SMSBR處理焦化廢水的污泥特性

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簡(jiǎn)介： 采用一體化膜—序批式生物反應(yīng)器(SMSBR)處理焦化廢水，在泥齡為600d的狀態(tài)下運(yùn)行，污泥產(chǎn)量少并體現(xiàn)出延時(shí)曝氣的特征，平均污泥負(fù)荷＜0.102 kgCOD/(kgMLSS·d)。當(dāng)污泥濃度＞6518 mg/L時(shí)污泥沉降性能變差，但以膜實(shí)現(xiàn)泥水分離可以保證出水不受之影響。VSS/SS(比活性)總體呈較弱的下降趨勢(shì)，但脫氫酶活性的變化與出水COD的對(duì)應(yīng)關(guān)系出現(xiàn)了反常現(xiàn)象。經(jīng)過長(zhǎng)期運(yùn)行，污泥顆粒平均粒徑從100μm降至30μm，并在低溫和高負(fù)荷的情況下表現(xiàn)出分散生長(zhǎng)的特點(diǎn)，從而使上清液的濁度和COD升高。
關(guān)鍵字：軋鋼 循環(huán)冷卻水 水處理 水質(zhì)穩(wěn)定

Characteristics of Activated Sludge in Coke Wastewater Treatment by Submerged Membrane Sequencing Batch Reactor
LI Chun?jie?1，ZHU Nan?wen?1，GU Guo?wei2?
(1.School of Environmental Science and Engineering,Shanghai Jiaotong University, Shanghai 200240,China;2.State Key Lab of Pollution Control and Resource Recycle,?Tongji University,Shanghai 200092,China)

　　Abstract：In coke wastewater treatment by submerged membrane sequencing batch reactor (SMS BR),when ?SRT was kept at 600 days during running period,there was low sludge production with emergence of the extended aeration characteristics,and sludge l oad was less than 0.102 kg COD/(kg MLSS·d) in average.When sludge concentration was more than 6 518 mg/L,its settleability became worse.However,the separation of sludge and water by membrane exerted no influence on the effluent.?VSS/SS (specific activity) showed a slight drop tendency in general,and abnormal ph enomenon was observed between dehydrogenase activity of sludge and effluent COD.After a long running period,average size of sludge particle was reduced from 100μm to 30 μm,and disperse growth of sludge appeared at low temperature and high load,which caused the rise in turbidity and COD of supernatant.?
　　Keywords:SMSBR;coke wastewater;sludge characteristics

　　由于膜分離的作用，MBR工藝可以維持很高的污泥濃度，并具有很長(zhǎng)的泥齡，表現(xiàn)出延時(shí)曝氣的運(yùn)行特征，而其污泥特性又不同于傳統(tǒng)活性污泥工藝。相關(guān)的研究包括泥齡、污泥濃度、產(chǎn)泥率、污泥沉降性能、污泥形態(tài)、生物相組成、污泥的顆粒分布、粘度和污泥活性等方面 。
　　SMSBR工藝在泥齡為600 d狀態(tài)下處理焦化廢水的有關(guān)試驗(yàn)情況見參考文獻(xiàn)^［1］。

1　污泥濃度的變化

　　 試驗(yàn)過程中MLSS與MLVSS的變化如圖1所示。?

　　由圖1可見，試驗(yàn)過程中污泥濃度出現(xiàn)兩個(gè)峰值，第一個(gè)峰值出現(xiàn)在工況1，該工況運(yùn)行時(shí)間長(zhǎng)，受季節(jié)溫度變化的影響很大。試驗(yàn)運(yùn)行的前76 d(至1999年12月11日)，混合液懸浮固體(MLSS)持續(xù)增至6 128 mg/L，并達(dá)到相對(duì)穩(wěn)定，以后受氣溫下降的影響代謝活性變差 ，污泥濃度開始下降，于第168 d(2000年3月12日)降至最低點(diǎn)(5036 mg/L)，此后又隨著氣溫的回升而增高，最終達(dá)6118mg/L，該值與前一個(gè)穩(wěn)定值接近，代表了在容積負(fù)荷為0.45kgCOD/(m³·d)時(shí)的最終污泥濃度范圍；第二個(gè)峰值出現(xiàn)在工況2～4，當(dāng)平均容積負(fù)荷增至0.67kgCOD/(m³·d)時(shí)MLSS增至6 820 mg/L，當(dāng)平均容積負(fù)荷進(jìn)一步增至0.83 kgCOD/(m³·d)后MLSS增至7420 mg/L，當(dāng)平均容積負(fù)荷又降至0.53kgCOD/(m3·d)后MLSS下降至6 000 mg/L左右?；旌弦簱]發(fā)性懸浮固體(MLVSS)的變化與MLSS 的變化規(guī)律相似。?
　　由于該工藝SRT很長(zhǎng)，所以污泥濃度主要與進(jìn)水負(fù)荷有關(guān)，并可由下式反映：

