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冷冻复合法处理高盐高有机物废水

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杨晖, 王锐, 付梦晓, 江苑菲, 史彦卓, 郭宝霞, 李彩斌. 冷冻复合法处理高盐高有机物废水[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
引用本文: 杨晖, 王锐, 付梦晓, 江苑菲, 史彦卓, 郭宝霞, 李彩斌. 冷冻复合法处理高盐高有机物废水[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
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YANG Hui, WANG Rui, FU Mengxiao, JIANG Yuanfei, SHI Yanzhuo, GUO Baoxia, LI Caibin. Treatment of the wastewater with high concentration of salt and organic matters using the combined methods with freezing[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
Citation: YANG Hui, WANG Rui, FU Mengxiao, JIANG Yuanfei, SHI Yanzhuo, GUO Baoxia, LI Caibin. Treatment of the wastewater with high concentration of salt and organic matters using the combined methods with freezing[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
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冷冻复合法处理高盐高有机物废水

  • 1.

    北京建筑大学环境与能源工程学院，北京市供热、供燃气、通风及空调工程重点实验室，北京 100044

  • 2.

    北京中持绿色能源环境技术有限公司，北京 100192

    • 作者简介: 杨晖(1970—)，女，博士，副教授。研究方向：能源应用与热质交换。E-mail：yanghui@bucea.edu.cn
    通讯作者: 杨晖, E-mail: yanghui@bucea.edu.cn ; 
  • 基金项目:
    北京市科委2015资源环境与可持续发展专项课题(Z151100001415007)

  • 中图分类号: X703

Treatment of the wastewater with high concentration of salt and organic matters using the combined methods with freezing

  • 1.

    Beijing Municipality Key Lab of Heating, Gas Supply, Ventilating and Air Conditioning Engineering, School of Environment and Energy Engineering, Beijing University of Civil Engineering and Architecture, Beijing 100044, China

  • 2.

    Beijing Sustainable Green ET. Co. Ltd., Beijing 100192, China

    • Corresponding author: YANG Hui, yanghui@bucea.edu.cn ; 

摘要

  • 摘要: 基于水分子冷冻结晶过程中排除杂质的原理，将重力、微波和离心方法应用于脱除废水中的有机物和盐。对于配置的初始化学需氧量为10 000 mg·L−1，初始盐度为10 000 mg·L−1的模拟废水，实验研究了应用冷冻-重力-离心方法(FGCM)、冷冻-微波-离心方法(FMCM)和冷冻-微波-重力-离心方法(FMGCM)处理高盐高有机物废水的效果。研究结果表明：FGCM的去除率最高，但耗时最长；FMCM的去除率最低，但耗时最短；FMGCM与FGCM的去除效率相差不多，同时能够有效地缩短处理时间；这3种方法对有机物的脱除效果均好于对盐分的脱除效果。
    Abstract: During the solution freezing process, impurities are expelled by ice formation from water molecules. In this study, gravity-induced, microwave or centrifugal treatment methods were combined with freezing method to remove the salt and organic matter from wastewater. For the simulated wastewater with the initial chemical oxygen demand (COD) of 10 000 mg·L−1 and the initial salinity of 10 000 mg·L−1, treatment experiments were carried out using three combined methods: freezing, gravity-induced and centrifugal method (FGCM), the freezing, microwaving and centrifugal method (FMCM) and the freezing, microwaving, gravity-induced and centrifugal method (FMGCM), to investigate the organic matter and salt removal rates. The results show that FGCM had the highest removal rate, but the longest process duration; FMCM had the shortest process duration, but the lowest removal rate; FMGCM had similar removal rate as FGCM and could effectively reduce the process duration. These three methods always presented higher organic matter removal rate than salt removal rate.

  • 在我国21世纪初，城市生活垃圾普遍采用填埋的方式进行处置[1]，据2021年中华人民共和国统计局报告显示，截至2020年，我国卫生填埋场共644座。填埋场中的生活垃圾随着时间的推移，趋于稳定并产生大量的老龄垃圾渗滤液。与新鲜垃圾渗滤液相比，老龄垃圾渗滤液具有高氨氮、低C/N、可生化性差和污染物成分更加复杂且毒性强等特点[2-3]。

    传统脱氮工艺由于存在能耗和运行成本高的缺点。因此，对于低C/N比和高氨氮的老龄垃圾渗滤液而言，目前亟需探究一种经济且高效的脱氮方法。厌氧氨氧化(anaerobic ammonium oxidation, Anammox)是一种新型高效的生物脱氮技术，与传统脱氮技术相比，该技术具备无需曝气、无需外加碳源、污泥产量少、温室气体排放少和运行成本低等优点。该技术是利用厌氧氨氧化菌(anaerobic ammonium oxidation bacteria, AnAOB)在缺氧或者厌氧环境条件下，利用NO2−-N为电子受体，以NH4+-N为电子供体，最后将两者转化成N2的过程[4-5]。目前由于AnAOB生长速度缓慢，且倍增周期较长，导致Anammox工艺在工程运用中存在启动时间长，AnAOB富集丰度低等难题。目前报道文献中，王朝朝等[6]利用Anammox絮状污泥和厌氧颗粒污泥在UASB反应器中经过140 d成功培养出Anammox颗粒污泥，TN去除负荷为0.26 kg·(m3·d)−1；季军远等[7]以絮状厌氧消化污泥为接种污泥，经过250 d成功启动有效体积为1.4 L的Anammox-UASBA反应器；Wang等[8]将Anammox颗粒污泥接种于UASB反应器，经过178 d启动及稳定运行，NLR高达8.25 kg·(m3·d)−1；李亦舒等[9]探究低DO条件下对Anammox工艺脱氮影响，富集的AnAOB丰度仅为14.3%。

    基于此，本研究针对短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液，采用UASB反应器快速启动Anammox用于进一步深度脱氮，分析启动过程中接种污泥形貌变化、微生物群落结构变化和脱氮性能。为此，探究Anammox最佳启动条件，并采用厌氧硝化污泥为接种污泥，在30 L的UASB反应器中，仅用60 d成功启动Anammox。启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水，探究该系统脱氮性能。实现Anammox反应器稳定运行和较强的脱氮性能，为其在老龄垃圾渗滤液工程运用中提供科学的技术参考。

    1.   材料与方法

    1.1   实验装置

    本研究单因素批量实验采用4至6个用锡箔纸包裹的250 mL的具塞锥形瓶，Anammox启动和实际废水脱氮实验在UASB反应器中进行，实验装置如图1所示。该反应器内径为20 cm，高100 cm，有效体积为30 L，反应器内投加Φ=55 mm的聚氨酯生物填料球，投加量为30%。运行工况：利用温控系统将反应器内温度控制在(30±1) ℃，DO为0.3 mg·L−1，初始pH为7.5，MLSS为4 200~4 500 mg·L−1；模拟废水启动阶段Ⅰ，采用人工配水，设置进水蠕动泵流量为10 L·d−1，利用进水蠕动泵将模拟废水从反应器底部输入，内循环蠕动泵转速设置为2 r·min−1，处理后的水从顶部出水口排入出水箱中；实际废水运行阶段Ⅱ，启动成功后，通过逐渐提高老龄垃圾渗滤液的浓度，运行工况与启动阶段一致。

