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剩余污泥(waste activated sludge,WAS)是在城市污水处理过程中形成的主要副产物。据报道,2019年我国剩余污泥(80%含水率)的产生量超过6 000×104 t[1-2]。剩余污泥中通常含有有毒有害有机物、重金属、病原菌和寄生虫卵等,具有较大的二次污染风险[3]。目前,污泥的处理以堆埋、焚烧、农业堆肥和自然干化为主,所需费用较高(占污水处理厂总运行费用的50%~60%) [4-5]。厌氧发酵是一种重要的环境生物技术,能够利用剩余污泥生产甲烷和短链脂肪酸(VFA)等多种化学品[3, 6-7]。而且,短链脂肪酸可以作为污水处理厂反硝化的碳源,从而进一步降低污水处理厂的运行成本[8]。因此,将混菌厌氧发酵技术应用于市政污泥处置,是实现其资源化的重要手段。
市政污泥的主要有机成分复杂,包括细胞、胞外聚合物(EPS)和少量纤维素等[9-10],导致了厌氧发酵技术面临生物水解速率慢等诸多问题。例如,厌氧反应器需要较长的水力停留时间(20~30 d),但其有机物去除率仍然不高(30%~50%)[9]。剩余污泥中的EPS组分占污泥有机质干重的50%~80%,具有维持微生物聚集体结构和保持其功能完整性的作用[10]。因此,一般认为EPS组分是导致市政污泥水解困难的主要因素。目前,主要采用预处理过程(超声波处理、水热处理、酸碱处理和高级氧化处理等)来破坏EPS和细胞壁的结构,以降低污泥生物处置的阻力和提高污泥中有机物的可利用性[9, 11]。例如,ZHANG等[12]发现,通过外源投加钢渣和碱处理,污泥中有机物水解程度随pH的增加而增加,20 d后可溶性有机碳质量浓度比空白组增加了1.0 g·L−1。ARENAS等[13]报道,碱性条件下电氧化预处理后可溶性有机物增量最大,总有机碳和可溶性COD(SCOD)的质量浓度分别为2.8和7.8 g·L−1,而空白组仅为0.4和1.1 g·L−1。然而,上述预处理方法选择性不高,并且增加了装置的额外运行成本。
EPS中的酸性多糖(藻酸盐和半乳糖醛酸等)能够与水中阳离子形成凝胶类物质[14-17],可维持污泥结构并阻碍微生物的水解作用。其中,藻酸盐是由β-D-甘露糖醛酸和α-L-古洛糖醛酸按(1→4)糖苷键连接而成。LIN等[18]通过鉴定发现,污泥絮体中藻酸盐类似物的质量分数达到7%。然而,目前有关藻酸盐降解及其对污泥发酵影响的报道仍然较少。因此,本研究首先构建以藻酸盐为底物的恒化器,培养稳定的藻酸盐降解菌群(alginate-degrading consortium,ADC),并通过高通量测序分析菌群结构;其次,利用EPS中存在的典型物质(聚半乳糖醛酸,酪蛋白,纤维素和葡聚糖)作为底物,解析ADC促进EPS水解酸化的功能;最后,将ADC应用到实际剩余污泥体系中,解析3种典型pH(5.0,6.0和7.0)条件下ADC对污泥水解和酸化效率的促进能力,以期为强化污泥产酸提供新的思路。
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本实验所用的剩余污泥取自福建省福州市金山污水处理厂的二沉池,实验前存放于4 ℃冰箱中,污泥基本特性如表1所示。
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1)恒化器长期实验。构建恒化器,总体积为3.2 L,工作体积为2.5 L。接种微生物(50 mL)源于以藻酸盐为底物培养的厌氧菌群[19]。恒化器进水藻酸盐的质量浓度为10 g·L−1,无机培养基的成分与ZHANG等[19]报道的相同,并添加10 mmol·L−1 2-溴乙基磺酸钠(BES)以抑制甲烷生成。利用99%纯度的N2将恒化器曝气20 min。恒化器运行时间为60 d,并监测代谢产物的变化。
2)模拟物质厌氧酸化实验。为了解析ADC以EPS作为底物进行水解和厌氧酸化的功能,以聚半乳糖醛酸、纤维素、葡聚糖和酪蛋白作为EPS的典型代表物质,接种ADC作为底物进行为期14 d的厌氧酸化。每1种底物设置3个重复。在120 mL血清瓶中添加60 mL无机培养基,并加入10 mmol·L−1 BES,底物的质量浓度为5 g·L−1、pH为5.5、接种量为10 mL(转速10 000 r·min−1、离心5 min,弃上清液)。利用纯度为99%的N2曝气10 min,密封后放入37 ℃的振荡培养箱进行培养并分析代谢产物。
3)不同pH剩余污泥厌氧酸化实验。将储存在4 ℃冰箱的污泥取出,利用1 mol·L−1 NaOH和HCl将其pH分别调至5.0、6.0和7.0,每个水平分为对照组和实验组2个处理。其中,对照组为原污泥,实验组中接种20 mL ADC菌群。每个处理分装于120 mL血清瓶中(n = 3),液相为60 mL,最后曝气密封并放入恒温箱培养。发酵时间持续12 d,分析污泥发酵过程中的产气(H2和CH4)、水解(SCOD)和酸化(VFA)等参数,并计算水解和酸化效率。
