Processing math: 100%

基于碳源条件的燃料乙醇生产废水脱氮工艺优化

宁杏芳, 崔海伟, 杜金宝, 杨洋. 基于碳源条件的燃料乙醇生产废水脱氮工艺优化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047
引用本文: 宁杏芳, 崔海伟, 杜金宝, 杨洋. 基于碳源条件的燃料乙醇生产废水脱氮工艺优化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047
NING Xingfang, CUI Haiwei, DU Jinbao, YANG Yang. Optimization of denitrification treatment process of fuel ethanol wastewater based on carbon source[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047
Citation: NING Xingfang, CUI Haiwei, DU Jinbao, YANG Yang. Optimization of denitrification treatment process of fuel ethanol wastewater based on carbon source[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047

基于碳源条件的燃料乙醇生产废水脱氮工艺优化

    作者简介: 宁杏芳(1988—),女,硕士,助理工程师。研究方向:水污染治理技术与工程。E-mail:79393291@qq.com
    通讯作者: 杨洋(1979—),男,博士,高级工程师。研究方向:水污染治理等。E-mail:20045054@chnenergy.com.cn
  • 中图分类号: X797

Optimization of denitrification treatment process of fuel ethanol wastewater based on carbon source

    Corresponding author: YANG Yang, 20045054@chnenergy.com.cn
  • 摘要: 某厂稻谷燃料乙醇DDG废水处理工艺因好氧进水碳氮比失调,导致出水TN难以达标。通过对反硝化系统碳源种类的筛选,寻找适宜的碳源并对废水处理系统工艺进行调整,以提升反硝化脱氮效率。碳源筛选实验在葡萄糖、乙醇和清液(原废水),3种碳源条件下进行。通过考察实验系统pH和TN浓度的变化,对反硝化系统投加不同碳源时TN去除速率,以及相应碳源条件下的运行成本进行对比。结果表明:乙醇作为碳源时系统的TN去除速率最大,为8.33 mg·(L·h)−1,是清液为碳源时的1.1倍、葡萄糖为碳源时的1.18倍;而清液作为碳源的运行成本是乙醇为碳源的9%、葡萄糖为碳源的37%。综合对比反硝化投加不同碳源情况下的脱氮反应速率和运行成本,以清液作为碳源来调整脱氮工艺是最佳方案。经现场工艺验证,当A/O系统进水TN为300~600 mg·L−1、投加清液量使废水中COD/TN达到12.1以上时,可确保该厂废水处理系统经处理外排废水TN稳定在50 mg·L−1以下。上述研究结果可为DDG废水的处理提供经济合理的碳源补充方案,并能为可生化性较好的发酵行业废水处理提供参考。
  • 进入河流湖泊的重金属污染物,其中约90%的重金属可通过吸附、絮凝、络合、共沉淀等作用方式沉积于河湖底泥表面并不断积累[1]。底泥中沉积的重金属不仅对水生生物及沿河居民的饮用水安全造成了严重威胁,还容易重新释放至上覆水体,引发“二次污染”,最终危害人类健康[2]。其中,镉(Cd)是一种移动性较强、毒性较大的重金属[3]

    综合处理效率、修复成本及操作难易程度等问题的考虑,稳定化技术逐渐在底泥重金属修复中呈现出较大潜力[4]。对于该修复技术来说,稳定试剂的选择非常关键。目前,利用铁系纳米材料作为稳定试剂来修复底泥重金属污染问题已成为研究的热点[5]。其中,纳米零价铁(nZVI)凭借其独特的结构性质,如吸附还原活性强、粒径小、反应快速等特性,已被广泛应用于废水、地下水、土壤及底泥重金属的稳定修复[6-7]。但nZVI在实际应用中存在易团聚、不稳定、易被氧化等问题,进而限制了其在底泥重金属污染修复领域的进一步发展[8]。生物炭(biochar,BC)是由生物质在低氧条件下通过热解制备得到的碳质材料,在贮存碳汇、土壤肥力改善、污染物固定化和废物处理等诸多方面都发挥着重要作用[9]。BC具有多孔性、碱性、强吸附性、高比表面积、高阳离子交换量及丰富的含氧官能团等特性,对重金属具有较强的吸附和固定能力[10]。因此,将nZVI负载到BC固体载体上构建nZVI/BC复合材料,预计能减少团聚、增强nZVI的稳定性,发挥出两者的优势,实现重金属的有效稳定。基于nZVI/BC能产生多方面的有益效应,目前已有一些关于利用nZVI/BC复合材料去除(或固定)水体或土壤中的重金属和有机污染物的批量实验研究,而将该复合材料体系应用于湖泊底泥重金属修复的研究尚鲜见报道。

    与水体、土壤介质不同的是,重金属在水生底栖生物条件下的迁移过程更为复杂,其迁移转化直接涉及到水体环境生态安全[11],研究修复过程中底泥重金属形态的变化是判断nZVI/BC稳定效果的重要指标。此外,重金属的浸出毒性、生物可利用性及上覆水中溶解态重金属质量浓度的变化可作为评价修复底泥中重金属环境效应的综合指标[12-13],对深入理解nZVI/BC修复重金属污染底泥的潜在环境风险具有重要科学意义。基于上述研究,本研究采用液相还原和原位沉积法制备了nZVI/BC复合材料,并对其进行了分析和表征,考察了其对湖泊底泥中Cd的固定效果,并进一步探讨了nZVI/BC对底泥Cd污染的修复机理。

    实验所需试剂主要包括:三氯化铁(FeCl3·6H2O)、硼氢化钠(NaBH4)、无水乙醇(CH3CH2OH)、冰醋酸(CH3COOH)、盐酸羟胺(NH2OH·HCl)、乙酸铵(CH3COONH4)、过氧化氢(H2O2)、甘氨酸(C2H5NO2)、硫酸亚铁(FeSO4·7H2O)均为分析纯并采购于国药集团化学试剂有限公司;实验用水均为超纯水(18.25 MΩ·cm)。

    实验所需仪器主要包括:真空干燥箱(DZK-6020,上海仪电科学仪器股份有限公司);恒温水浴振荡箱(HH-80,常州市万丰仪器制造有限公司);电感耦合等离子体质谱仪(Optima 7300 DV,美国PerkinElmer公司);便携式pH计(PHS-3D,上海雷磁仪器有限公司);场发射扫描电子显微镜(SEM,S-4800,日本Hitachi公司);透射电子显微镜(TEM,Tecnai 12,荷兰Philips公司);傅里叶红外光谱(FTIR,Nicolet 5700,美国Thermo Nicolet公司);X射线能谱仪(EDS,Quanta 250,美国FEI公司);X射线光电子能谱(XPS,K-Alpha,美国赛默飞世尔科技公司)。

    nZVI的制备:将100 mL、4.83 g的FeCl3·6H2O水溶液转移至500 mL的三口烧瓶中,在通氮气的条件下搅拌30 min,然后逐滴加入等体积2.10 g NaBH4溶液,滴加完毕后再搅拌30 min,待反应完全后,用无水乙醇洗涤3次,然后用磁铁收集沉淀物,60 ℃真空干燥8 h,碾磨成粉末,保存备用。

