低温处理生活污水的两级厌氧滤池AF+复合式厌氧AH工艺设计.docx

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低温处理生活污水的两级厌氧滤池AF+复合式厌氧AH工艺设计

低温处理生活污水的两级厌氧滤池/复合式厌氧工艺

摘要：

在13℃低温条件下，控制不同的水力停留时间（HRTs），在一个由厌氧滤池（AF）+复合式厌氧反应器（AH）组成的两级工艺里对生活污水处理进行研究。

AF反应器在去除悬浮COD面效率高，即在水力停留时间为4h，2h，3h时去除率可分别达81%，58%，57%。

对悬浮COD和溶解COD去除效率最优时，AF+AH系统要求水力停留时间为4+4h。

对附加的胶状COD的去除效率最优时，AH反应器需要8h的水力停留时间。

AF+AH系统在13℃、水力停留时间为4+8h下运行时，对总COD有一个高效的去除率。

总COD去除率高达71%，这类似于在热带地区的研究发现。

此外，去除的60%COD转化为甲烷。

ř2000爱思维尔技术股份有限公司所有。

关键词：

污水处理，生活污水，厌氧消化，厌氧滤池，复合式厌氧，聚氨酯泡沫塑料，两级系统

1.简介

高效厌氧处理是生活污水处理技术的一个热点，因为它设备简单，操作简便，维修费用低，占地面积小，污泥产量少，且产沼气。

尽管生活污水厌氧处理技术在多热带广泛大规模应用，但是目前为止，低温下这套技术并没有完全的被各个采用。

这主要是因为去除率较低。

此外，低温条件下，反应器里水解率更低且悬浮物（SS）积累量更高，故需要一个更长的水力停留时间（HRT）[1-2]。

上流式厌氧污泥床反应器（UASB）反应器接种颗粒污泥比那些接种絮凝污泥的反应器性能更好[3]。

但是，在低温下用颗粒污泥UASB反应器处理生活污水时，在颗粒污泥床SS重新积聚，将导致总体产甲烷活性和反应器性能恶化[1,4]。

多研究[2,5-11]显示，低温下用颗粒污泥床反应器处理，应在厌氧处理前进行SS预处理。

葵[10]针对低温处理生活污水研发了一套两步工艺，即UASB+EGSB（膨胀颗粒污泥床）反应器。

第一步是去除悬浮COD（CODss）及部分水解，而第二步主要是将溶解COD（CODdis）转换为甲烷。

但是，在这套组合的UASB+EGSB工艺里，胶状COD（CODcol）的去除受到了限制。

最近，Elmitwalli等人[12]研究表明，相比于UASB反应器，采用接种絮凝污泥的AH反应器并不能显著提高对SS的预处理效果[10]。

但是，用AF反应器作为第一步反应对CODss去除效率很高（即82%），在AF反应器里采用聚氨酯泡沫塑料（RPF）填料。

反应器里不能形成污泥床，因而，所有的生物被截留在RPF填料上而被保留在反应器里。

填料和微生物（处于吸附状态）的存在，使得在13℃、HRT为4h下运行140d期间完全避免了过滤器的堵塞。

Elmitwalli等人[5]对UASB和AH反应器进行了比较，两者均接种颗粒污泥，在13℃、HRT为8h下对初沉后的污水进行处理。

AH反应器里采用的是RPF填料。

在初始阶段，AH反应器去除了64%COD（CODt）,明显比UASB的去除效率高出4%。

结果得出，用AF反应器作为第一步,紧接一个含颗粒污泥床的AH反应器,被认为是低温生活污水厌氧处理的一个合理可行的工艺。

现在研究的目的就是评估这个两级（AF+AH）工艺在13℃低温下对生活污水的处理性能。

2.材料和法

2.1.实验装置

实验装置如图1所示，由AF反应器（60L）和AH反应器（65L）组成，两者材质均为有机玻璃，且采用串联式的连接。

两个反应器的直径均为0.19m，而AF和AH反应器的高度分别是2.1m和2.3m。

反应器里采用的是RPF填料。

AF反应器里的填料垂直放置，背靠背，没有间隔。

AH反应器里使用的是由1m×1.5m的板片做成的圆柱型的填料，这个1m高的RPF圆筒在AH反应器的顶部被垂直地放置在气-固分离器之上。

RPF材质的特性见表1。

反应器里的温度通过置围的管提供恒温水循环而控制在13℃。

图1实验装置示意图

（1）进水；

（2）蠕动泵；（3）AF反应器；（4）AF反应器的填料（垂直的RPF板片，TM10型号）；（5）气量计；（6）AF反应器废水；（7）AH反应器；（8）颗粒污泥床；（9）气-固分离器；（10）AH反应器的填料（垂直的RPF板片，TM30型号）；（11）AH反应器废水

