APP下载

二级牡蛎壳固定床-MBR工艺深度处理尾水研究

2016-09-16刘世念陈峻峰阎佳李欣吕旺燕胡勇有洪添

工业水处理 2016年5期
关键词:固定床尾水原水

刘世念,陈峻峰,阎佳,李欣,吕旺燕,胡勇有,洪添

(1.华南理工大学环境与能源学院,工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室,广东广州510006;2.广东电网有限责任公司电力科学研究院,广东广州510080)

油气田水处理

二级牡蛎壳固定床-MBR工艺深度处理尾水研究

刘世念1,2,陈峻峰1,阎佳1,李欣2,吕旺燕2,胡勇有1,洪添1

(1.华南理工大学环境与能源学院,工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室,广东广州510006;2.广东电网有限责任公司电力科学研究院,广东广州510080)

利用臭氧的强氧化、微生物降解以及MBR的强截留作用,构建了二级牡蛎壳固定床,即OOFR(臭氧-牡蛎壳固定床)-AOFB(曝气-牡蛎壳生物固定床)-MBR深度处理污水厂尾水工艺流程。为期90 d的小试结果表明,该工艺可高效地去除尾水中的C、N、P以及悬浮物。臭氧边界投加量为40~110 mg/L,在臭氧最佳投加量90 mg/L下,系统的COD、NH4+-N、TP的平均去除率分别达83%、99%、65%,平均出水COD、NH4+-N、TP分别为6、0.1、0.14 mg/L,浊度低于0.1 NTU,pH为7.4~7.8,完全满足反渗透处理进水的要求。

市政尾水;臭氧-牡蛎壳固定床;曝气-牡蛎壳生物固定床;深度处理

广东省某火力发电厂将城市污水厂尾水深度处理回用作为工业水(消防水、冷却水及锅炉补给水)的主要水源,但实际运行中发现,尾水中残留难降解COD、氨氮和浊度很高,会阻塞反渗透膜,缩短运行周期;尾水中微生物总量较高,会造成反渗透膜、离子交换系统以及管道等的堵塞和侵蚀〔1〕。为解决这些问题,开发高效实用的尾水碳、氮深度处理及微生物截留预处理工艺,以满足进入反渗透处理的要求,确保尾水深度处理回用作为火电厂水源系统的稳定运行是十分必要的。

臭氧是一种强氧化剂,其氧化电位高达2.07 V,臭氧可以在反应初始阶段破坏污染物的基本结构〔2〕,也可以将难降解物质转变为可生物降解物质,以便在后续生物处理中将污染物去除〔3〕。此外,臭氧氧化后生成的新鲜氧也有利于后续的好氧生物处理。生物固定化床具有高效、稳定性好、操作简便、易实现连续化、自动化控制等优点〔4〕,在城市尾水中营养物质少,难以维持污泥浓度,而选择高适应性填料的生物固定床可最大限度维持生物反应的微生物量,确保生物处理的稳定高效运行。牡蛎壳的主要成分是CaO,牡蛎壳硬度高、比表面积大、化学性质稳定和易于附着微生物生长〔5〕。因而,选择牡蛎壳作为生物固定床的填料,适合低浓度或寡营养尾水的微生物挂膜生长。

膜生物反应器(MBR)将活性污泥法和膜分离技术相结合,对固体悬浮颗粒物(SS)、有机质、微生物以及残留活性污泥具有良好的去除效果〔6〕。

据此,构建了OOFR(臭氧-牡蛎壳固定床)-AOFB(曝气-牡蛎壳生物固定床)-MBR联合工艺,对尾水进行预处理,以进一步削减尾水中残留的难降解COD、NH4+-N、TP和浊度。通过小试运行,系统考察COD、NH4+-N、TP和浊度等的去除情况,探究臭氧投加量对系统处理效果的影响,确定尾水预处理系统运行最适宜条件和边界条件,阐明各工艺段的联合作用机制,为联合工艺尾水预处理技术的放大实验提供基础参数和理论依据。

