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混凝-生物強化聯合處理環氧樹脂高鹽廢水

發布時間:2019-8-9 9:03:22  中國污水處理工程網

  環氧樹脂由于具有良好的力學性能和粘接性能而成為一種重要的復合材料基體,應用極其廣泛。但其生產過程中產生的大量高鹽度、高有機物含量的廢水污染問題,屬于較難處理的工業廢水之一。近年來,國內環氧樹脂企業數量規模迅速擴大,但針對其廢水處理的方法卻不完善,因此急需開發出技術先進、經濟實用的環氧樹脂廢水處理技術。國外對于環氧樹脂廢水處理一般應用以下幾種技術:化工原料廢水混合處理排放技術,噴霧干燥處理技術,多級蒸餾處理技術等。然而,以上處理技術工程投資大、運行費用高,不適用于我國國情。國內環氧樹脂企業多采用廢水稀釋后進入常規污水處理廠處理的方法,由于其具有大分子油狀有機物和堿、鹽類物質,增大了處理難度,也增加了企業運行成本,嚴重阻礙環氧樹脂生產行業的發展。

  綜合國內外研究和工程實例,利用生物處理工藝處理高鹽廢水成本較低,主要依靠能夠穩定生存在活性污泥中的嗜鹽菌屬進行有機質的降解,而污泥的生物活性( 即嗜鹽菌屬的活性) 是生物處理工藝過程中最重要的運行指標,但嗜鹽菌作為高鹽廢水生物處理的主要微生物培養條件苛刻,國內應用也很少,因此該法可作為一個重要研究方向。

  在自然界高鹽環境如鹽湖、鹽堿地、海水、曬鹽池中,廣泛生存著耐極高鹽度的嗜鹽菌和耐鹽菌。其存在為高鹽廢水的生物處理提供了保證。因而運用生物強化技術加入生物處理工藝進行處理能有效提高高鹽廢水的處理效果。生物強化技術( bioaugmentation)是指為提高系統去除污染物的能力,向廢水處理系統或者污染地投加特定功能微生物的一種工藝。到20 世紀90 年代國外已有較多的文獻報道,而國內的研究起步較晚,直到90 年代后期才有相關文獻對國外的研究進行總結。近年來,該技術在環境治理及廢水生物處理系統中以較為明顯和迅速穩定的處理效果受到越來越多的關注。其在廢水處理系統中起到高效去除目標污染物,加速系統啟動和提高系統抗有機負荷的能力,增強系統菌群結構和功能的穩定性等作用。但是目前為止,通過投加嗜鹽菌對環氧樹脂高鹽廢水進行強化處理的報道非常有限。

  因此,本研究利用從黃山某環氧樹脂廠取回的污泥中分離篩選出的2 株中度嗜鹽菌,通過物化( 混凝) -生物強化聯合處理,研究投加嗜鹽菌后有機物的去除率、耐鹽性及污泥活性的變化情況等,以期為環氧樹脂廢水等高鹽有機廢水處理提供一種具有高效穩定處理效果的途徑。

  1 材料與方法

  1. 1 實驗材料

  實驗廢水取自黃山市某化工有限公司的環氧樹脂有機廢水,有機廢水的主要水質指標:COD 為4 145 mg /L,Cl - 為35 g /L,NH +4 -N 為1. 41 mg /L,TP( total phosphorus) 為0. 17 mg /L,pH 為12. 21。反應器接種污泥取自某化工有限公司的二沉池污泥,投加的嗜鹽菌株為分離篩選的嗜鹽菌株J1和J2。

  1. 2 實驗設計與反應器運行

  實際的環氧樹脂廢水中含有較多的懸浮物,在進行生化處理前需進行混凝處理,以削減COD 負荷,降低有毒物質對微生物的抑制作用,減輕生化池的運行負擔。因此,本文提出采用混凝-生物強化聯合處理環氧樹脂高鹽廢水。

  1. 2. 1 混凝實驗

  混凝實驗以去除懸浮顆粒物為目標,分別以聚合氯化鋁( poly aluminium chloride,PAC) 和聚丙烯酰胺作為混凝劑和助凝劑,考察了pH,混凝劑投加量,助凝劑投加量以及水力條件( 振蕩強度) 4 個因素,在單因素實驗基礎上,開展如表1 所示L16( 44 )的正交實驗,以獲得優化的混凝處理工藝條件。

  1. 2. 2 活性污泥系統的耐鹽馴化

  系統采用間歇式進水,每天運行2 個周期,每個周期12 h,其中曝氣時間8 h,控制溶解氧DO 在4mg /L 左右,其余時間為閑置期,所排出的上清液占總體積的50%,檢測其COD 濃度。