    图 1  Anammox-UASB反应器装置图
    Figure 1.  Anammox-Upflow anaerobic sludge bed reactor
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    1.2   实验用水

    本研究启动阶段采用模拟的垃圾渗滤液为进水，启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水。模拟废水中NH4+-N和NO2−-N由(NH4)2SO4和NaNO2按需添加，其质量浓度分别为50~200 mg·L−1和60~260 mg·L−1。其他主要成分：MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4、微量元素Ⅰ(1 mg·L−1)和微量元素Ⅱ(1 mg·L−1) [10]。

    1.3   实验接种污泥

    本研究接种污泥为广东省云浮市某养鸭废水处理站两级A/O工艺中厌氧硝化污泥，颜色呈棕红色，MLSS为5 000~6 000 mg·L−1。利用缓冲溶液将厌氧接种污泥清洗3遍，随后采用100目筛网进行筛分，去除杂物，并收集筛网上的颗粒污泥；将颗粒污泥置于装有NH4+和NO2−质量浓度分别为30 mg·L−1和40 mg·L−1的密闭容器中，并添加适量的MgSO4·7H2O、CaCl2、NaHCO3和KH2PO4营养物质、微量元素Ⅰ和微量元素Ⅱ进行纯化培养。纯化培养后的接种污泥中微生物数量为3×108个·mL−1，主要微生物群落包括Proteobacteria、Chloroflexi和Planctomycetes。将纯化后的接种污泥避光储存于实验室4 ℃冰箱中。

    1.4   分析项目与方法

    水质根据《水和废水监测分析方法》(第四版)[11]中的方法测定。其中NH4+-N采用纳氏试剂分光光度法测定、NO2−-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法测定、NO3−-N采用紫外分光光度法、MLSS采用重量法测定、pH和DO采用便携式水质多参数测定仪(上海SANXIN-SX825)测定。

    污泥外貌形态，将样品置于10 mL离心管内，加入2.5%戊二醛固定液进行固定，冷冻干燥好后，将样品镀膜后在扫描电子显微镜(SEM，Zeiss Gemini 300，上海卡尔蔡司)进行观察并拍摄。污泥中EPS特征，采用一种改良的热提法提取污泥的3层EPS[12-13]，并用三维激发发射矩阵(3D-EEM)荧光光谱法测定EPS中有机物变化。采用考马斯亮蓝法和蒽酮—硫酸法分别测定EPS中的多糖和蛋白质[14-15]。

    微生物群落多样性，利用Qubit3.0 DNA检测试剂盒对基因组DNA进行定量。对细菌的16S rRNA的V3~V4区，用通用引物341F(CCTACGGGNGGCWGCAG)和805R(GACTACHVGGGTATCTAATCC)进行PCR扩增，最后采用Illumina MiSeq测序平台完成测序。

    2.   结果与讨论

    2.1   厌氧氨氧化污泥最佳脱氮条件确定

    1)温度对厌氧氨氧化污泥脱氮的影响。有研究[16-17]表明，AnAOB最适的生长温度在15~40 ℃。基于此，探究温度(15、20、25、30、35、40和50 ℃)对Anammox污泥脱氮性能的影响，结果如图2(a)所示。当反应温度为15 ℃和50 ℃时，NH4+-N和NO2−-N的平均去除率分别为56.3%、64.3%和30.8%、67.8%。这是由于低温条件下导致比氨活性(SAA)降低，高温条件下由于细菌细胞裂解，SAA受到抑制[18-20]，导致脱氮效率下降[21-22]，在20、25、30、35和40 ℃下，NH4+-N和NO2−-N的平均去除率分别超过90%和76%。其中30 ℃下的NH4+-N和NO2−-N去除效果最佳，其平均去除率分别超过98%和85%。当反应温度为30 ℃和40 ℃时，TN的去除率最高，平均值分别为91.7%和91.9%。为节省能耗，将最佳反应温度设为(30±1) ℃。

    图 2  影响Anammox污泥脱氮性能的主要因素优化
    Figure 2.  Optimization of the main factors affecting the denitrification performance of anaerobic ammonia oxidation sludge
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    2)初始pH对厌氧氨氧化污泥脱氮的影响。AnAOB的生理pH为6.7~8.3[23]。不同初始pH(5.0、6.0、7.0、8.0和9.0)对Anammox污泥脱氮性能的影响如图2(b)所示。初始pH的升高，有利于去除NH4+-N、NO2−-N和TN，当初始pH为7.09.0时，NH4+-N、NO2−-N和TN的去除效果最佳，其平均去除率均超过99%。pH决定了游离氨(free Ammonia, FA)和游离亚硝氨(free nitrogenous ammonia, FNA)的浓度，FA已被证明是Anammox系统中的一种重要抑制剂，低pH会导致FA浓度下降，这有利于AnAOB的活动[24]。然而，有研究表明，Anammox主要受pH影响，而非FA的抑制[25]。极端pH可能会影响质子转移和其他代谢过程 [26]。AnAOB菌在酸性条件下受到抑制，从而降低其脱氮性能。结果表明，进水初始pH为7.0~8.0脱氮效果最佳，故本研究将最佳初始pH设为7.5。

    3)碳源投加量对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。有机物被认为是影响Anammox脱氮性能的一个重要因素[27]。不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80 mg·L−1)对Anammox脱氮性能的影响结果如图2(c)所示。NH4+-N的去除效果与C6H12O6投加量呈负相关，当C6H12O6投加量为0 mg·L−1和20 mg·L−1时，NH4+-N去除效果最佳，其平均去除率分别为99.5%和96.7%；当C6H12O6投加量为80 mg·L−1时，NH4+-N平均去除率仅为86.4%。其主要原因可能是存在有机碳，异养菌会大量生长繁殖[28]，如反硝化菌，导致AnAOB菌的生长受到抑制，NH4+-N的去除性能下降。相反，NO2−-N去除率与碳源投加量呈正相关，在C6H12O6低投加量(0 mg·L−1和20 mg·L−1)时，其平均去除率仅为54.3%和65.5%。这主要是因为部分NO2−-N在反硝化菌的作用下转化为N2。有研究表明，在COD为100 mg·L−1时，NH4+-N和TN的去除效率均超过90%相比之下，当COD达到约300 mg·L−1时，Anammox仅占TN去除率的69%[29]。在不同C6H12O6投加量(0、20、40、60和80 mg·L−1)下，TN平均去除率分别为74.0%、80.6%、76.6%、70.3%和81.8%。尽管有机物可能会对Anammox产生不利影响，但较低的有机物浓度或合适COD/N可能会支持Anammox和反硝化的共存[30-32]。从NH4+-N、TN的去除效果以及经济考虑，本研究将不外加碳源。

