为提高能量回收率、降低能源消耗和污泥产量的一种厌氧移动床生物膜反应器和固定床生物膜-序批式活性污泥法综合反应器结合的市政污水综合处理工艺外文翻译资料

 2022-07-11 03:07

为提高能量回收率、降低能源消耗和污泥产量的一种厌氧移动床生物膜反应器和固定床生物膜-序批式活性污泥法综合反应器结合的市政污水综合处理工艺

摘要:传统活性污泥工艺在污水处理行业已经被广泛使用超过一百年,但由于传统活性污泥法的高能耗和高污泥产量等缺点,人们心里出现了越来越多的担忧,这些缺点都不可避免地同环境可持续性和全球气候变化的问题联系起来。面对这样一个紧迫而富有挑战性的局面,这个研究报道了一种新型的吸附-生物降解工艺(A-B法),在这个工艺中,一个厌氧移动床生物膜反应器(AMBBR)服务于用于COD吸附以便于产生沼气的吸附阶段(A阶段),一个固定床生物膜和序批式活性污泥反应器(IFAS-SBR)服务于用于生物除氮的生物降解阶段(B阶段)。结果表明AMBBR的稳定阶段废水中有85%的COD被去除,能量消耗率是0.28kwh/m3废水。同时,当IFAS-SBR中亚硝酸盐达到稳定分流,85%的氮被去除。另外,AMBBR出水中90%的溶解甲烷能在固定的气液分离器中被去除,这个过程能量需求更低,为0.12kwh/m3,这些能量可以由产生的甲烷中潜在的能量补偿。由于A阶段COD的高效捕集,与传统活性污泥法相比,这种新型的A-B法的污泥产量降低了75%,因此在COD氧化的曝气过程和B阶段的剩余污泥预处理过程中达到了节约能源的重要目的。总的来说,这个研究提供了一个对A-B法深层次的视角,这应该被考虑作为达到能源中立甚至能源友好目的的市政污水处理候选工艺。鉴于A-B法的复杂现状,未来的研究需要注重A阶段和B在能源回收和脱氮方面协同运行的最佳化。

关键词:A-B法,溶解甲烷,能源回收,短程硝化,短程反硝化

1 简介

传统活性污泥法的原则是将有机物转化为生物质和二氧化碳,在超过100年的成功应用后,由于它的高能耗和极高剩余污泥产量的缺点,传统活性污泥法正在遭受压力巨大的指责。例如,在美国平均每年约有3%的电能被用于污水回用。显然,高能耗和低能量回收率的传统活性污泥法作为许多污水处理厂的主体单元,给全球污水处理行业带来的挑战与日俱增。一般来说,传统活性污泥法中每去除1g可溶性COD,污泥增量为0.3-0.5g干物质。也就是说每去除1kgCOD,就会有0.3-0.5kg干物质产生。其后果便是,全球的市政污水处理厂中有渐渐产生大量的剩余污泥。例如,2010年欧盟的干污泥产量为1000万吨,美国的为800万吨,中国的为1100万吨。全球范围内尤其是发展中国家的污水处理行业日渐兴起使得全球剩余污泥的形势变得越来越紧迫。目前的实践表明剩余污泥的处理的花费占了整个污水处理厂运行费用的25%-65%。

为了降低能量输入和废弃污泥量,污泥的厌氧消化在全球范围内被普遍使用。然而,只有30%-50%的总COD或挥发性固体能在厌氧消化中被降解,这很大程度上是因为厌氧微生物在废污泥中的有机物没有被水解为可溶性COD的情况下直接将其利用。这实际上是目前的污水处理厂的主要问题所在,在污水处理厂中可溶性COD首先被转化为生物质,这是厌氧消化处理为提高能量回收和降低剩余污泥体积的更长远的环节,但效率却很低下。有一个观点认为人们应该直接将市政污水中的有机物用于厌氧消化,而不是先将其以生物方式转化为污泥。因此,这个研究致力于发展一种A-B工艺,在这个工艺中,一个厌氧移动床生物膜反应器(AMBBR)服务于用于COD吸附捕集的A阶段,一个固定床生物膜和序批式活性污泥反应器(IFAS-SBR)服务于通过短程硝化-反硝化实现生物脱氮的B阶段。希望这个研究的结果能够激发出一些关于污水处理厂未来如何以一种全局的方式提高能源回收率,降低能耗和减少剩余污泥产量的新思路。

2 材料和方法

2.1 流程配制和操作状态

这个研究制作了一个实验室规模的A-B工艺,在这个工艺中,一个厌氧移动床生物膜反应器(AMBBR)作为A阶段,一个固定床生物膜和序批式活性污泥反应器(IFAS-SBR)作为B阶段。这个AMBBR的工作容积为4L,1cm3的立方体海绵作为生物载体,其体积上的填充比为30%。温度维持在301℃,顶部的机械搅拌器的转速为60转/min,AMBBR的出水被导入一个气液分离器用于溶解甲烷的回用。

