摘要

汙水處理廠正從能源彙轉變為能源中性甚至能源正效用。傳統的一次廢水處理將大約一半的流入顆粒有機物轉移到產生勢能的厭氧消化，但允許可溶性部分轉移到耗能的二次氧化。可以實現對微粒的強化去除通過部分可溶有機物的轉移需要物理過程，而化學或生物過程。利用一些可控的操作參數對生物吸附(使用廢活性汙泥)後的浮選或微篩分離的性能進行了評價。結果表明，生物吸附劑的混合比(或劑量)，溶解氧在0.5 ~ 1.0 mg l之間^－115 - 60分鍾的接觸時間對可溶性COD的去除效果影響最小，可達30 - 35%。就TSS去除率而言，聚合物的使用對DAF或微篩分離都有很大影響，從無聚合物時的30% - 50%提高到有聚合物時的60%以上。研究發現，當吸附速率為3.0 mg /分鍾/克TSS吸附劑時，真正可溶有機物(ffCOD)的生物吸附遵循零級動力學，該速率受傳質限製，不能達到平衡，因此不能用等溫線模型擬合。膠態有機組分(cCOD)的吸附被包裹在絮凝體基質中，實際上是瞬時的。

關鍵字

生物吸附;碳轉移;零能源;溶氣浮選法;微型屏幕;主要廢水處理;動力學;聚合物

簡介

在廢水處理過程中，既要產生能量，又要消耗能量。2011年，廢水處理廠(wwtp)占美國電力消耗的0.8%，其中一半用於曝氣二級處理[1]。厭氧消化通常用於穩定處理汙泥，可以成為能源的淨生產者通過在發電機組中甲烷的捕獲、淨化和燃燒。強化一級廢水處理的目標是將未經處理的汙水中所含的碳能從充氣的液體流轉移到固體流，在固體流中可以通過厭氧消化的方式獲得。由此取得了兩個積極的效果:降低了二次處理的需氧量和耗電量，增加了厭氧消化器的甲烷產量和能量清除量。據假設，通過這種方式實現汙水處理廠的淨零能量是可能的，並且已經在奧地利的一家工廠實現了。

采用重力沉澱法的常規一級廢水處理可以去除40%至60%的懸浮物(TSS)和20%至30%的生化需氧量(BOD)₅)，但並不減少原始進水有機物的可溶部分。目前的行業趨勢是使用篩管和過濾設備來加強對原始固體的捕獲/轉移，這可以去除高達60- 80%的有機顆粒，但同樣不會減少可溶性部分[4]。生物吸附法可用於去除可溶性部分。它用於各種工業中重金屬[5]和有機汙染物[6]的去除，是生物化學氧化前活性汙泥過程中基本的細胞級步驟。初級生物吸附是一種物理化學過程，在此過程中，廢棄活性汙泥(WAS)作為吸附劑與原廢水(RW)在一個小型接觸器中混合，顆粒和可溶性有機物吸附到/進入AS絮凝體/細胞。吸附量應取決於操作/生理因素，如溶解氧(DO)濃度、接觸時間、WASto-RW比、絮團結構、汙泥年齡/類型和/或細胞外聚合物質(EPS)的數量/特性。

研究發現，有機物質的膠體組分在生物吸附過程中明顯比顆粒組分和真正可溶組分[7]更具有靶向性。假設這是因為可溶性物質擴散到細胞內，而膠體物質粘附在絮凝體基質[8]上。結果表明，隻有好氧汙泥適合生物吸附，而初級汙泥和消化汙泥都不能作為[9]的吸附劑。

由於TSS中的生物吸附接觸器出水高於RW，因此需要一種有效的液固分離過程來收集生物吸附材料。潛在的分離工藝包括濾布、微篩和溶解氣浮(DAF)，本文比較了後兩種工藝。曆史上在一級澄清劑中加入硝化後的WAS共增稠，導致了不良的浮泥，然而，這使得DAF很適合。在幾個試點試驗和一個全規模設施中，對生物吸附與DAF的結合進行了評估，結果發現，在DAF[10]中產生厚汙泥(4%至6%)的同時，能夠大量去除可溶性BOD(20%至30%)和TSS(超過65%)。使用微屏幕作為生物吸附的分離步驟在以前的文獻中沒有報道過。