表1实验中使用的RPF板片的特性

参数

单位

AF反应器

AH反应器

总薄板厚度

凸起厚度

气数目

mm

mm

气/英寸

25

15

7-15

25

15

25-35

实验开始用的是洁净的填料。

AH反应器是从一个正在处理“齐默曼法”（布雷达，荷兰）产生的活性滤液的UASB反应器中接种的颗粒污泥。

30℃下这个培养液污泥的最大产甲烷活性总计0.34kgCOD/kgVSS·d。

其后，AF+AH工艺在HRTs为4+8h、2+4h和3+6h时分别运行144d、81d和69d。

运行的第一个50d视为启动期，从144-166d至225-251d的运行期间，被看作是对一个新的水力停留时间的适应期。

AF反应器底部沉淀的污泥在HRTs为2h和3h时被浪费3次/，而在HRTs为4h时被浪费1次/。

AH反应器里的污泥床通过消耗从污泥床上部来的剩余污泥而控制在1m的高度。

2.2废水性能

该工艺使用的是源自荷兰宾尼哥姆村庄的生活污水，污水经混合下水道系统收集。

表2概括了该污水的主要特征。

每，从原水中取三份混合样品（两份是48h，一份是72h），AF反应器和AH反应器的出水分别收集到容器里，置于4℃的冰箱里。

表2用于实验的生活污水的性能

参数

单位

从50d到144d

n1=29bn2=5c

从166d到213d

n1=21n2=5

从239d到294d

n1=21n2=5

CODt

mg/l

461（134）425（143）

528（172）450（63）

528（88）533（86）

CODss

mg/l

（88）201（118）

201（101）（28）

225（66）（76）

CODcol

mg/l

117（38）99（9）

160（42）（32）

（42）191（123）

CODdis

mg/l

158（43）（30）

172（62）130（20）

147（42）169（68）

COD-VFA

mg/l

38（25）35（24）

35（28）33（27）

55（11）53（11）

总糖

mg/l

69（38）

38（24）

55（11）

悬浮的糖

mg/l

39（32）

16（16）

36（9）

胶状的糖

mg/l

12（8）

12（4）

10（3）

溶解的糖

mg/l

19（3）

10（6）

9（4）

总蛋白质

mg/l

125（31）

（38）

110（16）

悬浮的蛋白质

mg/l

43（19）

26（14）

28（11）

胶状的蛋白质

mg/l

33（5）

101（33）

56（15）

溶解的蛋白质

mg/l

50（8）

45（17）

26（17）

N-Kj

mg/l

62（13）

58（13）

70（3）

NH4+-N

mg/l

52（16）

40（14）

48（10）

总PO4-P

mg/l

8.6（2.5）

6.8

（2）

7.4（1.3）

溶解的PO4-3-P

mg/l

5.4

（1）

4.4（1.7）

5.9（0.7）

悬浮的PO4

mg/l

3.2（1.6）

2.4（0.9）

3.6（0.7）

总大肠埃希菌

E.coli/100ml

5.6×106（1.5×106）

7.5×106（1.5×106）

7.3×106（2.3*106）

悬浮的大肠埃希菌

E.coli/100ml

1.2×106（1.2×106）

5×105（6×105）

2.5×106（1.4*106）

滤纸大肠埃希菌

E.coli/100ml

4.4×106（1.5×106）

7×106（4.6×106）

4.8×106（2.2×106）

a标准差位于括号里

bn1=CODt和其小部分的测量数目

cn2=其它参数的测量数目

2.3．分析法

Jirka和Carter[13]用显微分析仪对COD进行测定。

原水样品CODt，经4.4μm过滤后的样品用于CODf，而0.45μm渗透膜（Schleicher&SchuellME25）样品用于CODdis。

CODss和CODcol是通过CODt和CODf、CODf和CODdis各自之间的区别来估算的。

挥发性脂肪酸（VFA）是通过膜过滤器样品在气相色谱仪中测定的，正如vanLier[14]报道。

沼气的组成，CH4，CO2，N2和O2，由一个用气相色谱仪测定的100μl样品决定，vanLier[14]报道。

凯氏测氮值（KJ-N）、污泥指数（SVI）、吸附时间（CST）、总固体含量（TS）、SS以及挥发性悬浮颗粒（VSS）是根据荷兰标准归一化法[15]测定的。

蛋白质和糖类（由原水、滤纸、渗透膜样品测定的）是根据Miron等[16]描述的法进行分析的。

大肠埃希菌（原水和滤纸测定的）是根据HavelaarandDuring[17]分析的。

废水的总PO4-P是根据荷兰标准归一化法[15]在处理后用自动分析仪（Skalar）测定的,而NH4+-N和溶解的PO4-3-P直接用同台自动分析仪进行测定。

30℃下通过一次进料约为1.5gCOD/l的初始醋酸浓度和二次进料大约为2gVSS/l污泥浓度[14]的醋酸的消耗来测定SMAmax值，在60d期里污泥可消化性效果正如vanLier[14]报道成果。

对于AF反应器产生的剩余污泥，其体积与SS和VSS的浓度都被测量了。

当AF反应器在水力停留时间为2h和3h下运行时，对其余5个样品进行了SVI，CTS和TS的分析。

污泥的可消化性被再次测量，而当AF反应器在HRT为2h时，其中的剩余污泥被分成了两份。

AH反应器里的剩余污泥对其SS和VSS容量进行了分析。

在每一次驯化阶段之后以及每个HRT末期，AF反应器里的剩余污泥和存在于AH反应器里的复合样品的颗粒污泥，它们的SMAmax值都被分析了。

在每次HRT末期AF和AH反应器里的附加污泥，它们的SMAmax也被测量了。

AF和AH反应器里的附加污泥被分离正如Elmitwalli等[12]提到的那样。

3.计算

水解（H）、酸化（A）和产甲烷（M）百分率，最大（SRTmax）和最小污泥停留时间（SRTmin）以及过滤常数（א）是按Elmitwalli等[12]描述的那样计算的。

废水中溶解的甲烷总数是依据Henry’sLaw估算的。

按照Elmitwalli等[12]报道，在不同HRTs下对反应器的性能做了统计比较。

4.结果与讨论

4.1.COD和VFA的去除

图213℃用AF和AH反应器处理生活污水期间HRT对CODt及其各部分的去除的影响。

（◊），CODt；（□），CODss；（∆），CODcol；（○），CODdis.