4)水解酸化效率的计算。为了量化在经过不同处理之后,对照组和实验组在不同pH下污泥水解和酸化的情况,利用式(1)和公式(2)分别计算厌氧发酵过程中的水解和酸化效率[20]。
式中:Eh为水解效率;SCODi为对应各个时间点的溶解性COD,g·L−1;TCOD为污泥总COD,g·L−1。
式中:Ea为酸化效率;TVFAi为对应各个时间点总挥发性有机物的质量浓度,g·L−1。
5)分析方法。CH4和H2的体积分数采用气相色谱仪(SP7890,山东鲁南瑞虹化工仪器有限公司)测定。短链脂肪酸样品用0.45 μm 滤膜过滤,之后保存于4℃冰箱中。短链脂肪酸的质量浓度由气相色谱仪(7890,安捷伦科技有限公司)测定。恒化器中藻酸盐的质量浓度采用硫酸-咔唑法测定[21]。TCOD和SCOD用重铬酸钾法测定[22]。污泥中多糖的质量浓度采用硫酸-蒽酮法测定,蛋白的质量浓度则采用Lowry 法分析[23]。pH采用pH计(PHS-3C,上海精密科学仪器有限公司)测定。
6)DNA提取和Illumina Miseq高通量测序。2个DNA样本分别提取自剩余污泥和恒化器中培养60 d的菌群,命名为WAS和ADC。DNA序列扩增(引物341F-806R[19])由ABI GeneAmp® 9700进行,之后使用Illumina Miseq PE 300测序仪进行测序。基于上述测序结果分析菌群的多样性。
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恒化器运行时间为60 d,运行期间水力停留时间(HRT)通过调控稳定在(4.4 ± 0.2) d,pH维持在酸性(5.5 ± 0.2)条件。如图1(a)所示,恒化器出水藻酸盐的质量浓度远小于进水(10 g·L−1),仅为(0.10 ± 0.06)g·L−1。这说明,在长期培养中,ADC菌群具有良好的藻酸盐降解功能。TSS和VSS分别为(1.4 ± 0.2)和(0.80 ± 0.04)g·L−1。恒化器运行期间,每日产气量小于50 mL(产气速率为(17.2~48.6) mL·d−1),其中,H2在气相中的体积分数为1.6% ± 0.8%。H2的消耗归因于同型产乙酸菌群的作用[8, 24]。为了保证厌氧酸化阶段运行的稳定,期间持续添加BES以抑制产甲烷菌群活性,因此仅监测到痕量的CH4(体积分数于0.1%)。图1(b)显示了恒化器中ADC菌群厌氧产酸情况,VFA的组成成分主要为乙酸、丙酸和丁酸,质量浓度分别为(2.1 ± 0.2)、(0.8 ± 0.1)和(0.6 ± 0.2)g·L−1。根据COD平衡的计算,恒化器的COD转化率为80.0% ± 9.6%。上述结果说明,在长期培养中,ADC具有高效的藻酸盐降解能力。
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剩余污泥EPS中主要的可生物降解有机组分含有多糖(包括中性糖和酸性糖)和蛋白质[11]。因此,以聚半乳糖醛酸、酪蛋白、纤维素和葡聚糖4种典型有机底物,探究ADC菌群利用不同有机底物产气和产酸的情况。在整个反应期间,4组实验的H2体积分数最高为7.9% ± 0.1%,这与恒化器运行(图1)的结果相似。由于添加了BES,故4组实验均未检测出CH4。
ADC菌群利用4种模拟底物厌氧产酸情况如图2所示,其中分别采用聚半乳糖醛酸(图2(a))代表酸性糖,以葡聚糖(图2(b))和纤维素(图2(c))代表中性糖,以酪蛋白(图2(d))代表蛋白质。结果表明,ADC菌群降解模拟物质中的代谢产物主要以乙酸、丙酸和丁酸为主。其中,代谢聚半乳糖醛酸和葡聚糖生产乙酸的质量浓度最终分别为(0.6 ± 0.03)和(0.9 ± 0.05)g·L−1,而利用酪蛋白和纤维素生产乙酸的质量浓度仅为(0.2 ± 0.01)和(0.4 ± 0.04)g·L−1。以葡聚糖作为底物时,丙酸的最大质量浓度为(0.6 ± 0.04)g·L−1;其余底物中生成丙酸的质量浓度相对稳定。ADC以酪蛋白和葡聚糖为底物时的主要产物是丁酸,质量浓度分别为0.5和0.7 g·L−1。以聚半乳糖醛酸和纤维素为底物时产生了较少的丁酸,质量浓度分别为(0.3 ± 0.05)和(0.3 ± 0.001)g·L−1。上述结果表明,ADC菌群具有降解EPS中各类典型有机质生产短链脂肪酸的能力。
