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印染废水具有色度高、有机物含量高、成分复杂和可生化性能差等特点,是一种难处理的工业废水[1]。江苏是印染产业大省,近10年来涌现出一批具有区域集聚的印染产业园,2008年印染产能位居全国第二,2011年位居全国第三。全省960多家重点印染企业有60%位于太湖流域,印染废水和COD的排放量分别占全省印染行业的75.3%和72.3%,对太湖流域产生较大污染[2-4]。为控制太湖水体富营养化,维护生态平衡,促进沿湖地区社会经济和环境的协调发展,江苏省出台了《太湖地区城镇污水处理厂及重点工业行业主要污染物排放限值》(DB 32/1072-2018)[5],并即将在全省施行。这一高排放标准将纺织染整行业列为重点工业行业,COD、总氮和总磷的直接排放标准分别为60、12和0.5 mg·L−1,对其排放有了更高的要求。因此,大量的印染企业面临原有水处理设施提标改造的需求。
常用的印染废水处理方法为结合物化及生化的二级处理工艺,可去除废水中的大部分污染物,但出水的色度、COD等指标不能满足新标准的要求[6]。随着研究的深入,各类污染物的强化去除工艺也日益增多。有研究[7-9]表明,生物吸附池可利用细菌的絮凝吸附作用实现对进水中有机物的高效吸附和代谢降解,快速降低进水中的有机物含量,减轻后端工艺负荷。MBBR工艺是通过投加悬浮载体提高反应器中的生物量及生物种类,从而提高反应器的处理效率,强化有机物降解与好氧硝化作用,提升抗冲击负荷能力[10-13]。硫铁自养反硝化滤池兼顾脱氮和除磷功能,在硫磺上的富集脱氮硫杆菌以单质硫为电子供体将硝酸盐氮还原为氮气,铁屑析出的Fe3+与
PO3−4 -P结合,可有效保障印染废水中氮和磷的去除[14-17]。混凝沉淀工艺的研究[18-19]表明可通过投加絮凝剂强化对磷和有机物的去除。胡溪等[20]和李欣珏[21]提出活性焦在印染废水处理中表现出较好的效果,可有效吸附大部分大分子有机物,对色度和异味也有较好的去除,可作为组合工艺出水指标的保障单元。这些工艺对印染废水中的有机物、氮磷和色度的处理上各有其优势,功能上又相互独立。针对印染废水进水有机物浓度高,可生化性差,色度高,成分复杂等特点,本研究从高标准排放的角度出发,研究了生物吸附/MBBR/混凝沉淀/硫铁自养反硝化/活性焦组合工艺对实际印染废水的处理效果,验证了不同HRT和DO对系统污染物去除的影响,以期实现高标准排放。
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实验进水为太湖流域某印染集中污水处理厂调节池水,主要水质指标如表1所示。生物吸附池和MBBR的接种污泥均来自该厂好氧池活性污泥,MLVSS/MLSS均值为0.53、生物吸附池HRT为0.5 h、SRT为1 d、DO为0.5~1 mg·L−1、MLSS为5 000~6 000 mg·L−1;MBBR池的SRT为25 d、DO为3~5 mg·L−1、MLSS维持在7 000~9 000 mg·L−1;硫铁自养反硝化滤池的填料硫颗粒来自于已挂膜成功的某硫自养反硝化中试反应器,其HRT为4 h;混凝沉淀池中投加25 mg·L−1的PAC;活性焦柱的HRT为2 h。通过改变蠕动泵进水流量和各构筑物标高调整HRT,通过转子流量计改变曝气流量调整DO浓度。
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实验装置主体采用无色有机玻璃制作,工艺流程如图1所示。生物吸附池为圆柱体状,内径为23 cm,有效容积为6 L。MBBR池为圆柱体状,内径为41 cm,有效容积为50 L。生物吸附池和MBBR池底部设有曝气头进行曝气充氧。混凝沉淀池出水通过蠕动泵注入硫铁自养反硝化滤池,滤池为圆柱体状,内径为10 cm,为使配水均匀及防止堵塞,滤池底部设有10 cm的碎石承托层。填料硫粒径为2~4 mm,孔隙率约为50%。铁屑以塑料球形式包裹,填充比例为20%,有效容积为5 L。活性焦柱为圆柱体状,内径为10 cm,有效容积为5 L,底部设有10 cm的碎石承托层。
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反应器启动成功后,调整生物吸附池、MBBR池和硫铁自养反硝化滤池的HRT,确定最佳HRT后,在不同DO条件下运行生物吸附池、MBBR池。由于硫铁自养反硝化滤池在运行过程出现除磷不稳定的现象,因此,在32 d时将硫铁自养反硝化滤池调整为纯硫自养反硝化滤池。具体运行条件如表2所示,最终确定生物吸附/MBBR/混凝沉淀/硫铁自养反硝化/活性焦组合工艺的最佳运行特性。
