有机负荷（精选3篇）
有机负荷 篇1
厌氧折流反应器 (anaerobic baffled reactor, ABR) 是一种新型的高效厌氧反应器, 其特点是:反应器内置竖向导流板, 将反应器分隔成串联的几个反应室, 每个反应室都是一个相对独立的上流式污泥床 (USB) 系统, 其中的污泥可以是以颗粒化形式或以絮状形式存在。水流由导流板引导上下折流前进, 逐个通过反应室内的污泥床层, 进水中的底物与微生物充分接触而得以去除。
青霉素生产废水的污染物主要是发酵残余营养物, 成份复杂, 可生化性较差。本文首次利用ABR处理高浓度青霉素生产废水, 报道了ABR反应器容积负荷率 (Organic loading rate, OLR) 的变化过程中系统p H、氧化还原电位 (oxygenation reduction potential, ORP) 和挥发性有机酸 (VFA) 的变化规律及反应器产酸类型。
1 材料与方法
1.1 试验装置与材料
试验用ABR反应器采用厚5 mm的有机玻璃制成, 长×宽×高=480 mm×160 mm×360 mm, 有效容积11.2 L, 反应器共分5个格室, 每个格室分为一个上流室和一个下流室, 其体积比为4∶1。整个反应器安置在恒温水浴箱中, 试验过程中控制温度为35±2℃。其工艺流程如图1所示。
试验用水取自华北制药集团生产车间, 其水质如表1所示。
试验用接种污泥取自该厂废水处理过程中的二沉池, 污泥浓度15 g/L, VSS/SS=0.48。试验时用自来水将废水稀释至不同浓度。
1.2 测试内容与方法
COD采用标准重铬酸钾测定法 (GB11914—89) ;p H采用p HS-3C数字酸度计测定, 灵敏度±0.01pH;ORP采用E-431-Q型ORP复合电极测定;液相发酵产物采用SC-7气相色谱分析仪, 按照任南琪 (1994) 建立的检测方法进行分析。
2 试验结果分析
2.1 COD降解与OLR之间的关系
容积负荷率 (OLR) 直接反映食物与微生物之间的平衡关系。在厌氧处理过程中, 当OLR过高时, 会造成反应器中挥发酸的积累, 从而抑制产甲烷菌的代谢活动, 严重时可能导致整个系统的失败。因此, OLR是厌氧生物处理中重要的控制参数。
试验中, 控制进水COD为8 000 mg/L, 通过改变停留时间改变OLR。图2所示为不同OLR下COD去除率变化情况。由图可见, 当OLR<2.68 kg COD/ (m3·d) (图2中1点所示) 时, 反应器运行效果较好, 其最高去除率可达70%, 平均去除率为66.2%。此时, 进水中大部分难降解有机物在1#、2#格室内被酸化细菌酵解为以乙酸为主的小分子末端产物, 有利于后续产甲烷过程的利用。当OLR>2.68 kg COD/m3d时, 反应器去除率急剧下降。在改变容积负荷的过程中, 1#格室承受着较大的冲击负荷, 当整个系统的负荷为2.68 kg COD/ (m3·d) , 1#格室所承担的有机负荷达13.9 kg COD/ (m3·d) 。1#格室内部发酵类型产生变化并导致发酵产物的积累, 影响到后续格室的产甲烷菌的活性, 从而影响到COD去除效果。
2.2 不同OLR下pH的变化
试验中, 利用NaOH调节ABR进水p H为5.5±0.1。图3给出了随OLR变化时, ABR反应器各格室的p H值, 从图中可以看出:
(1) 在反应过程中, p H沿流程呈逐渐升高的趋势, 进水负荷的变化仅对1#, 2#格室的p H影响较大, 其余格室p H变化较小, 至4#、5#格室p H可达7.5左右。废水进入1#格室后, 复杂的有机物发生水解酸化, 产生大量有机酸, 水解产生的有机酸在接下来的格室中逐渐被产甲烷菌利用, 导致p H上升;同时废水中大量含氮有机物的降解产生氨, 也使得p H有所增加, 从而保证了产甲烷菌的生长的中性条件。
