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超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化

时间:2022-10-05点击次数:89信息来源:

摘要:以超磁分离污泥为研究对象,以两种不同的剩余污泥为接种污泥,保持温度为30,探讨了剩余污泥对超磁分离污泥厌氧水解酸化产物和产量的影响。结果表明,随着剩余污泥接种量的增加,混合污泥SCOD沉淀量也逐渐增加;剩余污泥接种量的增加促进了混合污泥VFAs各种污泥生产VFAs乙酸具有明显的优污泥相比,混合污泥具有快速高效的产酸优势,随着剩余污泥接种量的增加,加快水解酸化速度,加深酸化程度,但会延长其达到较大值的时间。当污泥产酸发酵获得内碳源时,仍有N元素释放,随着剩余污泥接种量的增加,这种伴随现象更加明显。当污泥产酸发酵获得内碳源时,仍有N元素释放,随着剩余污泥接种量的增加,这种伴随现象更加明显。与两种剩余污泥相比(Wl、W2)发现,W1.接种污泥时,P元素没有明显释放;当W2.接种污泥时,P元素释放明显。考虑到剩余污泥对超磁分离污泥水解酸化效果的影响,当剩余污泥接种量时W1为12.2%,W当2是13.6%时,系统可以提供更多SCOD,氮负荷过高也可以避免。

关键词:超磁分离污泥;剩余污泥;水解酸化;内碳源

城市污水处理厂进水碳源不足是一个普遍问题,导致后续脱氮效率低下。目前,解决这个问题的主要方法之一是添加一些碳源,如甲醇和乙酸钠。添加的碳源有毒,药物成本高。如何以较低的成本提高脱氮效率是低碳氮比污水生物脱氮需要解决的问题。因此,寻找合适的外部碳源已成为热点。水解酸化是将污泥中的大分子有机物分解成小分子有机物,获得挥发性脂肪酸(VFAs)的过程。而VFAs乙酸和丙酸是增强生物脱氮的有利碳源,其反硝化率高于甲醇和乙醇。

超磁分离水净化工艺是近年来发展起来的一种物化水处理技术。磁分离技术比生物吸附技术具有更高的处理效率和更低的膜分离技术能耗,可以弥补现有碳源浓缩技术的缺点,满足节能降耗的需要。它能快速有效地去除生活污水中的大部分有机物,COD分离去除率约为75%,SCOD分离去除率超过60%,TP去除率接近90%。超磁分离设备的进水为生化处理前的污水,因此超磁分离污泥类似于初沉污泥。初沉污泥含有大量的有机物,是一种很好的发酵底物[7]。目前,国内外有许多关于初沉污泥、剩余污泥和混合污泥水解产酸的研究报告。但对超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化的研究还是很少见的。现有研究发现,在不调控的情况下pH,温度为30T在反应条件下,可以为生化系统提供更多SCOD,也可以避免系统过高N、P负荷。

本研究保持温度30不调pH在条件下,选择了两种超磁分离污泥(Rl、R二、剩余污泥(Wl、W2),设置Rl、W一组,设置R2、W2为另一组,对超磁分离污泥、混合污泥和剩余污泥的水解酸化进行了比较研究,其中混合污泥为超磁分离污泥和剩余污泥(5组)。探讨了污泥性质差异对水解酸化和酸化产物成分的影响,为污水厂通过污泥酸发酵获得碳源选择污泥类型提供了参考3

1 材料与方法

1.1 实验原料

Rl、W一是污水处理厂停产前超磁分离污泥和含水率80%的脱水污泥;R2、W2.污水处理厂停产后超磁分离污泥和强化生物除磷(EBPR)二沉池中剩余污泥的中试工艺。其中R1所用污水取自东坝污水处理厂细格栅后,R2.污水取自污水处理厂进水井(粗格栅前)。实验前,将W用蒸馏水稀释W2在4丈下浓缩24h,然后排出上清液。为了实现类似于超磁分离污泥的挥发性固体(VSS)。实验前,取Id混合后接种不同时期的污泥。4种污泥特性(平均值至少经过3次重复测定)见表1。Rl、Wl、R2和W2的初始pH为7.55、7.68、6.85和6.91,含水率为0.9847、0.9822、0.9683和0.9772。投加比例见表2,1~7号投加比例为剩余污泥的体积和VSS计,其中1号为超磁分离污泥,7号为剩余污泥,2?6号为剩余污泥投入不同比例。

