原电池耦合A/O-MBR工艺去除畜禽养殖废水中的盐酸四环素

许素梅, 罗学刚. 原电池耦合A/O-MBR工艺去除畜禽养殖废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031
引用本文: 许素梅, 罗学刚. 原电池耦合A/O-MBR工艺去除畜禽养殖废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031
XU Sumei, LUO Xuegang. Removing tetracycline hydrochloride from livestock and poultry breeding wastewater by the coupling process of galvanic cell and A/O-MBR[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031
Citation: XU Sumei, LUO Xuegang. Removing tetracycline hydrochloride from livestock and poultry breeding wastewater by the coupling process of galvanic cell and A/O-MBR[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031

原电池耦合A/O-MBR工艺去除畜禽养殖废水中的盐酸四环素

    作者简介: 许素梅(1993—),女,硕士研究生。研究方向:水环境控制与环境生物技术。E-mail:814145560@qq.com
    通讯作者: 罗学刚(1957—),男,博士,教授。研究方向:环境污染控制与生物修复。E-mail:lxg@swust.edu.cn
  • 基金项目:
    青海省科技支撑计划项目(2015-SF-119)
  • 中图分类号: X703

Removing tetracycline hydrochloride from livestock and poultry breeding wastewater by the coupling process of galvanic cell and A/O-MBR

    Corresponding author: LUO Xuegang, lxg@swust.edu.cn
  • 摘要: 以畜禽养殖废水中的盐酸四环素(TC-HCl)为目标污染物,研究其在水环境中的降解特性,利用原电池与传统A/O-MBR工艺相耦合,去除水中的TC-HCl,并考察其效果。结果表明:废水中的物质组成、环境温度、TC-HCl初始质量浓度以及光照强度均会影响水体中TC-HCl的降解情况;TC-HCl的初始质量浓度为30 mg·L−1,在28 ℃、40%光照下恒温培养60 h后的降解率为98.70%,降解过程符合一级反应动力学(R2=0.991),半衰期为10.7 h。原电池耦合A/O-MBR工艺的进水COD、NH3-N和TP分别为500、25、5 mg·L−1时,系统出水水质可达《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准;对10.00 mg·L−1的TC-HCl,系统15 min去除率可达92.02%。A/O-MBR工艺可明显强化传统A/O工艺的脱氮除磷效能;耦合原电池可将膜污染周期提升至24 d左右,有效延缓膜污染。
  • 氰化提金过程中会产生大量的氰化废水,并且为了保证后续浸出效果,在碱浸过程中需要脱药。经脱药后,原精矿粉中的黄药、乙硫氮、浮选油等药剂被脱出,使水中COD升高。这类废水中氰化物主要以金属氰络合物以及SCN的形式存在,溶液中的有机物的含量大,且难处理。现有的酸化法[1]、化学沉淀法[2]、生物氧化法[3-4]、溶剂萃取法[5-6]等由于普遍存在环境污染大、成本高、过程难控制、处理不达标等问题,难以大规模推广应用。因此,探索一条对环境污染较小、成本低、过程控制简单、高效的处理工艺对我国黄金产业发展有着至关重要的意义。

    电解氧化法具有处理效果好、环境污染小等特点,常被用于处理电镀废水[7]、焦化废水[8-9]以及印染废水[10]等。电解过程中阳极反应产生的过氧化氢[11]、羟基自由基[12]、活性氯(Cl2、ClO、HClO)[13-14]等的氧化作用是污染物去除的主要原因。NIDHEESH等[14]采用石墨作阳极对工业废水进行电化学氧化法处理,额外添加氯化钠可显著提高COD和色度的去除率,强调了Cl在间接氧化过程中的重要性。GAO等[15]以不锈钢圆柱为阴极,多孔石墨为阳极电解处理氰化废水,发现NaCl的加入可以促进氰化物在阳极表面的氧化及Ag+的阴极回收,相比未加入NaCl之前,当添加2.9 g·L−1 NaCl,电解3.0 h下氰化物的去除率从57.5%提升至大于99%,Ag+去除率达到≥ 95.0%的时间从2.5 h降至1.0 h,实现了氰化物的去除的同时回收废水中的有价元素。LI[16]等采用电解氧化法对垃圾渗滤液中难降解污染物进行去除,以Ti/RuO2-IrO2为阳极,Al为阴极,在电流密度为0.1 A·cm−2,pH为6.37,Cl质量浓度为6.5 g·L−1的条件下电解150 min,COD和NH3-N去除率分别为83.7%和100%,通过GC-MS分析表明,在电解过程中有机物的种类和质量百分比明显下降,有机物的去除主要依靠溶液中的Cl在阳极生成氯化物衍生物种(HClO、ClO等)对其进行氧化去除。FAJARDO [17]等采用Ti/RuO2阳极电化学氧化工艺处理含酚废水,总酚和COD的初始质量浓度为323 m g·L−1和1 118 mg·L−1,当NaCl质量浓度为10 g·L−1,电流密度为119 mA·cm2,初始pH为3.4,电解3.0 h后总酚和COD的去除率可以达到100%,但处理后的废水中仍剩有大量Cl。电解氧化法对氰化物与有机物的处理效果显著,其中Cl的引入对污染物的降解起着至关重要的作用,但额外的电解质如氯盐的加入会提升废水的处理成本,还会引入Cl等新的成分,同时现有研究基本都停留在对低浓度、成分单一以及模拟溶液的研究阶段,而实际工业混合废水中成分复杂、污染物浓度高,需要综合考量其废水特性,以选择最优的处理方案。

    本文以某黄金冶炼厂选冶混合废水为研究对象,废水中含大量Cl,可为直接电解氧化处理奠定基础,无需加入其他电解质,大大节约处理成本。因此,本研究利用电解氧化法对该金矿废水中高浓度氰化物及有机物处理效果的影响以及过程机理进行了研究,重点考察了电压、电解时间等对氰化物与有机物的去除影响,分析了可能的降解机理,以期为此类金矿废水中氰化物与有机物的综合治理提供新的途径。

