大豆分离蛋白生产废水处理工艺优化 68页

山东大学工程硕士学位论文目录摘要⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．IAbstract⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．II第一章绪论⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．11．1高浓度有机废水的处理现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯11．1．1高浓度有机废水．．，⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．11．1．2高浓度有机废水的处理现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．21．2大豆分离蛋白的现状⋯⋯⋯⋯．．+⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．21．2．1现状⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯21．2．2大豆分离蛋白的提取方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯31．3大豆分离蛋白废水的来源、特点和危害⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．51．3．1废水的来源及特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯51．3．2废水危害⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．61．4常用的废水处理工艺⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．61．4．1生化处理方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．71．4．2物化处理方法⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．81．5大豆蛋白废水的资源化利用⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．10第二章原有大豆分离蛋白废水处理工艺分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．122．1进水水质水量及排放标准⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．122．1．1废水处理量⋯⋯⋯．，⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯122．1．2进水水质⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．122．1．3出水标准⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．122．2原有废水处理的工艺及主要构筑物⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯132．2．1原有工艺流程⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯132．2．2其主要构筑物及尺寸⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯132．3原有主要构筑物功能简介⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．142．3．1调节池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯142．3．2UASB⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．152．3．2．1UASB反应器的分类⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．152．3．2．2UASB反应器的构造⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．152．3．2．3UASB反应器的工作原理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．182．3．2．4UASB反应器的特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．192．3．3沉淀池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯192．3．3．1沉淀池的分类⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯192．3．3．2设置沉淀池的作用⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．202．3．4CASS⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．202．3．4．1SBR工艺流程⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．212．3．4．2SBR工作原理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．212．3．4．3CASS工艺工作原理及构造⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．222．3．4．4CASS工艺优点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯232．4运行情况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯232．5该工程的工艺分析⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．24第三章大豆分离蛋白废水处理工艺优化⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．25n山东大学工程硕士学位论文3．1原有工程存在的问题和工艺优化措施⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯253．1．1原有工程存在的问题⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯253．1．2工艺优化措施⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯253．2优化后的废水处理工艺及主要构筑物⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯263．2．1优化后的废水处理工艺流程⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯263．2．2其主要构筑物及尺寸⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯263．3优化后主要构筑物功能简介⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．283．3．1气浮池⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯283．3．1．1气浮作用原理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯283．3．1．2气浮分类⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．293．3．1．3涡凹气浮工艺⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯303．3．1．4设置气浮的合理性⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．313．3．2EGSB⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．313．3．2．1EGSB反应器的结构和工作原理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．323．3．2．2EGsB反应器的主要特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．323．3．2．3EGSB工艺的影响因素⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯333．3．3A／O⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯333．3．3．1A／0的工艺原理⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．343．3．3．2A／O的工艺特点⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．353．3．3．3A／O工艺的影响因素⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．353．4工艺优化改造及运行情况⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．363．5工艺优化改造前后水质数据比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．363．5．1厌氧工艺进水COD。，的前后比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯363．5．2厌氧工艺进水SS的前后比较⋯．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．383．5．3好氧工艺进水COD。，的前后比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯403．5．4好氧工艺进水SS的前后比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．423．5．5总出水CoD。，的前后比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯433．5．6总出水SS的前后比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．453．5．7总出水NH。一N的前后比较⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．473．6小结⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．49第四章工程改造的平面布置和高程布置⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．504．1平面布置说明⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯504．2高程布置说明⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯5l第五章结论与展望⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．52参考文献⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．53致谢⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．582n山东大学工程硕士学位论文CoNTENTSAb胁ct⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．j⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯IAbstract⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯IIChapter1Intr．oduction⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1．1HighConcen眦ionOrg锄icWastewaterTkatmentS讹s⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1．1．1HighConcentrationorganicWastewater⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l1．1．2HighConcen僦ionorgallicWastewaterTreatmentStatus⋯⋯⋯⋯⋯21．2StatusofSovProIteinIsolate⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．21．2．1SitIlation⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。21．2．2ExtractionofSovProteinIsolate⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯31．3SovProteinIsolateWastewaterSource，Charact嘶sticsandHazards⋯⋯⋯。51．3．1WastewaterSourcesandCharacteristics⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．51．3．2WaterHazards⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．61．4COmmonlvUsedWastewaterT诧a_tmentI’rocess⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯61．4．1BiochemicalMethod⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．71．4．2Phvsic0．chemicalTreatmentMetllods⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯81．5SovProteinWastewaterUtilization⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．10ChapterIIOriginalSoyproteinIsolateofWaste、张ter1katmentProcess⋯⋯⋯⋯．．122．1W乱erQual时andQuanti吼andEmissionStanda玎ds⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯122．1．1WastewaterTfeatmentCapaci西⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯122．1．2WaterQuality⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l22．1．3E用uentStandards⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯122．2ExistingWastewaterTI．eatmentProcessandtIleMainStmcture⋯⋯⋯⋯⋯⋯。132．2．1originalProcess⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯l32．2．2MainStmcturesandDimensions⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．132．3111troductiontomeMainFunctionoftheOriginalStructure⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．142．3．1Reg叫lationP001．⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯142．3．2UASB⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．152．3．2．1UASBReactorC1assification⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．152．3．2．2UASBReactorConstmction⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．．⋯⋯．152．3．2．3UASBReactorWorks⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。182．3．2．4UASBReactorChal．acteristics⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．192．3．3SedimentationTarll(⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．192．3．3．1Sedimentation1’a11l(SC1aSsification⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。l92．3．3．2TheRoleofSedimentation1'anks⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．202．3．4CASS⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．202．3．4．1SBRProcess⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．2l2．3．4．2SBRW6舡⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．2l2．3．4．3CASSProcessWbrksandConstmction⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．222．3．4．4CASSProcessCh踟．acteristics⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。232．4operation⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯232．51'echnicalAnalysisoftheProiect⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯24ChapterIIISoyProteinIsolateWastewaterTreatmentProcessOptimization⋯⋯⋯，253n山东大学工程硕士学位论文3．1ProblemsintheOriginalProiectandProcessoptimizationMeasures⋯⋯⋯．253．1．1The0IriginalEngineeringProblem⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．253．1．2PrOcessODtimizationMeasures⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯253．2OptimizedWastewater’n．eatmentProcessandtheMainStmctures⋯⋯⋯⋯．263．2．1OptimizedWrastewater1’reatmentProcess⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。263．2．2MainStllJctIJl．esandDimensions⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．263．3In订oductiontotheMainFunctionoftheoptimizedStmctures⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯283．3．1Flotation1’am(⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯283-3．1．1FlotationActionPrinciple⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．283．3．1．2FlotationClassification⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯293．3．1．3CAFProcess⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。303．3．1．4ReasonablenessSetFlotation1kll(⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．313．3．2EGSB⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．313．3．2．1EGSBReactorStmctureandPrinciple⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯323．3．2．2EGSBReactorMainFeatures⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。323．3．2．3EGSBProcessFactors⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．333．3．3加⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．333．3．3．1A／OProcessPrinciples⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯343．3．3．2A／OProcessFeatul．es⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯一353．3．3．3A／OProcessofInfluencingFactors⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．353．4ProcessOptimizationandoperationalCharacteristicsofT1．ansfomation⋯。363．5optimizationofWaterQualit)，Da_taComparisonBeforcandARerReconstl．uction⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯363．5．1AnaerobicProcessWraterCODcrComparisonBeforeaJldARer⋯⋯⋯．363．5．2AnaerobicProcessW．aterSSComparisonBeforeandARer⋯⋯⋯⋯．383．5．3AerobicProcessWraterCODcrComparisonBefbreandARer⋯⋯⋯．．403．5．4AerobicProcessWraterSSComparisonBef．ore锄dARer⋯⋯⋯⋯⋯⋯423．5．5CODcrComparisonoftheT．otalE用uentBeforeandA髓r⋯⋯⋯⋯⋯⋯433．5．6SSComp撕sonoftheT0talEffluentBef-oreandARer⋯⋯⋯⋯⋯⋯453．5．7NH3．NCompafisonoftheTotalEf|fluentBeforeandARer⋯⋯⋯⋯⋯．473．