1 材料与方法

1.1尾水水质

尾水为某城市污水处理厂二级处理出水,其水质如表1所示。

表1 原水(尾水)水质

1.2实验装置

实验装置如图1所示。

图1 实验装置示意

实验装置由聚偏二氟乙烯塑料加工而成。其中,OOFR高2 m,直径0.1 m,有效容积15 L;AOFB高1.6 m,直径0.35m,有效容积150 L;MBR高0.6 m,长0.6 m,宽0.15 m,有效容积50 L。臭氧由两台并联的臭氧发生器(CH-ZTW3G,广州创环臭氧电器设备有限公司)产生,经圆盘膜式曝气器扩散到OOFR,牡蛎壳填充率为60%。AOFB内由圆盘膜式曝气器进行曝气,牡蛎壳填充率为40%。MBR采用连续曝气,MBR出水由时间控制器控制,每个循环产水4 min,间隔1 min。废水由隔膜泵提升,OOFR和AOFB为升流式进水,MBR出水采用蠕动泵(BT600-1J,重庆科耐普蠕动泵有限公司)抽吸。

1.3实验方案

实验方案主要参数如表2所示。

表2 实验方案主要参数

由表2可见,实验分为两个阶段,第一阶段为AOFB生物膜形成阶段,并确定臭氧量边界;第二阶段为臭氧浓度增加阶段并确定最佳臭氧投加量。

1.3.1生物膜形成阶段

再次,养老地产项目要有功能齐全的硬件设施,如医疗保健中心、老年活动中心、商业购物中心等大量的医护及配套设施设备,以满足老年人医疗、娱乐和购物的需求。

AOFB活性污泥取自该城市污水厂好氧污泥,由于尾水中残留碳源少,故需外加葡萄糖补充碳源,葡萄糖的投加质量浓度为100 mg/L。生物膜形成阶段分为A、B两段,A阶段为批式运行,每次加5 L的含葡萄糖原水闷曝,每天换水两次,持续15 d,每次换水时取样监测进出水中的pH、COD、NH4+-N和TP。B阶段连续运行,进水为含葡萄糖的原水,容积负荷从0.0047kgCOD/(m3·d)增加到0.014 kgCOD/(m3·d),每5 d提高0.004 7 kgCOD/(m3·d),水力停留时间(HRT)从150 h降至50 h。该阶段均不投加臭氧,以曝气量控制DO在7~8 mg/L每天取样定时监测同样指标。

臭氧有杀菌作用,但是臭氧不稳定、存在时间短,易转化为氧气,为此,该阶段还需要确定AOFB内微生物适应OOFR出水中可能残留臭氧的臭氧投加边界条件。进水流速为3 L/h,容积负荷0.014 kgCOD/(m3·d),HRT为50 h,系统无曝气,DO为7~8 mg/L,氧气来自臭氧发生器未反应的空气气源及臭氧氧化后产生的氧气。在生物膜形成后,自第31天开始在OOFR通入臭氧(10 mg/L),每天定时监测同样指标。

1.3.2臭氧增加阶段

41~80 d为臭氧增加阶段,通过出水水质的变化情况确定最佳臭氧投加量。保持系统进水流速3 L/h,容积负荷、HRT及曝气量同1.3.1。臭氧质量浓度逐步从10mg/L增加至120mg/L,每3d增加臭氧浓度,增幅10mg/L,每天定时监测与1.3.1同样的指标。

1.4指标及测定方法

COD以重铬酸钾快速密闭消解法测定〔7〕,BOD5采用接种法测定〔7〕(BOD TrakⅡ,美国哈希公司),NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定〔7〕,TP采用钼锑抗分光光度法测定〔7〕,pH以pH计(sensION+pH 1,美国哈希公司)测定,DO以便携式溶解氧测定仪(LDOTM,美国哈希公司)测定,浊度以浊度计(2100Q,美国哈希公司)测定,显微镜为普通光学显微镜(CX41,日本奥林巴斯公司)。

2 结果与讨论

在生物膜形成A阶段,10 d闷曝后AOFB的COD、NH4+-N和TP去除率分别为90%、95%和30%。肉眼可观察到污泥在牡蛎壳上附着,镜检发现大量游离细菌和部分原生动物(钟虫、轮虫等),可以认为生物膜已在牡蛎壳上初步形成。

