MBBR Prosessdesign beregne og detaljere

MBBR Prosessdesign beregne og detaljere

Av: Kate

Email: info@juntaiplastic.com

Dato: 12. juli 2021

Innholdsfortegnelse

1. Hva er MBBR og MBBR Full Form

2. Design av MBBR prosess

2.1 Introduksjon av biofilmbærer

2.2 Fjerning av karbonholdige stoffer

2.3 Design av høylast MBBR

2.4 Design av konvensjonell last MBBR

2.5 Design av lavlast MBBR

2.6 Nitrifisering av MBBR-teknologi

2.7 Denitrifisering av MBBR Tank

     2.7.1 Moving bed biofilm reaktor med pre-denitrifisering

     2.7.2 Moving bed biofilm reaktor med post-denitrifikasjon

     2.7.3 Kombinert pre/post denitrifikasjon biofilmreaktor med bevegelig seng

     2.7.4 Agitasjon av denitrifikasjon

2.8 Forbehandling

2.9Fast-væske-separasjon av MBBR

2.10 Hensyn ved utforming av MBBR

     2.10.1MBBR Vandrende strømningshastighet (horisontal strømningshastighet)

     2.10.2 MBBR Tank Skum problemer

     2.10.3 Bæresengklaring og midlertidig lagring

1. Hva er MBBR og MBBR Full Form

I løpet av de siste 20 årene har Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR) utviklet seg til en enkel, robust, fleksibel og kompakt behandlingsprosess for avløpsvann. Ulike konfigurasjoner av MBBR har blitt brukt med hell for fjerning av BOD, ammoniakkoksidasjon og nitrogenfjerning, og kan oppfylle ulike kvalitetskriterier for avløp, inkludert strenge næringsbegrensninger.

Biofilmreaktoren med bevegelig sjikt bruker spesialdesignet plast som biofilmbærer, og gjennom lufting omrøring, væske

Bæreren kan suspenderes i reaktoren ved tilbakeløp eller mekanisk blanding. I de fleste tilfeller er bæreren fylt mellom 1/3 og 2/3 av reaktoren. Allsidigheten til MBBR gjør at designingeniøren kan bruke fantasien til det fulle. Den største forskjellen mellom MBBR og andre biofilmreaktorer er at den kombinerer mange av fordelene med aktivslam- og biofilmmetodene samtidig som man unngår så mange av deres ulemper som mulig.

1) Som andre nedsenkede biofilmreaktorer er MBBR i stand til å danne høyt spesialiserte aktive biofilmer som kan tilpasses de spesifikke forholdene i reaktoren. Den høyt spesialiserte aktive biofilmen resulterer i høy effektivitet per volumenhet av reaktoren og øker stabiliteten i prosessen, og reduserer dermed størrelsen på reaktoren.

2) Fleksibiliteten og prosessflyten til MBBR er svært lik den for aktivert slam, noe som gjør at flere reaktorer kan ordnes sekvensielt langs strømningsretningen for å oppfylle flere behandlingsmål (f.eks. BOD-fjerning, nitrifikasjon, pre- eller post-denitrifikasjon) uten behov for en mellompumpe.

3) Mesteparten av den aktive biomassen holdes vedvarende tilbake i reaktoren, så i motsetning til aktivert slamprosessen, MBBR Faststoffkonsentrasjonen i MBBR-avløpet er minst like høy som faststoffkonsentrasjonen i reaktoren. MBBR er en størrelsesorden lavere enn den tradisjonelle sedimentasjonstanken, så i tillegg til den tradisjonelle sedimentasjonstanken kan MBBR bruke en rekke forskjellige fast-væske separasjonsprosesser.

4) MBBR er allsidig og reaktoren kan ha forskjellige geometrier. For ettermonteringsprosjekter er MBBR godt egnet for ettermontering av eksisterende dammer.