6S啪mary⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯49ChapterIVEngineeredLayoutandElevationLayout⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．504．1LayoutDescription⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯504．2ElevationLaVoutDescription⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．51ChapterVConclusionand0utlook⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯。52Ref．erences⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯．．53Acknowledgements⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯⋯584n山东大学工程硕士学位论文摘要目前，我国的大豆蛋白生产企业已经建成上百家，数十家企业具有较大规模。我国目前的大豆蛋白生产水平是生产1吨大豆分离蛋白排放30．35吨大豆乳清废水。在已经建成的大豆分离蛋白废水处理工程中，由于废水处理工艺选型的不合理造成最终处理的废水不能达标排放。本文全面介绍了国内外的大豆分离蛋白废水处理技术特点，以山东某公司2000m3／d大豆分离蛋白废水处理工程为案例，对其原有处理工艺存在的缺陷予以分析，找出影响达标排放的关键因素，进行技术优化改造，取得了良好的结果。原有工程采用“UASB+CASS”的“厌氧+好氧"生化处理工艺，处理后出水COD口>800mg／L，SS>1300mg／L，不能达标排放。分析原因在于原工程UASB进水SS过高，达到近5000mg／L，超过了UASB的处理能力，导致厌氧阶段处理能力降低。厌氧出水COD盯>2000mg／L、SS>4000mg／L，进入好氧阶段后造成CASS的处理负荷过高，最终导致无法达标排放。此次改造是以去除废水中的SS为突破口，强化生化处理设施，提高处理效率，以实现达标排放的目的。采用“物化+生化"处理路线对原有工艺进行优化。为保证厌氧阶段的处理效果，在厌氧前加气浮以去除SS，降低了生化处理系统的整体负荷，为厌氧工序的稳定运行提供了保证，为整体工程的稳定达标打下了基础。厌氧处理工序由UASB改为EGSB，处理效率由原来不到80％提高到90％以上，证明采用EGSB工艺处理大豆分离蛋白废水是可行的。厌氧后在原有的2座CASS池的基础上，改建为“二级～O’’工艺，该工艺对NH3-N的处理效果明显好于CASS工艺，对整体工程的稳定达标起到关键性的作用。新建二沉池1座，对剩余的有机污染物、氨氮予以去除。通过对各构筑物进行改造，使其对大豆分离蛋白废水有良好的处理效果。工程改造后处理出水COD盯<100mg／L、NH3-N<15mg／L、SS<70mg／L，达到《污水综合排放标准》(GB8978-1996)中表4的一级排放标准要求，实现达标排放。关键词：大豆分离蛋白；废水处理；工艺优化n山东大学工程硕士学位论文AbstractSincel980s，ChinabegantodeVelopnewsoybe锄deepfoodindus姆．InChina，thesoybeaIlprocessingiIldust叮iscurrentlyfocusedonthedevelopmentofsoyproteill．Chinahasbuilthundredsofsoybeanpmducers．Therearedozensoflarge-scalemaIlufactu】rers．AccordingtoChina’scurrentlevelofteclulology，pmductionof1tonofsoypmteinisolatewoulddischa唱e30一35tonsof、张stewater．HoweVer，inourcountIy'becauseofmeuI】鹏asonablewastewater仃．eatmentprocessselectionresultoutthatpartofthewaste、张terdischa唱edimculttoachievestandards．ThepaperdescribestllesoyproteiIlisolatecharacte订sticsofwastewatIert11eatmenttechnologiesiIltheworld．Forex锄ple，acompanyof2000m3／dofsoybeaIlproteinisolatedwastewater饥annentprojectsinShandong，theanicleanalyzedthedefectsofthecompany，foundoutthekeyfactorsthatinnuencingdischargings伽dard，thenoptimizedandimproVedthetechnology，achievedgoodresults．’Iheoldprojectusedbiochemical仃eatmentprocessesof～Oof‘‘UASB+CASS”．111e骶atedwaterwouldachieVeCODcr>800m∥L，SS>1300mg／L，outoft11estandams．Analyzedthereason，youwillfindthatthewastewaterSSisabout5000mg／L．Theconce曲．ationisoutoftheoldproject’s(UASB)abili够Asaresult，mee硒ciencyofanaerobic讹atmentphasewouldbelow．ThewaSte、硼teraReraIlaerobic仃eatmentwouldchange，CODcr>2000mg／L，SS>4000mg／L．Ttliskindofwastewaterflowingintoaerobicphasewouldresuhthatt11em：atedwatercouldIl’tachieves切n(kds．11he的nsfonllationisbasedonSSremoVal舶mwastewaterrasabre出hrou曲．Enh锄cedbiological仃eatmentf．acilities，improVedine伍ciency，inordertoachievethepu叩oseofdischa唱estandards．Thesubjectadopts”physicochemicalandbiochemical”processingroutestooptimizetlleoriginalprocess．7roensuretheanaerobicphaseofthe讹atmemea’ect，itisnecessa巧t0removeSSin丘。ontoftheflotationofanaerobic．ItdosenotonlyreducemeoVerallloadofbiological仃eatmentsystems，butalsotoensurethestableoperationofanaerobicprocesses．ItisthebasisoftheoVerallprojectcomplianceandstabili吼IIn山东大学工程硕士学位论文UseEGSBanaerobic仃eatInentprocessesiIlsteadofUASB，tlleprocessinge币ciencyirnpr0Vedf．romless廿laIl80％to90％．7rheresultiIldicatedthatuSeEGSBprocesstodischa曜esoyproteinisolatewastewaterisfeasible．Theprojectrebuilt”艄r0刖O”processbasedon2o—ginalCASSpoolaReranaerobic．TheprocessofNH3-N仃eatlnentea、ectwasbetterthanCASSprocess．Thegtabili坶oftheoverallprojecthasplayedakeystandardrole．B10ck1newseconda巧sedimernaliontanl(，meremainingo玛anicpollutaIltsandammoniani们gentoberemoved．1herewasagood、张Stewater协巴atmente硒ciencyofsoyproteinisolatethroughtommsfonllthes咖ctures．A舭rtlle仃aIlsfo】mlati伽inmeproject，tlleemuentCoDcr<100mg／L，NH3-N<15mg化SS<70mg／L，aChieVed”IntegratedWastewaterDischa玛eStandard”(GB8978一l996)11able4emissionstandardsinthelevelandachievedtheemjssionsstandards．KeywOrds：IsolatedSoyPmtein；WastewaterTreatlnent；ProcessOptimizationlIIn山东大学工程硕士学位论文n山东大学工程硕士学位论文第一章绪论1．1高浓度有机废水的处理现状1．1．1高浓度有机废水高浓度有机废水是指各行业排出的COD盯在2ooOmg／L以上的有机废水，例如造纸废水及食品废水等。按其性质与来源可将其分为三大类llJ：第一类为不含有害物质且易于生物降解的高浓度有机废水，这类废水一般来自以农牧产品为原料的工业废水，如食品工业废水；第二类为含有有害物质且易于生物降解的高浓度有机废水，如部分化学工业、轻工工业、冶金工业和制药业废水；第三类为含有有害物质且不易于生物降解的高浓度有机废水，如有机化学合成工业和农药生产工业废水等。高浓度有机废水主要特征就是有机物含量高，主要表现为化学需氧量COD口高，可达到几万到几十万。通常是粮食、畜禽加工废水，一般含有高的氨氮、总氮等。具体包括酿造废水、淀粉废水、酒精废水、造纸废水、味精废水、柠檬酸废水以及其他食品加工废水和有机化学生产废水等。高浓度有机废水的危害主要是因为含有大量的易降解和难降解的有机化合物，包括动物脂肪、蛋白质等。这些有机物在水体中有的溶解，有的悬浮，通常高浓度的有机废水都有一定的浊度。当易降解的有机物被微生物降解时，发生生化反应，这个过程通常需要消耗大量氧气，当浓度很大时，好养细菌不适合生存，起作用的主要是厌氧细菌，发生厌氧反应。当水体中有一定的溶解氧后，好氧细菌适合生存，发生好氧反应，整个过程中溶解氧的含量及所含有机物的可生化性对于高浓度有机废水的处理工艺和方法产生了决定性的作用。在可生化降解有机物发生降解时，水体中的溶解氧含量始终处在一个低的水平，有机物如果是脂肪、蛋白质等，其分解的同时还会产生氨、硫化氢等，这对水体中的鱼类及其他水生动植物是不利的，选择合适的工艺处理高浓度有机废水显得尤为重要。n山东大学工程硕士学位论文1．1．2高浓度有机废水的处理现状高浓度有机废水的处理【2。41方法主要包括物理、化学法和生物法，目前都有广泛的应用。物理、化学法主要是利用水体中污染物的物理化学性质，采用适当的方式或添加一定的试剂，发生物理化学作用，将大量的污染物以沉淀、气浮或者直接降解的方式从水体中去除，从而使水体得到净化。这些方法主要包括混凝沉淀法、气浮法、萃取法、吸附法、膜分离法、光电催化氧化法、焚烧法等。它的主要优点是占地少、高效省时，缺点是投资大、运行成本高，适合处理难生物降解的有毒高浓度有机废水。高浓度有机废水的生物法处理【5’6】主要是针对可生物降解的有机废水而言，利用厌氧微生物和好氧微生物的生物氧化作用和生物吸附作用，氧化和吸附水体中的有机物，降低有机物浓度。在整个生物降解过程中，除了处理设施的投入外，处理能力大，运行成本低、经济效益好，但占地面积大，抗冲击能力差。1．2大豆分离蛋白的现状1．2．1现状大豆是一种高蛋白的粮食，在我国，豆制品始终是老百姓餐桌上的一道家常菜。对于大豆分离蛋白(SoyProteinIsolate，SPI)的开发和研究，最早在二十世纪初，美国就开始了开发大豆分离蛋白，一开始技术不够成熟，发展缓慢。到20世纪70年代时，大豆分离蛋白的生产技术走向成熟。我国从20世纪80年代开始生产大豆分离蛋白，这主要得益于国内食品工业、肉食品业的快速发展。由于国内大豆分离蛋白技术不成熟【_71，使得国内生产出的大豆分离蛋白质量和成本与国外生产厂家相比都处在劣势，目前国内市场每年都有几万吨的份额被国外生产厂家占据。．大豆分离蛋白的原料主要以大豆为主，采用一定的技术从中制取蛋白质含量高于90％的功能性食品添加剂。它具有一定的溶解性、乳化性以及高蛋白的营养性，被广泛应用在食品加工、肉食品生产中。2n山东大学工程硕士学位论文1．2．2大豆分离蛋白的提取方法大豆分离蛋白的生产工艺主要分为全湿法和半湿法。