生物膜形成B阶段连续进水,采用原水加葡萄糖进水,逐渐提高进水流量。在后期(第23天至第29天),OOFR、OOFR-AOFB、OOFR-AOFB-MBR对原水加葡萄糖的COD平均除去率分别为81%、84%、89%;对原水NH4+-N平均去除率为64%、91%、96%;对原水TP平均去除率分别为13%、31%、36%。表明AOFB内生物膜已经形成,OOFR-AOFBMBR对COD、NH4+-N和TP具有较高的去除效率。

2.2臭氧投加量对OOFR-AOFB-MBR的影响

温度、pH、HRT、臭氧浓度以及污水本身基质浓度是OOFR-AOFB-MBR系统的主要影响因素。实验在湛江某火电厂(110°21'E,21°19'N)进行,湛江为热带、亚热带季风气候,年平均气温为23℃,故温度不是影响OOFR-AOFB-MBR的主要因素。尾水pH稳定在7.4。根据OOFR-AOFB-MBR系统设计、蠕动泵及时间控制器的条件设置了流速为3 L/h〔AOFB容积负荷0.014 kgCOD/(m3·d)〕,故HRT对OOFR-AOFB-MBR系统的影响暂不考虑。且尾水水质波动小,故重点考察臭氧投加量对OOFR-AOFBMBR系统的影响。经过10 d的臭氧适应,肉眼未见生物膜有明显变化,对AOFB内牡蛎壳上负载的微生物进行镜检,与生物膜形成时相比未见AOFB内微生物有明显的影响。此后臭氧投加量从10 mg/L逐步增加到120 mg/L。臭氧投加量对各反应器出水COD、NH4+-N、TP的影响如图2(a)、图2(b)、图2(c)所示。

图2 臭氧投加量对各反应器出水COD、NH4+-N和TP的影响情况

由图2(a)可见,随着臭氧投加量的增加,OOFR、AOFB以及MBR的COD去除率均先增加后稳定。在臭氧投加量超过90 mg/L后,OOFR的COD去除率稳定维持在约47%。故取90 mg/L为OOFR的臭氧最佳投加量。在此投加量下AOFB和OOFRAOFB的COD去除率分别达47%和68%,表明臭氧氧化了难降解有机物质,提高了可生化性,大大提升了AOFB的去碳效果,并保障了OOFR-AOFB-MBR对COD的去除率可达83%。这也表明经OOFRAOFB处理后,MBR仍有进一步的去碳空间,特别是MBR可能截留了部分微小悬浮物,使得出水COD进一步降低。

由图2(b)可见,随着臭氧投加量的增大,OOFR的NH4+-N去除率先增加后稳定在约90%,而AOFB和MBR稳定在约95%和98%。在臭氧投加量在10~80 mg/L增加过程中,OOFR的NH4+-N去除率从79%提高至95%;在臭氧投加量大于80 mg/L后,OOFR的-N去除率维持在90%。故可视80mg/L为OOFR的最佳臭氧投加量,随着臭氧投加量的增加,水中DO增大,充足的氧使-N加速氧化直至水中DO达到平衡后-N的去除率亦稳定,不再随臭氧浓度的增加而提高;单独AOFB对-N去除率约在31%~74%,平均为51%,说明在AOFB内,好氧微生物氧化-N,使出水-N浓度进一步降低。单独MBR对-N去除率约30%~76%,平均为59%,而OOFR-AOFB-MBR的-N平均去除率达98%。可见,经OOFR-AOFB处理后,MBR可对残留-N进一步深度去除,可确保OOFR-AOFB-MBR出水-N维持在一个极低(<0.15mg/L)的水平。

