给排水毕业设计外文翻译

生物资源技术 100(2009)3820-3824 内容列表提供在 ScienceDirect 生物资源技术 期刊主页 :/locate/biortech 在一个 A2O-MBR 反应器 中 实现污泥 的 脱氮除磷技术 J. Rajesh Banu, Do Khac Uan, Ick-Tae Yeom * 土木及环境工程部门 ,SungKyunKwan 大学 ,300,Chunchun-dong Jangan-gu,Suwon-Si,440-746、韩国 ， 文章相关信息 文章来源 2008 年 7 月 20 日收 录 修正 于 2008 年 12 月 11 日 2008 年 12 月 15 日 通过 2009 年 2 月 25 日 发布在网上 关键词 A2O 反应 器 MBR 脱氮除磷技术 TMP 摘 要 在目前的研究中 ,一种先进的污水处理工艺 研制出了 在 A2O-MBR 过程 合并减少剩余污泥和回收磷 的技术 。 A2O-MBR 反应器在 17LMH 流量 下 连续 运行 210 天 。然后 在两 周内 逐步提高设计流量 。这座反应 器运行在 两种不同的 MLSS 范围。热化学消化污泥 运 行 在 一个固定的 pH值 (11)和温度 (75 )下，可溶解的 COD 含量 为 25%。释放出 的磷 通过沉淀， 转化为 有机物 等过程 被送回 厌 氧 罐 。污泥 的 厌氧消化 对 COD 和总磷的去除 没有任何影响。反应器 在 210 天的运行中 ,MBR 通过 膜过滤压差 保持相对稳定。研究结果表明 ,所提出的流程配置 在不降低处理水 水质 的情况下， 有可能减少剩余污泥 的产生 。 2008 年 Elsevier Ltd。版权所有。 1.引言 剩余污泥的减少和 脱 氮除磷是污水处理厂两个相关的重要 课 题。 MBR 过程 由于 具有 更长的 污泥龄 ， 所以 处理程度 更 高 ,污泥的产量相对较低 (Wen et al., 2004)。 在 MBR 反应器内污泥的产量 大概降低 28-68%， 这 取决于所用的污泥龄 (Xia et al.,2008)。 然而，通过减少污泥龄来降低污泥产量是受到限制的 ， 因为生物膜上聚集太多的 MLSS 可能会有潜在的危害 (Yoon et al., 2004)。在 MBR 反应器 内这个问题可以通过引进污泥分解技术来解决。据报道，污泥分解技术可以提高污泥的可生化性能 (Vlyssides and Karlis, 2004)。 总体来说， 污泥的消化分解 和生化处理是污泥减量化处理的基础。最新的技术提供了一些 很有前途的 污泥分解技术，包括： 超声 波 分解 (Guo et al., 2008)、脉冲动力分解 (Choi et al.,2006)、臭氧氧化 (Weemaes et al., 2000)、热分解 (Kim et al., 2003)、碱催化分解 (Li et al., 2008)、酸催化分解 (Kim et al., 2003)、热化学分解 (Vlyssides and Karlis, 2004)。在这些分解技术中，热化学分解法被认为是最简单而且最有效的方法 (Weemaes and Verstraete, 1998)，在热化学分解法中，氢氧化钠水解法又被认为是最为有效的方法， (Rocker et al., 1999).。 一般来说，在 A2O 工艺过程中既可以脱氮也可以除磷。 同时，这对在一个构筑物内，通过一系列的工艺，同步去除有机物也是很有利的 (Tchobanoglous et al., 2003).。磷的去除主要是在有氧与缺氧交替的情况下通过聚磷微生物的过度摄取而达到的。 在污泥的预处理中，一定量的可溶解磷将被投加 ，它可以增加磷在污 水中的聚合 度 (Nishimura, 2001)。所以，在这些可溶解磷进入河流之前一定要去除掉。此外，工业化对磷资源的需求在不断地增长 ， 在许多发达国家，一 些研究已经开始着手从剩余污泥中提取磷资源， 释放的磷通过钙盐沉淀析出的方法提取。考虑到这种情况，在最近的研究中，一些新式的处理工艺已经将三个过程整合在一起： 一： 在 MBR 工艺中进行热化学分解 以进行污泥减量化处理；二： A2O 工艺进行生物脱氮除磷；三： 通过钙盐沉淀析出提取磷。取得的数据然后用来评价这种混合系统的性能。 2.方法 2.1 废水 经过预处理的废水作为原水流入。这种进水中含有混合碳源、大量的营养元素、一个碱度控制系统 (NaHCO3)和一些微量元素，主要成分包括： ( L)210 毫克葡萄糖、 200 毫克NH4C1、 220 毫克 NaHCO3,22 34 毫克 KH2PO4。 微量元素 包括： 0.19 mg MnCl2 4H2O, 0.0018 mg ZnCl2 2H2O, 0.022 mg CuCl2 2H2O, 5.6 mg MgSO4 7H2O, 0.88 mg FeCl3 6H2O, 1.3 mg CaCl2 2H2O。这种混合污水每周准备三次，并且 化学需氧量 (COD)为 210 1.5 mg/L, 总氮 (TN)为 40 1 mg/L 和 总磷 (TP)为 5.5 mg/L。 2.2 A2O-MBR 处理器 A2O-MBR 处理器，好氧部分的工作容积是 83.4L，用一个挡板将它分为三部分，其中厌氧部分 8.4L，缺氧部分 25L，好氧部分 50L，混合的污水通过泵吸的方式以一定的流速流入处理器中。一个流速传感器 被安置在好氧池的底部来控制进水的流速。厌氧池、缺氧池、好氧池的水力停留时间分别是 1h、 3h、 6h.