基于MUASB处理马铃薯深加工废液的试验研究.pdf

基于 MUASB 处理马铃薯深加工废液的试验研究 * 陈金发1谢永红2朱海峰1王姗镒1 1. 西昌学院农业科学学院，四川 西昌615013; 2. 内江师范学院化学化工学院， 四川 内江641100 摘要 试验研究了在改装 UASB MUASB 装置中培养好氧颗粒污泥及其处理生活污水和高浓度马铃薯深加工废液的 效果。试验结果表明 可以在 4 d 内快速培养出好氧颗粒污泥。成熟的颗粒污泥平均直径达 2 mm。当马铃薯深加工 废液浓度 ρ COD 、 ρ NH 4 -N 、 ρ TP 平均分别为12 817. 16， 106. 10， 26. 37 mg/L时， 处理效果分别超过 64 、 63 和 67 。利用共聚焦激光扫描显微镜观测颗粒污泥， 虽然球菌主要形成了一个相对凝结的区域， 但是在颗粒污泥的边缘 区域出现许多丝状菌。α 多糖主要分布在颗粒的核心。在颗粒中还发现少量的 β 多糖和无生命的细胞。 关键词 MUASB;马铃薯深加工废液;好氧颗粒污泥;共聚焦激光扫描显微镜 THE EXPERIMENT ON TREATMENT OF POTATO STARCH WASTEWATER BASED ON MUASB Chen Jinfa1Xie Yonghong2Zhu Haifeng1Wang Shanyi1 1. School of Agricultural Science， Xichang College， Xichang 615013，China; 2. College of Chemistry and Chemical Engineering，Neijiang Normal University，Neijiang 641100，China Abstractation and perances of aerobic granule sludge were investigated in a modified UASB MUASBreactor treating both landfill leachate and domestic wastewaters． Results showed that granules could be ed from flocculating sludge in MUASB within 4 d． Granules had an average diameter of 2 mm during steady operation． When potato starch waste waters COD，ammonia nitrogen and TP was 12 817. 16， 106. 10 and 26. 37 mg/L respectively，their treating effectiveness was over 64 ，63 and 67 respectively． As for mature granules，confocal laser scanning microscopy CLSMobservation revealed that a lot of filamentous bacteria were presented in the fringe region，while cocci were predominant and ed a relatively condensed region in the granule interior．The a-polysaccharides were mainly distributed in the core of granules．Few β- polysaccharides and dead cells were detected in the granules． KeywordsMUASB;potato starch wastewater;AGS;CISM * 四川省教育厅青年项目 09ZB079 。 0引言 马铃薯深加工废液是以马铃薯为原料生产淀粉 的过程中产生的废水，该废水为高浓度酸性有机废 水， 主要是溶解性的淀粉和少量蛋白质， 一般没有毒 性， 但 COD 很高， 其质量浓度通常为10 000 ～ 30 000 mg/L， ρ SS 为1 500 mg/L。如将直接排放到环境水 体中， 不仅对环境造成严重危害， 也造成水资源浪费。 近年来， 国内外处理马铃薯深加工废液主要方法 有 物理化学法和生物法。物化方法以絮凝沉淀为 主。郑圣坤、 莫日根、 韩东等先后采用不同的混凝剂 对该废水进行了研究［1- 3］。生物处理法包括厌氧处理 和好氧处理法。近年来， 厌氧发酵法处理淀粉废水主 要有 升 流 式 厌 氧 污 泥 床 UASB 、厌 氧 流 化 床 AFB 、厌 氧 接 触 法 ACP 、两 相 厌 氧 消 化 法 TPAD 和厌氧滤池 AF 等［4 － 7］。与厌氧法相比， 传 统的好氧生物法在处理淀粉加工废水方面有许多不 足， 例如需要充氧、 动力消耗大、 无能量回收、 微生物 所需营养多和污泥量大等， 适合处理低浓度的有机废 水。