IFAS-SBR的工作体积为4L,它服务于用于生物脱氮的B阶段,在这里面使用了和A阶段相同的生物载体,其体积填充比为25%。在IFAS-SBR中,一个石质可渗透多空扩散器用于曝气,空气流速为0.8L/min。反应器内温度维持在30℃,水力停留时间为6.5h,污泥停留时间根据污泥法放量控制,IFAS-SBR在四个由厌氧段和好氧段交替的子循环中运行,从各子循环的厌氧段进水。这个A-B工艺在整个运行阶段都由一个可编程逻辑控制器来控制。

当地的一个污水处理厂的厌氧和好氧污泥分别投入AMBBR和IFAS-SBR,所使用的综合污水中含有COD浓度为400mg/L,NH4-N浓度为45mg/L,NaHCO3浓度为750mg/L,KH2PO4浓度为22mg/L,MgSO4・7H2O浓度为20mg/L,FeSO4・7H2O浓度为20mg/L,CaCl2・2H2O浓度为45mg/L,FeCl3・7H2O浓度为1.5mg/L,PH和碱度分别约为7.8和450mgCaCO3/L。

2.2 AMBBR出水中溶解性甲烷的回收

一个配有机械搅拌器的气液分离器用于回收AMBBR出水中的溶解性甲烷,它按照设计的水力停留时间以800r/min的速度运行11分钟。溶解性甲烷的浓度由改良顶空法测定,65mL的样品用120mL的血浆瓶装着,为了抑制样品中微生物的活性,瓶中注入了1mL浓度为20mmol/L的HgCl2溶液。密封瓶子中的样品在强旋流中停留1min,然后在30℃下震荡30min,接下来,顶空压力由测压计测量,用注射器将顶空的气样进一步提取出来,然后用气相色谱法分析气体组成。最后,甲烷的浓度就可以根据公式(1)计算出来了:

式中,CDM是溶解甲烷的浓度(mg/L),ml是液相的质量(g),是KH的倒数,30℃时KH的值为3.87times;109Pa,Ml是水的相对分子质量,为18g/mol,Vg是气相的体积(L),R是理想气体常数,其值为8.314L・kPa/(K・mol),T是绝对温度(K),Mm是甲烷的相对分子质量,其值为16g/mol,P是血清瓶顶空压强(Pa),[CH4%]是甲烷在气相中的百分比(%),Vl是水的体积(L)。液相中溶解二氧化碳的浓度用和溶解甲烷类似的方法根据亨利定律计算的。

2.3 急速搅拌能量需求

气液分离器的搅拌能量需求可根据公式(2)来计算:

式中,P是消耗在水中的能量(W),Np是叶轮的功率,根据Nagata(1975)其值为0.44,rho;是水的密度(kg/m3),n是搅拌速度(rps),d是叶轮直径。

根据Viessman et al.(2009),搅拌器将能量转入到水中的工作效率约为70%,这个单元的能量需求能用下面的公式来计算:

式中,E是为1m3的AMBBR出水脱甲烷的能量需求(Wh/m3),Q为污水流量(m3/h)。

2.4 分析方法

COD,NH4 -N,NO2--N,NO3--N和挥发性悬浮固体(VSS)的量是根据标准确定的(APHA2005),溶解性有机碳(DOC)是由总有机碳(TOC)决定的,ABMMR中产生的沼气体积是用量气表来测量的,而其组成是用一个配备有热导性探测器的气相色谱分析仪来确定的。(GC-TCD-TCD)(美国安捷伦科技7890A GC系统)

2.5 定量PCR

悬浮污泥和固定生物膜中的DNA用一个快速旋转箱提取,大量代表氨氧化细菌,硝化细菌,硝化螺旋菌,脱氮细菌和总菌群的16SRNA由定量PCR技术测定,这个技术利用表格1中列出的原料进行聚合酶链反应。

3 结果

3.1 A阶段反应现象

在A阶段的前20天,AMBBR的进水中有68%的COD被去除,从第21天开始,COD的去除率逐渐稳定在85%,COD出水浓度为57mg/L。可以观察到,沼气产量逐渐上升到280L/m3·d,其中70%是甲烷。而在AMBBR的稳定阶段出水中有17.1mg/L的溶解甲烷,这和30℃甲烷在水中的理论溶解度接近。在AMBBR中,每去除1gCOD,甲烷在气相中的准确产量为0.15L,在液相中为0.08L,这也就意味着在AMBBR的稳定阶段每去除1gCOD甲烷确定的总产量为0.23L。此外,溶解甲烷占AMBBR中甲烷总产量的35%,显然,这会在预期的降低能耗效果上折衷,但同时如果溶解甲烷不能得到恰当的回收,会引起对温室气体排放比较严重的担忧。

