生物資源技術(shù) 100(2009)3820-3824 內(nèi)容列表提供在 ScienceDirect 生物資源技術(shù) 期刊主頁(yè) :/locate/biortech 在一個(gè) A2O-MBR 反應(yīng)器 中 實(shí)現(xiàn)污泥 的 脫氮除磷技術(shù) J. Rajesh Banu, Do Khac Uan, Ick-Tae Yeom * 土木及環(huán)境工程部門 ,SungKyunKwan 大學(xué) ,300,Chunchun-dong Jangan-gu,Suwon-Si,440-746、韓國(guó) ， 文章相關(guān)信息 文章來源 2008 年 7 月 20 日收 錄 修正 于 2008 年 12 月 11 日 2008 年 12 月 15 日 通過 2009 年 2 月 25 日 發(fā)布在網(wǎng)上 關(guān)鍵詞 A2O 反應(yīng) 器 MBR 脫氮除磷技術(shù) TMP 摘 要 在目前的研究中 ,一種先進(jìn)的污水處理工藝 研制出了 在 A2O-MBR 過程 合并減少剩余污泥和回收磷 的技術(shù) 。 A2O-MBR 反應(yīng)器在 17LMH 流量 下 連續(xù) 運(yùn)行 210 天 。然后 在兩 周內(nèi) 逐步提高設(shè)計(jì)流量 。這座反應(yīng) 器運(yùn)行在 兩種不同的 MLSS 范圍。熱化學(xué)消化污泥 運(yùn) 行 在 一個(gè)固定的 pH值 (11)和溫度 (75 )下，可溶解的 COD 含量 為 25%。釋放出 的磷 通過沉淀， 轉(zhuǎn)化為 有機(jī)物 等過程 被送回 厭 氧 罐 。污泥 的 厭氧消化 對(duì) COD 和總磷的去除 沒有任何影響。反應(yīng)器 在 210 天的運(yùn)行中 ,MBR 通過 膜過濾壓差 保持相對(duì)穩(wěn)定。研究結(jié)果表明 ,所提出的流程配置 在不降低處理水 水質(zhì) 的情況下， 有可能減少剩余污泥 的產(chǎn)生 。 2008 年 Elsevier Ltd。版權(quán)所有。 1.引言 剩余污泥的減少和 脫 氮除磷是污水處理廠兩個(gè)相關(guān)的重要 課 題。 MBR 過程 由于 具有 更長(zhǎng)的 污泥齡 ， 所以 處理程度 更 高 ,污泥的產(chǎn)量相對(duì)較低 (Wen et al., 2004)。 在 MBR 反應(yīng)器內(nèi)污泥的產(chǎn)量 大概降低 28-68%， 這 取決于所用的污泥齡 (Xia et al.,2008)。 然而，通過減少污泥齡來降低污泥產(chǎn)量是受到限制的 ， 因?yàn)樯锬ど暇奂嗟?MLSS 可能會(huì)有潛在的危害 (Yoon et al., 2004)。在 MBR 反應(yīng)器 內(nèi)這個(gè)問題可以通過引進(jìn)污泥分解技術(shù)來解決。據(jù)報(bào)道，污泥分解技術(shù)可以提高污泥的可生化性能 (Vlyssides and Karlis, 2004)。 總體來說， 污泥的消化分解 和生化處理是污泥減量化處理的基礎(chǔ)。最新的技術(shù)提供了一些 很有前途的 污泥分解技術(shù)，包括： 超聲 波 分解 (Guo et al., 2008)、脈沖動(dòng)力分解 (Choi et al.,2006)、臭氧氧化 (Weemaes et al., 2000)、熱分解 (Kim et al., 2003)、堿催化分解 (Li et al., 2008)、酸催化分解 (Kim et al., 2003)、熱化學(xué)分解 (Vlyssides and Karlis, 2004)。在這些分解技術(shù)中，熱化學(xué)分解法被認(rèn)為是最簡(jiǎn)單而且最有效的方法 (Weemaes and Verstraete, 1998)，在熱化學(xué)分解法中，氫氧化鈉水解法又被認(rèn)為是最為有效的方法， (Rocker et al., 1999).。 一般來說，在 A2O 工藝過程中既可以脫氮也可以除磷。 同時(shí)，這對(duì)在一個(gè)構(gòu)筑物內(nèi)，通過一系列的工藝，同步去除有機(jī)物也是很有利的 (Tchobanoglous et al., 2003).。磷的去除主要是在有氧與缺氧交替的情況下通過聚磷微生物的過度攝取而達(dá)到的。 在污泥的預(yù)處理中，一定量的可溶解磷將被投加 ，它可以增加磷在污 水中的聚合 度 (Nishimura, 2001)。所以，在這些可溶解磷進(jìn)入河流之前一定要去除掉。此外，工業(yè)化對(duì)磷資源的需求在不斷地增長(zhǎng) ， 在許多發(fā)達(dá)國(guó)家，一 些研究已經(jīng)開始著手從剩余污泥中提取磷資源， 釋放的磷通過鈣鹽沉淀析出的方法提取。考慮到這種情況，在最近的研究中，一些新式的處理工藝已經(jīng)將三個(gè)過程整合在一起： 一： 在 MBR 工藝中進(jìn)行熱化學(xué)分解 以進(jìn)行污泥減量化處理；二： A2O 工藝進(jìn)行生物脫氮除磷；三： 通過鈣鹽沉淀析出提取磷。