    实验水样为某黄金冶炼厂选冶混合废水,水质特征如表1所示。该废水在工厂生产运行期间需要不断循环利用,氰化物与有机物不断富集,导致氰化物(CNT)、Cu、COD、SCN等浓度较高,分别为1 700.00、2 600.00、33 275.00、22 571.45 mg·L−1,同时还富集了高达3 130.00 mg·L−1的氯离子,这对于电化学处理的有效运行至关重要。该废水在工厂内已经过酸化法预处理,原水pH为6.0,Zn和Fe含量很低,仅为0.30 mg·L−1和1.23 mg·L−1,且未检测到游离氰(CN)的存在,因此,实验过程不用考虑。

    表 1  处理前后选冶废水中有机物列表
    Table 1.  List of organic compounds in selection and smelting wastewater before and after treatment
    编号有机物名称原水处理后水样
    峰面积百分比/%峰面积百分比/%
    1氨基甲酸乙酯1.23×1080.218.53×1071.63
    2N,N-二乙基甲酰胺3.69×1080.628.58×1071.64
    3氨基甲酸丙酯1.28×1092.141.46×1082.78
    4氨基甲酸丁酯1.42×1092.371.48×1082.83
    51-辛醇9.38×1081.57
    62,2,4-三甲基-1,3-戊二醇5.50×10810.48
    7异丁酸己酯5.04×1089.62
    82,4-二甲基-2,3-戊二醇1.04×101017.30
    95-乙基-1,3-二恶烷-5-甲醇3.36×1095.613.94×1087.51
    102-乙基-1,3-己二醇1.63×10931.05
    112-甲基丁酸戊酯1.55×101025.80
    123-异硫代氰酰丙酸乙酯2.63×1094.391.02×1081.94
    132,4-二叔丁基苯酚2.59×1080.432.59×1085.02
    144,4-二甲基-2-环己烯-1-醇7.99×10913.35
    152,7-二甲基-1-辛醇6.73×10911.247.21×1071.37
    163-十五烷酮1.43×1092.38
    172-甲基-2-丙烯-1-基(2E)-2-丁烯二酸异丁酯2.47×1094.13
    182,3-二丁基环氧乙烷1.81×1093.01
    19双 (2-丙基戊基) 邻苯二甲酸酯3.94×1080.661.79×1083.41
      注:“—”表示未检出。
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    以2块石墨板作阳极一块钛合金板作阴极组成两阳一阴三电极体系,尺寸均为50 mm×30 mm×2 mm。采用LP305DE型稳压电源控制电压,采用CJJ78-1型磁力搅拌器进行搅拌,实验装置图见文献[18]

    室温下准确量取100 mL废水置于电解槽中,用NaOH、H2SO4调节pH,电解过程中使用磁力搅拌器进行搅拌,一定时间后进行取样过滤,将滤液进行分析测定CNT、COD、Cu、Fe、SCN、Zn和Cl等含量,沉淀经去离子水洗至中性,在60 ℃下烘干后分析。

    废水中Cu、Zn等金属离子采用火焰原子吸收法(GB 7475-87、GB11911-89)测定;CNT采用《水质 氰化物的测定容量法和分光光度法》(HJ484-2009)中的硝酸银滴定法测定;Cl采用《水质 氯化物的测定 硝酸银滴定法》(GB 11896-89)测定;COD采用《水质 化学需氧量的测定 重铬酸盐法》(HJ828-2017)测定,其中加入硫酸汞溶液来消除氯离子的干扰;SCN采用7200型分光光度计进行测定;ClO和Cl2含量采用硫代硫酸钠滴定法进行滴定。采用X'Pert PRO MPD型X射线衍射仪对电解后生成沉淀物的组成进行分析,阴极板的元素组成及形貌采用Zeiss Sigma 300型扫描电子显微镜进行分析,溶液中有机物组成采用PY-3030D型气相色谱质谱联用进行分析。去除率η按式(1)进行计算。

    η=C0CtC0×100% (1)

    式中:C0为废水中氰化物、铜、铁、锌初始质量浓度与初始COD,mg·L−1Ct为氧化处理后废水中氰化物、铜、铁、锌、SCN的质量浓度与COD,mg·L−1

    在温度为室温、极板间距为1.5 cm,外加电压分别为3.0、3.5、4、4.5、5 V的条件下电解3 h,污染物去除率及废水温度的变化结果如图1所示。随着外加电压的增大,Cu、CNT、SCN与COD的去除率逐渐增大,在3.5 V时Cu、CNT去除率达到最大值96.2%、98.5%。由于溶液中COD、SCN的浓度较高,去除时所需的氧化剂量更高,因此,COD和SCN在外加电压为4.5 V时去除率才达到90%以上,随后电压的增加对去除率影响不明显。废水中存在Cl,析氯与析氧标准电位分别为1.36 V和0.40 V[15],因此,当电压大于3.0 V时,阳极以析氯反应为主。Cl在阳极生成Cl2、HClO、ClO等活性氯物种(式(2)~式(4)),电压越大越有利于活性氯的生成[19],形成的HClO、ClO等强氧化性物质将氰化物、有机物等污染物氧化,实际上这与含氰废水常用的处理方法碱性氯化法类似。同时部分金属氰络合物及释放出来的金属阳离子会被还原为锌、铜等金属单质沉积在阴极上从而得以回收[20]。但电压过高时,剧烈的电极反应可能会导致温度升高(图1(b)),从而导致能耗增大,而温度的升高也会影响反应速率等,综合考虑选取最优外加电压为4.5 V。

    图 1  外加电压对污染物去除率和废水温度的影响
    Figure 1.  Effects of applied voltage on the removal rate of pollutants and wastewater temperature
    2Cl2eCl2(aq)E0=1.36V (2)
    Cl+2OH2eClO+H2OE0=0.89V (3)
    Cl2+H2OHClO+Cl+H+ (4)

    在外加电压为4.5 V,电解时间分别为1、2、3、4、5 h条件下,污染物去除率及废水中Cl与活性氯质量浓度的变化结果如图2所示。随着电解反应的进行,Cu、CNT、SCN、COD的去除率逐渐升高,在3 h时达到最高,分别为96.2%、98.5%、99.9%、90.6%,之后不再发生明显的变化。在反应初期,在电场作用下离子快速移动,在阳极不断生成的HClO、ClO等可对有机物和氰化物进行氧化降解;随着反应的进行,溶液中各离子浓度降低,反应强度降低,各离子去除率的增幅开始减小。由于反应过程包含一系列的氧化还原反应,电解时间过短会造成反应过程不充分、离子接触时间过短,因此,足够的反应时间是污染物降解的重要保障。但电解时间过长会导致能耗的增加,因此,确定最佳电解时间为3 h。

