污泥灰陶粒對于結(jié)合生物曝氣池技術處理合成污水方法的影響

1、污泥灰陶粒對于A/O結(jié)合生物曝氣池技術處理合成污水方法的影響 關鍵詞： 曝氣生物濾池 污泥灰陶粒 水力停留時間 氣液比，再循環(huán)摘要： A/O BAF工藝中特別的污泥灰陶瓷顆粒載體使用于上升氣流室，是為了處理合成污水這一目標。在這里闡述了水力停留時間，氣液比，回流比對消除化學需氧量，氨氣 ，總氮量的影響。最佳操作條件包括水力停留時間2h，15:1的氣液比，以及200%回流比。處于最佳條件下，90%化學需氧量，80%以上的氨氮以及接近70%總氮量能夠被去除。在200%回流比條件下化學需氧量，氨氮，總氮量的平均消耗體積加載速率分別是4.06, 0.36，0.29kg (m3d)-1,化學需氧量和總氮

2、量的消除主要發(fā)生在厭氧區(qū)，然而硝化反應在距離底部入口70cm高度處完成是為了與圓柱形的曝氣生物濾池的布局相符合。廢水和反洗的特性很大程度上影響總氮量德爾消耗。此外，載體和合成廢水的特點有利于具有很強緩沖能力的曝氣生物濾池，所以，不同的載體污水的PH隨著不同的載體的高度稍有變化，并且沒有循環(huán)。 2008 Elsevier Ltd. All rights reserved.引言： 城市污水處理計劃的副產(chǎn)物污水污泥通已經(jīng)過焚燒，垃圾填埋或堆肥的方式處理，然而，研發(fā)一種更加可持續(xù)發(fā)展的方法去處理大量污泥正成為討論的焦點問題。由于像重金屬，病毒，細菌的潛在污染直接利用土地填埋被認為是最好的可持續(xù)的方法在

3、一些國家并沒有得到廣泛的接受。除此之外，煤燃燒產(chǎn)生的煤灰由于數(shù)量巨大而無法被有效利用。對于環(huán)境和經(jīng)濟效益，如果能被恰當?shù)睦眠@些浪費的物質(zhì)能夠成為有效的資源。例如，固體顆粒，廢陶瓷，聚乙烯塑料被用作曝氣生物濾池床載體就是很好的廢棄物再利用方法。 目前，商業(yè)陶瓷顆粒作為一種輕砂石用作建筑材料和廢水處理的過濾載體。通常，商業(yè)陶瓷的原材料由來自農(nóng)田的泥土組成，這樣一來會對農(nóng)業(yè)造成長遠的難以承受的影響。因此，盡可能多的開發(fā)合適的材料去代替泥土。由于脫水污泥和煤飛灰具有相同的礦物組成成為一種可能的替代品。在這項研究中，通過高溫（1100以上）將脫水污泥和煤飛灰和泥土按照1:1:1的比例混合，這樣，一種叫

4、做污泥飛灰的陶瓷顆粒過濾材料得到發(fā)展?？梢灶A見，如果可回收廢料能夠被成功應用于廢水處理作為過濾介質(zhì)，那么對于利用可回收材料在SFCP技術中將開辟新的領域。 生物曝氣過濾器作為靈活有效的生物反應器19世紀70年代末起源于歐洲，并廣泛應用于全世界。作為一種固定的反應器，生物曝氣過濾器可以維持較高的液壓和有機負荷，并能保持比傳統(tǒng)懸浮生長的活性污泥和普通生物濾池更高的生質(zhì)濃度，這使得有更少的沉積形成，更強的環(huán)境抗沖擊性，體積更小的反應器成為可能。此外，原水中的活性污泥能夠被水中的載體直接過濾所以獨立的二次凈化可以忽略。由于曝氣生物過濾器的一些基本優(yōu)點能夠?qū)崿F(xiàn)僅僅占用活性污泥所占據(jù)空間的1/3。 消耗生