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COD、
NH+4 -N、NO−3 -N、TN和TP常规指标均采用国家标准方法[22]测定。MLSS和MLVSS采用重量法[23]测定。DO、pH均采用德国WTW手持便携式多参数水质分析仪Multi3430测定。 -
生物吸附/MBBR/混凝沉淀/硫铁自养反硝化/活性焦组合工艺对进水中COD的去除效果如图2所示。由图2(a)可知,进水COD值范围为323~871 mg·L−1,平均值为542 mg·L−1,进水有机负荷变化较大。在装置运行过程中,生物吸附池的出水在40 d左右时相对于其他单元的波动较大,其原因是受到上游企业集体排水影响,污水厂进水水质波动剧烈,生物吸附池污泥受到进水冲击,导致生物吸附池处理效果不稳定,如图2(b)所示。
在装置运行稳定后,调整装置的运行参数。在优化阶段1,将生物吸附池的HRT从0.5 h增加至1 h后,生物吸附池对COD的去除效果得到提升,出水COD值从400 mg·L−1左右降至200 mg·L−1左右。在优化阶段2,继续增加生物吸附池的HRT,出水COD值无明显下降。生物吸附池对污染物的去除分为吸附和降解2个阶段,活性污泥微生物需要与废水在反应器中快速接触30~60 min。当HRT过短时,微生物对污染物的吸附及网捕等作用还未完全,而增加生物吸附池的HRT可给微生物提供更长的吸附时间,从而可有效提升反应器的处理效率[24-27]。在有氧条件下,微生物还可将吸附的有机物分解成小分子物质。因此,提高DO浓度可增强微生物对有机物的降解能力。所以,在优化阶段2调整了生物吸附池的DO。将DO从0.5 mg·L−1增加至1 mg·L−1,出水COD从约200 mg·L−1降至150 mg·L−1左右。在优化阶段3,继续增加生物吸附池的DO,出水COD值无明显下降。因此,选择DO为1 mg·L−1,HRT为1 h为生物吸附池的运行条件。经过生物吸附池处理后,80%左右的COD被去除,有利于后续处理。
MBBR池具有较高的污泥浓度,池中填料上生长的微生物一直处于好氧环境,且没有泥龄的限制,填料上会不断富集专性好氧菌,有效提升了MBBR池对COD的去除效果。在装置运行期间调整了MBBR池的HRT和DO。HRT过短时生物降解就会不够充分,过长则会提高运行成本。DO过低会影响MBBR池的生物降解和硝化作用,DO过高可能会引起填料流化波动太大,使得一部分生物膜脱落,造成生物膜量减少,进而影响污染物的去除。由图2(b)与表2可知,在MBBR池的HRT从8 h增加至10 h时,MBBR池出水COD值下降约70 mg·L−1,去除率提高约23%。在相同HRT的情况下,DO浓度从3 mg·L−1增加至5 mg·L−1,MBBR池出水COD值约下降40 mg·L−1,去除率提高14%左右。
反应器运行58 d后,在纯硫自养反硝化滤池后,加装了活性焦柱,以进一步降低出水指标浓度。活性焦拥有较大的比表面积和丰富的中孔结构,能吸附污水中结构复杂的大分子物质,尤其是芳香族污染物[28]。活性焦柱的HRT分别从2 h降至1.5 h,HRT继续下降并未导致出水COD值提升,活性焦的处理效果较为稳定。经过活性焦吸附后,组合工艺出水COD稳定在30 mg·L−1以下,实现了稳定达标排放。
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组合工艺是通过好氧MBBR池将污水中的氨氮转化为硝态氮,再由硫铁自养反硝化滤池将硝态氮去除,从而达到脱氮的目的。组合工艺对进水中氮的去除效果如图3所示。进水TN浓度范围为12~30 mg·L−1,平均值为16.92 mg·L−1。在装置进入优化阶段后,出水TN浓度稳定维持在5 mg·L−1以下。唯一的波动值出现在37 d,其原因是在35 d时将硫铁自养反硝化滤池改为纯硫自养反硝化滤池,装置处于调试稳定阶段,因此,出水TN出现波动,但出水仍可达到排放标准。
反应器各阶段
NH+4 -N和NO−3 -N的变化情况如图4所示。进水NH+4 -N和NO−3 -N浓度均值分别为10.25 mg·L−1和2.48 mg·L−1。在装置启动完成后,装置出水NH+4 -N浓度稳定在4 mg·L−1以下,NO−3 -N浓度基本维持在较低水平。由图4(b)和图4(d)可知,调整生物吸附池的参数对氨氮的去除影响较小,氮的转化主要在MBBR池和硫铁自养反硝化滤池。经过生物吸附池处理后,污水进入MBBR池进行硝化反应,将