大豆分离蛋白是从低温豆粕中除去可溶性非蛋白质和不溶性高分子成分后提取的，从而获得纯度高的大豆蛋白。方法主要包括碱提酸沉法、膜分离法、反胶束萃取法、离子法、泡沫分离法、反相高效液相色谱法等。(1)碱提酸沉法。该法是利用大豆中大多数蛋白质在等电点(pH4．5)时沉淀的特性，与其他成分分离，沉淀的蛋白质再经调节pH后溶解，因此称之为碱提酸沉法。大豆分离蛋白的提取主要分三步骤【8】：第一步溶解萃取。采用弱碱性水溶液浸泡低温脱脂豆粕，从中萃取可溶性蛋白和低分子糖类，再通过离心机分离不溶性的纤维及固体残渣。第二步酸沉淀。向已溶解出的蛋白液中加入一定量的盐酸水溶液，并调节pH达到大豆分离蛋白的等电点(pH=4．5)，这时大豆蛋白析出并沉淀下来，用离心的方式分离沉析的蛋白凝胶。第三步中和、灭菌和干燥。把分离出的蛋白凝胶搅碎后，添加稀碱液进行中和，中和后再通过高温灭菌，真空浓缩，高压均质，最后进行喷雾干燥。该方法目前多用于工业生产中。但该方法的酸碱耗量大，产品收率低，废水处理费用高。其工艺流程见图1．1。墨三卜t苎蛩11口—匣堕卜囤大豆分离蛋白图1-1酸沉碱提法提取大豆分离蛋白的工艺流程图(2)膜分离法‘膜分离法【9。121是采用超滤膜过滤的技术。在食品加工中主要用于浓缩、分离以及净化。其基本原理是利用高分子半透膜，以压差为动力，使提取物质与其它物质分离。大豆分离蛋白的生产中，根据大豆分离蛋白的分子大小及膜的适应性，选择型号及材料合适的膜对大豆分离蛋白提取液进行超滤分离、净化，获得浓度3n山东大学工程硕士学位论文较大的大豆分离蛋白液，接着再进行超滤浓缩，达到一定浓度后进行喷雾干燥，获得粉状大豆分离蛋白。该工艺生产【13·14】的产品中所含植酸量少，产品色泽浅、质量较好，还可以从浸提液中回收低分子物质。超滤膜浓缩大豆分离蛋白旧的工艺流程如图1．2。原料-1浸泡I-I磨浆I’I渣液分离仁环泵、r透过液·l超滤l·l调pH上1L反渗透浓缩液上喷雾干燥软料粉蛋白粉图卜2酸沉碱提法提取大豆分离蛋白的工艺流程图(3)反胶束萃取分离法反胶束是指表面活性剂在有机溶剂中形成聚集体，构成聚集体的表面活性剂的非极性端伸向聚集体外，与非极性的有机溶剂接触，粘附，极性端聚集向内，形成强极性的核，该核可吸收水分子和溶解蛋白质，可以利用含有这种反胶束的有机溶剂来从水相中萃取蛋白质。利用反胶束技术从全脂豆粉中可以萃取大豆蛋白，一次可萃取50％左右。反胶束萃取过程的影响因素‘1宙18】主要有表面活性剂的种类及浓度、萃取相的pH、温度和离子强度等。反胶束萃取技术的优点是：选择性高、操作简单、效率高、萃取剂相可循环利用、分离和浓缩同步进行等优点。该方法的不足之处在于：大豆蛋白在现有反胶束体系中的稳定性不高，导致萃取前后蛋白活性的损失较大，影响产品的质量。(4)离子法离子法是在电渗析的基础上形成的，该工艺中的双极膜分为三层‘19，20】：阴离4n山东大学工程硕士学位论文子交换膜、阳离子交换膜以及阴阳离子交换膜中间的亲水层。在电流作用下，水分子在双极膜上可以电离为H+和OH。，这两种离子通过膜时被选择性透过，导致膜两侧的pH值发生变化，pH降低的一侧达到大豆蛋白的等电点时，大豆蛋白就会沉淀。该工艺的优点是不需要化学药品调节pH，避免分离得到的大豆蛋白中混入无机盐离子，对大豆蛋白的功能性有保护作用。生产的大豆蛋白产品纯度高、灰分少、色泽浅。不足之处在于生产周期过长。(5)泡沫分离法技术是是根据不同物质表面活性的差异来分离和纯化物质的一种方法，该法广泛的应用于环境保护、生物工程、冶金工业及医药工业等许多领域。该技术也是分离和浓缩蛋白及酶‘21】的一条有效途径。国内有人研究了豆制品厂排放的黄浆水中大豆蛋白的分离工艺【22】，其影响因素主要有蛋白质浓度、pH值、气速、泡沫层高度和泡沫大小等。(6)反相高效液相色谱法反相液相色谱【23】(R．eversePhase“quidChromatogr印hy，RPLC)是目前液相色谱分离中使用最多的一种模式，它的特点是固定相的极性比流动相的极性弱，其分离效果取决于流动相中溶质分子与固定相配基间的疏水相互作用。对于大分子蛋白质，由于其分子尺度比固定相表面疏水键合相的分子尺度大得多【24，251，通常以表面的部分区域与固定相之间发生相互作用，主要基于大分子蛋白在疏水固定相上的吸附。反相高效液相色谱法是对大豆蛋白中7S和1lS球蛋白进行快速分离的一种方法。在分离条件为40摄氏度、流速1mL／min的条件下，9min可完成相应球蛋白的分离【261，适用于大豆蛋白产品的快速定型检测。大豆分离蛋白的分离提取方法有多种，采用什么样的方法进行大豆分离蛋白，要看实际的条件及对产品的要求，选择生产工艺不同产生大豆分离蛋白废水的量和浓度均不同。1．3大豆分离蛋白废水的来源、特点和危害1．3．1废水的来源及特点我国从20世纪80年代开始使用碱提酸沉的方法生产大豆分离蛋白，近10n山东大学工程硕士学位论文年来我国大豆分离蛋白工业发展迅速，同时产生了大量生产废水。生产大豆蛋白过程中产生的废水成分复杂，水量大，有机物浓度高，悬浮物含量高、水质波动大，给废水处理带来一定的困难。一个年产万吨级大豆分离蛋白的生产企业每天约排放出1000吨乳清废水，纯乳清废水的COD高达24000．25000mg／L。大豆分离蛋白生产废水来源主要是乳清废水，其次生产设备的清洗水、地面冲洗水、原料处理用水(如泡豆水、煮豆水)，这些废水中含有原料浸出物、产品溢流液，并混有原料残渣等，废水中COD、BOD含量均很高。废水中的主要污染物为高浓度有机物与低聚糖，还有碳水化合物及少量无机盐等。1．3．2废水危害含有大量高浓度有机污染物的废水若直接排放到自然水体中，会给自然环境造成严重的危害，继而危害人类健康及环境中的各种生命体。这些危害主要表现在以下方面：(1)危害人体健康废水排入自然水体会直接污染人类的饮用水水源。当饮用水受到有机物污染后，原有的水处理设施就不能确保经过处理后的水质达到饮用水的标准，导致人体肠胃及其他器官等多种疾病的产生。(2)影响工业生产食品行业的生产，需要大量的水作为原料或者辅料来直接参与产品的生产加工，水质的恶化将直接影响产品的质量或者大幅提高水处理方面的费用。(3)影响农业生产在一些缺水地区，许多农民采用污水直接灌溉农田。含有有害物质的废水不仅污染了农田土壤，而且造成农作物枯萎死亡，使农民遭受极大的损失。(4)影响渔业生产天然水体的污染导致许多鱼类和水生物正濒临灭绝或已经灭绝，水质的安全直接影响渔业生产的产量和质量。1．4常用的废水处理工艺常用的大豆分离蛋白废水处理工艺口7之9】主要分为物化和生化两大类。废水中6n山东大学工程硕士学位论文有机物含量高，BOD5／COD口值在O．5左右，主要的处理方法【3m321为生化处理方法，物化方法以预处理和有机物回收再利用为主。1．4．1生化处理方法(1)厌氧处理方法一大豆分离蛋白废水有机污染物浓度高、易生物降解、无毒性、温度适中等特点，适合采用厌氧生物法【33-351进行处理。同时厌氧处理过程中产生的沼气可直接燃烧或者发电作为能源使用，厌氧处理过程动力消耗比较低、生成的剩余污泥量少、污泥可长期贮存，经济性好。目前常用于大豆蛋白废水处理的厌氧处理工艺有上流式厌氧污泥床【36小】(Up．nowAmaerobicSludgeBed，简称UASB)、厌氧折流板反应器(AnaerobicBamedReactor，简称ABR)、厌氧序批间歇式反应器(AmaerobicSequencingBatchReactor，简称ASBR)、两相厌氧处理工艺等。UASB是目前应用最为广泛的厌氧反应器，用UASB处理大豆蛋白废水【45471，负荷可以达到5～15埏COD／m3·d。uASB处理效率较高、动力消耗低、产生的沼气可作为能源、二次启动便利，但是存在水力停留时间长、设备建设耗资大、占地面积大等问题。ABR的优点在于固液分离效果好、易于形成颗粒污泥、具有较强的抗冲击能力、设计简单易于维护。鲍立新等【48】在使用ABR处理大豆蛋白废水的工程中，通过分析其运行指标表明ABR具有较强的抗冲击能力，容积负荷由1．2蚝COD“m3·d)逐步提高到6．0砖COD／(m3·d)时，仍能实现稳定运行，COD去除率稳定在97％左右。ASBR是一种间歇供水、间歇排放、悬浮生长的废水处理系统，它提高了厌氧反应器的负荷和处理效率，同时减小了反应器的容积，增强了系统稳定性，但其缺点是不能连续进水，操作和管理复杂。厌氧生物处理法的诸多优点决定了它可以应用于大豆蛋白废水的处理，出水水质无法达到国家一级排放标准，只能与其它处理技术联用，才能达到达标排放的要求。(2)好氧处理方法好氧生物处理方法对有机污染物的去除效率较高，在废水处理工程中被广泛采用。目前常用于大豆分离蛋白废水处理的比较有代表性的好氧生物处理工艺主要有序批式活性污泥技术(简称SBR)、射流曝气技术、生物接触氧化技术、氧化沟技术等。重庆大学的龙腾锐【491等研究用粉末炭(PAc)／sBR工艺处理高浓度大7n山东大学工程硕士学位论文豆加工废水，在PAC用量为400mg／L、预处理后PAC／SBR反应器进水COD负荷<6000mg／L、限制曝气时间为6h的条件下，最终出水水质可达到国家排放标准。大连交通大学的杜天星等【50】采用自制的多级生物接触氧化法处理大豆加工废水，容积负荷为5．2kgCOD／(m3·d)，出水可达二级排放标准。以好氧生物处理为主的处理技术具有去除效率高的优点，缺点在于动力消耗大，运行费用较高。由于好氧菌种不易长时间保持活性，在停产检修后需要较长时间再启动。好氧生物处理容积负荷较低，对高浓度有机废水的抗冲击能力较差，对于大豆分离蛋白废水的处理很少单独采用此种方法，都是与其他方法联合使用以取得更好的处理效果。(3)厌氧+好氧结合处理方法好氧生物处理技术单独处理高浓度的大豆分离蛋白废水处理负荷过高且费用太高，而单独使用厌氧方法处理大豆分离蛋白废水出水水质也不能达到直接排放的国家标准。在日常工程设计中一般先进行厌氧处理，将废水中的COD处理到好氧处理的容积负荷之内再进行好氧处理，这样既可以使出水达标，又可以取得较好的经济效益。陆国恩等采用水解．UASB．SBR三步结合的工艺处理大豆分离蛋白废水，进水COD24000mg／L、BOD510800mg／L，经处理后水质达到国家排放标准，有效去除了废水中的有机物、悬浮物，运行可靠，管理方便。禹寅秋等对大豆分离蛋白废水采用UASB和射流曝气法结合的工艺处理，处理后废水中COD降到120mg／L以下，BOD5低于60mg／L，达到了国家相关排放标准。1．4．2物化处理方法(1)等电点沉淀法蛋白质所带电荷量与pH值有关，大豆乳清蛋白的等点电pH值一般在4．5左右，静电荷为零，蛋白质颗粒之间的静电斥力最小，容易凝结，有利于提取出乳清液中的蛋白质物质。该方法对乳清蛋白的去除率很低，大约只有30％左右，很难单独使用，一般只是作为大豆分离蛋白废水的预处理工艺。(2)絮凝法絮凝法【511是指在水中投加混凝剂后，其中悬浮物的胶体及分散颗粒在分子力的相互作用下生成絮状体且在沉降过程中它们互相碰撞凝聚，其尺寸和质量不断8n山东大学工程硕士学位论文变大，沉速不断增加。由于絮体表面带有相同电荷及水化层的影响，絮体不稳定，加入絮凝剂后可有效促进絮体的生成与稳定。普通的无机水处理絮凝剂生成的絮体易碎，处理后的水中仍含有较高浓度的金属离子。有机合成高分子絮凝剂受pH变化的影响较小，产生的絮体大且强度高，污泥量较少且脱水性能好，易于过滤操作。加入无机高分子絮凝剂和有机高分子絮凝剂，两者联合使用絮凝效果好而且可大大降低絮凝剂的用量。另外，壳聚糖作为一种天然有机高分子化合物，具有来源丰富、无毒无害，完全符合清洁生产原则，作为合成有机絮凝剂的有效替代品，占有特殊地位。壳聚糖对蛋白质、淀粉等有机物的絮凝作用强，不需要助凝剂就可以从食品加工废水中回收蛋白质、淀粉做饲料。絮凝反应后产生的絮体可由重力沉降的原理进行沉淀去除，也可用气浮法【52】将絮体粘附在产生的微小气泡上浮至水面进行分离。(3)膜处理法膜过滤技术具有高效、低耗、操作方便等优点，在大豆蛋白废水废水处理领域【53确1已有大量应用。工程应用中存在的主要问题一是使用过程中膜的污染‘57】导致膜通量下降，膜的清洗程序费时费力；二是膜组件的昂贵，建设投资成本较大，维护更换成本较高。通常，大豆乳清液分离流程包括预处理(除去其中的大分子球蛋白及部分杂质，以保护超滤膜的良好运行)、超滤(浓缩乳清蛋白)、纳滤(浓缩低聚糖)、反渗透(以脱盐为主)，透过的再生水可以达到纯净水的程度，销售创收。在实际生产运用中将膜过滤技术与其他水处理技术配合使用，使之各尽所长，以达到最好的处理效果和获得最佳的经济效益。(4)膜生物反应器膜生物反应器(MenlbraneBio．Reactor，简称MBR)是生物处理工艺与膜分离技术有机结合产生的一种高效污水处理工艺。相对于传统的活性污泥法，MBR实现了水力停留时间和污泥停留时间的分离，微生物完全截留在生物反应器内，反应器内微生物浓度高有利于增值缓慢的微生物如消化细菌的截留生长，无污泥膨胀问题，污泥产量低，反应器内数倍于传统活性污泥法的污泥浓度使处理效率显著提高。膜的高效分离使系统出水悬浮物和浊度接近于零，出水中细菌和病毒大幅度的去除，出水水质更加稳定。运行控制灵活稳定，易于实现自控，管理方便。工艺设备布置相对集中，占地面积小。9n山东大学工程硕士学位论文MBR在技术上具有可行性，推广使用取决于其经济性的问题。目前膜的价格普遍较高，是阻碍MBR大量推广的关键因素。