(翻译)不同填料的曝气生物滤池对去除氨氮的研究.doc

不同填料的曝气生物滤池对去除氨氮的研究摘要 陶粒和炉渣（一种新型的滤料），均被用作曝气生物滤池（BAF）的滤料，用这两种不同填料的（陶粒和炉渣）曝气生物滤池（BAF）做了一组处理混合废水的平行试验，研究了这两种不同填料的曝气生物滤池（BAF）对氨氮的去除效果随进水的PH值和氨氮负荷率变化的特点。结果表明，炉渣BAF对氨氮的去除率要高于陶粒BAF。当进水氨氮的浓度在16 mg/L 到 64 mg/L之间时，前者氨氮去除率达90.63%63.46%，后者氨氮去除率达在75.62%42.23%。因为炉渣BAF本身可以产生碱度（碳酸钙）进而可以缓冲pH值的变化，故具有较高的氨氮去除率。此外，对这两个BAF进行分阶段检测（五段），异氧细菌和硝化细菌的数量表明，炉渣更适合硝化细菌的附着、生长，它有利于改善炉渣BAF的硝化性能。关键词：炉渣；曝气生物滤池； pH值；氨氮去除1.介绍曝气生物滤池（BAF）是一种混合的膜反应器，使用的填料具有很高的比表面积，适用于污水的二级和三级处理1-3。曝气生物滤池（BAF）集生物过滤、生物吸附和生物氧化于一体4，尤其是当土地紧缺时，曝气生物滤池是首要的工艺选择。曝气生物滤池的颗粒填料可以为生物膜的生长、繁殖提供很大的比表面积。填料可以在深度过滤的同时去除悬浮物5。滤料的特性和滤料高度对于曝气滤池的初始投资和运营成本来说占了很大的比重6,7。为了使污水达到排放标准，对于曝气滤池来说无论在设计和操作过程中，选择合适的填料是很重要的。天然材料，如沙粒、页岩和膨胀的粘土都已经被广泛的使用。同时也使用合成材料，例如聚苯乙烯和聚乙烯材料。在中国陶粒被广泛的用作污水处理厂的滤料，黏土是用于生产陶粒的主要原料。黏土是一种宝贵的农业资源，从长远来看它的损失会威胁到农业的可持续发展。因此，要找到合适的黏土的替代品是非常重要的。炉渣是颗粒残留的一种，它是在炼钢的过程中通过水的淬火和迅速冷却产生的。目前，炉渣作为废料被许多钢厂倾倒8，这不仅占用大量的耕地，而且还污染环境，炉渣的使用和发展仍处于早期阶段。炉渣作为常见的固体废弃物，因为它很多并且难以处理，现已成为人们关注的对象，尤其是在中国。因此，发现可以持续平衡环境和经济的方法是一个具有挑战性的问题。事实上，许多废弃的材料，如废陶瓷和聚乙烯塑料已经成功的被用作曝气生物滤池的滤料9,10，它为我们提供了新的炉渣处理的方法，这是通过废弃物处理废水而达到的一个双赢的结果。由于矿物含量相似，炉渣代替了我们研究中的一部分滤料，从而产生一种新型的炉渣滤料。炉渣被用作曝气生物滤池生物膜的载体，它可以去除废水中的碱度并且可以平衡曝气生物滤池硝化反应产生的酸度。混合废水被送入实验室，进入到上向流的曝气生物滤池，一个是填装了炉渣的BAF，一个是填装了陶粒的BAF，通过在不同的pH值和氨氮负荷率下观察氨氮的去除率。2. 材料和方法2.1 反应器的描述在实验室里，曝气生物滤池反应器是由丙烯酸材料制成的，直径是0.15米，装置如图1所示。反应器上有一个向上流动配置，滤料总高2.3米，包括0.2米的承托层和1.5米的滤料，滤料的体积为0.265L，一个BAF反应器中填装炉渣，另一个BAF反应器中填装陶粒。根据梁和周的分析方法11对滤料的成分进行了分析，如表1所示。参数的确定是根据水处理标准对滤料的要求(CJ/T43-2005)包括粒径和密度，通过水银孔隙率测定法来测定滤料的孔隙(ASAP2020)，如表2所示，在许多方面，炉渣均优于陶粒，包括较高的孔隙度、较大的比表面积和较低的密度，根据肯特的调查6，作为曝气生物滤池使用的滤料，这些特性是必不可少的。根据盐酸的溶解性，炉渣是一种碱性填料，可能是因为炉渣中含有34.7%的CaO从而炉渣将CaCO3析出，为了证明以上的可能性，我们做了如下实验：首先，我们把10克炉渣放到100毫升的生活污水中(pH为5.6, Ca2+ 的浓度为 2.35 mg/L)，然后把它放在磁力搅拌器上搅拌30分钟，两个小时后，我们测定了它的pH值和钙离子的浓度分别为6.8和4.57 mg/L。结果表明，炉渣可以在废水中产生碱度。为了消除累积的悬浮固体（SS）和老化的生物膜，生物滤池要定期进行反冲洗。