　　X=[Dh(COD進(jìn)水-COD出水）]/[（Dp/Ylim)+ms　　　　　　 （1）

　　式中?X——污泥濃度
　　　　?Dh——HRT的倒數(shù)
　　　　?Dp——SRT的倒數(shù)
　　　　?Ylim——最大產(chǎn)泥系數(shù)
　　　　?ms——維持系數(shù)
　　當(dāng)泥齡很長(zhǎng)時(shí)Dp可以忽略，此時(shí)有機(jī)物的代謝不能滿足微生物的能量消耗，微生物內(nèi)源呼吸作用加大，使產(chǎn)泥率很低?？梢娫谀帻g很長(zhǎng)且在一定的容積負(fù)荷下，隨著污泥濃度的 不斷增長(zhǎng)，污泥負(fù)荷不斷下降，最終由于營(yíng)養(yǎng)逐漸缺乏使污泥濃度的增長(zhǎng)變慢直至達(dá)到穩(wěn)定，工況1的平均污泥負(fù)荷(NS)為0.085 kgCOD/(kgMLSS·d)，工況2為0.102kgCOD/(kgMLSS·d)，體現(xiàn)出明顯的延時(shí)曝氣特征。圖2反映了試驗(yàn)運(yùn)行初期污泥濃度和污泥負(fù)荷的這種變化關(guān)系。?

　　與多數(shù)MBR工藝相比，該試驗(yàn)中的污泥濃度并不算高，這一方面與處理水質(zhì)有關(guān)，另一方面由于較長(zhǎng)時(shí)間的低溫運(yùn)行使污泥增長(zhǎng)受到影響所致。

2　污泥的沉降性

　　圖3反映了試驗(yàn)運(yùn)行過程中污泥沉降比SV30和SVI的變化。

　　由圖3可見，工況1運(yùn)行過程中污泥具有良好的沉降性能，平均SV30為25.1%，平均SVI為46 mL/g；在工況2～3運(yùn)行時(shí)，由于污泥負(fù)荷的提高，污泥濃度進(jìn)一步升高，其 沉降性能開始變差，從2000年7月2日起(MLSS為6518 mg/L)，SV30＞30%并呈逐漸上升趨勢(shì)；進(jìn)入工況4，其平均SV30為80.3%，平均SVI為137.7 mL/g。在傳統(tǒng)活性污泥工藝中，污泥沉降性能變差將直接導(dǎo)致出水水質(zhì)下降。對(duì)于傳統(tǒng)的SBR工藝來講，在相同污泥濃度下SVI值直接影響周期進(jìn)水量(參考文獻(xiàn)［2］列舉了這種關(guān)系)，即當(dāng)MLSS為2000 mg/L、SVI為100時(shí)，進(jìn)水量可為反應(yīng)器有效容積的80%，若SVI提高到200時(shí)，則只能進(jìn)60%的水量；當(dāng)MLSS為5000 mg/L、SVI為100時(shí)，只能進(jìn)50%的水量，若SVI提高到200時(shí)，反應(yīng)器不能運(yùn)行。從該試驗(yàn)結(jié)果看出，由于通過膜分離來實(shí)現(xiàn)泥水分離，系統(tǒng)運(yùn)行不受污泥沉降性能的影響。?