    BC的制备:将小麦秸秆放入石英舟内压实,然后置于管式炉,加热前向管内通入氮气5 min以排出管内空气,以5 ℃·min−1的速度升温至600 ℃,保温2 h。然后待管式炉温度降至近50 ℃后取出石英舟,将舟内生物炭碾磨成粉末状,保存备用。

    nZVI/BC的制备:将2 g BC和100 mL、2.4156 g的FeCl3·6H2O水溶液转移至500 mL的三口烧瓶中,在通氮气的条件下搅拌30 min,然后逐滴加入等体积1.15 g NaBH4溶液,滴加完毕后再搅拌30 min,待反应完全后,用无水乙醇洗涤3次,然后用磁铁收集沉淀物,60 ℃真空干燥8 h,碾磨成粉末,保存备用。nZVI与BC质量比为1∶4,该质量比是所制备nZVI/BC材料中实际nZVI与BC的质量比。

    采集太湖梅梁湾西北角和东北角入湖河口区域的表层底泥,采样深度约为20 cm。去除其中的石块、树枝、塑料垃圾等杂物后,将底泥样品置于冷冻真空干燥箱中进行干燥,研磨过筛(2 mm)后备用。底泥的pH为7.53,含水率为65.32%,有机质含量为17.72 g·kg−1,阳离子交换量为13.62 cmol·kg−1。底泥样品中Cd、Pb、Zn、Cu、Cr的含量分别为0.46、26.14、53.21、20.81、47.22 mg·kg−1

    实验共设置4组:C(对照组,不添加材料)、2% nZVI(nZVI添加量2%)、2% BC(BC添加量2%)、2% nZVI/BC(nZVI/BC添加量2%),每组设3个平行样。称取一定质量的底泥样品与材料置于50 mL离心管,按照与底泥体积质量比5 mL:1 g的比例添加超纯水,混合均匀后,然后置于恒温培养箱中24 ℃静置培养。分别在第1、7、14、28、42、56 d取样测定修复过程中Cd的形态、浸出毒性、生物可利用性、上覆水中溶解态Cd质量浓度及底泥的pH和有机质。

    底泥Cd形态的测定采用改进的三步连续提取法(BCR法)[12],即分为弱酸提取态(以CH3COOH提取)、可还原态(以NH2OH·HCl提取)、可氧化态(以H2O2和CH3COONH4提取)、残渣态(以HNO3-HF-HClO4提取)。Cd的浸出毒性采用醋酸缓冲溶液法测定[12],生物可利用性采用生理提取实验测定[14]。上覆水中溶解态Cd质量浓度采用虹吸法提取,通过电感耦合等离子体质谱仪(Optima 7300 DV,美国PerkinElmer公司)测定Cd的质量浓度。pH采用便携式pH计测定,有机质采用重铬酸钾容量法-稀释热法测定[15]。数据分析采用Excel和SPSS软件,作图采用Origin软件。

    1) SEM分析。由图1(a)可以看出,nZVI为球状并聚集在一起。这主要是由于其自身的磁性引力所致[15]。由图1(b)可以看出,BC具有丰富的孔结构,孔隙结构可为重金属提供更多的吸附位点[16]图1(c)为nZVI/BC复合材料的SEM图。在图1(c)可以观察到nZVI附着在BC表面,且呈现出较好的分散性。这说明BC作为支撑载体,有效降低了nZVI的团聚。

    图 1  nZVI、BC和nZVI/BC的SEM图
    Figure 1.  SEM images of nZVI, BC and nZVI/BC

    2) TEM分析。由图2(a)可以看出,nZVI颗粒粒径为50 nm左右,且呈现出链条状,体现了nZVI易团聚的特点。这与SEM的表征结果一致。由图2(b)可以看出,nZVI颗粒被固定在BC表面,nZVI的颗粒粒径分布在50~120 nm,可以看出其分散性明显优于单独的nZVI。

    图 2  nZVI和nZVI/BC的TEM图
    Figure 2.  TEM images of nZVI and nZVI/BC

    3) FTIR分析。由图3可知,nZVI、BC和nZVI/BC在3 500~3 700 cm−1处均出现了—OH的吸收峰,对nZVI来说是其表面吸附水的O—H基团的弯曲振动[17],对BC来说是其表面存在的羟基形成的[18]。此外,位于1 461 cm−1处的吸收峰为-OH的伸缩振动峰,说明nZVI表面发生了羟基化反应(FeOOH) [18]。由图3可见,波数为1 643、1 500、1 258、910和845 cm−1处分别对应C=O、C=C、—OH、C—O和C—H的伸缩振动峰。这些特征峰是由于BC中存在的羧酸、醇、酚、醚和酯等引起的[19-20],表明BC表面含有丰富的含氧官能团。在nZVI/BC的FTIR图谱中可以看到BC结构中特有的C=O、C=C和C—O键,且观察到—OH和C—H的吸收峰发生偏移。这说明nZVI与BC中的官能团之间发生反应。

    图 3  nZVI、BC和nZVI/BC的FTIR图
    Figure 3.  FTIR spectra of nZVI, BC and nZVI/BC

    4) EDS分析。由图4可见,nZVI/BC表面除了含有C(54.96%)、O(15.07%)、Fe(18.39%)3种主要元素,还含有Na(1.92%)、Al(1.86%)、Si(6.72%)、K(0.73%)、Ca(0.34%)。这些元素属于生物质中的碱金属离子(灰分),在热解过程中会转化为氧化物、氢氧化物和碳酸盐[21]