国产膜的价格低于进口膜，膜性能较差。陈兆波、任南琪等‘581研究了水力停留时间对一体化膜生物反应器工艺处理效果的影响，结果表明在溶解氧为2—3mg／L的条件下，停留时间为lh时，CoD的去除率箩．O％一91．1％左右。1．5大豆蛋白废水的资源化利用在我国的大豆加工企业中，现行的生产工艺大多是只提取了原料中l／3的蛋白质，l／3的碳水化合物作为废渣被低价处理，剩余1／3的乳清蛋白和可溶性碳水化合物的混合物被作为废水排放了。目前，国内大豆蛋白生产厂家排放的大豆分离蛋白废水，普遍采用传统的生化法进行处理，利用微生物将废水中的高浓度有机物予以降解。厌氧处理虽能收集沼气作燃料或发电，回收生物能，有一定的经济效益。近年来，国内外学者在大豆蛋白的资源化利用方面做了许多研究工作。有些学者采用直接反渗透一步法和超滤．反渗透二步法分离浓缩工艺对大豆分离蛋白的生产及酸性乳清废液中蛋白质进行回收，日本学者曾用多种滤膜对豆制品厂大豆乳清的分离性能做过评价性实验。国内学者在用超滤法、膜法处理大豆分离蛋白废水研究方面，对膜的选择与开发、膜的清洗、影响膜性能的因素、预处理的改进、操作条件的优化等做了大量研究工作，大多处于实验研究阶段，在工业上推广应用的条件尚不成熟。另外，利用光和细菌(PhotosyntheticBacteria，简称PSB)来处理大豆分离蛋白废水【59，601，既可以去除污染物，又可以回收单细胞蛋白质或氢气等生物能源，是一种清洁可行的处理方法。王大玮等【6l】将热带假丝酵母和产朊假丝酵母富集培养，以4L／立方米的接种量接种到废水中。运行过程中，菌丝体产率基本上随有机废水浓度的升高而增加。在pH6．7、35摄氏度条件下，COD去除率稳定在50％以上，干菌率稳定在2500mg／L，可以作为品质优良的饲料。目前由于其菌种的培养和相关机理有需要进一步研究，尚未应用于实际工程。由于大豆蛋白废水的有机物浓度高、可生化性好等特点，适用于生物法处理，实际工程中大多用生物法处理。生物法固有的占地、耗能、营养物质流失等缺点10n山东大学工程硕士学位论文难以克服，所以有很多学者致力于研究用回收大豆蛋白中的有机物。用膜分离技术处理大豆分离蛋白废水，在技术上是可行的，在工艺上可大幅度降低污水排放量，同时可回收经济价值很高的功能性大豆低聚糖和可溶性蛋白，具有较大的经济效益和发展前景，但膜的成本较高，膜污染问题很难解决，其应用依赖于膜工业的发展。n山东大学工程硕士学位论文第二章原有大豆分离蛋白废水处理工艺分析山东某植物蛋白公司年产大豆分离蛋白1万吨，废水处理工程处理能力2000m3／d。采用“UASB+CASS(CyclicActivatedS1udgeSystem)”的“厌氧+好氧”生化处理工艺，处理后总出水COD仃>800mg／L，SS>1300mg／L，不能达标排放。分析原因在于原工程UASB进水SS过高，达到近5000mg／L，超过了UASB的处理能力，导致厌氧阶段处理能力降低。厌氧出水CoD盯>2000mg／L、SS>4000mg／L，进入好氧造成CASS的处理负荷过高，最终导致无法达标排放。2．1进水水质水量及排放标准2．1．1废水处理量生产1吨大豆分离蛋白需要排放30．35吨大豆乳清废水。正常生产状态下，乳清废水排放量为40m3／h，其他杂排水和冷凝水排放量为40m‰，合计排放量为80In3／Il，大豆分离蛋白废水处理工程设计处理能力为：2000m3／d2．1．2进水水质乳清废水的COD汀浓度在20000．25000mg／L，与车间杂排水和冷凝水混合后实测COD仃浓度在11000一15000mg／L之间，确定工程设计进水水质为：CODcr>l5000mg／L；SS>4000mg／L；NH3—N>300mg／L。2．1．3排放标准根据当地环保部门要求，该公司生产废水经处理后水质应达到《污水综合排放标准》(GB8978—1996)中表4的一级排放标准要求，即：CODcr<100mg／L；SS<70mg／L；NH3一N<15mg／L。12n山东大学工程硕士学位论文2．2原有废水处理的工艺及主要构筑物2．2．1原有工艺流程生产废水经厂区管路流入调节池，在池内加碱调节pH值至接近中性后泵入UASB，UASB出水经沉淀池后进入CASS，好氧处理后排放。原有废水处理工程工艺流程见图2．1：生产废水匹叵卜匦三卜上沼气回用鼓风机图2—1原有废水处理工程工艺简图2．2．2其主要构筑物及尺寸调节池数量：l座尺寸：30m×10m×3．0m结构：地下钢混结构停留时间：3．Oh有效容积：250m3总容积：300m3U．ASB数量：2座，并联尺寸：D16×15m结构：地上碳钢结构容积负荷：5．5kgCODcf／(m3·d)停留时间：65h有效容积：5426m3排放13)12(n．／山东大学工程硕士学位论文总容积：(3)沉淀池数量：尺寸：结构：．表面负荷：停留时间：有效容积：总容积：(4)CASS数量：尺寸：结构：污泥负荷：停留时间：有效容积：总容积：6028m31座17m×5．Om×5．0m地上钢混结构1．0m3／(m2．h)3．Oh255m3425m32座，并联36m×12m×5．5m地上钢混结构O．12kgCOD。r／(kgMLSS·d)52h4320m34752m32．3原有主要构筑物功能简介2．3．1调节池大豆分离蛋白废水的水量和水质随时间的变化幅度较大，为了保证后续处理构筑物或设备的正常运行，需对废水的水量和水质进行调节，调节水量和水质的构筑物称为调节池。大豆分离蛋白生产过程中，不同时间、不同排放点排放的废水水量和水质差异很大，调节池可以平衡水量、均化水质，提高废水的可处理性，减少在生化处理中可能产生的冲击负荷。短期排出的高温废水还可以得到降温处理，由于自身的相互作用，pH值可以得到稳定，减少由于pH值调节所需的酸碱量。在调节均化过程中还可以伴生沉淀和氧化作用。14n山东大学工程硕士学位论文2．3．2UASB上流式厌氧污泥床(UASB)工艺是在20世纪70年代由Lettinga等人开发的一项有机废水厌氧生物处理技术。1971年，荷兰瓦格宁根农业大学的拉丁格教授发明了三相分离器，从而使得活性污泥停留时间与废水停留时间分离，这就是上流式厌氧污铌床(UASB)反应器的雏形。1974年荷兰CSM公司在其6立方米反应器处理甜菜制糖废水时，发现了活性污泥自身固定化机制形成的生物聚体结构，即颗粒污泥。颗粒污泥的出现，不仅促进了UASB为代表的第二代厌氧反应器的应用和发展，而且还为第三代厌氧反应器的诞生奠定了基础。2．3．2．1UASB反应器的分类根据反应器机构的不同，UASB反应器可分为敞开式和封闭式两大类。敞开式UASB反应器不是整体全封闭的，反应器顶部不加密封，出水水面是开放的，或加一层不密封的盖板，出水可以和外界空气直接接触。此类UASB反应器主要适用于处理中低浓度的有机废水。中低浓度的有机废水经UASB反应器处理后，出水有机物浓度已较低，在沉淀区产生的沼气数量很少，一般不再收集。这种形式的反应器构造比较简单，易于施工安装和维修。封闭式UASB反应器顶部加密封，在水面和池顶之间形成一个气室，可以同时收集反应区和沉淀区产生的沼气。这种形式的反应器适用于处理高浓度的有机废水，其结构较敞开式复杂。2．3．2．2UASB反应器的构造UASB构造上的特点是集生物反应与沉淀于一体，是一种结构紧凑的厌氧反应器。反应器的主要构造见图2．2。15n山东大学工程硕士学位论文图2-2UASB反应器的构造示意图UASB主要由以下各个系统组成：(1)进水配水系统该系统主要功能是将进水尽可能均匀地分配到整个反应器，具有一定水力搅拌功能，是反应器高效运行的关键之一。它主要由布水管和布水管嘴组成。由于废水是以多点股流的方式进入的，在反应器一定范围内，不可避免围绕每一个布水点形成局部的纵向环流。一般而言，一定强度的纵向环流能促进反应区污泥床层底部颗粒污泥的翻滚打旋，促进有机废水与污泥颗粒的充分接触，强化反应速率；同时，也有利于底层颗粒污泥上粘附的微小细胞的脱离，防止其浮升至悬浮层，减少污泥固体的流失量。(2)反应区反应区是UASB反应器的主要部位，它包括反应器底部的污泥床和上部的悬浮污泥层，有机物主要在这里被厌氧生物吸附和降解。1)污泥床污泥床位于反应区下部，含有很高的生物量。污泥床中的污泥浓度一般为40~80gMSLL几，主要由厌氧微生物组成，其活性生物量约占70％一80％，通常UASB中的颗粒污泥的粒径为O．5．5mm沉降速度为1．2—1．416n山东大学工程硕士学位论文c“s，，沉降性能好，污泥容积指数通常为10．20mL儋。颗粒污泥主要由水解发酵细菌、共生的产氢产乙酸细菌和产甲烷细菌等厌氧微生物组成。研究发现：水解发酵细菌主要在颗粒污泥表面生物膜的外层起作用，产甲烷细菌主要在颗粒污泥表面生物膜的内层起作用，这主要取决于细菌所处环境的营养条件。对污水中的有机物进行讲解过程主要分两部分，第一部分是颗粒污泥外层水解发酵细菌对不溶性的有机物进行水解和发酵，代谢产物部分溶解到水中。第二部分是颗粒污泥内层的产氢产乙酸细菌和产甲烷细菌，颗粒内部甲烷菌浓度大于颗粒外部，因而利于水解发酵细菌代谢过程中产生的溶解性有机物向污泥颗粒内层扩散，对于污泥颗粒外部的有机物浓度形成浓度梯度，利于有机物向污泥颗粒转移。颗粒污泥与有机物的相互作用体现了生物与环境的优化组合。污泥床容积占整个反应区域的三分之一左右，对UASB整体的有机物处理效率起主要作用，约占有机物处理量的70％以上。污泥床在进行有机物降解过程主要还产生沼气，这是发酵阶段的产物，当沼气泡增大就会产生一定的浮力带动污泥的上下运动，保证污泥床上下的污泥浓度均匀。2)污泥悬浮层污泥悬浮层位于反应区的上部，其污泥浓度通常为10~30gMSLL／L，主要是非颗粒状的污泥组成，沉降性能较差，污泥容积指数在30—40mL／g之间，污泥浓度的均匀性主要依靠污泥床中上升的气泡及下沉的污泥的搅动实现。污泥悬浮层占UASB反应器容积的70％左右，该层自下而上絮状污泥浓度逐渐降低，有机物降解能力占整个UASB的10％．30％。污泥悬浮层所占容积很大，虽然处理功能较污泥床低很多，但它同样是反应器正常运行所必不可少的。这是因为，当污泥床层中的部分污泥颗粒在气泡浮力的作用下上升至污泥悬浮层时，由于张力的突变会使气泡破裂，这些污泥颗粒又会沉降至原来的污泥层中去。污泥悬浮层是一个缓冲层，对防止污泥的流失并保持反应区污泥的高浓度有十分重要的作用。(3)三相分离器三相分离器由沉淀区、回流缝和气封组成，其主要功能是将进入反应器的气体(反应过程中产生的沼气)、固体(反应器中的污泥)和液体(被处理的废水)三相进行分离。其中的污泥在沉淀区进行沉淀，并经回流缝回流到反应区，沼气分离后被引入集气室，沉淀澄清后的废水作为处理水排出反应器。三相分离器是17n山东大学工程硕士学位论文UASB反应器作为第二代厌氧反应器的主要特点之一，它相当于传统废水处理工艺的二次沉淀池，且同时具有污泥回流的功能。三相分离器的分离效果直接影响反应器的处理效果，三相分离器的合理设计是UASB反应器正常运行的另一关键所在。(4)出水系统出水系统的作用主要是将沉淀区处理过的废水均匀收集并将其排出反应器，通常由出水槽引出。(5)气室气室也称集气罩，它的主要作用是收集反应区产生的生物气(沼气)，收集后的沼气可经脱硫后送往用户直接使用。(6)浮渣清除系统浮渣清除系统的功能主要是清除沉淀区液面和气室表面的浮渣。如果浮渣不多可忽略。(7)排泥系统排泥系统的主要功能是均匀地排出反应区的剩余污泥。(8)水封系统与气体收集装置水封系统的作用是利用水封中液面的高度来控制三相分离的集气室中气液两相界面的高度，以保证集气室出气管在反应器运行过程中不被淹没，集气室中的沼气能及时排出，防止浮渣堵塞等问题。2．3．2．3UASB反应器的工作原理废水由进水配水系统以一定的流速均匀的进入反应器得底部，水流在反应器中的上升流速为一般为0．5一1．5舶。水流自下而上依次流经污泥床、污泥悬浮层，经过三相分离器的污泥沉淀、气体收集后，处理后出水排出反应器。当进水进入反应区，在与污泥床和污泥悬浮层中微生物的接触混合过程中就开始发生厌氧反应，厌氧反应过程中产生的沼气泡带动颗粒污泥的搅动，同时，在气泡上升过程中，小气泡变为大气泡，携带颗粒污泥向上层移动，然后气泡破裂，部分颗粒污泥下沉，在颗粒污泥上下的运动过程中，污泥悬浮层的污泥浓度得到补充。当气体量产生多时，污泥床表面就会出现沸腾或流化的状态。其中沉降性能差的污泥n山东大学工程硕士学位论文就会移动到反应取得上层，成为污泥悬浮层的活性微生物；沉降性能好的污泥就会沉降到反应器的下部，成为污泥床的活性污泥。在水流自下而上流动过程中，气体、污泥、水三相混合液就会升到三相分离器，碰到挡板后，气体就会被折向集气室，污泥和水就进入到上部，在污泥沉淀，／区，由于重力作用发生泥水分离。在三相分离器的作用下，反应区污泥的沉降性能得到提高，同时保证在污水处理过程中，反应取得污泥浓度。2．3．2．4UASB反应器的特点UASB反应器作为第二代厌氧反应器的代表，主要具有以下几个突出的特点：1)能培养出高活性的颗粒污泥：反应器中的污泥是在一定运行条件下、通过严格控制反应器中的水力学特征和有机物负荷，经过一段时间的培养能形成以颗粒状形式存在的高活性厌氧污泥。颗粒污泥的存在使反应器内的污泥浓度扩大了十几倍甚至几十倍，有效地提高了反应器的处理效果。2)设置三相分离器：它是UASB反应器保证处理效率的关键，这种三相分离器可以自动的将泥、水、气加以分离并使出水澄清，在反应器内保留尽可能多的厌氧污泥。