NH+4 -N转化为NO−3 -N。经过第1阶段的优化后,MBBR池的HRT从8 h增加至10 h。HRT的增加给予了硝化菌充分的反应时间,MBBR池对NH+4 -N的去除效果明显提升,NH+4 -N浓度快速下降,其浓度从5 mg·L−1降至1 mg·L−1左右。继续增加MBBR池的HRT,NH+4 -N的去除效果没有明显的提升。硫铁自养反硝化滤池兼顾脱氮和除磷功能,脱氮硫杆菌以单质硫为电子供体将硝酸盐氮还原为氮气,铁屑析出的Fe3+与PO3−4 -P结合,实现水中磷的去除[29-30]。在前期运行过程中,发现硫铁自养反硝化滤池对磷的去除效果不稳定,因此,将硫铁自养反硝化滤池调整为纯硫自养反硝化滤池。纯硫自养反硝化滤池与硫铁自养反硝化滤池相比,对NO−3 -N的去除效果稳定和高效,但没有除磷功能。当纯硫自养反硝化滤池的HRT从4 h减少3 h时,出水NO−3 -N浓度没有明显提升,但当HRT从3 h继续降低至2 h时,出水NO−3 -N浓度从0.5 mg·L−1上升至2 mg·L−1。其原因可能是较快的流速使反硝化菌没有足够的反应时间,导致NO−3 -N的去除效果不佳。较快的水流冲刷滤池,还会使得较松散和老化的生物膜不断脱落和被冲走,造成部分微生物解体死亡并且释放自身体内的NH+4 -N。故选择3 h作为纯硫自养反硝化滤池的运行参数。在NH+4 -N和NO−3 -N均被有效去除的情况下,TN出水浓度在稳定状态下始终在5 mg·L−1以下。 -
组合工艺进水TP在4~12 mg·L−1之间波动,其中,
PO3−4 -P/TP的比值较高,除磷药剂对PO3−4 -P有较好地去除效果,因此,组合工艺采用在混凝沉淀池中投加除磷药剂结合硫铁自养反硝化滤池,可实现对磷的有效去除。如图5(a)所示,在0~50 d的运行期间内,出水PO3−4 -P浓度在1 mg·L−1左右波动,且波动较大。其原因是:组合工艺通过混凝沉淀池投加25 mg·L−1的PAC与硫铁自养反硝化联合除磷,但25 mg·L−1的PAC投加量未能满足PO3−4 -P的高效去除。如图5(b)所示,在经过混凝沉淀池后,硫铁自养反硝化滤池的出水PO3−4 -P出现高于混凝沉淀池的现象,推测原因为硫铁自养反硝化滤池出水中携带从生物膜中脱落下的微生物分解产物。故可将硫铁反硝化滤池调整为纯硫反硝化滤池,以除磷药剂作为PO3−4 -P的主要去除手段。为筛选除磷药剂的种类与投加量,进行了混凝沉淀池的除磷药剂的比选实验,分别采用聚合氯化铝(PAC)、聚合氯化铝铁(PAFC)和双酸铝铁(PAFCS)。由图6可知,3种除磷药剂的效果为:PAFCS>PAC>PAFC。其中,PAFCS对
PO3−4 -P的去除效果明显,其在0.5‰的投加量的情况下,出水PO3−4 -P的浓度降至0.1 mg·L−1,PAC的投加量在100 mg·L−1时能达到相同的效果。在达到相同处理效果的条件下,PAFCS的成本远高于PAC。因此,选择PAC作为最佳的除磷药剂,为保证出水TP稳定达标,采用100 mg·L−1作为投加量。在运行50 d后,采用投加100 mg·L−1的PAC作为除磷手段。由图5(a)和图5(b)可知,出水TP浓度下降明显。在优化阶段3时,系统加入了活性焦柱,出水TP进一步下降,出水稳定达标排放。 -
在58 d稳定运行后,在纯硫自养反硝化滤池后端连接活性焦柱,以提高组合工艺对COD及色度的去除效果。组合工艺运行效果如图7所示。印染废水的进水色度在250倍左右,经过生物吸附池和MBBR池处理后,废水色度显著降低,出水色度降至60倍左右。活性焦柱将色度基本完全吸附,组合工艺出水色度在2倍以下。印染废水中的色度主要是由显色基团(—N=N、—N=O等)及助色基团(—OH、—NH2、—COOH等)构成,生物吸附池与MBBR池均对色度有去除效果,生物吸附通过快速沉降进水中大量的污染物从而去除色度。在MBBR池中填料和泥水混合液在充氧流化状态下与废水充分反应,大大增加了微生物与污染物质的接触时间,有利于对发色基团进行氧化,提高了脱色效率[31]。活性焦具有丰富的孔结构,同时还具有丰富的有机官能团,如羟基、酚羟基、混型羟基等,能够通过物理吸附和化学吸附去除大量的发色基团,因此,组合工艺出水色度基本完全去除。
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在运行了85 d后,最终稳定出水如表3所示。各项指标均符合《太湖地区城镇污水处理厂及重点工业行业主要污染物排放限制》(DB 32/1072-2018)中对纺织染整行业的排放标准。