2.Design av MBBR prosess

Utformingen av MBBR er basert på konseptet om at flere MBBR danner en serie, hver med en spesifikk funksjon, og at disse MBBR jobber sammen for å utføre oppgaven med avløpsvannbehandling. Denne forståelsen er passende fordi under de unike forholdene gitt (f.eks. tilgjengelige elektrondonorer og elektronakseptorer), er hver reaktor i stand til å dyrke en spesialisert biofilm som kan brukes til å oppnå en bestemt behandlingsoppgave. Denne modulære tilnærmingen kan sees på som en enkel og grei design som består av en sekvens av flere fullt blandede reaktorer, hver med et unikt behandlingsformål. I motsetning til dette er utformingen av aktivert slamsystemer svært kompleks: siden konkurrerende reaksjoner alltid forekommer, for å oppnå ønsket behandlingsmål innenfor oppholdstiden begrenset av hver del av tanken (luftingssoner og ikke-luftingssoner), total biosolids residen time (SRT) må holdes på et passende nivå slik at bakterier kan blande seg (i forhold til bakterieveksthastigheter og råvannsegenskaper) og vokse sammen.

Det er enkelheten til MBBR som gjør at vi kan forstå biofilmen i MBBR godt i praksis gjennom observasjoner fra forskere, ingeniører og operatører av avløpsrenseanlegg. Størstedelen av denne artikkelen presenterer eksempler på MBBR-observasjoner, og demonstrerer dermed de som er kritiske komponenter og faktorer å vurdere i MBBR-design og drift.

● JuntaiMBBRProcessFlavDiagram

2.1Introduksjon av biofilmbærer

Nøkkelen til suksessen til enhver biofilmreaktor er å opprettholde en høy prosentandel av bioaktivt volum i reaktoren. Hvis biomassekonsentrasjonen på MBBR-bærere konverteres til konsentrasjon av suspenderte stoffer, er verdiene generelt rundt 1000 til 5000 mg/l. Når det gjelder enhetsvolum, er fjerningshastigheten for MBBR mye høyere enn for aktivert slamsystemer. Dette kan tilskrives følgende.

1) Skjærkraften som påføres bæreren av blandingsenergien (f.eks. lufting) kontrollerer effektivt tykkelsen av biofilmen på bæreren, og opprettholder dermed en høy total biologisk aktivitet.

2) Evnen til å opprettholde et høyt nivå av dedikert biomasse under spesifikke forhold innenfor hver reaktor, uavhengig av systemets totale HRT.

3) Den turbulente strømningstilstanden i reaktoren opprettholder den nødvendige diffusjonshastigheten.

Moving bed-reaktorer kan brukes til BOD-fjerning, nitrifikasjon og denitrifikasjon, og kan dermed kombineres til ulike prosesser. Tabell 1-1 oppsummerer de ulike prosessene for MBBR. Bestemmelsen av den mest effektive prosessen er relatert til følgende faktorer.

1) Lokale forhold, herunder planløsning og hydraulisk tverrsnitt (kote) av renseanlegget.

2) Eksisterende renseprosesser og mulighet for å modifisere eksisterende anlegg og dammer.

3) Mål vannkvalitet.

● Tabell 1-1 MBBR prosesssammendrag

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), er substratfjerningshastigheten til MBBR en førsteordens reaksjon. Under kontrollerte forhold kan fjerningshastigheten for bæreroverflate (SAAR) uttrykkes som en funksjon av belastningen på bæreroverflaten (SALR), som vist i ligning (1-1).

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

r - fjerningshastighet (g/(m2 -d));

r_maks- maksimal fjerningshastighet (g/(m2 -d)).

L - lastehastighet (g/(m2 -d)).

K - halvmetningskonstant.

2.2Fjerning av karbonholdige stoffer

Overflatebelastningen (SALR) til bæreren som kreves for fjerning av karbon, avhenger av dens viktigste behandlingsformål og slamvannseparasjonsmetodene.

Tabell 1-2 viser de mest brukte BOD-lasteområdene for ulike bruksformål. Lavere belastningsverdier bør brukes når nitrifikasjon er nedstrøms. Høy belastning bør kun brukes når kun karbonholdig fjerning vurderes. Erfaring viser at for fjerning av karbonholdig er oppløst oksygen i hovedvæskefasen på 2-3 mg/L tilstrekkelig, og ytterligere økning i konsentrasjonen av oppløst oksygen er ikke meningsfull for å forbedre fjerningshastigheten for bæreroverflatearealet (SARR).

