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絮凝劑對(duì)污水處理系統(tǒng)中污泥DHA、EPS的處理方式

發(fā)布時(shí)間:2016/11/5 來源:中國(guó)污水處理工程網(wǎng)

1 引言隨著人們生活水平的不斷提高和工業(yè)生產(chǎn)的快速發(fā)展,大量含磷生活污水、工業(yè)廢水排入江河湖泊中,增加了水體營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的負(fù)荷,從而引起水體中藻類與水生植物異常繁殖....
1 引言

隨著人們生活水平的不斷提高和工業(yè)生產(chǎn)的快速發(fā)展,大量含磷生活污水、工業(yè)廢水排入江河湖泊中,增加了水體營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的負(fù)荷,從而引起水體中藻類與水生植物異常繁殖,即水體的富營(yíng)養(yǎng)化.隨著一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn)的普遍實(shí)施,僅僅依靠生物除磷已難以使污水廠出水水質(zhì)滿足排放標(biāo)準(zhǔn),而單純的化學(xué)除磷又需要專門的后續(xù)處理工藝,因此,強(qiáng)化生物除磷越來越受關(guān)注,化學(xué)協(xié)同除磷法順勢(shì)而生.但化學(xué)輔助除磷需要加大量的化學(xué)除磷藥劑,會(huì)引起對(duì)生物處理系統(tǒng)的破壞等問題.問題的關(guān)鍵是化學(xué)除磷藥劑會(huì)對(duì)污泥的活性產(chǎn)生一定的影響,但現(xiàn)有研究主要集中在絮凝劑對(duì)活性污泥法污水處理系統(tǒng)內(nèi)污泥的性質(zhì)和處理效果的影響,忽略了DHA和EPS在污水凈化過程中的作用及其受化學(xué)添加劑的影響.

脫氫酶和EPS都是由微生物自身產(chǎn)生的天然有機(jī)物,脫氫酶幫助微生物催化底物去除氫,DHA的大小反映了污泥活性的強(qiáng)弱;而EPS的主要成分為PN(蛋白質(zhì))和PS(多糖),二者可在細(xì)胞外面形成一層保護(hù)膜,抵御環(huán)境中的有毒有害物質(zhì).現(xiàn)有工作只是研究了重金屬對(duì)DHA的影響,如李浩等和Wong等提出,適量的Fe3+能夠促進(jìn)DHA,而過量的Fe3+則會(huì)抑制DHA,但未能將重金屬金屬陽(yáng)離子對(duì)DHA的影響與污泥性質(zhì)和系統(tǒng)處理效果聯(lián)系起來探討其中的因果.近期研究表明,生物除磷不僅與聚磷菌有關(guān)系,還與生物絮體中的EPS有關(guān).如韓瑋等認(rèn)為EPS是胞內(nèi)聚合磷的中轉(zhuǎn)站,在生物除磷過程中具有積極的緩沖作用.方振東等研究了EPS中磷的形態(tài)對(duì)生物除磷過程的影響,認(rèn)為活性污泥的好氧吸磷和厭氧釋磷主要源自EPS中磷的含量好氧增多和厭氧減少.Huang等提出,生物磷主要以O(shè)rth-P、Pyro-P、Poly-P 3種形式存在于EPS中,聚磷菌和EPS對(duì)除磷的貢獻(xiàn)分別73.7%和17.6%.因此,本文深入研究投加FeSO4絮凝劑對(duì)SBBR污水處理系統(tǒng)中污泥DHA、EPS和處理效果的影響,以期為工程實(shí)際提供指導(dǎo).

2 材料與方法

2.1 試驗(yàn)裝置

反應(yīng)器由有機(jī)玻璃制成,總高度45 cm,有效高度35 cm,外徑25 cm,內(nèi)徑19 cm,有效容積為8 L,以柱狀空心塑料顆粒作填料,頂部安裝電磁攪拌器,底部安裝充氧曝氣頭,具體見圖 1.


圖 1試驗(yàn)裝置圖

反應(yīng)器在室溫(25~28℃)下運(yùn)行,缺氧/厭氧攪拌和好氧曝氣交替運(yùn)行,其中,缺氧/厭氧180 min(DO濃度為0.35~0.44 mg·L-1),好氧曝氣480 min(DO濃度為2~4 mg·L-1),沉淀40 min,閑置/出水20 min.人工排水排泥,每天兩個(gè)周期,每次排/進(jìn)水2 L,污泥齡為9 d.掛膜成熟后,固著相活性污泥各項(xiàng)參數(shù)穩(wěn)定,膜生物量保持在2941 mg·L-1左右,后續(xù)試驗(yàn)不再測(cè)定.本研究主要分析討論均是針對(duì)懸浮相活性污泥.

