SMSBR处理焦化废水的污泥特性

SMSBR处理焦化废水的污泥特性由于膜分离的作用，MBR工艺可以维持很高的污泥浓度，并具有很长的泥龄，表现出延时曝气的运行特征，而其污泥特性又不同于传统活性污泥工艺。相关的研究包括泥龄、污泥浓度、产泥率、污泥沉降性能、污泥形态、生物相组成、污泥的颗粒分布、粘度和污泥活性等方面。SMSBR工艺在泥龄为600d状态下处理焦化废水的有关试验情况见参考文献［1］。1污泥浓度的变化试验过程中MLSS与MLVSS的变化如图1由图1可见，试验过程中污泥浓度出现两个峰值，第一个峰值出现在工况1，该工况运行时间长，受季节温度变化的影响很大。试验运行的前76d(至1999年12月11日)，混合液悬浮固体(MLSS)持续增至6128mg/L，并达到相对稳定，以后受气温下降的影响代谢活性变差，污泥浓度开始下降，于第168d(2000年3月12日)降至最低点(5036mg/L)，此后又随着气温的回升而增高，最终达6118mg/L，该值与前一个稳定值接近，代表了在容积负荷为0.45kgCOD/(m3·d)时的最终污泥浓度范围；第二个峰值出现在工况2～4，当平均容积负荷增至0.67kgCOD/(m3·d)时MLSS增至6820mg/L，当平均容积负荷进一步增至0.83kgCOD/(m3·d)后MLSS增至7420mg/L，当平均容积负荷又降至0.53kgCOD/(m3·d)后MLSS下降至6000mg/L左右。混合液挥发性悬浮固体(MLVSS)的变化与MLSS由于该工艺SRT很长，所以污泥浓度主要与进水负荷有关，并可由下式反映：X=[Dh(COD进水-COD出水）]/[（Dp/Ylim)+ms（1）X——污泥浓度Dh——HRT的倒数Dp——SRT的倒数Ylim——最大产泥系数ms——维持系数当泥龄很长时Dp可以忽略，此时有机物的代谢不能满足微生物的能量消耗，微生物内源呼吸作用加大，使产泥率很低。可见在泥龄很长且在一定的容积负荷下，随着污泥浓度的不断增长，污泥负荷不断下降，最终由于营养逐渐缺乏使污泥浓度的增长变慢直至达到稳定，工况1的平均污泥负荷(NS)为0.085kgCOD/(kgMLSS·d)，工况2为0.102kgCOD/(kgMLSS·d)，体现出明显的延时曝气特征。图2反映了试验与多数MBR工艺相比，该试验中的污泥浓度并不算高，这一方面与处理水质有关，另一方面由于较长时间的低温运行使污泥增长受到影响所致。2污泥的沉降性图3反映了试验运行过程中污泥沉降比SV30和SVI的变化。由图3可见，工况1运行过程中污泥具有良好的沉降性能，平均SV30为25.1%，平均SVI为46mL/g；在工况2～3运行时，由于污泥负荷的提高，污泥浓度进一步升高，其沉降性能开始变差，从2000年7月2日起(MLSS为6518mg/L)，SV30＞30%并呈逐渐上升趋势；进入工况4，其平均SV30为80.3%，平均SVI为137.7mL/g。在传统活性污泥工艺中，污泥沉降性能变差将直接导致出水水质下降。对于传统的SBR工艺来讲，在相同污泥浓度下SVI值直接影响周期进水量(参考文献［2］列举了这种关系)，即当MLSS为2000mg/L、SVI为100时，进水量可为反应器有效容积的80%，若SVI提高到200时，则只能进60%的水量；当MLSS为5000mg/L、SVI为100时，只能进50%的水量，若SVI提高到200时，反应器不能运行。从该试验3污泥的活性污泥活性有多种表征方法，其中最简单的一种是考察污泥混合液中的挥发性组分与总固体的比值(即VSS/SS)。图4为整个试验过程中VSS/SS反映的比活性变化。由图4可见，以VSS/SS所反映的比活性在试验的第一阶段总体呈下降趋势，这是由于该试验选用了很长的泥龄，经长期运行后污泥处于营养缺乏的状态，必然会引起其活性的下降；而在试验的第二阶段又表现出上升趋势，这是由于该段外加了易降解的碳源使污泥的活性成分提高了。从整个运行过程来看VSS/SS较高，平均为0.832。实际上VSS/SS所反映的是污泥中非无机成分所占的比例，由于焦化废水本身所含悬浮物较少，其中的无机成分极低，因此在长期运行中保持很高的VSS/SS是完全合理的。为了进一步了解污泥活性，又测定了污泥的脱氢酶活性(如图5所示)脱氢酶由活的生物体产生，能促进有机物的脱氢反应，可以反映废水生物处理中活性微生物量及其对有机物的降解活性。