Chiny

Liczba:0086-152-67462807

Web:WWW.Chinambbr.com