生物处理技术已广泛应用于污水治理中, 并成为污水处理工程的主要技术之一｡但是传统的生物处理技术存在基建投资大､占地大､运行管理费用高等特点, 其应用仅局限于一些经济较发达的大中城市,随着我国工业的发展和广大中小城镇的崛起,废水排放呈现出分布广､种类复杂的趋势,传统处理方法难以适应这一局面｡因此研究效率高､投资小､能耗低､占地少的污水生物处理工艺是很有必要的,也是生物处理技术的一个重要发展方向｡提高反应器污泥浓度,即增加单位容积的生物数量,有利于维持低有机物负荷,延长污泥停留时间,提高处理效率,减少反应器的体积｡但不少学者在研究中发现〔1-2〕,当污泥浓度达到一定高度时,微生物整体活性下降,降解效果受到影响, 其主要原因就是高浓度条件下的传质过程受到限制｡针对这一问题,笔者在所提出的絮状污泥“包裹—破裂—再包裹”传质物理模型基础上〔3〕,自主研发安装了高浓度絮状颗粒污泥流化床废水处理设备, 针对实际生活废水进行了半工业化实验,通过简单有效的数据检测和分析,验证了该套设备具有高效生物降解有机废水的能力｡

　　1 实验装置､材料及方法

　　1.1 实验装置

　　实验装置如图1 所示｡整个反应器分为3 个区:混合区､流化区和沉降区｡

　　混合区:添加药剂后,通过调整搅拌桨的转速,形成合理流场,以达到最佳混凝效果｡混凝过程中混凝药剂吸附一定的无机悬浮颗粒,同时吸附水中微生物,形成颗粒污泥原核｡

　　流化区:预先添加的好氧颗粒污泥在水流及气流作用下形成流化态,在混合区形成的沉降颗粒在水流及气流的作用下,通过曝气供氧,水体污染物提供营养,并在合理二次流场等流体作用下,快速培养成好氧颗粒污泥｡

　　沉降区:泥水混合液在沉降区固液分离,污泥自行下沉到沉降区内,不断积累后通过排泥孔排出｡

　　1.2 实验装置设计原理

　　该套设备的设计思路是在反应器内形成流化态高浓度絮体化好氧颗粒污泥悬浮体系,在反应器内形成集生物降解､沉降和过滤于一体的集成型污水处理工艺｡该工艺突破传统的“一级､二级单元串联”〔4〕,将常规的一级(物理化学)处理､二级(生化)处理强化在1 个处理单元中进行,达到生物降解和固液分离的高效处理效果｡

　　实验工艺应具备造粒流化床操作的基本要素:投加有机高分子絮凝剂,优化反应器的边界条件,控制生化反应区为内循环上向式流化床,曝气区域(三相流化区)与沉降区域(固液分离区)相对独立,通过空气曝气和水流剪切力来控制颗粒污泥的成长速度和粒径,最终实现好氧颗粒污泥连续培养､连续处理的目的｡

　　反应器主体由内中外3 个圆柱形有机玻璃制成, 外筒内径580 mm, 高900 mm, 出水孔距上边30 mm, 有效体积240 L; 曝气隔筒( 中筒), 内径480 mm,高850 mm;二次流混凝反应器(内筒)内径300 mm,高1 100 mm｡整个反应装置的水路系统: 原水经涡流沉砂池由潜水泵提升经进水口与PAM 和回流污泥同时进入混合区; 泥水混合物以及颗粒污泥原核再从内部出水口进入流化区,颗粒污泥､污水及空气三相充分混合;泥水混合液从混合液出口进入沉降区,泥水固液分离后,上清液由出水口排出,沉降污泥在重力作用下进入流化区｡

　　1.3 流化床运行条件

　　本实验中, 好氧颗粒污泥流化床所处理的原水为株洲市龙泉污水处理场涡流砂沉池后段的废水,其水质为:CODCr 180～300 mg/L,SS 80～100 mg/L,DO0.1～0.5 mg/L｡

　　接种污泥取自株洲市龙泉污水处理场曝气池内的活性污泥和二沉池内的沉降污泥, 接种量为50 L｡接种污泥MLSS 为2.16 g/L, 污泥体积指数(SVI)为252 mL/g,平均粒径为0.14 mm｡通过实验室驯化颗粒污泥,驯化过程参照文献〔5〕｡

　　2 实验结果与分析

　　2.1 加药量对好氧颗粒污泥流化床运行状况的影响在PAM 投加质量浓度分别为1､2 ､3 ､4､5 mg/L的条件下,考察好氧颗粒污泥流化床对原水中COD和SS 的去除情况,结果如图2 所示｡