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1)生物吸附池主要进行有机物的快速吸附与沉降,在DO为1 mg·L−1,HRT为1 h时,COD的去除率达到80%以上。
2)MBBR池是利用活性污泥去除可生物降解的COD和将
NH+4 -N转化为硝态氮,在DO浓度为5 mg·L−1和HRT在10 h时,COD与NH+4 -N的去除率均达到90%以上;当PAC的投加量达到100 mg·L−1时,混凝沉淀池对PO3−4 -P的去除率达到85%以上。3)纯硫自养反硝化滤池对
NO−3 -N的去除效果优于硫铁自养反硝化滤池,在HRT为3 h时,出水NO−3 -N浓度稳定在0.5 mg·L−1以下,出水NO−3 -N基本完全去除。4)活性焦柱利用其较大的比表面积与丰富的中孔结构,可有效吸附进水中含有的SS、色度和有机物等污染物,经过活性焦处理后,组合工艺出水指标浓度进一步下降,出水COD、
NH+4 -N、TP和TN浓度分别为16、0.56、0.32和1.39 mg·L−1,实现了印染废水出水的稳定高标准排放。
印染废水高标准排放组合工艺优化
High standard discharge combination process optimization for printing and dyeing wastewater treatment
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摘要: 为了实现印染废水的高标准排放,构建了生物吸附/MBBR/混凝沉淀池/硫铁自养反硝化/活性焦组合工艺,并对其进行了优化运行研究;考察了不同水力停留时间(HRT)和溶解氧(DO)对系统污染物去除的影响。结果表明:生物吸附池和MBBR池的HRT分别为1 h和10 h、DO分别为1 mg·L−1和5 mg·L−1的情况下,污染物的去除效果最佳;其中,COD的去除率达到98%;在最优条件下,组合工艺出水COD、
NH+4 -N、TP和TN浓度分别为 16、0.56、0.32和1.39 mg·L−1,污水色度基本完全去除。该组合工艺实现了印染废水的高标准排放,为印染废水处理的工程应用提供了数据和技术支撑。Abstract: In order to achieve high standard discharge of printing and dyeing wastewater, a biosorption/MBBR/coagulation sedimentation tank/sulfur iron autotrophic denitrification/active coke combination process was constructed, and its operation was also optimized. The effects of hydraulic retention time (HRT) and dissolved oxygen (DO) on pollutant removal by this combination system were investigated. The results showed that the best pollutant removal effect was achieved at HRTs of 1 h and 10 h, DO values of 1 mg·L−1 and 5 mg·L−1 for the biosorption and the MBBR tanks, respectively, the COD removal rate could reach 98%. Under the optimal conditions, the COD, NH4+-N, TP and TN concentrations of the combined process effluent were 16, 0.56, 0.32 and 1.39 mg·L−1, respectively, and the color of the wastewater was almost completely removed. The combined process achieves high standard discharge of printing and dyeing wastewater, and provides data and technical support for engineering applications of printing and dyeing wastewater treatment. -