    图 4  nZVI/BC的EDS图
    Figure 4.  EDS spectra of nZVI/BC

    5) XPS分析。由图5(a)可见,nZVI/BC表面含有Fe、C、O 3种元素。为了进一步确定这3种元素的化学状态,分别对其进行分峰。图5(b)中Fe元素主要存在Fe2p3/2和Fe2p1/2轨道特征峰,其中结合能位于706.5 eV和720.0 eV处的特征峰对应Fe0。这说明nZVI的存在[22]。710.1 eV和724.5 eV处为Fe2+特征峰;713.0 eV和731.2 eV处为Fe3+的特征峰。Fe2+和Fe3+的存在说明在制备材料或存储的过程中nZVI不可避免的被氧化,这也与nZVI本身独特的核壳结构有关[23]。由图5(c)可见,结合能位于293.5、288.8、284.4和283.9 eV处的特征峰分别对应BC中的—COOH、C=O、C—O和C—C官能团[23-24]。如图5(d)所示,O1s被分为3个子峰,531.8、531.1和529.4 eV处的特征峰值分别归因于C=O/O—C=O、C—O和Fe—O的存在[15,25]。这表明nZVI/BC复合材料表面含有大量含氧官能团,并存在一些铁氧化物,这与FTIR的结果一致。以上结果表明nZVI/BC复合材料成功合成。

    图 5  nZVI/BC的XPS图谱
    Figure 5.  XPS spectra of nZVI/BC

    底泥中重金属的毒性和生态风险主要取决于重金属的形态而不是总量,改进的BCR提取法将重金属的形态归为4种,其毒性和移动性大小顺序为弱酸提取态>可还原态>可氧化态>残渣态[12]。由图6可见,原始底泥样品中Cd的弱酸提取态、可还原态、可氧化态和残渣态的质量分数分别为53.19%、19.01%、3.88%和23.92%。根据风险评估准则(RAC),弱酸提取态质量分数高于50%的重金属,属于第5等级,说明底泥中的Cd具有极高风险[26]。对照组中Cd的形态在整个修复过程中仅有轻微波动,侧面说明重金属在自然条件下很难自行稳定。随着修复时间的延长,各处理组中Cd的残渣态质量分数逐渐增加,其余3种形态的质量分数逐渐降低并趋于稳定。56 d后,nZVI、BC和nZVI/BC处理组中Cd的残渣态质量分数与对照组相比分别增加了17.53%、8.44%和29.73%,Cd的弱酸提取态质量分数分别降低了19.41%、7.91%和25.77%。相比于弱酸提取态,Cd的可还原态(Cd与铁锰氧化物结合)和可氧化态(Cd与硫化物和有机物结合)的质量分数的降低程度较小。这主要归因于以下2点:一方面是由于这些结合形态的Cd相对较为稳定;另一方面是可还原态和可氧化态Cd需要先经过强酸的提取,转化为酸溶态,进而才能被材料固定[15]。56 d后,相比于对照组,nZVI/BC处理组中Cd的可还原态和可氧化态质量分数分别降低了3.07%和0.89%。以上结果表明,nZVI、BC和nZVI/BC 3种材料均能使Cd从不稳定的形态逐渐转化成稳定的形态,有效降低了Cd的移动性[14]。其中,nZVI/BC对Cd的稳定效果最好。

    图 6  修复过程中底泥Cd形态的变化
    Figure 6.  Changes of Cd speciation in sediment during remediation

    目前,有研究采用其他材料修复底泥中的Cd。WEN等[27]采用改性沸石来稳定底泥中的Cd,一定时间后Cd的残渣态质量分数增加了8.3%。LI等[14]利用氧化铁对Cd污染的底泥进行修复56 d后,Cd的最大残渣态质量分数增加了14.94%。ZHANG等[28]发现纳米羟基磷灰石能高效固定底泥中的Cd,且经过14 d的修复,Cd的残渣态质量分数从29.1%(无添加)增加至41.8%(10%添加)。与以上研究相比,本研究所制备的nZVI/BC对底泥中Cd的稳定效果更好。

    浸出毒性实验(TCLP)可直接反映出底泥Cd的溶出性能[12]。nZVI、BC和nZVI/BC添加后底泥Cd浸出质量浓度的变化及其对Cd的固定效率如图7所示。由图7(a)可以看出,经过材料的修复,底泥样品中Cd浸出质量浓度均呈逐渐降低的趋势。56 d后,nZVI、BC和nZVI/BC处理组中Cd浸出质量浓度分别为1.66、2.85和0.38 μg·L−1,较对照组中Cd浸出质量浓度分别减少了2.99、1.80和4.27 μg·L−1。根据浸出质量浓度,评估了材料对Cd的固定效率。由图7(b)可见,随着时间的延长,3种材料对Cd的固定效率均逐渐增加,其顺序为nZVI/BC>nZVI>BC。56 d后,nZVI、BC和nZVI/BC对Cd的固定效率分别达到了64.31%、38.60%和91.83%。以上结果表明,3种材料均能有效降低Cd的浸出质量浓度并高效固定Cd,进而降低了底泥中Cd的溶出性和环境风险。

    图 7  修复过程中底泥Cd浸出质量浓度和固定效率
    Figure 7.  Leaching mass concentration and immobilization efficiency of Cd in sediment during remediation

    生理提取实验(PBET)主要用于评估重金属的生物可利用性,即指重金属进入生物体内并被利用的难易程度,可反映出重金属对生物体的毒性大小[14]。从图8(a)可以看出,对照组中Cd的生物可提取态质量浓度基本维持在5.06 μg·L−1,各处理组中Cd的生物可提取态质量浓度在整个修复过程中均呈逐渐降低的趋势。由图8可见,56 d后,nZVI、BC和nZVI/BC处理组中Cd的生物可提取态质量浓度由5.08 μg·L−1分别降低到3.21、3.76和2.13 μg·L−1,其固定效率分别为36.81%、25.98%和58.07%。其中nZVI/BC对Cd的固定效果最好,固定效率的大小与TCLP结果一致。以上结果表明,材料的添加有效降低了Cd生物可利用性,有助于减少Cd对底栖生物体的毒害作用。此外,也可以发现Cd的生物可提取态质量浓度要大于浸出质量浓度,这主要是由于PBET所用提取液的pH更低,Cd更容易被提取出来,使得Cd的生物可提取态质量浓度要高一些。这与CHOU等[29]研究结果一致。

    图 8  修复过程中底泥Cd生物可提取态质量浓度和固定效率
    Figure 8.  Bioavailable mass concentration and immobilization efficiency of Cd in sediment during remediation

