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我国很多城镇污水处理厂进水中碳氮比(C/N)较低,通常采用外加碳源以提高TN去除率,所采用的碳源分为传统碳源和新型碳源。其中:传统碳源包括甲醇、乙酸、乙酸钠、葡萄糖等[1-2];新型碳源包括天然固相碳源(果皮类、秸秆类、枝干类、贝类等)[3-4]、人工合成固相碳源(PHAs类多聚物、聚己内酯(PCL)、聚丁二酸丁二脂(PBS)等)[5-6]、液相碳源(食品工业废水、餐厨废弃物水解液等废液发酵副产品)[2,7]等。选择合适的碳源是目前处理低C/N污水的关键。
低C/N污水处理常应用移动床生物膜反应器(moving bed biofilm reactor,MBBR)和反硝化生物滤池(biofilters for denitrification,DNBF)等反硝化工艺。其中DNBF具有一定的过滤能力,但需要定期进行反冲洗。而MBBR是在曝气池中加入悬浮填料作为微生物载体,使好氧、缺氧和厌氧环境同时存在,无需污泥回流,可以实现同步硝化反硝化(simultaneous nitrification and denitrification,SND)[8-9],能有效去除COD和氮等污染物,降低废水处理成本。现有污水处理厂在提标改造中广泛采用MBBR处理技术,改造过程简单且成本较低,故MBBR技术具有较大的应用潜力。在MBBR中,悬浮填料的物理化学性质会影响生物膜的形成和污染物去除性能。LIU等利用添加表面改性复合填料的MBBR在低DO水平(0.6 ~ 0.8 mg·L−1)和低C/N (≤5)条件下,可实现对有机物和总氮的高效去除[10],COD和TN去除率分别为85.7%和75.9%。SONG等开发了一种以沸石粉基聚氨酯海绵为悬浮填料的MBBR,TN的去除效果比传统的海绵悬浮填料型MBBR高出近10%[11]。
我国是酒业大国。在酒类产品中,白酒所占的比例较高。白酒酿造的原料以谷粮为主,在白酒酿造与生产过程中会产生大量白酒废水,据统计,每生产1 t白酒即可产生20~40 t废水。白酒废水可分为低浓度和高浓度废水。高浓度白酒废水(high concentration Baijiu wastewater,HCBW)包含原料冲洗浸泡水、窖底水、锅底水等,约占白酒废水排放总量的5%,含有高浓度溶解性有机物,如多糖、有机酸、乙醇、甘油等[12],具有高COD、高BOD、高色度、呈酸性、低溶解氧、总氮浓度高等特征,处理难度大,可生化性好[13]。HCBW是食品工业排放的污染最严重的废水之一[14],未经充分处理的HCBW排放会导致藻类大量繁殖,水体溶解氧大量消耗,抑制生物的光合作用[15],使水生动植物无法正常生存,对水生态系统造成严重破坏。若废水渗入土壤中,则会抑制种子的萌芽、生长,导致植被枯竭,也能对陆生动物造成一定程度损害[16]。此外,还可能导致当地独特的微生物群落发生转变,对当地白酒行业造成损害[17]。
酿酒废水处理的常用方法为物化法、生物法、生态法和联用技术等。物化处理技术包括吸附、混凝沉淀、氧化、电解、热分解、膜分离等[18-22];生物处理技术包括好氧、厌氧[23-24]及藻类微生物降解等[25-26];生态处理技术主要是人工湿地处理系统[27];联用技术主要是多种技术结合,共同实现废水污染物去除[28]。单独的物化处理或生物处理对HCBW中污染物的去除效果不理想[29],采用多种方法联合应用可对HCBW实现达标处理,但处理难度大、运行管理费用较高[30],难以在中小型企业中进行推广应用。
基于以上研究,本研究采用MBBR技术,构建了高浓度白酒窖底废水与低C/N生活污水协同处理系统,使用改性海绵填料和流化床填料分别探究了HCBW作为反硝化外加碳源对低C/N污水处理的影响,并分析了微生物群落的变化,探究了白酒窖底废水作为反硝化外加碳源与低C/N生活污水协同处理技术的可行性及功能微生物,以期为HCBW的资源化利用提供参考。
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如图1所示,反应器具有内外双层结构,内层为反应区,外层为保温层。反应区内由挡板分隔为2个反应腔,每个反应腔均装有助循环隔板,单个反应腔的有效容积为45 L,反应腔内填充悬浮填料,分别采用海绵填料和流化床填料,填料直径均为10 mm,填充密度为30%~35%。反应器底部铺设有微孔曝气管(Φ=10 mm),通过曝气为悬浮填料提供上升的动力和氧气。实验装置分A、B 2组反应器,A组反应器在进水中添加白酒窖底废水(协同组),分A1、A2反应腔;B组反应器只添加模拟低C/N生活污水(未协同组),分B1、B2反应腔,其中A1、B1填充海绵填料,A2、B2填充流化床填料(表1),4组反应器互为对照。
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实验采用人工模拟低C/N生活污水和贵州省茅台镇某酱香型白酒企业的窖底水(表2),未协同组进水仅为人工模拟低C/N生活污水,协同组进水为模拟低C/N生活污水与窖底水按1 000∶1配制的混合废水,混合后废水的C∶N∶P=100∶1.14∶0.11。采用葡萄糖、NH4Cl、KH2PO4模拟低C/N生活污水的COD、TN、TP。为维持微生物正常的生长繁殖,向人工模拟废水中添加微量元素为0.3 mg·L−1 FeSO4·7H2O、0.15 mg·L−1 CoCl2·6H2O、0.12 mg·L−1 MnCl2·4H2O、0.06 mg·L−1 Na2MoO4·2H2O、0.15 mg·L−1 H3BO3、0.15 mg·L−1 NiCl2·6H2O、0.12 mg·L−1 ZnSO4·7H2O、0.06 mg·L−1 CuSO4·5H2O、0.06 mg·L−1 Na2WO4·2H2O、0.15 mg·L−1 KI。