近年来,含铊矿石的采选和冶炼已导致多起流域铊污染事件[1]。含铊废水或含铊灰渣随雨水进入地表水体后,会引起流域铊质量浓度异常,并威胁饮用水安全。铊是具有剧毒特性的重金属,其毒性远大于铅、镉、镍、砷、汞等重金属,易导致急慢性中毒[2; 3]。铊的化合物易通过吸入、口服和皮肤接触的方式被生物体吸收。铊通过工业生产活动污染大气、水源和土壤,威胁生态环境安全,并在环境中转运、迁移,富集在植物可食部分,通过食物链进入人体,会危害公众身体健康[2-4]。
目前,关于含铊工业废水的处理及突发水污染事件中水厂应急处置除铊的研究较多。含铊工业废水的处理方法主要包括化学沉淀法[5-9]、吸附法[5-9]、离子交换法[5-7]、萃取法[6-7]。仅有少数单一技术可确保处理后水质达到5 µg·L−1的排放标准[6],但无法满足在应急处置中达到生活饮用水标准的应急目标要求。因材料易得性、经济性,以及pH影响、共存阳离子干扰等原因,也不一定适用于开放环境下铊的应急处置。为保障供水水质安全,自来水厂应急除铊一般采取预氧化强化混凝工艺[10-16],以确保出水稳定达标。
开放环境下的流域铊污染应急处置仍鲜有报道。本研究采用硫化钠化学沉淀削污及流域调水稀释联合技术方案,对云南省富源县响水河水库及其上游鸡上河河道铊污染开展应急处置,探讨了技术方案在实际应用中可能的影响因素,并针对处置中存在的难点问题提出了解决策略,以期为应急处理小流域突发铊污染提供参考。
1. 材料与方法
1.1 事件概况
2021年2月7日,云南省生态环境厅驻曲靖市生态环境监测站在饮用水源地例行监测时发现,曲靖市富源县地表水集中式饮用水水源地响水河水库大坝取水口铊质量浓度超过《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)标准限值约1.5倍。在2月8日至9日,对响水河水库及其上游鸡上河流域9个断面进行了复核和遡源监测,进一步确定了响水河水库、小河水库,以及两水库之间约15 km鸡上河铊质量浓度不同程度地超标。响水河水库大坝取水口、小河水库大坝、鸡上河大龙潭监测断面的铊质量浓度分别为0.26、8.17 、3.12 µg·L−1。相关监测及投药处置点位如图1所示,其设置时间和位点说明见表1。
表 1 主要应急处置投药点位和应急监测断面设置说明Table 1. Description of the main dosing points and monitoring sections for emergency treatment投药点位/监测断面 设置时间 相对位置 设置目的 1#固定式投药点位 2月15日 小河水库坝下 一级投药处置点位 2#固定式投药点位 2月15日 2#监测断面下游100 m 为确保处置达标而设置 3#固定式投药点位 2月18日 6#监测断面下游100 m 5#监测断面铊质量浓度升高后设置 1#监测断面 2月15日 1#投药点位下游1000 m 监控1#固定式投药点位处置效果 2#监测断面 2月15日 2#投药点位上游100 m 监控1#固定式投药点位处置后稳定性监控用于动态调整2#投药点位投药参数 3#监测断面 2月15日 2#投药点位下游200 m 监控2#固定式投药点位处置效果 4#监测断面 2月15日 2#投药点位下游2000 m 监控2#固定式投药点位处置后稳定性 5#监测断面 2月15日 响水河水库入口处 监控响水河水库入口处铊质量浓度 6#监测断面 2月18日 3#投药点位上游100 m 监控用于动态调整3#投药点位投药参数 7#监测断面 2月18日 3#投药点位下游1 000 m 监控3#固定式投药点位处置效果 在事件发生后,当地政府积极组织开展应急处置工作。富源县居民供水持续稳定,未受影响;社会舆论平稳,无不良反应。在2月10日,通过排查锁定污染源为曲靖市沾益区某公司,该公司位于沾益区白水工业园区,距小河水库直线距离约110 m,是一家含烧结、炼铁生产工序的钢铁非联合企业。自2月14日起,经过22 d的投药削污,小河水库及其下游鸡上河河道铊污染已得到全面妥善处置,不再对响水河水库铊质量浓度造成新的影响。自3月4日20时起,响水河水库大坝取水口铊质量浓度持续稳定达标,低于集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准限值0.1 µg·L−1。至3月5日,应急响应终止。
