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      污泥負荷對UBF 處理農村污水的影響

      2014-03-20 02:19:10李旭東史仁明邱江平
      凈水技術 2014年4期
      關鍵詞:脫氫酶反應器污泥

      文 單,李旭東,史仁明,孫 鑫,凌 然,邱江平

      (1. 上海交通大學農業(yè)與生物學院,上海 200240;2. 奉賢西部污水處理廠,上海 201424)

      村鎮(zhèn)生活污水是造成農村水環(huán)境污染的原因之一,是面源污染的主要來源和造成湖泊富營養(yǎng)化的重要因素[1-6]。據(jù)統(tǒng)計我國農村年產生活污水超過80 億t[7],而目前常見的農村污水處理工藝主要有人工濕地、生物滴濾池、快速滲濾系統(tǒng)、氧化塘、土壤滲濾系統(tǒng)和簡單厭氧處理等[8]。這些技術處理單純的農村生活污水表現(xiàn)尚可,但對人畜混居,衛(wèi)生條件較差,牲畜糞便隨意排放的廢水,傳統(tǒng)的農村污水處理技術工藝難以應付。加之地表降雨徑流和作坊式企業(yè)廢水等,導致這些地區(qū)的污水大多為混合污水,其CODCr為1 000 ~2 000 mg/L,因此需要在其前端設置預處理系統(tǒng)以保障達標排放。

      UBF 反應器又稱上流式厭氧復合床,是加拿大Guiot 于1984 年在UASB 和AF 的基礎上開發(fā)的新型復合厭氧反應器[9]。上部是附著生物膜填料的填料層,下部是高濃度的污泥床。UBF 反應器積累微生物的能力大大增加,有機負荷更高,處理效果更好;啟動速度快,處理率高,運行穩(wěn)定,對容積負荷、溫度、pH 的波動有較好的承受能力。目前UBF 廣泛應用于高濃度廢水處理,如啤酒廢水[10]、垃圾滲濾液[11]和工業(yè)廢水[12]等,而對中低濃度污水的處理研究較少。本研究的目的在于考察不同污泥負荷條件下UBF 反應器對含有生活污水、養(yǎng)殖廢水和降雨地表徑流等的綜合廢水的處理性能,以期為該類廢水的有效處理提供預處理依據(jù)與參考。

      1 材料與方法

      1.1 試驗水質與污泥

      試驗用水采用模擬廢水,CODCr∶N∶P =200∶5∶1,配方如表1 所示。

      表1 試驗用水配方Tab.1 Influent Formula of UBF

      接種污泥取自上海奉賢西部污水處理廠的綜合厭氧池,經一天沉淀后裝于反應器內。污泥初始懸浮固體濃度(MLSS)為10 g/L,可揮發(fā)性固體濃度(MLVSS)為6 g/L。

      1.2 試驗裝置及流程

      采用3 臺相同的UBF 反應器(編號分別為1、2、3 號),材質為有機玻璃,每臺反應器高為1.5 m、直徑為0. 2 m、有效容積為47 L。污泥區(qū)高度為0.7 m,填料區(qū)高度為0.4 m,填料為尼龍彈性填料。進出水水管和取樣管直徑均為16 mm,蠕動泵采用Longerpump 品牌WT600-2J 型號。試驗裝置如圖1所示。

      圖1 UBF 反應器裝置圖Fig.1 Schematic Diagram of UBF Reactor

      3 臺反應器均在常溫下運行,水力負荷相同,水力停留時間(HRT)為10 h。啟動前期統(tǒng)一進水CODCr為600 mg/L,容積負荷均為1.44 kg COD/m3·d。啟動后期提高1 號、2 號反應器的進水CODCr分別為1 600 ~2 000、1 000 ~1 400 mg/L;3 號保持不變。各反應器容積負荷分別約4.32、2.88、1.44 kg COD/m3·d。整個啟動期耗時97 d(4 月2 日~7 月8 日)。試驗分為兩個階段:第一階段(7 月9 日~7 月31 日)污泥層厚度為60 cm;隨后改變污泥層厚度(8 月1 日~8 月20 日)為30 cm,通過改變污泥層厚度來改變污泥負荷,穩(wěn)定后進入第二階段(8 月21 日~9 月12 日)。