3)气体搅拌作用：反应器中无需安装任何搅拌装置，反应器的搅拌是通过反应区产生的沼气上升迁移作用实现的，具有操作管理比较简单的特性。2．3．3沉淀池2．3．3．1沉淀池的分类沉淀池是利用比重的不同对水中的悬浮物进行去除的一种设施，按池内水流方向可分为平流式沉淀池、竖流式沉淀池和辐流式沉淀池，还有斜板或斜管沉淀池。(1)平流式沉淀池平流式沉淀池池体平面为矩形，进口和出口分设在池长的两端。包括进出水口、水流部分和污泥斗三个部分。平流式沉淀池构造简单，沉淀效果好，工作性19n山东大学工程硕士学位论文能稳定，使用广泛，但占地面积较大。(2)竖流式沉淀池竖流式沉淀池池体为圆形或方形，废水从沉淀池中心的进水管自上而下进入池中，进水遇到挡板后在池中均匀分布，缓慢上升。悬浮物在重力作用下自由沉降到池底得污泥斗中，清水通过池上沿的溢流堰流出。地可以在溢流堰前设置浮渣槽和挡板，从而更好的保证出水水质。这种沉淀池占地面积小，．深度大，池底为锥形，施工相对困难。(3)辐流式沉淀池辐流式沉池池体多为圆形，也有方形的。这种沉淀池的直径大但深度较小，废水从池中心的进水管流入池中，向四周缓慢流动。悬浮物在流动过程中在重力作用下自由沉降，沉降到池底的污泥沿一定坡度的池底进入污泥斗，清水从池上沿溢流出。(4)斜板或斜管沉淀池斜板或斜管沉淀池主要在池中加设斜板或斜管，可以大大提高沉淀效率、缩短沉淀时间、减小沉淀池体积。其缺点是斜板、斜管易结垢、长生物膜、维修工作量大、管材、板材寿命低等。2．3．3．2设置沉淀池的作用大豆分离蛋白废水经厌氧后产生结晶体，抑制好氧生物处理工序，并且厌氧出水中有部分絮状污泥，这部分污泥属于厌氧污泥，如果直接进入好氧处理，一方面增大好氧处理负荷，另一方面，由于厌氧菌的作用，将使空气使用量增加。经过沉淀池的沉淀后，可以有效地降低好氧处理阶段的进水负荷，保证好氧处理的效果，并减少空气使用的动力消耗，降低处理成本。沉淀下来的厌氧污泥可以回流至UASB循环使用，也可以作为剩余污泥排至污泥处理系统2．3．4CASSCASS工艺是在序批式活性污泥法(SBR)的基础上发展而来的，反应池沿池长方向设计为两部分，前部为生物选择区也称预反应区，后部为主反应区，其主反应区后部安装了可升降的自动撇水装置。整个工艺的曝气、沉淀、排水等过20n山东大学工程硕士学位论文程在同一池子内周期循环运行，省去了常规活性污泥法的二沉池和污泥回流系统；同时可连续进水、间断排水，是处理生活污水及工业废水的先进工艺。2．3．4．1SBR工艺流程序批式(间歇)活性污泥法(Seq唧cingBatchReactor)，简称SBRjSBR工艺是由按一定顺序间歇操作运行的SBR反应器组成的。SBR工艺的一个完整操作过程，亦即每个SBR反应器在处理废水时的操作过程包括五个阶段：进水期、反应期、沉淀期、排水期、闲置期。SBR法的运行主要是间歇式操作。SBR反应器在一个运行周期内的操作过程见图2—3。废水一2．3．4．2SBR工作原理沉淀一图2．3SBR工艺反应流程图SBR的工作原理主要分为四个阶段：充水阶段、反应阶段、沉淀阶段和排2ln山东大学工程硕士学位论文水(排泥)阶段。(1)充水阶段进水阶段是指污水进入反应池，与高浓度活性污泥混合的阶段。冲水过程所需的时间随处理规模、反应器容积大小、污水水质、污泥浓度等决定，一般情况下可在几个小时内完成。在充水阶段，曝气池起到预曝气的效果，可以使污泥恢复活性。(2)反应阶段反应阶段是在充水阶段后，在曝气和搅拌的条件下降解污水中的有机物，达到水质净化的目的。(3)沉淀阶段沉淀阶段就是在停止曝气和搅拌后，活性污泥进行沉淀和分离。此时，SBR起沉淀池作用，同时避免刚形成的絮状活性污泥破碎。沉淀阶段主要依据污水的水质和处理要求决定，一般小于3h。(4)排水(排泥)阶段排泥阶段在沉淀阶段完成后，将符合处理要求的水排放，最后排放到最低水位。反应池底部沉降的活性污泥大部分在下个周期中回流使用，过剩污泥被排出。通常，SBR反应器中的活性污泥量占反应器容积的三分之一左右，反应池中应剩下部分处理水，作为稀释水。(5)闲置阶段闲置阶段主要通过搅拌、曝气或静置回复活性微生物的活性，该过程有一定反硝化脱氮作用，为下一运行周期做准备。2．3．4．3CASS工艺工作原理及构造CASS(CyclicActiVatedS1udgeSystem)或CAST(—Technology)或CASP(—Process)工艺全称为循环式活性污泥法，是在SBR法(间歇式活性污泥法)基础上演变而来的，其构造见图2．4，在反应器的前部设置了生物选择区，后部设置了可升降的自动滗水装置。其运行过程可分为进水、曝气、沉淀、滗水、闲置五个阶段。一个运行周期内，各阶段的运行时间、反应器混合液体积的变化及运行状态等都可以根据具体污水的性质、出水水质及运行功能要求等灵活掌握。n山东大学工程硕士学位论文CASS工艺包括充水一曝气、充水一泥水分离、滗水和充水一闲置等四个阶段。图2_4CASS工艺构造图2．3．4．4CASS工艺优点水{进水位出水相对于SBR工艺，CASS具有以下工艺优点：(1)增设了预反应区，对难降解有机物的去除效果更好。通过污泥回流使活性污泥不断地经历一个高絮体负荷(So／Xo)阶段，可有效地抑制丝状菌的生长和繁殖，避免污泥膨胀的产生。(2)可连续进水，进水管道上无需电动阀能控制元件，单个池子可独立运行，SBR进水过程是间歇的，应用中一般要2个或2个以上池子交替使用。(3)排水是由可升降的堰式滗水器完成的，随水面逐渐下降，均匀将处理后的清水排出，最大限度降低了排水时水流对底部沉淀污泥的扰动。(4)CASS的每个周期的排水量一般不超过池内水量的1／3，SBR则为3／4，CASS法比SBR法的抗冲击能力更好。2．4运行情况原工程2005年2月运行后，运行一直不稳定，处理效果不能达到设计的出水水质要求。污染物处理情况见表2．1。n山东大学工程硕士学位论文2．5原工程的工艺分析原工程的设计采用UASB+CASS工艺，使用了升流式污泥床(UASB)，虽然对大豆蛋白废水处理效率比较高，但是由于进水的SS过高，UASB进水前无预处理设施，太多的SS全部进入UASB，导致厌氧阶段COD处理效率不足80％；厌氧出水中过高的COD和SS又导致好氧阶段的处理负荷过大，导致处理后出水不能达标排放。24n山东大学工程硕士学位论文第三章大豆分离蛋白废水处理工艺优化本章结合上一章对原工程的工艺分析，确定原有工程中存在的问题主要是预处理措施不足，导致大量的SS进入生化处理系统，系统负荷过高而导致处理后出水无法达标排放。据此提出的优化措施：一是在厌氧处理阶段前增加物化预处理单元使进水SS达到厌氧处理可以接纳的水平：二是对生化处理各单元予以优化。对优化工艺中新增加的构筑物的参数进行设计，经过改造施工和调试运行后，根据实际测量结果与原工程进行比较，可以看出各处理单元的处理效率均有明显提高，处理后出水中各项指标均达到《污水综合排放标准》(GB8978．1996)中表4的一级排放标准，符合优化设计要求。3．1原有工程存在的问题和工艺优化措施3．1．1原有工程存在的问题(1)原工程UASB进水SS过高，达到近5000mg／L，超过了UASB的处理能力，导致厌氧阶段处理能力降低。(2)厌氧出水COD凹>2000mg／L、SS>4000mg／L，进入好氧造成CASS的处理负荷过高，最终导致总出水COD口>800mg／L，SS>1300mg／L，不能达标排放。3．1．2工艺优化措施这次工艺改造首先要考虑的是去除废水中的SS，针对原有工艺采用“物化+生化”处理进行优化，加强生化处理工艺，提高污水处理效率，从而实现达标排放的目的。(1)为保证厌氧阶段的处理效果，在厌氧前加涡凹气浮装置，以去除进水中大部分的SS，使厌氧进水SS<1000mg／L，达到厌氧处理可以接纳的水平。(2)厌氧采用效率更高的EGSB工艺，新建EGSB反应器l座，提高厌氧阶段CoD口去除率在90％以上。(3)在原来的2座CASS池基础上改建为“加”工艺，并新建l座二沉池。n山东大学工程硕士学位论文3．2优化后的废水处理工艺及主要构筑物3．2．1优化后的废水处理工艺流程生产废水经厂区管路流入集水池，首先泵入涡凹气浮池，投加絮凝剂使废水中的蛋白形成絮凝体，通过气浮作用使絮凝体与废水分离。气浮池出水泵入EGSB，通过厌氧生物反应去除废水中大部分的有机污染物。EGSB出水经沉淀池沉淀后进入～，o反应池，通过好氧生物反应去除废水中剩余的有机污染物和NH3-N，好氧处理后出水经二沉池沉淀实现泥水分离后即可达标排放。优化后工程的工艺流程见图3．1：土T困一匝互卜巨互卜匝至卜图3—1工程优化后的工艺流程图3．2．2其主要构筑物及尺寸集水池(原有)数量：1座尺寸：30m×10m×3．Om结构：地下钢混结构停留时间：3．0h有效容积：250m3总容积：300m3涡凹气浮池(新建)鼓风机1rl们上排放)12(n山东大学工程硕士学位论文数量：1座尺寸：10m×2．Om×1．5m结构：地上碳钢结构停留时间：20miIl有效容积：26m3总容积：30m3(3)EGSB(新建)数量：1座尺寸：12116m×18m结构：地上碳钢结构容积负荷：7．2kCOD口／m3·d停留时间：40h有效容积：3316m3总容积：3618m3(4)沉淀池(原有)数量：1座尺寸：17m×5．Om×5．0m结构：地上钢混结构表面负荷：1．Om3／m2．h停留时间：3．Oh有效容积：255m3总容积：425m3(5)～fo池(原有改建)数量：2座，并联尺寸：36m×12m×5．5m结构：半地上钢混结构污泥负荷：0．12埏COD口／bMLSS·d停留时间：52h有效容积：4320In3n山东大学工程硕士学位论文总容积：4752m3(6)二沉池(新建)数量：l座尺寸：12122m×2．5m结梅半地上钢混结构表面负荷：0．2m3／m2．h停留时间：5．5h有效容积：456m3总容积：950m33．3优化后主要构筑物功能简介3．3．1气浮池气浮法最先是应用于选矿工业。二十世纪初，美国专利刊出了加压溶气技术，随后又发明了喷射溶气气浮技术。由于这些技术的出现，使溶气气浮法得到了广泛的应用，不但可以用于生活饮用水处理、工业用水处理，而且还可以用于炼油、化工、造纸、制革、纺织、印染、钢铁、食品、医药等各种工业废水和城市生活污水处理中。3．3．1．1气浮作用原理气浮法在污水处理中的应用很普遍，作为一种物理处理方法可以单独使用，也可以和生化处理方法结合使用。该方法是向污水中通入空气，使污水中产生大量的微细气泡，并促使其沾附于杂质颗粒上，形成相对密度小于水的浮体，上浮水面，从而获得分离杂质的一种处理污水的方法。在污水处理过程中常向污水中投加混凝剂，混凝剂与污水中杂质形成絮体是一个内部充满水的网状结构物，它的密度与水相近，其沉速较慢。在气浮处理过程中，投药产生的絮凝体沾附了一定数量微气泡，使其整体密度大大低于周围液体溶液，其上浮速度要比原絮凝体的下沉速度快得多，这就使气浮法比沉淀法的固液分离时间大为缩短。n山东大学工程硕士学位论文气浮过程中气泡的大小是影响气浮效果的重要因素。因为大气泡虽然具有较高的上升速度，巨大的惯性力不能使气泡很好地附着于絮粒表面上，过快的上升流速造成水体的严重絮流而撞碎絮凝体，甚至会把附着的小气泡又解脱出来。要制造一种能控制尺寸、其上升速率小的微细气泡，是气浮净水效果的关键所在。√一3．3．1．2气浮分类污水处理中常采用的气浮方法，按水中产生气泡方法不同可分为布气气浮法、溶气气浮法和电气浮法等三类。(1)布气气浮法布气气浮是利用机械剪切力，将混合于水中的空气粉碎成细小的气泡，以进行气浮的方法。按粉碎气泡方法的不同，布气气浮又分为水泵吸入管吸气气浮、射流气浮、扩散板曝气气浮以及叶轮气浮四种。(2)溶气气浮法溶气气浮是使空气在一定压力的作用下溶解于水中，达到过饱和状态，然后再突然使污水处于常压状态，这时溶解于水中的空气便以微小气泡的形式从水中逸出，从而带来气浮过程的方法。溶气气浮形成的气泡粒度很小，其初粒度可能在8微米左右。此外，在溶气气浮操作过程中，气泡与废水的接触时间，可以加以控制。溶气气浮的净化效果较高，在污水处理领域取得了广泛的应用。(3)电气浮电气浮实质是将含有电解质的污水作为可电解的介质，通过正负电极导以电流进行电解。通常电解可能同时产生三种效应，即电解氧化、电解混凝及电气浮。当以可溶性极板，如可氧化的铝、铁作为阳极板时，三种效应会同时出现；而以产气为主要目的的电气浮，则应以不溶解的惰性材料，如石墨、不锈钢、钛板。电气浮能够有效地利用电解液中的氧化还原效应，以及产生的出生态微小气泡的上浮作用来处理污水的。这种方法不仅能使污水中的微细悬浮颗粒和乳化油与气泡沾附而浮出，而且对水中一些金属离子和某些溶解有机物也具有净化效果。29n山东大学工程硕士学位论文3．3．1．3涡凹气浮工艺本次改造采用的是新型的涡凹气浮(CAF)工艺。涡凹气浮(CAF)系统是专门为去除工业和城市污水中的油脂、胶状物及固体悬浮物(SS)而设计的系统。整个气浮系统包括充气段、气浮段、刮泥系统、固体废物排放系统和部分污水回流系统共五部分组成，具体如图3—2所示。链条式刮泥机曝气机口t／)≥辩l、．I<：庐(：<图3—2CAF系统组成(1)涡凹气浮原理涡凹气浮中曝气机的工作原理是：曝气机散气叶轮的高速转动在水中形成一个真空区，利用曝气机中的特殊构造将水面上的空气输入水中填补真空，叶轮的高速运转将吸入水中的空气破碎成微气泡，微气泡携带SS螺旋型地上升到水面。