取得的數(shù)據(jù)然后用來評(píng)價(jià)這種混合系統(tǒng)的性能。 2.方法 2.1 廢水 經(jīng)過預(yù)處理的廢水作為原水流入。這種進(jìn)水中含有混合碳源、大量的營(yíng)養(yǎng)元素、一個(gè)堿度控制系統(tǒng) (NaHCO3)和一些微量元素，主要成分包括： ( L)210 毫克葡萄糖、 200 毫克NH4C1、 220 毫克 NaHCO3,22 34 毫克 KH2PO4。 微量元素 包括： 0.19 mg MnCl2 4H2O, 0.0018 mg ZnCl2 2H2O, 0.022 mg CuCl2 2H2O, 5.6 mg MgSO4 7H2O, 0.88 mg FeCl3 6H2O, 1.3 mg CaCl2 2H2O。這種混合污水每周準(zhǔn)備三次，并且 化學(xué)需氧量 (COD)為 210 1.5 mg/L, 總氮 (TN)為 40 1 mg/L 和 總磷 (TP)為 5.5 mg/L。 2.2 A2O-MBR 處理器 A2O-MBR 處理器，好氧部分的工作容積是 83.4L，用一個(gè)擋板將它分為三部分，其中厭氧部分 8.4L，缺氧部分 25L，好氧部分 50L，混合的污水通過泵吸的方式以一定的流速流入處理器中。一個(gè)流速傳感器 被安置在好氧池的底部來控制進(jìn)水的流速。厭氧池、缺氧池、好氧池的水力停留時(shí)間分別是 1h、 3h、 6h.為了更好地脫氮除磷，該裝置設(shè)置了兩種內(nèi)循環(huán)，循環(huán)一是在厭氧段與缺氧段中進(jìn)行，循環(huán)二是在好氧段與缺氧段中進(jìn)行，厭氧段與缺氧段以較低的 轉(zhuǎn) 速混合， 以保證混合物中的懸浮固體始終處于懸浮狀態(tài)。 在好氧區(qū)域，曝氣頭被用來提供氧氣以使有機(jī) 物得到氧化和氨化，好氧池中的氧氣濃度維持在 3.5 mg/1，并通過溶解氧在線檢測(cè)儀來控制。 在五塊大小為 0.23pm 的濾膜作用下，好氧池中發(fā)生固液分離。每塊濾膜的工作面積為 0.1m2。它們通過普通的管道被連在一起。一個(gè)真空泵連在管上以提供負(fù)壓。 在通常 的管道中安裝壓力測(cè)量?jī)x表來測(cè)定管內(nèi)壓力。泵的工作時(shí)間自動(dòng)控制，每 啟動(dòng)10 分鐘后自動(dòng)關(guān)閉 2 分鐘，如此 循環(huán)。 2.3 熱化學(xué)分解污泥 從 MBR 的 好氧段 流出的混合液體 每日約有 1.5%的流量被截留 然后進(jìn)入熱化學(xué)消化系統(tǒng)，熱化學(xué)消解反應(yīng)運(yùn)行在一個(gè)固定的 pH 11(氫氧化鈉 )和溫度為 75，運(yùn)行時(shí)間為 3 小時(shí)。經(jīng)過熱化學(xué)消解反應(yīng)后懸浮物與污泥分離，經(jīng)過消解的污泥可用于后續(xù)的厭氧生物化學(xué)反應(yīng)(Vlyssides and Karlis, 2004)。所以這些污泥會(huì)被送入 MBR 反應(yīng)器的厭氧段。 2.4 磷的回收 生石灰被用來做沉淀劑以回收浮在表面的含磷化合物，經(jīng)過回收處理后的懸浮物被送回缺氧池用作碳源和氮源。 2.5 化學(xué)分解 對(duì)廢水中的 COD, MLSS, TP, TN 應(yīng)進(jìn)行詳細(xì)的分析 (詳見 APHA 方法 ,2003)，進(jìn)水和出水中的氨氮含量通過離子選擇性電極來測(cè)定 (Thereto Orion, Model: 95 一 12)。 分析樣品中硝態(tài)氮減少量使用鎘分析的方法 (APHA,2003。 3 結(jié)果與討論 圖一數(shù)據(jù)記錄了運(yùn)行過程中反應(yīng)器 內(nèi) MLSS 的濃度， MBR 反應(yīng)器的一個(gè)優(yōu)點(diǎn)是它可以在高濃度的 MLSS 下正常運(yùn)行， 反應(yīng)器所用的 EBPR 污泥來自韓國(guó)的 Kiheung 污水處理廠。反應(yīng)器開始運(yùn)行的 MLSS 濃度是 5700 mg/L，并隨著時(shí)間的增加逐漸增加 MLSS 的濃度，到第 38 天時(shí) MLSS 的濃度已經(jīng)達(dá)到 8100 mg/L。從此時(shí)起，通過回收剩余污泥來使 MLSS 的濃度維持在 7500 mg/L，這個(gè)過程叫做步 驟一。 在表一中對(duì)缺少污泥消化（步驟一）與具備污泥消化所得數(shù)據(jù)進(jìn)行了對(duì)比，具備污泥消化的試驗(yàn)負(fù)荷為 0.12 gMLSS/gCOD.，與傳統(tǒng)的活性污泥法 0.4 gMLSS/gCOD 相比相對(duì)低些 (Tchoba-noglous et al., 2003)。 