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在整个反应期间,3组实验的H2体积分数始终低于0.4% ± 0.1%,这与恒化器运行(图1)的结果相似。由于添加了产甲烷抑制剂BES,故4组实验中均未检测出CH4。图3显示了在不同pH处理中空白组和添加ADC组的厌氧产酸情况。在3组pH条件下,WAS的代谢产物以乙酸、丙酸和丁酸为主,并且添加ADC组的产酸质量浓度均高于空白组。在pH=7时,ADC组最终的乙酸、丙酸和丁酸的质量浓度分别累积到(0.9 ± 0.02)、(0.4 ± 0.02)和(0.5 ± 0.03)g·L−1,而对照组仅为(0.4 ± 0.08)、(0.2 ± 0.04)和(0.1 ± 0.01)g·L−1。在pH=6和pH=5的条件下也出现了类似的结果,在厌氧酸化第11 d时测得对照组中乙酸质量浓度分别为(0.4 ± 0.05)和(0.4 ± 0.01)g·L−1,丙酸质量浓度均为(0.2 ± 0.01)g·L−1;而在实验组中的VFA产量得到了明显的提升,其中,乙酸质量浓度为(1.1 ± 0.01)和(0.9 ± 0.02)g·L−1,丙酸质量浓度为(0.4 ± 0.03)和(0.4 ± 0.02)g·L−1。因此,结合第2.2节的实验结果可知,ADC可以通过破坏EPS结构以加速WAS的水解和厌氧产酸。
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WAS絮体结构的破坏可导致胞外和胞内有机物的释放和溶解[25-26]。因此,通过测定厌氧酸化过程中的SCOD可以量化ADC菌群对WAS水解和酸化阶段的促进作用。图4(a)~图4(c)显示了在ADC组和空白组中不同pH条件下SCOD的变化情况,在pH分别为7.0、6.0和5.0时,空白组中厌氧酸化最终SCOD分别为(3.1±0.12)、(4.4±0.07)和(3.2±0.03)g·L−1;而在ADC组中,相应pH条件下的SCOD均有所提升。图4(d)~图4(f)显示了利用式(1)和式(2)计算得出的WAS水解和厌氧酸化的效率。结果表明,在不同pH条件下,ADC组中的水解和酸化效率均高于空白组。其中,ADC组的水解效率在pH为7.0、6.0、5.0时分别提升了25.4%、13.2%和12.1%,酸化效率分别提升了138.5%、184.0%和103.4%。例如,pH=5.0时,添加ADC后,污泥的水解效率由30.5%±0.3%增加至41.8%±1.6%,酸化效率由34.8%±7.0%增加至70.8%±4.4%。因此,ADC菌群可通过提高EPS中典型大分子有机物的水解和酸化得效率,实现强化WAS厌氧发酵生产VFA。
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图5显示了经过60 d培养的ADC菌群和WAS菌群的二代测序结果。其中,OTU指数和Shannon指数(图5(a)和图5(b))表明测序结果具有较高的覆盖度,能够体现菌群的多样性。经过恒化器的长期培养,ADC的菌群多样性明显低于WAS菌群。在门水平上(图5(c)),WAS菌群包含绿弯菌门(Chloroflexi,丰度为11.8%)、放线菌门(Actinobacteriota,丰度为17.7%)、拟杆菌门(Bacteroidota,丰度为20.5%)、变形菌门(Proteobacteria,丰度为24.0%)等。而ADC菌群(图5(c))则主要以拟杆菌门(Bacteroidota,丰度为52.7%)和厚壁菌门(Firmicutes,丰度为36.7%)为主。同样,在属水平上(图5(d))也表现出了同样的结果。WAS中属水平下菌群种类更多,而ADC中主要以拟杆菌属(Bacteroides,丰度为37.3%)、颤杆菌克属(Oscillibacter,丰度为18.6%)和厌氧棍状菌属(Anaerotruncus,丰度为10.5%)为主要菌属。ZHANG等[19]发现,拟杆菌属具有藻酸盐降解的功能,但其百分比低于1%。而在本研究中,通过恒化器的长期培养,可以得到拟杆菌属(丰度为37.3%)相对丰度较高的ADC菌群。
有研究表明,EPS的主要组分是蛋白和多糖类物质,并且已有较多采用蛋白酶和多糖水解酶促进污泥水解的研究案例[27-28]。以藻酸盐为代表的酸性多糖是EPS中新分离的组分[16, 29]。本研究中所富集的ADC菌群,具有降解多种典型WAS有机质的能力(图2),能够明显地促进WAS水解和酸化(图3和图4)。综合分析可知,采用ADC菌群与蛋白酶、多糖水解酶联合处理可以促进WAS的资源化,不过仍需要进一步研究。综上所述,ADC菌群是对生物法加速污泥水解和酸化的补充,可为促进污泥资源化提供了新的思路。
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1)经恒化器培养出的高活性ADC菌群具有较高的藻酸盐转化能力,COD的转化率达到80.0% ± 9.6%。