2.2 試驗(yàn)用水及污泥

試驗(yàn)中以無水醋酸鈉為碳源,氯化銨為氮源,磷酸二氫鉀為磷源人工配置進(jìn)水,進(jìn)水參數(shù):COD約250 mg·L-1,TN約25 mg·L-1,TP約6 mg·L-1.試驗(yàn)污泥均取自武漢市二郎廟污水處理廠的二沉池,每個(gè)反應(yīng)器的污泥量投加都是3 L.加藥前污泥的MLSS為5.155 g·L-1,MLVSS為3.408 g·L-1,MLVSS/MLSS為0.661,SVI為60.7 mL·g-1,DHA為340 mg·h-1·L-1(以TF計(jì)),EPS為34.7 mg·g-1(以VSS計(jì)).反應(yīng)器中硫酸亞鐵(FeSO4·7H2O)的投加量如表 1所示,以第1天投加絮凝劑的時(shí)間作為時(shí)間零點(diǎn).

表 1 加藥時(shí)間及加藥濃度


2.3 試驗(yàn)藥品及檢測(cè)方法

本實(shí)驗(yàn)所用藥品均為分析純,TP、TN、COD、MLSS、MLVSS、SVI嚴(yán)格按照國(guó)標(biāo)要求檢測(cè),DHA采用TTC比色法測(cè)定,EPS含量采用加熱法測(cè)定,EPS中PS和PN分別采用蒽酮硫酸法和考馬斯亮藍(lán)法測(cè)定.

3 結(jié)果與討論

3.1 FeSO4對(duì)DHA和EPS的影響

由圖 2a可知,污泥DHA(以每g MLVSS每小時(shí)產(chǎn)生的TF計(jì))隨投藥量的增加先增加后下降,投藥量超過0.30 mmol·L-1時(shí),下降顯著加快.這與現(xiàn)有研究結(jié)果一致,F(xiàn)e是微生物生長(zhǎng)所需的微量元素之一,少量的Fe可以促進(jìn)DHA,但大量的Fe則會(huì)抑制DHA.一方面是因?yàn)镕e2+的水解會(huì)消耗水中的堿度,降低污水的pH,并且Fe2+投加量越大pH降低越明顯,而一般生物酶適應(yīng)的pH范圍均在7.0左右,過低的pH自然會(huì)抑制DHA;另一方面則是因?yàn)镕e2+水解形成的膠體,這些膠體會(huì)網(wǎng)捕卷掃水中的大分子有機(jī)物及顆粒較大的無機(jī)物,包裹在微生物細(xì)胞外,影響細(xì)胞內(nèi)外O2的傳遞.


圖 2投加絮凝劑對(duì)污泥DHA(a)和EPS(b)的影響

圖 2b反映了FeSO4對(duì)污泥EPS的影響.隨著投藥量的增加,EPS總量(以MLVSS計(jì))和PN含量(以MLVSS計(jì))先增多后減少,在0.20 mmol·L-1時(shí)最多;PS含量(以MLVSS計(jì))持續(xù)增多,PS與PN的比例也持續(xù)上升.這說明少量的Fe2+對(duì)EPS的分泌具有促進(jìn)作用,但大量的Fe2+卻會(huì)抑制EPS的分泌,這與前人研究結(jié)果一致.污泥EPS中的羥基官能團(tuán)吸附基質(zhì)中的金屬離子,進(jìn)而刺激活性污泥中的微生物增加多糖的分泌,并最終導(dǎo)致EPS中多糖含量增加.而蛋白質(zhì)含量之所以會(huì)下降,有可能是因?yàn)檩^多的亞鐵離子會(huì)抑制活性污泥中酶的活性(陳烜等,2014),從而使蛋白質(zhì)的分泌量減小,導(dǎo)致EPS中蛋白質(zhì)含量變低.

3.2 FeSO4對(duì)污泥基本性質(zhì)的影響

投加FeSO4后,反應(yīng)器中污泥MLSS隨著投藥量的增加而升高;MLVSS和MLVSS/MLSS均隨著投藥量的增加先升高,并在0.30 mmol·L-1時(shí)分別達(dá)到最大值4.58 g·L-1和0.702,隨后則緩慢下降(圖 3a).


圖 3投加絮凝劑對(duì)污泥基本性質(zhì)的影響

Fe2+水解會(huì)形成帶正電荷的Fe(OH)2和Fe(OH)3膠體,能夠通過電位中和與吸附架橋作用使污泥中的膠體脫穩(wěn)凝聚,進(jìn)而將污水中的膠體顆粒和有機(jī)物從污水中轉(zhuǎn)移到污泥中,使活性污泥的MLSS、MLVSS升高.此外,EPS中的多糖含有大量的親水基團(tuán),是典型的松弛型EPS,具有良好的絮凝作用.由于Fe2+水解形成的膠體粒徑較小,與高價(jià)金屬離子水解形成的膠體相比更為緊實(shí),因此,投加FeSO4后絮凝效果變好.投藥量小于0.30 mmol·L-1時(shí)MLVSS、MLVSS/MLSS均增加,說明此時(shí)EPS的絮凝作用強(qiáng)于鐵鹽膠體的絮凝作用;投藥量超過0.30 mmol·L-1時(shí)雖然SVI迅速下降,但MLVSS、MLVSS/MLSS也略有降低,說明此時(shí)EPS的絮凝作用受到削弱(Li et al.,2012),良好的絮凝效果應(yīng)主要?dú)w功于鐵鹽膠體的絮凝作用,這與之前分析一致.投藥量小于0.30 mmol·L-1時(shí)MLVSS、MLVSS/MLSS均增加,說明此時(shí)EPS的絮凝作用強(qiáng)于鐵鹽膠體的絮凝作用,與之前分析一致.