图2显示不同HRT下AF反应器对CODt和去除效率显著的COD的去除效果。

结果表明，HRT从4h提高到4h,显著地提高了CODt的去除率（平均提高了10%），主要是因为CODss的去除率更高。

在HRT为4h时，AF反应器对CODss去除率为81%，比HRT为3h时明显高（平均高出0.01%）。

然而当HRT从3h减少到2h时，CODss的去除率并没有急剧下降。

HRT为2h时，AF反应器对CODss的去除率为58%，明显高于Wang[10]在12℃、HRT为3h时运行UASB反应器取得的效果（44%）。

在这些HRTs，CODcol和CODdis去除效率都受到限制。

图2的结果显示，当HRT从6h提高到8h时，AF反应器对CODt、CODcol和CODdis的去除效率明显提高了（平均分别提高了0.1%、0.05%和1%），而在HRT从4h提高到6h时只显著提高了对CODss的去除率（平均提高了5%）。

表3AF+AH工艺在不同HRTs运行时对CODt，各COD和VFA的去除效率（%）

4+8h

2+4h

3+6h

CODt

70.6（7.4）

58.6（7.7）

63（7.4）

CODss

91.3（8.4）

70.5（16.4）

78.8（7.4）

CODcol

59.6（14.7）

45.3（17.1）

45.8（18.5）

CODdis

55.2（14.3）

54.8（15.2）

53.6（10）

VFA-COD

97（4.4）

77.9（22.7）

91.3（4）

a括号里为标准差.