1.2 实验装置及方法

恒温培养箱中进行了超磁分离污泥水解酸化的批次试验。试验装置如图1所示,7个2L接种污泥体积为1的反应器.8L。实验开始前,曝氮3min,去除反应器中的氧气,然后用橡胶塞密封。橡胶塞上有两个孔,分别是氮气袋和取样口。反应器搅拌器搅拌。

1.3 分析方法

本研究在首创东坝污水处理厂现场进行,每天早晚各取反应器出水进行相关指标测定。由于水解消化后污泥脱水性能差,样品必须在确定各指标前进行预处理。预处理主要包括离心和过滤两个过程。离心采用100mL离心管的设置速度为5万r·min-1,离心45min。然后用0清液.45um过滤微孔滤膜,去除上清液中的小颗粒,避免堵塞测量仪器,保证测量精度。

常规分析参考文献中的方法TCOD、SCOD采用重铬酸钾法,TN采用过硫酸钾氧化紫外分光度法,TP采用过硫酸钾氧化钼酸铵分光光度法,SOP采用钼酸铵分光光度法,NH4 -N采用纳氏试剂光度法,VSS和SS采用重量法。pH采用HACHHQ40d测定仪测定。VFAs用瑞士万通883型离子色谱仪测定。

2 结果与讨论

2.1 污泥水解产SCOD的变化

污泥水解情况可以使用SCOD来表示。超磁分离污泥在不同接种比例下水解酸化的影响如图2所示。由图2(a)和图2(b)可见两种超磁分离污泥(Rl、R2)产生自然水解SCOD第四天分别达到1118峰值.68mg.L—1和2063.50mg.LT1;虽然两者水解SCOD不同,但从图2(c)可见,它SCOD/VSS变化规律是一致的,较高值出现在第四天,为110rng^-1。说明两种超磁分离后污泥水解产酸的效果基本一致。

剩余污泥(Wl、W2)产生自然水解SCOD均在第7天达到峰值,分别为1599.88mg'I/1和‘gSWOmg'L-1。由图2(a)可见,2号和3号SCOD较大值均出现在第4天,分别为lWG.SOmg'L—1和1248.40mg.L—、4号的SCOD第五天出现较大值UeZWmg'L-1;5号、6号、7号SCOD第7天出现较大值,分别为1443.68、1493.96和1599.88mg'l/1。不仅可以随着剩余污泥比例的增加而增加SCOD沉淀量也可以延长其达到较大值的时间;和Rl、W1不同的水解是,图2(b)可以看出,2?7号的SCOD较大值为2435.30、2622.70、2668.80、3151.00、3423.20和4954.80mg.L—1。这类似于苏高强等[12]的研究结果。

W1、W2产SCOD如此大的差异,推测原因是:一方面,W1是脱水后的污泥,其中聚丙烯酰胺(PAM)它的存在增加了分子之间的团聚,从而减少了发酵微生物与消化基质的接触SCOD另一方面,W2为某稳定运行的EBPR污泥中微生物的微生物的含量相比W1多,水解酸化菌通过破坏污泥中的微生物细胞壁来促进细胞内容物的释放。

2.2 污泥产酸效果分析

水解酸化过程中产生的水解酸化VFAs主要由发酵产酸菌吸收转化为可溶性有机物。实验发现,三种污泥产生的酸主要是乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸,乘以相应的系数COD添加后,选择挥发性有机酸实验Rl、W1.在污泥水解过程中进行分析VFAs如图3所示。从图3可以看出,VFAs变化规律与SCOD是一致的,都呈先增后减的趋势。自然水解1号(超磁分离污泥)VFAs峰值出现在第4天,峰值为353.54mg'L1,与SCOD同样的变化趋势是混合污泥26号分别在第4、4、5、7和7天,水解液中产生的VFAs399分别达到较大值.98、436.52、449.03、520.05和556.97mg.IT1.7号(剩余污泥)自然水解VFAs峰值出现在第7天,477.52mg,!/1。从图3可以看出,剩余污泥的接种可以增加VFAs随着接种剩余污泥的增加,产生量也可以延长VFAs达到峰值的时间。