    4) NO2−/NH4+对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。研究[23]表明AnAOB对铵和亚硝酸盐的亲和常数均小于或等于0.1 mg N·L−1。探究不同NO2−/NH4+(0.75、1.00、1.25、1.50和1.75)对Anammox污泥脱氮性能影响结果如图2(d)所示。NO2−/NH4+比为0.75、1.00、1.25、1.50和1.75对NH4+-N的平均去除率分别为99.4%、99.1%、99.3%、99.5%和98.9%，对NO2−-N的平均去除率分别为100%、100%、98%、87%和88%，对TN的平均去除率分别为99.6%、99.5%、99.7%、93.0%和91.0%。高底物浓度可抑制Anammox活性，尤其是在高NO2−-N浓度[33]。Anammox反应过程如化学式 (1) 所示[34]。理论上每消耗1 mol NH4+，需要1.32 mol NO2−，若NO2−/NH4+高于1.32理论值，则出现NO2−无法完全反应，导致出水存有剩余的NO2−。若NO2−/NH4+低于1.32，反而会出现NH4+过剩，导致出水TN去除率下降。结果表明，NO2−/NH4+太高或太低都会影响其脱氮性能，故本实验将NO2−/NH4+设为1.25~1.50较为合适。

    NH+4+1.32NO−2+0.132HCO−3+0.512H+1.02N2+0.26NO−3+CH2O0.5N0.15+2.19H2O (1)

    5)接种污泥浓度对厌氧氨氧化污泥脱氮影响。Anammox脱氮性能与接种污泥浓度相关联[35]。基于此，探究不同接种污泥浓度(1 800、2 600、3 400和4 200 mg·L−1)对Anammox污泥脱氮性能影响，结果如图2(e)所示。污泥质量浓度为1 800、2 600、3 400和4 200 mg·L−1，进水NH4+-N质量浓度控制为153.8 mg·L−1，出水质量浓度分别为70.5、44.6、15.8和0 mg·L−1，其平均去除率分别为54.2%、71.0%、89.7%和100%；NO2−-N进水质量浓度为192.3 mg·L−1，出水质量浓度分别为176.2、144.3、69.3和4.6 mg·L−1，平均去除率分别为8.4%、25%、64%和97.6%；TN的去除率分别为32.5%、46.5%、77.5%和98.2%。结果表明，当接种污泥浓度较低时，系统中的微生物含量也随之减小，导致其脱氮效果不佳，而将污泥浓度提高至一定程度，微生物的数量极为丰富，其脱氮性能最佳。结果表明，接种污泥质量浓度为4 200 mg·L−1时，其脱氮效果最佳。

    2.2   厌氧氨氧化快速启动及脱氮性能

    单因素批量实验结果表明，Anammox最适的运行条件温度为(30±1) ℃、初始pH为7.5、无外加有机碳源、NO2−/NH4+=1.25~1.50和接种MLSS为4 200 mg·L−1。基于此，进行Anammox启动和脱氮性能研究，其中启动阶段Ⅰ指以模拟废水为进水，用于Anammox的快速启动；实际废水运行阶段Ⅱ是指在启动成功后，以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为进水，探究UASB反应器脱氮性能的研究。由图3(a)可见，模拟废水启动阶段Ⅰ中当NH4+-N质量浓度由48.5 mg·L−1逐渐提升至211.3 mg·L−1时，平均去除率为99.2%。此外，当提高氮负荷比时，其NH4+-N去除效率轻微下降，随后回升到较高的水平。这表明反应器中的微生物具备较强的抗冲击负荷能力，启动过程中NH4+-N的出水质量浓度均低于6 mg·L−1。从图3(b)可知，当NO2−-N从初始质量浓度由64.7 mg·L−1逐渐提升至247.1 mg·L−1，反应器对NO2−-N同样保持较高的去除效果，NO2−-N出水质量浓度低于10 mg·L−1，平均去除率为97.2%。由图3(c)可见，NO3−-N的积累量随着NH4+-N和NO2−-N浓度的增加而增加，但始终低于0.26，∆NO2−-N/∆NH4+-N平均值为1.26，略低于理论值1.32。这可能是由于反应器中除了AnAOB外，还存在反硝化菌，使得Anammox过程中产生的NO3−-N在反硝化菌的部分反硝化作用下转为NO2−-N，导致∆NO2−-N和∆NO3−-N偏低，从而导致结果比理论值低[34]。由图3(d)可见，当TN的质量浓度由113.1 mg·L−1逐渐升至458.4 mg·L−1时，平均去除率为90%，出水质量浓度低于25 mg·L−1，表明第60天时Anammox成功启动。

    图 3  Anammox快速启动及其脱氮性能
    Figure 3.  Fast start-up and of Anammox and its denitrification performance
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    实际废水运行阶段Ⅱ：启动成功后以短程硝化处理后的老龄垃圾渗滤液为原水，进水NH4+-N、NO2−-N、NO3−-N和TN的质量浓度分别为150~190、200~250、5~15和375~465 mg·L−1。由于水质与启动期的模拟废水存在差异，微生物受到抑制，导致启动初期的脱氮性能不稳定，运行至第125天时，NH4+-N、NO2−-N和TN的平均去除率分别为81.7%、81.9%和76.2%，平均出水质量浓度分别为31、42.5和99.8 mg·L−1，NO3−-N的平均出水质量浓度为25.7 mg·L−1。结果表明，随着运行时间推移脱氮性能趋向稳定，系统运行至126~150 d时NH4+-N、NO2−-N和TN出水较为稳定且保持较高的脱氮效果，其平均去除率分别为86.9%、85.7%和80.2%，表明该系统运行趋向于稳定。

    2.3   接种污泥形貌特征分析

    1)生物填料以及接种污泥变化。在图4(a)~(c)中观察到聚氨酯生物填料上的孔隙中附着很多由微生物聚集而成生物膜。这说明聚氨酯生物填料可为AnAOB提供附着场所，可以有效解决运行过程中种泥流失的难题。在图4(d)~(f)中观察到絮状污泥逐渐减少，颗粒污泥逐渐增多。为了更清楚地观察污泥形态，利用显微镜进行观察，在图4(g)~(i)中观察到原始接种污泥中絮状污泥居多，只有少数的颗粒污泥，且颗粒污泥粒径较小，第60 天时，可以明显的观察到颗粒污泥占主导地位，同时污泥颗粒化程度高且形态完整。