而淀粉废水的 ρ COD 较大， 所以在淀粉废水的 处理中单独应用的较少， 一般将多种处理方法结合使 用， 以提高效率。对于马铃薯淀粉废水处理目前主要 采用生物法处理， 其中厌氧与好氧相结合的工艺占重 要地位， 但是目前该类工艺投资额大， 小型生产企业 难以承受。而采用自然处理法需要一定的农业浇灌 41 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 用地和干旱的气候条件。 好氧颗粒污泥 aerobic granular sludge，AGS 是 通过微生物自凝聚作用形成的颗粒活性污泥， 与普通 活性污泥相比， 具有不易发生污泥膨胀， 抗冲击能力 强， 能承受高有机负荷， 集不同性质微生物 好氧、 兼 氧和厌氧微生物 于一体等特点。近年的研究成果 表明 AGS 能用于处理高浓度有机废水、 高含盐度废 水及许多工业废水。相对于常规的好氧污水处理系 统， 存在以下优点 规则、 密实、 坚固的微生物结构， 良 好的沉降性能， 较高的微生物量， 以及对有机负荷冲 击的强应变能力等。AGS 已成功地运用于处理高浓 度有机废水［8- 9］。 本试 验 采 用 MUASB modify up-flow anaerobic sludge blanket 装置进行好氧颗粒污泥培养。MUASB 已成功地应用于垃圾渗滤液的处理［10］。此次试验在 此基础上， 进一步改进了 MUASB 的装置结构和培养 颗粒污泥的方法。从而可更快的培养出成熟的 AGS， 并在处理高浓度马铃薯废液中取得了较好的成效， 为 进一步工程技术的应用提供科学依据。 1装置与方法 1. 1试验装置 本试验采用 MUASB 反应器 结构见图 1 培养 AGS， MUASB 反应器高 100 cm， 内部直径 40 cm， 容积 125. 6 L。反应器主体为有机玻璃圆筒， 左边最低出 水口距离地面为 5 cm， 最高出水口距离地面为 15 cm。右边最低出水口距离地面为 35 cm， 其余出水口 之间相距均为 15 cm。反应器内部采用液面以下中 部、 底部分层曝气的方法。进水由抽水泵从反应器底 部正中间的进水口注入， 出水由侧壁距离底部 15cm 的取水口人工导出。 1. 2培养用水 培养 AGS 所用污水取自四川省西昌学院北校区 内生活污水， ρ COD 为 350 ～ 600 mg/L， ρ NH 4 -N 为 50 ～ 80 mg/L。培养 AGS 的进水 ρ COD 从 470 mg/L逐渐增加至4 500 mg/L。试验时按所需水样的 COD 浓度， 用人工添加葡萄糖的方法进行配制， 同时 进水水样中还添加相应的常量和微量元素 每升污 水中添加 1mL 微量元素使用液 ， 用以促进高强度 AGS 的快速形成 见表 1 。 1. 3马铃薯深加工废液 试验所需马铃薯深加工废液取自四川省西昌市 振华薯业有限公司生产污水， 废液水质数据见表 2。 图 1MUASB 反应器剖面 表 1营养元素使用液的含量mg/L 常量元素微量元素 ρ CaCl2 ρ MgSO4 ρ ZnCl2 ρ MnSO4 ρ AlCl 3 ρ CoCl26H2O ρ NH46Mo7O244H2O 30205050505050 在试验过程中， 将食用消泡剂溶解后， 加入反应器去 除曝气过程中马铃薯废水产生的泡沫， 食用消泡剂的 主要成分为单甘油硬脂酸酯、 碳酸钙、 磷脂。进水前， 调节 pH 为 6. 8 ～ 7. 3。 表 2马铃薯深加工废液水质mg/L pH 除外 ρ CODρ NH 4 -Nρ TPpHρ SS 14 0001072. 54. 313 310 1. 4运行条件 反应器内温度为室温 20 ～ 24 ℃ ， 进气泵的曝 气量控制在 2 cm/s 表观气速 。好氧颗粒污泥培养 时每天运行 3 个周期， 在处理马铃薯深加工废液时每 天进水 2 个周期。第 1 天对接种污泥进行闷曝 8 h， 第 2 天加入直径为 0. 08 ～ 0. 1 mm 的活性炭 20 g 后， 开始加入试验污水。随污泥培养时间的增加逐步增 大 COD 负荷以产生选择压， 同时使污泥上层沉降性 能差的细小分散污泥和絮状活性污泥及时排出， 从而 促进 AGS 的形成和积累， 不同运行阶段的反应器控 制参数见表 3。 2结果与讨论 2. 1MUASB 中的颗粒化过程 接种污泥取自西昌小庙污水处理厂 DE 氧化沟 工艺污泥回流池， 池内 ρ MLSS 为 5. 6 g/L， 污泥体 积指 数 SVI为 33 mL/g， 污 泥 沉 降 比 SV30为 56 。接种的活性污泥絮体呈深黄褐色， 结构比较疏 51 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 松呈絮状。开始培养好氧颗粒污泥时， 在反应器内接 种量为 20 L， 此后在运行过程中不再补加污泥。培养 过程中 SVI 及 MLSS 的变化见图 2。 