本研究對接觸時間、DO和WAS-to-RW混合比對有機去除效率的影響進行了生物吸附的實驗評估，並研究了吸附動力學和潛在等溫線關係。

材料和方法

WAS和粗篩RW樣品在使用前不超過兩小時收集，並在運輸到實驗室的過程中在室溫下存儲(不冷凍)。樣品是在一個不含工業成分的地區汙水處理廠采集的，該汙水處理廠采用滴濾/固體接觸工藝(TF/SC)處理1300萬加侖/天(MGD)的汙水。

為了在台尺上模擬生物吸附過程，將RW和WAS混合在一個5升的有機玻璃罐中(接觸器)，在室溫下在攪拌板上攪拌10到90分鍾，同時DO濃度保持在0.5或1.0 mg l不變^－1通過擴散曝氣控製，采用標準方法4500-O G[11]測量。對RW、WAS和生物吸附接觸器出水進行了表征通過總化學需氧量(tCOD)、可溶性COD (sCOD)、絮凝過濾COD (ffCOD)和總懸浮物(TSS)。實驗進行時，混合比例為5 (MX5)或10 (MX10) %的WAS體積，產生的劑量分別為每mg RW sCOD約1.2和2.5 mg WAS TSS。MX5是WAS TSS與RW sCOD的相似比率，如果所有WAS和RW在生物吸附接觸器中結合，則會在受試者TF/SC設施中發生(比率為1.16比1.34)。歸一化去除的計算方法與Jorand F等[7]類似，即去除的COD除以添加的TSS(見公式1)。

膠體COD (Colloidal COD, cCOD)定義為sCOD與ffCOD之差(見式2)。

為了找到控製生物吸附過程的動力學，重複實驗進行了60和90分鍾的接觸時間，每10分鍾采樣一次。這些實驗使用MX5和1.0 mg^－1做的濃度。通過運行五次生物吸附實驗(相同的RW和was)，試圖找到等溫關係，每次使用五升RW與100、200、300、400或500毫升was混合。等溫實驗的實驗參數為接觸時間30分鍾，1.0 mg l^－1做的濃度。

為了模擬DAF分離，將自來水加壓到414千帕(60 psi)，並大力搖晃加壓容器。將150毫升加壓自來水加入到850毫升生物吸附出水中，放入一個1升的刻度筒中，在筒中與下清液單獨形成浮子。3分鍾後，對下清液進行COD和TSS采樣，並指定實驗室DAF下清液。由於DAF工藝使用加壓DAF下清液而不是自來水，因此第二次DAF分離使用加壓實驗室DAF下清液而不是自來水，並指定為DAF。在一些實驗中，加入CEP 414陽離子聚合物並將其命名為PDAF。DAF也僅對RW樣品進行。

第二種固液分離方法(微篩)通過開口為200或300 μm的絲網篩過濾生物吸附流出物，並對濾液進行取樣。在某些情況下，10毫克^－1過濾前添加CEP 414陽離子聚合物，屏幕尺寸前用PS表示，未添加聚合物的實驗用s標記，單獨對RW樣品也進行微篩選。

COD測定采用基於標準方法5220D[10]的Hach法8000。通過TSS玻璃纖維過濾器(孔徑1.5 μm)過濾樣品，測量濾液COD，測定sCOD。使用30 ml sCOD濾液和0.3 ml硫酸鋅溶液，按照Mamais D等人[12]的方法測定ffCOD。TSS測定采用標準方法2540B[11]。在這些實驗中沒有測量PH值，因為在先前的中試規模試驗中發現，由於生物吸附過程，PH值沒有變化．統計分析包括t檢驗、r²在Microsoft Excel中使用數據分析工具包插件進行方差分析。

結果與討論

吸附重金屬

在接觸時間為30分鍾、DO為0.5或1.0 mg l的條件下進行的53次實驗中，生物吸附接觸器進水和出水濃度、去除率和歸一化去除率的平均值(±標準差)^－1表1所示。數據顯示，真正可溶性ffCOD的平均去除率為21%，而膠體cCOD的去除率為58%，效率要高得多。然而，這是因為cCOD的量要低得多，歸一化去除率表明，在30分鍾接觸時間內，每克吸附劑生物吸附的cCOD和ffCOD的淨質量幾乎相同(90 mg吸附gTSS)^－1）.