为了更好地脱氮除磷，该装置设置了两种内循环，循环一是在厌氧段与缺氧段中进行，循环二是在好氧段与缺氧段中进行，厌氧段与缺氧段以较低的 转 速混合， 以保证混合物中的悬浮固体始终处于悬浮状态。 在好氧区域，曝气头被用来提供氧气以使有机 物得到氧化和氨化，好氧池中的氧气浓度维持在 3.5 mg/1，并通过溶解氧在线检测仪来控制。 在五块大小为 0.23pm 的滤膜作用下，好氧池中发生固液分离。每块滤膜的工作面积为 0.1m2。它们通过普通的管道被连在一起。一个真空泵连在管上以提供负压。 在通常 的管道中安装压力测量仪表来测定管内压力。泵的工作时间自动控制，每 启动10 分钟后自动关闭 2 分钟，如此 循环。 2.3 热化学分解污泥 从 MBR 的 好氧段 流出的混合液体 每日约有 1.5%的流量被截留 然后进入热化学消化系统，热化学消解反应运行在一个固定的 pH 11(氢氧化钠 )和温度为 75，运行时间为 3 小时。经过热化学消解反应后悬浮物与污泥分离，经过消解的污泥可用于后续的厌氧生物化学反应(Vlyssides and Karlis, 2004)。所以这些污泥会被送入 MBR 反应器的厌氧段。 2.4 磷的回收 生石灰被用来做沉淀剂以回收浮在表面的含磷化合物，经过回收处理后的悬浮物被送回缺氧池用作碳源和氮源。 2.5 化学分解 对废水中的 COD, MLSS, TP, TN 应进行详细的分析 (详见 APHA 方法 ,2003)，进水和出水中的氨氮含量通过离子选择性电极来测定 (Thereto Orion, Model: 95 一 12)。 分析样品中硝态氮减少量使用镉分析的方法 (APHA,2003。 3 结果与讨论 图一数据记录了运行过程中反应器 内 MLSS 的浓度， MBR 反应器的一个优点是它可以在高浓度的 MLSS 下正常运行， 反应器所用的 EBPR 污泥来自韩国的 Kiheung 污水处理厂。反应器开始运行的 MLSS 浓度是 5700 mg/L，并随着时间的增加逐渐增加 MLSS 的浓度，到第 38 天时 MLSS 的浓度已经达到 8100 mg/L。从此时起，通过回收剩余污泥来使 MLSS 的浓度维持在 7500 mg/L，这个过程叫做步 骤一。 在表一中对缺少污泥消化（步骤一）与具备污泥消化所得数据进行了对比，具备污泥消化的试验负荷为 0.12 gMLSS/gCOD.，与传统的活性污泥法 0.4 gMLSS/gCOD 相比相对低些 (Tchoba-noglous et al., 2003)。 在高浓度 MLSS 下处理量较低 (Visva-nathan et al., 2000)，因此 MBR 工艺的处理能力应该小些 。 Rosenberger et al.等人建议采用 MLSS 的浓度范围 (7.5 一 10.5 g/L)作为判断的指标。 在他们的研究中，他们指出，通常情况下 ，在中等浓度 (7 一 12 g/L).的 MLSS 浓度下， MLSS 的增加对处理结果并没有影响。 在每天回收 1.5污泥量的情况下 ， 热化学污泥厌氧消化在第 70 天就开始了。污泥消化一般可分为两个阶段，阶段一（第 70-139 天 )，阶段二 (第 140-210 天 )。在阶段二中， MBR反应器内的 MLSS 浓度维持在 7500 mg/L 左右，在阶段三中维持在 10500 mg/L 左右，这两个过程都证明了污泥消化在污泥减量化处理中的重要作用。阶段二与阶段三的负荷率为0.03g MLSS/gCOD,，和阶段一比较，这两个阶段分别减少 58% 和 75%的污泥量。实验得到的数据说明阶段三比阶段一和二的处理能力要低些，这是因为在阶段三中有更多的生物固体进入反应池中。 从这些数据可以看出，即便是引入污泥消化预处理 ， A2O 的脱氮除磷效率也并没得到改变。一个实验分析显示，这些显示经过污泥消化和不经过污泥消化处理的试验数据并没有 达到统计上的显著水平。 然而，在 污水处理过程中 ， 包括污泥消化过程， 出水的水质会越来越坏， 这是因为一些可溶但不可降解的微生物产物的释放 (Ya-sui and Shibata, 1994; Salcai et al., 1997; Yoon et al., 2004)。在研究期间，溶解性化学需氧量在 18-38 mg/L 的水平上，对应出水中有机物的含量为 4-12mg/L.。 这些数据证明，在保证良好的和稳定的出水水质方面，膜法隔离起着重要的作用。 磷元素是引起海洋赤潮的主要营养元素，因此减少出水中磷元素的含量十分必要。幸运的是磷元素的总含量一直维持在 1 mg/L(Mer-vat and Logan, 1996)。 图二数据显示在该研究中， A2O-MBR 处理系统对磷的去除效率。即便是引入了污泥消化处理， A/O 工艺对磷的去除效果也并不理想。 在最新的研究中，通过生石灰吸收的方 式使可溶性的磷元素变成磷酸盐沉淀，并在处理水流入河流之前被回收， 所以由于污泥减量化处理而使出水中磷元素含量升高的可能性被大大减小。进水的磷元素浓度在 5.5 mg/L 左右，经过四周的处理，出水中磷元素的含量已经降到 2.5 mg/L。开始磷的去除率比较低是因为 聚磷微生物的生长率比较低，并且一些像缺氧这样的运行环境也不具备。经过最初一段时间，磷的去除效率逐渐提高。在 A2O 工艺中磷的去除主要靠聚磷微生物的过量摄取，这些微生物生长缓慢，并且易受外界环 境的影响 (Carlos et al., 2008)。 在整个研究中，磷的去除率基本不受影响，一直处在 74-82%。从实验的结果来看，热化学预处理对聚磷微生物基本无影响，在 研究中，出水中磷的浓度一直维持在 1 mg/L 以下。 图表三揭示热化学分解中磷元素的状况。