(2) 当OLR较小时, 进水中简单有机物和水解后的一部分有机酸在1#格室内被产甲烷菌利用, 1#格室中产酸、产甲烷和酸的排出构成一种稳定的平衡。当OLR增加至2.85 kg COD/ (m3·d) 时, 1#格室中酸的生成大于酸的利用和排出, 格室p H迅速降至5.0左右。系统内部的发酵类型由丁酸型发酵向丙酸型发酵转化。资料表明, 当p H<5.5时, 系统内末端发酵产物的积累成为控制发酵产物组成的限制因素, VFA以丙酸、丁酸为主, 其中, 低p H条件下, 在前面格室内产生的丁酸不易向乙酸发生转化, 丙酸、丁酸多以游离分子存在, 对产甲烷菌具有严重的抑制作用, 影响到后续的产甲烷过程, 导致整个反应器去除率下降。
对于传统的厌氧反应器, 为了使产甲烷过程顺利进行, 通常需要保证整个反应器内p H>7.0, 才能得到较好的处理效果。而对于两相分离的ABR反应器, 进水负荷的变化仅对前面格室的产酸阶段影响较大, 加以有效的控制后不会影响到后续的产甲烷过程, 1#格室作为ABR反应器的厌氧发酵阶段, 也是整个反应器的缓冲区, 为后续格室的产甲烷过程提供了有利的底物。
2.3 不同OLR下ORP的变化
每种微生物都有其适宜的氧化还原电位, 每一种生化反应需满足一定的ORP要求。好氧微生物在100 m V以上就能生长, 厌氧微生物只能在100 m V以下才能生长, 兼性微生物在100 m V以上进行有氧呼吸, 在100 m V以下进行无氧呼吸。因此, 在ABR厌氧反应器内, 为保证两相分离反应效果, 不同格室保持不同的氧化还原电位是必须的。图4所示为ABR反应器内不同OLR下ORP的变化情况。
由图可见, ABR反应器ORP呈沿程降低的趋势, 表明反应器沿流程厌氧程度逐渐增加, 反应器由产酸相向产甲烷相逐渐过渡。研究表明, 发酵系统在pH>6.0时往往呈现丁酸型发酵, 其主要产物为丁酸、乙酸、H2、CO2和少量的丙酸, 细菌以合成代谢为主, 细菌数量的增殖增加了ATP的消耗量, 而丁酸型发酵的单位ATP产量是3, 因此被选择;p H<4.5时才会出现乙醇型发酵。在本试验中, 当OLR≤2.25 kg COD/ (m3·d) 时, 系统各格室p H均大于6.0, 1#格室ORP<-150 m V, 说明在格室内发生丁酸型发酵, 而丁酸可以作为乙酸的贮存物种, 当系统内部产生的乙酸被产甲烷菌大量利用后, 丁酸可以较容易的被转化为乙酸从而被产甲烷菌降解。此时, 1#格室作为产酸相存在, 2#、3#格室的ORP逐渐降低, 同时p H逐渐增至中性, 环境条件的改变保证了系统的厌氧条件, 1#格室产成的乙酸、丁酸为其后格室产甲烷菌的增殖提供了较多的底物, 产甲烷菌活性增强。4#、5#进一步降解水解生成的VFA, 保证了系统具有较高的COD去除率。
当OLR=2.85 kg COD/ (m3·d) 时, 系统1#格室ORP增至-80 m V。研究结果表明, 在p H=5.0左右时, ORP对产酸发酵微生物是限制生态因子, 当ORP>-150 m V时, 将会出现较高的丙酸产量, 而低ORP条件下呈现丁酸型发酵。p H和ORP的变化导致1#内部生成了大量的难以被产甲烷菌直接利用的丙酸, 产甲烷菌活性降低, 系统去除率下降。随流程的增加, 后续格室的p H逐渐增加, ORP逐渐降低, 到3#格室降至-167 m V, 发酵过程向丁酸型发酵转化。此时, 系统产酸过程后移, 集中在1#、2#、3#格室, 产甲烷过程主要发生在4#、5#格室内部, 系统COD去除率略有降低, 产甲烷过程不彻底, 此时若继续增加OLR, 系统则具有“穿透”的危险。
2.4 不同OLR下VFA变化
如图5所示为不同OLR下各格室VFA的变化。由图可见, 系统产生的VFA沿程逐渐降低, 表明产酸阶段生成的VFA在接下来的格室内逐渐被产甲烷菌利用, 反应器具有明显的产酸相和产甲烷相的分离过程。