由图2(c)可见,随着臭氧投加量的增大,OOFR、AFOB以及MBR对TP去除率亦先增加后稳定。在臭氧投加量在10~60 mg/L增加过程中,OOFR的TP去除率从9%提高至45%;在臭氧投加量在70~120 mg/L增加过程中,TP去除率也随之缓慢提高并趋于稳定。故取OOFR的臭氧最佳投加量为60 mg/L。单独AOFB对TP去除率约为2%~24%,平均为12%,而OOFR-AOFB对TP去除率为31%~60%,平均为49%。可以解释为,在AOFB内,聚磷菌在好氧条件下吸收磷至一定量后达到平衡,使得TP去除率达到稳定;单独MBR对TP去除率约在7%~15%,平均为11%,而OOFR-AOFB-MBR对TP去除率为41%~65%,平均为54%。说明在MBR内由于较高的污泥浓度聚磷菌会进一步吸收磷,确保了系统对TP的去除处于一个较高的水平。

综上所述,臭氧在反应系统中的作用是破坏难降解有机物结构,故取臭氧最佳投加量为90 mg/L,臭氧边界投加量范围为40~110mg/L。在最佳投加量下,尾水经过OOFR-AOFB-MBR处理后,COD、-N、TP出水质量浓度处于一个很低的水平,分别为6、0.1、0.14 mg/L,去除率分别达83%、99%、65%。

2.3pH及浊度的变化情况

OOFR-AOFB-MBR系统内pH及浊度的变化情况如图3(a)、图3(b)所示。

由图3(a)可见,原水pH为7.28~7.51,较为稳定,平均为7.41。OOFR出水pH为7.24~7.52,平均为7.39。AOFB出水pH为7.24~7.52,平均为7.39。MBR出水pH为7.47~7.84,平均为7.59。表明OOFR-AOFB-MBR系统的pH保持稳定。

由图3(b)可见,原水浊度为1.2~8.8 NTU,波动较大,平均为4.7 NTU。OOFR出水浊度为0.5~3.6 NTU,平均为1.5 NTU,平均浊度去除率为68%。AOFB出水浊度为1.9~6.8 NTU,平均3.9 NTU,浊度的增大是由部分剩余污泥随着水、气上升流出所造成,由于剩余污泥的随水流出,使得AOFB不需要设置反冲洗。MBR出水浊度稳定在0.06~0.18 NTU,平均0.1 NTU,浊度去除率为97%。MBR具有强大的截留固体和微生物的能力。

图3 OOFR-AOFB-MBR系统内pH及浊度的变化情况

2.4OOFR-AOFB-MBR的联合作用机制

OOFR-AOFB-MBR系统出水水质情况与RO系统进水要求(GB/T19249—2003)的比较如表3所示。

表3 系统出水水质与RO系统进水要求的比较

由表3可见,OOFR-AOFB-MBR系统的出水指标均远远优于RO系统进水要求。OOFR利用了臭氧氧化尾水中难降解有机物质,有效提高废水可生化性。AOFB将臭氧氧化转化的可生物降解有机物通过微生物降解,同时实现低碳负荷下的氨氮氧化和聚磷菌的有效吸磷,故其联合协作可去除大部分的COD(COD去除率可达67%)、NH4+-N(NH4+-N去除率可达97%)和TP(TP去除率可达60%)。MBR的作用则是进一步去除COD、NH4+-N、TP,并利用膜的截留能力截留微生物。OOFR-AOFB-MBR系统地结合了高级氧化技术、生物降解技术以及膜技术等多种工艺技术的优点,系统前端通过臭氧的强氧化作用将尾水中难降解大分子有机物氧化为可生物降解的小分子有机物,中段依靠附着在牡蛎壳上的以及MBR池内高浓度的微生物对小分子有机物进一步分解利用,后端利用膜技术进一步优化水质,OOFR-AOFB-MBR系统既可以充分发挥各自的性能,又能协同起来发挥整体优势。尾水经OOFRAOFB-MBR系统处理后,尾水中的元素碳、磷、NH4+-N、浊度等均极低,完全满足RO系统的进水要求。

3 结论

OOFR-AOFB-MBR系统对市政尾水中残留的COD、-N、TP具有极高的去除效率。在AOFB容积负荷0.014 kgCOD/(m3·d)、HRT为50 h下,OOFR的臭氧最佳投加量为90 mg/L,臭氧的边界投加量为40~110 mg/L。经过OOFR-AOFB-MBR系统COD、-N和TP的平均去除率分别达83%、99%和65%,出水COD、-N和TP分别可达6、0.1、0.14 mg/L,浊度小于0.1 NTU,pH稳定在7.4~7.8。OOFRAOFB-MBR系统充分结合了高级氧化技术、生物降解技术以及膜技术等多种工艺技术的优点,OOFRAOFB-MBR系统可作为城市生活污水尾水预处理,而完全满足进火电厂RO系统的水质要求,作为保护RO系统及市政尾水回用预处理是可行的。

[1]刘世念,胡勇有,阎佳,等.多介质过滤-活性炭过滤-MBR工艺深度处理城市中水回用火电厂工业用水研究[J].水处理技术,2015(3):68-70.