    图 4  不同时期接种污泥宏观特征
    Figure 4.  Macroscopic characteristics of the inoculation sludge during different periods
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    2)接种污泥表观形貌。为更好地揭示接种污泥颗粒化过程，从UASB反应器中取第0、20、40和60天的污泥样品，观察污泥从开始接种至接种至60 d过程中微生物聚集的情况。由图5(a)可见，原始接种污泥呈现出网状结构，主要是由变形菌门和绿弯菌门形成[36]，这为后期AnAOB的富集提供附着位点。由图5(b)可见，第20天的接种污泥在原本树状结构上聚集了球状颗粒。如图5(c)所示，在第40天的接种污泥表面观察到不规则的花椰菜外观。由图5(d)可见，接种60 d后污泥呈现的花椰菜外观更加明显，花椰菜外观是AnAOB成功富集的特征[37]。这表明反应器在40~60 d内AnAOB成功富集。此外，可观察到细菌被某种分泌物紧密连接，这有利于AnAOB抗冲击负荷和具有较好的沉降性能，可有效地减少接种污泥的流失。

    图 5  原始接种污泥与不同接种时期污泥结构扫描电镜图
    Figure 5.  Scanning electron microscopy images of the structure of raw sludge and the inoculated sludge at different operating periods
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    3)接种污泥EPS中蛋白质(PN)和多糖(PS)的变化。EPS是污泥颗粒化的重要物质[38]。基于此，本文探究EPS中PN和PS对Anammox颗粒化的影响。由图6(a)可见，原始接种污泥中PN的含量为0.39 mg·g−1(以每克MLVSS计)，接种至第30天时，提高至4.92 mg·g−1，接种至第60天时，提高至9.42 mg·g−1。而PN含氨基，并带正电荷，导致污泥表面负电荷减少，微生物间的静电斥力降低，细胞表面的疏水性增强，从而使细胞更易于从水相中脱离出来并互相聚集。因此，PN含量的增加可促进污泥颗粒化[39]，表明微生物随着时间推移不断富集，这与SEM的结果一致。接种60 d后，原始接种污泥EPS中PS也由1.10 mg·g−1增加至5.05 mg·g−1，与PN呈现出相同的变化趋势(图6(b))。并且在氮负荷增加的过程中不断分泌更多的EPS，PS通过形成聚合物来促进微生物间的黏附以增强颗粒污泥的稳定性。同时，PS交联形成的水凝胶是维持颗粒污泥稳定的重要因素[40]。PS长主链之间的缠结以及丰富的结合位点桥接形成骨架，增强了微生物之间的黏附，有利于维持颗粒污泥的稳定状态[41]。PN/PS通常可以作为接种污泥稳定性和沉降性能的表征，由图6(d)可知，原始接种污泥PN/PS为0.356，第30天时其值为3.51，第60天时其值为1.87。有研究[42]表明，PN/PS为0.5~5内时，颗粒污泥的稳定性和沉降性随该比值增大而增强。由图6(c)和图6(d)可知，总EPS的分泌量的增加表明AnAOB得以富集。

    图 6  不同启动时期接种污泥3层EPS的变化
    Figure 6.  Changes of three-layer EPS in the inoculation sludge at different start-up periods
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    4)污泥EPS的3D-EEM结果。AnAOB分泌特定的EPS，可间接表征AnAOB的生长富集状况[43]。基于此，本文研究不同运行时期接种污泥各层EPS荧光光谱的变化，结果如图7所示。EPS的荧光谱图中主要包含4个特征峰：A峰激发波长/发射波长(Ex/Em)位于230~260 nm/300~330 nm，为酪氨酸蛋白；B峰Ex/Em位于337~400 nm/425~462 nm，为腐殖酸；C峰Ex/Em位于260~280 nm/370~425 nm，为富里酸和D峰Ex/Em位于230~262 nm/335~370 nm，为色氨酸蛋白质[44]。与图7(a)和图7(b)的接种污泥相比较，第30天(图7(e)~(f))和第60天(图7(h)~(i))在LB-EPS和TB-EPS层出现了腐殖酸类有机物 (B峰) ，该有机物是AnAOB中的Candidatus Brocadia分泌的特定物质[45]，表明第30天和60天之后AnAOB得到富集，且第60天时富集程度比第30天时要高。接种第60天的酪氨酸蛋白质(峰A)和色氨酸蛋白质(峰D)荧光强度比接种污泥高，且这2种物质在Anammox污泥的聚集中起重要作用[44]。表明随着污泥接种时间的推移，微生物不断的分泌出更多的胞外聚合物，同时也说明微生物不断的进行生长繁殖，与上节的扫描电镜的结果相一致。

    图 7  不同时期接种污泥3层三维荧光变化
    Figure 7.  Three-dimensional fluorescence change of three-layer EPS in the inoculation sludge at different start-up periods
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    2.4   不同时期微生物群落结构变化

    1)微生物多样性分析。采用16S rRNA高通量测序技术分析接种污泥在UASB反应器运行过程中微生物群落结构变化情况。由表1可知，覆盖率(coverage)均大于99%。0~30 d反应器中氮负荷由0.075 kg·(m3·d)−1提升至0.153 kg·(m3·d)−1，OTUs数由370降至322，微生物多样性和丰度均呈现较明显的下降趋势，说明大部分不适应环境的微生物被淘汰。30~60 d反应器中氮负荷增加至0.306 kg·(m3·d)−1，OTUs数由322降至312，微生物多样性和丰度呈现出略微下降趋势，表明微生物逐渐适应环境。此外，Simpson指数增大，Shannon指数、Ace指数和Chao1指数有所降低。以上结果表明，随着氮负荷的增加，微生物群落多样性和丰度与原始接种污泥相比有所下降，表明在运行过程中系统不断将不适应环境的微生物进行淘汰，从而使得主要的功能菌逐渐占据主导地位，从而提高系统的脱氮性能。

    表 1  Anammox接种污泥Alpha多样性指数
    Table 1.  Alpha diversity index of anaerobic ammonia oxidation inoculation sludge
    污泥样品OTUsShannonSimpsonAceChao 1Shannoneven覆盖率/%
    第0天3704.4010.030370.00370.000.744100
    第30天3223.9540.045325.88324.440.68599.9
    第60天3123.3020.093320.63324.160.57599.9
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    2)门水平物种丰度分析。图8(a)反映了UASB反应器接种第0、30和60天时在门水平上微生物群落结构。结果表明：第0天时，反应器内门水平的微生物主要包括变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、浮霉菌门(Planctomycetes)、拟杆菌门(Bacteroidota)、厚壁菌门(Firmicutes)、疣微菌门(Verrucomicrobia)和酸杆菌门(Acidobacteria)，其相对丰度分别为29.9%、15.2%、6.40%、6.22%、3.76%、1.77%和1.15%；第30天时，反应器中浮霉菌门、拟杆菌门、厚壁菌门和酸杆菌门的相对丰度分别提高至12.9%、8.72%、12.7%和1.32%，变形菌门和绿弯菌门分别下降至27.5%和3.05%，在第30天时没有检测到疣微菌门，却检测到Ignavibacteriae，其相对丰度为0.81%；第60天时，浮霉菌门、拟杆菌门和Ignavibacteriae相对丰度分别提高至44.4%、9.95%和1.34%，变形菌门、厚壁菌门、绿弯菌门和拟杆菌门相对丰度分别降至21.4%、0.36%、2.32%和0.54%。有研究表明，Anammox体系中AnAOB可与上述微生物存在共存现象[46-47]。