OLR=1.68 kg COD/ (m3·d) 时, VFA的降低主要发生在2#格室内部, 这主要是OLR较小时, 1#内部水解酸化产物以乙酸、丁酸为主, 其中乙酸、丁酸占到总VFA的65%以上, 2#格室内部的生态条件 (p H=7.0, Eh<-220 m V) 有利于产甲烷菌的存在, 因此, 1#格室生成的大量的易被产甲烷菌利用的乙酸能够在2#内部降解, 2#格室以产甲烷为主, 其VFA下降50%以上。有机负荷增加至2.85kg COD/ (m3·d) 时 (图5b) , 1#内部的发酵类型转化为丙酸型发酵, 其主要产物为乙酸、丙酸和少量的丁酸。大量游离丙酸的积累及进水中的大量有毒物质导致环境条件恶化 (p H≈6, Eh>-120 m V) , 抑制了其后2#格室内产甲烷菌的活性, 与1#格室相比, 2#格室VFA略有降低, 而乙酸略有升高, 丙酸变化不大, 丁酸大量降低, 这可能是2#格室内部少量产甲烷菌利用乙酸作为底物生成甲烷, 导致VFA降低;同时在水解酸化菌的作用下继续产生乙酸, 表现为乙酸在2#格室内并没有明显降低。其VFA的大量降低发生在3#、4#格室。经2#格室缓冲后, 游离丙酸和有毒物质对3#、4#格室的影响大量降低, 3#、4#格室起到降解VFA生成甲烷的主要作用, 其中, 乙酸、丙酸、丁酸均明显降低, 有机物得到有效去除。此时反应器出水VFA大于>120 mg/L, 降解不彻底, 反应器具有酸化的迹象, 此时, 应通过提高水力停留时间等方式降低系统的OLR, 以保证其运行效果。
3 结论
(1) 当青霉素废水COD=8 000mg/L, OLR<2.68kgCOD/ (m3·d) 时, ABR反应器COD去除率可达70%;
(2) ABR反应器格室p H、ORP、VFA随OLR的变化表明:反应器内部存在明显的相分离特点, 系统沿流程由产酸相向产甲烷相转化;ORP的变化与p H的变化相反;OLR≤2.25 kg COD/ (m3·d) 时, 1#格室作为产酸阶段存在;OLR增加, 产酸过程后移;
(3) 不同OLR下ORP和VFA的变化表明:OLR增加至2.85 kg COD/ (m3·d) 时, 系统的发酵类型由丁酸型发酵转化为丙酸型发酵, 发酵产物的积累导致环境条件恶化, 影响到系统产甲烷菌活性的降低, 影响其COD去除效果。
摘要：应用厌氧折流板反应器处理青霉素废水, 考察了OLR变化对其运行过程的影响。结果表明:当进水COD=8000mg/L, 有机负荷<2.68kgCOD/ (m3·d) 时, 其COD去除率可达65%;pH、氧化还原电位和挥发性有机酸随有机负荷的变化表明, 在ABR不同格室内部沿水力流程形成了由低级到高级的微生物菌谱, 反应器内部存在明显的两相分离现象。
关键词：厌氧折流板反应器,容积负荷,氧化还原电位,挥发性有机酸
参考文献
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有机负荷 篇2
针对SBR工艺系统耐冲击负荷能力,通过检测单轮高浓度有机物冲击负荷周期及其恢复周期过程中SBR工艺系统COD的数值变化,研究SBR工艺系统耐高浓度有机物负荷能力及冲击负荷对SBR工艺系统的.影响.结果表明,SBR活性污泥系统具有很高的耐高浓度有机物负荷的能力,能够承受正常进水COD 浓度10～20倍水平以上的有机物负荷,但不能承受超过正常进水COD浓度30倍以上的有机物冲击负荷.随着进水COD冲击浓度的提高,系统达到难降解COD水平的时间也随之延长;高浓度有机物冲击负荷在超出SBR工艺系统处理能力时,不是因为系统崩溃,而只是因为系统活性污泥无法吸收超过其处理能力的有机污染物而导致系统出水COD浓度的明显提高,在后续周期中,只要恢复正常进水,则系统又恢复正常.