	平均進水濃度[mg－1］	平均出水濃度[mg l－1］	除平均(%)	歸一化平均去除 (“萬人迷”女友TSS－1］
sCOD	150±21	103±18	31	178±83
ffCOD	113±19	88±18	21	89±43
cCOD	37±12	15±11	58	90±83

表1:所有30分鍾接觸時間實驗的平均生物吸附結果，n=53。

做的濃度的影響

通過在30分鍾接觸時間內測試兩種DO濃度來評估DO對生物吸附的影響。0.5和1.0 mg l時的平均(±標準差)生物吸附去除效率^－1DO如表2所示。數據表明，在這個DO值範圍內，當DO較高(93與79毫克吸收gTSS^－1)，然而，由於方差，這種差異在α=0.05時不具有統計學意義。結果表明，DO濃度在這一範圍內沒有速率限製。低至0.1或更低的DOs可能會限製速率並對生物吸附產生不利影響，然而，這樣的測定是本研究的目的。一般來說，提供比需要充分混合以提供吸附劑和吸附劑之間的接觸而產生的更大的DO會促進接觸器中不必要的生物氧化。

	歸一化平均去除做= 0.5(“萬人迷”女友TSS－1］	平均去除做= 0.5 (%)	歸一化平均去除做= 1.0(“萬人迷”女友TSS－1］	平均去除做= 1.0 (%)	P (T < = T)在α= 0.05雙尾
sCOD	173±85	30.	180±78	31	0.81
ffCOD	79±36	20.	93±45	22	0.23
cCOD	94±81	62	88±84	56	0.82

表2:不同DO濃度在30分鍾接觸時間的平均生物吸附結果，n=53。

WAS混合比例的影響

通過測定兩種was混合比例，評價吸附劑質量對生物吸附(劑量)的影響;接觸30分鍾時，5%的WAS (MX5)和10%的WAS (MX10)。MX5和MX10相當於1.17和2.48mg的吸附劑劑量_TSS毫克_sCOD^－1,分別。MX5和MX10的平均(±標準差)生物吸附去除效率見表3。數據表明，在30分鍾的接觸時間內，兩倍劑量的吸附劑隻略微提高了整體生物吸附效率(sCOD從29提高到31%，ffCOD從19提高到22%)，單位質量吸附劑的吸附質量下降，但這些差異在α=0.05時不具有統計學意義。這種現象可以解釋為在30分鍾的接觸時間內沒有達到平衡。在全尺寸操作中，混合比(吸附劑劑量)將不是一個重要的可變參數，因為所有WAS將被定向到接觸器，然後進行分離/增稠步驟。雖然接觸時間是一個設計變量，但接觸器的尺寸通常不會超過30分鍾的接觸時間。實驗結果表明，為了產生更大的吸附劑劑量而操作整個係統並沒有明顯的好處。

	平均歸一化去除率MX5(“萬人迷”女友TSS－1］	平均去除MX5(%)	平均歸一化去除率MX10(“萬人迷”女友TSS－1］	平均去除MX10(%)	P (T < = T)雙尾在α= 0.05
sCOD	205±88	29	165±78	31	0.11
ffCOD	96±44	19	86±42	22	0.45
cCOD	110±95	63	81±76	55	0.28

表3:不同AS混合比的平均生物吸附結果，n=53。

生物吸附動力學

在接觸時間10到90分鍾之間，發現sCOD和ffCOD生物吸附去除的零級動力學係數(圖1和2)，平均每分鍾和每克添加TSS去除3.1 mg sCOD和3.0 mg ffCOD(表4)。線性擬合的質量由r²ffCOD sCOD的0.7528和0.6892,值和方差分析意義的F值小於0.0104為ffCOD sCOD和0.0191(表4)。沒有發現統計學意義適合cCOD(圖3)。鑒於sCOD ffCOD去除發生率非常相似,而且cCOD去除似乎不受時間影響,很顯然,cCOD吸附發生幾乎瞬間RW的混合,而ffCOD吸附是時間的函數。Guellil A等[8]也發現cCOD去除在ffCOD去除[8]之前達到平衡。零級動力學有可能不適用於0到10分鍾的接觸時間之間，但這裏沒有評估這一點，因為它被認為是不實際的使用少於10分鍾的全尺寸接觸時間。這些結果表明，即使在接觸時間為90分鍾時也不能達到平衡，這遠遠大於實際接觸時間為15至30分鍾。

圖1:sCOD去除動力學。

圖2:ffCOD去除動力學。

圖3:cCOD去除動力學。

	動力係數[mgTSS－1最小值－1］	sCOD r2	sCOD方差分析意義F	動力學係數[mgTSS－1最小值－1］	ffCOD r2	ffCOD方差分析意義F
1	3．7	0.8381	0.0104	3．5	0.7832	0.0191
2	2.4	0.9524	0.0009	2.7	0.8089	0.0147
3.	2.4	0.7920	0.0013	1．6	0.6892	0.0056
4	4.0	0.7528	0.0024	4．1	0.8595	0.0003
Regr。	3．1	N/A	N/A	3．0	N/A	N/A