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先向反应器中加入接种污泥,接种污泥取自贵州省某污水处理厂浓缩池,污泥接种质量浓度为4.0 g·L−1。通过调压器调节曝气泵曝气强度,控制DO为5~6 mg·L−1,采用循环热水控制反应器内温度为(30±1) ℃。使各组反应器在该条件下曝气3 d,使接种污泥与悬浮填料充分接触混合。待系统挂膜完成后,采用间歇式运行,运行周期为“反应23.5 h+换水0.5 h”,换水比为50%。定期检测反应器中的pH、DO、T、COD、
NH+4 -N、TN、色度等水质指标。在系统运行稳定后,通过傅里叶红外光谱仪分析污水处理前后物质组分变化,并利用16S rRNA高通量测序技术分析反应器中微生物群落结构及功能。 -
1)理化指标分析。
NH+4 -N采用纳氏试剂分光光度法(HJ535-2009)分析,TN采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ636-2012)分析,色度采用光电比色法(LH-SD500,陆恒生物,中国)分析,pH、DO、T采用HACH便携式多参数数字化分析仪分析(HQ40d,HACH,美国),COD采用COD快速消解分析法分析[31]。2)傅里叶红外光谱(FTIR)分析。采集反应器稳定运行阶段的进出水水样各10 mL,协同组进出水分别记为A0、A1、A2,未协同组进出水分别记为B0、B1、B2。水样分析前,先将水样冷冻成冰,再利用真空冷冻干燥机(FD-1A-50,中国)将样品冷冻干燥成固体粉末,然后采用傅里叶变换红外光谱仪(Nicolet6700,ThermoFisherScientific,美国)对样品进行分析,设置扫描次数和分辨率分别为32次和4 cm−1,在4 000~400 cm−1内对样品进行红外光谱测定[32]。
3)微生物群落分析。采用16S rRNA高通量测序技术研究微生物的多样性和差异,采集接种污泥和反应器中培养至第68天的生物膜,分别标记为S0(接种污泥)、A1、A2、B1、B2,立即置于–80 ℃条件下进行冷冻保存,然后送至上海某生物公司进行16S rRNA基因测序分析。先采用试剂盒(E.Z.N.ATMMag-BindSoilDNAKit)对样本进行DNA的提取,并对提取后的DNA进行质检和纯化,利用ABI GeneAmp®9700型PCR扩增仪,选用338F(5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCAG-3′)和806R(5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3′)作为引物在V3~V4之间的高变区对所提取合格的DNA序列进行PCR扩增,对PCR扩增产物经3 µL上样量的2%琼脂糖凝胶电泳分析,使用AxyPrepDNA凝胶提取试剂盒进行纯化,纯化后采用QuantiFluorM-ST进行定量[33]。然后,根据所构建的Illumina测序文库,对所得到的数据进行OTU聚类统计、物种注释、物种差异、功能预测等分析[34]。
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在系统构建过程中,各反应器出水的pH、DO、温度如表3所示。其中,DO质量浓度均相差不大;但pH有明显差异。A1、A2的pH均大于6.5,呈中性;而B1、B2的pH为6.0左右,呈弱酸性。这是由于B组反应器中反硝化能力较弱,硝化过程消耗碱度导致。
各反应器的COD、
NH+4 -N、TN和色度变化如图2所示。由图2(a)可看出,从第10天开始,出水COD逐渐趋于稳定,A1、A2的COD由358.94 mg·L−1分别降低至31.02 mg·L−1和33.75 mg·L−1,平均去除率分别为91.29%和90.51%;而B1、B2的COD由68.34 mg·L−1分别降低至22.51 mg·L−1和23.31 mg·L−1,平均去除率分别为65.92%和64.73%。由图2(b)可看出,从第24天开始,出水中NH+4 -N浓度逐渐趋于稳定,A1、A2的NH+4 -N质量浓度由36.31 mg·L−1分别降低至0.33 mg·L−1和0.52 mg·L−1,平均去除率分别为99.08%和98.58%;而B1、B2的NH+4 -N质量浓度由33.58 mg·L−1分别降低至10.88 mg·L−1和10.67 mg·L−1,平均去除率分别为67.20%和67.74%。由图2(c)可看出,在稳定后,A1、A2的TN质量浓度由38.73 mg·L−1分别降低至3.83 mg·L−1和9.29 mg·L−1,平均去除率分别为89.81%和75.73%;而B1、B2的TN质量浓度由35.85 mg·L−1分别降低至27.90 mg·L−1和27.97 mg·L−1,平均去除率分别为24.63%和26.92%。由图2(d)可看出,A1、A2的色度呈逐渐下降趋势,在稳定后,A1、A2的色度(稀释倍数)由175.12分别降低至34.01和42.06,平均去除率分别为80.66%和76.07%。综上所述,协同处理组A1、A2反应器对COD、