作 者：董国日 柳建设 周洪波 Dong Guori Liu Jianshe Zhou Hongbo 作者单位：董国日,Dong Guori(北京工业大学,北京市水质科学与水环境恢复重点实验室,北京,100022;中南工业大学,资源加工与生物工程学院,湖南,长沙,410083)
柳建设,周洪波,Liu Jianshe,Zhou Hongbo(中南工业大学,资源加工与生物工程学院,湖南,长沙,410083)
有机负荷 篇3
连续两周期有机物负荷冲击实验为SBR工艺在正常进水前提下突然受到连续二次的高浓度COD进水, 随后变为正常, 在此情况下观察SBR工艺系统的状态以及COD周期性变化。
1 材料与方法
1.1 实验用水来源和水质
试验采用自配制模拟污水, 其原始母液配方, 见表1。
所配制的原始母液于40℃下低温保存, 使用时按比例配制成所需要的污水浓度。
1.2 活性污泥
实验中用到的活性污泥取自于长沙市第二污水处理厂, 活性污泥自污水厂取回后即加入反应系统中加入污水后开始运行, 并开始测定各种参数值。
1.3 实验装置
采用SBR工艺, 实验装置如图1所示。SBR反应器为有机玻璃管制成, 内径Φ150, 高H350, 总容积6.2L。采用鼓风曝气, 曝气足量。整个系统用PLC进行控制。
1.4 实验用SBR工艺运行参数及所测数据
SBR工艺运行方式为:瞬间进水 (不曝气) , 曝气反应, 沉淀, 排水, 静置。其运行参数为:进水6min, 反应120min, 沉淀60min, 出水7min, 静置0min。
反应过程中检测进出水COD值, SBR工艺周期过程中的COD值 (反应期:0min, 10min, 30min, 60min, 90min, 120min;沉淀期:20min, 40min, 60min) , 污泥浓度 (MLSS) , 挥发性污泥污浓 (MLVSS) , SV (30min污泥沉降比) , 污泥容积指数 (SVI) 等。
2 结果与讨论
共进行了三个浓度的实验, 分别为高浓度有机物实验 (设计了两个实验进水有机物COD冲击浓度, 分别为1 300mg/L和2 300mg/L) 以及清水冲击实验 (模拟雨天对活性污泥污水处理系统的影响) ;所进行实验的系统污泥浓度在2 500～3 500mg/L之间, 正常进水COD浓度为200mg/L左右。
2.1 高浓度有机物负荷连续两个周期的冲击对SBR工艺系统的影响
图2是双周期高浓度连续冲击实验COD周期变化图。由图2可以看出, 活性污泥系统能够承受1 360mg/L的进水COD冲击浓度连续两个周期的高浓度有机物COD冲击 (系统污泥浓度为2 500mgMLSS/L) , 但却只能承受2 300mg/L的进水COD冲击浓度一个周期的高浓度冲击 (系统污泥浓度为3 200mgMLSS/L) 。该实验表明, 即使系统能够耐受一个周期的高浓度有机物负荷冲击, 并不表明系统能够耐受相同浓度有机物连续两个周期的冲击, 有可能SBR工艺系统耐受了前一个周期的冲击但却不能继续承受后一个周期相同进水COD浓度的冲击而导致系统出水达不到处理要求。造成这种现象的原因是什么呢。
目前的活性污泥理论, 基本上存在着三种简化的模型:一是维持理论, 认为微生物将污水中的污染底物一部分用来合成本身的机体, 一部分用来维持微生物的生命活动;二是内源呼吸理论, 实际上是对微生物衰亡过程的一种解释。三是死亡-再生理论, 认为微生物的衰减可以使微生物转化为溶解性颗粒性产物 (慢速生物降解的) 和惰性生物残留物, 这一过程没有COD损失[4]。但上述的三种理论, 除了维持理论可以对实验过程中污泥浓度的升高进行解释。另外, 两种理论对于连续两周期冲击实验中的现象无法说明, 或者是所涉及的方面不一样。在此, 作者提出另一种解释。
笔者认为, 活性污泥对于有机物COD具有一定的贮存能力, 并且这个贮存能力也有一个最大的限度。SBR工艺系统进水后, 活性污泥首先是贮存有机物, 表现在COD降解曲线前期下降速度极快的现象上, 当然, 这一时期微生物也利用有机物, 但以贮存作用为主。随后, 活性污泥在后期较长的时间内利用贮存的有机物进行生长和繁殖, 维持正常的生命活动。这导致了活性污泥浓度的增长以及微生物细胞内贮存的有机物量的减少。也同时导致系统溶液中有机物浓度的缓慢下降, 因为, 活性污泥要吸收系统溶液中的有机物来补充贮存的有机物减少的量。