1.2 处置方法
根据资料整理和现场踏勘情况,针对此次流域铊污染事件的应急处置,提出系统性综合解决方案,主要采取供水保障、源头阻断、工程削减、调水稀释等应急处置措施。
1)水厂供水保障。2月10日,曲靖市政府当即切换水源,启用备用水源地供给富源县第二自来水厂,以确保居民供水安全。对自来水厂和供水管道采取措施消除铊污染,以确保管网末端居民龙头出水达标。在应急处置期间,持续监测水厂原水和出水,对饮水水质加密监测,并全面掌握供水安全情况。紧急调配抽水设备保障供水能力,并在用水高峰时段对高耗水产业进行管控,保证当地居民生活用水充足。自事件发生以来,富源县城饮水供水未出现中断和超标情况,居民生活用水未受影响。
2)污染源头阻断。将肇事企业厂区潜在污染物料全部转运至曲靖银发危险废物集中处置中心有限公司应急贮存。对厂区原料和危险废物贮存场地采取“三防措施”。完善厂区雨污分流系统和应急池,开展厂内初期雨水收集设施和厂外截洪沟建设工作,以确保厂内水不出厂、厂外水不入厂。对厂区约3 500 m3高污染循环水先期投加沉淀剂和絮凝剂处理后,纳入小河水库一并处理。先期封堵小河水库泄洪道,防止小河水库高浓度含铊水体未经处理而进入下游鸡上河河道。
3)化学沉淀削污。本次应急处置采用氢氧化钠调节水体pH至弱碱性,硫化钠沉淀法降低污染河流铊质量浓度工艺。天然水体中的铊以Tl+和Tl3+ 2种氧化态存在,Tl+比Tl3+更稳定,是水环境中铊的主要形式。Tl+的化合物水溶性较强,对pH不敏感,主要以游离离子的形式存在。Tl3+只有在极氧化和酸性条件下才可能存在,主要以微溶且反应性相对较低的Tl(OH)3形式存在[17-18]。在酸性条件下,硫化钠易生成硫化氢气体。在应急处置的碱性条件下,少量Tl3+以Tl(OH)3沉淀出来,而Tl+主要与过量硫化钠反应生成Tl2S沉淀,并沉积吸附到水系沉积物中,从水中去除。
采用上述硫化钠化学沉淀方法对受污染小河水库及其下游鸡上河河道进行全面处置。设置两级投药处置点(1#和2#固定式投药处置点位),对小河水库47×104 m3高浓度污水采取硫化钠和氢氧化钠联合化学除铊工艺进行处置。自2月15日至2月21日,历时7 d,小河水库高浓度存水则已处置完毕。2月17日,发现响水河水库入口处监测断面铊质量浓度呈现升高趋势。2月18日,其上游鸡上河大龙潭监测断面铊质量浓度也出现波动情况。因此,于2月18日在鸡上河南村小桥增设了3#固定式投药处置点位,确保进入响水河水库的铊质量浓度持续保持在0.1 µg·L−1以下。因鸡上河河道淤泥和滞水较多,对小河水库完成投药处置后,下游鸡上河河道铊质量浓度依然较高,2月23日至2月28日,采取分散式投药方式对淤泥和滞水中留存的铊污染物进行削减,以完全消除上游河道对下游河道铊质量浓度的影响,缩短处置时间。
4)流域调水稀释。统筹协调水资源调度和保障工作,在确保响水河水库饮用水取水口铊质量浓度达标的前提下,妥善安排生活、生产、农业用水需求,做好用水安全保障工作。采取流域统筹调水措施,科学做好水资源调度的时序安排,合理调整泄水与补水的调度时序,对响水河水库超标水体进行处置。自2月14日起,采取边补水边下泄方式,从石坝水库调水约345×104 m3补给响水河水库。至2月24日,石坝水库停止补水,响水河水库以4 m3·s−1的流量继续下泄,累计下泄639×104 m3。自3月4日20时起,响水河水库大坝取水口铊质量浓度首次达到0.10 µg·L−1,并呈持续下降的趋势。
1.3 应急监测方法
采用车载电感耦合等离子体质谱分析系统(车载ICP-MS,SUPEC 7000,杭州谱育科技发展有限公司)对采集的水样进行环境应急监测。采用标准《水质 65种元素的测定 电感耦合等离子体质谱法》(HJ 700-2014)测定水样中的铊元素,铊的方法检出限为0.02 µg·L−1。
2. 结果与讨论
2.1 去除率与处置效果的关系
去除率与处置效果的关系见图2。在利用氢氧化钠调节pH为8~9、采用硫化钠的典型实际应用质量浓度约为10 mg·L−1时,处置的去除率稳定,投药处置效果亦稳定。投药处置效果沿程的稳定性如图2(b)所示。对比1#监测断面(1#投药点下游1 000 m)和2#监测断面(2#投药点上游100m)的监测结果发现,2个监测断面的铊质量浓度基本一致,说明一次投药处置采用的投药浓度是合适的,投药处置效果亦是稳定的。
