一体化除污效能研究

厌氧折流板反应器(ABR)由于其良好的污泥保留性能,独特的水力流态和明显的生物相分离而受到了广泛的关注。目前,尽管好氧颗粒污泥的成熟度研究越来越成熟,但相关的研究和应用大多是在长径比大,运行方式特殊的圆柱形SBR中进行的。对于连续污染源,使用SBR处理需要添加缓冲池或进行调整。池中,且时间流操作不利于形成稳态反应过程。 Juang等。 指出,稳定的连续流反应器比分批运行更适合污泥颗粒化条件。然而,在现有的关于在连续流反应器中培养颗粒污泥的研究报告中,不仅反应器的结构更加复杂,而且操作和操作要求也更高。例如,Tsuneda等人使用的AUFB系统。 的长宽比为64:1,需要设置泥水分离装置和外部沉淀池等。


目前,关于在连续流动条件下使用厌氧废水作为进水基质成功培养好氧颗粒污泥的报道很少。为此,本研究对ABR工艺进行了改进,使其成为厌氧型。好氧组合一体化工艺实现了耦合操作,并研究了连续流动条件下好氧颗粒污泥的形成机理。

1材料与方法

1.1试验装置及进水水质

在这项研究中,使用了自行设计的ABR耦合CSTR集成工艺(见图1)。垂直偏转器分为6种格式。前4种格式相同。这是一个厌氧区。下部和上部流动室的水平宽度之比为1:6,挡板的底角为45°,总有效容积为6.4L。第五和第六个隔室为有氧(充气)区,沉淀区,有效容积为1.45 L和0.9L。在此过程中,将曝气量控制为60 L·h-1(表面气体上升流量为2.6 mm·s-1,DO>1.0 mg·L-1)。将反应器放置在水浴中,并将操作温度控制在30°C±1°C。进水是混合污水(家庭污水:人造水分配为1:1),乙酸钠用作水。碳源。氯化铵是氮源,磷酸二氢钾是磷源。表1中显示了每个组件和跟踪元素的内容。

图1测试设备和流程示意图

 

    表1混合污水组成

在测试中,厌氧区的接种污泥取自苏州新区污水处理厂的厌氧污泥。接种污泥浓度(MLSS)为6 g·L-1。使用混合污水30天开始运行,出水水质稳定。

好氧区的接种污泥是从苏州新区污水处理厂氧化沟中的活性污泥中获得的。接种的污泥浓度为4 500 mg·L-1。

在研究中,所有常规分析指标均根据国家标准方法进行了测量。其中,使用PHSJ-4A pH计测量pH值。使用便携式DO测试仪测量DO。并且使用OLYMPUS CX41显微镜测量颗粒形态和微生物相。检测;颗粒污泥的沉降速率通过净水静态沉降法确定。颗粒污泥的粒度分布通过筛选方法确定。

1.2研究过程

在研究过程中,选择方法用于逐步降低HRT并增加有机负荷以进行筛选研究,为污泥颗粒化创造条件,并检查系统在颗粒形成各个阶段对污染物的去除效率 。好氧颗粒污泥形成机理分析。表2列出了测试操作控制参数。

表2 ABR-CSTR集成过程操作参数


2.结果与讨论

2.1经营业绩

通过缩短沉降时间(即缩短沉降区的HRT),可以连续洗净沉降性能较差的分散污泥。根据好氧区污泥形态的变化,将整个培养过程分为Ⅰ期(初生),Ⅱ期(初生颗粒出现),Ⅲ期(粒状生长)和Ⅳ期(成熟期)。污泥的显微镜检查表明,系统运行17天后,污泥的形态发生了显着变化。污泥逐渐变成小聚集体,结构相对疏松,表面有更多细丝。之后,直到110 d,它们逐渐相互粘附,形成了一种淡黄色的好氧颗粒污泥,其结构更致密,边缘更清晰。实现污泥颗粒化。