在热化学分解过程中， 生物体中固定的磷被溶解并被释放到溶液中。被溶解的磷大概占到 45-50%。碱性物质被投加以增加溶液的 PH 使其保持在 9.2-9.8.，这样的 PH 有利于形成磷酸盐以除去磷元素。溶液表面的磷可以通过投加生石灰吸收来除去，投加的比例为摩尔比 2.1:1。 图表四揭示了 A2O-MBR 处理工艺中硝化和反硝化过程。硝化是脱氮处理中最初的也是比较重要的一个过程，不彻底的硝化过程将使脱氮的处理效率大大降低 (Morita et al., 2007 and Choi et al., 2008).。溶氧量是影响硝化效果的一个重要因素，当溶氧浓度降低到 2.5 mg/1以下时，硝化作用的效率将会受到抑制 (Bane et al., 2008).。为了保证良好的硝化条件，好氧池中的溶氧浓度需要维持在 3.5 mg/1 左右。在硝化作用的第二步中， 经过硝化作用形成的硝酸盐在缺氧的 条件下经过反硝化作用转化为氨气释放出。当反硝化作用后，溶液中的氮元素含量在 4.6 mg/L 左右。 图表五说明在 A2O-MBR 处理工艺中总氮的去除效率。 从图表可以明显看出，在整个研究中，氮的去除基本不受影响，进水中氮的含量为 40 mg/L，经过预处理可以除去大约 50-55%的氮，污泥消化对氮的去除效率无影响，大约能去除 60% 到 67%的氮。出水中的氮含量在14-18 mg/L.的水平。 在整个研究中，横隔膜的 压力会逐渐增加，到第 210 天，压力已经达到 6cm 汞柱。 看来污泥解体对膜污染没有起作用。类似的 ,在 研究 MBR 污泥减量化过程中 , Young et al. (2007)报道说 ,碱性处理污泥并未造成膜污染。 4.结论 在 PH 为 11 和温度为 75的条件下， 当一部分固体微生物用碱进行消解时， MBR 工艺仍能够稳定的运行。热化学消解法中可以用钙盐来回收浮在表面的磷元素。这个系统可以在保证除磷效率的情况下长期运行。关于污泥消化的进一步研究正在进行中。 鸣谢 这项研究获得了 GS 集团公司的支持 ，韩国教育部门的第 21 智库集团也给予了帮助。 参考文献 1. Akin, B.S., Ugurlu, A., 2004. The effect of an anoxic zone on biological phosphorus removal by a sequential batch reactor. Bioresour. Technol. 94, 1-7 2. APHA, 2003. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 21 st ed. American Public Health Association, American Water Works Association,Water Pollution and Control Federation, Washington, DC 3. Banu, J.R., Uan, I., Yeom, LT., 2008. Effect of ferrous sulphate on nitrification during simultaneous phosphorous removal from domestic wastewater using laboratory scale anoxic/oxic reactor. World J. Microbiol. Biotechnol. 24, 2981-2986 4. Choi, H., Jeong, Sw， Chung, Y 一 2006. Enhanced anaerobic gas production of waste activated sludge pretreated by pulse power technique. Bioresour Technol. 97, 198-203 5. Choi, C., Lee, J., Lee, I., Iim, M., 2008. The effects on operation conditions of sludge retention time and carbon/nitrogen ratio in an intermittently aerated membrane bio reactor (IAMBR). Bioresour. Technol. 99, 5397-5401. 6. Guo, L., Li, X.-M., Bo, X., Yang, Q., Zeng, G.-M., Liao, D.-X., Liu, J 一 2008. Impacts of sterilization, microwave and ultrasonification pretreatment on hydrogen producing using waste sludge. Bioresour. Technol. 99, 3651-3658 7. Iim, J., Park, C., Iim, T.H., Lee, M., Iim, S., Iim, S.W., Lee, J., 2003. Effects of various pretreatments for enhanced anaerobic digestion with waste activated sludge. J Biosci. Bioeng. 95 (3), 271-275 8. Li, H., Jin, Y., Mahar, R., Wang, Z., Nie, Y., 2008. Effects and model of alkaline waste activated sludge treatment. Bioresour. Technol. 