2) ADC菌群对聚半乳糖醛酸、葡聚糖和酪蛋白等WAS的典型成分均具有较好的厌氧降解能力。
3)在不同的pH条件下,ADC对WAS的水解和酸化过程均存在促进作用。ADC组的水解效率在pH为7.0、6.0、5.0时分别提升了25.4%、13.2%和12.1%,酸化效率分别提升了138.5%、184.0%和103.4%。pH为6.0是ADC菌群促进剩余污泥酸化的最佳工艺条件。
4)经过恒化器的长期富集,ADC菌群以拟杆菌属(Bacteroides,丰度为37.3%)为主。
藻酸盐降解菌群强化剩余污泥厌氧发酵产酸
Enhanced acidogenesis of waste activated sludge fermentation by an alginate-degrading consortium
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摘要: 厌氧发酵是实现剩余污泥(WAS)资源化的重要技术,而其中的水解阶段是剩余污泥(WAS)厌氧资源化的限速步骤。WAS中的酸性多糖(藻酸盐和半乳糖醛酸等)能够与水中阳离子形成凝胶类物质,从而维持污泥结构并阻碍微生物的水解。利用藻酸盐为底物,经过恒化器培养得到了高效的藻酸盐降解菌群(ADC)。该菌群对WAS的典型有机成分(聚半乳糖醛酸、葡聚糖和酪蛋白等)均具有较好的厌氧降解能力,其代谢产物以乙酸等短链脂肪酸为主。而且,ADC菌群对WAS的水解和酸化过程均存在促进作用;在pH为7.0、6.0、5.0的条件下,水解效率分别提升了25.4%、13.2%和12.1%,酸化效率则分别提升了138.5%、184.0%和103.4%。Illumina Miseq高通量测序结果表明,该菌群以拟杆菌属(Bacteroides,37.3%)为主。本研究结果可为剩余污泥厌氧资源化提供参考。Abstract: Anaerobic fermentation is an important biotechnology to convert the waste activated sludge to valuable biochemicals. But, hydrolysis is known as the rate-limiting step of WAS fermentation. The uronic acids (such as alginate and polygalacturonic acid) in WAS can form hydrogels with cationic ions in wastewater, which maintain sludge structure and retard the microbial hydrolysis. An alginate-degrading consortium (ADC) with high activity was enriched in a mesophilic chemostat using alginate as the substrate. The results showed that the typical organic components of WAS, including polygalacturonic acid, dextran, and casein, could be utilized by the enriched ADC, and the metabolites were volatile fatty acids, like acetate. Moreover, hydrolysis and acidification of WAS were also enhanced by dosing ADC, of which, the hydrolytic efficiency at pH 7.0, 6.0, and 5.0 increased by 25.4%, 13.2%, and 12.1%, respectively, and the acidification efficiency increased by 138.5%, 184.0%, and 103.4%, respectively. The genus Bacteroides (37.3%) was identified as the dominant bacteria in ADC by an Illumina Miseq high-throughput sequencing. The results of this study can provide references for anaerobic resource utilization of WAS.