2.2运营效率与分析

2.2.1 COD去除情况及分析

此过程的好氧区中的水是厌氧区的废水。进水和出水厌氧区和好氧区的水质和去除率如图2所示。

 图2去除COD

在第一阶段(整体启动)中,沉淀池的HRT为2.0 h,厌氧区的COD体积负荷约为2.1 kg·(m3·d)-1,厌氧污泥被驯化17天,废水的化学需氧量稳定在200 mg·L-1左右的去除率保持在80%以上,充分说明接种ABR的厌氧颗粒污泥具有良好的化学需氧能力。因为在启动阶段,好氧区的COD去除率很低,只有约55%。废水中的COD浓度约为85 mg·L-1。第二阶段沉淀池的HRT为1.5 h。如图2所示,厌氧区中COD的去除率逐渐增加,出水COD约为150 mg·L-1。厌氧区中每个隔室的向上流速从0.087 m·h-1增加。达到0.115 m·h-1,从而改善了厌氧污泥与进水基质之间的完全接触,从而提高了底物去除能力。在启动期间系统中需氧活性污泥的适应之后,出现了少量的颗粒状污泥,但此时絮凝污泥仍是系统中的主要系统。养分的吸收和降解,COD去除率略有增加,稳定在60%左右,沉淀池出水中的COD逐渐降至60 mg·L。第三阶段,沉淀池的HRT进一步提高。缩短至1.0 h,对应于厌氧区的HRT缩短至7.11 h,并且将进水的COD浓度逐渐调节至1,050 mg·L-1。厌氧区的COD去除率波动很小。然后恢复到先前的高水平,废水中的COD浓度约为135 mg·L-1。当沉淀时间缩短至1.0 h [此时沉淀池的表面负荷达到1.4 m3·(m2·h)-1]时,大量的絮凝污泥被冲出系统,生物质进入在短时间内大幅度减少了好氧区,但同时反应器中的颗粒污泥继续生长,生物量增加,底物去除率提高并保持在60%以上。第四阶段的沉降时间为0.75 h,好氧区的COD体积负荷为2.0 kg·(m3·d)-1,运行一个月后,好氧区的COD去除率稳定在70%以上。废水浓度在40 mg·L-1以下稳定,整个系统的总COD去除率超过90%。可以看出,污泥颗粒化后,系统的COD去除率越来越稳定,表明污泥颗粒化反应器具有较好的处理效率。2.2.2 NH + 4-N的去除和分析


在这项研究中,好氧区进水C / N被控制在2,并且在低C / N比条件下研究了好氧颗粒污泥的形成过程和处理效率。进水和出水的氨氮浓度和去除效率如图3所示。

图3去除NH + 4-N

在整个运行期间,厌氧区对氨氮的去除几乎没有影响,氨氮浓度增加,好氧区中的氨氮+ 4-N去除量很大(图3)。在第一阶段,氨氮去除率达到60%,最终稳定在约65%。絮凝污泥在Ⅱ,Ⅲ阶段被洗脱,氨氮去除率波动,但总体上呈上升趋势。进入阶段IV,由于颗粒污泥的形成和通过增强曝气,系统对NH + 4-N的整体去除率稳定在80%以上,表明颗粒污泥的形成强化了NH+4-N去除效果。

2.2.3 TP去除情况及分析

即使在稳定的操作阶段,单个ABR通常也不能有效去除磷。这项研究中的除磷任务将由随后的好氧区完成。进水和出水的总磷浓度和去除效率如图4所示


图4 TP清除

Ⅰ,Ⅱ系统中TP的去除率不高,约为40%。 TP去除效果主要是通过将吸附了磷酸盐的絮凝污泥从反应器中洗脱出来来实现的。在Ⅲ相中,随着颗粒物的初步表现和连续生长,去除率不断提高,这可能是由于颗粒污泥自身独特的厌氧-缺氧-好氧结构,使磷在细菌体内积累。好氧区在适当条件下释放磷。在此阶段的去除率稳定在约50%,这是前两个阶段的改进。在阶段Ⅳ开始时,由于给水浓度的降低和好氧区通气的缺乏和不均匀性,使组合趋于成熟。颗粒污泥的结构特征增强了除磷功能,并去除了磷。 TP率稳步提高,曾经高达70%。随后,增加曝气量导致厌氧环境的减少和磷释放量的减少,这会影响除磷效果。此外,氮损失的增加可以确认好氧区存在一定程度的反硝化作用,从而导致反硝化细菌和释放磷的细菌争夺碳源的情况,因而可能进一步导致TP去除率的波动。


2.2.4氮损失状况及分析

通过对水中氮素的物质平衡计算,发现系统中始终存在氮素损失,但没有明显的规律。在系统操作的四个阶段中,平均氮损失率分别为31%,36%,42%和45%。值得注意的是,随着沉淀时间的缩短,污泥的颗粒化程度更高,同时氮的损失率逐渐提高,表明该工艺可以达到一定的反硝化效果。这可能是由于:

①系统中的DO发生的反硝化不足部分污泥停留在沉淀区,不能自动返回需氧区,因此产生了缺氧环境进行反硝化。在系统运行的后期,由于好氧颗粒污泥的形成和增加,内部形成了厌氧-缺氧-好氧结构,为反硝化提供了良好的环境。

②从废水中去除了少量的游离氨。

2.3好氧颗粒污泥的形成过程

2.3.1形态变化

在这项研究中,沉淀池的HRT从2.0 h逐渐降低到0.75 h,反应器中污泥的形态发生了显着变化,即当Ⅰ期灰褐色絮状污泥发生时[图。 [图5(b)];逐渐地转变为阶段Ⅱ,这是肉眼可见的微小聚集体,此时,聚集体的边缘是粗糙的,并且表面上有更多的细丝[5(a)]。从反应器中洗脱出阶段III好氧区中的大量絮凝污泥,黄色污泥聚集体的数量显着增加,颗粒边缘规则且光滑,颗粒大小主要分布在0.58至1.25 mm [图5(c)];在第四阶段,粒径进一步增加,结构变得更致密,边缘更锐利,圆形或椭圆形更规则[图5(d)]。图6显示了第108天好氧区颗粒污泥的粒径分布。粒度小于0.58mm,0.58。 〜0.8 mm,0.8〜1.25 mm,1.25〜1.6 mm,1.6〜2.5 mm和2.5 mm以上的颗粒污泥占污泥总质量的百分比分别为4.2%,21.67%,38.28%,20.37%,13.12%和2.36%,即反应器中粒径大于0.58 mm的污泥具有绝对优势(占95%以上),表明有氧污泥已在该区域成功实现了颗粒化。