    图 8  接种污泥微生物群落结构
    Figure 8.  Microbial community structure of the inoculated sludge
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    反应器运行至第60天时，浮霉菌门成为第一优势菌门，这主要是启动时逐渐提升氮负荷，且无外加有机碳源，使得接种污泥中的变形菌逐渐地失去第一优势菌的地位。而AnAOB为化能自养型细菌，在无有机碳源的环境中更有利其生长繁殖，从而使其在系统中更加具有竞争力。虽然变形菌门失去了第一优势菌门的地位，但其依旧保持较高的丰度，该菌门中含硝化、反硝化细菌，提升反应体系中的脱氮效率。值得注意的是，Ignavibacteriae从未检出到第60天时升至1.34%，该菌属于异养兼性厌氧菌，能将NO3−-N还原为NO2−-N[46]，有利提高系统的脱氮性能，同时可解释Anammox的系统中∆NO2−/∆NH4+和∆NO3−/∆NH4+低于理论值的原因。大部分的丝状菌为绿弯菌门，由于接种污泥中绿弯菌门为第二优势菌门，为后期AnAOB的富集提供附着位点，此外该菌门还参与凋亡细胞的分解和胞外物质的合成[36]。Anammox反应器是一个多种微生物共存的系统，形菌门、厚壁门、绿弯菌门和拟杆菌门等微生物参与脱氮，有利于反应器脱氮和稳定运行。

    3)属水平菌群结构分析。在UASB反应器接种第0、30和60天时，属水平上的微生物群落结构变化如图8(b)所示。接种污泥主要以Thauera、Thermomonas、Nitrosomonas、Ohtaekwangia为优势菌。运行60 d后，浮霉菌门中的Candidatus Brocadia成为优势菌，其丰度从反应器启动前未检出提高至42.4%。通常，随着低氮负荷向高氮负荷的提升过程中Candidatus Brocadia可能受高浓度NO2−-N的抑制[48]。但本研究中Candidatus Brocadia可以免受抑制且成为优势菌，表明Anammox启动成功。

    同时反应器存在Thauera、Thermomonas、Nitrosomonas、Ohtaekwangia和Ignavibacterium等硝化反硝化菌，Thauera的存在有利于COD和TN的去除[47]，Thermomonas属于热单胞菌，可以有效去除NO3−-N[49]；Nitrosomonas属于AOB菌，该菌利用一部分NH4+-N转化成NO2−-N为AnAOB提供基质；Ohtaekwangia属于硝化细菌门，其丰度由初始2.60%增加至3.32%，该菌丰度增加有利于系统的脱氮[50]，Ignavibacterium属于亚硝化盐还原菌，该菌丰度增加至1.34%，在Anammox系统中经常与AnAOB发挥作用。虽然前3者的丰度有所下降，后两者的丰度上升，但其对该反应器高效脱氮有重要贡献

    3.   结论

    1)在UASB反应器中成功快速启动Anammox，其最佳运行条件为(30±1) ℃、初始pH为7.5、无需外加碳源、NO2−-N/NH4+-N为1.25~1.50和MLSS为4 200 mg·L−1，历经60 d快速启动成功厌氧氨氧化。

    2) UASB反应器启动60 d后，污泥中EPS中PN由0.39 mg·g−1增至9.42 mg·g−1，PS从1.1 mg·g−1增加至5.05 mg·g−1，总EPS由接种前的1.49 mg·g−1增至14.5 mg·g−1，说明氮负荷增加时有利于微生物分泌出更多的胞外聚合物，有利于Anammox颗粒的形成，增强其抗负荷能力，且能减少种泥流失。

    3)启动成功的UASB反应器处理老龄垃圾渗滤液，系统运行至126~150 d时NH4+-N、NO2−-N和TN平均去除率均在80%以上，TN去除负荷最高为0.36 kg·(m3·d)−1，可为工程规模的Anammox快速启动用于老龄垃圾渗滤液脱氮提供参考。

    4) UASB反应器启动成功后，微生物多样性减少，AnAOB所在的浮霉菌门(Planctomycetes)成为优势菌门，其相对丰度为44.4%，Candidatus Brocadia成为优势菌属，相对丰度提高至42.4%，说明AnAOB成功富集，AnAOB利用NO2−-N为电子受体，以NH4+-N为电子供体实现深度脱氮。同时UASB反应器是一个以硝化反硝化菌为辅，以AnAOB为主的共生系统。

  • 图 1  实验流程图

    Figure 1.  Flow diagram of experiments

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    图 2  微波处理装置

    Figure 2.  Microwave treatment device

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    图 3  重力处理装置

    Figure 3.  Gravity treatment device

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    图 4  FMCM中脱除率、净水率与微波时间关系

    Figure 4.  Relationship between removal rate, wastewater purification rate and microwave time during FMCM treatment

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    图 5  FMCM中脱除率与净水率的曲线拟合

    Figure 5.  Curve fitting between the removal rate and wastewater purification rate during FMCM treatment

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    图 6  FGCM中脱除率、净水率与重力时间关系

    Figure 6.  Relationship between removal rate, wastewater purification rate and gravity time during FGCM treatment

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    图 7  FGCM中脱除率与净水率的曲线拟合

    Figure 7.  Curve fitting between the removal rate and wastewater purification rate during FGCM treatment

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    图 8  FMGCM中脱除率、净水率与时间关系

    Figure 8.  Relationship between removal rate, wastewater purification rate and time during FMGCM treatment

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    图 9  FMGCM中脱除率与净水率的曲线拟合

    Figure 9.  Curve fitting between the removal rate and wastewater purification rate during FMGCM treatment

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    图 10  COD脱除率与净水率的关系

    Figure 10.  Relationship between the COD removal rate and wastewater purification rate

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    图 11  脱盐率与净水率的关系

    Figure 11.  Relationship between the salt removal rate and wastewater purification rate