在初始阶段,污泥中易降解颗粒物质首先被水解酸化菌转化为VFAs,随着反应的进行,易降解物质被完全消耗,水解酸化菌开始使用难降解的颗粒和大分子物质,导致VFAs的产速变慢。从图3可以看出,与超磁分离和剩余污泥相比,混合污泥更容易酸化VFAs。这是因为一方面,水解酸化菌可以有效利用混合污泥吸附大量胶体和可降解有机物;另一方面,超磁分离污泥虽然有机物含量高,但大多属于慢速降解碳源;剩余污泥中的有机物主要存在于细胞内外聚合物中,未经有效预处理难以使用。

2.3 VFAs:SCOD及VFAs组分分析

SCOD向VFAs转化率可直接反映污泥的酸产生效果。实验选取Rl、W1.从图4可以看出,前4d,VFAs:SCOD均逐渐增大,混合污泥VFAs:SCOD比例一直良好于超磁分离和剩佘污泥。1?7号的VFAs:SCOD4、4、4、5、7、7分别达到较大值.316、0.334、0.350、0.360、0.361、0.373和0.299。因此,仅从VFAs:SCOD混合污泥比超磁分离具有较高的产酸优势;剩余污泥接种量的增加也加速了水解酸化的速度,从而加深了酸化的程度。

ELEFSINIOTIS等171指出,乙酸优先反硝化,其次是丁酸(包括异丁酸和正丁酸)和丙酸,较后是戊酸(包括异戊酸和正戊酸)。CHEN发现乙酸和丙酸是适合除磷碳源的两种有机酸。短期内,乙酸作为碳源具有良好的除磷效果,而从长远来看,丙酸作为碳源优于乙酸作为碳源。可见SCFAs其组成对碳源的使用有重要影响。

超磁分离污泥SCOD在第四天达到较大值,此时选择Rl、W1.分析结果如图5所示。污泥水解酸化主要产生乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸五种挥发性脂肪酸。超磁分离污泥中5种酸的含量为乙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸>丙酸,而剩余污泥中5种酸的含量为乙酸>丙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸。随着混合污泥中剩余污泥比例的增加,丙酸和异丁酸的含量也有不同程度的增加下降趋势,而正戊酸变化不大。从图5可以看出,各种污泥生产VFAs乙酸均有明显优势。苏高强等M、刘绍根、吴昌生等研究成果一致。乙酸比例较高的主要原因是:一方面,水解产物被产酸菌降解为乙酸,乙酸可以直接从碳水化合物和蛋白质中获得;另一方面,其他有机酸(丙酸、丁酸或戊酸等)也可以在某些细胞酶的作用下进一步产生乙酸[M]。

2.4 污泥水解N元素的变化

剩余污泥对N元素的影响见图6。超磁分离污泥和剩余污泥含有大量蛋白质,因此在水解酸化过程中除外VFAs、SCOD除有机物溶解外,还会伴随着N元素的释放。本研究以此为主NH丨-N和TN考察对象。在过去对污泥厌氧发酵的研究中,有不同程度的N元素释放Rl、W1,由图6(a)可以看出,三种不同的污泥NH4 -N呈逐渐增长的趋势。并且随着剩余污泥接种量的增加,NH4 -N增加量越大。反应持续到第4天,1?7号的增加量分别为78.79、85.97、91.11、94.68、97.28、115.32和115.91mg.L1。

对于R2、W2,由图6(b)可以看出,出现了三种不同的污泥Rl、W1-样品的变化规律不同于Rl、W1的是,其NH丨-N增加量更大。第4天,1~7号NH4 -N增加量分别为127.34、147.56、153.53、176.34、206.19、244.41和399.83mg.L1。由于剩余污泥主要由一些活性生物絮体组成,因此含有较多的蛋白质,蛋白质水解可释放大量氨氮。

系统中的TN主要是以NHI-N由图6存在的形式(c)和图6(d)可中可以看出,TN具有和NH4 -N相似的变化规律。剩余污泥接种量的增加也加快了N元素的溶出,含有大量氮元素的水解酸化液若投加到脱氮系统中,势必增加系统的N负荷。因此,剩余污泥的接种量应该综合考虑氮元素的释放对于整个系统后续的脱氮除磷的影响。