污泥停留时间不受AMBBR控制,经过60天的操作后出水悬浮固体浓度平均为38plusmn;15,另一方面,AMBBR中观测到的生物质产量逐渐稳定在0.1gVSS/gCOD,AMBBR中碳元素的流向进一步揭示了34%的碳元素转化为二氧化碳,约27.7%转化为甲烷,15.2%转化为生物质(C5H7O2N),还有19.2%在AMBBR的出水中。正如以上陈述过的,大约35%的AMBBR中产生的总甲烷以AMBBR出水中的溶解甲烷的形式存在。所以,在这个研究中,气液分离器的作用是进行AMBBR出水中溶解甲烷的回收。表3显示在气液分离器的搅拌器以800转/min的速度下搅拌11分钟,AMBBR出水中溶解甲烷的浓度降低到1.7mg/L,表明其工作效率为90%。

3.2 B阶段的实验现象和微生物结构分析

在这个研究中,IFAS-SBR被用来作为工艺的B阶段。结果显示,入水中绝大部分氨氮被转化为亚硝酸盐,并伴随着明显的亚硝酸盐分流。在这个阶段的第10天到第55天之间,当COD与N的比值达到1.9以上,有87%的总氮通过反硝化作用被去除。然而,到55天以后,随着COD与N比值的下降,硝酸盐的累积渐渐趋于主导地位。结果,当AMBBR稳定阶段的出水,也就是IFAS-SBR的进水中的COD浓度稳定在50mg/L时,亚硝酸盐的分流出现大幅度下降。(如图6)

图7显示了IFAS-SBR中悬浮生物质和固定生物质的浓度变化以及对应的微生物的数量,此外,IFAS-SBR中氮的浓度循环曲线分别在第13天,第48天和第105天决定(如图8),这把反硝化过程和微生物种群的进化联系起来。在第13天,在缺氧段的末端都不能检测到硝酸盐和亚硝酸盐的浓度,表明这时反硝化作用比较强烈,这也许是因为A阶段出水中剩余的COD足够用于厌氧阶段的反硝化作用。在好氧段,大多数氨氮被氧化为亚硝酸盐,伴随着80%的亚硝酸盐累积。在第48天,亚硝酸盐中的氮不能被完全脱除,留下大约2mg/L的亚硝酸盐氮,随后进入好氧区。反硝化细菌丰度从第20天的4.86times;1011/gVSS下降到第48天的2.33times;1011/gVSS。同时,氨氧化细菌的丰度大致保持在5times;109/gVSS到6times;109/gVSS之间。然而,生物膜中的氨氧化细菌、硝化螺旋菌和反硝化细菌在这个阶段有下降趋势。另外,AMBBR(A阶段)中COD的去除率在操作中的\得到提升,这就导致COD和N比值的下降,结果对IFAS-SBR(B阶段)的微生物结构产生了很大影响。在第105天,由于AMBBR出水中COD浓度不够充足,IFAS-SBR中的硝酸盐和亚硝酸盐不能完全通过反硝化作用被去除。同时,在IFAS-SBR的好氧段,几乎所有的氨氮被氧化为硝酸盐。据此,IFAS-SBR中的反硝化细菌的丰度进一步下降到5.8times;1010/gVSS,同时,氨氧化细菌和硝化螺旋菌的丰度分别上升到3.9times;1010/gVSS和1.2times;1011/gVSS。另一方面,IFAS-SBR中生物膜中的硝化螺旋菌的丰度上升到1.4times;1010/gVSS,生物膜中氨氧化细菌和反硝化细菌的丰度继续保持稳定。

交替的厌氧段和好氧段用来抑制亚硝酸盐氧化菌和氨氧化菌的生长。正如以上所显示的,在IFAS-SBR中存在足够用于反硝化的COD的条件下,在厌氧和好氧的交替运行下可以成功实现亚硝酸盐的累积。然而,由于AMBBR的运行状态提升造成IFAS-SBR进水COD下降,短程硝化逐渐随之消失。我们有理由去考虑是因为在厌氧段未被反硝化的亚硝酸盐进入了适宜亚硝酸盐氧化菌生长的好氧段,结果,亚硝酸盐氧化菌和氨氧化菌的竞争导致了我们所观测到的反硝化过程的失败。这也可以用亚硝酸盐氧化菌在COD充足和不足时的丰度来解释,举个例子,亚硝酸盐氧化菌在第109天(COD不够用于反硝化)的丰度时第20天(COD足够用于反硝化)的2.3倍。这些似乎说明了交替厌氧-好氧段的必要性,但不足以用于维持一个稳定的反硝化过程。

4 讨论

4.1 污泥产量的降低和溶解甲烷的回收

在传统活性污泥法中

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