    上覆水中溶解态重金属质量浓度的变化直接影响水体生态系统的健康[30]。修复过程中上覆水溶解态Cd质量浓度的变化如图9所示。可以看出,对照组上覆水中溶解态Cd质量浓度在整个修复过程中呈现先上升后降低的趋势。其原因可能是底泥作为主要的内源污染,本身就有向水体释放污染物的趋势。此外,对照组和处理组的底泥样品在实验设置时均进行了摇晃,造成Cd的释放。nZVI、BC和nZVI/BC处理组上覆水中溶解态Cd质量浓度虽在14 d时也有一定上升,但在整个修复过程中其浓度均低于对照组。14 d后各处理组上覆水中溶解态Cd质量浓度逐渐下降,可能是位于泥水界面处的材料对上覆水中溶解态Cd的吸附络合作用[13]。此外,悬浮于上覆水中的溶解态Cd一般与泥沙颗粒吸附在一起,随着修复时间的延长,因其密度大于水,进而会逐渐沉降下来[1]。56 d后,与对照组相比,nZVI、BC和nZVI/BC分别使上覆水中溶解态Cd质量浓度降低48.05%、29.87%和67.53%,说明3种材料均对底泥Cd释放起到抑制作用,其中nZVI/BC对底泥Cd释放抑制效果最好,同时,降低上覆水中溶解态Cd质量浓度也能有效缓解其对水体环境的生态毒性。

    图 9  修复过程中上覆水溶解态Cd质量浓度的变化
    Figure 9.  Changes of dissolved Cd mass concentration in overlying water during remediation

    pH对重金属的移动性具有一定影响,如较低的pH会减少底泥颗粒所带的负电荷,从而降低其对Cd的吸附能力,进而增加底泥中Cd的流动性[14]。如图10(a)所示,对照组pH在整个修复过程中有轻微波动,基本维持在7.50左右,且各处理组的pH均高于对照组。56 d后,nZVI、BC和nZVI/BC处理组pH由7.47分别上升至7.76、7.73和8.08。有研究表明,当环境中pH≥8时,Cd的羟基物质开始形成,如CdOH+、Cd2(OH)3+和Cd(OH)2沉淀[31]。此时,nZVI/BC材料表面带有更多的负电荷,Cd羟基物质会被吸附在BC或铁的氧化壳表面,进而降低了Cd的移动性[31]。通过上述结果可以发现,材料的添加均增加了底泥样品pH,其中nZVI/BC在提高底泥pH作用上效果更为明显。nZVI使底泥pH增加的原因在于本身的氧化所致,Fe0可与H2O和O2反应生成Fe2+和OH−[5-6];BC增加底泥pH的原因是由于BC具有丰富的碱性基团和碳酸盐,可以中和底泥酸度,进而导致底泥的pH增加[16,21]。此外,底泥pH的升高与有机质的微生物降解过程也有关,因有机质被微生物分解后会释放出二氧化碳和水,也就是碳酸,这样就会有少量的氢离子流失,进而造成pH上升[36]。pH的升高能增加底泥样品颗粒或矿物表面的电负性,可促进Cd的吸附络合,从而提高对Cd的吸附性能[32]

    图 10  修复过程中底泥pH和有机质的变化
    Figure 10.  Changes of pH and organic matter in sediment during remediation

    有机质可以与重金属形成络合物进而降低重金属的可迁移性,同时,有机质也是微生物生命活动所需的能量和养分来源[15]。从图10(b)可以看出,对照组和各处理组有机质的含量在整个修复过程中逐渐降低并趋于稳定,且各处理组有机质含量均高于对照组。56 d后,对照组、nZVI、BC和nZVI/BC处理组有机质含量分别为16.73、17.38、18.47和18.94 g·kg−1,相比于对照组,nZVI/BC处理组的有机质含量高出1.13倍。相较于对照组,nZVI处理组有机质含量的增加可能是nZVI释放出的Fe离子与底泥固相中的有机质结合形成水溶性化合物所致[33]。BC由小麦秸秆这种有机物质高温裂解制备,本身具有丰富的碳,因而可通过碳封存来增加底泥有机质含量[34]。此外,也有研究表明,BC自身结构中含有部分溶解性有机质[37]。随着修复时间的延长,由于nZVI、BC和nZVI/BC对Cd较好的稳定效果,将可移动态的Cd逐步转化为残渣态,降低了Cd的生物可利用性,促进了某些细菌菌群的增长,进而加大了对有机质的分解利用[15]。以上结果表明,材料的添加均增加了底泥样品中水溶性有机质的含量,有利于重金属的稳定。

    nZVI、BC和nZVI/BC的添加促使Cd由不稳定形态转化为稳定形态,均增加了Cd的残渣态质量分数,降低了Cd的迁移性。同时,3种材料的添加均降低了Cd的浸出毒性、生物可利用性和上覆水中溶解态Cd的质量浓度,表明nZVI、BC和nZVI/BC对底泥中Cd具有较好的固定效果。本研究中,3种材料对Cd的固定效率大小均为nZVI/BC>nZVI>BC。材料对Cd的稳定机制可能分为2个方面。一方面,游离的Cd被吸附在材料表面(nZVI、BC或nZVI/BC),并与nZVI表面的铁氢氧化物(FeOOH)发生络合反应(FeOCdOH)进而被固定[17]。FRANCIS等[35]发现Cd与FeOOH的结合力很强,几乎没有Cd能被提取出来。此外,BC的多孔结构和丰富的含氧官能团也对Cd具有较强吸附络合能力,如—OH等基团能增加BC表面的负电荷,增强其对Cd的吸附性能,C=O可与Cd发生络合反应[30]。另一方面,材料的添加增加了底泥样品的pH和有机质,相应的原因已在2.6小节进行了分析,pH和有机质的增加也可促进底泥中Cd的稳定。

    1)制备所得的nZVI/BC复合材料与nZVI相比,分散性更好,且BC具有丰富的孔隙结构和大量含氧官能团,对湖泊底泥中重金属Cd具有更好的稳定性能。

    2) nZVI、BC和nZVI/BC的添加均可显著降低底泥中Cd的弱酸提取态质量分数及增加残渣态质量分数,Cd的可还原态和可氧化态质量分数降低的程度较小。其中,nZVI/BC处理组中Cd的弱酸提取态质量分数最大降低了25.77%,表明nZVI/BC对Cd具有较好的稳定效果,可促使Cd向稳定形态的转化。

    3) nZVI/BC的添加可有效降低底泥中Cd的浸出质量浓度、生物可提取态质量浓度和上覆水中溶解态Cd质量浓度,进而可降低底泥中Cd的环境风险及对底栖生物体和水体环境的生态毒性。

    4) nZVI、BC和nZVI/BC的添加均可增加底泥pH和有机质含量,其中nZVI/BC处理组中pH和有机质含量分别增加了0.61和2.21 g·kg−1。材料对Cd的稳定机制包括材料本身对Cd的吸附络合作用及底泥pH和有机质的增加。

