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发布时间:2020-3-3 9:51:22  中国威廉希尔娱乐手机版下载处理工程网

  近年来,我国城市生活威廉希尔娱乐手机版下载的排放量在以6% 的年增速不断上升。这部分威廉希尔娱乐手机版下载未达标排放到河流湖泊等水体中,易造成水体富营养化等水污染现象。目前,以活性污泥工艺为核心的主流工艺如A/O、

  A2/O、普通曝气法等存在着工艺占地面积大、脱氮除磷能力有限、HRT 较长等问题。城市生活威廉希尔娱乐手机版下载处理厂亟需提标改造来适应当下的水污染防治趋势。因此,研发出占地面积小、脱氮除磷效果好、短程且出水水质稳定的城市生活威廉希尔娱乐手机版下载处理新工艺成为一个迫切需求。

  好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)技术是近年来兴起的新型威廉希尔娱乐手机版下载生物处理技术。其具有传统活性污泥处理工艺无法比拟的优点,如污泥沉降性能好、微生物种群多样化、抗冲击负荷强、同步脱氮除磷等。膜生物反应器(membrane bioreactor,MBR)是将膜分离技术与生化处理技术相结合的一种新型威廉希尔娱乐手机版下载处理技术,具有出水水质良好、占地面积小等优点。将好氧颗粒污泥技术与膜分离技术结合,一方面省去了二沉池的构建,另一方面可以同时发挥二者的优势,又能够弥补好氧颗粒污泥技术出水SS 含量较高、水质波动较大的缺点。序批式反应器(sequencing batch reactor,SBR)独特的运行方式和良好的水力条件易于形成好氧颗粒污泥[6-8]。因此,本研究选用SBR 对AGS 进行培养,并开发了一

  套AGS-MBR 组合工艺,以期为组合工艺的实际应用提供理论依据。

  1 材料与方法

  1.1 实验装置

  AGS-MBR 组合工艺处理城市生活威廉希尔娱乐手机版下载的实验流程如图1 所示。将原水通过蠕动泵抽吸进入2 个相同规格和操作条件的SBR(反应器R1、反应器R2)。在进水—曝气—静置—排水的循环模式下,在2 个SBR(R1/R2)内利用好氧颗粒污泥去除进水中大部分的污染物。R1 和R2 出水流入一个快速沉淀池,快速沉淀池的上清液进入MBR,进一步去除威廉希尔娱乐手机版下载中的污染物,从而得到水质稳定的出水,膜出水即为 AGS-MBR 组合工艺的出水。

  SBR(见图 1)为有机玻璃制成,有效容积为 2.826 L、内径为 6 cm、有效高度为 100 cm、总高度为 120 cm。出水口和进水口分别在距底部 50 cm 和 100 cm 处。SBR 底部设置沙芯曝气石,空气流速为

  3 cm · s-1。运行过程中HRT 为6 h。

  快速沉淀池(见图1)为有机玻璃制成,总容积为2.88 L(长18 cm,宽8 cm,总高度20 cm),接纳的水为前置的2 个SBR(R1 和R2)周期出水。快速沉淀池的上清液出水进入配水槽。

  MBR 采用一体式MBR(见图1),总容积为2.88 L(长18 cm,宽8 cm,总高度20 cm),进水为快速沉淀池的上清液出水,从高位配水槽进入MBR。膜组件的出水即为AGS-MBR 组合工艺的出水。膜组件选用聚偏氟乙烯(PVDF)中空纤维膜。膜孔径为0.1 μm,膜面积为0.1 m2,膜通量为12 L · (m2 · h)-1。

  

  1.2 实验原料

  图1 实验装置示意图

  实验原水由20% 的实际生活威廉希尔娱乐手机版下载和80% 的人工配水组成,原水水质COD 300~400 mg · L-1,NH+4-N 18~24 mg · L-1,TN 25~35 mg · L-1,TP 3~4 mg · L-1。

  1.3 实验方法

  SBR 运行参数如表1 所示,前期实验已经在启动期(第Ⅰ阶段和第Ⅱ阶段),通过逐渐增加有机负荷和缩短沉降时间形成双重选择压,在SBR 内40 d 快速培养出成熟的好氧颗粒污泥粒,径达2 mm、呈浅黄色、球形轮廓清晰、比重为1.013 7 g · cm-3、含水率为96.5%、沉降速率为11.7~32.56 m · h-1、比耗氧速率SOUR(以DO 计)为46.5 mg∙(g∙h)-1(以MLSS 计)、具有较好的沉降性能和微生物代谢活性。成功完成了AGS-MBR 组合工艺的启动。