测定脱氢酶的方法很多，目前较为常用的是氯化三苯基四氮唑(TTC)法，该法主要选用无色的TTC作人为受体，受氢后生成红色的三苯基甲（TF），通过检测单位污泥量在单位培养时间内生成的TF量［μgTF/(mgMLSS·h)］来表征脱氢酶活性［3］。理论上讲，所测得的脱氢酶活性应与出水中剩余的有机质成比例，即当测得的污泥脱氢酶活性高时，对应的出水COD应低，反之亦然。但试验中这种对应关系出现了反差，其结果令人费解。由图5看出，随着反应温度回升脱氢酶活性很快上升，在硝化反应恢复正常时达到相对稳定值(2000年4月9日—5月27日)，平均为17.57μgTF/(mgMLSS·h)，相应地该阶段出水COD达到了相对稳定值，平均为135mg/L；根据参考文献［1］，当硝化反应恢复后并体现出好氧段的反硝化功能时，出水COD又一次降至100mg/L以下，按理论分析脱氢酶活性应具有更高的值，但实际结果却截然相反：脱氢酶活性很快下降，并于2000年7月6日—8月2日稳定在较低的水平，平均为2.98μgTF/(mgMLSS·h)；在按照“缺氧1—好氧—缺氧2”方式运行后，再次测定的脱氢酶活性(2000年9月20日)值高达41.5μgTF/(mgMLSS·h)，而此时的出水由于外加碳源的影响而具有较高的值，因此单从以上脱氢酶活性与出水COD的对照结果来看，当温度适合微生物的活动时，表现出污泥脱氢酶活性高、出水水质反而差的结果。笔者不认为测试方面存在问题，因为图5中的数据是大量且稳定的，因此其中的原因值得进一步探究。4污泥的颗粒分布SMSBR在运行过程中，污泥的颗粒分布发生了明显的改变，该变化将对反应器中氧的传递、污泥的沉降性能及膜过滤阻力等产生影响。试验中污泥颗粒分布的测定是通过上海理工大学开发的FAM激光颗粒测量仪，利用光散射原理对不同范围的颗粒进行数据的采集和处理。污泥颗粒累积分布和频率分布分别根据式(2)、(3)确定：D——颗粒直径，μmx、n——参数图6列举了试验运行初期(1999年9月24日)和末期(2000年9月13日)的污泥颗粒分布情况，不同运行阶段的平均粒径比较如图7所示。由图6可知，污泥颗粒分布在较宽的范围；由图7可见，SMSBR运行之前的平均污泥粒径为133.18μm，系统运行后污泥颗粒呈下降趋势，最终稳定在35.28～37.73μm。该结果与其他MBR的研究结果相似［4、5］。污泥颗粒变小的原因主要是由于泥龄太长引起的。由于试验条件所限未能考察污泥颗粒分布的变化对其他因素(如污泥的沉降性等)的影响。5污泥生长状态的变化参考文献［1］曾报道了污泥特性的变化会影响上清液COD的测定，一方面由于泥龄太长导致代谢产物的积累；另一方面由于受低温和高负荷的影响，使污泥表现出分散生长的特点，从而导致游离细菌增多。污泥特性的这种变化可通过测试上清液浊度和镜检上清液(污泥经滤纸过滤所得滤液)中的游离细菌来说明，浊度的测试结果如表1所示。表1膜出水和上清液浊度的变化日期膜出水浊度上清液浊度日期膜出水浊度上清液浊度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试验之前按SBR法驯化污泥时，发现污泥的絮凝性非常好，上清液浊度很低；在SMSBR运行初期也未观察到上清液有明显变化，而一个多月后上清液逐渐变得浑浊。这种变化一方面来自代谢产物的积累，另一方面也与温度不断下降有关；当反应温度回升后污泥的絮凝性好转(2000年4月5日—5月16日)，所测浊度值明显减小，但还有浊度＞10NTU的情况并保持相对稳定，这反映出代谢产物的积累达到稳定；而当负荷再次提高后，上清液浊度又一次升高，这是由于毒性刺激使污泥再次表现出分散生长的特点。试验过程中膜出水浊度＜1.0NTU，充分说明了膜分离对保证出水水质起到了关键作用。6①SMSBR在泥龄为600d的运行条件下污泥产量少，体现出延时曝气的特征，平均污泥负荷＜0.102kgCOD/(kgMLSS·d)②经过长期运行，当污泥浓度＞6518mg/L时其沉降性能变差，但以膜实现泥水分离可以保证出水不受污泥沉降性能的影响。③VSS/SS(比活性)总体表现出较弱的下降趋势，但污泥脱氢酶活性的变化与出水COD的对应关系却表现出反差。④经过长期的运行，污泥颗粒平均粒径从100多μm降至30多μm，并在低温和高负荷的情况下表现出分散生长的特点，从而使上清液浊度和COD升高。