● Tabell 1-2 Typiske BOD-innlastingsverdier

2.3Design av høylast MBBR

For å oppfylle de grunnleggende standardene for sekundær behandling, men trenger et kompakt høylastsystem, bør du vurdere å bruke en reaktor med bevegelig sjikt

Når MBBR opererer med høy belastning, er verdien for bæreroverflatearealbelastning (SALR) høy. Når MBBR drives med høy belastning, er bæreroverflatebelastningsverdien (SALR) høy, og hovedmålet er å fjerne oppløst og lett nedbrytbar BOD fra innstrømmende vann. ved høy belastning mister biofilmen sin sedimenteringsevne, så kjemisk koagulering, luftflotasjon eller faststoffkontakt brukes ofte for å fjerne suspenderte faste stoffer fra avløpet fra høylast MBBR. Men generelt er denne prosessen en enkel prosess som kan oppfylle de grunnleggende standardene for sekundær behandling med en kort HRT. Resultatene fra MBBR-studien med høy belastning er presentert i figur 1-3. Figur 1-3(a) viser at MBBR er svært effektiv til å fjerne COD og er i hovedsak lineær over et bredt spekter av belastninger. Figur 1- 3 (b) illustrerer at bunnfellingen av MBBR-avløp er svært dårlig, selv ved svært lave overflateoverløpshastigheter, noe som tyder på at en forbedret faststofffangststrategi faktisk er nødvendig. MBBR/faststoff-kontaktprosessen ble brukt ved Mao Point Wastewater Treatment Plant i New Zealand. Figur 1-4 viser forholdet mellom fjerning av oppløst BOD og total innflytende BOD-belastning ved dette anlegget. Figur 1-4 illustrerer at typiske verdier for BOD-fjerning for høybelastnings MBBR er 70 prosent til 75 prosent. Bioflokkulering og videre behandling med faststoffkontaktprosessen gjør at prosessen oppfyller de grunnleggende standardene for sekundærbehandling.

● Figur 1-3

(a) Fjerningshastighet for COD ved høy belastning.

(b) Dårlig sedimentering av løsrevet biofilm under høy belastning

● Figur 1-4 Forholdet mellom oppløst BOD-fjerningshastighet og total BOD-belastning i høy belastning MBBR

2.4 Utforming av konvensjonell last MBBR

Når den konvensjonelle konvensjonelle sekundære behandlingsprosessen vurderes, kan en reaktor med bevegelig sjikt velges. I dette tilfellet kan en sekvensiell 2 MBBR i raden oppfylle behandlingskravene (sekundært behandlingsnivå).

Tabell 1- 4 oppsummerer fjerningen av BOD7 i de fire renseanleggene. Alle de fire renseanleggene brukte konvensjonelt lastet MBBR med en MBBR organisk belastning på 7-10 gBOD7 /(m2 -d) (ved 10 grader); før MBBR ble det brukt kjemikalier for flokkulering og fjerning av fosfor, og forbedret separering av suspendert materiale ble også implementert.

● Driftsresultater av konvensjonell belastning MBBR med kjemisk fosforfjerningsprosess

2.5Design av lavlast MBBR

Når MBBR plasseres før nitrifikasjonsreaktoren, er det mest økonomiske designalternativet å vurdere bruken av MBBR for organisk fjerning. Dette gjør det mulig for nitrifikasjonsreaktoren med bevegelig sjikt nedstrøms for MBBR å oppnå en høy nitrifikasjonshastighet. Dersom BOD-belastningen til nitrifikasjons-MBBR ikke reduseres tilstrekkelig, vil nitrifikasjonshastigheten reduseres betydelig, og dermed etterlate reaktoren i en ineffektiv tilstand.

Figur {{0}} (a) viser effekten av økende BOD-belastning på bærerens nitrifikasjonshastighet. Dette er et eksempel på en høy BOD-belastning som fører til en for stor nitrifikasjonsbelastning i den senere seksjonen når organisk materiale fjernes i den fremre seksjonen. I dette eksemplet var nitrifikasjonshastigheten 0,8 g/(m2 -d). Når BOD-belastningen var 2 g/(m2 -d) og oppløst oksygen i hovedvæsken var 6 mg/L. Men når BOD-belastningen økte til 3 g/(m2 -d), var nitrifikasjonshastigheten 0,8 g/(m2 -d). Men når BOD-belastningen ble økt til 3 g/(m2 -d), sank nitrifikasjonshastigheten med omtrent 50 prosent. For å motvirke dette kan operatøren øke konsentrasjonen av oppløst oksygen i hovedvæskefasen eller øke fyllingsforholdet for å redusere overflatebelastningshastigheten. Det er imidlertid viktig å merke seg at en slik tilnærming ikke bør brukes i design på grunn av mangel på økonomi og effektivitet. Videre, når du designer en MBBR for BOD-fjerning, bør en konservativ tilnærming tas, og velge en lav belastningshastighet for dimensjonering for å oppnå maksimal effektivitet i nedstrøms nitrifikasjon MBBR.