3　污泥的活性

　　污泥活性有多種表征方法，其中最簡(jiǎn)單的一種是考察污泥混合液中的揮發(fā)性組分與總固體的比值(即VSS/SS)。圖4為整個(gè)試驗(yàn)過程中VSS/SS反映的比活性變化。

　　由圖4可見，以VSS/SS所反映的比活性在試驗(yàn)的第一階段總體呈下降趨勢(shì)，這是由于該試驗(yàn)選用了很長(zhǎng)的泥齡，經(jīng)長(zhǎng)期運(yùn)行后污泥處于營(yíng)養(yǎng)缺乏的狀態(tài)，必然會(huì)引起其活性的下降；而在試驗(yàn)的第二階段又表現(xiàn)出上升趨勢(shì)，這是由于該段外加了易降解的碳源使 污泥的活性成分提高了。從整個(gè)運(yùn)行過程來看VSS/SS較高，平均為0.832。
　　實(shí)際上VSS/SS所反映的是污泥中非無機(jī)成分所占的比例，由于焦化廢水本身所含懸浮物較少，其中的無機(jī)成分極低，因此在長(zhǎng)期運(yùn)行中保持很高的VSS/SS是完全合理的。為了進(jìn)一步了解污泥活性，又測(cè)定了污泥的脫氫酶活性(如圖5所示)。?

　　脫氫酶由活的生物體產(chǎn)生，能促進(jìn)有機(jī)物的脫氫反應(yīng)，可以反映廢水生物處理中活性微生物量及其對(duì)有機(jī)物的降解活性。測(cè)定脫氫酶的方法很多，目前較為常用的是氯化三苯基四氮唑(TTC)法，該法主要選用無色的TTC作人為受體，受氫后生成紅色的三苯基甲（TF），通過檢測(cè)單位污泥量在單位培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)生成的TF量［μgTF/(mgMLSS·h)］來表征脫氫酶活性^［3］。理論上講，所測(cè)得的脫氫酶活性應(yīng)與出水中剩余的有機(jī)質(zhì)成比例，即當(dāng)測(cè)得的污泥脫氫酶活性高時(shí)，對(duì)應(yīng)的出水COD應(yīng)低，反之亦然。但試驗(yàn)中這種對(duì)應(yīng)關(guān)系出現(xiàn)了反差，其結(jié)果令人費(fèi)解。由圖5看出，隨著反應(yīng)溫度回升脫氫酶活性很快上升，在硝化反應(yīng)恢復(fù)正常時(shí)達(dá)到相對(duì)穩(wěn)定值(2000年4月9日—5月27日)，平均為17.57μgTF/(mgMLSS·h) ，相應(yīng)地該階段出水COD達(dá)到了相對(duì)穩(wěn)定值，平均為135mg/L；根據(jù)參考文獻(xiàn)^［1］，當(dāng) 硝化反應(yīng)恢復(fù)后并體現(xiàn)出好氧段的反硝化功能時(shí)，出水COD又一次降至100mg/L以下，按理論分析脫氫酶活性應(yīng)具有更高的值，但實(shí)際結(jié)果卻截然相反：脫氫酶活性很快下降，并于2000年7月6日—8月2日穩(wěn)定在較低的水平，平均為2.98μgTF/(mgMLSS·h)；在按照“缺氧1—好氧—缺氧2”方式運(yùn)行后，再次測(cè)定的脫氫酶活性(2000年9月20日)值高達(dá)41.5μgT F/(mgMLSS·h)，而此時(shí)的出水由于外加碳源的影響而具有較高的值，因此單從以上脫氫酶 活性與出水COD的對(duì)照結(jié)果來看，當(dāng)溫度適合微生物的活動(dòng)時(shí)，表現(xiàn)出污泥脫氫酶活性高、出水水質(zhì)反而差的結(jié)果。筆者不認(rèn)為測(cè)試方面存在問題，因?yàn)閳D5中的數(shù)據(jù)是大量且穩(wěn)定的，因此其中的原因值得進(jìn)一步探究。

4　　污泥的顆粒分布

　　SMSBR在運(yùn)行過程中，污泥的顆粒分布發(fā)生了明顯的改變，該變化將對(duì)反應(yīng)器中氧的傳遞、污泥的沉降性能及膜過濾阻力等產(chǎn)生影響。
　　試驗(yàn)中污泥顆粒分布的測(cè)定是通過上海理工大學(xué)開發(fā)的FAM激光顆粒測(cè)量?jī)x，利用光散射原理對(duì)不同范圍的顆粒進(jìn)行數(shù)據(jù)的采集和處理。污泥顆粒累積分布和頻率分布分別根據(jù)式(2)、(3)確定：

?　　