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    图 12  时间与净水率的关系

    Figure 12.  Relationship between the time and wastewater purification rate

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    表 1  FMCM实验结果

    Table 1.  Experimental results for FMCM experiments

    编号M0/gMi/gRi/%Ci/(mg·L−1)Rc/%Di/(mg·L−1)Rd/%Mw/gRw/%
    A1490.45457.916.632 33076.72 35076.5381.8177.85
    A2490.56437.8410.751 74082.62 00080365.0074.4
    A3491.47434.1511.661 67083.31 79082.1353.2671.88
    A4494.37398.6119.371 59084.11 74082.6306.1661.93
    A5491.53383.4221.991 500851 69083.1291.6959.34
    A6493.72353.1728.4779092.11 18088.2253.2951.3
    A7493.78319.4435.3162093.883091.7181.8436.83
    编号M0/gMi/gRi/%Ci/(mg·L−1)Rc/%Di/(mg·L−1)Rd/%Mw/gRw/%
    A1490.45457.916.632 33076.72 35076.5381.8177.85
    A2490.56437.8410.751 74082.62 00080365.0074.4
    A3491.47434.1511.661 67083.31 79082.1353.2671.88
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    A5491.53383.4221.991 500851 69083.1291.6959.34
    A6493.72353.1728.4779092.11 18088.2253.2951.3
    A7493.78319.4435.3162093.883091.7181.8436.83
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    表 2  FGCM实验结果

    Table 2.  Experimental results for FGCM experiments

    编号M0/gMi/gRi/%Ci/(mg·L−1)Rc/%Di/(mg·L−1)Rd/%Mw/gRw/%
    B1487.47453.976.871 700831 86081.4327.3367.15
    B2486.3433.0210.961 43085.71 56084.4301.2561.95
    B3484.39426.3611.981 23087.71 39086.1300.5362.04
    B4482.59384.5420.3276092.491090.924450.56
    B5485.11376.7122.356009477092.3228.847.16
    B6480.87341.5628.9744095.654094.6190.4639.61
    B7483.35309.8835.8924097.630097140.9529.16
    编号M0/gMi/gRi/%Ci/(mg·L−1)Rc/%Di/(mg·L−1)Rd/%Mw/gRw/%
    B1487.47453.976.871 700831 86081.4327.3367.15
    B2486.3433.0210.961 43085.71 56084.4301.2561.95
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    B4482.59384.5420.3276092.491090.924450.56
    B5485.11376.7122.356009477092.3228.847.16
    B6480.87341.5628.9744095.654094.6190.4639.61
    B7483.35309.8835.8924097.630097140.9529.16
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    表 3  FMGCM实验结果

    Table 3.  Experimental results for FMGCM experiments

    编号M0/gCi/(mg·L−1)Rc/%Di/(mg·L−1)Rd/%Mw/gRw/%
    C1478.011 41085.91 53084.7310.0264.86
    C2483.391 28087.21 42085.8298.8361.82
    C3483.641 04089.61 19088.1272.0656.25
    C4485.5865093.587091.3259.1153.36
    C5479.115009563093.7204.6542.71
    C6487.1943095.753094.7170.0234.9
    C7484.9626097.433096.7163.6933.75
    编号M0/gCi/(mg·L−1)Rc/%Di/(mg·L−1)Rd/%Mw/gRw/%
    C1478.011 41085.91 53084.7310.0264.86
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    C6487.1943095.753094.7170.0234.9
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图( 12) 表( 3)
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-04-28
  • 录用日期:  2020-08-17
  • 刊出日期:  2021-02-10
杨晖, 王锐, 付梦晓, 江苑菲, 史彦卓, 郭宝霞, 李彩斌. 冷冻复合法处理高盐高有机物废水[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
引用本文: 杨晖, 王锐, 付梦晓, 江苑菲, 史彦卓, 郭宝霞, 李彩斌. 冷冻复合法处理高盐高有机物废水[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
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YANG Hui, WANG Rui, FU Mengxiao, JIANG Yuanfei, SHI Yanzhuo, GUO Baoxia, LI Caibin. Treatment of the wastewater with high concentration of salt and organic matters using the combined methods with freezing[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
Citation: YANG Hui, WANG Rui, FU Mengxiao, JIANG Yuanfei, SHI Yanzhuo, GUO Baoxia, LI Caibin. Treatment of the wastewater with high concentration of salt and organic matters using the combined methods with freezing[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(2): 537-544. doi: 10.12030/j.cjee.202004143
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冷冻复合法处理高盐高有机物废水

    通讯作者: 杨晖, E-mail: yanghui@bucea.edu.cn ; 
    作者简介: 杨晖(1970—)，女，博士，副教授。研究方向：能源应用与热质交换。E-mail：yanghui@bucea.edu.cn
  • 1. 北京建筑大学环境与能源工程学院，北京市供热、供燃气、通风及空调工程重点实验室，北京 100044
  • 2. 北京中持绿色能源环境技术有限公司，北京 100192
  • 收稿日期:  2020-04-28
  • 录用日期:  2020-08-17
  • 网络出版日期:  2021-02-22
基金项目:
北京市科委2015资源环境与可持续发展专项课题(Z151100001415007)

摘要: 基于水分子冷冻结晶过程中排除杂质的原理，将重力、微波和离心方法应用于脱除废水中的有机物和盐。对于配置的初始化学需氧量为10 000 mg·L−1，初始盐度为10 000 mg·L−1的模拟废水，实验研究了应用冷冻-重力-离心方法(FGCM)、冷冻-微波-离心方法(FMCM)和冷冻-微波-重力-离心方法(FMGCM)处理高盐高有机物废水的效果。研究结果表明：FGCM的去除率最高，但耗时最长；FMCM的去除率最低，但耗时最短；FMGCM与FGCM的去除效率相差不多，同时能够有效地缩短处理时间；这3种方法对有机物的脱除效果均好于对盐分的脱除效果。

English Abstract

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  • 石油化工产业是我国经济的支柱产业之一，石化产业生产过程中会产生大量的高盐高有机物废水，其含盐总量一般大于1%[1]，这类废水的一大特点就是成分复杂，治理难度大[2]。石化高盐废水主要来自原油电脱盐脱水罐排水及生产环烷酸盐类的排水。这类废水不仅含盐量高，而且含有难降解高浓度有机物，直接排放对环境危害很大。同时，废水中的高浓度无机盐成分会影响微生物的活性，不适宜采用一般的生物处理方法。因此，高盐高有机物废水成为工业废水处理的一项难题。

    为了解决微生物在这类废水中失活的问题，一些学者针对驯化微生物以提高其耐盐性进行了研究。杨健等[3]利用SBR活性污泥法对高含盐量石油发酵工业废水进行有机物降解试验，研究发现驯化后的耐盐活性污泥在TDS浓度50 000~65 000 mg·L−1和COD 3 000~6 000 mg·L−1的废水中几乎不受影响，COD脱除率稳定在90%以上，BOD5去除率稳定在95%以上。张选军等[4]采用三相蒸馏+水解酸化+缺氧+接触氧化组合工艺处理某化工厂排放的含盐量为12 g·L−1、COD为14~16 g·L−1的废水。经过5个月的调试，有效地驯化了微生物，使其适应了高盐环境，COD的去除率由23%上升到70%，出水COD<300 mg·L−1。