图5好氧区污泥形态变化

 


图6好氧区108d颗粒污泥的粒径分布

2.3.2好氧区SVI和MLSS的变化

研究期间好氧区污泥的SVI和MLSS的变化如图7所示。在第一阶段,接种的絮凝活性污泥的沉降性能良好(SVI为45 mL·g-1)。 Ⅰ期末增加至250 mL·g-1,此时在显微镜下还发现大量丝状细菌,说明即使在连续流动操作下,即使乙酸钠也不易分离。产生丝状细菌,被用作碳源。然而,基质浓度梯度几乎为零的特征也容易引起丝状真菌的膨胀[14]。随着选择压力的不断增加,SVI逐渐降低并最终稳定在45 mL·g-1以下。另一方面,MLSS经历了下降和上升的过程。随着沉降时间的持续减少,沉降性能较差的细絮状污泥被不断地从反应器中冲出,并且沉降性能更好的污泥被保留在反应器中,第一阶段的MLSS从4 500 mg·L-1下降。在Ⅱ期末达到1 500 mg·L-1。此时,最初形成了颗粒污泥。本研究中进水的COD量负荷从1.5 kg·(m3·d)-1逐渐增加到2.0 kg·(m3·d)-1,随着污泥的不断洗脱好氧区的污泥负荷从0.33 kg·d-1增加到1.33 kg·d-1,促进了颗粒污泥的形成。与絮凝活性污泥相比,粒状污泥具有更高的传质阻力,而较高的COD体积负荷将有助于粒状污泥克服其传质阻力,而且还容易引起丝状真菌污泥的膨胀,因此此时应控制在高水力剪切力下运行的好氧区容易将丝状细菌洗出系统。颗粒状污泥形成后,污泥浓度继续增加,细菌形成的核继续吸附细菌,使颗粒越来越大,在水力剪切作用下,颗粒变得越来越密。 ,其污泥浓度从1500 mg·L-1增加到6000 mg·L-1。此时(第110天),颗粒状污泥显示出非常好的沉降性能,其平均沉降速率为20.8 mh-1。图7好氧区SVI和MLSS的变化。

 图 7 好氧区SVI及MLSS变化情况

2.3.3好氧颗粒污泥形成机理分析

在这项研究中,由于沉淀时间的缩短而增加选择压力并保持较高的有机负荷是形成颗粒污泥的主要驱动力。

①选择压力:沉淀时间从最初的2.0 h减少到0.75 h,沉淀池的表面负荷也从0.7 m3·(m2·h)-1增加到1.88 m3·(m2·h)-1,大量的沉淀性能较差的絮凝污泥被洗脱出系统。此外,研究表明,HRT的缩短可以促进微生物细胞外聚合物(EPS)的产生。 EPS在颗粒污泥的形成和稳定维持中也起着重要作用。蛋白质的分泌对促进颗粒的初始形成有更大的影响,而多糖可以是。微生物的聚集提供了一种粘合剂,以维持颗粒结构的稳定性。

②有机负荷:好氧区的有机负荷也从1.5 kg·(m3·d)-1增加到2.0 kg·(m3·d)-1 Liu等。 认为有机负荷在颗粒污泥的形成中起重要作用。当COD体积负荷小于1.0 kg·(m3·d)-1时,好氧颗粒污泥的形成很少。

另外,水力剪切是形成好氧颗粒的重要因素,这取决于曝气速度,即表面气流的上升速度,并与之成正相关,可以改变形状。和粒子的结构。在好氧颗粒污泥培养的早期,由于反应器高度的限制,表面气流上升速度为2.6 mm·s-1,低于好氧颗粒污泥可以想到的最低表面气体流速。在以后的时期中,调节了曝气量。此时,表面空气速度增加到4.3 mm·s-1,从而提高了水力剪切力。较高的水力剪切力更有利于颗粒状污泥的形成,从而促进了颗粒状污泥的进一步成熟。

该测试稳定运行了4个月。形成的颗粒状污泥没有分解,但形状更规则,结构更致密。该分析可能是由于本研究中氮负荷的增加,导致硝化细菌在颗粒污泥中的比例持续提高,并促进了颗粒污泥结构的稳定维持。这与de Kreuk等人的观点一致。 认为通过在需氧颗粒中积累诸如硝化细菌之类的缓慢生长的微生物,氧颗粒污泥的稳定性是一致的,这也是本研究的目的和意义。

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