一般，反冲洗的顺序是气冲，紧接着进行气水反冲洗，最后再进行水冲。气冲强度一般为4.0L/min。2.2 废水的特点整个实验期间，送入曝气生物滤池的混合废水，它的氨氮负荷在0.38-1.52 kg NH4+-N/(m3d)，化合需氧量（COD）在3.56-6.22 kg COD /(m3d)之间。混合废水中含有氯化铵、碳酸氢盐和氮的主要来源淀粉，尤其是无机和有机氮及其他营养物质（如表3）。在进入反应器之前，用自来水将较浓的底物溶液稀释到所要求的浓度。图1：曝气生物滤池的实验装置系统图表1 炉渣和陶粒成分的比较滤料SiO2（%）CaO（%）MgO（%）Fe2O3 (%)Al2O3 (%)Loss (%)炉渣37.1534.777.30.965.161.68陶粒59.22.552.635.8016.70.532.3 运行条件整个实验分为五个阶段，实验的每个阶段两个曝气生物滤池的运行条件相同，条件归纳如下： 第一阶段（15天）；混合液的温度控制在20-25，溶解氧（DO）大约在4 mg/L，pH值在5.25.5之间，氨氮负荷为0.38 kg/(m3 d)，水力停留时间为1.1小时； 第二阶段（15天）；混合液的温度控制在20-25，溶解氧（DO）大约在4 mg/L，pH值在5.25.5之间，氨氮负荷为0.76 kg/(m3 d)，水力停留时间为1.1小时； 第三阶段（15天）；混合液的温度控制在20-25，溶解氧（DO）大约在4 mg/L，pH值在5.25.5之间，氨氮负荷为1.52 kg/(m3 d)，水力停留时间为1.1小时； 第四阶段（15天）；混合液的温度控制在20-25，溶解氧（DO）大约在4 mg/L，pH值在6.66.8之间，氨氮负荷为0.76 kg/(m3 d)，水力停留时间为1.1小时； 第五阶段（15天）；混合液的温度控制在20-25，溶解氧（DO）大约在4 mg/L，pH值在7.57.8之间，氨氮负荷为0.76 kg/(m3 d)，水力停留时间为1.1小时；2.4 分析方法在实验操作的过程中，根据标准方法对进出水的水样的COD浓度、氨氮含量、浊度、色度和钙离子浓度进行分析12。在实验期间用探针来测定温度、pH和溶解氧浓度；为了可以在特定的时间间隔测定该切面底物的去除率，在装置上每隔0.15米设置一个取样口。一般来说，水样从装置底部进入，但是偶尔在反冲洗以后，会立即取水样来检测出水水质。2.4.1 硝化细菌的种群数量生物量附着在滤料表面，取生物滤池中间的滤料来测定生物量。用膜过滤的方法来测定有活性的异养菌和硝化细菌。测定异养菌时，要用到蛋白培养基；测定硝化细菌时用到了亚硝酸根离子。这些材料及细胞活性的测定都在文献中提到了13。2.5 曝气生物滤池的启动接种污泥取自济南市污水处理厂，这两个曝气生物滤池BAF在相同的条件下运行，每24小时反冲洗一次，直到7周后达到稳定运行。表2 炉渣和陶粒所含的元素滤料粒径（mm）密度(kg/m3)孔隙度(%)比表面积(m2/g)单位质量的生物膜(g/g)盐酸浸出（%）炉渣3-52202.635.179.980.03250.47陶粒3-52262.429.590.730.0292.83表3 废水的组成成分浓度(mg L1)成分浓度(mg L1)淀粉100-800MgCl26H2O5蛋白质10FeCl36H2O5Na2HPO412H2O10NaHCO3100-500NH4CO310NaCl5CaCl25生活废水（%）10%NH4Cl150-6003. 结果与讨论3.1 在不同的氨氮负荷条件下氨氮的去除特性生物滤池启动运行六个月后，观察两个曝气生物滤池。在整个实验过程中，溶解氧保持在4 mg/L以上，水温保持在20-25C之间，为了探讨在不同的氨氮负荷条件下氨氮的去除特性，进水的pH值保持在5.2-5.5之间。图2是第一阶段到第三阶段两个曝气生物滤池的进水和出水的NH4+N浓度的变化。在第一阶段的15天中，两个曝气生物滤池对NH4+N的去除效果很好，根据实验结果显示，与陶粒BAF相比，炉渣BAF的去除率较高，它的出水NH4+N浓度在1.191.84mg/L之间（平均去除率为90.63%），而陶粒BAF的出水NH4+N浓度在3.67-4.71mg/L之间（平均去除率为75.62%）。