    图 2  电解时间对污染物去除率、Cl-和活性氯的影响
    Figure 2.  Effects of electrolysis time on the removal rate of pollutants, Cl- and active chlorine

    在电解过程中Cl与活性氯浓度的变化结果如图2(b)所示。可以发现,随着反应的进行,Cl逐渐减少,活性氯浓度则逐渐升高。这是因为Cl在阳极被氧化为活性氯,导致Cl大量消耗。而活性氯会参与氰化物和有机物的氧化降解,随着电解的进行,废水中污染物含量逐渐降低,参与污染物氧化反应的活性氯也随之减少,导致溶液中残留的活性氯含量开始逐渐增加[21]

    在初始pH为5、6、7、8、9条件下电解3 h,污染物去除率、活性氯分布及废水pH的变化情况如图3所示。体系初始pH的变化对Cu、CNT、SCN的去除率影响并不明显,但COD去除率随pH的增大先升高后降低,pH为7时达到最大值96%。在pH为5~9的条件下,电解产生的Cl2发生水解(式(4)),产生的HClO是一种弱酸,在水溶液中分解(式(5))[22],。但酸性条件不利于Cl2的水解反应[23],导致Cl2转化为HClO和ClO的比率降低,同时pH还会影响HClO和ClO在废水中的平衡,从而影响对污染物的降解。采用Visual MINTEQ软件对25 ℃、Cl质量浓度为3 130.00 mg·L−1时,溶液中活性氯在不同pH条件下的分布平衡曲线进行模拟如图3(b)所示。可知在pH< 7.5时,主要以HClO的形式存在,当pH<5.0时,ClO相较HClO含量几乎可以忽略不计。而当pH大于7.5时,HClO还会与ClO发生反应转换为ClO3(式(6)),ClO3的氧化性较弱[17],导致COD去除率下降。此外,生成的ClO3会与溶液中的钠离子反应产生氯酸钠(NaClO3),氯酸钠可作为COD的掩蔽剂[24],这对COD的测定会产生不利的影响,导致测定结果偏低。因此,综合考虑选择pH为7。

    图 3  体系pH对污染物去除率、活性氯和pH的影响
    Figure 3.  Effects of system pH on the removal rate of pollutants, active chlorine and pH

    图3(c)反映了在初始pH为7条件下电解过程的pH变化。可知随着电解时间的延长,废水的pH逐渐降低,这是因为Cl在阳极与OH反应生成ClO,如式(3),溶液中生成Cl2还会与H2O反应生成HClO[25](式(4)),此外,SCN的降解过程也会消耗OH(式(7)~式(8)),最终导致溶液的pH降低。从图3(c)可知在电解2 h后pH降至5.1,说明在电解时间为0~2 h内,HClO与ClO均存在于废水中并参与污染物的氧化降解,如式(7)~式(12),但以HClO为主;电解2 h后,废水中几乎只有HClO存在,此时HClO将剩余污染物降解。

    HClOClO+H+ (5)
    2HClO+ClO+2OH=ClO3+2Cl+2H2O (6)
    2SCN+11HClO+13OH2CO2+N2+11Cl+12H2O+2SO24 (7)
    2SCN+11ClO+2OH2CO2+N2+11Cl+H2O+2SO24 (8)
    2Cu(CN)23+7ClO+2H+2Cu2++6CNO+7Cl+H2O (9)
    2Cu(CN)23+7HClO2Cu2++6CNO+7Cl+H2O+5H+ (10)
    2CNO+3HClON2+2CO2+3Cl+H2O+H+ (11)
    2CNO+3ClO+2H+N2+2CO2+3Cl+H2O (12)

    取pH为7,在极板间距为0.5、1.0、1.5、2.0 cm的条件下电解3 h,结果如图4所示。随着极板间距的增大,Cu、CNT、SCN、COD的去除率先增加后减少,在极板间距达到1.5 cm时各离子的去除率达到最大,分别为99.2%、99.6%、99.9%、96.0%。当极板间距过小时,极板间的电压差越大,易形成瞬时的强电流,从而造成短路现象[18]。极板间距越大,溶液体系中电子传递距离和阻力越大,溶液中各离子扩散距离长、速率慢,并且极板间距越大,电阻越大,电流效率越低,活性氯产量降低,从而影响到氰化物和有机物的去除率。因此,选择最佳极板间距为1.5 cm。

    图 4  极板间距对污染物去除率的影响
    Figure 4.  Influence of plate spacing on the removal rate of pollutants

    在室温,电压4.5 V,pH=7,极板间距1.5 cm,电解时间3 h条件下进行3组平行实验,CNT、Cu、COD及SCN的平均去除率分别为99.58%、99.22%、95.93%、99.99%。实验结果稳定,说明采用电解氧化法处理黄金冶炼厂选冶混合废水中的氰化物与有机物是有效可行的。

    1)SEM-EDS分析。在最佳条件下电解后阴极板的SEM-EDS分析结果如图5所示。可以看出,阴极板表面的析出物主要是铜,少量锌在阴极板上分布。废水中部分金属氰络合离子在阳极被氧化,释放出的Cu2+、Zn2+在电场作用下定向迁移至阴极表面析出铜和锌单质,反应如式(13)~式(14)。

    图 5  电解后阴极板SEM-EDS图谱
    Figure 5.  SEM-EDS diagram of cathode plate after electrolysis
    Cu2++2eCuE0=0.34V (13)
    Zn2++2eZnE0=0.763V (14)

    2)沉淀物分析。最佳条件下电解后溶液中沉淀物的XRD图谱分析如图6所示。样品的XRD图谱中显示出典型的CuSCN衍射峰(PDF#29-0581)。在电解过程中,阳极附近OH参与反应而被消耗,导致H+浓度局部增大,使得一部分迁移富集在阳极板周围的Cu(CN)32-、SCN之间发生沉淀反应,生成CuSCN沉淀[26],反应如式(15)。将电解在最佳条件下生成的沉淀物进行过滤,水洗至中性,在60 ℃下烘干,之后取出进行称量得到0.18 g的CuSCN,说明废水中有36.17% Cu、3.81% SCN是通过生成CuSCN沉淀形式而除去,剩余的Cu沉积于阴极极板上,SCN则被HClO、ClO氧化为N2、CO2和SO42−,反应如式(7)~(8)。

