厌氧预处理对曝气耗氧量的削减作用和机理.docx

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厌氧预处理对曝气耗氧量的削减作用和机理

厌氧预处理对曝气耗氧量的削减作用和机理

　　为控制水污染的日益加剧,目前国正大举兴建城镇污水处理厂。

这是一项保证国民经济可持续发展的战略举措,但也是一项只见投入,不见直接产出的公益行为。

其不仅需要投入大笔的基建资金,而且还要付出可观的运转费用。

一些地方大力筹资建成了污水处理厂,但却因难以承担运转费用而不能充分发挥环境效益。

因此,降低能耗,节约运转费用对发展城镇污水处理事业具有举足轻重的作用。

　　在常规城镇污水处理中,曝气供氧的能耗最大,约占全厂总能耗的50%。

因此,降低曝气耗氧量是节约运转费用的首要环节。

降低曝气耗氧量的途径有两条：

第一,前置预处理设施,削减进入曝气区的耗氧量；第二,优选运行条件和扩散装置,提高氧利用率。

本文将就前者作进一步的探讨。

1　厌氧预处理对曝气耗氧量的削减作用

　　在A/O、A2/O系统中,厌氧区可去除水部分有机物。

过去,一直将这种现象主要归因于贮磷菌的吸收和贮存PHB的作用。

因PHB是过渡产物,在好氧区将作为碳源而被氧化。

故这一过程并不削减后续的曝气耗氧量。

然而,近年来的理论和实践都证明,厌氧区不仅具有吸收和贮存基质的功能,而且还产生脱氢氧化作用,并可大幅度削减继后的曝气耗氧量。

1.1　早先的发现和实践的证明

　　早在1983年,Lan等就发现在曝气区前设置一个厌氧区,可降低曝气区50%的耗氧量。

继后,Randall等[1]（1984～1987年）多次证实了这一发现,并将这一现象命名为“厌氧稳定”。

Bordacs等（1988年）在曝气区前加了一只厌氧选择器,平均降低了30%的曝气耗氧量。

其降低幅度与F/M（BOD/MLVSS）有关：

当F/M为0.2时,降低36%,当F/M为0.8时,降低20%。

王凯军等[2]（1988年）将初沉池改成厌氧池,厌氧反应1.67～2.5h后,曝气耗氧量降低约50%。

McClintock等[3]（1993年）应用A2/O工艺与常规活性污泥法进行对比研究,前者厌氧、缺氧反应各1h,在同等的除氮效果下,A2/O工艺所需的曝气时间由3.2h缩短至1.7h,曝气耗氧量降低近1/2。

1.2　氧平衡计算的结果

　　所谓厌氧稳定是指在厌氧过程中,有机物完全氧化或还原成气态尾产物释放,既不是转化为菌体随污泥排出,也不是转化为潜在的耗氧物在系统外继续耗氧,是一种脱氢氧化行为。

在A/O、A2/O系统中,除厌氧稳定作用而外,还存在两项可削减曝气耗氧量的因素,即：

反硝化和排泥。

为排除这两项因素的干扰,Randall等[1]应用物料氧平衡法对三项研究成果进行了评估。

在氧平衡计算时,用氧当量表示有机物,统一进行量化。

从全系统去除的COD氧当量中,扣除反硝化增补的和排泥损失的氧当量,则可计算出厌氧稳定的氧当量,及由此而削减的曝气耗氧量。

第一项研究应用A/O工艺,厌氧反应1.7h,曝气3.9h。

通过投药法抑制硝化作用的发生,免除反硝化增氧的干扰。

扣除排泥带走的氧当量,测算出厌氧稳定削减的曝气耗氧量占23%～48%。

第二项研究应用A2/O工艺,厌氧、缺氧、好氧反应的时间分别为1.3h、2.1h、6.9h,扣除反硝化增补的和排泥损失的氧当量,得出厌氧稳定削减的曝气耗氧量为23%～27%。