5、物氮中的硝酸鹽的反硝化反應應在厭氧階段進行，通過在入口底部上升氣流中造成厭氧區(qū)，以及通過向圓柱狀的中部注射空氣創(chuàng)造好氧區(qū)改造的生物曝氣過濾器用于消耗碳基質(zhì)，總氮，氨氮以及懸浮固體。來自好氧區(qū)的污水回流到厭氧區(qū)完成氮的消耗。兩種不同的功能區(qū)產(chǎn)生在曝氣生物過濾器的一個單元比活性污泥工藝相對緊湊。 在曝氣生物過濾器系統(tǒng)中，過濾介質(zhì)在污水處理上起到很重要的作用。介質(zhì)的特性不僅關系到基本的經(jīng)費，設計過程和曝氣生物過濾器的操作模式，而是應向到像反洗和空氣進流的日常運行費用。包括粘土，沸石，塑料制品例如已經(jīng)順利完成研究的聚乙烯和ps在內(nèi)的礦物載體。研究表明，曝氣生物過濾器包括像生物載體這樣的膨脹粘土可以實現(xiàn)

6、比這些具有相同結(jié)構的沙子和塑料載體更好的基質(zhì)消耗。 在這項研究，為了處理合成廢水一種新的叫做SFCP的過濾材料應用于結(jié)合生物曝氣過濾器的一種A/O工藝中。本論文的主要目的是研究水力停留時間，氣液比，介質(zhì)高度以及消耗氨氮，總氮，化學需氧量的回收率對特別的曝氣生物過濾器系統(tǒng)的影響。此外，SFPC材料作為過濾材料的可行性被討論并且pH與廢水和SFPC材料的特性的關系根據(jù)實驗結(jié)果得到研究。2. 實驗2.1材料和實驗裝置 值得注意的是過濾材料的生產(chǎn)事實上來源于廢棄材料。脫水污泥和飛灰作為添加劑與粘土混合制作陶瓷顆粒原材料。這三種原材料的成分如Table1中所示。污泥取自暴漏在空氣中至少1個月未經(jīng)消化脫水

7、過程的廢水植物中。在SFPC生產(chǎn)過程中，三種原材料被混合攪拌運輸至轉(zhuǎn)盤中。通過注射自來水使粉狀材料變成顆粒狀。把SFPC半成品材料釋放到回轉(zhuǎn)爐前進行干燥并且加熱到1100高溫。最后，新的過濾材料被合成。SFPC和CCP的性質(zhì)在Table2中說明。 正如Table2中展示的那樣，SFPC在很多方面都優(yōu)于CCP，包括更高的總孔隙度，更大的總表面積以及更小的體積和表觀密度。根據(jù) Kentet al. (1996)的調(diào)查，這些特性對于是否適合作為曝氣生物過濾器載體是至關重要的。也進行了SFPC浸出液中重金屬元素的測試。在包括 Cu, Zn, Cd, Pb, Cr, Ba, 和As在內(nèi)的九種重金屬元素含

8、量分別是 0.042，0.017，0.001，0.073，0.006，0.019 和 0.011 mg L-1，并沒有檢測到Hg和Ni。浸出液中所有的重金屬含量都比GB 5085.3-2007低得多。總的來說，通過曝氣生物過濾器工藝將SFPC引入廢水治理是非常安全可行的。 一個實驗室規(guī)模的上升氣流A/O,曝氣生物濾池裝置如圖所示：圓柱形反應器是由聚甲基丙烯酸甲酯制成的直徑100mm，有效容積2.5L，高1.6m的反應器。SFPC（9L）7L被填充在柱體的好氧區(qū)，2L則在厭氧區(qū)。兩個空氣擴散器被安裝在距底部入口40cm處，產(chǎn)生一個25cm高的厭氧區(qū)和80cm高的好氧區(qū)。一個擴散器用于為好氧區(qū)沖氧

9、，另一個用于在反洗操作時反洗空氣。在柱體的頂部，有一個緩沖區(qū)用來阻止載體被混合的反洗氣和水沖走。原水被給水泵送入柱體流經(jīng)厭氧區(qū)和好氧區(qū)；處理過的廢水通過循環(huán)泵被回收到廢水罐的厭氧區(qū)。四個抽樣口分別被放置在距柱體底部入口25,70,110,145cm高度處。生物過濾器每隔24h就要反洗一次，因為沒有固體進入反應器導致的生物膜生長。收集在廢水罐的循環(huán)水被用于反洗操作目的是反洗水的再利用。一個完整的反洗工序是由空氣沖刷，空氣水洗和反洗組成。反洗空氣和水的表面速度分別是25.5 和 38.2 m h -1。反洗操作遵循如下：首先，空氣沖洗在關閉給水泵后始于反應器底部并持續(xù)5min，然后空氣和干凈的水被