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水中硬度超标将对日常生活、工业生产造成一定影响,如洗涤剂去污能力降低、锅炉结垢、受热不均,严重时甚至引发爆炸;高硬水还直接威胁人类健康,如导致胃肠功能紊乱,增加患肾结石的风险[1-2]。目前,水的软化方法主要有化学沉淀、离子交换、膜分离和吸附等[3-6]。其中,基于结晶反应的化学沉淀法,其具有操作简单、去除率高、易与净水工艺相结合,特别是软化剂石灰来源广、价格低,已有上百年应用历史,至今仍是最常用的软化技术[7]。
过饱和度S是结晶反应的推动力。高硬水由于Ca2+和/或Mg2+浓度高,相应软化所需
CO2−3 和/或OH−投加量大,导致结晶体系过饱和度S较高。此时若结晶体系为均相结晶体系,则成核速率快,结晶产物数量密度大、颗粒细碎,部分结晶产物沉降性能差,难以实现固液分离,即所谓微晶[8]。微晶的出现不但降低软化效果,而且增加体系出水浊度,需投加大量混凝剂进行混凝促沉才能被去除,由此会产生大量难以脱水的沉淀污泥。以流化床结晶为代表的诱导结晶软化技术,通过外投晶种,将均相结晶调控为以晶种表面结晶为主的非均相结晶,结晶产物粒径可控,加上流化床自身优良的固液分离性能,可有效降低出水微晶含量,应用于高硬水软化优势明显[9-11]。但诱导结晶过程将伴随发生均相结晶,微晶的产生仍不可避免,原水硬度较高时尤为明显,导致软化效果有限[12]。笔者所在的课题组前期开展了CaCO3诱导结晶体系中均相与非均相结晶竞争行为研究,发现体系均相结晶比例随过饱和度的增加而增加,相应微晶产率也会提升[13]。因此,控制诱导结晶体系微晶产率,成为提升高硬水软化效果的关键。
提高反应器内诱导结晶活性位点体积密度可强化体系诱导结晶,达到抑制均相结晶、降低微晶产率效果[1, 14-15]。减小晶种粒径和增加晶种投量均可有效提升诱导结晶活性位点体积密度,但研究者在诱导结晶软化中采用的晶种粒径和投加量差异往往很大。NASON等[16]采用11 μm方解石为晶种,投加量为8~70 mg·L−1;MERCER等[17]采用0.43~3.98 μm方解石为晶种,投加量为100~500 mg·L−1;CHEN等[18]采用200~400 μm石英砂为晶种,投加量为375 g·L−1;顾艳梅等[19]采用200~500 μm砂石为晶种,投加量为225 g·L−1;胡瑞柱等[20]采用100~250 μm石榴石为晶种,投加量为200 g·L−1。上述研究均采用流化床为反应器,但晶种粒径相差上千倍,投加量相差甚至上万倍,这可能对微晶产率和软化效果造成影响。因此,有必要对诱导结晶中微晶的形成与控制进行深入研究,从而为晶种的选择提供理论依据。
考虑到流化床投放晶种粒径过小时容易流失[21-22],为最大程度减小晶种粒径并避免流失,本文选择常用晶种材料中密度最大的Fe3O4为晶种。通过改变Fe3O4投加量,研究高硬水诱导结晶软化中微晶的形成与控制,主要考察了晶种投加量对微晶产率和软化效果的影响,探讨了微晶与结晶体系上清液浊度的关系,分析了聚合氯化铝(PAC)对结晶体系出水的除浊效果。此外,还对诱导结晶体系出水pH的变化进行了研究,对结晶产物的晶型进行了分析。本研究成果可为提升高硬度结晶软化效果和降低沉淀污泥的产量提供参考。
1. 实验材料和方法
1.1 实验材料
高硬度水采用CaCl2配制,沉淀剂采用Na2CO3,均为分析纯,国药集团化学试剂有限公司产品。PAC为分析纯,购自天津光复精细化工。实验用水由Millipore Milli-Q Gradient水净化系统(Billerica,MA)制备,电阻率为18.2 MΩ·cm,pH=6.6~6.8。CaCl2溶液和Na2CO3溶液均现用现配,浓度分别为5 mmol·L−1和0.5 mol·L−1。