表 3MUASB 反应器运行参数控制 运行天数 / d 进水时间 / min 曝气时间 / min 静置时间 / min 出水时间 / min 10200500 25210605 35220605 45230605 55240605 65250605 75260605 图 2AGS 培养过程 SVI、 ρ MLSS 变化 本试验通过逐渐增加进水 COD 浓度及添加活性 炭形成颗粒内核的方法进行 AGS 的培养。随着培养 的进行， 污泥的颜色逐渐变浅。反应器运行到第 4 天 时， 开始出现肉眼可见的颗粒污泥。颗粒颜色呈浅黄 色。形成的颗粒污泥为椭圆形或不规则的球状。此 外， 采用 motic BA300 体式显微成像系统观测， AGS 直径达 1. 5 ～ 2. 5 mm， 在颗粒污泥附近有许多的原生 动物和后生动物出现。SVI 为 58. 3 mL/g， ρ MLSS 最高可达 14. 794 g/L。 2. 2MUASB 处理马铃薯深加工废液效果分析 当第 5 天时， 第 1 周期进水改为生活污水与马铃 薯废液体积比为 2∶ 1的混合液。此次共进行 5 个周 期的马铃薯废液处理研究。从第 5 天的第 2 周期开 始， 进水为上一周期的出水与马铃薯废液体积比为 1∶ 1的混合液。在 AGS 稳定期进水的混合液中 COD、 NH 4 -N 和 P 的浓度及进水配比表 4。相应的 COD、 NH 4 -N 和 P 的去除曲线见图 3图 7。 2. 2. 1混合液中 COD 的去除及分析 由图 3、 图 4 可知 5 个周期的进水 ρ COD 一直 保持在10 000 mg/L以上， 去除率在 64 以上， 最高达 表 4进水混合液水质及配比 周期 进水 ρ COD/ mgL － 1 进水 ρ NH 4-N/ mgL － 1 进水 ρ TP/ mgL － 1 混合液进水配比 111 848. 48106. 5927. 072∶ 1 生活污水∶ 马铃薯废液 214647. 4888. 1027. 361∶ 1 1 周期出水∶ 马铃薯废液 312139. 6596. 2727. 451∶ 1 2 周期出水∶ 马铃薯废液 413375. 51107. 8322. 501∶ 1 3 周期出水∶ 马铃薯废液 512074. 67131. 7227. 451∶ 1 4 周期出水∶ 马铃薯废液 图 3不同时间马铃薯废液 COD 变化 图 4马铃薯废液 COD 处理效果 图 5马铃薯废液中 N 的转化 70 。这说明所培养的好氧颗粒污泥已逐渐适应了 高浓度的有机废水， 并能降解掉其中大部分有机物。 在第 5 周期， COD 去除率达最高 70 。与传统的 61 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 图 6马铃薯废液 NH 4 -N 去除效果 图 7马铃薯废液中 TP 的去除效果 UASB 处理装置相比， 一般 COD 去除率 在 50 ～ 70 。水力停留时间多在 24 h 左右［11- 12］。MUASB 在较短的 HRT 范围内 300 ～ 320 min 实现了较高的 去除率。 同时， 检测曝气 45 min， 曝气 200 min 时 COD。 曝气 45 min 时， COD 平均去除率为 41 。曝气 200 min， COD 平均去除率为 58 。表明在曝气 45 min 时， 污泥已吸附了在污泥表面近一半的有机物。随着 曝气的进行， COD 去除率随之增加， 但增加量并不 大。说明污泥的表面吸附有机物的量在 45 min 时已 近饱合。之后随着微生物降解有机物的进行， COD 才逐渐被去除， 故 COD 去除率在曝气 200 min 时较 曝气 45 min 时相差不大。 2. 2. 2混合液中 NH 4 -N、 TP 的去除及分析 如图 5、 图 6 所示 进水混合液的 ρ NH 4 -N 在 88. 10 ～ 131. 72 mg/L。NH 4 -N 去除率在 63 以上， 最高 达 71 。 ρ NO － 2 -N进 水 在 0. 926 ～ 13. 418 mg/L， 出水在 1. 260 ～ 14. 309 mg/L， 5 个周期 NO － 2 -N 出水均比进水高， 平均增加比例为 57 。ρ NO － 3 -N 进水在 1. 23 ～ 2. 38 mg/L， 出水在 0. 61 ～ 1. 67 mg/L， 5 个周期ρ NO － 3 -N 出水平均比进水低 42 。试验 结果表明在 NH 4 -N 的去除过程中， NO － 2 -N 实现了积 累。NO － 3 -N 在 NH 4 -N 的硝化与反硝化过程中实现 了较高比例的去除。这也说明反应器在静置期间实 现了充分的反硝化。这与好氧颗粒污泥多种微生物 共存的特性及反应器静置时溶解氧的变化有关。在 静置时溶解氧逐渐降低， 反应器呈缺氧状态。此时将 进行较为充分的反硝化。 如图 7 所示 进水ρ TP 在 23 ～ 27 mg/L， 去除率 在 67 以上。TP 的去除率相对 COD 和 NH 4 -N 要高 一些。出水最低ρ TP 为 4. 53 mg/L。TP 在第 4 周 期时， 进水浓度为 23 mg/L， 出水去除率达到最高， 为 80 。结果表明 AGS 对低浓度的 TP 具有较高的去 除效率。 2. 