第三项研究Ａ2/O工艺与普通活性污泥法的平行对比试验,A2/O系统的厌氧、缺氧、好氧反应时间分别为2h、2h、4h,普通活性污泥法的曝气时间为8h。

结果为：

厌氧稳定削减了8%～27%的曝气耗氧量,A2/O工艺比普通活性污泥法降低23.2%～37.3%曝气耗氧量。

2　厌氧稳定削减曝气耗氧量的机理

　　厌氧预处理可削减曝气耗氧量的发现已得到国外大量科研成果和生产实践的证明。

但对其机理却众说纷纭,认识不一。

占优势的说法是,贮磷菌细胞贮存过量的PHB,未经氧化而以污泥形态排出系统；也有人将其归因于厌氧还原产生CH4和H2S的释放。

近年来的研究证明,这两种说法均科学依据不足。

2.1　贮磷菌贮存过量的PHB流失的可能性这方面存在两种观点：

第一,认为贮磷菌贮存PHB是厌氧反应的主导作用；第二,认为污泥中含有过量的PHB。

在厌氧条件下,吸收并贮存PHB的主要是一类小型阴性短杆菌（Acinetobacter）也称除磷菌。

这类菌在厌氧条件下仅能利用醇、酸等低分子有机物合成PHB,而不能直接利用糖类等复杂物。

其对乙酸的亲合性特别强,只要水中有乙酸存在,无论在厌氧、缺氧或好氧条件下,也不管污泥处于循环周期的何种状态,贮磷菌就要释放磷而吸收乙酸。

此外,必须指出,贮磷菌也是一类活性差、增殖慢、竞争力弱的菌属,其对环境条件有一定的要求和选择性,在A/O、A2/O系统中,将与其他菌种发生竞存和筛选作用。

　　近年来的研究表明,在厌氧条件下,除贮磷菌而外,还存在另一类能吸收并贮存有机物的非贮磷菌。

两类菌既可共存又有竞争。

Jakub等[4]曾做了这样一个试验,在葡萄糖和乙酸各50%的基质中,接种非贮磷菌。

从0天～23天,A/O系统的贮磷菌接近于零,但随着时间的推移,贮磷菌逐渐增加,而非贮磷菌相应减少,至131天后,两类菌数量相近。

在整个试验过程中,不管两类菌种的比例如何演变,厌氧区出水的可溶性COD均很低,且变幅甚小。

结果表明,非贮磷菌同样具有吸收并贮存乙酸等有机物的能力。

然而,非贮磷菌以何种形态吸收并贮存有机物,是PHB、PHA、糖类,还是其他物质,目前所知甚少。

　　基于上述,在厌氧区贮磷菌和非贮磷菌均能吸收并贮存大量有机物。

为深究这些贮存物的演变和最终产物,一些学者进行了探索。

延华等[5]在以乙酸为基质的试验中测出：

厌氧终端污泥的PHB高达200mg/L,而在好氧结束时,降至20mg/L；在以葡萄糖为基质时,污泥的PHB始终处于40mg/L的低水平,变幅甚小。

Randall等对三项研究排泥的氧当量测定值为：

第二、第三项研究排泥的氧当量为1.42mg/（mgMLVSS）；第四项研究中,A2/O工艺排泥的氧当量为1.34mg/（mgMLVSS）,普通活性污泥为1.30mg/（mgMLVSS）。