Fe3O4购自宝能环保科技公司,平均粒径为45 μm。Fe3O4首先用自来水冲洗至上清液基本清澈,然后8%稀硝酸溶液浸泡除去锈渍和杂质,再用超纯水多次冲洗,烘干至恒重后密封备用。
1.2 实验方法
结晶反应采用六联搅拌装置进行。往5个1 L烧杯中分别倒入500 mL的CaCl2溶液后投放Fe3O4,投加量分别为0、0.5、2、5、10 g·L−1,其中0 g·L−1称对照组,其余为实验组。烧杯置于六联搅拌装置,500 r·min−1搅拌5 min形成晶种悬浊液。
调整搅拌转速为300 r·min−1,同时往每个烧杯中加入Na2CO3溶液2.5 mL(对应C/Ca摩尔比为0.5),结晶反应开始启动,反应时间10 min。反应结束后静沉30 min,取20 mL上清液2份,一份测定Ca2+浓度Ca、pH和浊度,另一份经0.45 μm滤膜过滤后,测滤液Ca2+浓度Cb,取沉淀结晶产物进行SEM观测和XRD分析。
在5 L烧杯中投入CaCl2溶液2.5 L和10 g·L−1的Fe3O4进行诱导结晶,其他条件同上。反应结束后立即磁分离,剩余结晶溶液分为4份进行PAC混凝除浊,PAC投加量2、5、7、10 mg·L−1。混凝条件为200 r·min−1 30 s+100 r·min−1 5 min+50 r·min−1 5 min。混凝结束后静沉30 min测上清液浊度。
以上实验均在(25±1) ℃下进行,每个样品进行3次重复。
1.3 分析方法
pH和浊度采用pH电极(雷磁PHSJ-3C,上海仪电科学)和浊度仪(WGZ-500B,上海昕瑞仪器)测定。Ca2+测定采用EDTA滴定法。结晶产物形态观测和晶型分析分别采用扫描电子显微镜(SU-8020,日立公司)和X射线衍射仪(D8-Advance,布鲁克公司)进行。
实际流化床结晶工艺中,未结晶到晶种表面且随水流出流化床的微小颗粒为微晶。本文由于在烧杯实验条件下,将反应结束后静置30 min仍未沉降的结晶颗粒视为微晶。结晶体系的总结晶率、微晶产率、Ca2+去除率依次按照式(1)、式(2)和式(3)进行计算。
α=5−Cb5×100% (1) β=Ca−Cb5−Cb×100%(2) (2) γ=5−Ca5×100% (3) 式中:α为总结晶率;β为微晶产率;γ为钙离子去除率;Ca为反应结束后静沉30 min的上清液Ca2+浓度,mmol·L−1;Cb为反应后出水经0.45 μm滤膜过滤后滤液Ca2+浓度,mmol·L−1。
2. 结果与讨论
2.1 Fe3O4投加量对结晶与软化效果的影响
Fe3O4的投加提高了体系总结晶率(图1(a)),但与对照组相比,提高并不显著(P>0.05)。体系微晶产率随Fe3O4投加量增加而降低(图1(b)),与对照组相比,在Fe3O4的投加量2 g·L−1和5 g·L−1时显著降低(P<0.05),在投加量为10 g·L−1时极显著降低(P<0.01)。体系软化效果随Fe3O4投加量增加而提高(图1(c)),与对照组相比,在投加量为2 g·L−1时显著提高(P<0.05),在投加量为5 g·L−1和10 g·L−1时极显著提高(P<0.01)。
总结晶率由结晶体系初始过饱和度S0和临界过饱和度S*之差ΔS决定,ΔS越大,则总结晶率越高。诱导结晶体系中晶种的加入可降低S*[23],但实验中Fe3O4的投加却未引起总结晶率显著提升,说明对照组与实验组结晶体系S*最终处于大致相等水平。根据经典结晶理论,对照组中CaCO3均相结晶过程分成核和晶核成长2个阶段[24]。实验中对照组S0较高(S0=3 775,以方解石Ksp计),可以认为成核过程耗时较短,后续均为晶核成长过程,体系残余构晶离子(Ca2+和
CO2−3 )在晶核表面进行表面结晶,这一过程与诱导结晶的区别仅在于前者晶种为成核阶段生成的晶核,后者晶种为外投Fe3O4。正是因为对照组与实验组ΔS无显著差异,相应总结晶率也无显著差异。对照组钙的总结晶率为(52.0±1.6)%,甚至高于理论值(实验中C/Ca摩尔比=0.5,理论总结晶率50%),这可能是因为来自大气中的CO2经水合、去质子后可提供少量结晶所需构晶离子
