污泥减量化（精选九篇）
污泥减量化 篇1
研究者大多从源头控制污泥产量以及从末端降低污泥含水率两个角度进行污泥减量化研究与应用。生物捕食技术［7］虽能从源头有效降低污泥产量,但是出水水质受到影响。故而,活性污泥高效脱水成为目前减量化的研究热点。活性污泥脱水的技术难点是脱除细菌细胞水和嵌入在胞外聚合物中的水分。近年来,研究者为了突破这个难点做了大量研究工作。主要包括通过加入聚铝、聚铁、聚丙烯酰胺等化学调理剂［8］使得带负电的活性污泥胶体聚沉,在臭氧［9］、超声波［10］、电化学氧化［11］等物化系统中产生羟基自由基等强氧化性物种氧化破坏细胞壁,高温加热［12］,低温冷冻［13］,电渗透［14］等方法强化污泥脱水,进一步减小其容积。本文综述了近年来可高效减量活性污泥的化学调理、物化处理、生物捕食等技术,对它们的脱水机制、脱水效率等方面进行详尽阐述,分析讨论这些技术的优点和存在问题,同时对其今后的研究方向提出建议。
1 化学调理剂
用化学方法改善活性污泥脱水性能,其原理是改变污泥絮体表面结构,分散其表面水、结合水的稳定性。备受科研者推崇的方法是向污泥中投加适量的化学调理剂( 如表面活性剂、组合调理剂等) ,使悬浮污泥颗粒的胶体结构及其表面负电荷发生改变,胶体粒子间的排斥力受到外加调理剂的作用而减小,分散的污泥颗粒得以絮凝成团而沉淀; 同时随着污泥絮体尺寸的增加,胶体表面面积减少,水分在颗粒表面与内部分布状况发生改变,减弱了絮体与水分之间的吸附作用,脱水性能得以提高［15］。
1. 1 表面活性剂
阳离子表面活性剂用于污泥减量的研究并非罕见。大量试验表明: 在活性污泥脱水过程中加入适量的表面活性剂,可以减小液面的表面张力,增大固液面的接触角［16］,最终污泥滤饼含水率随着其过滤性能的提高而减少。
鹿文等［17］研究了十六烷基三甲基溴化铵( CTMAB) 对活性污泥脱水性能的影响,研究发现,在投加量为15 g/g DS( 干污泥) 时,污泥比阻由原来的5. 91 × 1012m / kg降到了6. 86 ×1010m / kg,相差百倍的比率使污泥的脱水效果大大改善。华中科技大学的于文华等［18］选取了松香基双-三甲基氯化铵和乙撑基双十二烷基二甲基溴化铵两种表面活性剂做了一系列试验,两者均能有效改善污泥脱水性能,其脱水率随着投加量的增加而增大,在两者的投加量均为15 g/100 g DS时,污泥滤饼脱水率分别取得最大值74. 5% 和75. 7% 。
表面活性剂使污泥絮体分散解体,然后又由其疏水缔合作用使分散的污泥絮体由重新聚合,疏松多孔的相态比之前紧实的水分更容易脱除。但是表面活性剂并未在工业中大量用于污泥减量,其昂贵的价格不得不让人们望而却步,另一方面,其在改善污泥的沉降性能方面还有待提高。因此我们需要找到一种价格低廉的表面活性剂,并且结合其他物理、化学手段,改进工艺和设备,使污泥的沉降性能得以提升。
1. 2 组合调理剂
聚合电解质能够改善污泥的脱水性能,但其投加量大、成本高,可以试图将调理剂组合起来对污泥进行联合调理,借助一种廉价有效的絮凝剂来代替表面活性剂的疏水缔合作用,使二者发挥各自的优势。表面活性剂使EPS脱落并溶解,将结合水转化为自由水; 絮凝剂则通过絮凝作用,使污泥絮体重新形成,这样既能提高脱水速度又能提高脱水程度。
于文华等［18］分别研究了表面活性剂与Fe Cl3、Ca O的联合调理对污泥脱水性能的影响。实验证明,当松香基双-三甲基氯化铵的投量为9 g/100 g DS,Fe Cl3的投量为5 g/100 g DS时,污泥滤饼的含水率达到了64. 5% ,脱水率达到了90. 4% 。吴玲等［19］将聚合氯化铝( PAC) 联合聚丙烯酰胺( CPAM) 共同调理剩余污泥时发现,活性污泥的脱水率优于单独使用调理剂。先加PAC,后加CPAM,当两者浓度分别为4% 和0. 1% ,投加量为2. 5 g / L和50 mg / L时污泥比阻达最小值1. 47 ×108s2/ g,抽滤后污泥滤饼的含水率降至70. 9% ,比未添加絮凝剂时的含水率降低了21. 84% 。并且在处理成本上,PAC与CPAM联合使用时的处理成本比单独使用CPAM的成本要低,是污水处理厂较为经济的选择。
合理的化学调理剂组合可以更有效改善污泥脱水性能,得到高脱水速率、高滤饼含固率等,能够满足工业化进程中要求污泥减量要求。但是,筛选出更多廉价、易得、合理的调理剂组合还需要进一步研究,是今后化学调理的重要研究方向之一。
2 物化作用对活性污泥的减量作用
化学调理剂-压榨方式对污泥的脱水率通常在80% 左右,为进一步提高脱水率达到填埋、堆肥的要求,研究者开发了臭氧、电渗透、水泥窑协同处理活性污泥、超声波、解偶联、电化学氧化等物化方式减量化活性污泥。其作用机理主要是指通过外来应力破坏活性污泥絮体间的组成和细胞结构,释放出其中的有机、无机、营养物质和絮体间的表面水和内部水分,加快活性污泥脱水速率、提高污泥的滤饼含固率。
2. 1 臭氧
臭氧是一种十分活泼的氧化剂,可以有效地分解EPS( 胞外聚合物) 促使细胞壁破裂,释放出活性污泥中的间隙水、表面水和结合水; 同时氧化剂可以使污泥絮体表面的排斥力减小,使污泥絮体更易团聚,其沉降性能的增强可以改善活性污泥的脱水性能。
吕凯等［20］采用超声波—臭氧联合技术处理石化污水厂的剩余活性污泥,结果指出臭氧和超声波联合处理比单独臭氧处理对污泥破解效果显著。输出电压70 V,超声时间2 min,臭氧投加量0. 05 g O3/ g SS时,污泥滤饼的含水率减量约25% ,比单独使用臭氧破解污泥的含水率低约1% 。王瀛寰等［21］组建了臭氧氧化与序批式好氧活性污泥法结合的联合工艺,考察了不同的臭氧投加量下联合工艺中剩余污泥的产量和污水处理效果。实验结果证明: 当臭氧投加量为0. 054 kg O3/ kg MLSS,气量为6 L/min时,前20 min的臭氧利用率几乎为100% ,随后呈降低趋势; 当臭氧投加量为0. 078 kg O3/ kg MLSS时,污泥几乎不再增加,同时出水水质相对对照组并未出现明显变化。
臭氧减量活性污泥技术操作简单、沉降性能好、污泥减量效果明显、无二次污染,是一项很有前途的污泥处理技术,但是在实际应用中存在着不足。探索出能使臭氧高效氧化降解污泥颗粒的方法并且避免副反应的发生将是今后的研究方向。
2. 2 电渗透
活性污泥是由亲水性胶体和大颗粒凝聚体组成的非均相体系,大部分污泥颗粒相对水来说都带有轻微的负电荷,由电荷守恒定律可知在一个电中性的溶液体系中,污泥颗粒表面必须存在能够中和负电荷的阳离子,从而胶粒表面的负电荷与其周围吸附的阳离子构成“双电层”。胶粒表面吸附的阳离子携带水分向阴极移动,与此同时阴离子向阳极移动,形成离子迁移。电渗透技术用于污泥的脱水研究就基于上述的 “双电层”理论。
电渗透技术作为一种新颖的固液分离技术正在逐步发展和应用,其在脱水方面的优势使它在环境领域中如雨后春笋般迅速发展起来。Citeau等［22］在电流密度为80 A/cm2和500 k Pa机械压力条件下对含固率3% 的污泥进行电渗透脱水实验,实验证明: 电渗透脱水速率不受聚合电解质的影响,但在盐浓度较低和偏酸性时,电渗透脱水速率很高并且能耗低。最佳条件下,电渗透脱水2 h就可将污泥含固率提高40% ,相比500 k Pa的机械压力作用11 h将污泥含固率提高到22% 要高效很多。Yang等［23］对含固率为5% 的工业污泥进行电渗透脱水研究,在电流分别为1 A和4 A时电渗透脱水45 min,所得泥饼含固率可达到35. 0% 和46. 8% 。Loginov等［24］采用钛网为阴阳极对油田废弃污泥进行脱水处理,在电流密度为80 A/m2,加入氧化钙0. 3 g/L,恒定压力5×105Pa下,泥饼含固率超过67% ,达到较高的脱水效果。Tuan等［25］利用钛板为阳极,不锈钢为阴极,研究冷冻/溶解条件和聚合电解质添加对电脱水过程的影响。结果表明,聚合电解质添加和冷冻/溶解调理可以显著提高污泥脱水性能。在冷冻温度为-20 ℃ ,每吨干污泥添加聚合电解质15 kg,每平方米电极污泥负荷3. 6 kg,电压为20 V条件下,脱水污泥达最大含固率48. 7% 。电渗透脱水技术不能使污泥中的水分全部去除,但在外加电压的驱使下,包裹在污泥固体颗粒的EPS( 胞外聚合物) 会被破坏,同时会破坏细胞内部结构,使后续干燥更易进行。
电渗透脱水技术由于低成本,低耗能,操作稳定等众多优势,得到许多科研爱好者的青睐,但是在应用过程中还存在很多问题。比如,电渗透开始时,水分在电场的作用下自上向下运动,上层的水分快速下降,从而形成不饱和脱水层,就会出现污泥破裂、结壳现象,电渗透脱水也随之停止。此外,电极与物料相互接触处发生电化学反应,产生一系列的反应会增大阳极附近不饱和脱水层的电阻,相应的脱水速率随之降低。因此电渗透污泥脱水技术还需与其他技术相结合起来使用,使污泥的脱水速率和效率都达到极限。
2. 3 水泥窑协同处理活性污泥
水泥窑协同处理活性污泥是利用水泥窑的高温处理污泥的一种方式［26］。其流程分为三段: 第一段是将待处置污泥密封起来输送到指定地点; 第二段是利用水泥窑的高温条件烘干污泥; 第三段是将煅烧后的产物固化后融入水泥熟料中,从而达到活性污泥的绿色减量化。
相较传统的污泥处理处置方式( 如焚烧、堆肥、填埋等) ,水泥窑协同处理活性污泥技术不占用土地资源,处理量大; 水泥窑温度高且稳定,能够使污泥中的有害有机物彻底分解; 将污泥转化为水泥熟料,无残渣遗留; 在污泥无害化、资源综合利用、经济性方面较突出。
水泥窑协同处理活性污泥由于其诸多显著优点,在国内外受到广泛青睐。比如德国水泥行业中有8% ~ 10% 的替代燃料来自于水泥窑干化后的活性污泥; 美国污水处理厂约20% 采用焚烧方式处理污泥,其中6% 的污泥采用水泥窑协同方式处置。美国加利福尼亚某水泥厂采用全干化污泥替代燃料比例高达12% ~ 15% ; 日本迫于污泥填埋土地资源空间受限的条件,约60% 的污泥直接送入水泥窑内焚烧处置［27］,极大的节约了土地利用。近年来,我国也进行了污泥水泥窑协同处置的探索实践［28－29］,先后建立了若干个污泥水泥窑协同处置项目,比如北京新北水水泥公司协同处置500 t污泥项目,广州越堡水泥厂协同处置600 t污泥［30］,上海建材集团,拉法基集团南山水泥厂等也开始了协同处置污泥项目,并取得了一定的经济环境效益。
尽管近年来许多水泥企业在利用水泥窑协同处置活性污泥方面取得了成效,但水泥窑协同处理活性污泥技术仍然存在诸多缺陷［31］: 如污泥水泥窑协同处置工程生产成本较高,资金落实比较困难,且项目利润较低,许多水泥窑协同处置项目面临投资与收入严重失调的局面。所以相关政府部门应该按照国家的政策需求分析,建立健全投资融资机制,严格落实扶持政策,加大科研支持力度,全面推动我国污泥水泥窑协同处置行业的发展,达到污泥绿色减量化的目的。
2. 4 其他污泥减量技术
除了上述物化方法外,超声波、电化学氧化、解偶联技术也都受到科学家的关注。由于超声波溶胞技术［32－33］具有清洁、安全、低能耗、运行成本低等特点,已经应用于一些废水生物处理系统中,但如何进一步优化运行参数、提高超声效率以及超声反应器的合理设计等都仍需要进一步探究。电化学氧化技术［34］可以有效减量污泥产量,但从宏观角度上,仍然需要在电极材料发展上开展深入研究,提高电流效率和催化活性,减少有机污染物降解的成本,获得最佳的污泥减量效果。解偶联技术［35］相较其他的减量技术,工艺简单易操作、成本低,但是,大部分解偶联剂通常为生物异源物质,较难降解或对生物具有毒性,会使微生物的生态结构发生改变等,因此解偶联技术在污泥减量化方面的应用有限,尚无大规模用于工业污水处理中。
3 生物法对活性污泥的减量技术
活性污泥存在的污水处理系统实质上是一个微生物生态系统,由污染物到污泥细胞组成了一个由低到高的食物链。污水中存在的有机物为整个生态系统提供能量来源,存在于活性污泥中的微生物靠分解废水中的有机物来获取能量,供其生长和繁殖。从生态学角度考虑,污泥和能量自低向高流动和传递,在传递过程中会发生一定的物质和能量损失。一般来说,每增加一环食物链,90% 的能源会被消耗。因此,在污水处理系统中,应当人为的添加具有捕食污泥性能的微型动物,尽可能形成较长的食物链,尽可能消耗更多的能量,实现较低的污泥产生量［36］。基于生物捕食机理的污泥减量技术,目前国内外研究较多的是两段法污泥减量工艺和寡毛纲类蠕虫污泥减量工艺［37］。