NH+4 -N和TN的去除效果均较好,出水达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918-2002)一级A标准要求,说明窖底水与低C/N生活污水协同处理有利于提高TN的去除效率;而B1、B2出水中TN浓度均未达到一级A标准要求,这主要是由于系统缺乏碳源,导致未协同组对TN的去除率较低[35]。此外,A1出水中的TN浓度和色度均比A2低,说明在MBBR系统中,海绵填料的TN和色度去除效果均比流化床填料好。其原因为:流化床填料是由聚乙烯制成的,这种材料通常表现出疏水性且表面带负电荷,不利于污染物的转移,抑制亲水性和负电性生物膜的形成[36];流化床填料表面粗糙度较差,在换水和曝气过程中产生的水力剪切作用容易将表面附着的生物膜冲刷脱落,不利于生物膜初始黏附[37]。而海绵填料是由改性亲水聚氨酯制成的,其比表面积大、表面粗糙、对微生物黏附性好;此外,由于立方海绵填料中的高溶解氧(DO)梯度,为各种微生物创造生存条件[38-39],填料上出现硝化菌与反硝化菌等不同微生物,使其具有SND特性[40]。由此可见,悬浮填料作为微生物生长载体,是MBBR工艺的核心,生物膜的形成和污染物去除性能取决于载体的物理化学性质。 -
采用FTIR分析了协同组进出水中污染物官能团的变化,其FTIR谱图如图3所示。混合废水经过MBBR处理后, 3 413 cm−1(O—H伸缩振动)和1 632 cm−1处(NH2变角振动或
NH+2 变角振动或NH+3 不对称变角振动)的峰的强度有一定程度增强,说明废水经过处理后,具有该类官能团的物质的相对比例增加。1 385 cm−1和1 402 cm−1处(NO3−反对称伸缩振动或者NH+4 不对称变角振动)的峰宽变窄,且强度明显变弱,说明出水中硝酸盐类和铵类物质的相对比例明显减小。1 147 cm−1和1 120 cm−1处(SO−4 反对称伸缩振动)的峰的强度有一定程度增强,而峰宽无明显变化,说明出水中SO4−基团的相对比例增加。671 cm−1 (醇COH面外弯曲振动)和604 cm−1处(PO−4 的PO4不对称变角振动)的波峰强度均有微弱增强,说明出水中醇类物质、磷酸盐的相对比例有一定程度增加[41]。上述FTIR分析结果进一步佐证了混合废水经过MBBR系统处理后,NH+4 -N和TN均得到有效去除,且可推测出水中的醇类、硫酸盐和磷酸盐的物质相对比例有一定程度的增加。 -
1)微生物群落结构。系统运行68 d后,采用16S rRNA高通量测序技术对系统中微生物进行分析,在门水平上(图4(a)),接种污泥(S0)、海绵填料协同组(A1)、流化床填料协同组(A2)、海绵填料未协同组(B1)、流化床填料未协同组(B2)中相对丰度占主导的均为Proteobacteria、Chloroflexi和Actinobacteriota。其中,S0分别为24.36%、23.61%和14.63%,A1分别为24.56%、19.31%、和25.51%,A2分别为26.90%、17.63%和18.85%,B1分别为12.52%、5.71%和36.26%,B2分别为22.39%、9.87%和29.34%。与S0相比,A1和A2中的Actinobacteriota和Proteobacteria的相对丰度均增加,而Chloroflexi的相对丰度均降低,B1和B2 Actinobacteriota的相对丰度均增加,而Proteobacteria和Chloroflexi的相对丰度均降低。此外,未协同组B1和B2中Proteobacteria和Chloroflexi的相对丰度明显低于协同组A1和A2,未协同组B1和B2中Patescibacteria和Actinobacteriota的相对丰度明显高于协同组A1和A2,说明添加窑底废水会导致Proteobacteria和Chloroflexi的比例增加,导致Patescibacteria和Actinobacteriota的比例降低。Actinobacteriota属于异养需氧菌门,是降解污染物的主要功能菌。Proteobacteria广泛存在于受污染的水体环境中,在德国污水处理厂和我国养殖场废水中均检测出了Proteobacteria[42-43]。
在科水平上(图4(b)),在S0中主要为Saprospiraceae(4.19%)、Rhodanobacteraceae(3.07%)和SC-I-84(2.07%),A1和A2中主要为Propionibacteriaceae(9.76%、2.56%)、Nakamurellaceae(6.90%、11.94%)和Gemmatimonadaceae(6.70%、5.14%),B1和B2中主要为Nakamurellaceae(32.10%、19.03%)、Gemmatimonadaceae(2.04%、3.95%)和Caldilineaceae(1.48%、2.73%)。协同组系统中的Propionibacteriaceae和Gemmatimonadaceae的相对丰度均比未协同组高,而Nakamurellaceae的相对丰度均比未协同组低。Nakamurellaceae能够在细胞中积累大量的多糖,从而能够快速吸收废水中糖原和多磷酸盐,然后通过其代谢过程来进行细胞体的合成,对生物脱氮及污水中有机物的去除具有重要作用[44]。Propionibacteriaceae主要以酸类物质作为底物进行生长,由于协同组添加了窑底废水,废水中存在大量的酸类物质,为其生长提供了条件。Gemmatimonadaceae通过好氧和厌氧呼吸生长,能直接利用硝酸盐和亚硝酸盐,故经常在污水处理系统的活性污泥中被检测到[45]。