这些测定值与标准值1.42mg/（mgMLVSS）相等或接近。

据此推测,排泥中的PHB等细胞贮存物数量甚微,不足以对曝气耗氧量产生重大的影响。

2.2　产生CH4、H2S所起的作用

　　在厌氧条件下,必然有甲烷菌存在并产生CH4。

但一般的A/O、A2/O系统均在常温下运行,且MCRT较短（10天～20天）。

这种环境条件不利于甲烷菌的增殖和代活动。

虽然甲烷化能消耗一部分有机物,但不可能产生大幅度削减曝气耗氧量的结果。

Wable（1992年）曾对一A2/O系统的尾气进行监测,未检出CH4,但该系统仍发生厌氧稳定作用。

此外,在Randall等的第二、第四项研究中,虽发现一些还原硫化物,但数量甚微,这一过程消耗的有机物在氧平衡计算中所占比例甚小。

2.3　厌氧稳定的机理

　　如前所述,厌氧稳定既不能归因于细胞贮存过量的PHB等有机物的流失,也不是由于产生CH4和H2S的释放。

其实这是由广泛存在,但被忽视的糖类发酵反应所引起。

提起发酵反应,一般认为仅是将复杂的、大分子有机物降解为简单的、小分子有机物,发酵过程产生的氢以降解物或氧化物为受体,不排出系统。

因此,发酵产物的COD与原基质相等,不导致削减COD的效果。

这种认识只看到了发酵反应的一个侧面,而忽视了更为重要的方面。

发酵反应是由多种微生物参与、反应途径多种多样的复杂过程。

其中既有脱氢氧化作用,又有加氢还原作用。

发酵产物既可能是甲、乙、丙、丁、乳酸,也可能是醇类。

发酵途径和产物随着环境条件和优势菌种的变化而变化。

近年来的研究证明,在A/O、A2/O系统中,有许多兼性厌氧菌能在降解糖类时释放出H2和CO2,从而削减了系统的COD总量。

按经典的EM代途径,1molC6H12O6首先无氧酵解为2mol的CH3COCOOH。

在厌氧条件下,CH3COCOOH既可能加氢产生丙、丁、乳酸和醇类,也可能脱氢产生乙酸。

CH3COCOOH脱氢发酵的途径多种多样,目前已知的主要有两条：

（1）1mol的CH3COCOOH分裂成各1mol的CH3COOH和HCOOH。

HCOOH在脱氢酶的作用下氧化成H2和CO2。

其反应式为：

　　　　CH3COCOOH+H2O?

CH3COOH+HCOOH　　　　　　　

（1）

　　　　HCOOH?

H2+CO2　　　　　　　　　　　　　　

（2）

　　参与这一反应过程的微生物主要有：

Escherichia,Enterobacter,Proteus菌属,及Aeromonas,Beneckea,Photobacterium菌属的一部分。

（2）CH3COCOOH直接降解为CH3COOH和H2、CO2。

其反应式为：

　　　　CH3COCOOH+H2O?

CH3COOH+H2+CO2　　　　　　（3）

　　参与这一反应过程的微生物属于产芽孢菌,如：

Clostridium,Bacillus等。

这类微生物也能使丙、丁、乳酸和醇类脱氢氧化。

　　糖类脱氢发酵的总反应式为：

　　　　C6H12O6+2H2O?