3. 1 两段式污泥减量工艺
两段式污泥减量工艺是将微生物和后生动物置于不同的反应池内的生物相分离工艺。它由第一阶段的分散细菌培养阶段( 分散培养反应器) 和第二阶段的捕食阶段( 捕食反应器) 组成。第一阶段为分散细菌阶段,主要利用废水中丰富的有机物刺激细菌快速增长。第二阶段为捕食者阶段,该段有适合微型动物增殖的环境条件,促进原生动物和后生动物的增长繁殖,使它们捕食在第一阶段生长的细菌,最终将大部分污泥转化为能量、水和二氧化碳,实现污泥减量。
Ghrooy等［38］在好氧污水处理系统中培养微型生物,采用两阶段膜生物反应器试图减少污泥产量,不仅能够得到良好的出水水质,还能有效降低污泥产量。Huang等［39］将传统的活性污泥反应系统( CAS) 与接种了蟺蚓的再生污泥反应系统相组合,结果证明: 蟺蚓的捕食作用能够减少污泥产量,污泥减容量从原来的每天每升污泥650 mg VSS到达1080 mg VSS。在最适宜的接种蟺蚓密度2500 mg/L时,污泥的再生速率达到1,并且蟺蚓的存在并没有影响COD( 总有机碳) 和N的去除率。
两段式污泥减量工艺不仅可以实现更高的污泥减量效果,而且具有低能耗、不产生副产物等优点。但通常情况下该技术需要很长的水力停留时间以及较大的反应器工作体积,无法确保污水处理效果特别是对氮、磷营养物质去除效果等。虽然近年来这方面的研究越来越多,但正式投入工程应用的还很少。
3. 2 寡毛纲类蠕虫捕食作用
采用生物方法减少活性污泥通常是利用蠕虫的捕食作用。以蟺蚓、蚯蚓为代表的寡毛纲类蠕虫由于其在自然界极易获取、生长稳定、便于控制、具有丰富的酶系统、较强的食量等优势引起了大量生物捕食研究者的热切关注。
Zhang Xiao Qi等［40］研究了不同区域、温度、水丝蚓浓度对污泥减量的影响,在25 ℃ ,水丝蚓密度为11 ~ 12 g/L时,污泥的减量速率达到( 297. 0±10. 1) mg TSS/L·d。J. Tamis等［41］在125 m3的容器中放置若干叉形管盘虫来研究对二级污泥的降解效果。在最适宜的条件下,反应器中的干污泥减少量为150 ~200 kg TSS / d或1. 2 ~ 1. 6 kg TSS / m3·d,相当于反应器中污泥总量的30% ~ 40% 。如果在生物捕食系统后再放置一个厌氧消化池,其总污泥减少率有望达到65% 。Song Biyu等［42］将红斑瓢体虫分批接种到经过超声处理过的活性污泥中,观察其在污泥减量中的影响。结果表明: 可挥发性悬浮固体( VSS) 的量与红斑瓢体虫的密度呈正比,当瓢体虫的密度达到最大时,AVSS的浓度超过3000 mg/L 。
虽然生物捕食作用可以实现污泥减量化的目的,而且与其他物理、化学污泥减量技术相比,具有低成本、低能耗、无副产物、无污染的优点,有较好的应用前景。但是蠕虫捕食过程存在复杂的物质变化,如重金属的迁移、营养物质的释放、污泥理化性质的改变等,并未受到生物捕食研究者的广泛关注。如果能对这些问题加以深入研究,并能严格控制反应条件,提高出水水质,则将有助于生物捕食技术的发展和完善,将对以后的污泥减量等环境领域中做出贡献。
4 结论与展望
活性污泥资源化是污泥处置的理想途径,开展绿色、无二次污染脱水是资源化的前提。表1 概述了机械脱水、电渗透、烘干的脱水率变化及运行成本。从中可以看出经过电渗透处理后,污泥的含水率低于60% ,能耗仅为70 ~ 80 k Wh/t DS,而且不需要加入无机、有机化学调理剂,有利于后续发酵堆肥、减轻焚烧设备腐蚀现象。电渗透协同压滤目前已有工业化应用,但还存在阳极腐蚀、弯曲变形,处置时间长,处理量较小等问题。这些问题可通过阳极材料表面抗氧化修饰,增加单位面积压力强度,提高电流密度,提高电迁移速度,设置可灵活增加电渗透模块单元提高处理量等工艺来解决。相关工作是今后研究的发展方向,对污泥绿色、无害化处理具有重要意义,也为电渗透进一步实用化提供技术支持。
利用水泥窑协同处理活性污泥也是极具应用前景的技术。不但可以利用水泥窑尾气烘干将含水率约80% 的污泥降到含水率20% ~ 30% ,而且可以节约粘土资源、利用污泥作为辅助燃料节约煤炭资源,实现污水处理企业和水泥生产企业双赢,达到污泥稳定化、无害化、减量化和资源综合利用的目的,是一项变废为宝、化害为利的可行应用技术。但在实际运行中遇到的问题是烘干污泥尾气和煅烧水泥尾气的处理装置价格昂贵,需要政府补助推动企业完成相应配套装置的购买安装。
从源头降低污泥量或 “零污泥排放”是污水处理厂亟待需求的技术。生物处理法是一个选择。筛选出高效菌群,在不影响出水水质的前提下,筛选出降低污泥产量的高效菌群,从根源上减少污泥产量。或采用臭氧、双氧水、生物等多种技术耦合也是达到污泥减量化目的的手段。
摘要：城市污水处理厂产生的二沉池污泥含水率约为99%,并且常含有寄生虫卵、细菌、有机污染物等,具有较大的污染性。如何高效、经济对污泥进行绿色化脱水,减小污泥产量已经成为环境固废技术领域的一大难题。文章从化学调理、物化作用、生物捕食技术等方面阐述了当前污泥减量化技术的发展现状,介绍了各种工艺的基本原理、处理效果以及存在的问题,并指出了污泥减量化的潜在发展方向和研究热点,为实现活性污泥无害化、绿色处理奠定理论基础。
污水处理厂的污泥减量化 篇2
摘要：对剩余污泥的处理在污水处理中占用昂贵的费用，基于经济环境和其它因素的考虑，如何解决剩余污泥的问题正是我们面临的挑战。由于环境结和相关法律的要求不断增加，那么对剩余污泥处理方安的选择就越来越严格，而减少污泥总量又是迫切的目标，本文着重介绍了有关剩余污泥减量化的主要方法：解耦联，隐性生长，扑食细菌，热处理，臭氧法，OSA法等等。合适的物质环境和运行工艺将减少剩余污泥产量，但是，不管选用哪种方法他都将对微生物群产生一定影响，而且还会增加处理后的水含氮浓度。
关键词：污泥减量 污水处理 活性污泥法
Abstract —— Excess biomass produced during the biological treatment of wastewaters requires costly disposal.Excess sludge treatment and disposal currently represents a rising challenge for wastewater treatment plants due to economic, environmental and regulation factors.As environmental and legislative constraints increase, thus limiting disposal options, there is considerable impetus for reducing the amount of biomass produced.This paper reviews current strategies for reducing sludge production based on these mechanisms: uncoupling metabolism, lysiscryptic growth, predation on bacteria, thermal treatment, activated sludge ozonation process, anoxic-settling-anaerobic(OSA),and so on..Suitable engineering of the physical conditions and strategic process operation may result in environments in which biomass production may be reduced.But employing any strategy for reducing sludge production may have an impact on microbial community in biological wastewater treatment processes and reduced biomass production may result in an increased nitrogen concentration in the effluent.Key word: sludge reduction, waste water treatment, activated sludge tereatment.前言
目前世界上80％以上的污水处理厂应用的是活性污泥法处理污水，它最大的弊端就是处理污水的同时产生惊人的大量剩余污泥。污泥中的固体有的是截留下来的悬浮物质,有的是由生物处理系统排出的生物污泥,有的则是因投加药剂而形成的化学泥，污水处理厂产生的污泥量约为处理水体积的0.15 % —1 %左右。污泥的处理和处置,就是要通过适当的技术措施,使污泥得到再利用或以某种不损害环境的形式重新返回到自然环境中。这些污泥一般富含有机物、病菌等,若不加处理随意堆放,将对周围环境产生新的污染。
对这些污泥处理方法主要有：农用、填海、焚烧、埋地。但这些方法都无一例外地存在弊端。如污泥中重金属的含量通常超过农用污泥重金属最高限量的规定。此外,污泥中还含有病原体、寄生虫卵等, 如农业利用不当,将对人类的健康造成严重的危害。填埋处置容易对地下水造成污染,同时大量占用土地。焚烧处置虽可使污泥体积大幅减小,且可灭菌,但焚烧设备的投资和运行费用都比较大。投放远洋虽可在短期内避免海岸线及近海受到污染,但其长期危害可能非常严重,因此,已被界上大多数国家所禁用。
一般每去除1kg的就产生15~100L活性污泥，这些污泥含水率达到95％以上，剩余污泥处理的成本高昂,约占污水厂运行费用的。
欧洲国家每年用于处理剩余污泥的费用就高达28亿人民币。显而易见，任何有利于减少剩余污泥的措施都将带来巨大的经济效益。污泥减量化的理论基础
2.1 维持代谢和内源代谢
1965 年Pirt 把微生物用于维持其生活功能的这部分能量称为维持代谢能量,一般认为,维持代谢包括细胞物质的周转、活性运输、运动等,这部分基质消耗不用来合成新的细胞物质,因此,污泥的产量和维持代谢的活性呈负相关
。Herbert 在1956 年提出,维持能量可通过内源代谢来提供,部分细胞被氧化而产生维持能量。从环境工程角度看,内源呼吸通常指生物量的自我消化,在连续培养生长时可同时发生内源代谢。内源代谢的主要优势在于进入的基质最终被呼吸成为二氧化碳和水,使生物量下降
。因此,在废水处理工艺中,内源呼吸的控制比微生物生长控制和基质去除控制更为重要。
2.2 解偶联代谢
代谢是生物化学转化的总称,分为分解代谢和合成代谢。微生物学家认为,细胞产量和分解代谢产生的能量直接相关,但在某些条件下,如存在质子载体、重金属、异常温度和好氧—厌氧交替循环时,呼吸超过了ATP 产量,即分解代谢和合成代谢解偶联,此时微生物能过量消耗底物,底物的消耗速率很高。Cook 和Russell 报道,在完全停止生长时细菌利用能源的速率比对数生长期的高三分之一,这表明细胞能通过消耗膜电势、ATP 水解和无效循环处置其胞内能量。在解偶联条件下,大部分底物被氧化为二氧化碳,产生的能量用于驱动无效循环,但对底物的去除率不会产生重大影响
。能量解偶联的特殊性在于它是微生物对底物的分解和再生,而没有细胞质量的相应变化。从环境工程意义上讲,能量解偶联可用于解释底物消耗速率高于生长和维持所需之现象。因此,在能量解偶联条件下活性污泥的产率下降,污泥产量也随之降低。通过控制微生物的代谢状态,最大程度地分离合成代谢和分解代谢,在剩余污泥减量化上将是一个很有发展前景的技术途径。目前污泥减量化的方法
3.1 解偶联