在属水平上(图4(c)),S0中主要为Ahniella(2.84%)、Ellin6067(2.44%)和Phaeodactylibacter(1.77%)。协同处理组A1和A2中主要为Micropruina(8.88%、2.26%)、Nakamurella(6.90%、11.94%)和Amaricoccus(3.48%、3.82%),未协同组B1和B2中主要为Nakamurella(32.10%、19.03%)、TM7a(8.46%、1.63%)和Thermomonas(0.64%、1.49%)。A1和A2中的硝化菌属主要为Nakamurella(6.90%、11.94%)、Nitrospira(0.46%、0.21%)[46],反硝化菌属主要为Amaricoccus(3.48%、3.82%)、Dokdonella(0.15%、0.41%)、Thermomonas(0.25%、0.75%)[47-48]。B1和B2中的硝化菌属主要为Nakamurella(32.10%、19.03%)、Nitrospira(1.83%、0.37%),反硝化菌属主要为Amaricoccus(0.35%、0.25%)、Dokdonella(0.23%、1.39%)、Thermomonas(0.64%、1.49%)。Nitrospira和Nakamurella是硝化作用过程中的重要功能菌,Thermomonas是还原硝酸盐或亚硝酸盐的缺氧反硝化菌[49],Amaricoccus被认为是废水处理中将硝酸盐还原为亚硝酸盐的关键消耗者[47]。协同组系统中同时存在硝化菌和反硝化菌,说明协同组系统中存在SND现象[50],对TN的去除效率较高;而未协同组中主要存在硝化菌属,反硝化菌属较少,对TN的去除效率较低。此外,Micropruina在A1和A2中的相对丰度明显高于B1和B2,由于 Micropruina能在细胞内储存大量的糖类聚合物,可以很好的吸收水体中的有机营养物,说明Micropruina可能是参与有机物去除的功能菌属[51-52]。
2)微生物的功能预测。系统运行68 d后,采用16SrRNA高通量测序技术对系统中微生物进行分析后,基于PICRUSt对协同处理系统A1、A2中细菌的KEGG功能进行了分析(图5)。分别检测到48 535 583、51 425 375个基因。在1层级下,共预测出5大功能。其中占主导的功能均是代谢,其次是遗传信息处理、环境信息处理、细胞过程和有机体系统。协同海绵组A1中比例分别为40.75%、15.94%、14.23%、2.96%和0.85%;协同流化床组A2中比例分别为40.45%、15.93% 、14.06%、3.24%和0.82%。在2层级下,共预测出25种通路,主要代谢通路均为氨基酸代谢、碳水化合物代谢和能量代谢。其中,A1中比例分别为11.05%、10.96%和5.90%,A2中比例分别为10.93%、10.92%和5.91%;主要的环境信息处理通路均为复制与修复和转译,其中,A1中比例分别为6.97%和2.30%,A2中比例分别为6.95%和2.33%;主要的遗传信息处理通路均为膜运输,A1和A2中比例分别为12.18%和11.95%。上述功能信息推测结果表明,A1、A2无明显差别,所预测通路在污水处理厂中普遍存在,反应器中细菌具有丰富的代谢功能、繁殖能力和环境适应力较强,且存在多种代谢通路,说明存在功能冗余。这可能与HCBW有机物成分复杂有关,反应器中有大量的微生物,有机物的代谢任务由多种细菌共同承担,这些微生物可以构建复杂的功能营养网络,最终导致高功能冗余。当环境条件发生变化时,功能冗余可以维持微生物群落的生理能力,这表明微生物的功能结构比微生物群落结构更稳定[53]。
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1)采用MBBR构建白酒废水与低C/N生活污水协同处理系统,此系统对COD、
NH+4 -N和TN的去除效果均较好,均达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB 18918—2002)一级A标准要求,且改性海绵填料组对污染物的去除效果优于流化床填料组。2)进出水中所含物质官能团种类无明显变化,进出水红外光谱特征变化可进一步佐证混合废水经过MBBR系统处理后,NH+4 -N和TN均得到有效的去除。3)在协同处理系统A1和A2中,主要的硝化菌属均为Nakamurella(6.90%、11.94%)、Nitrospira(0.46%、0.21%),主要反硝化菌属均为Amaricoccus(3.48%、3.82%)、Dokdonella(0.15%、0.41%)、Thermomonas(0.25%、0.75%),可能参与有机物去除的功能菌属均为Micropruina(8.88%、2.26%)。4)通过功能预测发现协同处理系统A1、A2中,微生物占主导的功能是代谢,主要代谢通路均为氨基酸代谢(14.78%、14.67%)、碳水化合物代谢(14.67%、14.65%)和能量代谢(7.90%、7.93%)。此外,主要的环境信息处理通路均为复制与修复(9.33%、9.32%)和转译(5.84%、5.84%),主要的遗传信息处理通路均为膜运输(16.29%、16.04%)。
基于MBBR技术的白酒窖底废水与低C/N生活污水协同处理系统的构建及功能微生物分析
Construction of a MBBR-based synergic treatment system for Baijiu pits bottom wastewater and low C/N domestic sewage and analysis on its functional microbes