表4:動力係數和回歸信息。

等溫線

當WAS劑量從2%增加到10% (MX10)時，接觸時間為30分鍾，觀察到歸一化去除減少(見圖4)。這表明傳質限製是造成這一現象的原因。當生物吸附排出液(下清液)標為C_e與歸一化生物吸附質量為q^e，觀察到的關係並沒有使創建Freundlich等溫線成為可能。這是因為在給定的接觸時間內沒有達到平衡，這與動力學實驗一致。沒有文獻發現能夠適合這種類型的生物吸附等溫線，與我們的發現一致[8]。

圖4:WAS用量對接觸30 min時sCOD、ffCOD和cCOD去除的影響。

分離

在每個分離過程之前進行生物吸附接觸處理步驟，這裏提到的所有去除量與RW的比較如式3和式4所示。

當使用不含聚合物的篩管時，tCOD和TSS的去除率幾乎為零(表5)。開口為300 μm (S300)的微篩可以去除0% tCOD和TSS，而開口為200 μm (S200)的微篩可以去除6% tCOD和0% TSS(表5)。事實上，濾液中TSS和tCOD的含量比RW大，因為添加的was吸附劑含有大量TSS，包括膠態組分。DAF的平均tCOD為49%，TSS去除率為34%，這比微屏幕要好得多，但可能低於傳統的初級澄清器。聚合物的加入顯著提高了屏幕和DAF的捕獲效率。開口為200 μm的微屏與聚合物(PS200)結合，平均去除61%的tCOD和55%的TSS，而PS300平均去除61%的tCOD和51%的TSS。DAF和聚合物PDAF的平均去除率最高，達到66%的tCOD和66%的TSS。研究發現，不同的液固分離過程產生相似的sCOD去除率，因為sCOD的去除發生在生物吸附步驟，而分離步驟不影響sCOD的去除。PS300被認為是一種實用的初級微屏幕，與PDAF相比，表明微屏幕的sCOD去除率僅低5%，ffCOD去除率低4%，TSS去除率低(51%)，但仍可能是可接受的與61%，見表5)。

	tCOD去除率[%]	sCOD去除百分比 (%)	ffCOD 去除百分比 (%)	cCOD 去除百分比 (%)	TSS 去除百分比 (%)
售價	14	32	23	50	0 *
S300	0 *	33	22	58	0 *
PS200	61	35	18	75	55
PS300	61	34	20.	63	51
來說,	49	29	25	31	34
針對PDAF	66	39	24	68	66

表5:不同分離方法對生物吸附的平均去除率。
*由於was的加入，出水的tCOD和TSS大於進水

生物吸附值得嗎?

為了衡量生物吸附的價值，將生物吸附實驗的結果與不包含生物吸附步驟的初級處理過程的結果進行比較，即含和不含聚合物的微屏幕和不含聚合物的DAF。這些方法在這裏用表6中的WW標記。研究發現，不含聚合物的微篩隻能將tCOD降低30%至32%，TSS降低42%至48%，對可溶性有機物沒有實質性影響。含有聚合物的微篩將tCOD降低了54% - 57%，TSS降低了63% - 65%，其中sCOD去除了19% - 20%，這是由於高cCOD去除，但ffCOD沒有去除。DAF去除了60%的tCOD和63%的TSS，去除了11%的sCOD和10%的ffCOD(表6)。

	tCOD 去除百分比(%)	sCOD 去除百分比(%)	ffCOD去除率[%]	cCOD 去除百分比(%)	TSS 去除百分比(%)
WW售價	32	1	4	0	48
WW S300	30.	3.	2	0	42
WW PS200	57	20.	0	67	65
WW PS300	54	19	0	71	63
WW DAF)	60	11	10	17	63

表6:無生物吸附的平均去除率。

由於汙垢效應，開口小於300 μ m的微篩可能無法用於RW，因此圖5中隻考慮S300和PS300。當將這裏評價的強化一級處理方法的結果與一級澄清器(PC)的性能進行比較時，可以得出幾個觀察結果。首先，生物吸附與微篩分離S300是不可行的，因為TSS根本沒有被去除。其次，聚合物(PS300)的加入對tCOD和TSS有較好的去除率，對sCOD有一定的去除率。第三，DAF單獨執行與PS300非常相似。第四，在DAF中加入生物吸附可大大增強可溶性組分的去除效果，但TSS的去除效果低於典型PC。第五，與DAF相比，生物吸附後將聚合物添加到DAF (PDAF)中，可去除相同的可溶性組分，並具有優異的TSS去除效果。第六，生物吸附+ PS300的組合結果與生物吸附+ PDAF的結果相當，說明在使用聚合物時，微屏或DAF都可以作為生物吸附分離步驟。