机理：三磷酸腺苷(ATP)是键能转移的主要途径,是能量转移反应的中心，微生物的合成代谢通过呼吸与底物的分解代谢进行偶联,当呼吸控制不存在,生物合成速率成为速率控制因素时,解偶联新陈代谢就会发生,并且在微生物新陈代谢过程中产生的剩余能量没有被用来合成生物体。在能量解偶联条件下活性污泥的产率下降,污泥产量也随之降低。微生物学家认为,细胞产量和分解代谢产生的能量直接相关,但在某些条件下,如存在质子载体、重金属、异常温度和好氧—厌氧交替循环时,呼吸超过了ATP 产量,即分解代谢和合成代谢解偶联 ,此时微生物能过量消耗底物,底物的消耗速率很高。在完全停止生长时细菌利用能源的速率比对数生长期的高1/3,这表明细胞能通过消耗膜电势、ATP 水解和无效循环处置其胞内能量。能
量解偶联的特殊性在于它是微生物对底物的分解和再生,而没有细胞质量的相应变化。通过控制微生物的代谢状态,最大程度地分离合成代谢和分解代谢,在剩余污泥减量化上将是一个很有发展前景的技术途径。
3.1.1 投加解偶联剂
解偶联剂能起到解偶联氧化磷酸化作用,限制细胞捕获能量,从而抑制细胞的生长,故能减少污泥产量。解偶联剂其作用机理是该物质通过与H+ 的结合,降低细胞膜对H+ 的阻力,携带H+ 跨过细胞膜,使膜两侧的质子梯度降低，降低后的质子梯度不足以驱动ATP 合酶合成ATP ,从而减少了氧化磷酸化作用所合成的ATP 量。如: TCS解偶联剂(3 ,3′,4′,5－四氯水杨酰苯胺)能有效降低剩余污泥产量,只要在反应器中保持TCS 一定的浓度,就能降低剩余污泥的产率。TCS 能有效地降低活性污泥分批培养物中的污泥产率,随进水中TCS 浓度的提高,污泥产率迅速下降.但污泥的COD 去除能力并未受影响,出水中的NH+42N 和TN 含量也和对照相当，同时发现污泥的SOUR 值和DHA 提高,说明化学解耦联剂对微生物有激活作用，微生物的种群结构也发生了改变，经过40d 的运行后,添加TCS的反应器污泥中丝状菌很少,虽然污泥较疏松,但污泥的沉降性能未见有影响。上述结果表明,采用化学解耦联剂来降低活性污泥工艺中的剩余污泥产量,以降低污泥的处理与处置费用这种方法有发展前景,值得进一步地深入研究。
但是，解偶联剂的对现有污水处理应用中存在以下问题:(1)所投的药在较长时间后由于微生物的驯化而被降解,从而失去解偶联作用;(2)当加入解偶联剂后,需要更多的氧去氧化未能转化成污泥的有机物,从而使得供氧量增加
;(3)对投加解偶联剂的费用还需要作比较,由于在污水中的浓度需要维持在4—80 mg/ L ,用量大;(4)解偶联剂在实际应用中的最大弊端是环境问题，解偶联剂通常是难降解的有毒物，可能发生二次污染。
3.1.2
高S0/X0(底物浓度/污泥浓度)条件下的解偶联
简单的说就是，细胞分解能量大于合成能量，从而细胞的分解数量就大于合成数量，最终降低微生物产率系数。解偶联机理有两种解释:一是积累的能量通过粒子(如质子、钾离子)在细胞膜两侧的传递削弱了跨膜电势,随后发氧化磷酸化解偶联;二是减少了生物体内部分新陈代谢的途径(如甲基乙二酸途径)而回避了糖酵解这一步
。高S0/X0条件下解偶联还不能用于实际的污水处理, 微生物产生的不完全代谢的产物还可能对整个处理过程产生影响，而且要求相对高的S0/X0值(>8—10)远远大于实际活性污泥法处理污水时的情况(F/M=0.05—0.1)。
3.2
高浓度溶解氧
有很多研究表明,细胞表面的疏水性、微生物活性和胞外多聚物的产生都和反应器中的溶解氧水平有关,这预示着溶解氧对活性污泥的能量代谢有一定的影响,进而影响碳在分解代谢和合成代谢中的分布。高溶解氧活性污泥工艺能有效地抑制丝状菌的发展，纯氧活性污泥工艺即使在高污泥负荷率下,也可比传统的空气活性污泥工艺减少污泥量54 %。和传统空气曝气工艺相比, 纯氧工艺能使曝气池中维持高浓度MLSS ,污泥沉降和浓缩性能好、污泥产量低、氧气转移效率高、运行稳定。Abbassi等人
最近报道，当小试规模的传统活性污泥反应器的溶解氧从 1.8mg/L 增加到6.0mg/L时，剩余污泥量从0.28mgMLSS/mgBOD5下降为
0.20mgMLSS/mgBOD5。
由此可见，高溶解氧工艺在剩余污泥减量化和工艺运行效能的提高方面有很大潜力。
3.3
好氧—沉淀—厌氧(OSA)工艺
在污泥的回流过程中插入一级厌氧生物反应器，这种工艺已经用来成功地抑制污泥的丝状膨胀的发生，可减少一半的剩余污泥产量，好氧—厌氧循环方法被用于活性污泥工艺中剩余污泥的减量化。其机理就是，好氧微生物从外源有机底物的氧化中获得ATP ,当这些微生物突然进入没有食物供应的厌氧环境时,就不能产生能量,不得不利用自身的ATP库作为能源，在厌氧饥饿阶段,没有一定量的细胞内ATP 就不能进行细胞合成，因而,微生物通过细胞的异化作用,消耗基质来满足自身对能量的需求，交替的好氧－厌氧处理引起的能量解偶联就为OSA 处理技术奠定了污泥减量化的理论基础。Chudoba 等人
比较了OSA工艺和传统活性污泥工艺的污泥产量,发OSA工艺的比污泥产率降低了20 %～65 % , S V I 值也比传统活性污泥工艺低。
例如：上海锦纶厂废水处理站的剩余污泥达到零排放是运用了朱振超和刘振鸿等人的好氧—沉淀—兼氧活性污泥工艺使。还有张全等人
采用好氧—沉淀—微氧活性污泥工艺使污泥量由80 %减少为15 %～20 % ,系统基本上可做到无污泥排放。
所以，OSA工艺在污泥减量化上是相当可行的。
3.4
溶解细胞法
在传统活性污泥法工艺流程中的污泥回流线上增加相关处理装置，通过溶胞强化细菌的自身氧化，增强细菌的隐性生长。所谓隐性生长是指细菌利用衰亡细菌所形成的二次基质生长,整个过程包含了溶胞和生长
。利用各种溶胞技术,使细菌能够迅速死亡并分解成为基质再次被其他细菌所利用,是在污泥减量过程中广为应用的手段。
3.4.1 臭 氧
原理是:曝气池中部分活性污泥在臭氧反应器中被臭氧氧化,大部分活性污泥微生物在臭氧反应器中被杀灭或被氧化为有机质,而这些由污泥臭氧氧化而来的有机质在随后的生物处理中被降解，臭氧可破坏不容易被生物降解的细胞膜等,使细胞内物质能较快地溶于水中,同时氧化不容易水解的大分子物质,使其更容易为微生物所利用。Kamiya 和Hirotsuji 的研究表明,当曝气池中的臭氧剂量为10 mg/(gMLSS·d)时可使剩余污泥产量减少50 % ,而高至20 mg/(gMLSS·d)时则无剩余污泥产生。其中，间断式臭氧氧化要优于连续式,在间歇式反应器中,臭氧每天平均接触时间在3 h 左右就可以达到减量40 % —60 %。但是,臭氧浓度较高会使SVI(污泥体积指数)值迅速下降到开始的40 % ,影响污泥的沉降性能。
在当前的活性污泥理论中,污泥停留时间(θc)被定义为单位生物量在处理系统中的平均滞留时间。许多研究表明，θc 在活性污泥工艺中是最重要的运行参数。对于稳态运行系统,θc 和比生长速率呈负相关,污泥产率(Yobs)和污泥停留时间的关系可用下式表示:
1/Yobs = 1/Ymax +θcKd /Ymax(1)
式中 Ymax ———真正生长速率
Kd ———比内源代谢速率
式(1)表明,在稳态活性污泥工艺中污泥停留时间和内源代谢速率呈负相关,可以通过调节θc 来控制污泥产量。可见在相对长的θc下的纯氧曝气工艺有利于减少剩余污泥量。
臭氧联合活性污泥工艺将是一种能够减少剩余污泥产量且进一步改善污泥沉降性能的有效技术,今后的研究将着重于臭氧剂量和投加方式的最优化方面。
3.4.2 氯 气
和臭氧相同,利用其氧化性对细胞进行氧化,促进溶胞。虽然氯气比臭氧便宜,但氯气能够和污泥中的有机物产生反应,生成三氯甲烷(THMs)等氯代有机物,是不容忽视的问题。
3.4.3 酸、碱
酸碱可以使细胞壁溶解释放细胞内物质，相同pH 条件下, H SO4 的溶胞效果要优于HCl ,NaOH 的效果要优于KOH;在改变相同pH 条件下,碱的效果要好于酸,这可能是由于碱对细胞的磷脂双分子层的溶解要优于酸的缘故。
3.4.4 物理溶胞技术
加 热
不同温度下,细胞被破坏的部位不同。在45 —65 ℃时,细胞膜破裂, rRNA 被破坏;50 —70 ℃时DNA 被破坏;在65 —90 ℃时细胞壁被破坏;70 —95 ℃时蛋白质变性
。不同的温度使细胞释放的物质也不同,在温度从80 ℃上升到100 ℃时, TOC和多糖释放的量增加,而蛋白质的量减少。
超声波
超声波处理(如240 W ,20 kHz ,800 s)只是从物理角度对细胞进行破碎,和投加碱相比,在短时间内有迅速释放细胞内物质的优势,但在促进细胞破碎后固体碎的水解却不如投加碱和加热。其机理就是：以微气泡的形成、扩张和破裂达到压碎细胞壁、释放细胞内含物的目的。
压力
利用压力使细菌的细胞壁在机械压力的作用下破碎,从而使细胞内含物溶于水中。
3.4.5 生物溶胞
投加能分泌胞外酶的细菌，酶制剂或抗菌素对细菌进行溶胞。酶一方面能够溶解细菌的细胞,同时还可以使不容易生物降解的大分子有机物分解为小分子物质,有利于细菌利用二次基质。但是在污水处理中投加酶制剂或是抗菌素在经费上不太现实。
3.5 微型动物减少剩余污泥量
微型动物削减剩余污泥量的机理就是生态学的理论,食物链越长,能量在传递过程中被消耗的比例就越大,最终在系统中存在的生物量就越少。细菌、原生动物、寡毛类、线虫等各种生物,它们之间组成一条食物链。利用微型动物对污泥进行减量可从以下三个方面着手研究，一是利用微型动物在食物链中的捕食作用；二是直接利用微型动物对污泥的摄食和消化,在减少污泥的容量的同时增加污泥的可溶性；三是利用微型动物来增强细菌的活性或增加有活性的细菌的数量,从而增强细菌的自身氧化和代谢能力。在曝气池这一水环境中由于不断地曝气、剧烈地搅拌,对于大型生物的生存极为不利，还有就是各种微生物都随着废水一起流动，有可能还没来得及增殖就从曝气池流失，所以活性污泥法不可能有较长的食物链。曝气池中的后生动物数量较少,不能大量消耗菌胶团，（菌胶团是构成活性污泥絮状体的主要成分,有很强的吸附、氧化有机物的能力），这使得在活性污泥生态系统中,物质和能量的传递并不顺畅,绝大部分物质和能量停留在初级消费者———细菌这个营养级上,而不能通过向更高营养级的传递使生物量减少,这是形成大量剩余活性污泥的根本原因。
基于上诉原因，,两段式生物反应器产生了。
这种反应器由第一阶段的分散培养反应器R1 和第二阶段的捕食反应器R2 组成。R1 中无污泥回流且泥龄较短,利用污水中丰富的有机食料刺激游离细菌快速增殖。R2 反应器则专为捕食者设计,此阶段泥龄较长,有着适合于微型动物增殖的环境条件。两段式生物反应器,第一阶段分散培养反应器的水力停留时间(HRT)是关键的运行参数。HRT 需要足够长,以免细菌随水流冲走,但又不能过长,否则会形成细菌聚集体以及出现大量微型动物。Lee 等
用生物膜作为第二阶段的捕食反应器,处理人工合成污水,获得的污泥产量为0.05—0.17gSS/gCOD, 比用传统方法减少约30 % —50 %的污泥量。Lee 认为相对原生动物而言,轮虫在削减剩余污泥量的过程中可能起着更大的作用,因为他发现当轮虫的数量占优势时,剩余污泥的产量最小。Ghyoot 发现,由于丝状菌和鞭毛虫的过量生长,两段式系统有时会发生污泥膨胀,导致出水水质下降。应用两段式生物反应器或者直接向曝气池中投加微型动物以削减剩余污泥量在理论上是可行的,在试验中也取得了较为理想的结果。但是,由于这些研究尚处于起步阶段,要将这些观念和方法应用于具体的工程实践,仍有很多问题需要解决,例如,投加微型动物的量和投加方式,由于微型动物的活动引起的出水中N、P 浓度的升高,以及为了维持微型动物的生长所需的较高溶解氧等。
人们发现伴随着一种仙女虫(Naiselinguis)大量发生,污泥的产量显著减少,用于曝气所需的能量也大大降低。Ratsak 发现,蚓类种群的大小与剩余污泥产量间有明显的关系。但由于这些蚓类在曝气池中的数量变动剧烈,且没有规律,无法人为控制,所以还不能直接应用于生产实践。Rensink等
向加有塑料载体的活性污泥系统中投入颤蚓(Tubif icidae),发现剩余污泥产量从0.4gMLSS/gCOD降至0.15gMLSS/gCOD,污泥体积指数(SVI)从90降至45 ,污泥的脱水能力提高了约27%。
另外，还有红斑螵体虫在活性污泥系统的曝气池中较为常见。根据已有文献报道,影响红
