隨著我國水環(huán)境的破壞和公眾環(huán)保意識的提高,鐵路站段需要加強對排放污水的管理,做到達標排放。小型火車站污水具有水量小、排放量不穩(wěn)定、點多線長和污染源分散等特點,且由于鐵路分布形式的特殊性, 鐵路污水尤其是中小站的生活污水很難并入當地市政污水處理系統(tǒng), 絕大多數情況下只有采用自行處理的方式。所以,開發(fā)適合鐵路站區(qū)特點的,能夠節(jié)能且有效使火車站污水達標排放的處理技術就成為了研究熱點。
小型火車站污水的主要處理工藝有SBR 工藝、厭氧生物處理技術、人工濕地等,同時在某些火車站(客運站)采用了MBR 等其他相關工藝及其組合。由于SBR 工藝更適用于水量較大的情況,而濕地則有占地面積大等問題,所以厭氧生物處理技術成為了處理小型火車站生活污水的優(yōu)選。
生物接觸氧化法是以附著在載體(俗稱填料)上的生物膜為主,以懸浮微生物為輔,凈化廢水的一種高效水處理工藝。具有活性污泥法特點的生物膜法,兼有活性污泥法和生物膜法的優(yōu)點。厭氧接觸氧化技術是利用附著在填料或載體上生長、繁殖的細菌、原生動物和后生動物等微生物形成的厭氧生物膜和懸浮微生物處理廢水的技術。與傳統(tǒng)的活性污泥法相比 ,以生物膜為主的厭氧接觸氧化反應器有更高的生物質密度和生化反應速率,對有毒有害物質具有較強的耐受性,在較大的剪切力、水利沖擊等不利條件下仍運行穩(wěn)定。李曉艷等采用分散式小區(qū)污水處理裝置并結合厭氧優(yōu)勢菌,處理天津市某小區(qū)的生活污水。整個裝置埋于地下,不占地表面積,運行管理簡單。經厭氧生物膜處理單元,COD 去除率約60% 左右,氨氮去除率約為45% ,濁度由進水的34 ~ 87 NTU 降到10 NTU 以下,去除效果明顯。
對于生物反應器,進水方式會影響反應過程中的反應速度和最終的處理效果,進水方式不同還直接影響污泥的沉降性能。采用脈沖布水方式,能夠提高進水流速,在一定程度上沖刷填料上的老化生物膜,促進填料間相互摩擦,從而保持生物膜的活性 ;并且脈沖進水方式能夠強化傳質作用,加速有機物從污水中向微生物細胞的傳遞,處理效果穩(wěn)定。蘇玉民等研究表明上流式厭氧污泥床反應器的間歇式脈沖配水系統(tǒng)較傳統(tǒng)的連續(xù)式配水系統(tǒng)優(yōu)越。脈沖配水迅速,均勻,沒有死區(qū),并能提供柔和的水力攪拌,促進生物體與基質之間的有效接觸,提高了反應器的有機負荷,縮短了污泥顆�；^程。
實驗以生活污水為處理對象,采用厭氧接觸氧化反應器進行實驗,重點研究進水方式對厭氧工藝處理小型火車站污水的影響,為實際工程應用打下基礎。
1 材料和方法
1. 1 實驗裝置
厭氧反應器是由有機玻璃制成,上部為圓柱形,敞口,底部為錐斗形。總高為500 mm,其中圓柱體高為400 mm,錐斗形高100 mm。圓柱體總直徑為400 mm,內部分為3 個反應區(qū),三級反應區(qū)等高,均為400 mm。其中,一級反應區(qū)為直徑200 mm 的圓柱形桶,體積為12. 6 L。其下部連接一級排泥斗,底部直徑為50 mm,連接排泥管。一級反應區(qū)中心設置管徑為DN20 的進水管,底部設有布水裝置,使脈沖進水均勻分布于反應區(qū)內。內部以40% 填充率設置塊狀海綿填料,用于厭氧掛膜。二級反應區(qū)為空心圓柱體,內徑為200 mm,外徑為300 mm,體積為15. 7 L。為充分利用反應器空間,提高裝置處理效果,二級反應區(qū)內也設置相同填料。三級反應區(qū)位于裝置的最外層,內徑為300 mm,外徑為400 mm,體積為22. 0L。出水口設置在厭氧反應器三級反應區(qū)頂部。單個裝置的處理水量為45 L·d - 1 。
整個反應裝置采用中心進水的方式,污水通過進水管由一級反應區(qū)底部進入,依次經過一級反應區(qū)上向流,二級反應區(qū)下向流和三級反應區(qū)上向流,最終由出水口排出。裝置底部排泥斗用于儲泥和定期排泥。厭氧反應器通過厭氧生物膜的生化降解作用,處理生活污水,結構如圖1 所示。
1. 2 進水水質