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摘要: 为解决低C/N污水和高浓度白酒废水(HCBW)处理所面临的问题,采用移动床生物膜反应器(MBBR),构建了白酒窖底废水与模拟低C/N生活污水协同处理系统,以改性海绵填料和流化床填料分别探究HCBW作为反硝化外加碳源对低C/N生活污水处理的影响。结果表明:海绵填料协同处理系统(A1)对COD、
NH+4 -N、TN和色度的平均去除率分别为91.29%、99.08%、89.81%和80.66%,流化床填料系统(A2)的平均去除率分别为90.51%、98.58%、75.73%和76.07%,改性海绵填料的去除效果优于流化床填料;混合废水经过MBBR系统处理后,NH+4 和TN得到了有效去除,出水中的醇类、硫酸盐和磷酸盐物质的相对比例有一定程度增加;协同处理系统A1和A2的硝化优势菌属均为Nakamurella、Nitrospira,反硝化优势菌属均为Amaricoccus、Dokdonella和Thermomonas,可能参与有机物去除的优势功能菌属均为Micropruina。通过功能预测得出:协同处理系统A1、A2中的主要代谢通路均为氨基酸代谢、碳水化合物代谢和能量代谢,主要的环境信息处理通路均为复制与修复和转译,主要的遗传信息处理通路均为膜运输。以上研究结果可为HCBW的资源化利用、低C/N生活污水处理提供参考。Abstract: In order to solve the problems faced by low C/N sewage and Baijiu pits bottom wastewater, a mobile bed biofilm reactor (MBBR) was used to build a collaborative treatment system for the liquor pits bottom wastewater and simulated low C/N sewage. Effect of HCLW as denitrification plus carbon source on low C/N wastewater treatment was investigated by using modified sponge filler or fluidized bed filler. The results showed the average removal rates of COD, ammonia nitrogen, total nitrogen and chroma by the modified sponge packing system (A1) were 91.29%, 99.08%, 89.81% and 80.66%, respectively; and by the fluidized bed packing system (A2) were 90.51%, 98.58%, 75.73% and 76.07%, respectively. The removal effect of the modified sponge filler was better than that of the fluidized bed filler. Ammonia nitrogen and total nitrogen could be effectively removed from the mixed wastewater after MBBR treatment, with a certain increase of alcohols, sulfate and phosphate contents in the effluent. Analysis results of 16S rRNA high-throughput sequencing technology showed that in the synergistic systems of A1 and A2, the dominant nitrifying bacteria were Nakamurella and Nitrospira; the dominant denitrifying bacteria were Amaricoccus, Dokdonella and Thermomonas; and the dominant functional bacteria for organic matter removal were Micropruina. Function prediction indicated that in the system A1 and A2, Amino Acid Metabolism, Carbohydrate Metabolism and Energy Metabolism were the top three metabolic pathways. Replication and Repair as well as Translation processed major environmental information. Membrane Transport was primarily responsible for the genetic information processing pathways. It was supposed to provide a technical support and theoretical basis for resource utilization of high-concentration Baijiu wastewater and treatment of low C/N domestic sewage. -