斑螵体虫在曝气池中出现的操作因素有两方面:一是污泥龄(SRT),较短的SRT不能有效地保持红斑螵虫的存在;二是进水负荷,通常在负荷较低情况下容易出现原生动物和后生动物当每天排泥占反应器体积的36%左右时,可将每天新增的红斑螵体虫排出;而当反应器的排泥量>36%时,可能造成由于过量排泥使得虫体流失;当排泥量<36%时,则可以保证红斑螵体虫的生长。因此可以将36%作为增长率为0.45d-1时的排泥上限,即当红斑螵体虫的净增长率为0.45d-1时,SRT > 3d方可使红斑螵体虫保持在反应器中,而这在活性污泥处理系统中是容易做到的。在进水负荷<0.6mg2COD/(mgVSS·d)时,对红斑螵体虫的出现没有大的影响,而当进水负荷>0.7 mgCOD/(mgVSS·d)后,可能会对红斑螵体虫的出现造成影响。
无论是两段式生物反应器还是直接向活性污泥系统中投入后生动物,均可降低剩余污泥产量,但是矿化作用使得氮和磷释放是一个尚待解决的问题。
还有一种蚯蚓生态床处理剩余污泥。该过滤系统是一个具有多结构、多层次、各取所需、相互协同的生态网链,该生态网链中蚯蚓等微型动物和微生物对剩余污泥具有较强的广谱利用和分级利用功能,从而实现了剩余污泥较彻底的分解和转化利用由蚯蚓和微生物共同组成的人工生态系统对污水处理厂剩余污泥进行了为期半年的脱水和稳定处理,结果表明蚯蚓生态系统集浓缩、调理、脱水、稳定、处置和综合利用等多种功能于一身: ①蚯蚓和微生物将污泥作为生长营养源,对其进行分解和吸收;②蚓粪是高效农肥和土壤改良剂;③在生态床中增殖的蚯蚓具有重要的饲料和药用价值。剩余污泥经蚯蚓污泥稳定床处理后,可全部被生态系统吸收利用和转化,具有流程简单、管理方便、无二次污染、造价和运行费用低廉、副产物具有经济利用价值等特点。生态滤床构造十分简单,因此其工程造价将比常规的污泥处理和处置设施大幅度减少,其运行费用亦十分低廉。据估算,生态滤床处理剩余污泥的工程造价和运行费用可比常规方法大幅度节省,具有工程应用潜力。
是否还有其他微型动物可以应用,如轮虫、线虫或者别的寡毛蚓类,投放的微型动物与所处理的污水类型有没有关系,以及有没有更简单高效的微型动物哺育系统,这些都是将来需要深入研究的问题。由于这些研究尚处于起步阶段,要将这些观念和方法应用于具体的工程实践,仍有很多问题需要解决。无剩余污泥排放
4.1
臭氧处理法
部分回流污泥引入臭氧处理器中，进行臭氧连续循环处理。用臭氧对污泥进行处理,细菌被杀死,细胞壁被破坏,细胞质溶出,便于生物分解。臭氧的强氧化性，溶解、氧化污泥中的有机成分，再返回至曝气池，达到废水、污泥双重处理的功效，臭氧与细胞进行反应时并非使细菌成分无机化,主要是使菌体外的多糖类及细胞壁成分转化为特别容易生物降解的分子，该方法适合于可生化性较好，含磷量低于排放标准的废水，但设施负荷不易过大。有研究表示，臭氧处理污泥的循环率保持在0.3 左右是保证“零”污泥的条件，换句话说，由臭氧处理过的约1/ 3 的污泥在曝气槽内被生物分解而无机化(气体化),残余的2/ 3又变换为活性污泥。另外在pH 值保持在3 时,臭氧反应得到促进。
4.2
多级串联接触曝气法
把曝气池分隔成若干格，相互间具有一定的独立性，并在其中挂上填料，填料要选用易挂膜不易脱落的品种。其第一格可称为细菌生长区，浓度负荷较高，环境相对不稳定，第二格为原生动物生长区，浓度大致只有前面的+ 6 %，第三、第四格有机物浓度降至更低，环境更为稳定，适合后生动物生长繁殖。第三格、第四格内原生动物又被后生动物吞食，死后的后生动物被细菌分解。在污水处理工艺中成功地衔接该生物链，则必将使剩余污泥量大为减少。
4.3
污泥机械破碎法
把机械浓缩之后的污泥用机械破碎（如一般的食品粉碎机），把破碎之后的污泥在汇流到暴气池，污泥破碎后，部分成为可溶性物质，因此破碎污泥的浓度下降而上清液浓度上升。总的看来，减量效果显著，只是处理水质较参照系有所下降，因而高负荷的设计值应予避免。
4.4
多级活性生化处理工艺
其实它也是生物法的一种，只是在运行设备上的改进，得以使剩余污泥为“零”排放。系统是一组从空间上分隔成串联的8～ 12 个单元的微生物菌群来净化水中的污染物质, 这些微生物菌群形成食物链, 模拟自然生态环境, 使每一种生物成为食物链上上一级微生物的“粮食”, 前段的微生物、自身氧化的微生物及剩余微生物的残体被后段的微生物吃掉, 从而使整个系统不产生剩余污泥。每个单元设有单独控制的曝气装置, 和单独的填料框架和填料。填料为经过特殊处理的合成纤维, 用以固定水中的微生物。菌种是经过驯化的, 能够构成食物链的一组微生物菌群, 以干污泥的形式作为接种污泥, 从而加快微生物的培养。
实例运用：北京某油脂厂, 废水间歇排放,平均水量100吨/天,进水 CODcr平均浓度1292m g/L,出水 CODcr平均浓度82mg/L , CODcr平均去除率93%。
新的进展：湿式——氧化两相技术（WAO）
将溶解和悬浮在水中的有机物和还原性无机物，在液态下加压加温，并且利用空气中的氧气将其氧化分解的以达到减少污泥产量的目的。湿式氧化采用间歇式高压反应釜，厌氧采用两相厌氧反应器UASB。运行结果显示：对化工污泥和炼油污泥有良好的去除率，和良好的稳定性，经过处理之后的污泥中的水分被释放出来，从而有利于污泥的沉降，减少了污泥的体积。齐鲁石化公司在现实中已经应用了这种工艺，取得良好的效益，湿式氧化—两相厌氧消化—离心脱水对COD的去除率为86.6%～94.5 %，污泥消化率为63.1%～75.5%，可减少污泥体积 95%～98.5 %。小结
在将污水处理看成一个生产过程之后,根据“清洁生产”的原则,对污泥从源头进行控制。污泥减量化的研究,适应了污水处理系统实现良性运行、防止污水处理出现二次污染、使污水治理更具环境效益的需要。污泥减量是污水处理中研究的热点，人们提出了很多方法去除剩余污泥，有的是在试验中取得良好的效果，有的已经运用于生产实践。本文介绍了一些常
污泥减量化技术研究进展及发展趋势 篇3
关键词：污泥减量化技术,污泥处理处置,研究进展
据统计,全世界每天因废水污染问题死亡的人数达到14 000 人。 对剩余污泥的处理处置是多年来困扰人们的问题。 而由于活性污泥法的广泛应用,剩余污泥的处置问题更加成为研究人员共同致力研究的课题[1]。
1 污泥处理处置概况
剩余污泥的体积远远小于污水体积。但是用于剩余污泥的处置花费可以占到甚至超越整个污水处理厂日常消耗的50%以上[2]。 并且,由于不同的污水处理厂所产生的剩余污泥不尽相同,生物污泥细胞内部包含了不同种类的污染物, 如重金属、有毒化合物等, 不适当的污泥处置方法会对空气、土壤、水体造成破坏和污染,因此仅追求处理量并不能根本解决剩余污泥的处置问题。
在此背景下, 污泥减量技术进入了人们的视线。污泥减量技术是对能够使处理相同量污水产生的污泥量降低的各种技术的统称,这类技术均不会影响污水处理效果[3]。
污泥处理与处置包括污泥减量化与减容化。污泥减容化是指通过减少生物污泥的含水率从而减少生物污泥整体的体积。其中的生物固体含量并没有实质性的降低;而污泥减量化是指通过一系列方法,使得生物固体的实际产生量降低,是在根本上减少污泥的产生量[4]。
污泥减量技术按作用阶段可分为原位污泥减量技术和后减量技术。原位污泥减量是在污水处理过程中进行的,在污水处理工艺当中通过调节水处理工艺参数或其他手段来达到预期的污泥减量效果。常见的原位污泥减量技术包括解耦联污泥减量技术、溶胞-隐形生长污泥减量技术、生物捕食污泥减量技术等。而后污泥减量技术则是在污水处理工艺之后,对反应器产生的污泥进行减量作用,通常包括污泥消化及污泥焚烧技术[5]。
2 污泥减量技术
2.1 解偶联污泥减量
解偶联代谢的原理是由于能量通过三磷酸腺苷(ATP)和二磷酸腺苷(ADP)之间的相互转化从而进行循环,又因为分解代谢和合成代谢分别是控制ATP分解和ADP转化为ATP的控制代谢步骤,分解代谢产生的能量满足了合成代谢所需,而分解代谢所需要的物质是由合成代谢来提供的。 因此,当微生物的分解作用产生出的能量不能通过氧化磷酸化反应贮存在三磷酸腺苷(ATP)中,合成代谢将被抑制,从而降低活性污泥产量。
2.1.1 投加解偶联剂
投加解偶联剂在所有解偶联原理的污泥减量技术中是最容易实现的。 常见的解偶联剂包括苯酚类化合物及其衍生物[6],如2,4-二硝基苯酚(d NP)[7]、对-硝基苯酚(p NP)、3,3’,4’,5-四氯水杨酰苯胺(TCS)[8]、五氯酚(PCP)和2,4,5-三氯苯酚(TCP)[9]等。
Chen等人[10]通过实验得出,当投入0.8~1.0 mg/L的3,3’,4’,5-四氯水杨酰苯胺(TCS)时,污泥产生量仅为原产量的60%。Tian等人[11]研究了2,4-二氯苯酚在长期污泥培养方面的效果,表明污泥减量达到40%。 Fang等人[12]向活性污泥中分别投加3 种解偶联剂即:五氯苯酚,邻氯苯酚,邻硝基苯酚。 重点研究这3 种解偶联剂对活性污泥的产率,沉降性能及氮去除效率指标。 研究结果表明,这3 种解偶联剂的浓度决定了胞外聚合物以及细胞内部储存的聚羟基丁酸酯的含量。 在3 种解偶联剂中,邻氯苯酚在活性污泥减量中有起到更好的作用。
2.1.2 高S0/X0比率
改变基质浓度(S0) 与混合液悬浮固体浓度(X0)的比率可以实现污泥减量。 当基质浓度上升或者是混合液悬浮固体浓度下降时,就可以导致合成代谢和分解代谢的解偶联,ATP过量积累。 通过热损失和热做功消耗掉了过量积累的ATP,这就意味着降低了用于合成代谢的ATP,因此,污泥产率降低。
Liu等人[13]通过研究发现,升高S0/X0的比率并达到某一特定数值之后,微生物群内部多发生解偶联生长。 但是,该实验条件的S0/X0值(>5 COD/MLSS(mg/mg))在实际情况下很难达到,因此该方法只是提供了理论性的可行性。
2.2 溶胞
细胞溶解是指通过外加效果, 使得细胞壁破裂,原本贮存于细胞内的物质被释放。 细菌利用细胞溶解所释放出的可利用的物质进行生长,这就是所谓隐形生长[9]。 因此,控制隐形生长就能实现污泥的减量化目标,而细胞溶解的程度则是整个隐形生长的控速阶段。 常用的溶胞方法有臭氧氧化、超声波裂解、机械破碎、光-Fenton试剂、水解酸化等。强氧化性的臭氧首先作用于细胞壁和细胞膜,导致其结构破坏,阻碍细胞的新陈代谢。 其次,当臭氧穿透细胞膜时破坏其结构中控制细胞通透性的内酯蛋白和脂多糖,细胞内基质被释放出来。 同时,污泥中的大分子难生物降解有机物被氧化。 因此在细胞回流过程中加入臭氧氧化装置能够提高回流污泥的可生化性能[14]。
Nie等人[15]研究了向连续流活性污泥反应器的污泥回流系统中添加臭氧氧化工艺,并同时检测内分泌干扰物及常规污染物的去除。 实验结果表明,当臭氧投量为100 mg O3g-1SS时,45 d内没有剩余污泥产生。 150 mg O3g-1RES (reduction of excess sludge,减量剩余污泥)是污泥减量系统设计优化的关键参数。 Pei等人[16]的研究发现,超声波和臭氧均可引起生物固体的溶解,但只有超声波能够使生物固体粒径的减小。 在厌氧生物降解方面,预处理改善了VSS和TCOD的去除率。 同时,较臭氧处理及未预处理的污泥,超声波作用后的污泥的产甲烷率上升了27%。 研究还表明,通过厌氧消化处理过的污泥生物毒性较未处理污泥降低。
Yang等人[17]研究了厌氧-缺氧-微好氧-好氧反应器与臭氧/超声波联用反应器(AAMA+O3/US)的应用。 认为在经济评估方面,当控制AAMA+O3/US反应器分别向厌氧和微好氧区回流15%经过臭氧/超声波预处理的污泥时的经济可行性更高,与对照反应器相比节省了14.04%的消耗。 除了经济评估之外, 当经过预处理的污泥回流率为30%时,污泥减量能够达到55.08%。 同时,微生物活性也得到部分提升, 因此AAMA+O3/US联合反应器是较经济的废水处理工艺之一。
Toumura等人[18]通过模拟反应器研究了光-芬顿试剂污泥减量方法的原理。 研究表明,芬顿试剂进行污泥减量分两步。 第一步,羟基破坏细胞壁释放出细胞内含物;第二步,芬顿试剂中的铁离子和过氧化氢氧化细胞破解释放的溶解的COD。 铁离子和过氧化氢浓度越高溶解COD去除率越高。 研究还发现,光能会影响污泥溶解,同时,过氧化氢的消耗遵循假零点动力学。