  • 图 1  某污水站工艺流程图

    Figure 1.  Process diagram of wastewater treatment plant

    图 2  以葡萄糖为碳源的反硝化系统变化曲线

    Figure 2.  Variation of denitrification system with glucose as carbon source

    图 3  以乙醇为碳源的反硝化系统中各指标的变化

    Figure 3.  Variation of denitrification system with ethanol as carbon source

    图 4  以清液为碳源的反硝化系统变化曲线

    Figure 4.  Variation of denitrification system with raw wastewater as carbon source

    图 5  现场调整中不同COD/TN对应TN的平均去除率

    Figure 5.  Relationship between different COD/TN ratio and TN average removal rate in field process regulation

    表 1  水质指标汇总

    Table 1.  Quality and flow indicators of wastewater

    水样及标准水量/(m3·d−1)COD/(mg·L−1)SS/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)
    清液1 800~2 10045 000~65 0005 000~8 00013 00~16 0010~23
    低浓度水360~400100~20020~8030~505~10
    出水标准100605010
    水样及标准水量/(m3·d−1)COD/(mg·L−1)SS/(mg·L−1)TN/(mg·L−1)NH+4-N/(mg·L−1)
    清液1 800~2 10045 000~65 0005 000~8 00013 00~16 0010~23
    低浓度水360~400100~20020~8030~505~10
    出水标准100605010
    下载: 导出CSV

    表 2  A/O系统进出水水质

    Table 2.  Water quality index of A/O system mg·L−1

    阶段CODTNTNKNH+4-N
    A/O进水1530~2300480~560476~556394~462
    A/O出水450~610378~41015~23未检出
    阶段CODTNTNKNH+4-N
    A/O进水1530~2300480~560476~556394~462
    A/O出水450~610378~41015~23未检出
    下载: 导出CSV

    表 3  3种碳源的TN去除速率

    Table 3.  Removal rate of total nitrogen with addition of three carbon sources

    反应时间/hTN去除速率/(mg·(L·h)−1)
    葡萄糖乙醇清液
    120.381.103.15
    240.200.207.56
    367.065.303.98
    486.588.330
    平均值3.553.733.67
    反应时间/hTN去除速率/(mg·(L·h)−1)
    葡萄糖乙醇清液
    120.381.103.15
    240.200.207.56
    367.065.303.98
    486.588.330
    平均值3.553.733.67
    下载: 导出CSV

    表 4  3种不同碳源运行成本对比

    Table 4.  Comparison of operation costs among three different carbon sources

    碳源单位时间碳源投加量/(kg·h−1)单位TN碳源投加量/(kg·kg−1)单位体积废水增加的运行成本/(元·t−1)备注
    葡萄糖1 62020.324.3葡萄糖市场价格为3 000元·t−1
    乙醇3 34841.9100.4乙醇市场价格为6 000元·t−1
    清液47 787587.09.0投加清液减少沼气发电收益,该厂清液发电收益为28.6元·m−3清液
    碳源单位时间碳源投加量/(kg·h−1)单位TN碳源投加量/(kg·kg−1)单位体积废水增加的运行成本/(元·t−1)备注
    葡萄糖1 62020.324.3葡萄糖市场价格为3 000元·t−1
    乙醇3 34841.9100.4乙醇市场价格为6 000元·t−1
    清液47 787587.09.0投加清液减少沼气发电收益,该厂清液发电收益为28.6元·m−3清液
    下载: 导出CSV
  • [1] 黄宇彤, 杜连祥, 赵继湘. 世界燃料酒精生产形势[J]. 酿酒, 2001, 28(5): 24-26. doi: 10.3969/j.issn.1002-8110.2001.05.002
    [2] 谢林. 玉米酒精生产新技术[M]. 北京: 中国轻工业出版社, 2000.
    [3] 张欣, 王少惠. 酒糟废水处理工程设计[J]. 给水排水, 2001, 27(3): 65-67. doi: 10.3969/j.issn.1002-8471.2001.03.021
    [4] 杨健, 周小波. 酒精废水消化液生物硝化和脱氮试验[J]. 环境工程, 2006, 24(1): 27-30. doi: 10.3969/j.issn.1000-8942.2006.01.007
    [5] 张仲玲. 反硝化脱氮外加碳源的选择[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2010.
    [6] 尹志轩, 谢丽, 周琪, 等. 碳源性质和COD/ NO3 -N对硝酸盐还原途径的影响[J]. 工业水处理, 2018, 38(5): 58-61. doi: 10.11894/1005-829x.2018.38(5).058
    [7] 周小波, 杨健. 缺氧/好氧SBR工艺去除酒精废水中的氮[J]. 工业用水与废水, 2006, 37(6): 27-30. doi: 10.3969/j.issn.1009-2455.2006.06.008
    [8] 聂静. 酒精废水厌氧消化液深度处理研究[D]. 上海: 同济大学, 2007.
    [9] AKUNNA J C, BIZEAU C, MOLETTA R. Nitrate reduction by anaerobic sludge using glucose at various nitrate concentrations: Ammonification, denitrification and methanogenic activities[J]. Environmental Technology, 1994, 15(1): 41-49. doi: 10.1080/09593339409385402
    [10] 李基东. 反硝化脱氮补充碳源选择与研究[D]. 上海: 同济大学, 2007.
    [11] 杨从发. 木薯酒精废糟培养小球藻工艺及灵芝生物转化小球藻的研究[D]. 无锡: 江南大学, 2009.
    [12] 贺延龄. 废水的厌氧生物处理[M]. 北京: 中国轻工业出版社, 2002.
    [13] 林炜. 有机氮在厌氧及好氧生化条件下氨化效果的研究[D]. 杭州: 浙江工业大学, 2017.
    [14] 胡国山, 张建美, 蔡惠军, 等. 碳源、C/N和温度对生物反硝化脱氮过程的影响[J]. 科学技术与工程, 2016, 16(14): 74-77. doi: 10.3969/j.issn.1671-1815.2016.14.015
    [15] 吴代顺, 桂丽娟, 陈晓志, 等. 不同类型碳源及其投加量对污泥反硝化的影响研究[J]. 兰州交通大学学报, 2012, 31(3): 99-103. doi: 10.3969/j.issn.1001-4373.2012.03.024
  • 加载中
    Created with Highcharts 5.0.7访问量Chart context menu近一年内文章摘要浏览量、全文浏览量、PDF下载量统计信息摘要浏览量全文浏览量PDF下载量2024-052024-062024-072024-082024-092024-102024-112024-122025-012025-022025-032025-040Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问类别分布DOWNLOAD: 2.6 %DOWNLOAD: 2.6 %HTML全文: 83.3 %HTML全文: 83.3 %摘要: 14.1 %摘要: 14.1 %DOWNLOADHTML全文摘要Highcharts.com
    Created with Highcharts 5.0.7Chart context menu访问地区分布其他: 87.3 %其他: 87.3 %Beijing: 5.0 %Beijing: 5.0 %Bogotá: 0.1 %Bogotá: 0.1 %Chang'an: 0.1 %Chang'an: 0.1 %Changchun: 0.1 %Changchun: 0.1 %Daqing: 0.1 %Daqing: 0.1 %Guangzhou: 0.1 %Guangzhou: 0.1 %Guangzhou Shi: 0.1 %Guangzhou Shi: 0.1 %Hangzhou: 0.1 %Hangzhou: 0.1 %Harbin: 0.1 %Harbin: 0.1 %Hefei: 0.1 %Hefei: 0.1 %Hyderabad: 0.1 %Hyderabad: 0.1 %luohe shi: 0.1 %luohe shi: 0.1 %Mountain View: 0.1 %Mountain View: 0.1 %Qinnan: 0.1 %Qinnan: 0.1 %Rongcheng: 0.1 %Rongcheng: 0.1 %Shenyang: 0.1 %Shenyang: 0.1 %Shenzhen: 0.1 %Shenzhen: 0.1 %Shijiazhuang: 0.1 %Shijiazhuang: 0.1 %The Bronx: 0.1 %The Bronx: 0.1 %Xi'an: 0.1 %Xi'an: 0.1 %XX: 4.3 %XX: 4.3 %Yuncheng: 0.1 %Yuncheng: 0.1 %上饶: 0.1 %上饶: 0.1 %北京: 0.5 %北京: 0.5 %大连: 0.1 %大连: 0.1 %昌吉: 0.1 %昌吉: 0.1 %济南: 0.1 %济南: 0.1 %深圳: 0.1 %深圳: 0.1 %荆州: 0.1 %荆州: 0.1 %西宁: 0.1 %西宁: 0.1 %阳泉: 0.1 %阳泉: 0.1 %其他BeijingBogotáChang'anChangchunDaqingGuangzhouGuangzhou ShiHangzhouHarbinHefeiHyderabadluohe shiMountain ViewQinnanRongchengShenyangShenzhenShijiazhuangThe BronxXi'anXXYuncheng上饶北京大连昌吉济南深圳荆州西宁阳泉Highcharts.com
图( 5) 表( 4)
计量
  • 文章访问数:  5293
  • HTML全文浏览数:  5293
  • PDF下载数:  57
  • 施引文献:  0
出版历程
  • 收稿日期:  2020-03-09
  • 录用日期:  2020-06-23
  • 刊出日期:  2021-01-10
宁杏芳, 崔海伟, 杜金宝, 杨洋. 基于碳源条件的燃料乙醇生产废水脱氮工艺优化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047
引用本文: 宁杏芳, 崔海伟, 杜金宝, 杨洋. 基于碳源条件的燃料乙醇生产废水脱氮工艺优化[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047
NING Xingfang, CUI Haiwei, DU Jinbao, YANG Yang. Optimization of denitrification treatment process of fuel ethanol wastewater based on carbon source[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047
Citation: NING Xingfang, CUI Haiwei, DU Jinbao, YANG Yang. Optimization of denitrification treatment process of fuel ethanol wastewater based on carbon source[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 334-340. doi: 10.12030/j.cjee.202003047