 

  组合工艺进入稳定运行期(第Ⅲ阶段),为了获得更好的除污效果,本实验重点优化SBR 单元和MBR 单元的运行参数。快速沉淀池的运行周期参数如表2 所示。MBR 的微滤中空纤维膜组件采用抽吸 8 min,停止2 min 的间歇运行模式;HRT 为3 h、气水比为30∶1、污泥龄为20 d;AGS-MBR 组合工艺处理水量为22.4 L · d-1。

  1.1 分析方法

COD、 NH+ - N、 TN、 NO- - N、 NO- - N、 TP、PO34 --P 按照文献中的方法进行。

  根据膜过滤Darcy 定律,膜污染程度可用膜污染阻力来表征,根据式(1)及式(2)对污染膜组件 进水

的各项污染阻力进行计算。

 

  式中:J 为膜通量,L · (m2 · h)-1;Rt为膜过滤总阻力,m-1;ΔP 为TMP,即跨膜压差,kPa;µ 为滤液的黏度,Pa · s。

 

 

  式中:Rt 为膜过滤总阻力,m-1;Rm 为新膜的固有阻力,m-1;Rf 为膜污染阻力,为 Rrf 与 Rirf 之和,m-1;

  Rrf为可逆污染阻力,也称滤饼层阻力,m-1;Rirf为不可逆污染阻力,也称内部污染阻力,m-1。

  2 结果与讨论

  2.1 SBR 内空气流速的优化

  空气流速的大小直接影响SBR 内的DO 浓度高低和剪切力大小,进而影响AGS 对威廉希尔娱乐手机版下载的处理效果。在稳定运行期间,SBR 运行周期为180 min,其中进水8 min、曝气159 min、沉淀5 min、排水 8 min。通过调节曝气量来控制空气流速的大小,分别调节为 0.5、1、1.5、2、2.5、3 cm · s-1,研究

  SBR 典型周期内主要污染物浓度变化规律,并监测不同空气流速下连续8 个周期的SBR 出水中SS 变化。

  2.1.1 典型周期内DO 的周期性变化

  不同空气流速下,典型周期内SBR 内泥水混合液DO 的变化见图2。空气流速为1~3 cm · s-1 时,第

  21 分钟开始曝气,由于供氧充分,第0~21 分钟内消耗的DO 很容易就得到恢复,且DO 的恢复率逐渐上升,最后分别稳定在3.3、4.13、5.33、7.23、8.77 mg · L-1。其中,在1 cm · s-1 的空气流速下,DO 到曝气开始后的100 min 左右才恢复,并稳定在3.3 mg · L-1 左右;而在空气流速为3 cm · s-1 时,DO 值在曝气后的30 min 内迅速上升至平台值;当空气流速为0.5 cm · s-1 时,SBR 单元内好氧颗粒污泥的泥水混合效果较差,导致DO 分布不均匀,整个典型周期内DO 在2 mg · L-1 上下波动。

  2.1.2 典型周期内COD 和PO34 --P 的去除效果

  如图3 和图4 所示,空气流速为3~0.5 cm · s-1,COD 的降解速率逐渐下降,周期结束时COD 的出

 

  水浓度差别不大。这说明空气流速对COD 的去除影响较小。各空气流速下典型周期内的PO34 --P 的变化规律是一样的,主要是好氧段(21~180 min)的吸磷和厌氧/缺氧段(0~21 min)的释磷。由图 4 可以看出,在第21 分钟曝气开始后,出现了轻微的PO34 --P 浓度上升的现象。这是由于好氧颗粒污泥存在一定的粒径,氧气在好氧颗粒污泥的外部迅速被消耗,颗粒内部聚磷菌的好氧吸磷进程缓慢,继续发生厌氧释磷造成的。随着空气流速的升高,曝气初的厌氧释磷时间越来越短。而且,空气流速为3 cm · s-1 时,曝气开始时几乎没有出现释磷的现象。空气流速为2 cm · s-1 时,好氧颗粒污泥吸磷的速率较稳定,最终的出水PO43 --P 为0.44 mg · L-1;空气流速为3 cm · s-1 时,曝气开始40 min 内吸磷速率较慢。这是由于聚磷菌与硝化菌之间存在着对氧气的竞争;并且在高DO 的情况下,聚磷菌显然不能成为优势菌种,最终出水PO34 --P 为0.51 mg · L-1。空气流速为2 cm · s-1 时比较符合对磷的去除要求。