實驗采用的生活污水取自天津某大學學生公寓樓下化糞池出水,其水質特性為:COD 為140 ~550 mg·L - 1 ,氨氮為40 ~ 90 mg·L - 1 ,TN 為50 ~ 100 mg·L - 1 ,TP 為2. 5 ~ 6. 5 mg·L - 1 ,SS 為80 ~220 mg·L - 1 ,pH 為7 ~ 8. 3。學生宿舍區(qū)的生活污水,受放假等因素影響,水質波動大,為了研究結果的可比性(避免原水差異的影響),分別以葡萄糖補充碳源,硫酸銨補充氮源,磷酸二氫鉀補充磷源,碳酸氫鈉補充堿度,使得反應器進水水質保持為COD 約為500 mg·L - 1 ,TN 約為40 mg·L - 1 。
1. 3 實驗方法
反應器啟動掛膜成功后,實驗采用2 組平行實驗設備,布水方式分別為脈沖進水和連續(xù)進水,基于前期脈沖實驗條件優(yōu)化結果,在室溫條件下,控制反應器HRT 為24 h,脈沖強度為1. 380 L·(m2 ·min) - 1 ,脈沖頻次為24 次·d - 1 ,保持進水及其他運行條件均相同,每隔3 d,在反應器出水口處取瞬時水樣進行測試,觀察厭氧反應器處理效果隨時間的變化;在實驗結束時,隨機取等數量(10 塊)的塊狀海綿填料,清洗附著的生物膜,對生物量進行測試。
1. 4 指標測試方法
實驗的水質監(jiān)測指標有COD 和總氮,依照國家環(huán)境保護總局編寫的《水和廢水監(jiān)測分析方法》(第4版)分別采用重鉻酸鉀法(A) 和堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法(A) 測定;生物量采用重量法測定。
2 結果與討論
兩反應器在穩(wěn)定運行的情況下,pH 約為7,DO 濃度約為0. 15 mg·L - 1 ,對各指標進行測試,分析測試結果并對厭氧反應器處理生活污水的動力學模型進行研究,結果如圖2 ~ 圖7 所示。
2. 1 進水方式對出水COD 的影響
由圖2 可知,在進水COD 濃度保持在500 mg·L - 1 左右時,隨著時間的增加,出水COD 濃度在不斷地降低,脈沖進水反應器最后穩(wěn)定在90 mg·L - 1 左右,COD 去除率達到81. 5% 左右;連續(xù)進水反應器則穩(wěn)定在110 mg·L - 1 左右,COD 去除率只有77. 5%左右。
在整個時間進程中,脈沖進水反應器的處理效果一直都優(yōu)于連續(xù)進水反應器。在反應過程中,脈沖進水方式可以沖刷老化的生物膜,增加生物膜的活性;強化傳質作用,加速微生物吸收污水中有機質的速率,以達到較高的COD 去除效果。
2. 2 進水方式對出水TN 的影響
由圖3 可知,在進水TN 濃度保持在40 mg·L - 1左右時,隨著時間的增加,出水TN 濃度基本保持在一個較穩(wěn)定的狀態(tài),脈沖進水反應器最后穩(wěn)定在34 mg·L - 1 左右,TN 去除率最后達到14. 0% 左右;連續(xù)進水反應器則穩(wěn)定在36 mg·L - 1 左右,TN 去除率則只有10. 3% 左右。
厭氧反應器對于氮元素的去除主要用于微生物的細胞合成,所以TN 去除率基本保持在一個恒定的水平。但是在整個時間進程中,脈沖進水反應器的總氮去除效果仍一直優(yōu)于連續(xù)進水反應器。
2. 3 進水方式對反應器生物量的影響
生物量的大小在一定程度上表征了反應器的處理能力。反應器的有效處理單元為一級反應區(qū)和二級反應區(qū)的生物膜及懸浮生物量。從反應器的運行效果可得脈沖進水反應器優(yōu)于連續(xù)進水反應器,為了驗證脈沖進水反應器的厭氧生物膜更新生長較連續(xù)進水生物膜快,即生物量大,本實驗采用重量法測得脈沖進水反應器和連續(xù)進水反應器的厭氧生物膜生物量及懸浮生物量,如圖4 所示(1 級附著膜代表一級反應區(qū)生物膜生物量,1 級懸浮膜代表一級反應區(qū)懸浮生物量,2 級附著膜和2 級懸浮膜同上)。
由圖4 可知,無論是生物膜生物量還是懸浮生物量,脈沖進水反應器均高于連續(xù)進水反應器。就MLVSS 來看,脈沖進水反應器的一級反應區(qū)生物膜生物量較連續(xù)進水反應器高0. 32 g·L - 1 ,一級反應區(qū)懸浮生物量、二級反應區(qū)生物膜生物量和二級反應區(qū)懸浮生物量依次高0. 55、0. 43 和0. 06 g·L - 1 。