基于碳源条件的燃料乙醇生产废水脱氮工艺优化

    通讯作者: 杨洋(1979—),男,博士,高级工程师。研究方向:水污染治理等。E-mail:20045054@chnenergy.com.cn
    作者简介: 宁杏芳(1988—),女,硕士,助理工程师。研究方向:水污染治理技术与工程。E-mail:79393291@qq.com
  • 1. 国投广东生物能源有限公司,湛江 524399
  • 2. 北京国电龙源环保工程有限公司,北京 100039

摘要: 某厂稻谷燃料乙醇DDG废水处理工艺因好氧进水碳氮比失调,导致出水TN难以达标。通过对反硝化系统碳源种类的筛选,寻找适宜的碳源并对废水处理系统工艺进行调整,以提升反硝化脱氮效率。碳源筛选实验在葡萄糖、乙醇和清液(原废水),3种碳源条件下进行。通过考察实验系统pH和TN浓度的变化,对反硝化系统投加不同碳源时TN去除速率,以及相应碳源条件下的运行成本进行对比。结果表明:乙醇作为碳源时系统的TN去除速率最大,为8.33 mg·(L·h)−1,是清液为碳源时的1.1倍、葡萄糖为碳源时的1.18倍;而清液作为碳源的运行成本是乙醇为碳源的9%、葡萄糖为碳源的37%。综合对比反硝化投加不同碳源情况下的脱氮反应速率和运行成本,以清液作为碳源来调整脱氮工艺是最佳方案。经现场工艺验证,当A/O系统进水TN为300~600 mg·L−1、投加清液量使废水中COD/TN达到12.1以上时,可确保该厂废水处理系统经处理外排废水TN稳定在50 mg·L−1以下。上述研究结果可为DDG废水的处理提供经济合理的碳源补充方案,并能为可生化性较好的发酵行业废水处理提供参考。

English Abstract

  • 燃料乙醇是我国重点发展的新能源之一,其生产废水的处理和资源化利用很受关注[1]。燃料乙醇的生产以稻谷为原料,经过发酵、精馏后的酒糟通过简单的挤压处理后,所得滤渣经干燥后进入干酒糟工艺(distillers dried grains,DDG)处理流程[2]。产生废水主要成分为糖类、蛋白质、纤维素等,其中粗蛋白含量约占27%[3]。该废水经厌氧生物处理后,TN主要以NH+4-N形式存在,且浓度较高,一般为300~600 mg·L−1;即使经过好氧硝化反应也仅发生氮形态的变化,而出水TN未降低,这主要是由于好氧进水碳氮比失调导致反硝化反应效果差。为实现TN达标排放,需要在好氧系统段补充进水碳源。

    影响反硝化效率的因素较多,活性污泥中微生物组成种类也会影响碳源的选择。在调整脱氮系统工艺前,通过在现场开展指导性实验,研究投加不同碳源时的反硝化脱氮效率,以期获得适宜的碳源补充方案,提高A/O反硝化系统脱氮效率。本研究从脱氮反应速率和经济性综合分析以选择适宜的碳源,并优化运行条件,应用于工程实践中,指导DDG废水处理的A/O脱氮系统高效运行。