表3总结了在用AF+AH工艺处理生活污水期间对CODt的处理效果以及各COD和VFA的差异。

AF+AH工艺在HRT为4+8h下运行对CODt、CODss和CODcol的处理效率比在RHT为3+6h时明显高（平均分别高出0.1%、0.01%和5%）。

而在RHT为3+6h时比在RHT为2+4h时仅对CODt和CODss的去除效率明显更高（各自平均为10%和10%）。

结果明显显示，在不同HRTs下运用AF+AH工艺对CODdis的去除效果是相似的（54-55%），致使AH反应器活性颗粒污泥容量很高。

这表明，对CODdis而言，系统依然处于未满负荷状态，即使在HRT为2+4h下。

AF+AH工艺对CODdis的去除效果相当于在分批处理循环试验[9]中处理同种废水所取得的最低去除率（54%）。

AF+AH工艺在HRT为4+8h下对CODt的去除超过了类似温度下的其他调查发现[1,10]。

在AF+AH工艺中发现，对CODt的高效去除，归因于提高了AF反应器里CODss的去除以及第二步里CODcol和CODdis的去除。

除了颗粒污泥的影响，存在于AH反应器中的RPF填料也提高了对CODcol的截留，如Elmitwalli等报道所言[5]。

4.2.糖类，蛋白质，营养物（P和N）和大肠埃希菌的去除

表4AF+AH工艺在HRT为4+8ha时，糖类，蛋白质，

大肠埃希菌，PO4-P，N-Kj和NH4+-N的去除效率（%）

参数

AF

AH

AF+AH

糖类

总数

75（5）

20（8）

80（5）

悬浮的

94（4）

39（57）

97

（1）

胶状的

75（7）

-10（17）

65（8）

溶解的

18（15）

23（16）

39（4）

蛋白质

总数

33.1（7.1）

33.7（6.4）

55.6（6.8）

悬浮的

66.4（7.3）

33.3（47.1）

78.3（14.9）

胶状的

6.3（12.5）

25（16.7）

31.3（4.2）

溶解的

24.6（17.5）

39.2（7.9）

54.2（11.7）

大肠埃希菌

总数

20.3（26.7）

12（40.7）

32.8（28.5）

悬浮的

75.3（29.5）

100（0）

100（0）

滤纸上的

22.1（19.1）

-3.2（43.3）

21.4（30.5）

PO4-P

总数

15.5（8.2）

0.6（5.5）

16（8.9）

悬浮的

38.5（26.5）

39.3（31.5）

64.8（21.3）

溶解的

1.7（8.9）

-13.6（11.9）

-11.5（12.8）

N-Kj

6.2（5.2）

-1.4（6.2）

4.9（8.3）

NH4+-N

-0.3（11.7）

-7（1.9）

-7.3（13.6）

a括号里为标准差

在AF+AH工艺里发现，不同HRTs时，对糖类，蛋白质，营养物和E.coli的去除并没有明显的区别，表4中只提到了HRTs为4+8h时的去除效果。

AF+AH工艺在去除糖类面效率很高，主要是对悬浮的糖类的高去除效率结果更明显，胜过了对蛋白质的去除。

事实上，对悬浮的蛋白质的去除明显地高于其他蛋白质部分。

结果还表明污水中的大多数大肠杆菌是与胶粒联系在一起。

任运行条件下，对于大肠埃希菌的去除效率都受到限制。