水解酸化可以使污泥中微生物细胞溶解,释放出细胞内含物。同时微生物利用释放出的内含物作为营养物质进行新陈代谢。这符合了隐形生长的原理,因此,水解酸化可起到污泥减量的作用。 Li Fang[19]通过接种成熟的水解酸化泥,达到了污泥减量的效果。
细胞溶解作为污泥减量方法虽然原理简单,处理效果较好,但细胞溶解方法常常伴随着有毒药品的使用,容易造成环境污染。 同时,细胞溶解技术通常有巨大的能量消耗。 因此,细胞溶解的污泥减量方法不宜应用于实际污水处理。
2.3 生物捕食
当高等级生命形式进行捕食时,能量通过被捕食动物传递入捕食者体内,但是捕食动物本身的生命活动会消耗部分吸收来的能量,因此,能够被其利用来进行合成代谢的能量,进而降低污泥产量[5]。
Zhang等人[20]研究向污泥中投加颤蚯蚓来实现污泥减量。由于市政废水的波动性较小,因此可以直接投加颤蚓进行污泥减量。 同时,研究表明,颤蚓的投加并不会影响生物污泥对COD等常规污染物的去除,相反,当颤蚓投加量提升之后总磷的去除率有部分提升。 原因可能是当颤蚓入侵时,通过捕食作用吸收大量的磷,之后通过消化作用排泄出体外,但由于排泄物多为难溶物质,因此起到除磷效果。
Zhu等人[21]的研究表明,寡毛类动物对污泥沉降性有很大的提升,它有一定的减少污泥体积的作用,但此研究并没有进一步研究减少污泥体积的原理。 此方法对污泥减量有工程实际应用性,然而实际应用前应当考虑到微生物的来源及回收和处置问题。
3 结论
目前的污泥减量方法大多只停留于实验室研究阶段,真正能应用到实际的并不多。 将实验室的方法应用于实际是污泥减量研究亟待解决的问题。
制约污泥减量方法应用于实际的主要因素是过多的能源消耗及较高的经济耗费。 因此,寻找能量消耗低的新型污泥减量技术或者是降低现有技术的能量消耗也是污泥减量技术面临的问题。
二氧化氯氧化污泥减量试验研究 篇4
摘要：通过静态对比试验对ClO2对污泥的溶胞作用进行了研究,同时通过动态对比试验,考察了ClO2在活性污泥法污水处理系统进行污泥减量的能力以及对出水水质的影响.结果表明:ClO2对活性污泥具有溶胞作用,ClO2最佳投加量为每g干污泥10.0 mg左右,ClO2氧化污泥后回流能使活性污泥处理系统1个月不排泥而曝气池的`污泥浓度较为稳定,污泥减量率达到100%.实行ClO2氧化污泥减量后,系统的出水水质受到了一定的影响,出水CODCr由52 mg/L上升到76 mg/L,出水浊度和色度也相应地有所升高.作 者：傅金祥 裴丽花 许海良 杨玉森 FU Jin-xiang PEI Li-hua XU Hai-liang YANG Yu-sen 作者单位：傅金祥,裴丽花,FU Jin-xiang,PEI Li-hua(沈阳建筑大学市政与环境工程学院,沈阳,110168)
许海良,XU Hai-liang(上海绿吉安医疗器械有限公司,上海,32)
杨玉森,YANG Yu-sen(沈阳市北部污水处理厂,沈阳,110035)
污泥减量化 篇5
污泥是城市污水处理过程中的伴生物, 是污水中污染物的浓缩体, 是部分污染物从液态转移为固态的产物, 它具有“四高”特点:1) 含水率高;2) 有机物含量高, 很容易腐烂恶臭;3) 重金属含量较高;4) 病菌含量高, 含有大量的细菌、寄生虫、病毒。若不经过无害化处理, 任意弃置, 简单填埋具有相当大的环境危害。另一方面污泥也是一种有效的生物能源, 经过妥当处置后可以加以利用。如何合理有效地处理处置污泥困扰业内人士多年, 亟待解决。为此国家三部委于2009年专门颁布《城镇污水处理厂污泥处理处置及污染防治技术政策》, 对污泥处理处置方式进行了优先次序的指导, 明确了污泥首先进行减量化, 强调降低污泥含水率, 减少污泥体积, 从而降低污泥运输成本, 减轻后续污泥处置承担的过量污泥体积负荷, 改善污泥处置条件, 降低处置成本。
1 污泥特性分析
1) 污泥性质表征参数。
a.含水率与含固率。含水率是污泥中水含量的百分数;含固率是污泥中固体或干泥含量的百分数。污泥含水率在85%以上呈液态;65%~85%时呈塑态, 低于60%呈固态。
b.挥发性固体。挥发性固体 (用VSS表示) 是指污泥在600℃的燃烧炉中能被燃烧, 并以气体逸出的那部分固体, 反映污泥的稳定化程度。
c.污泥中的有毒有害物质。污水中的有毒物质重金属约50%转移到污泥中。另外污泥中还有病毒微生物和寄生虫卵等有害物质。
d.比阻抗值r。比阻抗值的物理意义是单位干重滤饼的阻力, 比阻抗值越大的污泥越难过滤, 其脱水性能也差。
e.毛细吸水时间 (CST) 。其值等于污泥与滤饼接触时, 在毛细管的作用下, 水分在滤饼上渗透1 cm长度所用的时间, 以秒 (s) 计。
2) 污泥水分组成特性。
污水处理厂污泥是由液体和固体两部分组成的悬浮液。污泥中水的存在形式可分为外部水和内部水。其中外部水分为间隙水 (游离水) 、毛细水、附着水。
a.间隙水 (游离水) 。即存在于污泥颗粒间隙的水, 占污泥水分的70%左右。这部分水一般通过浓缩在重力作用下可与泥粒分离。
b.毛细水。存在于污泥颗粒间的毛细管中, 占污泥水分的20%左右, 与污泥颗粒之间的结合力较强, 需要借助外力, 比如机械脱水装置进行分离。
c.附着水及内部水。粘附于污泥颗粒表面的附着水和存在于其内部 (包括生物细胞内的水) 的内部水, 占污泥中水分的10%左右。附着水通常采用干燥或者焚烧的方法来去除。内部水必须进行细胞破壁, 才能分离。
2 减量化技术分析
目前国内污水处理厂产生的污泥进行减量化处理主要是在污水厂内完成, 采用的技术主要为浓缩+机械脱水。其中浓缩有重力浓缩、机械浓缩以及气浮浓缩, 以前两者为主。主要分离污泥中的间隙水 (游离水) 。机械脱水主要采用带式脱水机、离心脱水机以及叠螺脱水机进行脱水。主要分离污泥中的毛细水。污泥经过浓缩脱水后, 含水率基本上在80%左右。污泥呈塑态, 水分是干污泥的4倍~5倍, 体积庞大, 给后续的污泥处置带来相当大的困难。如果经过好氧堆肥后进行土地利用, 需要掺加大量的辅料保证堆体的均匀供氧;如果直接加煤掺烧, 或者通过热源 (蒸汽或者烟气余热) 干化后进行焚烧, 不仅经济不合理 (每吨80%含水率的污泥, 成本为300元~500元) , 而且会消耗大量能源 (蒸发1 t水需要消耗0.2 t煤或者1.2 t蒸汽的汽化热) ;如果进行卫生填埋, 需要采用其他措施, 将污泥含水率降至60%以下, 方可达到填埋场进场要求;如果采用传统的污泥脱水方法进行污泥进一步减量化已形成技术瓶颈。污泥深度脱水技术应运而生将是破解这个瓶颈的行之有效的方法。
污泥深度脱水是指破坏细胞壁, 释放结合水、吸附水和细胞内部水, 改善污泥脱水性能, 使脱水处理后的污泥含水率降至60%以下的脱水方式, 主要的方法有:石灰稳定干化脱水、化学调质+高压压滤脱水、低温碳化 (裂解) 脱水、污泥电渗析深度脱水。
1) 石灰稳定干化脱水。
工艺原理核心是化合反应。脱水污泥 (含水率80%) 与固化材料混合搅拌后, 污泥中的水分与固化材料中的生石灰 (Ca O) 反应后生成熟石灰 (Ca (OH) 2) 并释放大量余热, 在处理过程中可以使污泥温度迅速上升至100℃以上, 蒸发水分, 达到干化及杀菌的目的。污泥经石灰稳定干化处理后, 含水率迅速降至40%以下, 堆量8 d后, 含水率可降至5%, 有机物含量可由45%降至8%, TN含量降至1%, 重金属得到钝化, 大肠杆菌彻底消除。
化学反应式:Ca O+H2O→Ca (OH) 2+热量。
工艺流程见图1。
脱水污泥与生石灰按照质量比4∶1进行混合。
该技术具有见效快、效果好的特点, 但是存在着诸多缺点。虽然污泥含水率下降, 但是含固量反而增加较大, 未能实现有效减量化。p H值发生变化, 碱性增强, 一般可达到10~13, 给后续的处置带来困难, 不宜进入垃圾填埋场进行混合填埋或作为覆盖土使用。北京小红门污水处理厂 (60万m3/d) 建成了日处理污泥 (80%含水率) 400 t的石灰稳定干化设施。
2) 化学调质+高压压滤脱水。
污泥的调质处理是污泥深度脱水的关键环节和核心技术。污泥通过掺加药剂调质, 破坏以蛋白质为基础的细胞壁, 释放污泥中的结合水和吸附水、细胞内部水, 克服污泥比阻, 大幅度降低污泥粘性, 提高污泥脱水效果。
工艺流程如图2所示。
污泥调理采用投加Fe Cl3加Ca O的调理方式, 在调理池中完成污泥调理。先后采用浓度为38%的Fe Cl3溶液和级配大于100目的Ca O进行调理。由加药泵投加Fe Cl3溶液, 使用电磁流量计来计量;由电子秤计量后自动投加Ca O。Fe Cl3的投加量约为污泥重量的0.5%~0.7%, Ca O的投加量约为污泥重量的1%~1.5%。投加Fe Cl3和Ca O还有钝化重金属和杀菌除臭的作用。
污泥高压压滤脱水主要采用高压隔膜箱式压滤机来完成。它由进泥系统、隔膜压滤系统、吹脱系统、卸泥系统组成。污泥脱水过程产生的滤液体积大约是污水量的0.3%~1%, 回流至生物池可为生物脱氮提供碱度和碳源。
该技术具有减量效果明显, 能源消耗低, 便于后续处置的特点, 将会在我国污泥处理处置方面充当主要角色, 成为主要技术途径。
3) 低温碳化 (裂解) 脱水。
污泥低温碳化是在低温 (300℃以下) 、中压 (10 MPa以下) 条件下, 将污泥中的细胞裂解, 释放细胞内部水。裂解后的污泥再次脱水, 污泥含水率可降至50%以下。
流程图如图3所示。
含水率约80%的污泥首先进行切碎, 然后通过高压泵注入到预热池和加热池进行升温, 升温后的污泥进入反应器, 在10 MPa的压力下, 污泥进行裂解, 15 min~20 min后进入冷却器后变成裂解液, 污泥从原来的塑体状态变成了液态。液态裂解液经过脱水装置可将其中大部分水分脱出, 使污泥含水率降至50%以下, 体积减小为原来的40%以下。如利用系统余热对脱水后的污泥进一步烘干, 可将污泥含水率降至30%以下, 可作为低热值燃料 (2 500 k Cal/kg~3 000 k Cal/kg) 。
该技术与传统的外加热源干化以及焚烧工艺相比, 技术简单, 工艺流程短, 投资成本低。另外工艺过程中不蒸发水分, 大幅减少所需能耗, 运行成本较低, 山西晋中市第二污水厂是国内第一个采用该技术对污泥进行处理处置的污水厂。
3 技术路线选择
山西省至2013年年底建成投入运行的城镇污水处理厂共134座, 处理能力达到304万m3/d。年产含水率80%左右的污泥为80万t, 折合干污泥为16万t/年。随着太原市、长治市、阳泉市等城市新建或扩建的污水厂在“十二五”期间建成投产运行后, 污泥产量将会在现有的基础上增加25%左右, 年产含水率80%的污泥约为100万t左右。除晋中第二污水厂对污泥进行了低温碳化深度脱水外, 其余污水厂都是将污泥脱水至含水率80%左右后外运填埋, 这种处置方式不仅降低了垃圾填埋场服务年限, 而且因为下一步对接纳污泥的含水率提出明确的要求 (即含水率必须降至60%以下) , 导致污泥随意弃置的现象时有发生。山西省作为一个中部地区省份, 经济相对落后, 许多污泥处理处置技术路线在山西应用受到制约。因此, 寻找一条适合山西的污泥深度减量化技术路线显得尤为重要。
山西省住建厅编制的“十二五”污泥处理处置规划, 欲在全省建设22个污泥处置中心集中处置污泥。目前规划落实比较缓慢, 其原因是各城市具体情况不同, 环保部门对污泥处置的执法受各种因素影响难以到位。
污泥的处置方式决定污泥的减量化技术路线的选择, 在处置前将污泥深度减量是目前急需首要解决的问题。
1) 一次脱水, 就近减量。超过10万m3/d的污水处理厂, 日产污泥量较大, 应考虑在污水厂内完成污泥深度脱水。技术路线可采用污泥经过浓缩后, 进行化学调质, 然后再进行高压压滤脱水, 脱水后的污泥便于运输, 可以送至污泥处置中心进行后续处置, 也可直接送至垃圾填埋场进行卫生填埋。该技术路线缩短了污泥脱水流程, 将两次脱水合并为一次深度脱水, 无论是建设费用和运行费用都是最合理的。相邻的小型污水处理厂80%含水率的污泥也可一同混合后进行深度脱水。目前无锡市就是采用该技术路线, 效果很好。该技术路线需要拆除现有的脱水系统。