在高濃度 MLSS 下處理量較低 (Visva-nathan et al., 2000)，因此 MBR 工藝的處理能力應(yīng)該小些 。 Rosenberger et al.等人建議采用 MLSS 的濃度范圍 (7.5 一 10.5 g/L)作為判斷的指標(biāo)。 在他們的研究中，他們指出，通常情況下 ，在中等濃度 (7 一 12 g/L).的 MLSS 濃度下， MLSS 的增加對(duì)處理結(jié)果并沒有影響。 在每天回收 1.5污泥量的情況下 ， 熱化學(xué)污泥厭氧消化在第 70 天就開始了。污泥消化一般可分為兩個(gè)階段，階段一（第 70-139 天 )，階段二 (第 140-210 天 )。在階段二中， MBR反應(yīng)器內(nèi)的 MLSS 濃度維持在 7500 mg/L 左右，在階段三中維持在 10500 mg/L 左右，這兩個(gè)過程都證明了污泥消化在污泥減量化處理中的重要作用。階段二與階段三的負(fù)荷率為0.03g MLSS/gCOD,，和階段一比較，這兩個(gè)階段分別減少 58% 和 75%的污泥量。實(shí)驗(yàn)得到的數(shù)據(jù)說明階段三比階段一和二的處理能力要低些，這是因?yàn)樵陔A段三中有更多的生物固體進(jìn)入反應(yīng)池中。 從這些數(shù)據(jù)可以看出，即便是引入污泥消化預(yù)處理 ， A2O 的脫氮除磷效率也并沒得到改變。一個(gè)實(shí)驗(yàn)分析顯示，這些顯示經(jīng)過污泥消化和不經(jīng)過污泥消化處理的試驗(yàn)數(shù)據(jù)并沒有 達(dá)到統(tǒng)計(jì)上的顯著水平。 然而，在 污水處理過程中 ， 包括污泥消化過程， 出水的水質(zhì)會(huì)越來越壞， 這是因?yàn)橐恍┛扇艿豢山到獾奈⑸锂a(chǎn)物的釋放 (Ya-sui and Shibata, 1994; Salcai et al., 1997; Yoon et al., 2004)。在研究期間，溶解性化學(xué)需氧量在 18-38 mg/L 的水平上，對(duì)應(yīng)出水中有機(jī)物的含量為 4-12mg/L.。 這些數(shù)據(jù)證明，在保證良好的和穩(wěn)定的出水水質(zhì)方面，膜法隔離起著重要的作用。 磷元素是引起海洋赤潮的主要營(yíng)養(yǎng)元素，因此減少出水中磷元素的含量十分必要。幸運(yùn)的是磷元素的總含量一直維持在 1 mg/L(Mer-vat and Logan, 1996)。 圖二數(shù)據(jù)顯示在該研究中， A2O-MBR 處理系統(tǒng)對(duì)磷的去除效率。即便是引入了污泥消化處理， A/O 工藝對(duì)磷的去除效果也并不理想。 在最新的研究中，通過生石灰吸收的方 式使可溶性的磷元素變成磷酸鹽沉淀，并在處理水流入河流之前被回收， 所以由于污泥減量化處理而使出水中磷元素含量升高的可能性被大大減小。進(jìn)水的磷元素濃度在 5.5 mg/L 左右，經(jīng)過四周的處理，出水中磷元素的含量已經(jīng)降到 2.5 mg/L。開始磷的去除率比較低是因?yàn)?聚磷微生物的生長(zhǎng)率比較低，并且一些像缺氧這樣的運(yùn)行環(huán)境也不具備。經(jīng)過最初一段時(shí)間，磷的去除效率逐漸提高。在 A2O 工藝中磷的去除主要靠聚磷微生物的過量攝取，這些微生物生長(zhǎng)緩慢，并且易受外界環(huán) 境的影響 (Carlos et al., 2008)。 在整個(gè)研究中，磷的去除率基本不受影響，一直處在 74-82%。從實(shí)驗(yàn)的結(jié)果來看，熱化學(xué)預(yù)處理對(duì)聚磷微生物基本無影響，在 研究中，出水中磷的濃度一直維持在 1 mg/L 以下。 圖表三揭示熱化學(xué)分解中磷元素的狀況。在熱化學(xué)分解過程中， 生物體中固定的磷被溶解并被釋放到溶液中。被溶解的磷大概占到 45-50%。堿性物質(zhì)被投加以增加溶液的 PH 使其保持在 9.2-9.8.，這樣的 PH 有利于形成磷酸鹽以除去磷元素。溶液表面的磷可以通過投加生石灰吸收來除去，投加的比例為摩爾比 2.1:1。 圖表四揭示了 A2O-MBR 處理工藝中硝化和反硝化過程。硝化是脫氮處理中最初的也是比較重要的一個(gè)過程，不徹底的硝化過程將使脫氮的處理效率大大降低 (Morita et al., 2007 and Choi et al., 2008).。溶氧量是影響硝化效果的一個(gè)重要因素，當(dāng)溶氧濃度降低到 2.5 mg/1以下時(shí)，硝化作用的效率將會(huì)受到抑制 (Bane et al., 2008).。為了保證良好的硝化條件，好氧池中的溶氧濃度需要維持在 3.5 mg/1 左右。在硝化作用的第二步中， 經(jīng)過硝化作用形成的硝酸鹽在缺氧的 條件下經(jīng)過反硝化作用轉(zhuǎn)化為氨氣釋放出。當(dāng)反硝化作用后，溶液中的氮元素含量在 4.6 mg/L 左右。 圖表五說明在 A2O-MBR 處理工藝中總氮的去除效率。 