    上述研究在驯化微生物方面取得了一定成果，但对于高盐高有机物废水，驯化后的微生物虽然适应了高盐环境，降解了废水中的有机物，但处理后的废水含盐量并没有降低。一些学者尝试通过物理或化学分离方法，将废水中的有机物和盐分一起去除。李晓丹等[5]研究了采用高温二级膜法处理COD值30 000 mg·L−1，电导率45 000 μS·cm−1的工业废水，考察了温度、压力等操作条件对二级反渗透废水处理系统性能的影响。结果表明：温度60 ℃，经过二级反渗透处理后，总盐度的脱除率(以电导率计)达到93.9%，COD的脱除率达到98.7%。孙杨等[6]针对二元羧酸生产过程产生的高含盐高含酸有机废水，分别研究了絮凝、超滤预处理及不同温度下纳滤膜对废水的处理效果，对于COD>15 000 mg·L−1，SO2−4>17 g·L−1的原水，纳滤膜在操作压力为1.2 MPa、操作温度为80 ℃的条件下，膜通量达到36 L·(m2·h)−1，产水COD<1 800 mg·L−1，SO2−4<5 g·L−1，满足后续生化降解工序的进水要求。周海云等[7]利用机械蒸汽再压缩(mechanical vapor recompression，MVR)蒸发技术对阿斯巴甜生产废水进行小试实验，确定了中试的蒸发温度、操作压力等关键参数，采用MVR中试装置对阿斯巴甜废水进行蒸发结晶，蒸发浓缩倍数达到21.3倍，实现了高盐高浓度有机废水的资源化再利用。

    冷冻法是基于水分子冷冻结晶过程中排除杂质的现象，从而分离获得较为纯净的冰和浓缩溶液[8]。在只含有可溶性污染物的废水逐渐冻结时，冰晶仅从纯水中生长，污染物则被浓缩保留在液相，从而使污染物与纯水分离[9]。冷冻法是一种物理分离方法，常压下水的汽化潜热(2 256 kJ·kg−1)是冰的融化潜热(333 kJ·kg−1)的7倍左右[10]，因此与热法相比，冷冻法理论上需要更少的能量。而且冷冻法在低温下进行，可减轻设备的腐蚀结垢，所以冷冻法具有低能耗、少污染、腐蚀结垢轻的优点[11]。部分学者对冷冻法处理工业污水展开了一些研究。FENG等[12]研究了冷冻温度，搅拌速度和pH等相关因素对采用悬浮结晶和冻融技术联合进行废切削液处理和油回收的影响。实验确定了冷冻温度和搅拌速度的最佳操作条件分别为−8 ℃和300 r·min−1，无需调节pH。对于初始COD为18 160 mg·L−1，含油量4 510 mg·L−1的废切削液，COD脱除率达到90%，油回收率可达95%。CHEN等[13]研发了多级冻融过程从废水中回收喹乙醇并降低COD和盐度的工艺。结果表明，在较低的结冰速率下，COD、电导率、氨氮和全氮的去除效率分别达到99.4%、98.2%、98.7%和98.5%。李晓洋等[14]研究了冷冻结晶工艺处理高盐高COD废水的影响因素，结果表明：结冰率越高，冷冻温度越低，初始盐浓度或初始COD越高，有机物去除率和脱盐率就越低；接触面积越大，有机物去除率和脱盐率越高。

    已有的冷冻法处理高盐高有机物废水研究发现：冷冻过程中，由于污染物迁移速率小于结冰速率，部分浓缩溶液来不及排出而被包裹在冰体内[15-16]，因此，单纯冷冻的脱除效果不理想，需要结合其他工艺进一步从冰体中分离有机物和盐。笔者所在的课题组在基于冷冻过程的重力、微波、离心复合脱盐工艺方面开展了一些研究[17-19]，取得了较好的脱盐效果。重力方法是利用冰体在重力作用下自然融化，浓缩溶液与部分冰融水沿着孔隙与外界连通而形成的通道排出，污染物得以脱除。微波方法是通过微波加热代替重力融化的方法处理冰样，加快冰体内污染物脱除进程。离心方法是对冰体施加离心力，使浓缩溶液克服冰体的表面张力和冰表面的黏性附着力被分离，实现脱除污染物的目的。相较于多级冷冻方法，冷冻复合方法的能耗更低。根据课题组的前期研究成果：重力方法脱盐效果好，但依靠自然热源的重力脱盐冬季耗时长；采用微波加热辅助脱盐耗时短，但脱盐效果不如重力脱盐；微波与重力方法复合，能够达到较好的脱盐效果，同时缩短脱盐时间。在此基础上，本文探究了冷冻-重力-离心(freezing，gravity-induced and centrifugal method，FGCM)，冷冻-微波-离心(freezing，microwaving and centrifugal method，FMCM)以及冷冻-微波-重力-离心(freezing，microwaving，gravity-induced and centrifugal method，FMGCM)这3种复合方法对于高盐高有机物废水的处理效果，比较了不同方法的COD脱除率、脱盐率、净水回收率以及处理过程所经历的时间，旨在为以冷冻法为基础的污水处理工艺流程设计提供参考。

1.   实验方法

    1.1.   实验流程及计算方法

  • 实验采用葡萄糖(分析纯)和氯化钠(分析纯)溶于纯水，配置成COD为10 000 mg·L−1、盐浓度为10 000 mg·L−1的高盐高有机物模拟废水。分别采用FMCM、FGCM和FMGCM处理模拟废水，实验所用的3种处理方法的流程如图1所示。

    为了比较各种方法对盐和有机物的处理效果，本研究采用式(1)~式(4)分别计算了融化率、COD脱除率、脱盐率和净水率。

    式中：Ri为融化率；Mi为微波或重力后剩余冰质量，g；M0为取冰质量，g。

    式中：Rc为COD脱除率；C0为模拟废水的初始COD，mg·L−1；Ci为冰融水的COD，mg·L−1。

    式中：Rd为脱盐率；D0为模拟废水的初始盐浓度，mg·L−1；Di为冰融水的盐浓度，mg·L−1。

    式中：Rw为净水率；Mw为最终剩余冰融水质量，g；M0为取冰质量，g。

    • 1.2.   实验所用仪器设备

  • 实验使用中科美菱DW-HL388超低温冷柜(制冷温度为−86~−10 ℃)冷冻溶液，采用WD800G型格兰仕微波炉(220 V、50 Hz，额定微波频率为2 450 MHz)和TD5F过滤式离心机(最大转速为4 000 r·min−1)处理冰样。使用TE3102S型分析天平(精度为10 mg，量程为3 000 g)测量溶液及样品的质量。配制原始溶液，冰融水等溶液的盐度使用AZ8371型盐度计(精度为±1%，测量范围为0~70 g·L−1)进行测量。COD采用标准重铬酸钾法测定，使用哈希COD标准方法水质检测预制试剂。检测时将水样置入哈希DRB200型COD消解器(温度量程37~165 ℃，温度稳定性为±2 ℃)进行加热消解，消解后使用哈希DR6000型台式紫外可见光分光光度计(波长为190~1 100 nm，波长准确度为±1 nm)检测水样的COD值。冷冻时使用500 mL不锈钢烧杯(直径约10 cm)盛放模拟废水。