在过去几十年中,农业和工业活动以及城市社区的污水导致了严重的水源污染[1]。面对越来越多的污染,衍生了各种新兴的污水处理技术。以电化学为基础的电化学高级氧化工艺受到了人们的青睐。在电化学高级氧化体系中可以通过阳极直接氧化、阴极还原或产生具有强氧化活性的物质,如羟基自由基(∙OH),将有机污染物矿化为CO2和H2O等[2-4]。但是在传统的电化学体系(二维电极体系)中存在电流效率低、电极面积小等缺点,三维粒子电极体系应运而生[5-6]。三维粒子电极是在二维电解槽中加入粒子电极,以此形成三维粒子电极系统。粒子电极的加入,可以通过增大电化学反应的面积,或形成一系列微电解池提高污染物去除效率,因此粒子电极的选择对于三维电极体系至关重要[7-8]。
蒙脱石是土壤中一种常见的黏土矿物,是膨润土的主要组成成分[9]。蒙脱石资源储量丰富,价格低廉。蒙脱石矿物表面常带有负电荷,为中和负电荷达到电荷平衡,在矿物层间吸附了大量的水合阳离子,使得层间具有大量的可交换阳离子[10-11]。因此,蒙脱石层间域除了具有交换吸附等性质,还具有层间柱撑的特性。以铁对蒙脱石进行改性作为催化剂已经有许多的研究报道,但是到目前为止,大部分研究更多集中于光-Fenton体系或作为非均相催化剂应用于Fenton体系中,将其作为粒子电极应用于电化学体系尚未见相关报道[9, 12-13]。而且铁改性蒙脱石多以粉末状作为催化形式,使用后回收困难,这限制了其应用[14]。因此,研究铁改性蒙脱石作为粒子电极的性能有助于拓宽污染物光/电复合降解体系的应用,解决催化剂难回收的问题,具有一定的实用意义。
本研究以铁改性蒙脱石(Fe-Mt)制备三维粒子电极,首先通过SEM-EDS和XRD表征对粒子电极进行了形貌与物相分析,并探究了pH、粒子电极投加量、槽电压以及进出水流量对电化学粒子电极体系的影响;然后通过与二维电极体系比较确定了Fe-Mt作为粒子电极的有效性,结合自由基抑制实验以及溶液中相关物质的检测初步探究了Fe-Mt粒子电极对亚甲基蓝去除的强化机理;最后进行了Fe-Mt粒子电极的稳定性实验。该研究有助于拓宽铁改性蒙脱石在污染物光/电复合降解体系的应用。
1. 材料与方法
1.1 试剂与仪器
亚甲基蓝、无水碳酸钠(Na2CO3)、结晶硝酸铁(Fe(NO3)3·9H2O)、七水合硫酸亚铁(FeSO4·7H2O)、氢氧化钠(NaOH)等试剂均购自天津市盛和化学试剂有限公司,以上试剂均为分析纯。
1.2 材料制备
Fe-Mt催化剂和Fe-Mt粒子电极的制备。合成方法在参考文献基础上有所改进[15],步骤如下:高速搅拌条件下,将Na2CO3粉末缓慢加入0.2 mol·L−1的硝酸铁溶液中,控制好碱/铁比(OH/Fe摩尔比为1.0),将所得到的红褐色半透明铁柱撑液在室温下陈化24 h。然后,将适量蒙脱石加入去离子水中,制成2%的黏土浆液。在恒温水浴锅中保持60 ℃,缓慢滴入上述陈化好的铁柱撑准备液 (1 g蒙脱石样品滴加10 mmol Fe3+离子溶液)。持续搅拌2 h,所得的混浊液于室温下陈化24 h。陈化产物经无水乙醇洗涤3次,然后用去离子水离心-洗涤多次(至少6次)后在80 ℃下干燥至恒重为止,研磨过250目,密封备用。碱铁比为1.0样品标记为Fe-Mt。将制备好的Fe-Mt催化剂、黏土与成孔剂按照3∶6∶1配比在80 ℃烘干后,混合均匀,采用球磨机碾至粉末,加入适量水滚制成4~6 mm小球,然后在马弗炉中以600 ℃煅烧40 min,自然冷却至室温备用。
1.3 电解实验
静态实验。实验在500 mL容器中进行(图1)。称取20 mg·L−1的亚甲基蓝溶液,使用H2SO4调节pH至3.0。加入以1.5 g·L−1的Na2SO4作为支持电解质,加入0.2 mmol·L−1的FeSO4·7H2O作为Fenton反应催化剂,充分溶解后倒入电解槽中。将一定量的粒子电极加入至电解槽中,以石磨棒与活性炭纤维分别作为阳极与阴极,电极板间距为6 cm,调节至电压为5 V进行电解。电解过程中曝气头持续在阴极进行恒流曝气,流量为3.0 L·min−1,粒子电极在使用前预先在亚甲基蓝溶液吸附达到饱和。
连续流实验。在静态实验装置的左右两端分别安装一台BT100-2J调速型蠕动泵,控制相同的进出水流量。采用配制好的浓度为20 mg·L−1的亚甲基蓝溶液作为进水电解液。
1.4 表征与测试方法
采用配有EDS分析系统的Quanta 200FEG型场发射环境扫描电镜对制备的样品进行形貌测试表与表面元素组成测试。D/max-IIIB型X-射线衍射光谱仪(日本)对样品物相进行表征测试。表征过程中的管电压为40 kV,管电流为30 mA。测试结果与JCPDS(粉末衍射标准联合会)标准卡片进行比对。电解液中的H2O2 浓度采用草酸钛钾比色法测定。采用1,10-邻菲罗啉分光光度法(HJ/T 345-2007)测定溶液中总溶解性铁离子浓度。YG900G10010型数字直流稳压稳流电源购自上海翼昇电子有限公司。SL1000便携式多参数分析仪购自美国HACH公司。电子分析天平购自梅特勒托利多仪器(上海)有限公司。KH-50B型超声波清洗器购自昆山禾创超声仪器有限公司。SB-178型恒流曝气泵购自Sobo公司。
2. 结果与分析
2.1 粒子电极的表征