    图 6  电解后沉淀产物的XRD图谱
    Figure 6.  XRD pattern of precipitated products after electrolysis
    Cu(CN)23+SCN+3H+CuSCN+3HCN (15)

    3)气相色谱质谱联用分析。电解处理前后的水样的GC-MS谱图如图7所示。原水中含近26种有机污染物,经电解氧化处理后,其残留有机物种类虽仍有26种,但其强度得到了很大程度的降低。这表明电解氧化处理法对选冶废水中的有机污染物有着较好的处理效果。

    图 7  处理前后选冶废水的GC-MS图谱
    Figure 7.  GC-MS map of selection and smelting wastewater before and after treatment

    利用质谱分析,对一些主要且吻合度超过80%的有机组分的峰进行积分,将其与数据库中的标准物质进行匹配,得到特征污染物及其相关参数见表1。可见,未经处理的选冶废水所含有机物大部分为结构极其复杂的有机大分子化合物,而处理后其有机物污染物大部分为结构较为简单的短链类有机小分子化合物。此外处理后废水中出现了新的组分,这可能是电解过程中大部分有机物被HClO、ClO等氧化为H2O、CO2、N2及其他一些小分子物质[27-29],但随着电解时间的延长,在3 h之后溶液中的活性氯的生成量趋于平缓,而生成的HClO、ClO等强氧化性物质不足以将剩余的有机物完全氧化降解,而是将其转化成小分子有机物。此外,表2中有机物基本按照其出峰时间进行排列,可大致看出其规律性,结构较简单且分子质量偏小的物质出峰时间靠前,反之,结构复杂且分子质量大的则出峰时间靠后。出峰时间靠后的有机物中大部分存在于选冶废水中,而处理后水样未检出该有机物,也可定性反映出反应过程中的一些有机大分子被降解。

    表 2  处理前后选冶废水中有机组分变化
    Table 2.  Changes of organic components in selection and smelting wastewater before and after treatment
    有机物类别处理前溶液产物分布处理后溶液产物分布
    峰面积峰面积占比/%峰面积峰面积占比/%
    醇类2.94×10951.542.64×10863.58
    酯类2.38×10941.701.16×10828.01
    酚类2.59×1070.452.59×1076.33
    酰胺类3.70×1070.658.58×1062.07
    烷烃类1.80×1083.1600
    酮类1.43×1082.5000
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    依照物质结构和所含官能团等可将表1中的有机物大致分为6类,结果见表2。可见,选冶废水中主要含有醇类、酯类、酰胺类、酮类和长链碳氢化合物等,但氯代有机物较少。一方面,可能是该类有机物分子量较大,沸点较高;另一方面,该类有机物浓度低,富集未达到检出下限[16]。选冶废水中酯类、烷烃类和酮类等物质占比明显减少而醇类等物质有所上升,说明C=C键、酯基、羰基等化学键被氧化断链,酯类、酮类等大分子被分解成简单的短链类有机小分子化合物,且烷烃类和酮类物质在处理后水样中未检出,说明反应中该类有机物被分解为小分子物质后继续被HClO、ClO氧化为H2O、CO2、N2,从而被彻底去除。此外,处理前后酚类物质的峰面积未发生变化,这可能因为选冶废水中还存在一些难降解有机物如2,4-二叔丁基苯酚,其具有较好的稳定性,很难断裂[30-31],从而导致电解后该部分有机污染物仍未被完全氧化降解,还需进一步深入处理。

    图8简要描述了电解过程中氰化物及有机物的降解路径。在电解过程中,废水中的Cl会在阳极生成大量活性氯,其中强氧化性的HClO、ClO等将废水中的氰化物氧化降解,氧化破络释放出的Cu2+、Zn2+在电场作用下定向迁移至阴极表面进而析出铜和锌单质;同时一部分迁移富集在阳极板周围的Cu(CN)32-、SCN之间发生沉淀反应,形成CuSCN沉淀而被除去。废水中的有机物如酯类、酮类、烷烃类等大分子的C=C键、酯基、羰基等化学键被HClO、ClO等氧化断链成小分子,之后又将这些小分子物质氧化为H2O、CO2和N2

    图 8  污染物去除的反应机制示意图
    Figure 8.  Schematic diagram of the reaction mechanism of pollutant removal

    1)采用电解氧化法处理黄金冶炼厂选冶混合废水中的氰化物和有机物的思路是可行的。以石墨板为阳极,钛合金板为阴极,当电压为4.5 V、pH为7、电解时间为3 h、极板间距为1.5 cm的条件下,CNT、COD、SCN及Cu的去除率分别可达到99.6%、96.0%、99.9%、99.2%。

    2)选冶废水中的Cl对污染物的降解起着至关重要的作用。在电解过程中体系pH逐渐降低,电场作用下定向迁移至阳极附近的污染物的去除主要归因于HClO及ClO的间接氧化作用,在电解时间为0-2 h内,体系pH大于5.0,此阶段污染物以HClO的氧化为主,ClO的氧化为辅,而电解大于2 h后,此时体系pH小于5.0污染物的降解则归因于HClO的氧化。

    3)在电解过程中生成的HClO、ClO等将迁移至阳极附近的氰化物氧化为N2和CO2,将醇类、酯类、烷烃类等有机物先氧化为小分子物质,之后又将这些小分子物质氧化为H2O、CO2和N2。部分Cu(CN)32-与SCN迁移富集在阳极板周围,形成CuSCN沉淀。废水中的部分金属氰络合离子在阳极被氧化释放出的金属阳离子会被还原为锌、铜等金属单质沉积在阴极上。

  • 图 1  实验装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of the experimental apparatus

    图 2  原电池反应机理

    Figure 2.  Reaction mechanism of galvanic cell

    图 3  TC-HCl的标准曲线

    Figure 3.  Standard curve of tetracycline hydrochloride

    图 4  废水水质对TC-HCl降解速率的影响

    Figure 4.  Effect of wastewater quality onthe degradation rate of TC-HCl

    图 5  不同温度下TC-HCl的降解速率

    Figure 5.  Degradation rate of TC-HCl at different temperatures

    图 6  不同初始质量浓度下TC-HCl的降解情况

    Figure 6.  TC-HCl degradation at differentinitial mass concentrations

    图 7  不同光照条件下TC-HCl的降解

    Figure 7.  TC-HCl degradation under different light conditions

    图 8  不同浓度TC-HCl下系统的去污效果

    Figure 8.  Decontamination effect of system with different concentrations of TC-HCl