经过预处理后的污水流入装有涡凹曝气机的小型充气段，污水在上升的过程中通n山东大学工程硕士学位论文过充气段与曝气机产生的微气泡充分混合。产生的气水混合物与污水之间密度的不一样，从而利用密度差所产生的垂直向上的浮力把SS带到水面。在上浮的过程中，微气泡附着在SS表面，到达水面后，SS在气泡支撑下漂浮在水面上，并被刮泥机间歇性的收集分离。刮泥机将SS从气浮槽的进口端收集到出口端的污泥排放管道中。排放管道里的污泥在水平的螺旋推进器的推进作用下，被送入污泥池中集中收集。净化后的污水先进入到溢流槽中，再自流至生化处理池内。曝气段底部向气浮槽的底部方向设置开放的回流管道。在散气叶轮高速旋转产生微气泡的同时，涡凹曝气机会在有回流管的池底形成一个负压区，这种负压作用会使废水从池底回流至曝气区，然后又返回气浮段。这个过程确保了40％左右的污水回流，并且在没有进水的情况下气浮段仍可进行工作。(2)涡凹气浮的优点涡凹气浮没有压力容器、空压机、循环泵等设备，设备投资少，节省电耗运行成本低，设备占地面积小，减少土建投资。涡凹气浮系统简单，没有复杂的设备，容易操作，人工操作及维修工作量极少，降低了人工费及维修费。3．3．1．4设置气浮的合理性大豆蛋白废水属于高浓度的有机废水，有机物主要以蛋白质和低聚糖为主，还有碳水化合物及少量无机盐等，废水中的主要污染物为高浓度有机物与低聚糖、少量无机组分，进水SS过高，针对这种情况，加入气浮装置时一个非常好的选择，气浮的主要作用就是去除水中的悬浮物。如果在气浮的运行中再加入混凝剂，那样会大大提升气浮的处理效果，很好的降低SS。这样就会很大程度的降低厌氧阶段的处理负荷。气浮属于物理处理方法，操作运行比较简单，不需要投入太多的人力。3．3．2EGSB厌氧颗粒污泥膨胀床(EXpandedQ．anularSlu电eBed，简称EGSB)由荷兰Wageingen农业大学在20世纪90年代初开发的，属于第三代超高效厌氧反应器。EGSB是固体流态化技术在高浓度有机废水处理方面的实际应用，固体流态化技3ln山东大学工程硕士学位论文术改善了厌氧颗粒污泥与水体的接触条件，表现为阶段流体性状。该工艺增加了出水再次循环的部分，这使得反应器内部污水上升速度高于UASB反应器内污水的污水上升流速。这同时加强了废水和微生物的接触，有利于加快水体所含有机物的生物降解速度。3．3．2．1EGSB反应器的结构和工作原理EGSB反应器是UASB反应器在技术上改进的产物，在运行过程中，当较大污水上升流动时，带动颗粒污泥的搅动和向上扩散，从而使颗粒污泥保持动态的悬浮状态，保证活性污泥颗粒与污水中的污染物能够很好的接触。EGSB反应器的特点就是通过污水上升流速使颗粒污泥在运行期间保持良好的悬浮膨胀状态，这是与UASB反应器的较大区别之处，该反应器适于处理低温废水。实际运行效果看，EGSB反应器较UASB反应器有更好的处理效果。EGSB反应器由于高径比比UASB反应器更大，配水面积较小，加上采用了出水循环，EGSB反应器的配水孔口的流速更大，系统较容易保持配水均匀。EGSB反应器的出水循环部分主要是为了提升反应器内的液体上升流速，从而使颗粒污泥床充分膨胀，加强传质效果，同时避免反应器内产生死角和短流，保证反应器在较高的容积负荷条件下运行。3．3．2．2EGSB反应器的主要特点EGSB反应器是在UASB反应器基础上进行改进的，在结构形式、污泥形态等方面相似，工作运行方式较UASB反应器有较大差别。主要特点有：(1)结构上，占地面积小，布水均匀，污泥床出于动态，避免产生死角和短流。三相分离器也得到了改进，保证了反应器的稳定运行和良好的工作效率。(2)操作方面，反应器的启动时间短，有机负荷率增大，且污泥浓度很好的保持，避免了污泥的过度流失。EGSB反应器内水体流动速度较UASB反应器要快，改善了污水与活性污泥的混合和接触，适于处理有机浓度低，水量较大的企业，部分出水回流，对于调节污水有机负荷起到一定作用。同时，颗粒污泥自身的活性较高，沉降性能好，保证了污水处理效率。32n、山东大学工程硕士学位论文3．3．2．3EGSB工艺的影响因素EGSB工艺的水质影响因素主要有温度、pH、营养物质、有毒有害物质、氧化还原电位。(1)温度温度主要影响水体中微生物的种类及活性。由于水体中厌氧菌主√，要分为低温厌氧菌(15．20℃)、中温厌氧菌(30．35℃)、高温厌氧菌(50．55℃)三种，温度影响水体中微生物的种类和活性；由于温度低于一定温度时，影响微生物的繁殖和酶的活性，从而影响整个厌氧阶段的污水处理效率。(2)pH首先微生物自身生活需要一定pH，而不同种类的微生物所需要的pH不同，这就要求尽可能针对污水处理过程不同阶段的微生物，适当的调整污水的pH。另一方面，微生物在降解有机物过程中所产生的产物会改变水体的pH。要尽可能调控好处理污水的pH。如产酸阶段的pH控制在4—7范围内，产甲烷阶段pH控制在6．5．8．0范围内，最佳pH为6．8．7．2。(3)有毒有害物质影响微生物活性的有毒有害物质主要分为无机化合物和有机化合物，无机化合物主要有氨、无机硫化物、重金属等，其中硫酸盐和硫化物对微生物的抑制作用明显；非极性有机化合物有挥发性脂肪酸(Ⅵ1A)、非极性酚化合物、芬香族氨基酸等。此外还有生物毒性化合物，主要包括氯化烃、甲醛、氰化物、抗菌素等微生物毒性化合物。(4)营养物质厌氧阶段所需的营养物质主要控制C、N、P的浓度及配比，较适宜的营养物质比为C：N：P_(350．500)：5：l。(5)氧化还原电位水解阶段和产甲烷阶段都有最优的氧化还原电位，控制好进水中溶解氧的含量，同时避免对厌氧反应器造成不利影响。3．3．3A／o～O工艺前半部分是厌氧(Anacrobic，A)段，后半部分是好氧段(Oxic，O)，整个工艺就是厌氧处理和好氧处理的串联组合。厌氧段主要通过硝化细菌的反硝化作用达到脱氮的目的，好氧段主要通过水中好氧微生物的吸附和新陈代谢活动去除水中的含磷有机物和其他有机物。该工艺的优势在于，在去除水体中有机物的同时，有～定的脱氮除磷效果，～O法也被称为改进的活性污泥法。n山东大学工程硕士学位论文3．3．3．1～o的工艺原理～O工艺的厌氧段的DO小于O．2mg／L，在这一段，厌氧微生物将污水中的悬浮有机物和溶解了的有机物水解为有机酸，大分子有机物可被分解为小分子，不溶性的有机物被转化成可溶性的有机物，从而提高了污水的可生化性。当这部分污水进入到好氧处理设施后，在充足供氧条件下，硝化细菌的硝化作用将厌氧段生成的NH3-N(NH4+)氧化为N03‘，通过回流控制返回至A池，在缺氧条件下，反硝化细菌的反硝化作用将N03’还原为分子态氮(N2)，降低污水中的氮含量。有机污染物(COD)主要在～O工艺的好氧段被去除。去除过程主要分为三个阶段：(1)微生物表面吸附作用由于活性污泥大的比表面积，再加上微生物表面自身的多糖类物质，在污水处理开始阶段，对于水体中有机物的去除，主要是依靠微生物表层多糖类物质的吸附作用。该过程中可去除污水中的胶体及细小的悬浮类物质。对于溶解的有机物去除效果不明显。(2)生物的代谢作用生物法处理有机废水，主要还是依靠微生物自身的代谢，微生物以污水中的有机物为食物，从中获取生命所需的养分，大部分有机物被降解供给微生物生命所需的能量，分解为C02和H20，或小分子物质。还有一部分作为微生物的细胞组成部分，这部分有机物可在外界有机物养分不足时，作为微生物的养分来源，称作内源呼吸。这些过程使水体中的有机物得以降解和固化。(3)生物菌体的形成与絮凝体沉降性能污水中的有机物通过微生物的降解，除了转化为C02和H20外，还有部分合成新的细胞物质留在污水中。为了提高污水有机物的去除效率，需将这些微生物沉淀分离。通过调整溶解氧、污泥负荷、pH等因素，可以使微生物形成絮凝体，在沉淀池中沉降分离，从而可以对这部分微生物进行压滤，从污水中去除。～O工艺流程见下图3．3：n山东大学工程硕士学位论文原废水搅拌碱图3—3A／0工艺流程图3．3．3．2～o的工艺特点剩余污泥处理水A／o工艺的特点，在前半部分的缺氧池内主要发生反硝化作用，在后半部分的好氧池内主要发生硝化作用，当反硝化反应进行充分时，反硝化细菌以污水中的有机碳作为碳源，降低污水中的有机物含量，从而降低后半段的有机负荷；同时，反硝化反应可以提高污水的pH，有利于在好氧池中进行硝化反应。在厌氧段搅拌的目的是使污泥呈悬浮状态，要避免溶解氧的增加。好氧段从开头到结尾，曝气量逐渐减小，当污水从好氧段出来在进行循环时，水中溶解氧含量将会降低很多，可以保证厌氧段的溶解氧含量。好养段可以去除大部分的有机污染物，降低出水的COD盯，提高出水水质。BOD5的去除率可以达到90％以上，脱氮效率达到75％，除磷效率较低为20．30％。由于～o工艺简单、造价低廉、废水停留时间短、水质水量适应范围广、有机物降解效率高等优点。3．3．3．3～o工艺的影响因素～o工艺运行过程中，要采取一定措施防止污泥膨胀，该工艺对于生活废水中有机物的降解率可达90％以上，脱氮除磷效果较差。当原污水含磷浓度<3mg／L，则可选用～，o工艺。要保证脱氮效果，～o工艺需要控制的水质条件有：(1)污水中MLSS含量要大于3000mg／L。(2)好氧硝化阶段，TKN／MLSS负荷率(TKN-凯式氮，指n山东大学工程硕士学位论文水中氨氮与有机氮之和)要小于0．05gTlⅢ／(gMLSS·d)。为了使硝化细菌更好的繁殖，在增大MLSS浓度同时，降低污泥负荷，污泥负荷率(BOD5／MLSS)小于O．18KgBOD5依gMLSS·d。(3)要保证硝化细菌的浓度，控制污泥龄9—10天(20v℃)。若冬季水温为10℃，设计污泥龄为30d。(4)对于污水进水总氮浓度控制在30mg／L以下，过高会抑制硝化菌生长，脱氮率会下降。(5)污水处理混合液回流比直接影响反硝化脱氮效果，混合液回流比增大，脱氮率提高，动力消耗大，运行费用增加，选择合适的混合液回流比对于提高脱氮效率和保证经济运行具有很好的现实意义。(6)厌氧阶段池内要保证足够的碳／氮比，BOD5／NOx-N比值应大于4以保证足够的碳／氮比，保证反硝化效率满足水质要求。(7)好氧阶段硝化池内溶解氧浓度大于2mg／L，通常溶解氧控制在2—4mg／L，保证硝化反应所需的氧气。好氧阶段硝化池的水力停留时间大于6h；反硝化反应水力停留时间一般为2h，两者之比为3：l，保证脱氮效率。(8)对于温度和pH的要求。硝化反应温度控制在20．30℃，反硝化反应的温度控制在20．40v℃。在硝化反应的过程中，会生成HN03，参加反应的硝化菌对pH要求较严，最佳pH范围是8．0～8．4，反硝化反应的最适宜pH值保持在6．5．7．5，保证硝化反应和反硝化反应的顺利进行。3．4工艺优化改造及运行情况2009年11月份开始改造施工，12月1日厌氧投入颗粒污泥300吨，以15m3m启动，12月30日又投入100吨，以60m3／11启动，而后一直以70-80m3／h运行。2010年1月好氧接种污泥。经过3个月的调试后测量结果达到设计水质要求，运行稳定。3．5工艺优化改造前后水质数据比较3．5．1厌氧工艺进水CoD。，的前后比较由表3．1改造前厌氧进水COD盯值的数据统计可知：工艺优化改造前UASB进水COD盯均值为14600mg／L；由表3—2改造后厌氧进水CODa值数据统计可知：改造后EGSB进水COD口均值为9070mg／L，气浮处理效率为38％。n山东大学工程硕士学位论文由图3-4改造前后厌氧进水COD仃值变化图的显示表明：该企业大豆分离蛋白生产的过程中产生的乳清废水、设备清洗水及循环水等杂排水混合在一起，COD。，浓度大致在12000一16000mg／L之间，在本次工艺优化改造之前直接进入原有的UASB。改造后该废水经过新建涡凹气浮装置的处理后，进入新建EGSB的一废水CoD。，浓度大致在8000．10000mg／L之间，气浮处理效果明显。涡凹气浮装置的设置，起到了良好的预处理作用，使进入生化处理系统的COD口负荷降低近40％，使生化系统的建设投资大大降低。同时，气浮装置去除的废水中的蛋白经过脱水后外卖做饲料或有机肥的原料，为企业带来了一定的经济效益。(1)改造前厌氧进水COD盯值见表3．1。表3—1改造前厌氧进水coD。，值统计表(单位：mg／L)注：2009年数据(2)改造后厌氧进水COD盯值见表3．2。表3—2改造后厌氧进水COD。值统计表(单位：mg／L)37n山东大学工程硕士学位论文注：20lO年数据(3)改造前后厌氧进水COD盯值变化如图3．4。图3．4改造前后厌氧进水COD。，值变化图3．5．2厌氧工艺进水SS的前后比较由表3．3改造前厌氧进水SS值的数据统计可知：工艺优化改造前UASB进水SS均值为3840mg／L；由表3．4改造后厌氧进水SS值的数据统计可知：改造后EGSB进水SS均值为1116mg／L，气浮处理效率均值为71％。由图3．5改造前后厌氧进水SS值变化图表明：该企业大豆分离蛋白生产的过程中产生的乳清废水、设备清洗水及循环水等杂排水混合在一起，SS浓度大致在3300．5000mg／L之间，在本次工艺优化改造之前直接进入原有的UASB。该废水经过新建涡凹气浮装置的处理后，进入新建EGSB的废水SS浓度大致在700．1500mg／L之间，气浮处理效果明显。涡凹气浮装置的设置，起到了良好的预处理作用，进入生化处理系统的SS负荷降低超过70％，使生化系统的稳定运行成为可能，为最终的达标排放打下了良好的基础。(1)改造前厌氧进水SS值见表3—3。