2) 两次脱水, 集中减量。山西省县镇两级的污水处理厂处理规模都在4万m3/d以下, 规模更小的每日只有几千吨, 污泥产量较小, 不适宜改造成一次深度脱水, 并且这些污水处理厂大多已有污泥脱水系统, 脱水后污泥含水率为80%左右。可考虑将几个污水处理厂的脱水污泥集中在一座规模较大的污水处理厂进行二次深度脱水, 也可将脱水后的污泥送至污泥处置中心进行二次深度脱水, 具体采用哪种方式主要看后续的污泥处置方式。技术路线可采用化学调质+压滤脱水的方式, 也可采用低温碳化+压滤脱水的方法, 该技术路线可以避免所有的污水厂都进行技术改造, 具有规模效应和可操作性, 适合中小污水处理厂污泥深度脱水, 也适合污泥处置中心污泥深度脱水。
污泥电渗析深度脱水技术也属于二次脱水技术, 具有不改变污泥成分, 不需投加药剂的特点, 但是由于脱水设备价格昂贵, 并且主要依赖进口, 因此, 可考虑在经济条件较好的地区进行试点, 目前在我省尚不宜大规模推广。
4 结语
对污泥进行深度减量化是解决污泥处理和处置的首要条件, 适应了污水、污泥处理系统实现良性运行、防止二次污染、进一步增强环境效益的需求。在今后较长时间内, 污泥减量化还需要从原理、技术、设备等方面进行全方位系统的研究与比较, 以最终实现全面应用。
摘要：分析了污泥性质表征参数及其水分组成特性, 论述了石灰稳定干化脱水、化学调质+高压压滤脱水、低温碳化脱水等污泥深度脱水所采用的方法, 并对污泥的减量化技术路线的选择方式进行了研究, 以供参考。
制革污泥资源化与减量化的研究进展 篇6
制革过程产生的污泥主要来自于以下两个方面。一是浸水阶段产生的含菌有机污泥、脱毛阶段产生的含硫污泥、鞣制工段产生的含铬污泥;二是用物理、化学、生物方法处理制革废水后产生的生化污泥[1,2]。
制革行业每年所产生的制革污泥约有5000万吨,含有4.5% 的无机物、40.0%的水和55.5%的有机化合物[2]。制革污泥中硫化物、Cr3+等物质和大量致病细菌会对环境造成严重的污染;同时,还含有N、P、K 等营养元素,又是一种有效的生物能源物质。随着全球性生态问题的日益严峻,污泥处理的减量化、无害化和资源化发展趋势已成为普遍的共识和新的研究热点问题。
1 现行制革污泥处理的主要技术和存在的问题
制革污泥处理方法概括起来,主要有以消除污染为目的的处理方法和兼顾资源回收利用的处理方法两类。前者包括投海、填埋、焚烧等;后者包括污泥农用、生物堆肥、制备建筑材料及提取其中的有用成分等。
1.1 制革污泥的投海
过去,国外大多数国家采用投海的方法,这种方法实用而简单,处理成本很低。但是,由于制革污泥含有大量的硫化物以及重金属铬等成分,投海对海洋生态系统和人类食物链已造成威胁,国际公约已明令禁止,1998年以后不准再向海洋直接排污。
1.2 制革污泥的卫生填埋
制革污泥经过简单的灭菌处理直接倾倒于低地或谷地制造人工平原是污泥填埋处置的基本方式,它的好处是污泥无毒无害化处理成本低,不需要高度脱水,二是既解决了污泥出路问题,又可以增加城市建设用地。但是制革污泥中含有大量的硫化物以及重金属铬等危险成分,和常规的城市垃圾填埋相比,制革污泥的填埋被认为是一种不安全、也不彻底的处理方法,换句话说,只是污染物的转移,而不是一种有效的处理方法。
1.3 制革污泥的焚烧
焚烧法可彻底消除制革污泥中大量有害的有机物和病原体(如细菌、病毒、寄生虫卵等),使污泥量大大减少,还可利用一部分热能。焚烧法在欧洲大城市是一种很流行的污泥处置方法,1997年英国的焚烧技术达到成熟期[3]。大多数的研究和应用结果表明[4,5,6,7]~7],制革污泥经焚烧处理后其质量和体积均减少为原来的15%左右。但是制革污泥在焚烧时会产生二氧化硫、二噁英等气体而造成空气污染。此外,焚烧法的处理成本昂贵,而且在进行焚烧时,制革污泥所含的Cr3+会转化成毒性更大的Cr6+。如此,焚烧废渣仍然难于处理,可能造成二次污染。
2 制革污泥资源化与减量化处理新技术进展
2.1 制革污泥的堆肥与土地利用
制革污泥中含有大量的有机质、氮、磷、钾等植物需要的养分,能够起到农家肥的作用,并且能够改良土壤的结构,可以用来堆肥。但是由于污泥中含有有害成分,必须在利用前进行无害化处理[8]。
在理论研究方面,俞从正[9]调查了含铬污泥对农田及农作物含铬量的影响,得出含铬污泥施入农田会引起土地中的铬量增加,认为施含铬污泥次数越多的土壤含铬量越高,施肥时间离现在越近的土壤含铬量越高,因此要想污泥能够用于堆肥,进而施于农作物,一定要使其中的铬量降下来,可以按照pH<6.5的土壤时,铬<600 mg/kg,pH>6.5的土壤中,铬<1000 mg/kg这种标准引用于堆肥中。张增强等[10]对3种花卉和5种草坪草施用污泥堆肥后进行研究,发现土壤理化性质明显改善。Barajas-Aceves M 等研究了将制革污泥用作肥料施加在墨西哥中部半干旱高原严重腐蚀的土地上,以补充N、C和P肥的流失[11]。
在堆肥反应条件研究方面,马宏瑞等[12]利用自然通风和机械强制通风堆肥工艺对制革污泥进行了堆肥试验研究,结果表明:采用强制通风堆肥技术可使污泥堆在30天内基本达到腐熟,以污泥/稻草为3.5∶1配比效果较好,其C/N、堆密度、干湿度、均匀性等都比较理想,堆肥结束后其中有机质、N、P等养分含量达到堆肥的成品要求。何迎春[13]利用机械强制通风对制革污泥进行堆肥试验,得出了效果较好的反应条件,有机质含量为20%~80%,水分含量为50%~60%,温度为50~60 ℃,pH值的变化范围为6~9,C/N控制20左右。
在实践研究方面,就目前的研究进展而言,大部分的研究者主要对铬的化学行为进行了研究。李桂菊等[14]用制革污泥堆肥后进行大田试验,结果表明:施肥时间距现在越近,铬的生物有效性越大,随着时间的延长,铬向深层的迁移则越明显,经10~20年旱地土壤表层可逐渐恢复到自然水平。并提出旱地土壤施用污泥堆肥应控制铬含量加入土壤后要小于100 mg/kg,水田土壤应控制铬含量加入土壤后小于350 mg/kg。在具体实践过程中得出的这些参数给制革污泥资源化利用的推广提供了坚实的基础。马宏瑞等[15]对施用制革污泥的土壤中铬的积累等问题进行了测定,结果是这种土壤中的铬积累含量高,导致农作物的植株和籽粒部位的铬含量也相当高,这样会通过食物链对人体产生危害。
但是制革污泥直接用于农业,存在两个主要问题,需要进一步研究其对土壤长期的环境影响。一是污泥中重金属铬的含量高,二是污泥中可能含有多种病原体和有机污染物等。总之制革污泥的堆肥与土地利用成本低,易操作,制革污泥堆肥产品可以在市场上销售,是一种很有前途的污泥处理方法。但是,应加强制革污泥污水的预处理,降低其中的铬含量,同时要测定污泥与土壤的配比,用不同含铬量的污泥进行植物生长试验,观察植物的生长情况,测定果实中微量元素尤其是铬的含量,确保使用污泥堆肥的安全性。
2.2 制革污泥的等离子热处理技术
等离子技术是一种高效率、低能耗,使用范围广、处理量大、操作简单的环保新技术。目前国内很少应用这种技术来处理制革污泥。林炜[16]通过项目“热离子处理制革污泥及其资源化研究”对制革污泥进行等离子热处理研究,目的在于消除制革污泥的污染,充分利用处理后的产物,建立制革污泥处理绿色技术。白向蓉[17]通过构造反映等离子体反应器内部流动规律的基本方程组,建立描述等离子体反应器内部的复杂物理化学过程机制数学模型,模拟等离子发生器内部流动特性。通过大量的计算和分析研究,模拟了反应器内污泥热解的气固两相流场,得到了反应器内速度、温度和组分浓度场。结果表明,采用数值模拟的手段研究热等离子体处理制革污泥是切实可行的,对等离子体反应器的优化设计和工艺参数优化具有重要意义。
2.3 制革污泥的生物淋滤技术
生物方法处理制革污泥是当前研究热点之一,其中生物淋滤技术研究较多。生物淋滤技术是通过嗜酸性硫杆菌为主体的复合菌群的生物氧化作用,使污泥中还原性硫(包括单质硫、硫化物或硫代硫酸盐等)被氧化导致污泥酸化,污泥中难溶性的重金属(主要是铬)在酸性条件下被溶出进入液相,再通过固液分离脱除固相中铬,而液相中的铬可回收利用。生物淋滤技术提取污泥中的重金属,是污泥洁净化的有效方法。王电站[18]设计了一套搅拌釜式反应器对制革污泥进行生物淋滤试验,结果表明,经过48、60、84、156 h的生物淋滤,污泥的pH值下降到2.0以下,氧化还原电位(0RP)上升到530~545 mV,铬的溶出率达到99%以上。周立祥[19]采用了在原始污泥中添加淋滤结束的生物酸化污泥继续进行淋滤的方法,研究了回流比、混合污泥起始pH值、酸化污泥pH值对生物淋滤技术去除制革污泥中重金属铬的影响。结果表明,采用回流的方法能够同步完成原污泥的预酸化和接种,当控制回流后混合污泥的起始pH值在4.00左右时,经过3d的淋滤,污泥的pH值下降到1.95以下,污泥中铬的溶出率达到95%以上。陈德[20]采用内循环反应器对制革污泥进行生物沥滤,系统启动后,在体系pH值降至1.77时,铬的去除率达到了82.0%,Pb、Cu、Cd、Mn、Zn的去除率分别达到了95.9%、72.1%、93.1%、93.2%、88.7%,污泥中的N和P分别损失了36.86%和63.74%。陈浩等[21]设计了1个280 L空气提升式生物沥浸反应器,利用特异嗜酸性硫杆菌为主的微生物复合菌群对制革污泥进行了连续运行43批次的生物沥浸脱铬试验。结果表明,该试验规模下通气量为2.0 m3/h较为合适,72 h Cr溶出率可达92.5%。利用这种生物的方法来处理制革污泥,是一条颇具潜力的道路,要想真正得到理想的效果,目前还存在许多困难,比如该菌是典型的无机化能自养细菌,生长速率缓慢,极端嗜酸,生物氧化浸出的时间很长,这些均给工业处理带来了困难。另外,如何筛选培育专一性浸出重金属铬的硫杆菌,以及生物氧化浸出工艺反应器的设计,如何平衡众多的影响因素,比如起始pH值、反应温度以及细菌的各种抑制因子等等。
2.4 制作各种建筑材料
从1999年年末起,意大利Ecoespanso污泥处理厂开始接收Scroce地区3家制革污水处理厂通过管道送来的制革污泥流(固体物含量为3%~4% )。该厂主要采取以下三个步骤处理污泥:通过添加聚电解质,及随后的离心处理使污泥的固体物含量达到30%,而残留下来的废水则另行处理。接着,将污泥与粘土、石灰或高岭土混合后,置于300~400 ℃干燥至湿度为15%,然后将这种经过加热处理的混合物磨碎,放入温度达1000~1200 ℃的旋转炉内进行热解/气化处理。在此过程中回收到的热能,可用于初期的干燥阶段。如此,则该厂每年生产50000 t密度可达到600~900 kg/m3的大颗粒固体物(其中包括铬等各种金属元素)完全固化在硅酸盐结构中,难以浸滤出来。这种新产品可用作道路和桥梁等的建筑材料,还可用作隔热和隔音材料[22]。
国内制革企业浙江卡森实业有限公司,结合意大利、英国等国家制革工业的污泥治理技术,投资1000万元以上组织实施并完成了制革污泥制砖项目,将公司日产120吨含铬等有毒金属的制革污泥烘干后全部制成多种用途的砖,成为制革污泥处理达标企业。而浙江省海宁市富生实业有限公司采用添加10%以上制革污泥、20%炉渣生产新型墙材,日产10万块标准砖,各项指标均达到国家标准。经浙江省环境检测中心站监测,砖瓦厂废气排放浓度和添加污泥后SO2排放浓度均低于国家标准,废气中铬未检出。姚丹等[23]研究发现,在制粘土砖过程中掺入不超过10%的制革污泥,成品砖的质量合格,且其中六价铬或总铬的溶出率极低,大气污染物排放也能达标。从制革厂和砖瓦厂两方面分析,制革污泥通过制砖处理,每吨污泥可获得收益4.9元。采用制砖法处理制革污泥,既达到了治理的目的,又使污泥得到了资源化利用,是一条较为理想的治理制革污泥的途径。但是如果制革污泥加得过多,砖就不能达到建筑材料的标准,因此要注意污泥的加入量。
2.5 基于微型动物捕食与强化作用的污泥减量化技术