      1.3 試驗評價指標和分析方法

      CODCr、BOD5、MLSS 和MLVSS 均采用國家標準方法測定[13],脫氫酶活性采用TTC-脫氫酶活性測定法[14]。

      2 結果與討論

      2.1 污泥負荷對COD 去除的影響

      試驗期間1 號、2 號、3 號反應器的COD 去除效果如圖2、圖3 和圖4 所示。由圖2、圖3 和圖4 可知在第一階段1 號反應器平均進水CODCr為1 800 mg/L、污泥負荷為0.47 kg COD/kg MLSS·d;2 號反應器平均進水CODCr為1 200 mg/L,污泥負荷為0.18 kg COD/kg MLSS·d;3 號反應器平均進水CODCr為600 mg/L,污泥負荷為0. 11 kg COD/kg MLSS·d。COD 的平均去除率分別達到43.47%、73.70%和77.63%。

      試驗進入第二階段,污泥厚度減少為30 cm,污泥負荷提高。1 號反應器的污泥負荷達1.01 kg COD/kg MLSS·d,2 號反應器污泥負荷達0.59 kg COD/kg MLSS·d,3 號反應器污泥負荷達0.35 kg COD/kg MLSS·d。穩(wěn)定后3 個反應器COD 的平均去除率分別為29. 61%、80.14%和81.60%。

      1 號反應器在第二階段的COD 去除率與第一階段相比下降了31. 88%,說明污泥負荷為1.01 kg COD/kg MLSS·d 時已經超過了反應器里微生物的處理極限并產生了一定的抑制作用[15,16]。2 號、3 號反應器的COD 去除率在兩個階段均明顯高于1 號反應器,且COD 去除率在污泥負荷提升后有小幅提高。說明在兩種污泥厚度下,當HRT 為10 h 時,進水CODCr為600 ~1 200 mg/L 時,污染物去除率最理想。綜合考慮進水CODCr、污泥負荷和去除效果,當進水CODCr為1 200 mg/L、污泥負荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d時,去除效果最佳。

      圖2 1 號反應器COD 去除效果Fig.2 COD Removal Effect of Reactor 1

      圖3 2 號反應器COD 去除效果Fig.3 COD Removal Effect of Reactor 2

      圖4 3 號反應器COD 去除效果Fig.4 COD Removal Effect of Reactor 3

      2.2 污泥負荷與污泥活性

      2.2.1 污泥負荷對MLSS 與MLVSS 的影響

      圖5、圖6 為試驗第一階段各反應器的平均MLSS 含量與MLVSS 含量。1 號反應器其值分別為22.93、19.28 g/L;2 號反應器其值分別為44. 02、21. 56 g/L;3 號 反 應 器 其 值 分 別 為31.58、16.96 g/L。

      在試驗第二階段,1 號反應器的平均MLSS 含量與平均MLVSS 含量分別為21.30、19.01 g/L;2 號反應器其值分別為24.20、18.54 g/L;3 號反應器其值分別為20.34、12.75 g/L。

      圖5 懸浮固體濃度的變化Fig.5 Changes of MLSS

      圖6 揮發(fā)性固體濃度的變化Fig.6 Changes of MLVSS

      在污泥負荷提高后,MLSS 分別下降了7.11%、39.53% 和35. 59%;MLVSS 分別下降了1. 40%、14.00%和24.82%。由圖可知懸浮固體濃度與揮發(fā)性固體濃度都有所下降,MLSS 的下降比率大于MLVSS。1 號反應器的下降比率最小,通過觀察發(fā)現(xiàn),1 號反應器內形成數(shù)量較多的污泥顆粒,污泥整體具有良好的沉降性,在排出底泥后污泥濃度降幅不大,而2 號和3 號反應器內只有少量污泥顆粒出現(xiàn)。