Figur 1-6(b) viser nitrifikasjonshastighetene til de tre aerobe MBBRene i sekvensen. I figur 6(b) ble bæreren i hver MBBR fjernet for et lite forsøk med nitrifikasjonshastighet. Deltestene varte i 6 uker og ble utført to ganger. I hver deltest var betingelsene for de tre deltestreaktorene nesten identiske (f.eks. oppløst oksygen, temperatur, pH og startkonsentrasjon av ammoniakknitrogen). Testresultatene viste at den første reaktoren hadde den høyeste oppløste COD-belastningen (5,6 g/(m2 -d)) og nesten ingen nitrifikasjonseffekt, men var svært vellykket med å fjerne COD-belastningen. Dette demonstreres av følgende to aspekter.

(1) Nitrifikasjonshastigheten til andre trinns reaktoren er høy og nær den i tredje trinn.

(2) De oppløste COD-belastningene i andre og tredje trinn var ikke signifikant forskjellige.

For design av lavlastreaktorer er det viktig å velge bæreroverflatebelastningen (SALR) konservativt. Det er mulig å

Følgende ligning ble brukt for å korrigere overflatebelastningen til bæreren (SALR) i henhold til temperaturen til avløpsvannet: LT=L101.06(T-10)

LT - lasten ved temperatur T.

L10 -10 grad ved en belastning på 4,5 g/(m2 -d).

● Figur 1-6

(a) Effekt av BOD-belastning og oppløst oksygen på nitrifikasjonshastighet ved 15 grader.

(b) Forskjeller i nitrifikasjonshastigheter for forskjellige MBBR i MBBR-serien

2.6Nitrifikasjonav MBBR-teknologi

Det er noen faktorer som har en betydelig innvirkning på ytelsen til en nitro MBBR og må vurderes når du designer en nitro MBBR. Den tyngste

Faktorer er.

(1) Organisk lasting.

(2) Konsentrasjon av oppløst oksygen.

(3) Ammoniakkkonsentrasjon.

(4) Konsentrasjon av avløp.

(5) pH eller alkalitet.

Figur 1- 6 illustrerer at for å oppnå tilfredsstillende nitrifikasjonshastigheter i en nitrifiserende MBBR som er nedstrøms, er det viktig å fjerne organisk materiale fra avløpet i oppstrøms MBBR; ellers vil den heteroksiske biofilmen konkurrere med den om plass og oksygen, og dermed redusere (slukke) nitrifikasjonsaktiviteten til biofilmen. Nitrifikasjonshastigheten øker med synkende organisk belastning inntil oppløst oksygen blir den begrensende faktoren. Bare ved svært lave ammoniakkkonsentrasjoner (<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="">

Ved tilstrekkelig alkalinitet og ammoniakkkonsentrasjoner (i det minste initialt), vil nitrifikasjonshastigheter avta med organisk belastning

øker til oppløst oksygen blir den begrensende faktoren. Innenfor en godt voksen nitrifiserende biofilm vil konsentrasjonen av oppløst oksygen begrense nitrifikasjonshastigheten på bæreren bare hvis forholdet mellom O2 og NH4 pluss -N er under 2.0. I motsetning til aktivert slamsystemer, under oksygenbegrensede forhold, viser reaksjonshastigheten i reaktorer med bevegelig sjikt et lineært eller tilnærmet lineært forhold til konsentrasjonen av oppløst oksygen i væskefaselegemet. Dette kan skyldes det faktum at passasje av oksygen over den stasjonære væskemembranen inn i biofilmen kan være et kritisk skritt for å begrense oksygenoverføring. Å øke konsentrasjonen av oppløst oksygen i hovedvæskefasen øker konsentrasjonsgradienten for oppløst oksygen i biofilmen. Ved høyere luftingshastigheter bidrar den økte blandingsenergien også til overføring av oksygen fra hovedvæskefasen til biofilmen. Som man kan se i figur 1- 6(a), hvis den organiske belastningen holdes konstant (f.eks. konstant biofilmtykkelse og sammensetning), kan det forventes et lineært forhold mellom nitrifikasjonshastighet og konsentrasjon av oppløst oksygen. Figur 1-7 forklarer at økning av løst oksygen i hovedvæskefasen bidrar til nitrifikasjonshastigheten inntil ammoniakkkonsentrasjonen i hovedvæskefasen er redusert til et svært lavt nivå.