    图 9  系统对TC-HCl的去除效果

    Figure 9.  Effect of system on TC-HCl removal

    图 10  TC-HCl去除率随HRT的变化

    Figure 10.  Change of TC-HCl removal rate with HRT

    图 11  不同工艺下的去污效果

    Figure 11.  Decontamination effects of different processes

    图 12  耦合原电池对TMP的影响

    Figure 12.  Effect of the coupled galvanic cell on TMP

    表 1  系统出水检测方法的回收率(n=6)

    Table 1.  Recovery rate of detection method for system effluent (n=6)

    序号已知量/(mg·L−1)添加量/(mg·L−1)测得量/(mg·L−1)回收率/%相对标准偏差/%
    100.91.107123.004.15
    201.51.775118.331.77
    303.03.409113.630.53
    406.06.331105.521.31
    5012.011.98699.880.79
    6015.014.81498.760.37
    7018.018.050100.280.92
    8024.023.61198.380.54
    9027.026.81599.310.18
    10030.029.23497.450.29
    序号已知量/(mg·L−1)添加量/(mg·L−1)测得量/(mg·L−1)回收率/%相对标准偏差/%
    100.91.107123.004.15
    201.51.775118.331.77
    303.03.409113.630.53
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    表 2  光照下TC-HCl的一级动力学方程及参数

    Table 2.  First-order kinetic equation and parameters of TC-HCl under illumination conditions

    光照/%一级动力学方程Kt1/2/hR2质量浓度/(mg·L−1)
    0Ct=11.28e−0.109 0t+20.940.109 06.40.97730
    20Ct=32.04e−0.050 7t−1.090.050 713.70.98630
    40Ct=31.92e−0.064 7t−1.160.064 710.70.99130
    60Ct=25.70e−0.068 5t+6.090.068 510.10.99430
    光照/%一级动力学方程Kt1/2/hR2质量浓度/(mg·L−1)
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-01-04
  • 录用日期:  2019-05-20
  • 刊出日期:  2019-12-01
许素梅, 罗学刚. 原电池耦合A/O-MBR工艺去除畜禽养殖废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031
引用本文: 许素梅, 罗学刚. 原电池耦合A/O-MBR工艺去除畜禽养殖废水中的盐酸四环素[J]. 环境工程学报, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031
XU Sumei, LUO Xuegang. Removing tetracycline hydrochloride from livestock and poultry breeding wastewater by the coupling process of galvanic cell and A/O-MBR[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031
Citation: XU Sumei, LUO Xuegang. Removing tetracycline hydrochloride from livestock and poultry breeding wastewater by the coupling process of galvanic cell and A/O-MBR[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(12): 2827-2837. doi: 10.12030/j.cjee.201901031

原电池耦合A/O-MBR工艺去除畜禽养殖废水中的盐酸四环素

    通讯作者: 罗学刚(1957—),男,博士,教授。研究方向:环境污染控制与生物修复。E-mail:lxg@swust.edu.cn
    作者简介: 许素梅(1993—),女,硕士研究生。研究方向:水环境控制与环境生物技术。E-mail:814145560@qq.com
  • 1. 西南科技大学环境与资源学院,生物质材料教育部工程研究中心,绵阳 621010
  • 2. 西南科技大学生命科学与工程学院,绵阳 621010
基金项目:
青海省科技支撑计划项目(2015-SF-119)

摘要: 以畜禽养殖废水中的盐酸四环素(TC-HCl)为目标污染物,研究其在水环境中的降解特性,利用原电池与传统A/O-MBR工艺相耦合,去除水中的TC-HCl,并考察其效果。结果表明:废水中的物质组成、环境温度、TC-HCl初始质量浓度以及光照强度均会影响水体中TC-HCl的降解情况;TC-HCl的初始质量浓度为30 mg·L−1,在28 ℃、40%光照下恒温培养60 h后的降解率为98.70%,降解过程符合一级反应动力学(R2=0.991),半衰期为10.7 h。原电池耦合A/O-MBR工艺的进水COD、NH3-N和TP分别为500、25、5 mg·L−1时,系统出水水质可达《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准;对10.00 mg·L−1的TC-HCl,系统15 min去除率可达92.02%。A/O-MBR工艺可明显强化传统A/O工艺的脱氮除磷效能;耦合原电池可将膜污染周期提升至24 d左右,有效延缓膜污染。

English Abstract

  • 近年来,随着我国畜禽养殖业的集约化、规模化发展以及动物疾病复杂性的增加,抗生素多作为饲料添加剂用于预防、治疗动物疾病,促进动物生长。但被摄入体内的抗生素很难为动物机体完全吸收[1],有很大一部分(30%~90%)随着动物粪便以畜禽养殖废水的形式进入水体环境[2-3],导致畜禽养殖废水成为水体环境中抗生素污染的主要来源之一[4]。畜禽养殖废水中的抗生素进入环境中会发生非生物降解(光解、水解和氧化降解等)和生物降解(植物或微生物降解)反应。四环素类抗生素(tetracyclines,TCs)在中国及世界畜禽养殖业中的使用量均为最大[5]。猪场等养殖废水中的TCs残留量可达mg·L−1级别,在畜禽养殖排污口及周边水体则为几到几十μg·L−1[6]。目前,废水中四环素类抗生素的去除手段主要分为以物化过程为主的常规处理工艺[7](如混凝、沉淀、消毒、过滤等)和深度处理工艺(如吸附、高级氧化、离子交换、生物处理和膜技术等)[8]。相比其他处理方法,微生物处理法成本低,易控制,条件简单,适用广,是去除废水中TCs的理想措施。TCs具有生物抑制作用,所以可生化性较差。零价铁(zero valence iron,ZVI)既是微生物的营养元素和高效催化剂,又是一种酶的激活剂[9],能提高有机物污染物的可生化性。A/O-MBR工艺易于延长污泥停留时间(sludge retention time,SRT),富集硝化细菌,提高污泥浓度,具有占地面积小、抗冲击负荷强[10]、对有毒污染物去除效率高等优点,因此,适用于畜禽养殖废水中TCs的去除。