  將環氧樹脂高鹽廢水原水經混凝處理后的出水稀釋后加入無機鹽MS 培養基作為進水。進水中COD 濃度保持為550 mg /L 左右,Cl - 約為5 g /L。無機鹽MS 培養基:NH4Cl 0. 5 g /L,K2HPO4 0. 5 g /L,KH2PO4 0. 5 g /L,MgSO4·7H2O 0. 2 g /L,CaCl20. 1 g /L 及微量元素( mg /L) [19] 1 mL ( FeCl3 ·6H2O,CuSO4·5H2O,H3BO3,MnCl·4H2O,Zn-SO4·7H2O,NiSO4) 的混合溶液。

  按照5 個梯度逐步添加等濃度等體積的Cl - 溶液,每個梯度下馴化時間為1 周。每個梯度約添加為1 g /L 的Cl -。當廢水中氯離子濃度達到10 g /L,且系統的COD 去除率穩定在80% 以上時,視為污泥耐鹽馴化完成。

  1. 2. 3 生物強化處理實驗

  實驗采用2 個相同的圓柱形反應器,以沒有投加嗜鹽菌的1 號反應器作為對照組,在2 號反應器中投加嗜鹽菌( Ts = 0. 29 g /L,接種量為10%體積的復合嗜鹽菌株菌懸液) ,簡稱投加組。2 個反應器的有效工作體積均為2 L,接種污泥取自經過耐鹽馴化的活性污泥系統,COD 進水濃度為550 mg /L 左右。考察不同鹽度下2 個反應器的運行情況,鹽度采用氯離子濃度計算,分為12、15、18、21 和25 g /L共5 個濃度梯度,每個梯度監測時間為10 d。定期取樣,分析測定COD、污泥沉降比( SV) 、混合液懸浮固體顆粒( mixed liquor suspended solids,MLSS) 、混合液揮發性懸浮固體( mixed liquor volatile suspendedsolids,MLVSS) 以及污泥容積指數( SVI) 。

  1. 3 理化分析方法

  懸浮物( suspended solid, SS ) 、污泥指數:MLSS、MLVSS、SV、SVI 的測定采用國家水質標準分析方法[19];氯離子濃度測定方法采用硝酸銀滴定法( GB 11896-89) ;COD 測定在酸性條件下,以MnSO4代替Ag2SO4作催化劑結合重鉻酸鉀氧化法快速測定[20]。

  2 結果與討論

  2. 1 物化處理混凝正交實驗結果及分析

  混凝處理是大多數難降解高濃度有機工業廢水處理中關鍵的環節之一,通過混凝可以去除掉廢水中絕大部分的懸浮物和大部分有機物,降低后續生化處理系統的負荷。本文選擇PAC 作為混凝劑,PAC 對水溫、pH、堿度、有機物含量等變化適應性較好。而水的pH 直接影響水中有機物及水解產物的存在形態。混凝過程中的水力條件對絮體的形成影響極大,混合階段,快速攪拌有利于混凝劑迅速分散、水解、聚合及顆粒脫穩。反應階段則使脫穩顆粒碰撞、絮凝形成良好沉降性能的絮凝體。

  各因素對濁度和COD 的去除效果的影響如表1 所示。以濁度的去除率為優化指標,則優化后的工藝條件為:混凝劑的投加量為100 mg /L,pH 為9,轉速140 r /min 和助凝劑投加量4 mg /L。

  2. 2 活性污泥系統的耐鹽馴化

  2. 2. 1 COD 去除率影響

  如圖1 所示,在提高氯離子濃度進行馴化時,系統中微生物出現了不適反應,表現為出水COD 值明顯升高。這主要是由于鹽度的突然增加污泥中非嗜鹽性細菌減少,造成系統穩定性變差,系統的抗沖擊能力變弱。隨后COD 去除率又逐漸上升,說明系統中存在的微生物對水質的適應性隨著馴化時間的延長而逐漸增強。當廢水中氯離子濃度達到馴化目標10 g /L 時,系統對COD 的去除率仍穩定在85%左右,出水COD 在90 mg /L 以下,并能保持穩定。選取10 g /L 是基于Ingram對桿菌的研究結果而定的,他提出當NaCl 超過10 g /L 時微生物呼吸速率降低,有機物去除率開始下降。因此,投加的鹽度達到10 g /L,且污泥中微生物已經適應了這種高鹽廢水水質,視為系統耐鹽馴化完成。具體聯系污水寶或參見http://www.pfdwn.tw更多相關技術文檔。