在制革废水综合处理中,可以在活性污泥工艺中加强微生物的量以能够大量捕食细菌。基于天然系统的微生物并非都是最有效的微生物,或是以需要的浓度存在。微生物强化是通过选择性投加微生物菌株或经基因改进的微生物菌株进人系统,增加系统中细菌的浓度和代谢活性。利用微型动物对污泥进行减量,主要在常规污水处理系统中培养微型动物(如在传统活性污泥法或膜生物反应器的曝气池中培养微型动物)和两段法工艺。Janssen 等人[24]通过对常规活性污泥工艺中投加后生动物和不投加后生动物及加设填料载体和不加设填料载体的对比研究,结果表明:污泥的产量是 0.15 g(MLSS)g(COD),而在正常运行条件下是0.40 g(MLSS)/g(COD)。生物膜处理系统内产生的污泥量一般要比活性污泥法低1/4。哈尔滨建筑大学王宝贞[25]等开发的淹没式生物膜污水处理新技术,采用固定式载体填料,增加了原生动物和后生动物在曝气池中的数量,有效地减少了剩余污泥的产量,小试研究确定其剩余污泥产量仅为常规活性污泥法的 1/10~1/5。Ghyoot[26]等人在第二段用膜作为保持微型动物的手段,研究了整个系统对污泥的减量和对污水的处理效果时发现,污水中80%以上的CODcr在第一阶段已经降低。Rensink[27]等人则是在第二阶段采用塑料材料制成的填料来保持蠕虫等微型动物,在对比试验中,没有蠕虫的反应器污泥产率系数是0.4 g(MLSS)/g(CODcr),而接种蠕虫的反应器污泥产率系数是0.16 g(MLSS)/g(CODcr),减量效果是明显的。
2.6 基于解偶联代谢的污泥减量技术
目前关于解偶联剂在污泥减量化技术中应用的报道很多。用于污泥减量的解偶联剂有:2,4-二硝基苯酚(DNP)、对硝基苯酚(PNP)、3,3,4,5-四氯水杨酰苯胺(TCS)、2,4,5-三氯苯胺(TCP)、五氯苯酚(PCP)、甲酚和氨基酸等。Low等[28]报道在实验室规模的活性污泥系统中,加入PNP后,生物量可减少49%,当PNP的质量浓度达到120 mg/L时,无剩余污泥产生。Strand等[29]测试了12种代谢解偶联剂,发现这些解偶联剂中TCP的效率最高,在TCP的质量浓度为5 mg/L时,能减少50%的污泥产量。叶芬霞等[30]报道TCS以固体方式投加的效果好于液态投加,每天投加12 mg,相当于液态浓度1 mg/L,可使污泥减量49%。在曝气沉淀池中,当每克固体悬浮物中含有0.5 mg TCS时,TCS是一种有效的化学解偶联剂,可降低剩余污泥产量约30%。据报道还有许多化学物质能终止分解代谢和合成代谢,如抗生素所含有的细菌专性环丝氨酸能阻止细胞壁的合成[31],其他的化学物质,如 2,4-二硝基酚和双香豆素,能通过干扰 ATP 从分解代谢到合成代谢的基因链传递,而终止有氧化作用的磷酸化作用[32]。鱼藤酮能终止底物氧化和有氧化作用的磷酸化的烟酰胺腺嘌呤二核酐酸的链接[33]。许多代谢途径都依赖于 DNA 步骤,因此鱼藤酮的解链作用能广泛地用于不同的途径。通过终止代谢,可以实现剩余污泥的减量化。
2.7 基于隐性生长的污泥减量化技术
微生物利用衰亡细胞溶解所产生的二次基质生长的过程叫做隐性生长。它包括:细胞溶解和二次基质被微生物利用两步,其中细胞溶解为控制步骤。因此,可通过各种溶胞技术强化微生物的隐性生长达到污泥减量的目的。投加酶就是基于这种隐形生长的减量技术,可以把酶投加在污水处理厂的进水管中,使污水中厌氧种群变为好氧种群,产生二氧化碳,而不是硫化氢。这有助于改善一沉池的性能,减少污泥的最终产量,同时由于光合生物和好氧生物的生长也改变了系统的生态[34]。据一家美国公司BIOCOPE报道利用他们开发的酶溶液,可以将常规处理的溶解氧降为 0.8~1.2 mg/L,同时 MLSS为4500~8500 mg/L,污泥龄为 30~70 d,可减少污泥产量50%,取消污泥消化设备。超声波用于水工业较早,低强度的超声波通常用于测量流量,而将超声波用于污泥减量是一个全新的领域。超声波细胞处理器能加快细胞溶解,用于污泥回流系统时,可强化细胞的可降解性,减少了污泥的产量;用于污泥脱水设备时,有利于污泥脱水和污泥减量。此外臭氧也可以减少剩余污泥量,据报道,臭氧直接氧化污泥的比例是35%,其余65%是通过回流到曝气池中被生物利用而降解。臭氧可破坏不容易被生物降解的细胞膜等,使细胞内物质能较快地溶于水中,同时氧化不容易水解的大分子物质,使其更容易为微生物所利用。Scheminske等[35]利用消化后的干污泥所进行的静态实验中,臭氧投量为0.38 g(O3 )/g(DS)时,干污泥中的蛋白质含量从16%降到6%,降低了62.5%;干污泥中40%的有机碳转化至污泥混合液中。当臭氧的投量增加至0.5 g(O3)/g(DS)时,干污泥中60%的固体有机组分转化为可溶物质,蛋白质含量降低90%,脂类减少30%。污泥经臭氧处理后,悬浮固体被溶解,作为二次基质为微生物所利用,溶解的有机物则被矿化为CO2和H2O。臭氧的氧化效果和臭氧浓度及臭氧和污泥接触反应的时间有关。SakaiY.等人[36]的研究表明,回流速率(回流污泥流量和曝气池体积之比)为0.3 d-1,臭氧浓度在0.02 mg (O3)/mg(SS)以上时,可以达到污泥的完全减量化。 此后,Kamiya等人[37]采用间歇式臭氧处理污泥以减少臭氧量和控制污泥膨胀,结果表明,间歇式所需臭氧量仅为连续式的30%,污泥产量减少50%,并能有效改善污泥的沉降性。但是在实际应用中也存在以下不足:臭氧的氧化作用不具有选择性,能与其他一些还原性物质反应,降低了活性污泥的氧化效率,使一些难降解有机物随出水流出,从而使得出水中SS的质量浓度稍高于CAS,对氮、磷的去除效果不好,无污泥排放时,污泥中重金属含量比CAS高,耗氧量大,能耗高。
此外还有很多制革污泥的资源化利用,比如说制动物饲料,污泥热处理制燃油,制轻质陶粒,制水泥,替代沥青细骨料,污泥改性制吸附剂,作粘结剂等等。
3 小结
面对环境标准的日益严格和污泥量与日俱增的矛盾,这些方法多多少少还是存在着一定的缺陷。要想将污泥管理的重心前移到“源头分流”、“源头控制”,制革清洁生产工艺将是污泥减量化发展的基本途径。
摘要：制革污泥中含有大量的有机物、硫化物以及重金属铬等成分,会对环境造成极大的污染。然而制革污泥中含有的大量有机物是有效的生物能源物质,可以进行综合利用。本文综述了制革污泥资源化与减量化新技术的研究现状和趋势,展望了彻底解决制革污泥污染的根本途径。
污泥减量化 篇7
1 实验部分
1.1 试验材料
菌种:以二沉池回流污泥接种, 加快微生物的培养。
化工污水:大庆石化公司化工污水处理厂原水池入水, 进水按COD∶N∶P=200∶5∶1的比例加入尿素、KH2PO4, 以此作为试验用水。
1.2 试验装置
本试验采用实验室规模的推流式反应池, 其结构和试验流程图如图1。
推流式反应器由12间组成, 每3间为一组, 每组最后一间作为沉淀区, 一共四组。每间曝气池有效容积为10 L, 都装有特殊的填料, 第一组配有3个微孔曝气头, 第二组配有4个微孔曝气头, 第三组5个微孔曝气头, 第四组6个微孔曝气头。
1.3 试验方法
取回的污泥经静止沉淀后, 排去上清液, 将沉淀后的污泥分别投入到三套装置的曝气池中, 然后加入试验用水, 通入压缩空气, 第一、二组的溶解氧控制<1 mg/L左右, 第三组的溶解氧控制在1～3 mg/L, 第四组控制在4～6 mg/L, pH控制在6～9, 温度控制在25 ℃左右, 连续运行一段时间待污泥具备了很好的活性, 进入正规的试验阶段。
污泥停留时间分别为8 d、16 d、35 d的三套多级生化装置同步运行, 采用同一进水, 连续稳定运行42 d, 运行期间水力停留时间 (HRT) 24 h, 按污泥停留时间分别为8 d、16 d、35 d每天从曝气池排除剩余污泥。为准确计算污泥表观产率系数, 排泥前后测MLSS和MLVSS, 每天测进出水COD。试验期间定期监测进出水的NH3-N浓度和PO4-P浓度。并对曝气池和沉淀池的污泥做镜检, 以观察微生物的数量和种类。
2 讨 论
2.1 污泥停留时间对剩余污泥表观产率系数的影响
污泥停留时间8 d时连续运行42 d的污泥表观产率系数, 其均值为0.54 mgMLSS/mgCOD;污泥停留时间16 d时连续运行42 d的污泥表观产率系数, 其均值为0.31 mgMLVSS/mgCOD;污泥停留时间35 d时的污泥表观产率系数, 均值0.18 mgMLVSS/mgCOD。可以得出三系列的污泥表观产率系数相差较大, 其次序为污泥停留时间8 d>污泥停留时间16 d>污泥停留时间35 d, 说明污泥停留时间越长, 其表观产率系数越低, 污泥增长越慢, 即污泥停留时间与污泥增长速度成反比。分析原因为污泥停留时间延长, 导致微生物缺乏营养, 从而使内源呼吸作用突出, 底物基本用于维持细胞本身的高能量需求, 而不用于合成微生物即许多学者所提到的维持理论, 在这种条件下既达到了好的处理效果, 同时又减少了微生物产量, 实现了减少污泥产量的目的。
2.2 污泥停留时间对工艺效能的影响
从图2中可以看出, 污泥停留时间的延长使活性污泥工艺的COD去除提高, 污泥停留时间的延长不但没有影响COD的去除, 反而使COD的去除效率大大提高, 图上看出, 随着时间的延长, COD去除率在降低, 原因是反应器内的有机物浓度低, 微生物活性变得不足。
(1) 因为F/M较低时, 进水COD不足以维持反应器中污泥微生物的生长需要, 使大量微生物死亡, 而死亡微生物细胞壁的某些组分和粘液物质很难降解, 这样会导致COD有所上升。
(2) 随污泥停留时间的延长, 营养不足, 内源呼吸加剧, 产生大量溶解性微生物代谢产物, 从而导致COD升高。但三种工艺的COD均能达标排放。表明可以应用延长污泥停留时间来减少剩余污泥而不至于严重影响活性污泥工艺的基质去除能力。
运行期间出水NH3-N的浓度变化见图3, 可以看出, 污泥停留时间的延长使出水NH3-N降低。因为的新式填料可以实现缺氧环境, 充分保证了反硝化的进行, 污泥停留时间延长, 反硝化进行的越彻底。
运行期间的平均出水PO4-P的浓度分别为0.27 mg/L (污泥停留时间8 d) 、0.29 mg/L (污泥停留时间16 d) 和0.31 mg/L (污泥停留时间35 d) , 表明污泥停留时间的延长使出水PO4-P浓度升高。本实验中PO4-P浓度升高可以通过生物除磷的原理来解释:生物法除磷主要是通过聚磷菌过量从环境中摄取磷, 并将其以聚合态贮藏在体内, 形成高磷污泥, 排出系统, 从而达到除磷效果, 因此, 在污泥减量的同时使出水PO4-P浓度升高。
2.3 污泥停留时间对污泥沉降性的影响
运行期间的SVI分别为128 (污泥停留时间8 d) 、132 (污泥停留时间16 d) 和137 (污泥停留时间35 d) , 可以看出, 污泥停留时间的延长使系统污泥浓度高, 导致污泥负荷低, 最终导致SVI升高。
运行期间污泥停留时间的延长使系统污泥浓度高, 导致污泥负荷低, 从而导致SVI升高。这与其他的研究报道一致。三系统的SVI均在50～150之间, 表明污泥沉淀性能良好。
3 结 论
多级活性生物法与SBR法的比较:虽然SBR 法也不设沉淀池, 但SBR法是序批式的, 通过控制曝气、沉淀时间来控制出水水质, 如果进水水质变动较大, 会给控制带来难度, 会因控制不当造成出水水质较差。而多级活性生化法无论是连续处理还是间歇处理, 都能承受较大的水力、浓度冲击负荷。在多级活性生化处理装置中将污泥停留时间作为控制因素来加以控制是完全可以达到污泥减量的效果的, 并且节省了运行成本。
摘要：考察了不同的污泥停留时间在多级污水处理装置中对污水污泥减量化效果的影响, 以及停留时间与不同运行参数的相互关系, 目的是确定多级处理装置中最佳的污泥停留时间, 以最大程度的减少剩余污泥产量。
关键词：多级处理,剩余污泥,污泥停留时间
参考文献
[1]Mark C.M., Loosdrecht V and Henze M.Ma-intenance endogeneous respiration lysis decay and predation.[J].Wat事Sci.Tech, 1999;39 (1) :107-117.
[2]曹秀芹, 陈珺, 王洪臣.环境污染治理技术[J].超声处理对活性污泥系统污泥减量效果的研究.2006;7 (6) :85-88.