● Figur 1-7 Effekt av oppløst oksygen ved lav ammoniakkkonsentrasjon

For en godt voksen "ren" nitrifiserende biofilm, påvirker ikke ammoniakkkonsentrasjonen i hovedvæskefasen reaksjonshastigheten før O2:NH4 pluss - N når 2 til 5. Noen eksempler på O2:NH4 pluss - N er gitt i tabell 1-5.

● Tabell 1-5 Noen eksempler på O₂:NH₄^{i tillegg til}- N

Utformingen av MBBR starter ofte med en terskelverdi på 3,2. Terskelverdien er justerbar. Ved å bruke ligning (1-3), kan ammoniakkkonsentrasjonen ved denne terskelverdien brukes til å estimere passende nitrifikasjonshastighet og brukes som grunnlag for design.

r_NH3-N= k × (SNH3-N) (n) (1-3)

r_NH3-N-nitrifikasjonshastighet (g rNH3-N /(m2 -d)

k - reaksjonshastighetskonstant (plassering og temperaturavhengig).

SNH3-N - substratkonsentrasjon som begrenser reaksjonshastigheten.

n - antall reaksjonstrinn (lokalisering og temperaturavhengig).

Reaksjonshastighetskonstanten (k) med biofilmtykkelse og diffusjon av det begrensende substratet ved en gitt konsentrasjon av oppløst oksygen. Koeffisienten er relatert til Antall reaksjonsnivåer (n) er relatert til væskefilmen ved siden av biofilmen. Når den turbulente strømmen er sterk og det stasjonære væskefilmlaget er tynt, har reaksjonsnivået en tendens til å {{0}}.5; når den turbulente strømmen er langsom og den stasjonære væskefilmen er tykk, tenderer reaksjonsnivået til 1,0. På dette tidspunktet blir diffusjon den hastighetsbegrensende faktoren.

Ammoniakkkonsentrasjonen ved den kritiske verdien (SNH3-N) kan estimeres ut fra det kritiske forholdet og konsentrasjonen av oppløst oksygen i hovedvæskefasen, som vist nedenfor. Å øke konsentrasjonen av oppløst oksygen i hovedvæskefasen kan bidra til å redusere det kritiske forholdet, men med liten suksess. Vurder også tilfellet der heterotrofe bakterier konkurrerer om plass under visse reaktorbelastninger og blandingsforhold, og derved reduserer oksygenpassasjen gjennom det heterotrofe laget på biofilmen.

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

Ved å ta SNH{{0}}N som 1,72, forutsatt en reaksjonshastighetskonstant k=0.5 og et reaksjonstrinn på 0,7, kan ligningen (1- 3) beregnes som følger.

rNH3-N=0.73g/(m2 -d)=0.5×1.720.7

Når man vurderer effekten av temperatur på en nitrifiserende MBBR, er flere faktorer viktige. Det bør vurderes at avløpstemperaturen i MBBR i seg selv kan påvirke den kinetiske prosessen med biologisk nitrifikasjon; hastigheten for substratdiffusjon inn i og ut av biomassen; og væskens viskositet, som igjen kan ha en ringvirkning på skjærenergien på biofilmtykkelsen. Effekten av temperatur på de makroskopiske reaksjonshastighetene beskrevet ovenfor kan uttrykkes ved følgende forhold.

kT2= kT1-θ(T2-T1) (1-4)

kT1 - reaksjonshastighetskonstanten ved en temperatur på T1.

kT2 - reaksjonshastighetskonstanten ved en temperatur på T2.

θ - temperaturkoeffisient.