  2.1.1 典型周期内N 的转化

  由图5 可以看出,NH4+-N 浓度在曝气开始后的9 min 内均出现下降,但SBR 内的NO-x-N 的浓度并没有出现明显的上升,这可能是由于好氧颗粒污泥的吸附作用引起的氨氮浓度下降;此后,随着物质与

  DO 在好氧颗粒污泥内部的传输,逐渐有其他形态的NO-x-N 生成。

  硝化速率随空气流速的减小而减小。至空气流速为0.5 cm · s-1,在周期结束后,最终基质溶液中残留的NH+4-N 浓度为7.2 mg · L-1;空气流速大于2 cm · s-1 时,周期内NH+4-N 均被降解完全,出水NH+4-N

 

  浓度均小于0.5 mg · L-1。不同空气流速下,最终出水的N 形态存在着较大的差别。空气流速越小,颗粒外部好氧区硝化作用受DO 限制,出水主要以NH4+-N 和NO-2-N 为主;空气流速越大,O2 渗入颗粒的深度越深,好氧颗粒污泥好氧区的硝化作用不受DO 的限制,但好氧颗粒污泥缺氧区的同步反硝化作用受到限制,出水以NO-3-N 为主。空气流速为3 cm · s-1 时,生成的NO-3-N 含量最高,为6.4 mg · L-1;由图6 可以看出,空气流速为2 cm · s-1 时,出水TN 的浓度最低为8.91 mg · L-1。其中,NO-2-N 和NO-3-N 含量分别为4.2 mg · L-1和4.39 mg · L-1;NH+4-N 含量为0.32 mg · L-1,较符合对氮的去除要求。

  2.1.1 不同空气流速下出水SS 含量变化

  图7 为不同空气流速下,连续8 个典型周期的出水中SS的含量变化。可以看出,出水SS 随着空气流速的减小呈现上升趋势。空气流速为 0.5 cm · s-1 时, 出水 SS 在 150~ 200 mg · L-1 之间剧烈波动。这可能因为在SBR 内形成的剪切力小;另一方面DO 不足,易造成AGS 的颗粒结构解体。出水SS 增加,长期运行可能会造成SBR 内污泥浓度急剧下降;而随着空气流速增大,出水SS 浓度逐渐降低,且稳定性有所提高;至空气流速为3 cm · s-1 时,出水SS 最低,平均浓度为46.6 mg · L-1,但曝气产生的运行成本较高。

  2.2 MBR 内HRT 对出水效果的影响

  研究表明, HRT 影响微生物的生长、生物膜的厚度、水体和微生物之间的传质,与MBR 的处理能力和膜污染的发生有着密切的联系,直接影响到运行的能耗大小。在稳定运行期间,每个HRT 研究20 d,考察其对MBR 单元的出水水质和膜污染的影响。不同HRT 对应的MBR 有机容积负荷如表3 所示。

  2.2.1 出水效果

  不同HRT 下主要污染物的去除情况如图 8 所示。HRT对TN、TP 的去除影响较大;对COD、NH+4-N 的去除效果的影响不明显。其中,MBR进水NH+4-N 浓度已经低于1 mg · L-1。不同HRT 下,出水NH+4-N 浓度变化较小,且远低于一级A标准值。出水COD 浓度随HRT 的增加而增加,HRT 为 2 h时,对COD 和TN 的去除效果最好,出水COD 和TN 的平均浓度分别为18.2 mg · L-1 和7.63 mg · L-1。出水TP 随着HRT的增加,总体呈现增加的趋势,HRT 大于 3 h 后,由于进水中有机物浓度较低,污泥活性较差,导致污泥加速老化,

  出水TP 均在0.5 mg · L-1 以上,超过一级A 的标准要求。

 

  图6 不同空气流速下典型周期内SBR出水中的N 形态

 

  图7 不同空气流速下典型周期出水SS 变化

 

2.2.1

TMP 的变化

  长期运行中,TMP 的变化可以在一定程度上反映出膜污染情况。在本实验研究中,TMP 大于 30 kPa,即对膜组件进行清洗。对运行20 d 过程中不同HRT 下TMP 的变化进行分析; 并在运行至第 20 天时, 取出MBR 内的膜组件,进行膜阻力分布研究,以进一步探讨膜污染情况。