  • 研究采用快速消解法测定水样中的COD;重量法测定活性污泥浓度;玻璃电极测定水样中的pH;碱性过硫酸钾消解-紫外分光光度法测定TN;半自动凯氏定氮仪测定TNK。

  • 某污水站主要有高浓度废水和低浓度废水两股来水。高浓度废水即为DDG废水(俗称清液)。低浓度水中包含实验室废水、净水器排泥水、锅炉除盐水、设备冲洗水、循环水排水和生活区废水等。经过处理后的外排水水质满足《广东省地方标准-水污染物排放限值》(DB 44/26-2001)第二时段一级标准,TN满足《发酵酒精和白酒工业水污染排放标准》(GB 27631-2001)(即50 mg·L−1)排放标准,排至市政污水管网。水质指标如表1所示。

  • 该污水站采取的主要工艺为CSTR+UASB+A/O+芬顿,废水处理量约2 800~3 400 m3·d−1。工艺流程见图1

  • 该污水站运行稳定,除TN外,其他指标均达到排放要求。外排水TN一直为300~360 mg·L−1。为解决这个问题,对该污水站A/O系统的进、出水水质进行了分析,结果如表2所示。

    表2可知,该污水站A/O系统进水的COD/TN约3.1~4.0。TNK反映了水中NH+4-N和有机氮的情况,说明系统进水中的总氮主要以NH4+-N和有机氮为主,故可认为A/O工艺适合该废水的处理。杨健等[4]的研究表明,实验室酒精废水经过两级厌氧消化后系统BOD/COD约为0.5。据此计算,该污水站A/O系统进水BOD/TN约为1.6~2.0,明显低于反硝化过程BOD/TN>3的需求[5-6]。因此,可以判断该污水站TN去除率低归因于A/O生化系统进水的BOD/TN失调。影响TN去除率因素较多,针对上述问题结合工程实践,通过对比研究寻找合适的碳源、确定优化运行条件。

    根据生产实际,把葡萄糖、乙醇和清液作为主要考察对象,主要原因有:1)葡萄糖作为典型碳源添加剂,广泛应用于市政污水处理厂,操作方便且安全稳定;2)该工厂主要产品为燃料乙醇,有丰富的乙醇可作碳源;3)该污水站来水清液含有大量氨基酸、残糖和纤维素等有机物,而发酵酒精清液的BOD/COD一般为0.4~0.5,可生化性较好,因此,清液可作为碳源加以利用,也可实现污水处理的可持续发展[7-8]

  • 1)取400 mL A/O系统生化污泥,用去离子水进行清洗以除去原污水中TN对实验的干扰。按照实际进水流量比例,取A/O出水250 mL与上述污泥混合,混合后的污泥浓度约8 500 mg·L−1

    2)取上述比例混合后的污泥300 mL,分别添加葡萄糖、乙醇和清液,每组实验取3组平行样。在500 mL烧杯内搅拌,搅拌强度以水面无漩涡为标准,防止搅拌剧烈充氧。通过前期摸索性实验得知,当反应起始的COD/TN不低于20时,反硝化过程的最大反应速率不受碳源浓度的影响,因此,实验中确保COD/TN不低于20。为避免因添加碳源带来的pH干扰会影响反应初期的反硝化速率,在添加碳源后统一调整pH为6.9。

    3)在不同碳源和不同COD/TN的情况下,通过监测反应系统上清液pH和TN的变化来研究反硝化过程。

  • 以葡萄糖为碳源的研究结果如图2所示。由图2可知,在反应初始阶段(0~24 h),TN浓度从222.5 mg·L−1下降至215.6 mg·L−1,而反应初始pH由6.90降至6.55。此阶段pH的下降可能是葡萄糖水解产生有机酸导致的[9]。该阶段TN去除量很少,可能是污泥系统中的微生物种群对于基质的变化需要有适应过程,原污水中的葡萄塘较少。加入葡萄糖后,参与反硝化过程的大多数微生物需要时间去适应。反应第2阶段(24~36 h),TN浓度从215.6 mg·L−1下降至130.9 mg·L−1,而pH从6.55下降至6.34。这主要是因为在该系统内主要存在两大类反应:水解酸化和反硝化。在此阶段,葡萄糖水解产酸的速率明显大于反硝化的产碱速率,所以虽然TN已经有了明显下降,但pH仍然下降。反应第3阶段(36~48 h),TN浓度从130.9 mg·L−1下降至52.0 mg·L−1,而pH从6.34上升至8.17,这是典型的反硝化过程,表明在此阶段系统的反硝化产碱速率已明显超过了有机物的水解酸化速率,故系统的pH明显上升。

  • 以乙醇为碳源的实验结果如图3所示。反应初始阶段(0~24 h)的TN由225.6 mg·L−1下降至210 mg·L−1,而反应初始pH由6.97上升至7.17。结果表明:反应初始阶段系统中已经有了微弱的反硝化作用;与葡萄糖作为碳源情况类似,污泥中的微生物菌群在更换反应基质后都需要一定的时间去适应[10]

    反应第2阶段(24~36 h)的TN由210.0 mg·L−1下降至146.4 mg·L−1,而pH从7.17上升至7.31。说明微生物经一定时间的适应后,反硝化反应速率明显增加。反应第3阶段(36~48 h)的TN由146.4 mg·L−1下降至46.5 mg·L−1,而pH从7.31上升至8.86,表明此阶段反硝化过程反应速率达到了较高水平。

    与葡萄糖作为碳源相比,乙醇为碳源的反应体系中pH值提升速率更快,这可能是由于实际生产废水中本来残存乙醇,微生物菌群对于乙醇的适应能力要强于对葡萄糖的适应能力。

  • 清液实际上是发酵酒精产物,其中所含营养物主要有糖分、蛋白质、纤维素、残糖、短纤维、挥发酸、有机氮、有机磷、钾等,还有大量胶质和菌丝体等[11]。以清液为补充碳源加入后,体系中各参数变化如图4所示。反应初始阶段(0~15 h)的TN由308.1 mg·L−1下降至270.3 mg·L−1,而反应pH基本维持不变。这表明在反应初期,虽然有明显的反硝化作用,但清液中存在的有机酸、氨基酸等物质会消耗反硝化过程产生的碱性物质,故反应体系的pH无明显变化。反应第2阶段(15~24 h)的TN由270.3 mg·L−1下降至179.6 mg·L−1,pH由6.89上升至6.93。在此阶段,TN下降明显,而pH上升速率较慢。这是由于清液中存在的酸性物质继续缓冲了反硝化产生的碱,导致系统的pH变化缓慢。反应第3阶段(24~36 h)的TN由179.6 mg·L−1下降至131.9 mg·L−1,pH由6.93上升至7.18。该阶段TN的反应速率开始下降,但pH上升幅度比第2阶段要快。这可能是由于清液中的酸性物质已消耗殆尽,缓冲作用已明显削弱,故系统pH变化明显。反应第4阶段(36~48 h)的TN在132 mg·L−1左右不再继续下降,但pH从7.15上升至7.65。这可能是由于经过一段时间的反应,清液中的含氮有机物开始了氨化反应,氨化反应产生的游离氨使系统的pH升高[12-13]