经1#固定式投药点位投药处置后,污染水体铊质量浓度由8.17 µg·L−1降至0.15~0.41 µg·L−1,平均去除率大于95%。然而,经一次投药处置后,铊质量浓度并未降至0.10 µg·L−1以下,未实现应急处置目标。在应急处置中,考虑到处置效果和经济成本,硫化钠化学沉淀除铊的典型应用质量浓度为10~20 mg·L−1,远高于理论计算浓度。在一定浓度条件下,铊的去除率并不随硫化钠投药量的增大而提高,单次投药去除率存在一个极限值。因此,要使铊质量浓度降至0.10 µg·L−1以下,需要设置至少两级固定式投药点位进行处置。
2.2 河道环境对处置时效的影响
图3为河道环境对处置时效的影响。在2月21日,小河水库高浓度存水处置完毕后,鸡上河1#和2#监测断面的铊质量浓度均出现波动情况并呈现升高趋势,1#和2#监测断面浓度铊质量浓度均升至约0.80 µg·L−1,见图3(a)。经现场实地勘查发现,鸡上河2#投药点上游河道长期淤积,河道中淤泥和滞水较多,且上游不断有少量来水汇入,从而导致小河水库高浓度存水处置完毕后,其下游河道铊质量浓度仍较高。
针对上述影响,自2月23日10:00起,采取多点分散式投药方式对鸡上河河道淤泥和滞水中的含铊污染物进行处置,并同时开展河道疏通工作,以缩短处置时间并彻底消除上游河道对下游河道铊质量浓度的影响。在分散式投药处置期间,鸡上河河道1#和2#监测断面的铊质量浓度变化见图3(b)。铊质量浓度呈现波动状态,1#和2#监测断面的铊质量浓度总体逐渐升高后保持稳定。图3(c)表明,截至2月28日,鸡上河河道上游铊质量浓度降至0.10 µg·L−1以下,不再对下游河道的铊质量浓度产生影响,故停止分散式投药。
2.3 投药点位对处置效果的影响
投药点位对处置效果的影响见图4。经2#固定式投药点位处置后,3#监测断面(2#固定式投药点位下游200 m)的铊质量浓度稳定小于0.10 µg·L−1。在整个应急处置期间,无论是在对小河水库高浓度存水处置期间(图4(a)),还是在对鸡上河河道淤泥和滞水采取多点分散式投药方式处置期间(图4(b)),3#监测断面的铊质量浓度始终小于0.10 µg·L−1。因此,在突发水污染事件应急处置中,为保证投药处置效果及其稳定性,设置多级固定式投药处置点位是十分必要的。一方面,由于存在极限去除率,经一次投药处置后,不能保证铊质量浓度降至0.10 µg·L−1以下;另一方面,由于河道的复杂性,需进行分散式多点投药,导致下游河道铊质量浓度产生波动。本次投药处置前期设置了1#和2# 2个固定式投药处置点位,以确保铊质量浓度处置达标和消除波动。
2.4 卡斯特地貌对处置效果的影响
图5为卡斯特地貌对处置效果的影响。自2月17日起,5#监测断面(响水河水库入口处)铊质量浓度呈现升高趋势。2月18日,4#监测断面(鸡上河大龙潭监测断面)的铊质量浓度也出现波动情况。经2#固定式投药点位处置后,其下游200 m的3#监测断面铊质量浓度已降至0.10 µg·L−1以下。然而,响水河水库入口处铊质量浓度自17日起即高于0.10 µg·L−1。这可能是由于碳酸氢根的影响。2#固定式投药点位下游为卡斯特地貌,故鸡上河地表水与周边地下水的交换频繁,存在地下河及地下涌水补给地表河水的情况。鸡上河主要的地下水补给来源于大龙潭地下涌水。地下水中较高的碳酸氢根离子可能对硫化钠化学沉淀除铊效果产生影响。
目前,对于铊在水体和沉积物间的界面化学和迁移转化研究较有限[18-19]。本次事件中,经大量硫化钠沉淀处置后,沉积物中的铊主要以硫化物结合态的形式存在。硫化物结合态的铊在一定物理化学条件下会通过解析释放出可交换性铊,并重新回到水体中并发生迁移[19]。pH可能是影响铊迁移的主要控制因素。在卡斯特地貌条件下,受HCO3−电离产生的H+影响,一方面地下水中的HCO3−可促进铊的硫化物沉淀出现解析,另一方面会促使水体中微量Tl(OH)3溶解,从而出现铊质量浓度的上升。反应式见式(1)和式(2)。
Tl2S=2Tl++S2− (1) Tl(OH)3=Tl3++3OH− (2) 为解决此问题,在排查排除其他含铊污染源汇入的情况下,于2月18日紧急在鸡上河南村小桥设置了3#固定式投药点位,并于2月19日零点开始投药处置,以确保进入响水河水库的铊质量浓度小于0.10 µg·L−1。同时,在南村小桥上游100 m和下游1 000 m增设了6#和7#监测断面,以跟踪监测处置效果。图5(c)表明,在2月19日,经2#固定式投药点位处置后,其下游3#监测断面铊质量浓度持续小于0.1 µg·L−1。由于卡斯特地貌影响,4#监测断面依然呈现波动状态,6#监测断面铊质量浓度较高,但是经过3#固定式投药点位对解离出来的铊进行处置后,其下游7#和5#监测断面的铊质量浓度均小于0.1 µg·L−1。这表明卡斯特地貌的影响经采取设置3#固定式投药点位的方法得以消除。