結合之前的脈沖進水較連續(xù)進水方式可以得到活性更高的厭氧生物膜的結論,可以更好的驗證脈沖進水方式反應器的處理效果優(yōu)于連續(xù)進水反應器的實驗結果。
2. 4 厭氧反應器處理生活污水的動力學模型探究
2. 4. 1 動力學模型的建立
在以厭氧反應器處理生物污水的過程中,建立動力學模型的目的是研究底物濃度、微生物質量濃度和底物降解速率等因素之間的關系,為實際應用提供理論依據。Monod 模型是用來描述細胞的比生長速率與限制性底物濃度的關系,選用該模型擬合污水處理中復雜有機基質的微生物生長動力學是較合理的。
實驗中用Monod 模型來描述有機物的降解情況。
Monod 動力學模型為
式中:μ 為比有機物降解速率,g·(g·h) - 1 ;μmax 為最大比有機物降解速率常數,g·(g·h) - 1 ;Ks 為飽和常數,mg·L - 1 ;S 為反應器內有機底物質量濃度(出水質量濃度),mg·L - 1 。
有機物比降解速度為
式中:X 為反應器中微生物質量濃度,mg·L - 1 ;dS / dt 為有機物降解速率,mg·(L·d) - 1 。
式中:S0 為反應器進水有機物質量濃度,mg·L - 1 ;t 為水力停留時間,h。
由式(1)、(2)和(3)轉換變形可得
依據上述公式,將實驗中測得的數據代入計算并繪制2 個反應器中COD 的降解動力學模型回歸曲線,如圖5 所示。
由圖5 可知,脈沖進水反應器的COD 去除動力學模型方程為:
Ks = 27. 466 mg·L - 1 ,μmax = 0. 003 g·(g·h) - 1 ,相關性系數R = 0. 972 9;連續(xù)進水反應器的COD 去除動力學模型方程為:
Ks = 26. 851 mg·L - 1 ,μmax = 0. 005 g·(g·h) - 1 ,相關性系數R = 0. 987。
2 個反應器的COD 去除動力學模型方程的相關性系數均大于0. 95,表明該方程具有較好的線性關系,可以認為實驗中厭氧生物膜反應器中的微生物對有機物的降解基本符合Monod 模型。
2. 4. 2 動力學模型檢驗
在前期實驗得出的最佳運行條件下,保持反應器穩(wěn)定運行23 d,每隔3 ~ 4 d 對反應器的出水COD值進行監(jiān)測。實驗進水與前期實驗的水質保持一致,將模型計算所得結果與測定結果相比較,以驗證所得模型與實際的吻合程度與準確性。如圖6所示。
根據圖6 對COD 的模擬結果分析:脈沖進水反應器COD 的誤差平均值為3. 30% ,最大值7. 91% ,最小值為0. 76% ,中位數為3. 21% 。連續(xù)進水反應器COD 的誤差平均值為3. 32% ,最大值為6. 30% ,最小值為2. 12% ,中位數2. 84% 。以上分析結果表明,在實際操作條件與假設條件存在不同的情況下,通過Monod 模型對厭氧生物膜反應器中COD 的降解行為進行模擬得到的模型方程仍與實際值有較高的吻合程度,具有較高的準確性。具體參見污水寶商城資料或http://www.jianfeilema.cn更多相關技術文檔。
3 結論
通過對兩類反應器的厭氧生物膜生物量的測定,可以得到脈沖進水方式的厭氧生物膜生物量較連續(xù)進水方式高1. 36 g·L - 1 ,且脈沖進水方式的厭氧生物膜反應器在COD 和TN 的去除效果上均優(yōu)于連續(xù)進水方式的厭氧生物膜反應器,COD 去除率與TN 去除率分別提升4% 和3. 7% 。
通過對系統(tǒng)底物降解動力學的初步研究,得出了脈沖進水反應器的COD 去除動力學模型方程為:
Ks 為27. 466 mg·L - 1 ,μmax 為0. 003 g·(g·h) - 1 ;連續(xù)進水反應器的COD去除動力學模型方程為:
Ks 為26. 851 mg·L - 1 ,μmax 為0. 005 g·(g·h) - 1 。
經驗證,2 個反應器的模擬值與實驗值的最大誤差均小于8% ,說明以上2 個動力學模型方程均取得了較好的擬合效果。所以,Monod 模型可以較準確地描述該厭氧生物反應器內有機物降解的動力學行為,為小型火車站公建污水的處理提供了相對高效、科學的方法。