    相比葡萄糖和乙醇,清液作为碳源时,系统的最终pH最低。这可能是由于清液中含有大量酸性物质所致。这部分酸性物质主要由乳酸、琥珀酸、乙酸和丁酸等发酵副产物组成。而葡萄糖比乙醇更容易发生水解酸化,使得葡萄糖作碳源时反硝化反应的最终pH更低。

  • 根据上述实验结果,对比3种碳源在反硝化反应中的TN去除速率,计算公式如式(1)所示,结果如表3所示。

    式中:ΔN为TN反应速率即在单位时间内TN下降浓度,mg·(L·h)−1Ns为在一定反应时间后的TN浓度,mg·L−1N0为在反应初始期的TN浓度,mg·L−1;ΔT为反应时间,h。

    表3可知,在较长反应时间内,以上3种碳源条件下的平均TN去除速率接近,分别为3.55、3.73和3.67 mg·(L·h)−1。这表明在碳源充足的情况下,当反应时间足够长时,碳源种类对反硝化过程的影响较小。但对于某一时段内的反应速率,3种碳源还是有明显区别的。分时段内3种碳源下的最大TN去除速率分别为葡萄糖7.06 mg·(L·h)−1、乙醇8.33 mg·(L·h)−1、清液7.56 mg·(L·h)−1。乙醇去除速率最快主要是由于反硝化细菌优先利用小分子醇类[14],而葡萄糖作为相对复杂的有机物,需要水解酸化后才被吸收。而清液由于能被反硝化细菌快速利用的小分子酸类物质占比较小,该条件下反应速率低于乙醇做碳源的条件。吴代顺等[15]研究表明,当利用乙醇作为碳源进行反硝化反应时,最大反硝化速率超过葡萄糖等有机物。

  • 假定A/O系统的进水参数为:流量200 m3·h−1;COD 1 800 mg·L−1、TN 450 mg·L−1;投加碳源后的COD/TN=20。以此计算3种碳源投加条件下,生物脱氮过程增加的运行成本,结果见表4,其中葡萄糖和乙醇的单价采用市场采购价格,而清液单价以清液未进行厌氧反应而损失的沼气发电收益来计。

    上述计算过程未考虑添加碳源后系统运行成本的增加。这是由于即使添加的碳源全部以曝气方式去除,在该污水站的曝气系统效率及电价基础上,每吨污水的处理成本增加量也不到0.5元。与表4中的成本增加相比,影响较小,所以未作过多考虑。表4计算结果显示,清液成本为仅为乙醇成本的9%,葡萄糖成本的37%。从经济角度出发,应该充分利用废水中的有机物来进行生物脱氮;而充分利用原废水中的碳源也可实现污水资源利用,符合污水处理可持续发展的需要。

  • 投加不同碳源时,清液的最大反硝化速率是乙醇的90%;从经济成本方面考虑,投加清液的成本仅是乙醇的10%。通过实验研究分析,综合脱氮反应速率和运行成本经济性两方面考虑,以清液作为反硝化碳源具有较明显的优势。

    该污水站A/O系统进水流量200 m3·h−1,反硝化停留时间为50 h,内回流比为450%,外回流比100%。未添加清液时,A/O进水COD为1 792~2 023 mg·L−1。外加碳源清液的COD为50 000~62 000 mg·L−1,TN为1 100~1 500 mg·L−1,对不同清液投加量下的A/O系统TN去除率进行了比较,结果如图5所示。未添加清液前,A/O系统进水的COD/TN在5~6,TN去除率约41%;在添加清液后,COD/TN在6.0~9.3,TN去除率上升幅度较快。这主要是由于清液中的有机物被反硝化细菌快速利用,TN去除得以加速。当COD/TN在9.3~12.1时,进水COD在3 058~5 097 mg·L−1,TN在378~422 mg·L−1,出水COD在425~504 mg·L−1,TN在46~48 mg·L−1,TN去除率可以稳定在85%以上,最高达到89%,且水中TNK未检出,说明系统中氨化反应和硝化反应进行彻底,则TN主要以NO3-N存在。而当COD/TN继续升高至12.9时,TN去除率反而下降。这主要是因为清液自身带有一定浓度的有机氮,这些氮的存在影响了原水中TN去除量的计算,从而影响了系统的TN去除率。

    根据上述实验结果对污水站的运行参数进行了相应调整,当混合液回流比和污泥回流比分别为450%和100%时,采用COD/TN=12.1,即每kg TN投加清液约307 L,该污水站的外排TN可稳定在50 mg·L−1以下。综上所述,DDG项目废水脱氮工艺中,A/O系统进水TN约300~600 mg·L−1时,可通过投加清液作为碳源,以确保A/O系统废水COD/TN在12.1以上,使A/O系统保持较高的TN去除率的同时,对运行成本的影响有限。

  • 1)对于反硝化脱氮碳源不足废水处理,通过投加葡萄糖、乙醇、清液3种不同碳源进行反硝化实验,结果表明:采用葡萄糖、乙醇和清液分别做反硝化碳源时,脱氮效率分别为76.6%、79.4%和57.2%;同时,以葡萄糖作碳源时的TN去除速率最小,清液次之,乙醇作碳源的TN去除速率最大为8.33 mg·(L·h)−1,反硝化细菌优先利用小分子醇和酸类有机物作为反硝化碳源。

    2)对3种碳源条件的经济性比较发现,清液为乙醇成本的9%、为葡萄糖的37%。利用原废水中的有机物经济性最佳,也符合污水处理可持续发展的需要。

    3)在DDG项目废水处理脱氮工艺中,A/O系统进水TN约300~600 mg·L−1时,可通过投加清液作为碳源确保A/O系统废水的COD/TN在12.1以上,从而使A/O具有较高TN去除率的同时,对运行成本的影响有限。

    4)实际工程应用研究为DDG废水的处理提供了经济合理的碳源补充方案,能为可生化性较好的发酵行业废水处理提供参考。为获得更好的脱氮效率,下一步还需探讨好氧系统内回流比及反硝化停留时间对反硝化效率的影响。

参考文献 (15)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回