图2：在不同的氨氮负荷条件下，比较炉渣BAF和陶粒BAF的氨氮去除率在第二第三阶段的30天里，将一定量的氯化铵溶液添加到高位水箱中，使进水的氨氮浓度分别变为原污水的两倍、四倍，并且探讨氨氮负荷率对这两个曝气生物滤池的氨氮去除率的影响。在第二阶段中，发现NH4+N负荷对两个曝气生物滤池的氨氮去除率没有什么影响，炉渣曝气生物滤池和陶粒曝气生物滤池的氨氮的去除率分别在78.3589.32%，70.3878.65%之间。在第三阶段，发现NH4+N负荷对两个曝气生物滤池的氨氮去除率产生了不利影响，炉渣BAF和陶粒BAF的氨氮去除率都下降了，它们的平均去除率分别为64.42%和 44.59%。然而，对于这两个BAF的NH4+N去除率有一定的区别，炉渣BAF对氨氮负荷的适应性强，并且氨氮去除率保持在60%以上（2.6-6.4mg/L）。从理论上来说，硝化反应会产生酸度，1g氨态氮完全硝化（以N计），需要碱度7.1g（以CaCO3来计）。因此，应该在污水中保持足够的碱度来平衡硝化反应产生的酸度。通过这个实验，表明炉渣通过析出碳酸钙（CaCO3）可以对pH值起到缓冲作用，并且在不同的NH4+N负荷下，有利于氨氮的去除。3.2 在不同的氨氮负荷下pH的特性从第一阶段到第五阶段的90天里，图3列出了两个曝气生物滤池的进水和出水pH值的变化，根据实验运行的结果，与陶粒BAF相比，炉渣BAF的pH值较高，它出水的pH值在6.58.0之间，陶粒BAF出水的pH值在5.046.45之间。这两个曝气生物滤池出水的pH值随着实验中氨氮负荷的增加而逐渐下降，对于亚硝化菌和硝化细菌最适合的pH值位于7.5-8.5之间。硝化作用会使pH值降低或者pH值会低于614。通过整个实验表明，炉渣对pH值能起到缓冲作用，并且可以使曝气生物滤池能够保持最佳的pH，有利于氨氮的去除。图3：在不同的进水氨氮负荷条件下，比较炉渣BAF和陶粒BAF的pH值3.3 曝气生物滤池的pH的纵向变化为了探讨两个曝气生物滤池pH值的纵向变化，进水的pH值保持在5.42，图4表示的是实验运行的结果。实验表明，随着滤料高度的增加，炉渣BAF的pH值迅速从5.42升高到6.75，相反，陶粒BAF的pH值从5.42降到5.12。这个实验结果表明，炉渣可以在污水中析出碳酸钙并对pH值起到缓冲作用。图4：炉渣曝气生物滤池和陶粒曝气生物滤池pH值的纵向变化3.4 在不同进水pH值的条件下，氨氮的去除特性为了研究pH值对去除氨氮的影响，将溶解氧和温度分别保持在4mg/L和20-25C。在整个实验的过程中，有机负荷在3.56 kg COD /(m3d) -3.78 kg COD/(m3 d)之间，进水的pH值通过添加碳酸氢钠来改变。关于这两个反应器对氨氮去除率的研究是通过改变进水的pH值来进行的，实验结果如图5所示。陶粒BAF随着pH值的升高，NH4+N去除率迅速增加，一直到pH超出了这个实验测试的pH范围。然而，长期从氨氮去除率来看，炉渣生物滤池随着pH值的增加，NH4+N去除率稍有增加。在所有pH值变化的试验中，炉渣生物滤池对NH4+N去除率均高于陶粒生物滤池。一般来说，较低的pH值会抑制硝化反应，但是较低的pH值对炉渣生物滤池的硝化反应没有很大影响。这可能是因为炉渣可以析出碳酸钙，从而对pH值起到缓冲作用。从理论上说，硝化细菌对pH值很敏感，并且当在pH值低于6.8时，硝化速率因为pH值的轻微变化而降低，硝化反应最佳的pH值在7.5-8.0之间。当进水的pH值在6.8以下时，用炉渣作为曝气生物滤池的承托层，炉渣就可以向废水中析出碳酸钙，缓冲pH值。当进水的pH值低于5.45时，随着装置高度的增加，承托层为炉渣的生物滤池的pH值迅速的升高，从5.45升高到6.72。实验说明炉渣可以向废水中析出碳酸钙并且可以缓冲pH值的变化。图5：在不同进水pH值的条件下，比较炉渣曝气生物滤池和陶粒曝气生物滤池对氨氮的去除率3.5 两个曝气生物滤池中五个阶段微生物的检测在整个实验过程中，从滤池相同的位置（滤料1.2米高的位置）取样，测定有活性的异养细菌和硝化细菌的数量，测定结果如表4所示。