按照上述观点, 对于连续两周期的高浓度冲击所产生的不同的现象就有如下的解释:由于活性污泥系统的贮存能力有一个最大的限度, 因而当活性污泥系统贮存的有机物量超过这个限度时, 活性污泥系统将不再吸收有机物, 而当活性污泥系统贮存的有机物量还没有超过这个限度时, 活性污泥系统则会不断地吸收系统溶液中的有机物。进水COD浓度为1 300mg/L的双周期高浓度冲击实验中, 由于进水有机物冲击浓度较低, 第一轮冲击过后并没有达到活性污泥系统有机物贮存量的最大值, 即使第二个周期的冲击也没有达到活性污泥系统有机物贮存量的最大值, 因而两个冲击周期最终出水COD值均为正常。而进水COD浓度为2 300mg/L的双周期高浓度冲击实验中, COD冲击浓度较高, 虽然第一个冲击周期没有使活性污泥系统的有机物贮存量达到最大, 但一个冲击周期所吸收而贮存的有机物, 并没有完全被系统的活性污泥处理掉, 而是带到了下一个周期, 这样当下一个周期系统继续承受相同浓度的有机物冲击浓度时, 活性污泥系统有机物贮存量在前一个冲击周期已经贮存了一部份的前提下, 就有可能达到最大, 致使活性污泥系统没有能力再进一步吸收系统溶液中的有机物, 因而使系统溶液中的有机物浓度保持在一个较高的浓度上。
图3 显示的是双周期高浓度冲击过后恢复期以及次日检查期间COD周期性变化。6月17日和6月18日的曲线是进水COD冲击浓度为1 360mg/L时恢复周期以及次日检查期间COD的数值变化;6月19日和6月20日的曲线是进水COD冲击浓度为2 300mg/L时恢复周期以及次日检查期间COD的数值变化。实验表明双周期冲击过后, 恢复正常进水系统即恢复正常。这说明SBR工艺系统在经受双周期的有机物冲击负荷后, 活性污泥系统并没有崩溃。
2.2 清水 (低浓度有机物负荷) 连续两个周期的冲击对SBR工艺系统的影响
图4显示的是连续两个周期的清水冲击实验中COD数值的周期变化。由图中可以看出, 无论是第一个周期的清水冲击COD变化曲线还是第二个周期的清水冲击COD变化曲线, 二者的变化均呈现出一个起伏, 即溶液中的COD先上升然后下降然后再上升再下降, 一直到系统排水为止。造成这种现象的原因, 是因为清水冲击实验中系统溶液中的有机物浓度极低, 导致活性污泥中的部分微生物饥饿而死, 死亡的微生物分解提供有机物, 使系统中的COD短暂上升, 而这部份有机物随后被系统中的其它微生物利用, 从而引起COD下降。这种现象也被称为内源氧化。处理剩余污泥时常常会用到内源氧化。
2.3 连续两周期有机物负荷冲击对SBR工艺系统活性污泥状态的影响
连续两周期有机物负荷冲击实验做于2003年6月17日～22日, 实验前SBR工艺系统以正常进水状态运行近10d左右, 6月17日所做的双周期进水冲击实验进水有机物冲击浓度为1 360mg/L;6月19日所做的双周期进水冲击实验进水有机物冲击浓度为2 300mg/L;6月22日所做的双周期进水冲击实验进水有机物浓度为0mg/L (清水冲击) 。所有的实验均用相同的活性污泥在同一SBR反应器内连续进行, 因而冲击负荷对活性污泥系统影响会有累积效应。图5为SBR工艺系统在实验过程中系统污泥浓度以及系统沉降性能的变化。由图中可以看出, 有机物高浓度冲击期间系统污泥的污泥容积指数有下降倾向, 而在清水冲击时则有上升的倾向。
3 结论
(1) 即使系统能够耐受一个周期的高浓度有机物负荷冲击, 并不表明系统能够耐受相同浓度有机物连续两个周期的冲击, 有可能SBR工艺系统耐受了前一个周期的冲击但却不能继续承受后一个周期相同进水COD浓度的冲击而导致系统出水达不到处理要求。
(2) 活性污泥对于有机物COD具有一定的贮存能力, 并且这个贮存能力也有一个最大的限度。SBR工艺系统进水后, 活性污泥首先是贮存有机物, 表现在COD降解曲线前期下降速度极快的现象上, 这一时期微生物也利用有机物, 但以贮存作用为主。随后, 活性污泥在后期较长的时间内利用贮存的有机物进行生长和繁殖, 维持正常的生命活动。这导致了活性污泥浓度的增长以及微生物细胞内贮存的有机物量的减少。也同时导致系统溶液中有机物浓度的缓慢下降, 因为活性污泥要吸收系统溶液中的有机物来补充贮存的有机物减少的量。
(3) 高浓度有机物冲击负荷双周期冲击过后, 恢复正常进水系统即恢复正常。这说明SBR工艺系统在经受双周期的高浓度有机物冲击负荷后, 活性污泥系统并没有崩溃。
(4) 清水冲击过程中, 系统发生内源氧化, 溶液中的COD值会出现波动, 一直到系统排水为止。
(5) 有机物高浓度冲击期间系统污泥的污泥容积指数有下降倾向, 而在清水冲击时则有上升的倾向。
参考文献
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