從圖表可以明顯看出，在整個(gè)研究中，氮的去除基本不受影響，進(jìn)水中氮的含量為 40 mg/L，經(jīng)過預(yù)處理可以除去大約 50-55%的氮，污泥消化對(duì)氮的去除效率無影響，大約能去除 60% 到 67%的氮。出水中的氮含量在14-18 mg/L.的水平。 在整個(gè)研究中，橫隔膜的 壓力會(huì)逐漸增加，到第 210 天，壓力已經(jīng)達(dá)到 6cm 汞柱。 看來污泥解體對(duì)膜污染沒有起作用。類似的 ,在 研究 MBR 污泥減量化過程中 , Young et al. (2007)報(bào)道說 ,堿性處理污泥并未造成膜污染。 4.結(jié)論 在 PH 為 11 和溫度為 75的條件下， 當(dāng)一部分固體微生物用堿進(jìn)行消解時(shí)， MBR 工藝仍能夠穩(wěn)定的運(yùn)行。熱化學(xué)消解法中可以用鈣鹽來回收浮在表面的磷元素。這個(gè)系統(tǒng)可以在保證除磷效率的情況下長(zhǎng)期運(yùn)行。關(guān)于污泥消化的進(jìn)一步研究正在進(jìn)行中。 鳴謝 這項(xiàng)研究獲得了 GS 集團(tuán)公司的支持 ，韓國(guó)教育部門的第 21 智庫(kù)集團(tuán)也給予了幫助。 參考文獻(xiàn) 1. Akin, B.S., Ugurlu, A., 2004. The effect of an anoxic zone on biological phosphorus removal by a sequential batch reactor. Bioresour. Technol. 94, 1-7 2. APHA, 2003. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 21 st ed. American Public Health Association, American Water Works Association,Water Pollution and Control Federation, Washington, DC 3. Banu, J.R., Uan, I., Yeom, LT., 2008. Effect of ferrous sulphate on nitrification during simultaneous phosphorous removal from domestic wastewater using laboratory scale anoxic/oxic reactor. World J. Microbiol. Biotechnol. 24, 2981-2986 4. Choi, H., Jeong, Sw， Chung, Y 一 2006. Enhanced anaerobic gas production of waste activated sludge pretreated by pulse power technique. Bioresour Technol. 97, 198-203 5. Choi, C., Lee, J., Lee, I., Iim, M., 2008. The effects on operation conditions of sludge retention time and carbon/nitrogen ratio in an intermittently aerated membrane bio reactor (IAMBR). Bioresour. Technol. 99, 5397-5401. 6. Guo, L., Li, X.-M., Bo, X., Yang, Q., Zeng, G.-M., Liao, D.-X., Liu, J 一 2008. Impacts of sterilization, microwave and ultrasonification pretreatment on hydrogen producing using waste sludge. Bioresour. Technol. 99, 3651-3658 7. Iim, J., Park, C., Iim, T.H., Lee, M., Iim, S., Iim, S.W., Lee, J., 2003. Effects of various pretreatments for enhanced anaerobic digestion with waste activated sludge. J Biosci. Bioeng. 95 (3), 271-275 8. Li, H., Jin, Y., Mahar, R., Wang, Z., Nie, Y., 2008. Effects and model of alkaline waste activated sludge treatment. Bioresour. Technol. 