10、送入過濾器持續(xù)5min，最后停止通氣循環(huán)水作為反洗水的替代品泵入其中再持續(xù)5min。2.2廢水特性 在整個試驗期間，給予曝氣生物過濾器混合了葡萄糖，可溶性淀粉，醋酸鈉，硫酸銨，磷酸鉀的合成廢水使之與中國山東，濟南的原廢水相似。通過調(diào)節(jié)流入柱體的廢水量改變?nèi)莘e負荷。2.3分析方法 在入滲和廢水中根據(jù)標準方法對 CODcr， NH4-N,總氮，硝酸鹽聚集物進行測量。對其他參數(shù)例如PH，溫度，溶解氧進行有規(guī)律的監(jiān)測。樣本在精確的時間間隔從不同的采樣點取樣。每個樣品測量三次。該系統(tǒng)在溫度范圍處于 19.2至25.1的房間內(nèi)運行。2.4接種和啟動 BAF系統(tǒng)的集中接種激活氧化溝曝氣池污泥過程來源于中國濟

11、南污水處理廠。接種污泥參數(shù)如下：SV = 33% ，MLSS = 4 g L-1，SVI = 82 mL g-1。在啟動方面，反應器的成批處理方式持續(xù)大概一周，然后改用連續(xù)操作?；静僮鲄?shù)在馴化期間如下：水力停留時間 （ 2.5 h, 氣液比 10,回收率100% 以及總流速1.0 L h -1。在消耗CODcr，氨氮和總氮的基礎上有機負荷是不同的。柱體每隔一天被反洗一次然后三個星期后根據(jù)廢水的特質(zhì)達到穩(wěn)定期。隨后，通過廢水流量的變化研究對反應器性能的影響。3結(jié)果及討論3.1 水力停留時間對 CODcr，氨氮，總氮消耗的影響 水力停留時間在廢水生物處理工藝中是非常重要的運行參數(shù)。根據(jù)反應器的

12、有效容積，選擇 5種水力停留時間(0.5, 1.0, 1.5, 2.0 and 2.5 h)參數(shù)。其他測量參數(shù)如下： 氣液比 of 5:1，100回流比。原廢水的流速范圍是0.52.5Lh-1，相當于空氣流速的0.080.42Lmin-1。在每個水力停留時間參數(shù)前提下都有兩天的馴化期，并且在第三天測量所有樣品。Table 3表明HRT對CODcr，氨氮，總氮消耗效率的影響。由此可見，對 CODcr的消耗隨著HRT的增加而逐漸曾加。CODcr的消耗對應水力停留時間5個不同值 0.5, 1.0, 1.5, 2.0 和 2.5 h分別得到如下值是 65.3%, 78.6%, 83.3%, 87.5%

13、 和 92.9%。研究發(fā)現(xiàn)除了水力停留時間為0.5h以外大約 95%氨氮可以被有效的氧化。必須指出，總氮的最高消耗百分比出現(xiàn)在水力停留時間為2.0h時。通常來說，更短的水力停留時間相當于更快的氣，水流速和更強的剪切力和微生物在厭氧區(qū)和好氧區(qū)受到更嚴重的影響。只要控制水力停留時間在一個合適的值，細菌的活動就會逐漸恢復。一方面，更短的水力停留時間使得含有更高的溶解氧的循環(huán)水泵入?yún)捬鯀^(qū)，明顯的減少了氮的消耗。另一方面，更長的水力停留時間符合較低速度原廢水引起的更低的有機負荷，并且有可能影響微生物的活動。然而，當水力停留時間由1.0h增加到2.5h，消化作用影響不明顯，這表明循環(huán)水中的硝酸鹽聚合物不是