1) Fe-Mt粒子电极的表面形貌与元素表征。图2是Fe-Mt三维粒子电极的SEM-EDS表征结果。由图2(a)可见,制备出的三维粒子电极是一种形状较为规则的圆形小球,粒径为4~6 mm内。Fe-Mt三维粒子电极主要由浅黄色黏土与深红色Fe-Mt混合烧制而成,因此,Fe-Mt三维粒子电极呈深黄色。在前期粒子电极烧制过程中发现当煅烧温度过高,尤其在大于800 ℃时烧制成的粒子电极结构疏松,与水接触后结构发生塌陷现象,且粒径越大越明显。而根据5 µm下SEM影像显示,本研究在600 ℃煅烧成的 4~6 mm粒径的Fe-Mt三维粒子电极表面结构质密,进一步放大倍数显示粒子电极呈现不规整的乱石结构。EDS表征(图2(c))显示粒子电极所含元素种类较多,Si、Ca、Na、O与Mg等是蒙脱石与黏土常见的元素[16]。其中,O和Si所占权重最大,分别为53.78%和22.12%。根据EDS测试可以明显看出粒子电极含有一定量Fe元素,约占8.75%。
2)Fe-Mt粒子电极的XRD表征。图3分别是Fe-Mt与Fe-Mt粒子电极的XRD衍射图。可以清楚地观察到在2θ角分别为33.2°和35.7°的α-Fe2O3衍射峰[17]。然而Fe-Mt粒子电极的衍射图谱中α-Fe2O3衍射峰强度较弱,在20.8°与26.6°出现了衍射强度较高的特征衍射峰,通过对比pdf卡片,是SiO2的特征衍射峰,与EDS的表征结果一致。这说明制备成功的Fe-Mt粒子电极主要以SiO2为主要组成,这是其黏土组分占比较大导致的。
2.2 对亚甲基蓝去除的影响因素分析
1) pH对亚甲基蓝去除率的影响。在电化学体系中,pH是影响污染物去除的主要影响因素之一[18]。酸性条件往往有助于污染物的去除,一方面,因为活性物质羟基自由基的氧化活性随pH升高而降低,另一方面,pH的增加会导致电化学体系中金属盐类催化剂的水解,从而降低污染物去除率[19-21]。图4显示了pH对Fe-Mt三维粒子电极的影响。可以看出随着pH增加,亚甲基蓝去除率降低。在前14 min左右亚甲基蓝去除率变化较明显,随着亚甲基蓝浓度的不断降低,去除率随时间变化逐渐变缓。在pH=3.0时,亚甲基蓝去除率最高为92.91%,比pH=7.0时提高了约7%,去除率变化幅度并不明显。因此,Fe-Mt三维粒子电极的投加有助于拓宽电化学体系pH的有效作用范围。Fe-Mt三维粒子电极的投加一方面能够增大电极反应面积,另一方面可以作为非均相催化剂,避免了金属离子催化剂的水解,因此,有效拓宽了降解亚甲基蓝的pH适用范围[22-24]。
2)粒子电极投加量对亚甲基蓝去除率的影响。在槽电压5 V、pH=3.0、FeSO4·7H2O为0.2 mmol·L−1、支持电解质Na2SO4为1.5 g·L−1的条件下,改变Fe-Mt粒子电极投加量,探究投加量对三维粒子电化学体系的影响,结果如图5所示。可以看出粒子电极投加量从5 g·L−1增加至10 g·L−1的过程中,亚甲基蓝去除率有所升高,继续增大粒子电极投加量至20 g·L−1,亚甲基蓝去除率反而降低。粒子电极的投加会在电化学体系形成3种电流,即短路电流、旁路电流和反应电流,而发挥有效作用的是反应电流。粒子投加量过多将占用反应体系空间,降低有机污染物传质效率,同时增加短路电流,降低电流效率[7, 25]。因此,该体系中最佳的粒子电极投加量是10 g·L−1。
3)槽电压对亚甲基蓝去除率的影响。在电解体系不变的情况下,槽电压值会影响体系电流密度,进而影响亚甲基蓝去除率。因此,在粒子电极投加量为10 g·L−1、pH=3.0、FeSO4·7H2O为0.2 mmol·L−1、支持电解质Na2SO4为1.5 g·L−1的条件下,分别调节槽电压为3、5和7 V,探究了槽电压对三维粒子电极体系的影响,结果如图6所示。由图6可知,当槽电压从3 V升至5 V时,亚甲基蓝的去除率随之升高,但是继续增加槽电压至7 V后,亚甲基蓝的去除率升高幅度不大。这是因为在一定范围内增加槽电压,体系电流密度也会增大,阴极通过2电子反应产生的H2O2量也随之增大。H2O2的产生能够在粒子电极催化下产生活性物质去除亚甲基蓝。而当槽电压进一步增大时亚甲基蓝去除率增长不大,这与副反应的产生有关,如阴极的4电子反应与2电子反应竞争以及阳极对H2O2的直接氧化作用消耗了H2O2。因此,本研究中最适槽电压为5 V。
4)亚甲基蓝去除的连续流实验。连续流实验中的进出水流量能够影响水力停留时间,从而对亚甲基蓝去除率产生影响。因此,在Fe-Mt三维粒子电极体系中,以连续进出水的方式考察了进出水流量对亚甲基蓝的去除效果的影响,结果如图7所示。由图7可知,随着流量的不断减少,亚甲基蓝去除率逐渐升高。当流量由8.37 mL·min−1降低至6.29 mL·min−1时,亚甲基蓝去除率增幅较小。由此可见,进出水流量的调控对于反应体系的去除率起到重要的作用。
2.3 不同体系对亚甲基蓝的去除效果对比
图8为在相同的电解条件下三维粒子电极体系与二维电化学体系对亚甲基蓝去除效果的对比。在Fe-Mt粒子电极投加量为10 g·L−1、电解20 min后,三维粒子电极体系较二维电化学体系对亚甲基蓝的去除率提高了约25%。因此,以Fe-Mt作为粒子电极应用于电化学体系是可行的。目前对于Fe-Mt的应用多集中于光-Fenton体系或非均相Fenton体系,其应用困难之一是Fe-Mt催化剂的回收性能。Fe-Mt作为催化剂投加量少,多以粉末状态分散在溶液中,应用过后难以回收[12-13]。该实验结论表明将其制作为三维粒子电极,可以有效发挥三维粒子电极的催化作用,有助于催化剂的回收。此外,Fe-Mt粒子电极也可以延伸作为光-Fenton体系的催化剂,对于光电复合体系的应用具有重要的价值。
2.4 三维粒子电极体系对亚甲基蓝的去除机理