实验发现，这两个曝气生物滤池的异养细菌没有显著性的差异，而硝消化细菌的数量却存在很大的差异，实验表明，炉渣的表面更适合于硝化细菌的生长、繁殖，大量的硝化细菌附着在炉渣表面，从而提高曝气生物滤池的硝化能力。此外，在第五段检测到的硝化菌比第一段多，而第一段的硝化作用比第一段好。实验表明，低温不利于硝化作用。表4 两个曝气生物滤池中异养细菌和硝化细菌的数量材料炉渣陶粒异养细菌(CUF/ml)硝化细菌(CUF/ml)异养细菌(CUF/ml)硝化细菌(CUF/ml)第一阶段1.81093.41082.11092.1108第二阶段2.31095.71082.71094.8108第三阶段0.91095.51081.21093.5108第四阶段2.81096.21082.91095.3108第五阶段2.61096.81082.51095.91084. 结论基于以上实验，可以得出以下结论：（1）炉渣作为填料运用于曝气生物滤池，在实验室中进行实验，研究炉渣BAF对氨氮的去除特性。炉渣BAF对氨氮的去除率高于陶粒BAF，它能够析出碳酸钙缓冲pH值的变化。（2）炉渣BAF的pH值随着滤料的增加而迅速升高，这表明炉渣可以向污水中析出碳酸钙，对pH值起到缓冲作用。（3）长期从氨氮的去除来看，炉渣BAF的NH4+N的去除率随着pH值的增加稍有增加，实验所进行的所有pH值的测试中，炉渣BAF对NH4+N的去除率高于陶粒BAF。（4）通过对这两个曝气生物滤池的五段的异氧细菌和和硝化细菌的测定，实验表明炉渣有利于硝化反应，因为它可以缓冲pH值的变化，并且可以提高硝化能力和抵抗低pH值和氨氮负荷对硝化反应的影响。参考文献1J.P. Canler, J.M. Perret, Biological Aerated Filters: assessment of the process based on sewage treatment plants, Water. Sci. Tech. 29 (10-11) (1994) 13-22.2 J. Ma, L.P. Qiu, Biological aerated filter and its research progress, Environ. Eng. 20(2002)7-13.3R. Pujol, M. Hamon, X. Kandel, Biofilters: flexible, reliable biological reactors,Water Sci. Tech. 29 (10-11) (1994) 33-38.4A. Mann, C.S.B. Fitzpatrick, T. Stephenson, A comparison of floating and sunken media biological aerated filters using tracer study techniques, Trans. IChemE. 73B(1995)137-143.5L. Mendoza-Espinosa, T. Stephenson, A review of Biological Aerated Filters (BAFs)for wastewater treatment, Environ. Eng. Sci. 16 (3) (1999) 201-216. 6 T.D. Kent, C.S.B. Fitzpatrick, S.C. Williams, Testing of Biological Aerated Filter (BAF)media, Water Sci. Tech. 34 (3-4) (1996) 363-370.7M.F. Rosa, A.A.L. Furtado, Biofilm development and ammonia removal in the nitrification of a saline wastewater, Bioresour. Technol. 65 (2008) 135-138. 8 X.S. 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