2CH3COOH+4H2+2CO2　　　　　（4）

　　从（4）式可算出,1molC6H12O6降解为CH3COOH,需氧量降低33%,如扣除排泥带走的氧当量,则削减的耗氧量约50%。

这条发酵途径的结果与实践中厌氧稳定削减的曝气耗氧量相近。

3　影响厌氧稳定的因素

　　影响厌氧稳定的因素主要有：

原水含糖比、原水有机物浓度、MCRT、F/M、MLVSS等。

3.1　原水含糖比

　　发酵反应的对象是糖类等复杂的有机物,原水含糖比对厌氧稳定的影响最大。

Randall等在其第二项研究中,曾以乙酸取代葡萄糖为基质,结果引起厌氧稳定效果的急剧下降。

在MCRT为3天时,削减的曝气耗氧量接近于零。

3.2　原水有机物浓度

　　Randall等[1]在研究中发现,原水有机物浓度也对厌氧稳定效果产生重大的影响。

应用相对较稀的腐化池出水作试验,当原水COD＜190mg/L时,厌氧稳定效果接近于零。

但随着原水COD的提高而直线上升。

3.3　MCRT、F/M、MLVSS

　　这是三项互相关联的影响因素。

Randall等[1]在第四项研究中,将MCRT由5天提高到15天时,厌氧稳定削减的曝气耗量由8%～18%上升至12%～27%,升幅达50%。

而与此相应的是：

MLVSS由1000mg/L上升至2000mg/L,F/M由0.2kgCOD/kgMLVSS降低至0.1mgCOD/kgMLVSS。

结果提示,过低的MCRT将导致MLVSS下降、F/M上升,从而削弱厌氧稳定效果。

4　结束语

　　厌氧稳定是由一类非贮磷菌属的兼性厌氧菌发酵反应的结果,是一种脱氢氧化行为。

厌氧稳定削减的曝气耗氧量可达20%～30%。

厌氧稳定对含糖比大,有机物浓度高的污水较为合适。

从削减曝气耗氧量的角度出发,厌氧稳定应是一个有利于产生并释放H2和CO2的过程,这个过程应促进NAD的再氧化并避免降解产物的还原。

然而,迄今为止,有关厌氧稳定的理论知识仍相当贫乏,实践经验更是不足。

如何优化筛选参与厌氧稳定的微生物,如何优化厌氧稳定的运行条件,如何将厌氧稳定与除氮、磷作用有机结合等一系列课题,都有待今后研究和探讨。

厌氧折流板反应器处理垃圾渗滤混合废水

　　垃圾填埋场渗滤液中难生物降解有机物多，可生化性差，其BOD5/COD低达0.1～0.2［1］，我国目前多将渗滤液与城市污水进行混合处理。

为获得稳定而有效的处理效果，试验采用水解酸化—好氧工艺，而水解酸化段采用具有优良性能特点的ABR反应器。

　　ABR是一个由多隔室组成的高效新型反应器［2］（见图1），具有水力条件好、生物固体截留能力强、微生物种群分布好、结构简单、启动较快及运行稳定等优良性能。

运行中的ABR是一个整体为推流、各隔室为全混的反应器，因而可获得稳定的处理效果［3、4］。

1试验方法

1.1废水水质

　　渗滤液水样取自七子山垃圾填埋场。

渗滤液（pH为7.4～8.5）和城市污水（pH为7.1～8.5）的水质见表1。

表１ 渗透液和城市污水水质

水质指标

浓度变化围

渗滤液

城市污水

CODcr

3700～8885

165～305

BOD5

1900～3180

106～248

NH4+-N

630～1800

25～35

NH3+-N

1.25～3.34

-

NH2+-N

0.06～1.52

-

TP

7.1～7.7

6.4～12.3

SS 

328～400

255～348

BOD5/COD

0.25～0.358

0.64～0.81

1.2试验用ABR

　　ABR由4个隔室组成，总有效容积为13.2L，第一隔室的容积为3.0L，其余隔室容积均为3.4L。

反应上流室和下流室的水平宽度比为4∶1，折流挡板底部转角为45°。

由蠕动泵在ABR的进水端均匀进水。

在各隔室顶部设集气管并接水封以保证厌氧条件。

1.3研究方法及主要工艺参数

　　采用动态方法进行研究。

首先进行启动运行，待运行稳定后，进行不同混合比的渗滤液和生活污水的混合处理研究。

研究期间的气温为18.0～27.5℃，ABR的HRT为13.2～26.4h，反应器各上流室所装污泥浓度为10～15g/L。

2结果及分析

2.1ABR的水解酸化作用

　　混合废水经ABR处理后，其BOD5/COD比值明显提高，当进水BOD5/COD较低时，效果更为显著。

如进水为0.665时，出水达0.68，进水为0.2～0.3时，出水可提高至0.4～0.6。

ABR对出水BOD5/COD的改善，无疑可促进混合废水好氧处理的效果和运行稳定性。

　　BOD5/COD的提高反映了ABR反应器良好的水解酸化作用。

研究表明，对不同的混合比、原渗滤液浓度、HRT，ABR反应器可获得不同程度的水解酸化作用。

原渗滤液浓度和混合比较低时，产甲烷作用较弱，表观水解程度与实际水解程度接近；当原渗滤液浓度和混合比较高时，甲烷发酵加强，表观水解酸化度与实际情况差别较大。

研究还发现，当原渗滤液浓度及混合比均较低时，水解酸化作用与HRT呈正相关（见图2，其中ΔBOD5表示进出水浓度之差）。

2.2进水NH4+-N/COD和COD/TP与COD的去除率关系

　　由图3可见，ABR反应器中COD的去除率对NH4+-N/COD的变化较敏感，NH4+-N/COD过高或过低均影响COD的去除。

当NH4+-N/COD≥0.2时，COD去除率将受到明显的影响。

实际工程中应注意对进水中NH4+-N浓度的控制，并宜将NH4+-N/COD控制在0.05～0.2。

 　　从图4可见，当渗滤液与城市污水混合比达1∶1时，曾出现缺磷问题（COD/TP＝500～1000），导致系统运行效率降低，为此在进水中补充了磷。

运行过程中，在磷基本满足比例要求的条件下，COD的去除率较为稳定，当COD/TP高达437.4时，仍具有较稳定的处理效果。

2.3进水负荷与ABR的运行

　　图5所示为ABR的COD去除率随进水容积负荷的变化。

由图可见，一方面ABR对COD的去除率随负荷的提高而逐渐提高，但提高速率逐渐下降（如图中虚线所示）；另一方面，COD的去除率随混合比呈现出由高到低继而又升高的趋势（如图中实线所示）。