　　从图2 可以看到,随PAM 投加量的增加,SS 去除率增大｡当PAM 投加质量浓度<3 mg/L 时,COD去除率随PAM 投加量的增加而增大; 当PAM 投加质量浓度为3 mg/L 时,COD 去除率最高; 继续增大投加量,COD 去除率反而下降｡

　　投加PAM 的主要作用是为加强脱稳的初级颗粒与好氧颗粒污泥流化床内颗粒污泥的结合力｡当PAM 投加量不足时,形成的颗粒污泥不够致密,在水流及机械剪切力的作用下容易破碎,污泥碎片随出水流出反应器导致出水水质变坏,同时还会引起颗粒污泥层增长过快,加重排泥负担并导致微生物流失｡PAM 本身就是高分子有机物,过量的投加等同于提高了进水COD,从而影响出水COD｡通过实验得出,当PAM 投加质量浓度控制在2～3 mg/L时,出水水质最好, 且颗粒污泥也处在较稳定的状态｡

　　2.2 搅拌速度对好氧颗粒污泥流化床运行效果的影响

　　不同搅拌速度下好氧颗粒污泥流化床对COD､SS 的去除率如图3 所示｡

　　从图3 可以看到, 搅拌速度对COD 去除率的影响比对SS 去除率的影响明显要大｡生物造粒硫化床的适宜搅拌速度范围较窄,当搅拌速度控制在8～12 r/min 时,处理效果良好,增加搅拌速度各污染物去除率反而下降｡在实验中发现,当搅拌速度<5r/min 时,反应柱中无法维持流化状态,污泥结块,出现短流现象; 当搅拌速度>18 r/min 时, 强烈的搅拌作用及由此产生的水力剪切会将颗粒污泥打碎,碎片随着上升水流进入出水中,引起出水水质恶化｡

　　在此实验装置中, 搅拌的作用主要是控制絮凝过程的第1 步, 使加入的混凝剂与水中胶体颗粒迅速发生电中和/双电层压缩脱稳,脱稳颗粒再相互凝聚形成初级微絮凝体｡只有胶体颗粒与充分分散的药剂充分接触,才有可能充分地形成微絮体,也才有可能充分地或高效地(短时间内)形成大絮体｡也就是说充分地混合,才有高质量的凝聚,才可能有高效的絮凝,搅拌的目的正是满足这一需要｡

　　2.3 水力停留时间对好氧颗粒污泥流化床运行效果的影晌不同水力停留时间下好氧颗粒污泥流化床对COD 的去除率如图4 所示｡

　　从图4 可以看到,水力停留时间越长,处理效果越好｡水力停留时间为1 h 时的出水COD 已经能够达到国家排放标准｡污水处理场AA/O 氧化沟的水力停留时间为12 h,沉降池水力停留时间为4 h,最终出水COD 一般为25 mg/L 左右｡本实验控制水力停留时间为4 h,其出水COD 就能稳定在23 mg/L 左右,由此可以初步推测本实验装置的处理效率是传统AA/O 氧化沟工艺的4 倍｡。。

　　3 总结

　　对于整个系统而言,PAM 絮凝好氧颗粒污泥形成的絮状颗粒污泥随水流进入生物反应器, 这些絮状颗粒污泥由于其体积较大且相对密实具有很好的沉降效果, 不易随出水流出｡一定的曝气和上升流速, 可使这些絮状颗粒污泥形成高浓度流化态悬浮体系,各个絮体颗粒污泥､好氧颗粒污泥的破裂过程和包裹过程维持一种动态平衡｡其方法就是控制适当的水力剪切强度, 剪切力过大或过小都会影响其传质效果〔6〕｡

　　本实验通过改进原有高效悬浮沉降设备, 实现了高浓度絮体化好氧颗粒污泥流化床工艺｡经连续通入实际生活废水运行3 个月, 初步验证了高浓度好氧颗粒污泥流化床具有高效的生物降解能力且能够稳定运行｡实验表明:当PAM 投加质量浓度为3mg/L 时,COD 去除效果最佳,SS 去除率则随PAM投加量的增加而增大; 当搅拌速度控制在8 ～12r/min 时,处理效果良好,过大或过小的搅拌速率都会影响出水水质｡该装置内MLSS 可达到14 g/L 左右,是AA/O 氧化沟(MLSS 为3～4 g/L)的4 倍,水力停留时间为1 h 时的出水COD 是45 mg/L 左右,达到国家排放标准｡控制水力停留时间为4 h 时,出水COD 稳定在23 mg/L 左右,其处理效率是传统AA/O氧化沟工艺的4 倍｡