圖5:不同液固分離方法對TSS的去除效率。

結論

將WAS添加到RW中，通過生物吸附和碳轉移促進強化初級處理，這似乎違反直覺，然而，它是有效的。利用生物吸附結合DAF和聚合物，可去除66%的tCOD和TSS，以及約30%的sCOD(包括約20%的真正可溶部分ffCOD)。此外，在生物吸附後使用含有聚合物的微篩(300 μm)作為分離步驟，可以去除相同的可溶性物質，去除tCOD和TSS的量略少，但可能是可以接受的。值得注意的是，當使用布介質初級過濾[4]而沒有單獨的生物吸附接觸器時，報告了類似的sCOD和TSS去除百分比，這意味著添加WAS的額外努力可能不會提供額外的碳轉移。然而，對於DAF和微屏幕不存在的初級布料過濾器，可能存在汙垢和維護方麵的問題。這裏還表明，生物吸附去除了很大一部分ffCOD，而沒有生物吸附的方法不能。值得注意的是，在本研究評估的每個過程中，聚合物的添加對捕獲TSS和所有形式的COD有顯著的積極影響

確認

這項研究得到了R.M. Towill公司的資助。

參考文獻

1. Kinyua MN, Elliott M, Wett B, Murthy S, Chandran K，等。(2017)高速率活性汙泥a級體係中胞外聚合物質對碳捕集的作用。化學工程322:428-434。［Ref。］
2. 丁hb, Doyle M, Erdogan A, Wikramanayake R, Gallagher P(2015)利用生物吸附溶氣浮選作為主要處理，在汙水處理廠中實現能量中性。水實用技術10:133-142。［Ref。］
3. Crawford GV(2010)可持續廢水處理的最佳實踐:初步案例研究，結合歐洲經驗和評估工具概念。IWA出版74。［Ref。］
4. Caliskaner O, techobanogous G, Davis B, Rios J, Hazard J，等。(2019)生物過濾作為一種高級一級處理方法的評價。水環境聯合會WEFTEC會議記錄。［Ref。］
5. Comte S, Guibaud G, Baudu M(2006)活性汙泥產生的胞外聚合物質(EPS)的生物吸附特性根據其類型:可溶性或結合性。生物化學41:815-823。［Ref。］
6. 魏東，王斌，郭偉，韓芳，等(2015)胞外聚合物在好氧顆粒汙泥生物吸附染料廢水中的作用。生物資源技術185:14-20。［Ref。］
7. Jorand F, Palmgren R, Block JC, Nielsen PH, Urbain V，等(1995)活性汙泥對廢水有機物的生物吸附。程序科學進展44:61-67。［Ref。］
8. Guellil A, Thomas F, Block JC, Bersillon JL, Ginestet P(2001)廢水和活性汙泥絮團之間有機物的轉移。水文獻35:143-150。［Ref。］
9. Modin O, Saheb Alam S, Persson F, Wilen BM(2015)原生、厭氧和好氧活性汙泥與城市汙水混合對有機物的吸附和釋放。PLoS One 10: e0119371。［Ref。］
10. Doyle M, Erdogan A, Antonneau N, Johnson B, Babcock R，等人(2018)生物強化一級處理:來自試點、示範和全麵係統的經驗總結。水環境聯合會學報2018:496-522。［Ref。］
11. Clesceri LS, Greenberg AE, Eaton AD(1999)水和廢水檢驗標準方法^thAPHA版。［Ref。］
12. 馬梅斯D，詹金斯D，皮特P(1993)城市廢水中易降解可溶性COD的快速物理-化學測定方法。水Res 27: 195-197。［Ref。］

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條信息

文章類型:研究文章

引用:Schneider J, Babcock Jr R, Wong TP, Hu B(2020)混合比、接觸時間和溶解氧對生物吸附效率的影響。國際J水廢水處理6(2):dx.doi.org/10.16966/2381-5299.167

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出版的曆史:

收到日期:2020年4月18日,

接受日期:2020年5月05

發表日期:2020年5月12日,