      圖7 為各反應器的MLVSS/MLSS 平均值。在第一階段,1 號反應器為0.85,2 號反應器為0.52,3 號反應器為0. 54;在第二階段,1 號反應器為0.89,2 號反應器為0.77,3 號反應器為0.63。這說明較高的污泥負荷可提供微生物充足的營養(yǎng)繁殖,使污泥中含有更多的微生物,增大了MLVSS/MLSS[17],增加了污泥活性。在增加污泥負荷后,MLVSS/MLSS 分 別 上 升 了2. 30%、37. 50% 和16.67%。這說明在污泥負荷增加的過程中,3 個反應器的污泥活性都得以增加,其中以2 號反應器增加幅度最大。當污泥負荷為0. 59 kg COD/kg MLSS·d 時,污泥活性得到明顯提高。1 號反應器的污泥活性只有少量上升,說明當污泥負荷為1.01 kg COD/kg MLSS·d 時,生物量所占比例基本達到最大值。3 號反應器居中,當污泥負荷為0.35 kg COD/kg MLSS·d 時,污泥活性提高效果低于2 號反應器。

      圖7 MLVSS/MLSS 的變化Fig.7 Changes of MLVSS/MLSS

      2.2.2 污泥負荷與脫氫酶活性

      2,3,5-氯化三苯基四氮唑(TTC)經脫氫酶受氫后形成三苯基甲臜(TF),呈紅色,因此通過測量TF 的濃度可以得到脫氫酶的活性。由表2 可知在試驗第一階段,3 個反應器的TF 平均濃度分別為392、144 和122 mg/L。試驗進入第二階段后,3 個反應器的TF 平均濃度分別為286、92 和87 mg/L。與第一階段相比,第二階段的TF 濃度分別下降了27.04%(106 mg/L)、36.11%(52 mg/L)和28.69%(35 mg/L)。

      表2 各反應器內脫氫酶活性的變化Tab.2 Changes of Dehydrogenase Activity in 3 Reactors

      脫氫酶活性的不同和下降有3 方面的原因:(1)進水CODCr越高,培養(yǎng)穩(wěn)定后的污泥脫氫酶活性就越強。(2)MLSS 對脫氫酶活性有很大影響,單位體積內的微生物含量會隨著MLSS 的降低而減少,使得脫氫酶活性也隨之減少。(3)脫氫酶活性對溫度十分敏感,最適溫度為37 ℃左右。隨著溫度的升高,脫氫酶的反應速度加大,其活性也隨之增大,第一階段時的平均溫度為33.72 ℃,第二階段時的平均溫度為28.29 ℃。

      2.3 不同污泥負荷時處理后水質的可生化性

      選擇2 號反應器進行的污水可生化性變化研究,如表3 所示。在試驗第一階段,當污泥負荷為0.18 kg COD/kg MLSS·d 時,反應器平均進水BOD5/CODCr為0. 519,平 均 出 水BOD5/CODCr為0.667。

      在試驗第二階段,當污泥負荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d 時,反應器平均進水BOD5/CODCr為0.516,平均出水BOD5/CODCr為0.545。

      表3 2 號反應器污水可生化性變化情況Tab.3 Changes of Sewage Biodegradability in Reactor 2

      由表3 可知綜合第一、第二階段,2 號反應器的出水BOD5/CODCr總體高于進水,但差異并不明顯。因為配水用的是葡萄糖,無難降解成分,可生化性較好。當進水CODCr為1 200 mg/L 左右時,UBF 在不同污泥層厚度條件下的出水可生化性都較好,可以保證后續(xù)好氧處理的順利進行。

      3 結論

      (1)當進水CODCr為1 200 mg/L,HRT 為10 h,污泥負荷為0.59 kg COD/kg MLSS·d 時,UBF 對COD 的去除效果最佳,達80.14%。

      (2)在污泥負荷達到1.01 kg COD/kg MLSS·d 之前,因污泥中微生物量所占比例隨著污泥負荷的增加而增加,污泥活性也隨之增加,MLVSS/MLSS可達0.89。排污會導致污泥濃度降低,微生物數(shù)量減少,從而使得污泥的脫氫酶活性降低。

      (3)UBF 反應器處理中低濃度污水時,在有效去除COD 的情況下,還能維持較高的出水BOD5/CODCr,有利于后續(xù)好氧處理。

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