由于AF+AH工艺对CODss去除效率很高，该工艺也去除了污水中与大部分大肠杆菌相关的悬浮颗粒物和胶粒。

此外，结果提供了一个去除悬浮磷酸盐和释放溶解磷的有效的法。

该工艺随着SS的去除而去除了部分凯氏定氮法测定的氮，但是蛋白质的水解作用又释放NH4+-N。

4.3.保留在反应器里的的污泥和剩余污泥的特性

表5AF和AH反应器里保留的和剩余的污泥特性a

参数

单位

AF

AH

4h

2h

3h

8h

4h

6h

保留的污泥

浓度

gvss/l

15.3

16.7

15.8

35.8

28.2

33.1

SRTmax

d

63（14.9）

37.8（15.9）

47.2（28.7）

2200

2100

2800

SRTmin

d

42.7（11）

14.5（4.8）

19.6（6.3）

450

94

90

剩余污泥

VSS/SS

%

81（3）

76（8）

78（4）

58

63

53

SVI

ml/gSS

59.4（9.3）b

27.3（18）

38.5（4.9）

-

-

-

可消化性

gCH4-COD/gCOD

0.65（0.03）b

0.75（0.04）

-

-

-

-

א*106

Kg2/m4/s2

28.3（7）b

35.7（9.1）

-

-

-

-

a括号里为标准差.

b来自Elmitwalli等[12].

表5结果显示两个反应器里保留和剩余污泥的特性。

AF反应器里的剩余污泥的SVI随着HRT的减少而下降。

可能是因为在较长的HRTs下沉淀能力较差，微粒很小而导致局部水解作用很高。

然而，对于AF反应器，不同HRTs下运行产生的剩余污泥的SVI值总是<60ml/gSS，这表明其沉淀能力相当好。

不同HRTs下，AF反应器产生的剩余污泥的过滤常数很相似，相似于那些消化很好的初级污泥的过滤常数，而超过初始污泥[16]。

AF+AH工艺里产生的剩余污泥，主要来自于AF反应器。

AF反应器里的剩余污泥占AF+AH工艺里的CODt的20–35%，而在AH反应器里只占0.5–1.5%。

这个可消化性结论和在VSS/SS比率面的发现表明，AF反应器产生的剩余污泥不是很稳定且需要快速稳定。

但是，AH反应器里产生的污泥很稳定。

VSS/SS比是0.63。

AF反应器里SRTmax和SRTmin值在HRT从3h提高到4h时明显地增大了。

AH反应器里，很高的SRTmax和SRTmin值表明，水解作用，酸化和甲烷生成能够充分地进行。

低温下，厌氧反应器为了保持足够的活性系统反应时间（SRT）应该超过100d[2]。

表630℃时，AF反应器的剩余污泥、AH反应器的颗粒污泥以及两个反应器里的吸附污泥的SMAmax（kgCODkg-1VSSd-1）

AF

AH

4h

2h

3h

8h

4h

6h

污泥

驯化后

0.（0.013）

0.（0.017）

0.032（0.011）

0.（0.）

0.106（0.003）

0.（0.）

最后

0.（0.020）

0.027（0.002）

0.047（0.008）

0.（0.）

0.113（0.）

0.（0.）

附加的

0.030（0.002）

0.（0.）

0.034（0.005）

0.038（0.）

0.034（0.）

0.（0.018）

a括号里为标准差.