    本研究主要分析了盐酸四环素(tetracycline hydrochloride,TC-HCl)的降解特性,为废水中TC-HCl的归趋和环境行为的研究提供参考;同时利用零价铁与不锈钢网膜构成的原电池与传统A/O-MBR工艺相耦合,探究该工艺在畜禽养殖废水中TC-HCl净化处理中的适用性和优势,为畜禽养殖废水中TCs处理工艺的选择提供参考。

    • 实验所用TC-HCl为阿拉丁试剂,纯度为96%,分子式为C22H25ClN2O8,相对分子质量为480.90,熔点为220~223 ℃,大鼠口服实验的半致死量为6 443 mg·kg−1

    • 实验采用自主设计的原电池耦合A/O-MBR(见图1),反应器总体积为46 cm×28 cm×70 cm,好氧池与厌氧池的体积比为2∶1。厌氧池内置1块3 mm×200 mm×300 mm的铁片,底部填充有煤质柱状活性炭;好氧池内共置有4块有效膜面积为22.7 cm×17.5 cm的不锈钢网膜组件并填充以直径为15 mm的星型悬浮填料。铁片与不锈钢网膜间通过外接100 Ω电阻形成闭合回路。系统为底部进水,连续曝气,出水经不锈钢膜件过滤后抽出。实验通过投加蔗糖、氯化铵、磷酸二氢钾和盐酸四环素对畜禽养殖废水进行模拟,并维持进水COD、TN和TP分别为500、25和5 mg·L−1左右。实验混合液回流比为90%,水力停留时间(hydraulic retention time,HRT)为24 h,跨膜压差(transmembrane pressure,TMP)达到0.03 MPa时进行膜清洗。系统厌氧池(A池)与好氧池(O池)的电导率分别为826 μS·cm−1和658 μS·cm−1,开路电压为0.309 V,平均输出电压为0.164 V,功率密度为0.011 W·m−3

      构成原电池反应的实验原理如图2所示,厌氧阳极室在零价铁的氧化作用及微生物的产电作用下形成电子,好氧阴极室的氧气作为电子受体发生氧化还原反应。不锈钢膜件得电子后带负电,污染物(多带负电)不易吸附,与此同时,氧还原还可经二电子途径生成H2O2,原位去除附着在膜面上的污染物[11],有利于延缓膜污染,降低运行成本。

    • COD、NH3-N、TP、浊度的测定参考《水和废水监测分析方法》[12]。采用紫外可见分光光度法测定TC-HCl含量,检测方法准确性验证如下。

      实验梯度配制不同质量浓度的TC-HCl标准溶液,测定356 nm下的吸光度,绘制标准工作曲线(见图3),对其进行线性拟合,R2为0.999 4,线性良好。

      在不含抗生素的系统出水中,添加不同量的TC-HCl,进行回收率实验(见表1),实验结果显示,运用紫外分光光度法测定TC-HCl的平均回收率为97.45%~123.00%,相对标准偏差(n=6)为0.18%~4.15%。

      以上结果表明,废水中可能含有的复杂物质成分对TC-HCl的检测无明显影响,可运用紫外分光光度法测定废水中的TC-HCl。

    • 废水中的抗生素主要通过水解、光解以及微生物吸附降解等作用从水相中去除[13]。实验在250 mL的锥形瓶中进行,考察不同水质、温度、初始质量浓度和光照强度下TC-HCl的降解特性。以不含抗生素的模拟废水为溶剂,配置不同浓度的抗生素废水,密封置于恒温培养箱中,检测0、2、4、6、8、10、12、24、36、48、60 h时的TC-HCl含量。

      1)废水水质对TC-HCl降解效果的影响。当TC-HCl的初始质量浓度为30 mg·L−1时,在28 ℃下,恒温避光培养60 h后,考察废水水质对TC-HCl降解率的影响,结果如图4所示。不同水质下的TC-HCl降解速率差异显著(P<0.01),纯水中的降解度明显较低,最终降解率为6.20%。因纯水中不含微生物和营养元素,故TC-HCl主要发生水解反应;畜禽养殖废水中含有微生物和营养元素,TC-HCl可通过水解和微生物吸附分解作用从水相中去除,降解速率和降解率提高,最终降解率为36.95%。废水中的物质组成会影响TC-HCl的降解特性,微生物的吸附降解作用是水体中TC-HCl降解的重要途径。SELVAM等[14]研究发现,添加外源微生物,提高微生物活性可促进抗生素降解。许静等[15]研究土壤中5种磺胺类药物的降解情况发现,加入的外源微生物的吸附、降解作用是磺胺类药物在土壤中降解的主要途径。

      2)环境温度对TC-HCl降解效果的影响。抗生素废水中的优势菌群可通过水解、乙酰转化和氧化还原反应降解TCs[16],不同环境温度下微生物的活性不同。当畜禽养殖废水中的TC-HCl为30 mg·L−1时,分别于18、28、38、48 ℃下避光恒温培养60 h后,TC-HCl的降解情况如图5所示。18 ℃时,TC-HCl降解较为缓慢,降解率为29.07%。温度上升,微生物活性增强,对抗生素的吸附转化能力增强,TC-HCl的降解速率和降解率增大。温度是影响微生物生长发育的重要生态因子,根据SHELEFORD耐性定律[17]可知,任何一个生态因子对生物都存在最大和最小临界阈。在稳态条件下,当这种生态因子超过某种生物的耐受限度时,该生物就会受到损伤或无法生存[17]。继续升高温度至48 ℃,TC-HCl的降解速率和降解率下降,最终降解率为24.55%。由此可见,微生物对TC-HCl的吸附降解作用适于在较低温度下进行,TC-HCl优势菌群的最适生长温度应该为28~38 ℃。徐伊婷等[18]研究发现,经多次富集培养和筛选后得到的7株具四环素降解力的菌株,它们对四环素的降解率随着环境温度的增大,表现出缓慢上升(20~30 ℃)-稳定(30~35 ℃)-急速下降(35~40 ℃)的趋势。吴学玲等[19]在研究筛选出的1株四环素降解菌(拉乌尔菌属)降解性受温度的影响时发现,不同温度下,菌株的降解效能表现为25 ℃>30 ℃>35 ℃>20 ℃>40 ℃,当温度为25~35 ℃时,菌株降解性能较优。