99, 5140-5144 9. Lopez, C.M., Hooijmansa, C.M., Brdjanovicb, D., Gijzena, H.J., Mark, C.M., van Loosdrecht, 2008. Factors affecting the microbial populations at full-scale enhanced biological phosphorus removal (EBPR) wastewater treatment plants in The Netherlands.、八 eater Res. 42, 2349-2360 10. Mervat, E., Logan, A.W., 199G. Removal of phosphorus from secondary effluent by a matrix filter. Desalination 10G, 247-253 11. Tchobanoglous, G., Burton, F 土， David Stensel, H., 2003. Wastewater Engineering Treatment and Reuse, fourth ed. Mc Graw Hill publication, New York, USA Morita, M., Uemoto, H., Watanable, A., 2007. Nitrogen removal bioreactor capable of simultaneous nitrification and denitrification applicable to industrial wastewater treatment. J. Biotechnol. 131 (2), 24G-252 12. Nishimura, F., 2001. Alternation and reduction characteristics of activated sludge by ozonation. Adv. Asian Environ. Eng. 1 (1), 18-23 13. Peng, Y., Want, X., Wu,w， Li, J., Fan, J., 2006. Optimisation of anaerobic/anoxic/oxic process to improve performance and reduce operating costs. J. Chem. Technol Biotechnol. 81, 1391 一1397 14.Rocher, M., Goma, G., Begue, A.P., Louvel, L., Rols, J.L., 1999. Towards a reduction in excess sludge production in activated sludge processes:biomass physicochemical treatment and biodegradation. Appl. Microbiol. Biotechnol 51,883-890 15. Rosenberger, S., Iruger, U., Witzig, R., Manz, W., Szewzyk, U., Iraume, M., 2002 Performance of a bioreactor with submerged membranes for aerobic treatment of municipal wastewater. Water Res. 3G, 413-418 16. Sakai, Y., Fukase, T., Yasui, H., Shibata, M., 1997. An activated sludge process without excess sludge production. Water Sci. Technol. 3G (11), 1G3 一 170 17.Sedlak, R.L, 1991. Phosphorous and Nitrogen Removal from Municipal Wastewater, Principles and Practice, Second edition. Lewis Publishers, New York, USA 18.Visvanathan, C., Ben, A.R., Parameshwaran, I., 2000. Membrane separation bioreactors for wastewater treatment. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 30 (1 ),1-48 19.Vlyssides, A.G., Iarlis, P.I., 2004. Thermal-alkaline solubilisation of waste activated sludge as a pretreatment stage for anaerobic digestion. Bioresource Technology 91 (2), 201-20G 20.Weemaes, M.P.J., Verstraete, W.H., 1998. Evaluation of current wet