2.5 污泥水解P元素的变化

在污泥的厌氧消化过程中,随着污泥的解体和细胞的破壁,会有大量的磷释放到水解酸化液中。如果将水解酸化液直接用于脱氮除磷的碳源,会增加后续处理的磷负荷。所以,在此之前都会进行前处理,对氮磷进行部分回收。因此,监测P的溶出情况很有必要。

在以往对于污泥水解酸化的研究中,随着时间的延长,都在不同程度上伴随着磷元素的析出。吴昌生等m在对碱预处理絮凝污泥水解酸化影响的研究中发现:在25℃时,磷酸盐浓度在第480分钟达到峰值,为7.65mg·L-1;在35℃时,在第480分钟达到峰值,为15.23mg·L-1。苏高强等发现混合污泥厌氧发酵在第6大时磷酸盐的释放量为mg·L-1。由于超磁分离在污水处理前端就已经去除了系统中绝大多数的磷酸盐,减轻了后续的处理压力,所以对于超磁分离污泥的水解酸化,并不希望有P元素的析出。

对比2种超磁分离污泥(Rl、R2)P的释放情况,由图7可知,不管是TP还是SOP,其值较初始值都没有较大的变化,并没有P的析出。推测可能是由于超磁分离污泥中有PAC(聚合氯化铝),抑制了磷酸盐的释放。对比2种剩余污泥(Wl、W2)的TP,由图7(b)可知,TP的浓度在前5d逐渐升高,在第5天达到峰值,为24.15mg·L-1,此后逐渐降低。由图7(a)可知,2〜6号TP的浓度在3d后分别稳定在 4.31、9.61、16.96、32.81、57.50mg·L-1左右。2 种剩余污泥释磷情况有巨大差异,推测其原因是:W1 来源的东坝污水处理厂采用前端化学除磷工艺,所以污泥中几乎没有P 的富集;而W2 取自某稳定运行的 EBPR中试实验的二沉池污泥,其出水能稳定满足北京市地标(D B 11/890-2012)B 限值标准甚至北京市地标(DB11 /890-2012)A 限值标准出水标准,因此,其二沉池中污泥富集了大量的磷酸盐,污泥水解酸化时,在厌氧条件下导致了剩余污泥中的聚磷菌的释磷。单从P元素的释放情况来看,W2 显然不适合用作接种污泥。

2.6 综合分析

污泥水解酸化旨在获取较多可利用碳源,但同时也存在着氮元素的释放。较高的氮释放势必会增加系统的氮负荷,同时加剧对碳源的竞争,较终降低系统的脱氮效率。因此,在污泥水解酸化反应获得较多碳源的同时尽量减少总氮的释放,即达到较高的△SCOD/△TN值。由于超磁分离后的污泥水解产酸在第4天达到较大值,所以考察了第4天时各污泥的ASCOD/ATN值。由图8(a)可以看出,在第4天,3号的ASCOD/ATN值较大,为9.80,此时,剩余污泥的投加比例为12.2%。

由图8(b)可以看出,在第4天,3号的△SCOD/△TN值较大,为9.86,此时,剩余污泥的投加比例为13.6%。由此可见,在只考虑N元素的影响时,虽然2种剩余污泥来源不同,但其在第4天达到较大值时的污泥接种比例是相近的。综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

3 结论

1)2种超磁分离污泥(Rl、R2)自然水解产生的SCOD均在第4天达到峰值,剩余污泥(Wl、W2)自然水解产生的SCOD均在第7天达到峰值,随着剩余污泥接种量的增加,混合污泥SCOD的析出量也逐渐增加。

2)对Rl、W1进行产酸分析发现:剩余污泥接种量的增加促进了混合污泥VFAs的生成;各种污泥产VFAs中,乙酸均具有明显优势,并且会促进丙酸的累积。

3)VFAs:SCOD值的分析结果表明,混合污泥较之于超磁分离、剩余污泥具有快速、髙效的产酸优势,且剩余污泥接种量的增加也加快了水解酸化的速率并且加深了酸化的程度,但是会延长其达到峰值的时间。

4)污泥产酸发酵的同时,还存在着N元素的释放,且随着剩余污泥接种量的增加,N元素的释放更明显;对比2种剩余污泥(Wl、W2),W1作为接种污泥时,并没有明显的P元素的释放,当W2作为接种污泥时,伴随着比较明显的P元素的释放。

5)综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

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