表3—3改造前厌氧进水SS值统计表n山东大学工程硕士学位论文注：2009年数据(2)改造后厌氧进水SS值见表3—4。表3_4改造后厌氧进水SS值统计表(单位：mg／L)注：2010年数据(3)改造前后厌氧进水SS值变化如图3—5。39n山东大学工程硕士学位论文图3—5改造前后厌氧进水SS值变化图3．5．3好氧工艺进水CoD。，的前后比较由表3．5改造前好氧进水COD口值的数据统计可知：工艺优化改造前好氧进水(UASB出水)COD盯均值为2110mg／L，原有UASB处理效率均值为86％；由表3．4改造后好氧进水COD盯值的数据统计可知：工艺优化改造后好氧进水(EGSB出水)COD口均值为687mg／L，新建EGSB处理效率均值为92％。由图3．6改造前后好氧进水COD盯值变化图表明：原有uASB处理后出水的COD口浓度在1800．2400mg／L之间，本次优化改造后新建EGSB的处理后COD盯浓度在600．900mg／L之间，COD盯浓度降低明显。原有的uASB前没有预处理装置，进水COD盯负荷高，处理效率低。新建的EGSB前增设了涡凹气浮作为预处理装置，改善了进水水质，使厌氧的处理效率得到了保证。(1)改造前好氧进水COD汀值见表3．5。表3—5改造前好氧进7Kc0D。，值统计表(单位：mg／L)n一山东大学工程硕士学位论文8．126009．1216010．121808．138．168．198．228．25215024002260194020409．139．169．199．2l9．242060178019402190204010．1310．1610．2lO．2310．26232021202060214021808．2822109．27213010．292060注：2009年数据(2)改造后好氧进水COD盯值见表3．6。表3—6改造后好氧进水c0D。值统计表(单位：mg／L)采样日期检测数值采样日期检测数值采样日期检测数值4．16135．16856．16784．44．74．14．134．164．194．224．255“5169257937848505786365．45．75．15．135．175．25．235．268127527146145886lO5466556．46．76．16．136．166．26．236．267107986206596lO6906706344．286155．296226．29705注：2010年数据(3)改造前后好氧进水COD。，值变化如图3—6。Con缸nuousmonjtoringdays(d)图3—6改造前后好氧进水COD。值变化图一1，西E—oooon山东大学工程硕士学位论文一3．5．4好氧工艺进水SS的前后比较由表3．7改造前好氧进水SS值的数据统计可知：工艺优化改造前好氧进水(UASB出水)SS均值为4370mg／L，原有UASB的处理效率均值为．14％；由表3．8改造后好氧进水SS值的数据统计可知：改造后好氧进水(EGSB出水)SS均值为754mg／L，EGSB处理效率均值为32％。由图3．7改造前后好氧进水SS值变化图表明：原有UASB出水的SS浓度在4000一4500mg／L之间，本次工艺优化改造后新建EGSB的出水SS浓度在600．900mg／L之间，SS浓度降低明显。原有的UASB前没有预处理装置，进水SS浓度过高，导致厌氧阶段SS不仅没有去除，反而有所上升。分析原因是厌氧反应产生的絮状污泥不能良好的沉降，随出水流失导致的SS浓度上升。新建的EGSB前增设了涡凹气浮作为预处理装置，大大的降低了进水SS的浓度，使厌氧反应可以顺利的进行，厌氧阶段的处理效率也得到了保证。(1)改造前好氧进水SS值见表3．7。表3—7改造前好氧进水Ss值统计表(单位：mg／L)注：2009年数据(2)改造后好氧进水SS值见表3．8．表3—8改造后好氧进水SS值统计表(单位：mg／L)42n山东大学工程硕士学位论文注：20lO年数据(3)改造前后好氧进水SS值变化如图3．7。图3—7改造前后好氧进水SS值变化图3．5．5总出水CoD。，的前后比较由表3—9改造前总出水COD盯值的数据统计可知：工艺优化改造前总出水CoD盯均值为866mg／L，原有工程处理效率均值为94．1％；由表3-10改造后总出水COD盯值的数据统计可知：改造后总出水COD盯均值为65．4mg／L，工程处理效率均值为99．6％。由图3．8改造前后总出水COD盯值变化图表明：原有工程处理后出水的COD盯浓度在700．1000mg／L之间，超标明显；本次优化改造后新建工程的处理后COD盯浓度在50．80mg／L之间，达到《污水综合排放标准》(GB8978一1996)中表4的一级排放标准关于CO％<100mg／L的指标要求。原有工程采用生化处理工艺，没有物化预处理设施，整体处理效率较低，43n山东大学工程硕士学位论文无法满足达标排放的要求。经过本次工艺优化改造后，采用“物化+生化”的处理工艺，有效地解决了预处理问题，生化处理工序也得到了改进和强化，提高了处理效率，实现了达标排放。(1)改造前厌氧进水COD盯值见表3．9。表3—9改造前厌氧进水∞D。值统计表(单位：mg／L)采样日期检测数值采样日期检测数值采样日期检测数值8．18．48．78．18．138．168．198．228．258708207328368658lO8608869269．19．49．79．19．139．169．199．219．2484080674686582386487289688210．110．410．710．110．1310．1610．210．2310．269608677688278907848509788408．289lO9．2788010．29892注：2009年数据(2)改造后好氧进水COD。，值见表3．10。．表3—10改造后好氧进水COD。值统计表(单位：mg／L)注：20lO年数据(3)改造前后总出水COD口值变化如图3-8。n山东大学工程硕士学位论文图3—8改造前后总出水COD。，值变化图3．5．6总出水SS的前后比较由表3．1l改造前总出水SS值的数据统计可知：工艺优化改造前总出水SS均值为1330mg／L，原有工程的处理效率均值为65．4％；由表3．12改造后总出水SS值的数据统计可知：改造后总出水COD。，均值为55mg／L，工程处理效率均值为98．6％。由图3．9改造前后总出水SS值变化图表明：原有工程处理后出水的COD盯浓度在1100．1500mg／L之间，超标明显；本次优化改造后新建工程的处理后SS浓度在40．70mg／L之间，达到《污水综合排放标准》(GB8978．1996)中表4的一级排放标准关于SS<70mg／L的指标要求。原有工程采用生化处理工艺，无物化预处理设施，对SS的整体处理效率较低，无法满足达标排放的要求。经过本次工艺优化改造后，增设了涡凹气浮装置强化了对SS的处理，有效地解决了预处理问题，生化处理工序的处理效率也得到了保证，实现了达标排放。(1)改造前厌氧进水SS值见表3．11。45n山东大学工程硕士学位论文表3—11改造前厌氧进水SS值统计表采样日期检测数值采样日期检测数值采样日期检测数值采样日期检测数值采样日期检测数值采样日期检测数值n山东大学工程硕士学位论文注：2010年数据，，(3)改造前后总出水SS值变化如图3—9。图3—9改造前后总出水SS值变化图3．5．7总出水NH3．N的前后比较由表3．13改造前总出水NH3-N值的数据统计可知：工艺优化改造前总出水NH3-N均值为220mg／L，原有工程的处理效率均值为26．7％；由表3．14改造后总出水NH3-N值的数据统计可知：改造后总出水NH3_N均值为3．3mg／L，工程处理效率均值为98．9％。由图3．10改造前后总出水NH3-N值变化图的显示表明：原有工程处理后出水的COD甜浓度在200．240mg／L之间，超标明显；本次优化改造后新建工程的处理后NH3-N浓度在1．7mg／L之间，达到《污水综合排放标准》(GB8978．1996)中表4的一级排放标准关于NH3-N<15mg／L的指标要求。原有工程好氧阶段采用CASS工艺，对NH3-N的处理效率较低，无法满足达标排放的要求。分析原因一是CASS工艺对NH3-N的去除率比较低，二是由47n山东大学工程硕士学位论文于原有工程好氧阶段COD口浓度较高，不利于硝化菌的培养，造成处理效率低。本次工艺改造是在原有的CASS基础上改建为“A／o"，新建1座二沉池，优化工艺改造增加了好氧阶段的反应时间，使得硝化菌生长良好，可以有效去除废水中的NH3一N，实现污水处理后的达标排放。(1)改造前总出水NH3一N值见表3一13。表3—13改造前总出水NH3_N值统计表(单位：mg／L)注：2009年数据(2)改造后总出水NH3-N值见表3．14。表3—14改造后总出水NH。一N值统计表(单位：mg，L)n山东大学工程硕士学位论文注：20lO年数据(3)改造前后总出水NH3-N值变化如图3．10。3．6小结图3—10改造前后总出水NH。一N值变化图通过以上检测数据对照表明，处理工程的工艺改造是合理的、成功的。工程经过近半年时间的运行显示，处理效率稳定，满足处理需求，改造后的工艺作为大豆蛋白生产废水处理是一种合适的选择。49n山东大学工程硕士学位论文第四章工程改造的平面布置和高程布置4．1平面布置说明’／平面布置的一般原则：(1)各构筑物的平面布置要紧凑，尽可能的节约用地，也方便日后管理。(2)池形的选择应考虑占地面积及建造投入。圆形池造价较低，但进出水构造较复杂，平面布置相对独立，占地较多。方形池或矩形池池墙较厚，可并排建造，减少了墙体建造的数量，减少占地面积。考虑经济因素，采用圆形池，适合城镇小污水处理厂；考虑占地，则选用矩形池，适合城市大型污水处理厂。此外还应考虑其他的相关因素。(3)污水处理厂在设计时，一般情况下都有多个池子并联运行，这时要充分考虑到检修和故障的概率，做好有效的防范措施。也就是在日后运行过程中不受检修和故障池子的影响，污水处理还能正常进行。(4)各构筑物在布置时，应充分利用当地地形，减少管线迂回，减少构筑面积，减少人力物力消耗。(5)污水厂的位置应当设计在当地城市和村镇的季风的下风向，污水厂内部各个建筑物布置时也要考虑风向问题，办公区应设在当地主导风向的上风向。(6)在设计污水处理各构筑物的平面布置上，应在个构筑物之间的空地上进行绿化带建设。(7)总图设计要站在规划的角度上，建造的各污水处理构筑物既能够满足现在的需要，也能够适应后期的扩大生产，保证整个污水处理设施在一定时间内满足生产生活的需要。(8)各构筑物之间应考虑灌渠布置及人员操作检修的需求，保证一定距离。污泥处理构筑物应尽可能按功能单独布置，保证一定距离，有利于安全及管理。(9)污水厂的变电站应设在耗电量大的构筑物附近，高压线应避免在厂内架空敷设。(10)污水厂在设计时应充分考虑事故的发生，要有一定的事故承受力，保证在事故发生时，污水处理正常运行，还应同时制定相应的可行的应急预案。n山东大学工程硕士学位论文4．2高程布置说明各构筑物在进行平面布置时，进行构筑物的高程布置，以便确定各构筑物及连接管渠的高程，绘制高程布置图。在污水的处理流程中，最好借助污水的重力作用，使污水进行处理，从而减．—，少能耗。各构筑物的高程布置一般应遵循以下步骤：(1)首先计算各构筑物之间的水头损失，包括沿程损失、局部损失、构筑物的水头损失、污水厂扩建时预留的储备水头等等。(2)进行水力计算时，要根据损失最大的流程，按最大设计流量计算。(3)污水厂出水管渠的高程，要充分考虑当地降水情况，保证排水的正常进行。污水厂的场地竖向布置，应考虑有利排水。51n山东大学工程硕士学位论文第五章结论与展望本文在介绍了国内外大豆分离蛋白废水处理技术特点、工艺流程、应用情况的基础上，着重对大豆分离蛋白废水处理技术进行了系统分析与比较，针对“物化一生化”处理工艺提高对大豆分离蛋白废水处理效率等问题，以山东某植物蛋白公司2000m3／d大豆分离蛋白废水处理工程为案例，对原有废水处理工程存在的问题进行论证分析，提出工艺优化措施对处理工程进行改造。经过实际工程改造，通过实际运行效果得出如下结论：(1)本工程增设气浮预处理工序是必要的，它降低了生化处理系统的整体负荷，为厌氧工序以及整体工程的稳定达标打下了基础。(2)厌氧处理工序由uASB改为EGSB，由原来不到80％的处理效率提高到大于90％，采用EGSB工艺处理大豆分离蛋白废水是可行的。(3)在大豆分离蛋白废水的处理过程中，采用～O串联工艺对氨氮的处理效果好于CASS工艺，对整体工程的稳定达标起到关键性的作用。通过本次改造工程对大豆分离蛋白废水处理工艺进行的优化，为实际处理大豆分离蛋白废水提供了工程案例，具有一定的现实意义。研究不足和展望：大豆分离蛋白废水处理工艺的降解机理以及降低运行费用需进一步深入研究。52n山东大学工程硕士学位论文参考文献【1】陈旭东，李朝霞，孟令尧．高浓度有机废水处理技术研究进展【J】-河北化工，2008，31(12)：71—73。【2】杨健，章非娟，余志荣．有机工业废水处理技术与理论[M】．北京：化学工业出版社，2000：118一119[3】李旭东，杨芸．废水处理技术及工程应用[M】．北京：机械工业出版社，2003：63．64【4】唐受印，戴友芝，刘忠义，等．食品工业废水处理[M】．北京：化学工业出版社，200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