14、限制反硝化作用的因素。在 Table 3中介于消耗 CODcr和分離總氮的比例表明較短和較長的水力停留時間導致更低的總氮消耗效率，并且CODcr并不是主要在反硝化過程中被消耗的，而是通過其他途徑例如在空氣中的氧化和反硝化細菌的活動?？傊瑸榱藵M足消除廢水中污染物的要求，水力停留時間為2.0h是比其他水力停留時間更好的選擇。3.2氣液比對CODcr，氨氮，總氮消耗的影響 氣液比對合成廢水處理效率的影響是根據(jù)上面確定的水力停留時間為2.0h以及100回流比。原水的流速維持在0.625Lh-1不變，相當于空氣流速分別為 0.1, 0.2, 0.3,0.4和 0.5 L min-1，所以氣液比分別包括

15、 5:1, 10:1, 15:1, 20:1,25:1 ，在每個氣液比值下都有兩天馴化期并且所有樣本都在第三天檢測。從 Fig. 2a 和c可以看出氣液比與CODcr和總氮的消耗關系密切，但是消化作用對變化的空氣流速不敏感。因為原水中的有機物包括具有成千上萬個葡萄糖單元的很長的C鏈的可溶性淀粉并且與醋酸和葡萄糖比起來不太容易被微生物利用，像發(fā)酵性和產(chǎn)乙酸菌這樣的兼性需氧菌對于反硝化反應可以使用氧作為電子受體供應可降解性C源可以降低C鏈。這樣就可以解釋為什么總氮的消耗會隨著氣液比從5增加至15而增加。如上所述，當溶解氧超過一定閾值是溶解氧會成為一個反硝化反應的限制因素，15:1的氣液比通常會減少

16、 CODcr和總氮。此外，合適的氣液比可以有效地分離生長在SFPC表面的生物量并且提高硝化擴散以及反硝化細菌在硝化和反硝化反應中的活性。然而，過高的氣液比很劃算。根據(jù) Fig. 2中的描述很明顯15:1的氣液比應該是最佳氣液比。3.3Variation of the concentration of CODcr, NH þ, TN and NOwith the column height() 反應器的高度的影響和變異的CODcr，氨氮，總氮和硝酸氮的氣液比如 Fig. 2a所示。應該注意的是CODcr，氨氮，總氮和硝酸氮的富集根據(jù)富集的影響和100回流比從0cm處開始計算。 如Fig

17、. 2a中的描述，載體高度從入口底端算起在最初的25cm以內(nèi)，CODcr的有效分解介于65.9% 82.7%之間，相應的剩余CODcr濃度在不同氣液比條件下分別是 95.4 mg L-1 和46.5 mg L-1。反應器上層的載體對于CODcr的深度消耗起的作用不是很大。 Fig. 2c中說明了總氮消耗的相似趨勢。3以下的總氮的消耗發(fā)生在好氧區(qū)。 Fig. 2b中的結(jié)果顯示出氨氮消耗的趨勢在厭氧區(qū)是復雜的。一方面，氨氮濃度在較低的氣液比時增加，另一方面，在較高的氣液比時減少。據(jù)推測來自蛋白胨的有機氮在氣液比為5:1和10:1時有可能轉(zhuǎn)化成氨氮；也有可能通過異化硝酸減少氨由此來產(chǎn)生氨氮。當有機物

18、減少時比較低溶解氧該過程不可能被發(fā)酵細菌執(zhí)行。在另一個氣液比條件下，氨可以被同化成有機氨。盡管氣液比在厭氧區(qū)影響氨氮組成，氨氮的組成在好氧區(qū)也是相似的。可以表明在好氧區(qū)氨氮的氧化主要發(fā)生在40cm以內(nèi)的載體高度，在距入口70cm范圍內(nèi)剩余氨氮濃度少于1 mg L-1。氨氮和硝酸氮同時變化（見 Fig. 2d）。此外，氨氮負荷可以增加到某種程度上目的是充分利用過濾器。3.4回流比對CODcr，氨氮，總氮消耗的影響 回流比也是影響曝氣生物過濾器運行的關鍵性因素。 Fig. 3表明回流比對CODcr，氨氮，總氮的影響在水力停留時間為2.0h以及15:1的氣液比是起作用。一周分別進行回流比為100%,