表6概括了两个反应器里剩余污泥和吸附在过滤介质上的污泥的SMAmax值。

结果明显显示，AF反应器里吸附的和剩余的污泥的SMAmax值在HRTs影响下依然很低。

实际上，对SS的去除和部分水解作用是在AF反应器里进行的。

AH反应器里吸附污泥的SMAmax值很低，归因于其可生物降解的有机负荷较低，因为大部分的COD已经在颗粒污泥床里被去除了。

正如Elmitwalli等[5]研究发现，在AH反应器里RPF填料的存在，并没有明显提高CODdis的去除率，但是明显提高了CODcol的去除率。

图330℃接种颗粒污泥的AH反应器里CODss负荷对SMAmax的影响

AH反应器里颗粒污泥的SMAmax值在HRT为4h时明显低于8h时。

但是，AH反应器里的SMAmax值在HRT为3+6h下运行AF+AH工艺后得以恢复。

AH反应器里的颗粒污泥在HRT为4h时因高SS负荷使得SMAmax恶化（图3），相应地由于基液的局限性而降低了它的活性[18]。

这导致其附件和吸附的可生物降解有机粒子慢慢颗粒污泥化。

因此，AH反应器里的CODss负荷应该等于或小于0.38kgCODss/m³·d-1，同样，整个工艺应在HRT为3+6h下运行。

观测到，随着SS负荷的增加，AH反应器里污泥SMAmax恶化，是保证用厌氧反应器处理生活污水前期第一步里SS分离的重要性。

4.4.水解作用，酸化和产甲烷

表713℃，不同HRTs下，用AF+AH工艺处理生活污水期间水解作用、酸化和产甲烷（%）

结果表明，CH4在沼气中的含量很高（72-82%），这与Lettinga等[3]，Draaijer等[19]和SchellinkhoutandOsario[20]报道很相似。

表7列出了AF+AH反应器里水解作用、酸化和产甲烷计算值。

由于生活污水的浓度和组成存在相当大的波动，导致在不同HRTs下AF反应器、AH反应器以及AF+AH反应器里的水解作用、酸化和产甲烷并没有发现显著的差别。

但是，较长的系统反应时间在AH反应器中占优势，在不同水利条件下，保证了这个工艺相当高的的水解作用、酸化和产甲烷。

对于水解作用和产甲烷的研究发现，是基于AF+AH反应器在不同HRTs下其COD总去除量分别在47-64%到60-74%的围。

这些价值明显高于Uemura和Harada[4]分别取得了33%和35%的效果，他们是用一个接种颗粒污泥的UASB反应器在13℃、HRT为4.7h下运行，对生活污水进行处理。

4.5.综合交流

这些调查结果表明，AF系统在HRT为4h时对CODss去除效率很高，即81%。

如图2所示，在AF反应器里HRT提高到4h以上将很有可能更多地提高对CODss的去除。

对于AH反应器里的甲烷活性，进一步去除CODss已经显没有必要了。

此外，AF+AH反应器对CODss已经取得高达91%去除效率。

对于整套系统，AF反应器里的HRT提高到4h以上而仅能些微的提高CODss的去除。

因此，推荐AF反应器里的HRT为4h。

注意到和其他部分相比，对悬浮的糖类和蛋白质部分的高去除与对CODss的高去除是一致的。

从AH反应器里的颗粒污泥的SMAmax的结果来看，可以得出结论，为了避免颗粒污泥SMAmax恶化，反应器里的CODss负荷应该保持≤0.38kgCODss/m³/d。

AH反应器在HRT为2.3h的负荷，进水CODss浓度等于36mg/l，相当于AF系统在HRT为4h的出水值。

当在HRT为2+4h下运行时，AF+AH反应器对COD