在Fe-Mt三维粒子电极体系中,对亚甲基蓝去除起作用的可能途径主要包括以下5条:在阳极直接氧化亚甲基蓝;溶液中添加的Fe2+(0.2 mmol·L−1)与阴极产生的H2O2反应产生∙OH氧化亚甲基蓝;在酸性条件下,粒子电极溶出额外的Fe2+,Fe2+与阴极产生的H2O2反应产生∙OH氧化亚甲基蓝;Fe-Mt粒子电极的吸附作用去除亚甲基蓝;Fe-Mt粒子电极直接催化H2O2产生∙OH氧化亚甲基蓝。针对这5种可能的路径,本研究通过向溶液加入∙OH抑制剂(甲醇)以及对H2O2和总溶解性铁离子的检测初步探究了Fe-Mt三维粒子电极体系对亚甲基蓝的去除机理,结果如图9所示。可以看出粒子电极的吸附作用对亚甲基蓝的去除作用十分有限,吸附20 min亚甲基蓝去除率仅7.34%(图9(a))。2D(二维电化学直接氧化,未加入Fe-Mt粒子电极)体系亚甲基蓝去除率约67.1%,当向2D体系加入∙OH抑制剂(甲醇)后,亚甲基蓝去除率下降至21.88%,这表明2D体系主要靠阳极直接氧化以及外加的Fe2+(0.2 mmol·L−1)与H2O2反应产生∙OH进而氧化亚甲基蓝。当向3D体系加入甲醇后,亚甲基蓝去除率下降至36.73%,这表明3D氧化体系除了依靠阳极对亚甲基蓝直接氧化外,体系产生的大量∙OH起到主导作用。图9(b)显示了3D体系与2D体系中H2O2产量随时间的变化。可以看出,2D体系H2O2产量明显高于3D体系,因此,可以确定在3D体系中,催化剂对H2O2活化效率明显高于2D体系。
为了进一步探明3D体系是依靠Fe-Mt粒子电极直接催化还是依靠额外的铁离子溶出对H2O2进行活化,对3D体系溶液中总溶解性铁离子的量进行了测定。在2D体系反应结束后总铁离子测量值约0.17 mmol·L−1(减少的铁离子浓度与铁离子的沉淀有关),因此,以3D体系总溶解性铁离子与0.17 mmol·L−1(约9 mg·L−1)的差值确定Fe-Mt粒子催化剂溶出的总铁离子浓度,结果如图9(c)所示。可以看出,在第1次使用时,3D体系产生了最高的溶解性总铁离子浓度,随着使用次数的增多,溶解性总铁离子浓度逐渐降低。因此,3D体系产生的溶解性铁离子对H2O2进行均相催化产生∙OH也是亚甲基蓝去除的途径之一。图9(d)为在向2D体系中加入0.25 mmol·L−1的Fe2+条件下与3D体系的亚甲基蓝去除效果的对比情况。可见即使向2D体系加入的Fe2+浓度大于3D体系溶解性的总Fe2+浓度,亚甲基蓝去除率依然低于3D体系。这表明3D体系溶出的铁离子不足以使其产生高的亚甲基蓝去除率。因此,Fe-Mt粒子电极对H2O2的直接催化也对亚甲基蓝去除产生作用。
终上所述,Fe-Mt三维粒子电极体系对亚甲基蓝去除的途径具有多样性。阳极的直接氧化能够去除一部分亚甲基蓝,而粒子电极的加入能够进一步提高亚甲基蓝的去除率。在酸性条件下,阴极能够通过2电子反应产生H2O2,H2O2能够被Fe-Mt粒子电极额外溶出的Fe2+催化而产生∙OH,再进一步氧化亚甲基蓝。Fe-Mt粒子电极本身具有一定的吸附作用,这加速了亚甲基蓝与粒子电极表面的传质过程。亚甲基蓝接近粒子电极表面后,Fe-Mt粒子电极直接催化H2O2产生∙OH,对亚甲基蓝进一步降解实现了吸附-氧化的协同作用。基于此,3D体系才比2D体系对亚甲基蓝具有更高的去除率。
2.5 粒子电极的可重复利用性
材料的稳定性是决定其应用性能的重要指标。图10为电极材料的使用次数对亚甲基蓝去除率变化的影响情况。可以看出,随着使用次数的增加,亚甲基蓝去除率呈下降趋势,重复使用至第10次后,去除率下降约7%,这说明Fe-Mt三维粒子电极具有良好的电化学催化活性。由图9(c)可知,在粒子电极重复使用的过程中,粒子电极表面的铁不断融出至溶液中,且随着使用次数的增加,铁离子溶出量减少,这表明粒子电极有效活性位点的减少。此外,粒子电极在重复使用过程中存在吸附-氧化耦合的过程,亚甲基蓝分子不断在粒子电极表面积累,其可能掩盖了粒子电极表面的活性位点,从而进一步降低了催化活性。
3. 结论
1) Fe-Mt三维粒子电极体系能够将亚甲基蓝去除率提高约25%,这证明其作为粒子电极的有效性。
2)将pH由3.0增至7.0后,亚甲基蓝去除率降低了7%,表明Fe-Mt粒子电极的投加可拓宽电化学体系去除污染物的有效pH范围。
3)除了阳极对亚甲基蓝的直接氧化,Fe-Mt粒子电极还能够对H2O2实现直接与间接催化,并结合自身一定的吸附性能对亚甲基蓝实现吸附-氧化降解去除。
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表 1 填料物理参数
Table 1. Filler physical parameters
填料类型 材质 规格尺寸/mm 比表面积/ (m2·m−3) 孔隙率/% 密度/(kg·m−3) 海绵填料 改性亲水聚氨酯 10×10×10 >90 000 >96 15~20 流化床填料 聚乙烯 Φ10×10 >500 >95 >960 表 2 实验用水水质参数
Table 2. Parameters of test water
实验用水 氮磷及好氧有机物质量浓度/(mg·L−1) 色度 COD -N TN TPNH+4 协同组进水(A) 350±20 37.5 40 4 200±20 未协同组进水(B) 65±10 35 35 2 10~20 窖底水 270 000 2500 6 500 2 400 150 000 表 3 各组系统出水的pH、DO、温度
Table 3. pH, DO and temperature of the effluent of each system
反应器 pH DO/(mg·L−1) 温度/℃ 协同海绵组(A1) 7.54±0.44 3.25±1.35 27±2 协同流化床组(A2) 6.99±0.99 3.15±1.38 27±2 未协同海绵组(B1) 6.06±1.52 3.03±1.45 27±2 未协同流化床组(B2) 5.88±1.6 3.06±1.54 27±2 -
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