    • 1.3.   FMCM实验

  • 取7份配制的模拟废水盛放在烧杯中，每份样品水质量是500 g，在−24 ℃下冷冻15 h至完全冻结，样品编号为A1~A7。如图2所示，取出样品冰放在底部开孔的容器中，容器下方有溶液收集装置。将样品放入微波炉进行微波处理，时间分别为1、1.5、2、2.5、3、3.5、4 min，取出样品称量剩余冰的质量后离心处理，离心转速为2 000 r·min−1，离心时间为2 min。离心处理后，测量剩余冰融水的COD、盐度和质量。

    • 1.4.   FGCM实验

  • 取7份配制的模拟废水盛放在烧杯中，每份样品水质量是500 g，在−24 ℃下冷冻15 h至完全结冰，样品编号为B1~B7。取出样品冰放置在不锈钢漏斗内，漏斗下方的不锈钢容器接收重力作用下融化排出的溶液，如图3所示。实验时环境空气温度为22 ℃，每组样品的重力融化时间不同，故融化率不同。实验过程中测量融化液质量并计算剩余冰质量，根据公式(1)计算重力融化率，使重力融化率与FMCM实验中微波融化率接近，记录重力融化时间分别为80、104、110、152、162、189、252 min。将未融化样品冰离心处理，离心机转速为2 000 r·min−1，离心时间为2 min。离心处理后，测量剩余冰融水的COD、盐度、质量。

    • 1.5.   FMGCM实验

  • 取7份500 g的配制模拟废水盛放在500 mL烧杯中，在-24 ℃条件下冷冻15 h至完全结冰，样品编号C1~C7。取出冷冻的样品冰，分别进行1、1.5、2、2.5、3、3.5、4 min的微波处理后，均置于22 ℃空气环境温度下重力融化40 min，随后在离心机转速为2 000 r·min−1条件下离心处理未融化的样品冰2 min。离心处理后，测量剩余冰融水的COD、盐度、质量。

2.   结果与讨论

    2.1.   FMCM实验结果

  • 表1为采用式(1)~式(4)分别计算的微波融化率及FMCM处理后的COD脱除率、脱盐率、净水率。根据表1数据可以绘制出采用FMCM处理后，COD脱除率、脱盐率及净水率与微波时间的关系如图4所示。由图4可以看出，通过FMCM处理后，微波处理时间从1 min延长至4 min，冰的纯度不断提高，COD脱除率从76.7%上升到93.8%，脱盐率从76.5%上升到91.7%，有机物脱除效果略好于脱盐效果；但是净水率从77.85%下降到36.83%。COD脱除率和脱盐率均与净水率呈负相关关系，分别对净水率与COD脱除率和脱盐率的曲线进行拟合，如图5所示，R2分别为0.851 43和0.917 6。

    • 2.2.   FGCM实验结果

  • 表2为采用式(1)~式(4)分别计算的重力融化率及FGCM处理后的COD脱除率、脱盐率、净水率。根据表2的实验数据可以绘制出采用FGCM处理后，COD脱除率、脱盐率及净水率与重力时间的关系如图6所示。由图6可以看出，通过FGCM处理后，当重力融化时间由80 min延长至252 min时，COD脱除率由83%上升到97.6%，脱盐率由81.4%上升到97%，有机物脱除效果略好于脱盐效果；但是净水率由67.15%下降到29.16%。COD脱除率和脱盐率均与净水率呈负相关关系。分别对净水率与COD脱除率和脱盐率的曲线进行拟合，结果如图7所示，R2分别为0.917 19和0.944 21。

    • 2.3.   FMGCM实验结果

  • 表3为采用式(2)~式(4)分别计算FMGCM的COD脱除率、脱盐率和净水率。根据表3的实验数据可以绘制出采用FMGCM处理后，COD脱除率、脱盐率及净水率与微波重力时间的关系，结果如图8所示。由图8可以看出，通过FMGCM处理后，随着实验时间的延长，COD脱除率与脱盐率均有所升高，COD脱除率由85.9%上升到97.4%，脱盐率由84.7%上升到96.7%，COD的脱除效果略好于脱盐效果。净水率从64.86%下降到33.75%，COD脱除率和脱盐率均与净水率呈负相关关系。分别对净水率与COD脱除率和脱盐率的曲线进行拟合，结果如图9所示，R2分别为0.889 4和0.940 31。

    • 2.4.   实验效果对比

  • 将FMCM、FGCM和FMGCM这3种实验方法的实验数据加以比较，得到COD脱除率、脱盐率、时间与净水率的关系分别如图10~图12所示，其中时间是指微波处理时间和重力融化时间，未包含这3种方法中相同的离心及其他处理过程的时间。可以看出，这3种方法都能够使得脱盐率及COD脱除率达到75%以上；相同净水率的条件下，FMGCM与FGCM的脱盐及COD脱除效果类似，均好于FMCM；但FMCM所需的处理时间最短，FGCM所需处理时间最长，FMGCM处于二者之间。

3.   结论

  • 1)在冷冻法的基础上附加微波、重力和离心处理方法可以有效脱除废水中的有机物和盐。当FMCM的净水率<75.58%时，COD脱除率>82.6%、脱盐率>80%；当FGCM的净水率<67.15%时，COD脱除率>83%、脱盐率>81.4%；当FMGCM的净水率<64.86%时，COD脱除率>85.9%，脱盐率>84.7%。对于实际中不同情况的处理要求，可采用不同的处理方法。

    2)对3种处理方法进行对比发现，FMCM可以加速实验过程，但脱除效果不如其他2种方法；在相同净水率的条件下，FGCM的脱除效果比FMCM好，但是实验耗时最长；FMGCM与FGCM相比，脱除效果接近，同时可以有效缩短实验时间。

    3)基于冷冻过程的复合处理方法能够有效地将高盐高有机物废水分离为净化水和浓缩溶液，同时脱除有机物和盐。作为一种废水处理的物理方法，不会产生新的污染物质。由于操作温度低，可以有效地避免高温带来的设备腐蚀，是一种值得进一步研究的工业高盐高有机物废水处理方法。

参考文献 (19)

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