99, 5140-5144 9. Lopez, C.M., Hooijmansa, C.M., Brdjanovicb, D., Gijzena, H.J., Mark, C.M., van Loosdrecht, 2008. Factors affecting the microbial populations at full-scale enhanced biological phosphorus removal (EBPR) wastewater treatment plants in The Netherlands.、八 eater Res. 42, 2349-2360 10. Mervat, E., Logan, A.W., 199G. Removal of phosphorus from secondary effluent by a matrix filter. Desalination 10G, 247-253 11. Tchobanoglous, G., Burton, F 土， David Stensel, H., 2003. Wastewater Engineering Treatment and Reuse, fourth ed. Mc Graw Hill publication, New York, USA Morita, M., Uemoto, H., Watanable, A., 2007. Nitrogen removal bioreactor capable of simultaneous nitrification and denitrification applicable to industrial wastewater treatment. J. Biotechnol. 131 (2), 24G-252 12. Nishimura, F., 2001. Alternation and reduction characteristics of activated sludge by ozonation. Adv. Asian Environ. Eng. 1 (1), 18-23 13. Peng, Y., Want, X., Wu,w， Li, J., Fan, J., 2006. Optimisation of anaerobic/anoxic/oxic process to improve performance and reduce operating costs. J. Chem. Technol Biotechnol. 81, 1391 一1397 14.Rocher, M., Goma, G., Begue, A.P., Louvel, L., Rols, J.L., 1999. Towards a reduction in excess sludge production in activated sludge processes:biomass physicochemical treatment and biodegradation. Appl. Microbiol. Biotechnol 51,883-890 15. Rosenberger, S., Iruger, U., Witzig, R., Manz, W., Szewzyk, U., Iraume, M., 2002 Performance of a bioreactor with submerged membranes for aerobic treatment of municipal wastewater. Water Res. 3G, 413-418 16. Sakai, Y., Fukase, T., Yasui, H., Shibata, M., 1997. An activated sludge process without excess sludge production. Water Sci. Technol. 3G (11), 1G3 一 170 17.Sedlak, R.L, 1991. Phosphorous and Nitrogen Removal from Municipal Wastewater, Principles and Practice, Second edition. Lewis Publishers, New York, USA 18.Visvanathan, C., Ben, A.R., Parameshwaran, I., 2000. Membrane separation bioreactors for wastewater treatment. Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 30 (1 ),1-48 19.Vlyssides, A.G., Iarlis, P.I., 2004. Thermal-alkaline solubilisation of waste activated sludge as a pretreatment stage for anaerobic digestion. Bioresource Technology 91 (2), 201-20G 20.Weemaes, M.P.J., Verstraete, W.H., 1998. Evaluation of current wet