Selv om temperaturavhengigheten til nitrifikasjonskinetikk ved vinterdesigntemperatur reduserer nitrifikasjonshastigheten til MBBR, kan en økning i konsentrasjonen av biofilm på bæreren observeres ved lave temperaturer, og i tillegg kan konsentrasjonen av oppløst oksygen i reaktoren økes, noe som både reduserer den negative effekten av temperatur på nitrifikasjonshastigheten. Ved lavere avløpstemperaturer ble biomassen (g/m2) observert høyere. I tillegg kan konsentrasjonen av oppløst oksygen i hovedvæskefasen økes uten å øke luftehastigheten fordi oksygenet i denne skyldes høyere løselighet av lavtemperaturvæsker. Dette fører til sluttresultatet at mens biofilmaktiviteten er høyere enn biofilmaktiviteten (g NH3-N/(m2 -d) ÷ g SS/m2) reduseres, men nitrifikasjonsaktiviteten per enhet bæreroverflaten kan fortsatt opprettholdes på et høyt nivå. Sesongvariasjonen av biomasse med avløpstemperatur for en tertiær nitrifikasjons-MBBR er gitt i figur 1- 8(a). Da avløpstemperaturen økte fra 〈15 grader til〉15 grader mellom mai og juni, falt biomassekonsentrasjonen bratt. Figur 1- 8 (b) deler dataene inn i to soner i henhold til avløpstemperaturen (〈15 grader og 〉15 grader ). Selv om den biofilmspesifikke aktiviteten avtar i 〈15 graders regionen, forblir den makroskopiske ytelsen til reaktoren høy på grunn av den høyere totale biomassekonsentrasjonen og den høyere konsentrasjonen av oppløst oksygen (forårsaket av den økte gassløseligheten ved lave temperaturer). Dette observerte fenomenet antyder at den makroskopiske overflatereaksjonshastigheten på bæreren kan opprettholdes på et høyt nivå under lave temperaturforhold, til tross for den reduserte veksthastigheten til nitrifiserende bakterier, på grunn av biofilmtilpasning.

● Figur 1-8 (a) Sesongvariasjon av biomassekonsentrasjon og temperatur i MBBR med tertiær nitrifikasjon.

(b) Sammenheng mellom nitrifikasjonsaktivitet og konsentrasjon av oppløst oksygen ved forskjellige temperaturforhold

2.7 Denitrifikasjonav MBBR Tank

Moving bed-reaktorer har blitt brukt med hell i pre-, post- og kombinerte denitrifikasjonsprosesser. I motsetning til andre bio det samme som material denitrifikasjonsprosessen, er faktorene som må vurderes i designen.

1) En passende karbonkilde og et passende forhold mellom karbon og nitrogen i reaktoren.

2) Ønsket grad av denitrifikasjon.

3) Temperatur på avløpsvannet.

4) Oppløst oksygen i retur- eller oppstrømsvannet.

2.7.1 Biofilmreaktor med bevegelig seng med pre-denitrifikasjon

Når BOD-fjerning, nitrifikasjon og moderat nitrogenfjerning er nødvendig, er MBBR med frontdenitrifikasjon godt egnet. For å utnytte volumet til den anoksiske reaktoren fullt ut, bør tilførselsvannet ha et passende forhold mellom lett biologisk nedbrytbar COD og ammoniakknitrogen (C) /N). Siden nitrifikasjonsstadiet av MBBR krever forhøyet oppløst oksygen, har det oppløste oksygenet i refluksen en betydelig innvirkning på ytelsen til MBBR. Dette resulterer i en øvre grense for det mest økonomiske refluksforholdet (Q reflux/Q influent) i produksjonen. Over denne verdien avtar den totale effektiviteten av denitrifikasjon når returstrømmen økes ytterligere. Hvis arten av avløpet er egnet for front-end denitrifisering, er nitrogenfjerningshastigheten vanligvis mellom 50 prosent og 70 prosent ved et returforhold på (1:1) til (3:1). I produksjonspraksis kan denitrifikasjonshastigheter påvirkes av faktorer som: plassering, sesongmessige forskjeller i avløpsegenskaper (f.eks. C/N), konsentrasjon av oppløst oksygen brakt inn i reaktoren og avløpstemperatur.

2.7.2 Biofilmreaktor med bevegelig seng med post-denitrifikasjonn

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 prosent) ved en kort HRT.

Hvis BOD- og nitratkravene til avløpet er strengere, kan det være nødvendig med en post-denitrifisering etter MBBR med liten lufting. Operasjonell erfaring viser at hvis det er en sedimentasjonsprosess oppstrøms, kan det være fosforkonsentrasjoner i postdenitrifikasjonen som ikke er tilstrekkelig for cellesyntese, og denitrifikasjonsytelsen kan hemmes på det tidspunktet.