      3)初始质量浓度对TC-HCl降解效果的影响。TC-HCl具有生物抑制性,不同初始质量浓度下的微生物活性不同。当畜禽养殖废水中TC-HCl的初始质量浓度分别为10、15、30、60 mg·L−1时,TC-HCl的降解情况如图6所示。在28 ℃避光恒温密封条件下,TC-HCl的降解率随着降解时间的延长而增大,前24 h降解最快,60 h后的降解率分别为64.15%、41.14%、36.95%和22.60%。当初始质量浓度为10 mg·L−1时,TC-HCl的降解率最大,浓度增大,TC-HCl的降解率和降解速率下降。生物降解和污泥吸附是TCs生物处理法的主要去除途径[20],TC-HCl会抑制厌氧微生物活性且浓度越高,抑制作用越强[21]。所以,运用微生物修复法处理废水中的TC-HCl时,应注意控制废水中TC-HCl的初始质量浓度。

      4)光照对TC-HCl降解效果的影响。光解是抗生素降解的途径之一。当光照强度分别为0%、20%、40%、60%时,模拟废水中TC-HCl的初始质量浓度为30 mg·L−1,在28 ℃下,恒温培养60 h,实验结果如图7所示。避光条件下,TC-HCl的降解率最低,为36.95%。当光照强度分别为20%、40%、60%时,TC-HCl降解率分别为95.66%、98.71%、78.09%。可见20%~40%的光照条件可以大幅促进废水中TC-HCl的降解,继续增大光照强度至60%,促进作用减弱。结合纯水中30 mg·L−1的TC-HCl在0%和60%光照下浓度的变化情况可知,在纯水中,光照并不影响TC-HCl的降解情况。这可能是因为,实验所用光照培养箱中的灯管为三基色直管荧光灯,培养对象所能吸收到的光波长多为≥400 nm的可见光,而纯水中的TC-HCl对大于400 nm的光几乎没有吸收,所以光照对纯水中TC-HCl的稳定性没有明显作用。在废水中,物质组成复杂,很多天然水体成分(如NO3、Fe2+、ClCO23SO24、Ca2+、Me2+和可溶性有机质(DOM)等)对抗生素的直接与间接光解都有直接影响,如其中的DOM可通过滤光作用、吸附作用和DOM光致活性物种的产生影响抗生素降解;Ca2+和Me2+会与抗生素络合,从而影响其降解;Cl可通过促进抗生素自敏化产生1O2,促进抗生素光解;水体中的不同物质成分对不同类别抗生素的光解影响具有很大的差异,这种差异与抗生素的结构、光解途径及产生的活性物种相关[22]。因此,模拟废水中TC-HCl的降解受光照影响较大。

      废水中抗生素的降解过程多符合一级反应动力学。计算方法[23-24]如式(1)所示。

      式中:Ctt时刻废水中的抗生素浓度,mg·L−1C0为初始抗生素浓度,mg·L−1K为反应速率常数,t为反应时间,h。

      将TC-HCl的降解过程进行拟合,拟合效果较好(见表2)。避光条件下,TC-HCl的半衰期仅为6.4 h,可在最短的时间内达到降解平衡,但平衡时的浓度最高,降解率最小。在不同光照条件下,TC-HCl的半衰期随光照强度的增大,先增大后减小,平衡时的浓度先减小后增大。实验过程中发现,模拟废水中的TC-HCl在20%和40%光照下,培养一段时间后,溶液呈透亮的玫红色,60%光照下的溶液呈混浊的浅红色,0%光照下的溶液则为白色浊状。由此可见,在不同光照强度下,TC-HCl的降解机理有所不同;20%~40%光照下,DOM的滤光和吸附作用较弱,主要通过光致活性物种的产生影响TC-HCl的降解,NO3、Fe2+、ClCO23等则可通过影响光解作用来影响TC-HCl的降解;60%光照下的溶液浊度随培养时间的延长而增大,DOM吸附作用增大的同时,滤光作用也增大,光照的促进作用下降甚至消失,平衡浓度较高。

      综上可知,畜禽养殖废水中的TC-HCl可通过微生物处理法去除。废水中TC-HCl降解的最适温度为28~38 ℃,最适光照强度为20%~40%。运用生物修复法处理TC-HCl时应注意控制TC-HCl的初始质量浓度。

    • 1) TC-HCl对原电池耦合A/O-MBR工艺运行稳定性的影响。实验利用原电池耦合A/O-MBR工艺去除含TC-HCl的畜禽养殖废水,考察TC-HCl初始质量浓度分别为0、2.50、5.00、7.50、10.00 mg·L−1时系统对COD、NH3-N和TP的24 h去除率,分析TC-HCl对系统运行稳定性的影响。实验结果如图8所示,当进水中不含TC-HCl时,系统的COD、NH3-N及TP去除率分别为99.87%(出水COD为0.776 mg·L−1)、80.85%(出水NH3-N浓度4.767 mg·L−1)和90.46%(出水TP浓度0.474 mg·L−1),去除效果良好,出水水质符合《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的排放标准。在进水中添加TC-HCl后,系统NH3-N和TP的去除率与对照组间具有显著差异(P<0.01)。进水TC-HCl浓度增大,系统NH3-N去除率缓缓下降,当TC-HCl为10 mg·L−1时,系统NH3-N去除率最低(67.95%)。系统运行前期,TP去除率受TC-HCl的影响最大,TC-HCl为7.5 mg·L−1时,TP去除率达到最低(71.40%),TC-HCl浓度为10.0 mg·L−1时,TP去除率为76.04%,可见系统对废水中的TC-HCl具有一定的适应性。当TC-HCl浓度≤5.0 mg·L−1时,增大TC-HCl浓度,系统的COD去除率无显著性差异(P1=0.011,P2=0.117),进一步增大TC-HCl浓度,系统COD去除率明显下降,一段时间后又能维持新的稳定(TC-HCl浓度为7.5 mg·L−1和10.0 mg·L−1时,COD去除率无显著性差异(P=0.012>0.01)。