  2. 2. 2 污泥活性指標的變化

  由圖2 可知,隨著馴化時間的增加,污泥濃度MLSS 和MLVSS 略有增加,在第7 天和第21 天時出現下降的原因是污泥濃度偏高,采取了排泥措施。馴化期間,反應器中污泥的MLSS 和MLVSS 濃度分別保持在4. 8 ~ 6. 4 和2. 8 ~ 3. 7 mg /L 范圍內。MLVSS /MLSS 的比值在馴化的前30 天基本穩定在0. 6 左后,隨后逐漸下降至0. 5 左右,這表明污泥中無機物含量在增加。相應地,污泥容積指數SVI 值隨著鹽度增加逐漸減小,也說明污泥中無機物含量變多,污泥變得細小密實。當溶液中氯離子濃度大于10 g /L 時,SVI 值已經下降到40 以下。

  2. 3 生化強化處理對系統的影響

  2. 3. 1 COD 去除率影響

  由圖3 可知,隨著氯離子濃度提高,2個反應器對環氧樹脂廢水中有機物的去除率都有所下降。進水Cl - 濃度由12 g /L 升至21 g /L 過程中,對照組中COD 平均去除率由82% 降至60% 以下,而投加組中COD 去除率略有下降,但基本保持在85%。

  當進水Cl - 濃度達到25 g /L,對照組COD 平均去除率降至43. 2%,此時出水變渾濁,呈乳白色,且反應器停止運行期間有污泥上浮,而此時投加組中出水也開始變渾濁,COD 去除率在71. 3% ~ 77. 8%之間變化,但COD 平均值為131 mg /L。在穩定恢復了20 d( 第81 ~ 100 天) 后,其出水COD 仍為130mg /L 左右。說明即使在投加組中,當廢水中Cl - 濃度達到25 g /L 時,系統中的微生物雖然能保持較好的代謝活力和降解性能,但已超出其最佳生長鹽度范圍,無法保證系統出水COD 低于100 mg /L。

  2. 3. 2 污泥活性指標的變化

  如圖4 所示,2 個反應器中的污泥的MLSS 和MLVSS 都隨時間的增加而大,但對照組在第65 天,即Cl - 濃度達到18 g /L 后,污泥的MLSS 和MLVSS有所下降,而投加組污泥的MLSS 和MLVSS 保持增加。對照組MLVSS /MLSS 值由開始的0. 52 降至0. 43;而投加組則從0. 52 降至0. 49,說明鹽分在污泥中產生積累,污泥中的無機成分增加,污泥活性降低,且投加嗜鹽菌的污泥系統中微生物活性要好于對照組。

  2 個反應器的SVI 和SV 值隨著鹽度增加逐漸減小,說明污泥中無機物含量變多,污泥變得細小密實。2 組污泥的SV 值均比剛接種時的污泥體積指數36. 8 要小,這說明,鹽度影響污泥的沉降性,這與反應器中微生物組成有關,經過耐鹽馴化,反應器中微生物以耐鹽菌群為主,污泥結構改變致使污泥沉降性能改變。在高鹽環境中,污泥顆粒小,絮凝體呈封閉狀,形成的絮體結構比較密實,從而有利于污泥的沉淀。但鹽度繼續提高,會破壞微生物的正常新陳代謝和降低系統的處理能力,減少污泥與廢水間的密度差,使污泥沉降性能惡化。

  3 結論

  ( 1) 在污泥性狀研究中發現鹽度的變化影響污泥的活性及其沉降性能。未排泥的情況下,隨著鹽度的提高,對照組MLVSS /MLSS 值由開始的0. 522降至0. 428;投加組則從0. 522 降至0. 489,說明鹽分在污泥中產生積累,污泥中的無機成分增加,污泥活性逐漸降低。高鹽度影響污泥的沉降性能,有利于污泥的沉淀,使SVI 值變小。

  ( 2) 通過采用混凝生物強化工藝發現,經過混凝過程能夠有效地去除廢水中的懸浮物及部分有機物,提高了廢水的可生化性;通過投加篩選的嗜鹽菌來進行生物強化處理,可以有效改善出水水質,提高系統的穩定性和耐鹽度。活性污泥系統經過40 d左右的耐鹽馴化后,當進水COD 濃度為550 mg /L時,在廢水Cl - 濃度不超過21 g /L 時,即NaCl 濃度35 g /L 左右,通過聯合工藝能保證系統出水COD 低于100 mg /L,COD 去除率穩定在85%以上,為環氧樹脂高鹽廢水的處理及工藝選擇提供重要的參考和指導。(來源:《環境工程學報》)

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