  不同HRT 下,TMP 的变化如图9 所示。实验初期,HRT 为2、3、4、6 h 下初始的TMP 均为0 kPa;且可以看出,HRT 越大,TMP 开始增加的时间越往后;运行至第 6 天,HRT 为 6 h 的TMP 才出现从 0 kPa 开始上升的趋势;运行至第 20 天,HRT 为 2、3、4、6 h 下对应的膜组件TMP 分别增长至 40、

  23.5、19 和15 kPa。由图10 可知,运行20 d 时不同HRT 下膜阻力类型分布情况。可以看出,HRT 为2 h时,总阻力Rt为10.69×105 m-1,其中不可逆阻力Rirf为5.4×105 m-1,占Rt的50.5%,膜污染最为严重。综合考虑膜污染可能产生的经济成本,在有较好去除效果的前提下,HRT 为3 h 可作为MBR 运行的最佳水力停留时间。

 

  图8 不同HRT 下主要污染物的去除

  2.3 MBR 内气水比的优化

  曝气主要有2 个作用:第一为MBR 内污泥混合液提供搅拌;第二可提供和维持MBR 内的DO 浓度,直接影响反应器的脱氮除磷效果。在AGS-MBR 系统稳定运行期间, 考察气水比分别为 10∶1、15∶1、

  20∶1、25∶1、30∶1、35∶1 条件下的MBR 的出水情况,每个气水比下研究8 d。图11 为6 个气水比梯度下的出水COD、TN、NH+4-N、TP 的出水效果。可以看出,不同的气水比下,COD 的出水浓度变化较大;而 NH+4-N 浓度变化十分不明显。这可能是由于进水中的 NH+4-N 也很低引起的现象;且MBR 内的曝气提供了远高于使这些NH4+-N 发生硝化反应所需要的氧。其中气水比为20∶1时,出水COD平均浓度为21.7 mg · L-1,COD 去除效果最好。出水TP 浓度随着气水比的上升逐渐下降,波动也更小;气水比为 10∶1 时,MBR 内泥水混合液的混合不均匀, 出水 TP 浓度在 0.52~0.65 mg · L-1 之间;气水比大于20∶1 时,出水TP 均低于

  0.5 mg · L-1;TP 的出水浓度在气水比为25∶1 时达到最低,为 0.39 mg · L-1,且出水TN 浓度较低;随着气水比再升高,纯好氧模式的运行下,MBR 对TP 的去除效果很难有进一步的提升。因此,选择25∶1 为

  MBR 的最佳气水比运行参数值。

 

  图9 不同HRT 下TMP

 

  图10 不同HRT 下膜阻力的分布

 

  图11 不同气水比下COD、NH+4-N、TN、TP 的出水变化

  2.4 稳定运行条件下对主要污染物的去除效能调整SBR 空气流速为 2 cm · s-1、MBR 的HRT 为2 h、MBR 内气水比为 25∶1, 其他运行参数不变。

  调整参数后的SBR 和MBR 对进水中主要污染物的去除情况分别见图12 和图13。稳定运行60 d,工艺出水主要指标浓度均在一级A 标准要求浓度以下,且水质波动小。MBR 出水COD、NH+4-N、TN、TP 的平均浓度分别为21.2、0.08、7.8、0.4 mg · L-1;工艺对进水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率为

  95.2%、99.8%、79.8%、87.1%。其中, SBR 对 COD、氨氮、TN、TP 的平均去除率分别达 90.3%、

  98.7%、63.2%、81.4%。

  3 结论

  图13 MBR 出水主要污染物的变化

  1) 在有较好的污染去除效果的前提下,综合考虑曝气产生的能耗及膜污染可能增加的运行成本问题,SBR 空气流速为2 cm · s-1、MBR 气水比为25∶1、MBR 的HRT 为3 h,为AGS-MBR 组合工艺优化后的运行参数值。

  2) 稳定运行期间,AGS-MBR 工艺对进水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率为95.2%、99.8%、

  79.8%、87.1%;出水COD、NH+4 -N、TN、TP 的平均浓度分别为 21.2、0.08、7.8、0.4;出水C、N、P指标均达到一级A 标准要求。(来源:环境工程学报)

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