　　式中?D?——顆粒直徑，μm
　　　　　x、n——參數(shù)
　　圖6列舉了試驗(yàn)運(yùn)行初期(1999年9月24日)和末期(2000年9月13日)的污泥顆粒分布情況，不同運(yùn)行階段的平均粒徑比較如圖7所示。

　　由圖6可知，污泥顆粒分布在較寬的范圍；由圖7可見，SMSBR運(yùn)行之前的平均污泥粒徑為133.18μm，系統(tǒng)運(yùn)行后污泥顆粒呈下降趨勢(shì)，最終穩(wěn)定在35.28～37.73μm。該結(jié)果與其他MBR的研究結(jié)果相似^{［4、5］}。污泥顆粒變小的原因主要是由于泥齡太長(zhǎng)引起的。
　　由于試驗(yàn)條件所限未能考察污泥顆粒分布的變化對(duì)其他因素(如污泥的沉降性等)的影響。

5　污泥生長(zhǎng)狀態(tài)的變化

　　參考文獻(xiàn)［1］曾報(bào)道了污泥特性的變化會(huì)影響上清液COD的測(cè)定，一方面由于泥齡太長(zhǎng)導(dǎo)致代謝產(chǎn)物的積累；另一方面由于受低溫和高負(fù)荷的影響，使污泥表現(xiàn)出分散生長(zhǎng)的特點(diǎn)，從而導(dǎo)致游離細(xì)菌增多。污泥特性的這種變化可通過測(cè)試上清液濁度和鏡檢上清液(污泥經(jīng)濾紙過濾所得濾液)中的游離細(xì)菌來說明，濁度的測(cè)試結(jié)果如表1所示。?

表1　膜出水和上清液濁度的變化日期膜出水濁度上清液濁度日期膜出水濁度上清液濁度1999-12-021.0251.42000-04-090.9823.82000-04-051.05312000-05-080.7716.52000-04-060.8619.32000-05-160.55112000-04-070.9122.72000-07-23156.22000-04-080.9619.3   

　　在SMSBR試驗(yàn)之前按SBR法馴化污泥時(shí)，發(fā)現(xiàn)污泥的絮凝性非常好，上清液濁度很低；在SMSB R運(yùn)行初期也未觀察到上清液有明顯變化，而一個(gè)多月后上清液逐漸變得渾濁。這種變化一方面來自代謝產(chǎn)物的積累，另一方面也與溫度不斷下降有關(guān)；當(dāng)反應(yīng)溫度回升后污泥的絮凝性好轉(zhuǎn)(2000年4月5日—5月16日)，所測(cè)濁度值明顯減小，但還有濁度＞10NTU的情況并保持相對(duì)穩(wěn)定，這反映出代謝產(chǎn)物的積累達(dá)到穩(wěn)定；而當(dāng)負(fù)荷再次提高后，上清液濁度又一次升高，這是由于毒性刺激使污泥再次表現(xiàn)出分散生長(zhǎng)的特點(diǎn)。試驗(yàn)過程中膜出水濁度＜1.0 NTU，充分說明了膜分離對(duì)保證出水水質(zhì)起到了關(guān)鍵作用。

6  結(jié)論? 

　?、賁MSBR在泥齡為600d的運(yùn)行條件下污泥產(chǎn)量少，體現(xiàn)出延時(shí)曝氣的特征，平均污泥負(fù)荷＜0.102 kgCOD/(kgMLSS·d)。?
　?、诮?jīng)過長(zhǎng)期運(yùn)行，當(dāng)污泥濃度＞6 518 mg/L時(shí)其沉降性能變差，但以膜實(shí)現(xiàn)泥水分離可以保證出水不受污泥沉降性能的影響。③VSS/SS(比活性)總體表現(xiàn)出較弱的下降趨勢(shì)，但污泥脫氫酶活性的變化與出水COD的對(duì)應(yīng)關(guān)系卻表現(xiàn)出反差。
　?、芙?jīng)過長(zhǎng)期的運(yùn)行，污泥顆粒平均粒徑從100多μm降至30多μm，并在低溫和高負(fù)荷的情況下表現(xiàn)出分散生長(zhǎng)的特點(diǎn)，從而使上清液濁度和COD升高。

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