污泥减量化 篇8
关键词：剩余污泥减量化,污泥产率,好氧—沉淀—厌氧工艺
l964年westgarth等人首次提出好氧—沉淀—厌氧(OSA)工艺。该工艺是在传统活性污泥法的回流污泥系统中插入厌氧池。结果发现:与常规工艺相比,此工艺可使剩余污泥产量减少一半。其理论分析为:利用厌氧条件将微生物体内的ATP消耗殆尽,使微生物在好氧条件下先进行ATP能量储备,使分解代谢和合成代谢解偶联,从而导致污泥量的减少。通过将OSA工艺与传统活性污泥工艺相比,发现污泥产率降低了20 %~65 %,SVI值也比较低,而且随着污泥负荷率的增加,污泥产量呈下降趋势,这一点与传统工艺也有所不同,为OSA工艺用于处理高浓度有机废水提供了可能,但对出水水质的影响仍需进一步研究。所谓污泥减量技术,就是在保证污水处理效果的前提下,采用适当的措施使处理相同量的污水所产生的污泥量降低的各种技术。化工污水处理厂生化系统污泥量繁殖较快,大量过多的剩余污泥得不到及时处理,严重影响生化系统的正常运行。此外污泥处理的投资和运行费用巨大,已成为污水厂所面临的沉重负担。面对上述污泥处理遇到的重重困难,应将污泥处理的重心前移到“源头控制”,污泥处理应当遵循减量化为主,资源化和末端处置为辅。本实验考察好氧—沉淀—厌氧工艺对剩余污泥产量的影响,同时考察其对工艺运行效能和污泥性状的影响。
1 原理概述
“能量溅溢”理论认为微生物之所以在异常条件下发生能量溅溢,是由于微生物产生了新陈代谢解偶联,即微生物的合成代谢和分解代谢产生解偶联。进一步的研究分析表明,在某些特殊情况下,如:投加化学解偶联剂等,新陈代谢解偶联的本质是使能量传递中的氧化磷酸化产生了解偶联,从而使氧化释放的能量没有完全用于磷酸化去合成ATP,而是部分产生溅溢,从而导致合成代谢可以利用的能量减少,微生物增长量减少。
本实验就是在能量溅溢理论的基础上考察了好氧—沉淀—厌氧工艺对污泥表观增长量的影响,其工艺的基本原理是通过在常规活性污泥工艺中的污泥回流中形成一特定的厌氧段,从而给微生物提供了一个交替好氧和厌氧的环境,使细菌在好氧阶段所获ATP不能立即用于合成新的细胞,而是在厌氧段作为维持细胞生命活动的能量被消耗,从而减小微生物的总表观产率系数而达到污泥减量的目的。
2 实验部分
2.1 实验材料
试验材料:大庆石化公司化工污水处理厂二沉池回流污泥。
化工污水:大庆石化公司化工污水处理厂原水池入水,以此作为试验用水。
2.2 试验装置
本试验采用实验室规模的工艺装置如下:
(1)完全混合式工艺如图1所示。由一个有效容积为12 L的反应器(作为完全混合池)和一个有效容积为7 L的反应器(沉淀池)串联而成。
(2)推流式工艺如图2所示。此试验由一个有效容积为12 L的推流式曝气池反应器(作为好氧池)和一个有效容积为7 L的反应器(沉淀池)串联而成。曝气池反应器的反应区又分为三个小隔间(每个小隔间有效容积4 L)。
(3)好氧—沉淀—厌氧装置如图3所示,此试验所用装置如图3所示。由一个有效容积为12 L的推流式曝气池反应器(作为好氧池)和两个有效容积为7 L的反应器(沉淀池和厌氧池)串联而成。曝气池反应器的反应区又分为三个小隔间(每个小隔间有效容积4 L)。为防止厌氧池污泥沉淀影响回流效果,要对厌氧池手动定时搅拌,搅拌时要注意转速,防止溶氧的增加。进水由泵打入曝气池,曝气池中设有曝气头,在曝气池中经活性污泥分解后的混合液溢流到沉淀池,经沉淀后的水溢流到出水槽,沉淀污泥由泵打入曝气池,其中好氧—沉淀—厌氧工艺沉淀污泥先由泵打入厌氧池,在厌氧池停留一段时间(25 h)后再由泵打入曝气池(见图3)。
2.3 试验方法
试验所用污泥取自污水处理厂二沉池回流污泥,从厂里取回的污泥经静止沉淀后,排去上清液,将沉淀后的污泥分别投入到三套装置的曝气池中,然后加入试验用水,通入压缩空气,溶解氧控制在2.3 mg/L左右,pH控制在6~8,温度控制在30 ℃左右,起始污泥浓度控制在3 300-4 000 mg/L左右,连续运行一段时间待污泥具备了很好的活性后,进入正规的试验阶段。
完全混合式、推流式和好氧—沉淀—厌氧三套装置同步运行,在反应器体积、进水水质、水力停留时间、初始污泥浓度等工艺条件相同的情况下,考察不同运行工艺对出水水质、污泥性状及剩余污泥量的影响。试验前期进水为高浓度有机废水,后期为低浓度有机废水,运行期间的水力停留时间(HRT)为44 h,污泥回流比为2∶1。整个试验过程未排泥,为准确计算污泥表观增长量,每天测MLSS和MLVSS以及进出水COD。试验期间定期监测进出水的NH3-N浓度和PO4-P浓度。并对曝气池和沉淀池的污泥做镜检以观察微生物的数量和种类。
分析项目与方法见表1。
3 结果与讨论
3.1 三组工艺污泥增长量的变化
整个运行期间推流式工艺污泥产生速率小于完全混合式工艺。分析原因可能是由于推流式工艺前段来水基质负荷高,经降解成为低负荷进入后段。根据微生物生成量与基质消耗量呈正比的关系,后段微生物生成量就会降低。此外,随着装置长时间运行,后端低负荷区易生长原生动物和后生动物,它们能够捕食细菌,从而起到污泥减量的效果。这与镜检结果相吻合,即推流式工艺易见漫游虫、钟虫、轮虫等,而完全混合式工艺易见漫游虫、膜虫,偶见钟虫。因此,推流式工艺长时间运转后污泥出现负增长。
好氧—沉淀—厌氧工艺污泥减量化的原因有两个方面:
(1)进程的加速。单纯厌氧环境中,水解产物缓慢的降解速度限制了固体颗粒的溶解速度。而好氧环境中,溶解有机物被消化的速率远远大于厌氧环境,因此,好氧/厌氧的循环系统为加速固体有机物的溶解提供了有利条件。
(2)生物解偶联作用。即细菌在好氧箱得到的能量(ATP)并未立即完全用来合成新的细胞,而是在厌氧箱作为维持细胞生存的能量而消耗,从而达到污泥减量的结果。
在整个运行期间的前16 d,三种工艺的污泥净增长量成上升趋势,而在第16 d以后开始出现负增长,出现这种情况的原因可能是:
(1)运行期间后期的进水COD较前期低,造成了系统后期污泥负荷较低,污泥出现自身氧化及衰亡,因此,后期出现污泥负增长。
(2)整个试验过程未排泥,污泥负荷低,长期运转后出现了负增长。
目前好氧—沉淀—厌氧工艺主要用于减少处理高浓度废水的污泥排放量,而本次试验运行期间前16 d COD在1 110 mg/L左右,属于高浓度有机废水,而第16 d之后的COD在600 mg/L左右,属于低浓度有机废水,从图5可以看出好氧—沉淀—厌氧工艺处理低浓度有机废水同样可以取得很好的减量效果。
3.2 对工艺运行中目标物去除的影响
三种工艺,完全混合式活性污泥工艺、推流式活性污泥工艺和好氧—沉淀—厌氧工艺的平均COD去除率都可以达到75 %以上[1],相差不大。进水COD平均在1 000 mg/L以上时,三种工艺均能达到国家排放标准,之后的一段时间里进水COD均值在1 000 mg/L以下时,三组工艺的出水COD分别同样能稳定在国家排放标准。由此可见进水无论是高负荷或是低负荷,好氧—沉淀—厌氧工艺均能正常运转,处理效果与常规活性污泥法工艺相当,出水都能达到排放标准。即采用好氧—沉淀—厌氧工艺在进行污泥减量化的同时对出水COD没有明显影响。表明可以应用好氧—沉淀—厌氧工艺来减少剩余污泥产量而不至于严重影响活性污泥工艺的基质去除能力。
在运行期间,完全混合工艺、推流式活性污泥工艺和好氧—沉淀—厌氧工艺的出水氨氮浓度也相差无几。表明好氧—沉淀—厌氧工艺在进行污泥减量的同时对出水NH3-N值影响不大,其处理效果与常规活性污泥法工艺相当,都能达到排放标准。好氧—沉淀—厌氧工艺出水NH3-N值较其它两组工艺高是由于削减的污泥中的氮向水中释放所致,但能达标排放是由于此工艺为好氧—厌氧循环条件,发生了硝化和反硝化作用[2]。运行期间PO4-P浓度变化见图4所示的完全混合式工艺、推流式工艺和好氧—沉淀—厌氧工艺的出水PO4-P浓度曲线。好氧—沉淀—厌氧工艺使出水PO4-P浓度较完全混合式工艺和推流式工艺低。分析原因为好氧—沉淀—厌氧工艺流程与除磷的流程相类似。从而有利于除磷菌的生长,因此对磷的去除优于其它两种工艺[3]。
3.3 对污泥沉降性能的影响
在一定的污泥量下,SVI反映了活性污泥的凝聚沉淀性。如SVI较高,表示沉淀性较差,污泥易膨胀;如SVI过低,则污泥矿化程度高,活性及吸附性都较差。一般SVI控制在一个合理范围之内为宜[4](由图5可以看出)。
完全混合式工艺出现了SVI>150的情况,说明完全混合式工艺相对易发生污泥膨胀。三种工艺中好氧—沉淀—厌氧工艺的SVI最小,表明好氧—沉淀—厌氧工艺可以使SVI值下降。这与叶芬霞等[5]的研究结果一致。
4 结 语
(1)以上试验结果表明,好氧—沉淀—厌氧工艺和推流式活性污泥工艺与完全混合式活性污泥工艺相比都能减少剩余污泥产量,其中以好氧—沉淀—厌氧工艺的减量效果较为明显,说明好氧—沉淀—厌氧工艺引起的解偶联代谢能促进污泥产率下降。
(2)试验前期进水为高浓度有机废水,后期为低浓度有机废水,通过比较高、低浓度有机废水下三种工艺的减量效果得出:好氧—沉淀—厌氧工艺在处理低浓度有机废水时同样能取得很好的减量效果。
(3)三种工艺的COD去除率相差不大。完全混合式工艺和推流式工艺的出水NH3-N浓度相差不大,而好氧—沉淀—厌氧工艺的出水NH3-N浓度略有升高,这是削减的污泥中的氮向水中释放所致,但仍能达到国家排放标准,是因为此工艺为好氧一厌氧循环条件,发生了硝化和反硝化作用。同时发现好氧—沉淀—厌氧工艺使出水PO4-P浓度降低,这是由于好氧—沉淀—厌氧工艺流程与除磷的流程相类似,从而有利于除磷菌的生长,使出水PO4-P浓度下降。
参考文献
[1]张锡辉,刘勇弟.废水生物处理[M].北京:化学工业出版社,2003:98-102.
[2]蒋展鹏.环境工程学[M].北京:高等教育出版社,1991:70-72.
[3]何岩,周恭明.剩余污泥减量化技术的研究发展[J].环境技术,2004,7(1):15-18.
[4]张自杰.活性污泥膨胀与控制对策[M].北京:中国建筑工业出版社,1982.
污泥减量化 篇9
关键词：活性污泥法,污泥减量,DGGE技术,机理
目前, 活性污泥法广泛应用于城镇污水处理中, 具有效率高能耗低等众多优点。然而, 该法在去除水中污染物的同时产生了大量污泥。而目前剩余污泥的处理处置手段主要是填埋和焚烧, 但无论如何处理, 均会引起二次污染。因此, 剩余污泥减量化研究始终是个热门的话题。本文从生物的污泥减量化机理研究方面, 浅谈DGGE技术在剩余污泥减量机理研究中的应用。
1 减量化机理研究进展
以OSA工艺为代表的污泥减量化工艺是从生物的层面, 通过改变工艺的运行方式从而达到污泥减量化效果。众多学者的研究结果表明, OSA工艺具有良好的污泥减量化效果, 不仅如此, 采用该工艺后, 污水处理效率不变甚至提高, 出水水质甚至更好。然而, 在机理研究方面, 成果不多, 而且存在很多不同的观点, 其中比较典型的是解耦联代谢与能量溅溢理论、隐性增长与污泥消化理论以及胞外聚合物离解理论。近年来, 美国有学者提出胞外聚合物金属络合物离解理论, 还有慢性生长优势菌种理论, 可溶生物产物毒性理论等。
2 DGGE在剩余污泥减量机理研究中的应用
2.1 DGGE技术的简介
DGGE (denaturing gradient gel electrophoresis) 技术全称为变性梯度凝胶电泳, 原理是:DNA在不同浓度的变性挤中解链, 而不同的解链行为会导致电泳迁移率发生变化, 从而使片段大小相同而碱基组成不同的DNA片段分开。该技术不依赖于培养, 能够快速有效地分析出微生物的群落结构及种类, 因此优越于传统分离鉴定技术。DGGE电泳凝胶上的每一个条带对应某一种微生物, 而条带的数量和多寡则反映了微生物种群的丰富程度, 条带的明亮代表着该条带所对应的细菌种或属的丰度。
2.2 多样性和结构的动态变化研究
DGGE技术在生物法的污水处理工艺机理研究中的应用发展于21世纪以后。2003年, 就有学者采用DGGE技术分析了不同污水处理厂活性污泥微生物群落多样性以结构差。殷峻等[1]在研究基于生物膜法的生物滤池中的生物种群时, 采用了DGGE技术, 结果表明, 在环境条件改变的时候, 微生物的种群结构发生了巨大的变化。利用DGGE技术, 还可以通过比较微生物种群的相似性, 从而找出适合工艺运行的最佳条件。如在2005年, 刘新春等[2]设计了两个不同的活性污泥污水处理系统, 他们利用DGGE技术分析两个系统中微生物群落结构的变化, 指出只要操作条件一致, 两系统最后都会形成相似度很高的微生物群落结构。因此, DGGE技术用于污泥减量化工艺系统有充分的理论和实践依据, 是完全可行的。
2.3 特定功能微生物群落分析和跟踪
在污泥减量化系统中, 从污泥的产生至减量, 实质是微生物的生长与消亡的过程, 并且, 这是一个动态的过程, 那么在这个动态过程中, 微生物群落是如何演变的, 以及哪些特定功能微生物在其中起着“推波助澜”的作用, 传统的生物研究方法无法获得令人满意的结果, 而DGGE技术用于特定功能微生物群落的动态演变的分析具有不可比拟的优越性, 并且与传统技术比起来更具技术可行性。一般以OSA为典型代表的减量化工艺均与A2/O、SBR等污水处理工艺相连, 不仅可以利用DGGE技术分析对污泥减量起着特异性功能的细菌在系统中的分布情况, 还可以对微生物群落进行跟踪, 结合宏基因组技术就可以对微生物群落结构的演变描绘出一个动态的演变过程。
3 PCR-DGGE用于环境微生物分析的优点和不足
综上所述DGGE技术在活性污泥法剩余污泥减量化机理的研究中具有很多优点, 如DGGE技术操作简单、快速、分辨率高, 而且重现性好;能够快速地估算出样品中优势菌的种类和相对丰度;结合宏基因组或FISH等技术, 还可以精确定量分析, 获得微生物的组成及多样性。然而, 该技术也有不足之处: (1) DGGE技术是以条带的多寡和颜色的深浅来反映物种的丰富程度的, 但有些丰度值较低却作用重大的微生物对应的条带却有可能无法显示, 造成检测结果的偏差。 (2) DGGE最为突出的问题是由于操作的偏差或环境条件的微小变化, 导致条带的数量和强度跟微生物种群中对应的菌属的数量和丰度无法一一对应。因此, 为了弥补这类型的缺陷, DGGE技术要与FISH或是环境基因组等分子生物学方面的技术相结合, 分析污泥减量化系统中微生物的群落结构和多样性。
当今的污水处理中活性污泥法应用最多, 范围最广, 研究污泥减量的机理是一项重要的课题。DGGE技术与传统的生物培养方法相比具有快速、准确和简便等优点, 能够快速分析污泥减量工艺系统中的微生物群落结构及种群多样性, 可以结合宏基因组等分子生物学技术实现对微生物群落的动态监测, 从而探讨污泥减量的机理, 对污泥减量机理的研究具有重大的意义。
参考文献
[1]殷峻, 陈英旭, 刘和, 王远鹏.应用PCR-DGGE技术研究处理含氨废气的生物滤塔中微生物多样性.环境科学, 2004, (06) , 11-15.