2.5 水库形状对处置时效的影响
水库形状对处置时效的影响见图6。由于响水河水库较狭长且呈不规则形状,其入口、大坝以及全库平均铊质量浓度在空间分布上不均匀。自2月20日起,经3次固定式投药点位处置后,鸡上河进入响水河水库的铊质量浓度持续小于0.10 µg·L−1。至此,响水河水库入口处铊质量浓度实现达标,鸡上河对响水河水库的铊质量浓度不再产生影响。而响水河水库大坝取水口的铊质量浓度连续2 d仍为0.14 µg·L−1。在2月22日,对响水河水库全库9个代表性监测点位开展监测,铊的平均质量浓度为0.10 µg·L−1,已达到集中式生活饮用水地表水源地特定项目的标准限值。然而,由于响水河水库呈狭长型,且其形状极不规则、水动力条件不良,使得水体推移混合及置换速度较慢,故大坝取水口铊质量浓度仍为0.15 µg·L−1。
因响水河水库大坝取水口铊质量浓度降低速度较慢,为进一步加快铊元素从响水河水库的库中向大坝迁移,自2月24日起,采取暂停石坝水库下泄补水,并在响水河水库经低涵全速下泄坝头水体的措施,使得在节约水资源的前提下,加速降低铊质量浓度。这一调整措施实现了加快铊质量浓度降低的目标。此后,库内和大坝铊质量浓度持续下降。截至3月4日20:00,大坝取水口的铊质量浓度为0.10 µg·L−1,首次达标并持续下降。
3. 结论
1)在一定浓度条件下,硫化钠化学沉淀除铊存在极限去除率,需设置至少两级投药处置点位,以确保处置达标。
2)流域污染应急处置要充分考虑河道环境的复杂性,适时采取多点分散式投药方式处置,以消除波动和加快处置进度。
3)在突发水污染事件应急处置前期应充分考虑喀斯特地貌或者其他因素的影响,提前规划多级固定式投药点位,以消除不可预见因素或情况对于处置达标的影响。
4)对于不规则形状或者水动力条件较差的水库,要合理动态调整补水和泄水时序,以节约水资源并缩短处置时间。
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表 1 进水主要水质指标范围
Table 1. Influent water quality index range
COD/(mg·L−1) BOD/(mg·L−1) TP/(mg·L−1) TN/(mg·L−1) SS/(mg·L−1) pH 色度/倍 300~800 100~300 3.38 19.36 300~800 8.0-8.5 256 表 2 组合工艺运行条件
Table 2. Operation conditions of the combined process
运行阶段 阶段序号 运行时间/d 运行参数 生物吸附池 MBBR池 硫铁自养反硝化池 活性焦柱HRT/h DO/(mg·L−1) HRT/h DO/(mg·L−1) HRT/h 硫铁体积比 HRT/h 启动阶段 Ⅰ 0~6 0.5 0.5 3 8 5∶1 4 — Ⅱ 7~17 0.5 0.5 3 8 5∶1 15 — Ⅲ 18~20 0.5 0.5 3 8 5∶1 4 — 优化阶段1 Ⅳ 21~29 0.5 1 3 8 5∶1 4 — Ⅴ 30~37 0.5 1 3 10 5∶1 4 — Ⅵ 38~43 0.5 1.5 3 10 5∶1 4 — 优化阶段2 Ⅶ 44~50 1 1 5 8 — 4 — Ⅷ 51~54 1 1 5 10 — 4 — Ⅸ 55~58 1 1.5 5 10 — 4 — Ⅹ 58~65 1 1 5 12 — 4 2 优化阶段3 Ⅺ 66~68 1 1 5 10 — 4 2 Ⅻ 69~73 2 1 5 10 — 4 2 XIII 74~79 1 1 7 10 — 4 2 优化阶段4 XIV 80~82 1 1 5 10 — 3 1.5 XV 83~85 1 1 5 10 — 2 1 注:在50 d后,将硫铁自养反硝化柱调整为纯硫自养反硝化柱,因此,无硫铁体积比的数据,活性焦柱于第61天开始运行。 表 3 组合工艺出水水质与排放标准
Table 3. Effluent water quality of the combined process and discharge standards
水质数据来源 COD/(mg·L−1) TN/(mg·L−1) NH+4 -N/(mg·L−1)TP/(mg·L−1) 色度/倍 本研究中组合工艺出水 16 1.39 0.56 0.32 2 出水排放标准 60 12 5 0.5 30 -
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