【新闻】2立方米时地埋式污水处理设备江都

2立方米/时地埋式污水处理设备

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污泥蛋白质及氨基酸含量　　在污泥资源化利用途径中, 由于剩余污泥中含有大量蛋白质, 且氨基酸是动物营养所需蛋白质的基本物质, 使回收剩余污泥中蛋白质及氨基酸资源逐渐成为研究的热点(Cui, 2016; Xiang et al., 2015).本研究活性污泥蛋白质及氨基酸含量变化如图 6所示, 两套工艺蛋白质含量约占污泥干重的30%~40%, 与已有研究中活性污泥蛋白质含量占比为28.7%~41.0%的报道相符(Tanaka et al., 1997; Yucesoy et al., 2012; Huber et al., 1998).随着污泥增量与氮同化比例的逐渐增加, A2O工艺段污泥蛋白质含量从293.3 mg·g-1 MLSS升高至395 mg·g-1 MLSS, 实现了34.7%的增长, 而MBR工艺段污泥蛋白质含量仅实现了19.7%的增长, 从294.7 mg·g-1 MLSS升高至352.9 mg·g-1 MLSS, 原因主要为MBR工艺段氮的同化比例小于A2O工艺.由于MBR工艺段中MLSS在6500~8000 mg·L-1之间, 而A2O工艺段MLSS在3000~4000 mg·L-1之间, 混合液污泥浓度明显低于MBR, 但投加相同浓度优质碳源情况下, A2O工艺段单位生物量污泥可获得的底物高于MBR, 从而导致A2O工艺段污泥具有相对较高的蛋白质含量; 另外, MBR工艺段高溶解氧的运行方式使污泥微生物更易于氧化分解, 进而使MBR工艺段污泥蛋白质含量低于A2O工艺段.已有文献表明, 活性污泥提取蛋白质资源可以作为安全性较高的动物饲料(Hwang et al., 2008; Nkhalambayausi-Chirwa et al., 2012), 因此, 提高污泥蛋白质含量具有重要意义。 初期的154.8 g·kg-1 MLSS升高至203.1 g·kg-1 MLSS, MBR工艺段污泥氨基酸含量由155.4 g·kg-1 MLSS升高至183.8 g·kg-1 MLSS, 两个工艺段污泥氨基酸含量差异程度与蛋白质含量差异程度相当.本研究检测出的多种氨基酸中, 精氨酸、谷氨酸和天冬氨酸含量相对较高, 与Su等(2014)的实验结果相符.此外, 在生物体内已知的20种氨基酸中, 除谷氨酰胺、天冬酰胺和色氨酸3种氨基酸尚未在污泥中检测出外, 其余17种氨基酸均已检测出, 且与豆粕、玉米蛋白粉、羽毛粉等常规动物饲料中检测出的氨基酸种类相同(唐桂芬, 1999; 薛飞等, 2002), 表明污泥蛋白质作为饲料具有较高的可行性。磷的去除　　生物吸附/A2O和生物吸附/MBR/硫铁自养反硝化两套污水处理工艺进出水总磷及磷酸盐浓度变化如图 4所示.进水总磷的浓度为0.89~5.40 mg·L-1, 平均值为2.9 mg·L-1, 标准偏差为0.67%.经测定总磷的组成中大部分为磷酸盐, 平均占比为81.5%.生物吸附段的吸附作用可以去除部分磷(Lee et al., 2008), 但在生物吸附/A2O工艺中, 主要通过活性污泥的生物除磷; 在生物吸附/MBR/硫铁自养反硝化组合工艺中, 主要通过硫铁自养反硝化中的铁屑析出Fe3+, 进而与磷酸盐结合去除.如图 4a所示, 在生物吸附/A2O工艺运行的第1阶段, 由于缺少碳源, 生物除磷效果不佳, 出水总磷的平均值为1.12 mg·L-1, 总磷的去除率仅为68.5%, 标准偏差分别为1.56%和6.7%.第2阶段开始投加污泥发酵液, 随着外部碳源的投加, 除磷效果明显改善, 出水总磷的平均值为0.37 mg·L-1, 平均去除率达到86.4%, 标准偏差分别为0.067%和3.3%, 这说明投加污泥发酵液后A2O系统的生物除磷效果提高, 标准偏差也随之降低.在生物吸附/MBR/硫铁自养反硝化组合工艺运行的第1阶段, 如图 4b所示, 由于铁屑尚未大面积析出Fe3+, 无法与磷酸盐结合, 导致除磷效果不佳, 总磷的去除率约为76%.尽管硫铁自养反硝化滤池的HRT在第2、3阶段分别延长至1.3和2.0 h, 但由于投加的污泥发酵液中存在一定量的磷酸盐, 出水总磷平均浓度达到0.53 mg·L-1, 标准偏差为0.2%, 无法实现《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002)中一级A标准的稳定达标.在第4阶段, 硫铁滤池的HRT延长至2.7 h, 进水中的磷酸盐大多与铁屑析出的Fe3+结合生成磷酸铁沉淀, 出水总磷浓度明显降低, 稳定在0.22~0.39 mg·L-1, 平均值为0.33 mg·L-1, 标准偏差为0.05%, 优于一级A排放标准中对于出水总磷的要求.简言之, 硫铁自养反硝化滤池的化学除磷效果随着HRT延长而提高.