CO2−3 [25],所以总结晶率略高于理论值。而实验组的总结晶率均高于理论值,可能是因为Fe3O4的诱导结晶导致体系碱度低于均相结晶体系,相应大气中CO2的补充更明显。在对照组的均相结晶过程中,晶核的形成消耗了大量的构晶离子,导致晶核成长动力不足,最终产物粒度较小,因而固液分离性能不佳,有(32.3±3.1)%的结晶产物即微晶无法顺利沉降。实验组微晶产率随着Fe3O4投加量的增加明显降低,当Fe3O4的投加量为10 g·L−1时,微晶产率仅为(9.0±0.8)%。Fe3O4的投加对微晶产率的削减作用:一方面,因为Fe3O4诱导结晶与均相成核对构晶离子的竞争,降低了均相成核规模,相应微晶数量降低;另一方面,由于Fe3O4诱导结晶的竞争,均相成核期间体系过饱和度小于对照组,GAREA等[8]研究表明,过饱和度越低,均相成核生成的晶核尺寸越大,沉降分离性能越好。
在实际高硬水软化工程中,为了获得预期的硬度去除效果,往往不得不过量投加沉淀剂(
CO2−3 或OH−)或延长结晶反应时间[26],这与图1(c)中显示结果一致:当C/Ca摩尔比为0.5时,由于微晶的形成,对照组钙硬度实际去除率仅为(35.6±1.6)%,远小于理论值50%,此时若要提高软化效果,只有增加CO2−3 投加量或延长反应时间,以增大结晶产物粒径,降低微晶产率。在实验组中投加Fe3O4后,微晶产率得到有效控制,钙去除率显著提升,当Fe3O4投加量为10 g·L−1时,去除率为(51.7±0.8)%,甚至略高于理论值。2.2 Fe3O4投加量对结晶体系出水pH和浊度的影响
由图2可知,与对照组相比,在不同Fe3O4投加量的实验组中,结晶体系出水pH的变化均不显著 (P>0.05);但浊度却得到显著降低(P<0.05),Fe3O4投加量越大,浊度降低越明显,当Fe3O4投加量为5 g·L−1和10 g·L−1时,降低为极显著(P<0.01)。
在前面的讨论中已经指出,Fe3O4诱导结晶对体系总结晶率的影响较小,在相同初始Ca2+浓度和C/Ca摩尔比的条件下,这就意味着最终结晶体系
CO2−3 浓度及其与总无机碳浓度摩尔比基本不变,因此,结晶体系出水pH也基本不变。由于Fe3O4诱导结晶优良的微晶控制效果,结晶体系上清液浊度改善明显,这就可以显著降低后续混凝所需混凝剂投量,减小污泥产量。结晶体系上清液浊度与微晶产率的拟合关系表明,两者呈明显正相关关系(图3)。需要指出的是,尽管与对照组相比,Fe3O4诱导结晶体系出水pH无明显降低,仍高于《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)规定的8.5,但Fe3O4诱导结晶仍有望用于降低结晶体系出水pH。这是因为相同结晶条件下,Fe3O4诱导结晶提高了钙硬度去除率,若要获得相同软化效果,相应沉淀剂
CO2−3 或OH−用量可以减小,这将有效降低出水pH。若要进一步降低诱导结晶体系出水pH,可以适当延长结晶反应时间,如图4所示。当Fe3O4投加量为10 g·L−1时,随着结晶时间的延长,残余构晶离子
CO2−3 浓度继续降低,体系中HCO−3 去质子化过程加强,pH逐渐降低。结晶时间超过50 min后pH稳定在8.38~8.47,达到GB 5749-2006的要求。2.3 Fe3O4诱导结晶体系出水混凝除浊效果
磁分离后结晶体系上清液浊度在40 NTU左右,此时浊度绝大部分由同步发生的均相结晶产物引起。经PAC混凝并静沉30 min后浊度显著降低,且PAC投加量越大,效果越明显(图5)。当PAC投加量为7 mg·L−1,浊度仅为(2.2±0.2) NTU。
