冷凝水除铁器应用于城市污水管网中不同生化作用的基质流向特性

 冷凝水除铁器应用于城市污水管网中不同生化作用的基质流向特性

      目前, 城市污水处理主要集中于污水处理厂这种末端处理方式, 随着城市人口的不断增长, 工业化的大力推进, 污水处理厂原有设计处理量已然不能满足社会需求, 这导致污水处理厂不断扩建、新建, 浪费了不必要的自然资源与社会资源而连接污水处理厂的污水管网系统, 不仅仅是污水的输送装置, 也可以看做是*个巨大的反应器, 生活污水从住户排放, 直到进入污水处理厂, 其间要经过很长的排水管道, 在此期间, 污水水质会发生*定程度变化, 部分大颗粒污染物会沉降至沉积层; 部分溶解态污染物会通过管网中微生物的新陈代谢作用被去除.所以, 探索城市污水管网中污染物质的迁移变化, 不仅可以发挥出管网对污染物质的处理潜力, 也可以有效改善污水处理厂的进水条件, 提升污水处理厂的处理效率.因此, 研究污水管网中污染物质的变化规律十分重要.

　　有机污染物是污水管网中主要的污染物质之*, 其组成成分主要是蛋白质、碳水化合物和脂肪.在城市污水管网的厌氧环境中, 存在着发酵产甲烷、反硝化作用和硫酸盐还原作用等生化反应, 有机污染物作为基质被产甲烷菌、反硝化细菌和硫酸盐还原菌所消耗, 有研究表明, 城市污水管网的沉积层中, 含有产甲烷菌和硫酸盐还原菌, 大分子的有机污染物质可被水解为小分子有机物质, 并生成甲烷与硫化氢气体; 相关研究也表明, 在城市污水管网中, 由于污水中含有挥发性脂肪酸等物质, 为产甲烷和产硫化氢提供了物质基础, 管网沉积层每平方米的甲烷产量可达, 硫化氢产量可达;研究认为在城市污水管网的厌氧环境中, 水力停留时间为1.5h, 污水中的溶解态有机污染物通过微生物的水解和发酵作用后, 可被去除19%;氨氮的去除可达6%.目前国内对于城市污水管网的研究, 主要集中于研究污水管网的水力输送能力, 而忽略了污水管网本身所具有的生化反应能力, 尤其对有机物消耗去向的相关研究较少.为此, 本研究针对城市污水管网中有机物的消耗流向, 建立了*套模拟城市污水管网, 用以研究城市污水管网中不同生化作用的基质流向特性.

　　1 材料与方法

1.1 实验装置

　　本*实验所用反应器为城市污水模拟管网, 位于第五污水处理厂区内, 以城市污水为原水, 反应器由管径为200 mm的有机玻璃质圆形管道组成, 总有效长度32 m, 分四层管段设置, 管道可调节坡度, 并设有循环水箱和回流管.为模拟实际管网避光恒温的真实环境, 在管道外层包裹有2 cm厚的黑色保温材料.为控制管道内污水流速和流量, 在进水管和回流管上安装有阀门, 通过调节阀门的开启度, 实现流速和流量的控制.

　　1.2 模拟实验条件及进水水质

1.2.1 实验条件

　　污水管网模拟装置在室温条件下运行, 实验温度为(20±2)℃, 装置密封性良好, 溶解氧为(0.3±0.1)mg·L-1.实验进水通过污水管道内放置的潜污泵提升至模拟管网系统的循环水箱, 之后在模拟管网系统中进行内循环以模拟实际城市污水管网.

　　1.2.2 进水水质

　　实验进水为城市污水管网中的生活污水, TCOD(总有机物)为417~730 mg·L-1; TN(总氮)为39.80~61.72 mg·L-1; TP(总磷)为6.95~9.68mg·L-1; pH为6.5~7.50.

　　1.3 样品采集

　　实验*阶段采用污水与实际沉积物的组合, 模拟污水管网在持续运行180 d后, 由于颗粒态物质的沉降, 会在管道底部形成厚度约为60 mm的沉积层, 设置污水流速为0.1 m·s-1, 运行时间为25 d; 实验第二阶段在模拟城市污水管网中铺设人工配置的石英砂与高岭土, 模拟实际管道沉积物, 用以研究仅在沉积作用与吸附作用下模拟污水管网中污染物质的变化, 消除了沉积物中污染物反向释放对污水水质的影响, 铺设厚度为60 mm, 铺设沉积物密实度与实际污水管道沉积物相似, 用灭菌污水运行反应器, 并去除管壁生物膜, 设置污水流速为0.1 m·s-1, 运行时间为61 d.

　　在*阶段和第二阶段实验中, 污水在模拟城市污水管网中停留的时间为14 h, 即每天08:00给模拟污水管网换新污水, 运行15 min稳定后, 在取样口采集进水样品、沉积物样品和甲烷气体; 每天22:00在取样口采集出水样品、沉积物泥样和甲烷气体.