Når karbon er overfylt, kan den maksimale nitratbærerens overflatearealfjerningshastighet (SARR) for den påførte karbonkilden være større enn 2g/(m2 -d). Nitratoverflatens fjerningshastigheter for forskjellige karbonkilder og forskjellige temperaturer er gitt i figurene 2-9.

● Figur 1-9 Overflatefjerningshastighet for bærere med forskjellige karbonkilder som funksjon av temperatur

2.7.3 Kombinert pre/post denitrifikasjon biofilmreaktor med bevegelig sjikt

Moving bed-reaktorer med front- og bakdenitrifikasjon kan kombineres, og utnytter dermed økonomien ved frontdenitrifikasjon. Utformingen av frontdenitrifikasjonsreaktoren kan betraktes som en luftetank om vinteren. Designet kan vurdere å bruke frontdenitrifikasjonsreaktoren som en luftetank om vinteren. Dette er fordi.

1) Å øke volumet på luftingsreaksjonstanken bidrar til å forbedre nitrifikasjonen.

2) Lavere vanntemperaturer kan føre til økte konsentrasjoner av oppløst oksygen og redusert oppløst COD, noe som kan påvirke effektiviteten av front-end denitrifisering.

3) Om vinteren kan post-denitrifikasjonsreaktoren påta seg alle denitrifikasjonsoppgavene.

2.7.4 Agitasjon av denitrifikasjon

I denitrifikasjon MBBR har en skinnemontert nedsenkbar mekanisk blander blitt brukt for å sirkulere og blande væsken i reaktoren

kropp og bærer. Følgende aspekter bør spesifikt vurderes ved utforming av røreverket: (1) plasseringen og retningen til røreverket; (3) Type røreverk; (3) røreenergi.

Den relative tettheten til biofilmbæreren er omtrent 0.96, så den vil flyte i vann uten tilført energi, noe som er forskjellig fra aktivert slamprosessen. Når det ikke er tilført energi i aktivslamprosessen, sedimenterer de faste stoffene (slammet).

Som et resultat, i MBBR, bør røreren plasseres nær vannoverflaten, men ikke for nær vannoverflaten, ellers vil den skape en virvel ved gjenvannsoverflaten og dermed bringe luft inn i reaktoren. Som vist i figur 1-10, skal røreren vippes litt nedover slik at bæreren kan skyves dypere inn i reaktoren. Vanligvis krever en ikke-luftet MBBR 25 til 35 w/m3 energi for å røre hele bæreren. Agitasjon av denitrifiserende MBBR bør vurderes spesielt. Ikke alle agitatorer er egnet til bruk i MBBR over lengre tid. Omrørerprodusenten (ABS), som bruker flere MBBR-enheter, har utviklet ABS123K røremaskinen spesielt egnet for reaktorer med bevegelig sjikt. Denne røreren er laget av rustfritt stål med en bakoverbuet rører, som tåler slitasjen av røreren av bæreren. For å forhindre skade på bæreren og slitasje på røreren, har ABS123K røremaskinen 12 mm runde stenger sveiset langs vingene på propellen. Når den brukes i en reaktor med bevegelig sjikt, er hastigheten til ABS123K-røreren ganske lav (90 rpm ved 50 Hz og 105 rpm ved 60 Hz). Blandeenergien som kreves for å agitere den denitrifiserende MBBR er relatert til bærerfyllingsforholdet og forventet biofilmvekst. Praktisk erfaring viser at omrøring er mer effektivt ved lave fyllingsforhold (f.eks<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="">

● Figur 10

(a) ABS123K røreverk vendt mot vannoverflaten og vippet 30 grader nedover for å skyve bæreren dypere inn i reaktoren;

(b) denitrifikasjon MBBR i drift ved et avløpsrenseanlegg

2.8 Forbehandling

Som med andre neddykkede biofilmteknologier, krever fødevannet til MBBR riktig forbehandling. For å få en god rist og sedimentering er nødvendig for å unngå langsiktig akkumulering av ekle inerte materialer som rusk, plast og sand i MBBR. Siden MBBR er delvis fylt med bærere, er disse inerte materialene vanskelige å fjerne når de først kommer inn i MBBR. Når primærbehandling er tilgjengelig, anbefaler MBBR-produsenter generelt at ristspalten ikke er større enn 6 mm, og dersom det ikke finnes primærbehandling, må det monteres en fin rist på 3 mm eller mindre. I tillegg, hvis MBBR legges til den eksisterende prosessen, er det ikke nødvendig å legge til flere rister hvis det eksisterende behandlingsnivået allerede er høyt.