混凝沉淀对结晶体系出水除浊效果有限的问题一直困扰高硬度软化。特别是当以石灰为软化剂时,为确保除浊效果,往往不得不加大混凝剂投加量,产生大量沉淀污泥,即便如此,沉淀后出水浊度仍然偏高,容易堵塞滤池。黄明珠等[4]采用“石灰+PAC”软化总硬度为278.5~298.4 mg·L−1的地下水,反应后静沉30 min后,总硬度去除率为50%左右,上清液浊度高达300 NTU以上,经40 mg·L−1的PAC混沉后,浊度仍约为10 NTU。当采用纯碱替代部分石灰时,浊度明显降低。张浩程[27]的研究表明,当石灰、纯碱和混凝剂(PAC)的投加量分别为80~120、30~40和 5~9 mg·L−1时,沉淀后出水浊度可以控制在6.4~12.7 NTU。
本文中实验组由于诱导结晶的竞争,均相结晶得以在较低过饱和度下进行,因而均相结晶产物与对照组相比,数量密度有所降低、粒径增加、微晶产率降低,上清液浊度得到改善(图2(b))。当Fe3O4投加量为10 g·L−1时,不经静沉仅磁分离浊度就可降至40 NTU左右(静沉30 min后进一步降至(22.7±3.9) NTU,见图2(b))。磁分离后悬浊液再经7 mg·L−1的PAC混凝并静沉30 min后,上清液浊度降至(2.2±0.2) NTU,除浊效果优良。
2.4 Fe3O4诱导结晶产物电镜和XRD分析
图6给出了当Fe3O4投加量为0、0.5和10 g·L−1时结晶产物的扫描电镜图。当Fe3O4投加量为0 g·L−1时,为均相结晶,产物绝大多数是生长完全的斜方六面体或正方体颗粒,晶型完整,表面光滑,粒径为3~7 μm (图6(a))。当Fe3O4投加量0.5 g·L−1时,均相结晶产物数量明显减小(图6(b)),表明Fe3O4诱导结晶一定程度抑制了均相结晶。同时,均相结晶产物仍呈规则斜方六面体或正方体,粒径也不超过10 μm。当继续增大Fe3O4投加量至10 g·L−1时,只有少量均相结晶产物出现,且规则性状逐渐消失(图6(c)),说明均相结晶过程明显被Fe3O4诱导结晶抑制。
图7给出了均相结晶产物(Fe3O4投加量为0 g·L−1)和Fe3O4诱导结晶产物(Fe3O4投加量为10 g·L−1)的XRD谱图。均相结晶产物的晶型均为方解石(图7(a))。由图7(b)可知,Fe3O4表面的诱导结晶产物晶型同样为方解石。
3. 结论
1)与均相结晶软化相比,采用Fe3O4诱导结晶进行高硬水的软化,不会引起体系总结晶率和出水pH的明显变化;但Fe3O4诱导结晶可明显抑制均相结晶,从而降低结晶体系的微晶产率,进而提高软化效果。当Fe3O4投加量为10 g·L−1、C/Ca摩尔比为0.5时,微晶产率仅为(9.0±0.8)%,钙硬度去除率为(51.7±0.8)%,略高于理论值。
2) Fe3O4诱导结晶可以显著降低结晶体系悬浊液浊度,当Fe3O4投加量由0 g·L−1增加至10 g·L−1时,结晶体系经30 min静沉后,浊度可由215.9 NTU降至22.7 NTU;同时Fe3O4诱导结晶悬浊液的混凝除浊性能良好,当Fe3O4投加量为10 g·L−1时,结晶体系经磁分离后,悬浊液采用7 mg·L−1的PAC混凝,浊度就可由40 NTU左右降至2.2 NTU。
3)均相结晶和Fe3O4诱导结晶产物晶型均为方解石。均相结晶结晶产物数量密度随着Fe3O4投加量的增加而减小。
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表 1 剩余污泥基本特性
Table 1. Basic characteristics of WAS
pH TSS/(g·L−1) VSS/(g·L−1) TCOD/(g·L−1) SCOD/(g·L−1) PS/(mg·L−1) PN/(mg·L−1) 7.2 ± 0.1 21.7 ± 2.2 10.2 ± 0.1 10.4 ± 1.6 0.10 ± 0.01 2.7 ± 0.1 237.3 ± 4.9 -
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