19、 200% 和300%的連續(xù)作業(yè)。在厭氧區(qū)和好氧區(qū)內(nèi)每天進行廢水監(jiān)測。 Fig. 3a表明在好氧區(qū)回流比為100%, 200% 和300%時CODcr的消耗效率分別是86.0%, 89.9% 和 88.1% ，對應的在厭氧區(qū)則分別是 78.3%, 86.8% 和 86.0%。所以，CODcr的消耗效率對回流比和功能區(qū)不敏感。 類似的對于氨氮如 Fig. 3b中說明的那樣，完全的硝化反應實現(xiàn)于全回流。盡管在厭氧區(qū)隨著回流比的增加氨氮的濃度在 13.17.42 mg N L-1范圍內(nèi)變化，在好氧區(qū)廢水則在0.38 1.65mg N L-1 范圍內(nèi)變化。 Fig. 3a 和 b顯示CODcr和氨氮的

20、消耗分布在不同的功能區(qū)是為了避免自養(yǎng)和異養(yǎng)菌之間在好氧區(qū)的競爭以及完成充分的硝化作用。 這個研究最重要的部分是總氮的消耗。 如Fig.3c所示，當回流比分別為100%, 200% 和300%時對應的平均總氮消耗速率是57.0%,66.3%和69.4%?；亓鞅群秃醚鯀^(qū)對總氮的消耗的影響是非同小可的。通常，回流比越高污染物的消耗比率越高。應該指出氨同化，氨揮發(fā)，由于不同電荷引起的生物膜吸附或者同時進行的有氧列硝化作用在我們的實驗條件下不被視為整體損失。 Fig. 3d中的結(jié)果表明在有氧列氨氮不是總氮的主要組成部分，當回流比分別為100%, 200% 和300%時氨氮占總氮的比例分別為76.6%,

21、66.3% 和70.3%?？偟膩碚f，在 1-A級國家排放標準中最優(yōu)回流比為200%，更低的運行經(jīng)費得以實現(xiàn)。另一種方法呈現(xiàn)的結(jié)果是平均消耗的CODcr，氨氮，總氮容積負荷比率的回流比 如Table 4所示。在回流比為 200%時CODcr的平均消耗比回流比為100%和300%時效果要好的多。在這種情況下，氨氮，總氮消耗的容積負荷比率隨著回流比的增加而增加。氨氮的平均消耗比總氮大的多，并且氨氮和總氮的消耗量的比值在回流比分別為200%和300%時對應為0.81和0.82，指示轉(zhuǎn)化為 N 2O或N 2的過程沒有完全實施?；?Table 4的結(jié)果在回流比分別為200%和300%時消耗氨氮容積負荷比

22、率有所不同。相同的結(jié)果反生在總氮。根據(jù) Ha and Ong (2007)的調(diào)查200%回流比時CODcr，氨氮，總氮的消耗大概是 2.75, 0.20 and 0.22 kg (m 3 d)-1。所以，SFCP-BAF體系比采用沙子作為載體的工藝有更好的性能。 在這項調(diào)查中，模擬國內(nèi)污水 CODcr/N入滲比率很低在8.311.6之間波動推薦值應該普遍低于15.在他們看來，在模型中通過吸附陽離子過度的要求 COD是加快最初COD消耗的原因。研究發(fā)現(xiàn)醋酸和甲醇作為反硝化的碳源能實現(xiàn)最高的反硝化率，所以，包括葡萄糖，醋酸鈉，可溶性淀粉在內(nèi)的復合碳源沒有得到有效的吸收除非退化成更小的分子像醋酸甲醇?？偟c CODcr，氨氮，硝酸氮比較而言受反洗的影響更大。結(jié)果表明，知道反洗后18h消耗的總氮才會恢復。3.5PH變化的列和再循環(huán) 一項調(diào)查表明在不同采樣端口再循環(huán)對PH的影響。Table 5表明影響PH為弱酸性6.68 6.80。通過缺氧列后由于反硝化反應使堿度提高PH增加到大約8.0，所以硝化反應不受好氧區(qū)PH限制，因為PH為7.58是硝化反應的最佳PH。根據(jù)方程式 NH4+2O 2NO3-+2H+H2O硝化反