对此可解释如下：

当混合比较低且负荷亦较低时，混合废水中难生物降解的有机物含量也较低，其水质与城市污水接近，废水所含污染物大多易生物降解，导致ABR反应器中所发生的水解酸化作用程度较低。

此时COD的去除主要通过对进水中悬浮物的截留、产酸菌对进水中基质的利用及较弱的产甲烷作用而实现。

随混合比的提高，进水中难降解有机物量增加，水解酸化作用加强，导致COD去除率为负值。

随混合比进一步提高，不仅水解酸化作用明显，而且产甲烷菌也起到了一定的降解效果。

由于水解酸化作用受HRT、进水中难降解物质含量等因素的影响，而产甲烷作用则取决于酸化程度、HRT等，因而随混合比和负荷的提高，在酸化作用加强的同时，产甲烷作用亦相应加强。

2.4污泥特性分析

　　当反应器运行至容积负荷为4.71kgCOD/（m3·d）时，各隔室中形成沉降性能良好、外观由灰白色至灰黑色、粒径大小不等（0.5～5mm）的棒状及球状颗粒污泥，各隔室中颗粒污泥的大致粒径分布如图6。

分析表明，颗粒污泥具有良好的沉降性能，其SVI为7.5～14.2mL/g。

第一隔室的颗粒污泥较轻，呈灰色；第三隔室的颗粒污泥则沉降性能良好，呈深灰色。

运行过程中观察到第一隔室中的污泥大部分处于悬浮态，泥水混合液较为粘稠，而以后各隔室中的污泥则在底部形成稠密的污泥层。

　　颗粒污泥的形成与渗滤液的水质、运行条件及ABR反应器的构造等因素有关。

渗滤液中含有较高的碱度及其它碱金属离子，有利于污泥的颗粒化。

镜检表明，ABR反应器的第二、三隔室污泥中含有较多甲烷八叠球菌及甲烷丝状菌，第四隔室中甲烷丝状菌占优势。

　　ABR不同隔室中颗粒污泥浓度有较大的差异，第一至第三隔室中颗粒污泥浓度呈增加趋势（20g/L、28.03g/L、37.96g/L），第四隔室浓度下降（24.0g/L），说明在第一隔室中水解作用较强，随隔室的推移，产酸作用占优势，到第三隔室产酸和一定程度的产甲烷作用同时存在，第四隔室产甲烷作用较占优势。

由于产酸菌的生长速率较快，导致第二和第三隔室污泥浓度较高，同时第二和第三隔室中颗粒污泥的平均粒径均较大，其中颗粒为1～2mm和2～4mm的颗粒污泥在此两隔室中各占30%、40%及45%、30%左右。

3结论

　　ABR应用于处理垃圾渗滤液与城市污水的混合废水并控制在水解酸化阶段时，具有优良的运行性能和效果。

　　①可获得明显的水解酸化作用，提高废水的可生化性，促进好氧段运行的稳定性。

混合废水的BOD5/COD为0.2～0.665时，经ABR反应器处理后出水的BOD5/COD值可提高到0.37～0.68，且进水的BOD5/COD越低，其提高幅度越大。

　　②可形成性能良好的颗粒污泥。

混合废水进水负荷达4.71kgCOD/（m3·d）时，反应器形成粒径为0.5～5mm、浓度为20～38g/L的球状及棒状颗粒污泥。

颗粒污泥的形成，大大提高了ABR反应器对冲击负荷的抵抗能力。

　　③宜将进水COD/NH4+-N控制在5～20，并需注意在高混合比下的缺磷问题。