[2]Zhou X J,Guo W Q,Yang S S,et al.Ultrasonic-assisted ozone oxidation process of triphenylmethane dye degradation:Evidence for the promotion effects of ultrasonic on malachite green decolorization and degradation mechanism[J].Bioresource Technology,2013,128(1):827-830.

[3]Tripathi S,Pathak V,Tripathi D M,et al.Application of ozone based treatments of secondary effluents[J].Bioresource Technology,2011,102(3):2481-2486.

[4]肖亦,钟飞,潘献晓.固定化微生物技术在废水处理中的应用研究进展[J].环境科学与管理,2009,34(6):82-84.

[5]Shih P K,Chang W L.The effect of water purification by oyster shell contact bed[J].Ecological Engineering,2015,77:382-390.

[6]Li C,Cabassud C,Reboul B,et al.Effects of pharmaceutical micropollutants on the membrane fouling of a submerged MBR treating municipal wastewater:Case of continuous pollution by carbamazepine[J]. Water Research,2015,69:183-194.

[7]国家环境保护总局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境科学出版社,2002:216-281.

Research on the advanced treatment of tail water in wastewater treatment plants by two-stage oyster shells fix-bed-membrane bioreactors(MBR)process

Liu Shinian1,2,Chen Junfeng1,Yan Jia1,Li Xin2,Lü Wangyan2,Hu Yongyou1,Hong Tian1
(1.The Key Lab of Pollution Control and Ecosystem Restoration in Industry Clusters,Ministry of Education,School of Environment and Energy,South China University of Technology,Guangzhou 510006,China;2.Electric Power Research Institute of Guangdong Power Grid Co.,Ltd.,Guangzhou 510080,China)

By utilizing the strong oxidation of ozone,degradation of microbes and strong interception of MBR,the technological flow of the two-stage oyster shells fix-bed OOFR-AOFB-MBR system is established for the advanced treatment of tail water in wastewater treatment plants.The results from a 90 d bench scale experiment show that this process can effectively remove C,N,P and suspended solids from tail water.The boundary dosage of ozone is 40-110 mg/L,and when the optimum ozone dosage concentration in ozone oyster shells fix-bed reactor is about 90 mg/L.the removingratesofsystemCOD,NH4+-Nand TP are 83%,99%and 65%,respectively,the average effluent COD,NH4+-N andTP are 6,0.1,0.14 mg/L,respectively,the turbidity is lower than 0.1 NTU,and pH is 7.4-7.8,meeting completely the requirements for reverse osmosis to treat influent.

municipal tail water;ozone oyster shells fix-bed;aeration oyster shells fix-bed;advanced treatment

X703.1

A

1005-829X(2016)05-0082-05

污(废)水资源化及回用集成技术研究项目(K-GD2013-0501002-001)

刘世念(1971—),高级工程师。E-mail:gz_liusn@163. com。通讯联系人:胡勇有,教授,博士生导师。E-mail:ppyyhu@scut.edu.cn。

2016-02-14(修改稿)

猜你喜欢

固定床尾水原水
天然气分布式能源站水动力源原水预处理加氯系统技改分析与实践
工厂化循环水尾水治理系统技术
丙烯酰胺强化混凝去除黑河原水浊度的研究
用于等温固定床的甲烷化催化剂制备方法
水产养殖尾水处理技术研究进展
城镇污水处理厂尾水排放对水环境影响及对策
复合人工湿地处理污水处理厂尾水的设计
原水大阵
原水臭氧氧化生成溴酸盐的影响因素研究进展
固定床内压降的CFD分析