3.3 FeSO4對(duì)SBBR處理效果的影響

啟動(dòng)期結(jié)束后,反應(yīng)器出水各項(xiàng)指標(biāo)均已達(dá)到穩(wěn)定,出水COD、TN、TP濃度分別在45.26、9.46、1.25 mg·L-1左右(圖 4a),可繼續(xù)后續(xù)實(shí)驗(yàn).


圖 4 FeSO4對(duì)SBBR反應(yīng)器處理效果的影響

投加FeSO4后出水COD在50~60 mg·L-1,去除率在70%~80%(圖 4b).COD的去除率比較低,說明FeSO4對(duì)COD的去除有輕微抑制.這是因?yàn)镕e2+的水解消耗了污水中的堿度,使污水pH降低,降低了細(xì)胞活性;而且Fe2+形成的緊實(shí)膠體吸附了水中的有機(jī)物卻難以通過沉淀去除,因此,會(huì)使水中的殘留COD增加.此外,F(xiàn)e2+促進(jìn)微生物對(duì)PS的分泌,而由PS形成的膠體結(jié)構(gòu)松散且結(jié)合水較多(Li et al.,2012),阻礙了細(xì)胞的傳質(zhì)作用.

SBBR污水處理系統(tǒng)中生物脫氮機(jī)理如式(1)~(4)所示.Wang等(和Wang等(一致認(rèn)為,F(xiàn)e2+的水解消耗了水中的堿度,抑制了硝化進(jìn)程,會(huì)使TN去除率降低,這與圖 4c結(jié)論一致.

(1)

(2)

(3)

(4)

化學(xué)協(xié)同生物除磷包括生物除磷和化學(xué)除磷兩部分,生物除磷主要是通過聚磷菌的好氧吸磷和厭氧釋磷來實(shí)現(xiàn),化學(xué)除磷則是通過化學(xué)沉淀和Fem(OH)np+多核絡(luò)合物的吸附.隨著FeSO4投加量的增加,SBBR出水TP濃度逐漸降低,并在0.30 mmol·L-1時(shí)降至最低,之后則出現(xiàn)上升(圖 4d).

Wong等認(rèn)為,生物除磷量與聚磷細(xì)胞的數(shù)量正相關(guān).而Zhang等和Huang等認(rèn)為,化學(xué)協(xié)同生物除磷中生物除磷起主導(dǎo)作用,生物磷主要以O(shè)rth-P、Pyro-P、Poly-P 3種形式存在于細(xì)胞EPS中.由此可見,出水TP濃度既與污泥濃度有關(guān),又與污泥活性有關(guān).投藥量小于0.30 mmol·L-1時(shí),F(xiàn)e2+的增加使污泥濃度升高,且細(xì)胞活性增強(qiáng)、PS的比例增大,生物除磷得到加強(qiáng),出水TP濃度減小.投藥量超過0.30 mmol·L-1時(shí),雖然PS的比例在增大,但由于污泥濃度和細(xì)胞活性的下降,生物除磷受到抑制,出水TP濃度增大.因此,投加FeSO4所引起的TP去除效果的改善應(yīng)主要?dú)w功于化學(xué)除磷.

由圖 4d可知,投藥量為0.30 mmol·L-1時(shí),SBBR出水平均TP濃度為0.40 mg·L-1,達(dá)到一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn),平均去除率高達(dá)93.8%.此時(shí),消耗的Fe和去除的P的質(zhì)量比為2.79,與Wang等得到的2.99基本一致.這也再次證明,投藥量為0.30 mmol·L-1時(shí),F(xiàn)e2+對(duì)生物除磷具有促進(jìn)作用。

4 結(jié)論

1) 少量的FeSO4對(duì)細(xì)胞活性和EPS的分泌有促進(jìn)作用,但大量的FeSO4對(duì)細(xì)胞活性和EPS的分泌均有明顯的抑制作用.

2) FeSO4會(huì)使污泥的SVI值顯著降低,大大改善污泥的沉降性能;少量的FeSO4會(huì)使MLVSS升高,大量的FeSO4則會(huì)使MLVSS降低;MLSS則隨著FeSO4投加量的增加緩慢上升.

3) FeSO4對(duì)COD、TN的去除有輕微抑制作用,對(duì)TP的去除具有顯著促進(jìn)作用.

4) 綜合考量各方面因素,投加FeSO4協(xié)同生物除磷時(shí),其最佳投加量為0.30 mmol·L-1.

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