　　1.4 分析方法

　　CH4的测定选用气相色谱法, 分析仪器为GC-2014气相色谱仪.检测器为热导检测器, 色谱柱型号为TDX-01填充柱.柱温设置为100℃, 保持10 min. N2作为尾气, 流速为10.0 mL·min-1. Ar作为载气, 流速为48 mL·min-1.使用标准气体混合气校准, 其组分为37%CO2、4%N2、0.802%H2以及CH4.

　　化学需氧量COD采用重铬酸钾法测定; 总氮采用碱性过硫酸钾消解法测定; 总磷采用钼锑抗分光光度法测定.

　　实验所取样品均为随取随侧, 每个取样点的分析都设置3组平行样测定, 取平均值作为*终的有效数据.

　　1.5 研究方法

　　在污水缓流状态(v=0.1 m·s-1)下的模拟管网中, 导致COD发生变化的原因有两方面.其*, 污水流速较慢, 部分吸附在颗粒态物质表面的含碳有机物会沉降至模拟管网的沉积层表面, 导致COD发生变化; 其二, 含碳有机物作为微生物的主要营养物质, 通过其新陈代谢作用被降解与消耗, 从而导致COD发生变化, 其中厌氧发酵产甲烷、反硝化作用和硫酸盐还原菌还原硫酸根是3个主要降解途径.要探索在生化作用中的基质流向, 需要知道生化作用导致的COD变化量, 以及在厌氧发酵产甲烷、反硝化作用和硫酸盐还原菌还原硫酸根作用中COD分别被消耗了多少.

　　1.5.1 生化作用导致COD的变化量

　　本*实验分为了两个阶段进行.*个阶段采用污水和城市污水管网沉积物的组合, 通过测量进水、出水的COD, 可得到COD的总变化量; 第二阶段采用污水和人工配置沉积物的组合, 通过测量沉积物中COD的变化, 可得到因沉积作用而导致的COD变化量.已知在缓流状态下, COD的变化是沉积作用与生化因素共同作用的结果, 因此, 生化作用导致COD的变化量为COD总变化量与沉积作用导致COD变化量的差值.

　　1.5.2 发酵产甲烷与COD变化量的关系

　　在模拟污水管网中, 产甲烷细菌只能利用“三甲*乙”(甲酸、甲胺、甲醇和乙酸)和氢气与二氧化碳产甲烷.而以乙酸为底物的甲烷合成途径占总甲烷产量的60%, 以氢和二氧化碳为底物的占30%, 以甲基化合物为底物的占10%.设总甲烷量为M甲烷(mL), 因为乙酸脱羧产甲烷的过程中, 甲烷的碳原子来自于乙酸(CH3COOH)的甲基, 即产1mol甲烷需消耗1mol的乙酸, 60%的总甲烷量所对应的乙酸量应为M乙酸(mg)：　结合上述COD的总变化量、沉积作用导致的COD变化量和生化作用导致的COD变化量可以看出, 模拟城市污水管网中的污水在缓流状态下流动14 h, 污水COD的总变化量为170.58 mg·L-1, 其中因沉积作用导致COD变化为101.53 mg·L-1, 占COD总变化量的59.52%;生化作用导致COD变化为69.05 mg·L-1, 发酵产甲烷、反硝化作用和硫酸盐还原菌还原硫酸盐作用分别消耗的COD为32.51、8.04和6.41 mg·L-1, 总共占生化作用消耗COD的68.01%.可见, 在模拟城市污水管网中污水以缓流状态运行14 h, 其中的有机污染物的去除方式以沉积作用为主; 而在生化作用消耗的有机物中, 以发酵产甲烷、反硝化作用和硫酸盐还原菌还原硫酸盐作用为主.

　　2 结论

　　(1) 通过研究模拟城市污水管网中COD的变化规律, 得到沉积作用导致的COD变化占到污水COD总变化的65.38%, 生化作用导致的COD变化占到污水COD总变化的34.62%.这*结果表明, 在污水缓流状态下, 沉积作用是去除城市污水管网中有机污染物的主要原因, 而生化作用也是有机污染物去除的重要途径.

　　(2) 在模拟污水管网的厌氧环境中, 发酵产甲烷作用消耗的COD为32.51 mg·L-1, 反硝化消耗的COD为8.04 mg·L-1, 硫酸盐还原菌还原硫酸盐消耗的COD为6.41 mg·L-1.因此, 对有机基质的消耗, 产甲烷菌的产甲烷作用是主要途径, 其*是反硝化细菌的反硝化作用, *后是硫酸盐还原菌还原硫酸盐.

　　(3) 在城市污水管网中, 发酵产甲烷作用、反硝化作用和硫酸盐还原菌还原硫酸盐作用消耗的COD总共占生化作用消耗COD的68.01%, 再加之污水流速较小时, 沉积作用也会导致污水中有机污染物的减少, 这就会造成污水处理厂进水碳源不足的问题.