2.9 Fast-væske-separasjon av MBBR

Sammenlignet med aktivert slam-prosessen, er den bevegelige sjiktprosessen svært fleksibel med tanke på etterfølgende fast-væske-separasjon. Den biologiske behandlingseffekten til prosessen med bevegelig sjikt er uavhengig av fast-væske-separasjonstrinnet, så dens fast-væske-separasjonsenheter kan varieres. I tillegg er faststoffkonsentrasjonen i MBBR-avløpet minst én størrelsesorden lavere enn den for aktivslamprosessen. Derfor har en rekke fast-væske-separasjonsteknologier blitt brukt på MBBR, som kan kombineres med enkle og effektive fast-væske-separasjonsteknologier som luftflotasjon eller sedimentasjonstanker med høy tetthet der land er på en premie. Ved ettermontering av eksisterende avløpsrenseanlegg kan eksisterende bunnfellingstanker benyttes til faststoffseparering i MBBR.

2.10 Hensyn ved utforming av MBBR

Følgende er svært viktig for utformingen av MBBR.

2.10.1MBBRFlytende strømningshastighet (horisontal strømningshastighet)

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/t), vil bærerne akkumuleres ved avskjæringsnettet og generere store falltap. Noen ganger vil de hydrauliske forholdene ved toppstrømningshastigheten bestemme geometrien og antallet serier av MBBR. Konsultasjon med produsenten og avgjørelse av passende flythastighet er viktig for MBBR-design. Sideforholdet til reaktoren er også en faktor. Generelt bidrar et lite sideforhold (f.eks. 1:1 eller mindre) til å redusere bærerdrift mot avskjæringsnettet ved toppstrømningshastigheter og tillater en mer jevn fordeling av bærere i reaktoren.

2.10.2MBBR Tank Skum problemer

Skumproblemer er ikke vanlig i MBBR, men oppstår ofte ved dårlig oppstart eller drift. På grunn av to skillevegg i midten av den kontinuerlige bassenget er høyere enn vannoverflaten, så skummet vil være begrenset til MBBR. Hvis skummet må kontrolleres, anbefales bruk av skumdempende midler. Bruk av skumdempere vil dekke bæreren og hindre diffusjonen av substratet til biofilmen, noe som kan påvirke ytelsen til MBBR. Silicidskumdempere bør ikke brukes da de ikke er kompatible med plastbærere.

2.10.3Bæresengklaring og midlertidig lagring

For godt konstruerte og bygde reaktorer med bevegelig sjikt, selv om feil er sjeldne, er det klokt å løse problemet med hvordan man flytter bæreren ut av reaktoren og lagrer den når reaktoren stenges på grunn av vedlikehold osv. bør fortsatt vurderes. . Alle væsker i reaktoren, inkludert bærere, kan dreneres av en 10 cm konkav hjulvirvelpumpe. Hvis det utformede fyllingsforholdet er passende, kan bæreren i en reaktor midlertidig flyttes til en annen reaktor. Ulempen med denne metoden er imidlertid at det er vanskelig å gjenopprette begge reaktorene til sine opprinnelige fyllingsforhold når man flytter bærerne tilbake. Når bærere er pumpet tilbake inn i reaktoren, er den eneste rimelige måten å nøyaktig måle bærerfyllingsforholdet å tømme reaktoren og måle bærerhøyden i begge reaktorene. Ideelt sett vil det være et annet basseng eller annen ubrukt enhet som kan brukes som en midlertidig lagringsbeholder for bærerne, slik at det opprinnelige reaktorfyllingsforholdet lett kan sikres.

HANGZHOU JUNTAI PLASTIC PRODUCTS CO., LTD

Hovedkontor: #907, Building 1, XIC International, Linping, Hangzhou, Zhejiang, Kina

Antall:0086-152-67462807

Web: WWW.Chinambbr.com