3颗粒污泥中胞外聚合物的分布 从 MUASB 反应器中培养成熟的颗粒污泥中 EPS 分布发现 虽然球菌主要形成了一个相对凝结的区 域， 但是在颗粒污泥的边缘区域出现有许多丝状菌。 蛋白质和脂肪在整个颗粒中呈分散式的分布， α 多糖 主要分布在颗粒的核心。在颗粒中发现少量的 β 多 糖和无生命细胞。总细胞与 α 多糖分布与 Adav 等 人的发现是一致的［13］。通过比较发现， 蛋白质不仅 在颗粒内部累积， 而且遍及整个颗粒污泥。 3结论 1 在 MUASB 中， 通过 4 d 培养后， 絮状污泥形成 颗粒污泥。在稳定化状态时颗粒的粒径平均为 2 mm。并比絮状颗粒污泥表现出更好的沉降性。培养 过程也表明添加颗粒活性炭可加速颗粒污泥的形成。 2 采用 MUASB 培养出的颗粒污泥降解马铃薯 深加工废水中高浓度的 COD、 NH 4 -N、 TP， 取得了较 好的去除效果。 3 通过 CLSM 观察到成熟的颗粒污泥显示， 虽然 球菌主要形成了一个相对凝结的区域， 但是在颗粒污 泥的边缘区域出现有许多丝状菌。α 多糖主要分布 在颗粒的核心。在颗粒中发现少量的 β 多糖和无生 命细胞。 参考文献 ［1］郑圣坤， 唐文浩． 马铃薯淀粉混凝预处理研究［J］． 安徽农业科 学， 2007， 35 1 187- 188． ［2］莫日根， 刘卫， 王涛． 马铃薯淀粉废水的碱式聚合氯化铝处理 ［J］． 内蒙古环境保护， 2001， 12 1 44- 45． ［3］韩冬， 兴才杰． 混凝沉淀法处理马铃薯淀粉废水的应用研究 ［J］． 水处理技术， 2009， 35 2 68- 71． ［4］李娟红， 张贵清． UASB 反应器处理马铃薯加工废水的研究 ［J］． 安徽农业科学， 2009， 37 7 3186- 3187． 下转第 61 页 71 环境工程 2012 年 2 月第 30 卷第 1 期 从图 5 可以看出 在反应器中汞的脱除效率随碳 汞比的增加而提高， 并且提高较明显， 是系统脱除汞 的主要场所。而碳汞比对除尘器空间和粉尘层的脱 汞效率影响不大。这是因为在除尘器空间和粉尘上 的活性炭是已用过的， 已经吸附了一定量的汞， 所以 其对汞的吸附容量减小。在碳汞比为4 000、 6 000和 8 000 下，总 的 脱 除 效 率 分 别 为 39. 9 、 42. 5 、 47. 3 。 3结论 反应器与袋式除尘器联合脱汞实验系统的脱汞 效率， 在本实验条件下， 系统总的脱汞效率随碳汞比 的增加而提高。在碳汞比为4 000、 6 000和8 000下， 分别为 39. 9 、 42. 5 、 47. 3 。其中吸附反应器对 汞的脱除效率作出主要贡献， 并随碳汞比的增加而提 高。袋式除尘器空间也是有效的吸附反应空间， 但碳 汞比对其脱汞效率影响不大。 随着碳汞比的增加， 袋式除尘器的清灰频率加 快， 清灰后出口汞浓度提高， 说明粉尘层对汞存在一 定的吸附脱除能力， 在本实验条件下， 在碳汞比为 4 000、 6 000 和8 000 下， 粉 尘 层的 脱 汞 效率分 别为 3. 65 、 3. 20 、 3. 66 ， 碳 汞 比 的 变 化 对 其 影 响 不大。 参考文献 ［1］Bose O’ Reilly S，Lettmeier B． Mercury as a serious health hazard for children in gold mining areas［J］．Environmental Research， 2008， 107 89- 97． ［2］Yan R，Liang D T，Tsen L，et al．Bench-scale experimental uation of carbon perance on mercury vapor adsorption［J］． Fuel，2004， 83 2401- 2409． ［3］Pacyna J M，Pacyna E G，Steenhuisen F，et al． Mapping 1995 global anthropogenic emissions of mercury［J ］． Atmos Environ， 2003， 37 S1 109- 117． ［4］Feng X，Streets D，Hao J，et al． Mercury emissions from industrial sources in China［M］． New YorkSpring，2009． ［5］Pavlish J H，Sondreal E A，Mann M D，et al． Status review of mercury control options for coal-fired power plants［J］．Fuel Processing Technology，2003， 8289- 165． ［6］ScalaF．Simulationofmercurycapturebyactivatedcarbon injection in incinerator flue gas．2.fabric filter removal［J］． 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