      综上可知,原电池耦合A/O-MBR工艺具有良好的去污效能,添加TC-HCl对系统脱氮除磷作用具有显著抑制性,对COD去除率的影响较小。余忻[25]研究发现,抗生素废水的生物毒性与COD、NH3-N的Spearman相关性显著。李娟英等[26]研究TCs对硝化污泥的抑制作用发现,TCs会抑制硝化污泥表面保护膜的形成,使活性污泥细胞破裂、解体,从而导致硝化速率迅速降低。胡哲太等[27]研究表明,土霉素容易抑制好氧吸磷作用(类属TCs),对生物除磷具有显著的抑制作用。因为生物脱氮除磷过程繁复,涉及氨氧化细菌、硝化细菌、亚硝化细菌、反硝化细菌以及释磷菌和聚磷菌等一系列微生物[28],这些微生物对TC-HCl的耐受性都会影响系统脱氮除磷效率的受抑制程度。所以,系统脱氮除磷作用受TC-HCl的影响较大。

      2)原电池耦合A/O-MBR对TC-HCl的去除效能。活性污泥对疏水性有机物TCs具有良好的吸附作用,是TCs在污泥中迁移转化和从污水中去除的主要方式,污泥吸附性能受初始质量浓度影响[29]。由图9可知,系统对初始质量浓度≤10.00 mg·L−1的TC-HCl的去除率均高于90%,去除效果良好。TC-HCl浓度由2.50 mg·L−1上升至5.00 mg·L−1时,TC-HCl去除率下降了3.42%,进一步增大浓度,TC-HCl去除率缓缓上升。TC-HCl浓度由7.50 mg·L−1上升至10.00 mg·L−1时,TC-HCl去除率无显著性差异(P=0.109>0.01)。在原电池耦合A/O-MBR工艺中,TC-HCl的去除主要通过活性污泥与活性炭的物理吸附作用和微生物的降解作用实现,在一定范围内,TC-HCl越大,活性污泥与活性炭的平衡吸附量越大。姜忠帅[30]发现,增大四环素浓度,可提高载铁活性炭对四环素的平衡吸附量,但增大到一定程度后,活性炭的平衡吸附量基本稳定。刘春燕等[31]的研究则表明,TCs初始浓度增大,活性污泥对TCs的吸附量增大,吸附速率降低,出水浓度增大。所以,增大TC-HCl浓度,一定程度上有利于活性炭和微生物的物理吸附,但四环素对活性污泥脱氢酶的产生具有明显的抑制作用,浓度越大,生物抑制作用越强[32],微生物降解作用减弱。可见,当TC-HCl浓度≥5.00 mg·L−1时,物理吸附在TC-HCl的去除中起主导作用。

      实验考察了不同HRT下系统对TC-HCl的去除情况。由图10可知,当TC-HCl的初始质量浓度为10.00 mg·L−1时,系统对TC-HCl的15 min去除率可达92.02%,延长系统HRT,TC-HCl去除率在95%左右。TC-HCl在污水生物处理中的吸附作用显著,可通过表面络合、静电吸附和离子交换作用被活性污泥所吸附[33],从而从水相中去除。进水前期,活性炭和活性污泥中的吸附位点多,吸附速率快,随后吸附逐渐饱和,吸附速率趋近为零,吸附总量趋于平稳。

      3)各工艺在系统运行过程中的效用。原电池耦合A/O-MBR工艺是糅合了A/O工艺、MBR工艺和电化学作用的新型集成工艺,为探究不同组合工艺的净化效能,实验维持TC-HCl的初始质量浓度为10 mg·L−1左右,连续运行6 d,测定开/闭路下A/O-MBR工艺和传统A/O工艺下系统进出水中主要污染物的含量,分析原电池耦合A/O-MBR工艺的运行优势。由图11可知,传统A/O工艺对COD和TC-HCl具有较好的去除效果,但氨氮和总磷去除率仅为53.82%和35.80%。耦合了MBR后的A/O工艺脱氮除磷效能分别提升至67.45%和80.93%。因为A/O工艺与MBR耦合之后,在膜的截留作用下,可实现SRT和HRT的分离,延长污泥泥龄,富集世代周期较长的硝化细菌和亚硝化细菌,增强硝化作用[34],提高氨氮去除率。而测定水中总磷时取的是包括悬浮物的混合水样[12],实验中A/O工艺的出水浊度为58.66 NTU,经A/O-MBR工艺膜滤作用后的出水浊度为32.90 NTU,有效去除了部分悬浮物,降低了出水TP浓度,提高了出水水质。开/闭路条件下的系统去污效能无显著性差异(P>0.01),但传统A/O-MBR工艺在运行过程中膜污染问题严重,运行成本较高,运用受限[35-36],将A/O-MBR工艺与原电池相耦合用于延缓膜污染具有一定的理论支撑。

      为探究耦合原电池对A/O-MBR工艺膜污染的影响,实验通过交替开/闭路的方式运行A/O-MBR工艺,由运行过程中跨膜压差(TMP)的变化,判断膜件的污染状况。由图12中TMP的变化趋势可知,系统在开路运行时,TMP的增长速度较快,在17 d左右,就可达到0.03 MPa。在闭路运行时,膜件的污染周期延长至24 d左右。根据膜污染的3阶段理论,膜污染过程分为初始污染、缓慢污染和快速污染3个阶段[37]。系统开/闭路下的TMP变化差异主要体现在前2个阶段。在闭路时,膜件因耦合原电池的作用表面带负电,与同样带负电荷的污染物间存在静电排斥作用,在前2个污染阶段,微生物不易附着在膜面上,有利于延缓膜污染[38]。随着系统的运行,微生物不断附着在膜面上,耦合原电池不再影响膜污染状况,TMP值迅速增大。

    • 1)当环境温度为28~38 ℃、光照强度为20~40%时,废水中的TC-HCl可通过水解、光解及微生物吸附降解等作用从水相中去除;微生物的吸附分解作用是去除水体中TC-HCl的重要途径,可应用生物处理法去除畜禽养殖废水中的TC-HCl。

      2)当原电池耦合A/O-MBR工艺的进水COD、TN和TP分别为500、25、5 mg·L−1时,系统出水水质可达《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A的标准;在进水中添加TC-HCl后,系统的脱氮除磷作用明显受抑制,但经短期驯化后可逐步适应;当TC-HCl的初始质量浓度为10.00 mg·L−1时,系统对TC-HCl的15 min去除率即可达92.02%,去除效果良好。

      3) A/O-MBR工艺可明显强化传统A/O工艺的脱氮除磷效能;耦合原电池后,A/O-MBR工艺的膜件与污染物之间存在静电排斥力,有效延缓了膜污染,膜污染周期可提升至24 d左右。

    参考文献 (38)

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