3.2 污泥增量及氮的同化比例　　第1~4阶段A2O和MBR两个工艺段污泥增长率及进水中氮的同化率如表 2和图 5所示.在反应器第1阶段的运行中, 由于碳源相对缺乏, 污泥增长均较少, A2O和MBR的污泥产率分别为0.23和0.17 g·g-1(以每g COD产VSS量(g)计, 下同), MBR高曝气量会造成一定的污泥减量效果, 因此, 污泥产率相对较低.另外, 在去除的总氮中仅有23%和40%是由于微生物的同化作用, 与黄满红等(2009)的研究结果相近.在第2、3和4阶段, 随着碳源的投加, 污泥增长率明显升高, 第4阶段污泥产率分别达到0.59和0.49 g·g-1, 实验结果符合Tchobanoglous等(2003)研究的污泥产率范围.同时, 在第2、3和4阶段, 氮的同化率呈现出整体增长趋势, A2O工艺段由第1阶段的32%升高第4阶段的66%, MBR工艺段由第1阶段的40%升高第4阶段的59%.这表明随着碳源环境的逐渐改善, 系统中微生物新陈代谢旺盛, 增殖速率快, 微生物细胞合成过程中消耗大量氨氮, 不仅有利于系统脱氮效率的提高, 而且强化了系统的污泥产率及氮同化作用(Li et al., 2007).与第1阶段相比, 其它阶段的A2O工艺段的污泥产率和氮同化率均高于MBR工艺段, 主要原因是MBR池拥有单一好氧条件和独立的污泥系统, 使功能微生物的种群特征简单稳定; 恰恰相反, A2O工艺段缺氧池、厌氧池和好氧池中的活性污泥通过推流和回流而相互混合, 使异养、自养微生物共存, 种群复杂丰富, 大部分细菌代谢旺盛, 增殖速率快, 大量营养物质被用于微生物细胞合成和维持生命活动需要, 使A2O工艺段的污泥产率增长较快, 合成细胞体需要同化氨氮的比例也相应升高.同时, 由于A2O中DO相对于MBR较低, 有效防止了污泥的氧化分解, 使A2O工艺最终氮同化比例高于MBR工艺.

两套污水处理工艺对于进水中COD的去除效果如图 2所示.由图可知进水COD为97~421 mg·L-1, 平均值为248.3 mg·L-1, 标准偏差为68%, 进水有机负荷波动较大; 经过生物吸附段后, COD降至76~178 mg·L-1, 平均值为105.2 mg·L-1, 标准偏差为17%.这说明生物吸附段可以在较短的时间内富集进水中的有机物, 有利于减少后续处理段的有机负荷及有毒有害物质的影响.该工艺段的特点是占地面积小、污泥产量大, 剩余污泥采用厌氧发酵产酸的处理方式, 用于生产优质碳源, 真正实现污水处理的资源化利用.由于污泥厌氧发酵液多为易降解有机物, 因此, 投加到A2O和MBR池后并未对出水造成影响.如图 2a和2b所示, 在A2O段中投加的发酵液使活性污泥中微生物大量生长繁殖, 提高了系统中异养菌群的活性, 此外, 缺氧池反硝化作用对碳源的消耗, 使得有机物浓度进一步降低.由于MBR反应器的膜高效截留作用和降解作用, 大部分剩余COD在此完成降解.第4阶段生物吸附/A2O和生物吸附/MBR/硫铁自养反硝化工艺出水COD平均值分别为38.3和35.9 mg·L-1, 平均去除率分别达到了83.4%和82.0%, 优于一级A标准出水水质的要求.

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