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电镀工业是我国经济发达地区的重要加工行业,由于其在工业中适用性高,广泛分布于各个工业部门,电镀生产在耗费大量工艺用水的同时,也产生大量的电镀废水[1]。电镀废水具有重金属含量高、毒性大、污染物杂、环境危害严重等特点[2-4],属于难处理的工业废水。目前电镀废水的处理工艺主要采用物化预处理+生化处理+深度处理的组合工艺,涉及中水回用的主要采用膜分离技术[5],淡水回用于生产漂洗工段.常规的废水深度处理工艺不能彻底将其从水中去除,出水无法稳定达到电镀污染物排放标准(GB 21900-2008)的排放标准,开发高效的深度处理工艺已成为水处理领域的关注点。
臭氧氧化作为一种绿色处理工艺具有易操作、污染物去除效率高、无二次污染等优点已被广泛运用于饮用水和废水深度处理领域[6-9] 。由于臭氧氧化具有一定的选择性[10-11],研究人员开发了多相催化臭氧化技术克服了上述缺点,通过在臭氧氧化过程中加入非均相催化剂,使水中溶解性臭氧在催化剂表面发生链式反应产生羟基自由基(·OH)[12-13],从而提高水中有机物的去除率。
常见的非均相臭氧催化剂有金属氧化物(MnO2、FeOOH、TiO2等)[14-16]、多金属负载催化剂(RuO2/Al2O3、MnO2/Al2O3、TiO2/Al2O3等)[17-19]、矿物(Cu/堇青石、Mn/蜂窝陶瓷[20]等)和活性炭(MnOx/GAC[21]、多壁碳纳米管等)。目前工程项目中应用较广的催化剂多以球形陶瓷颗粒为载体负载多金属氧化物,常装填于固定床形式的反应器[22]内进行进行臭氧催化反应,但其传质效率低,水流易产生局部短流,影响臭氧催化氧化对水中有机物的去除效率。为了开发更为高效、稳定和经济的臭氧催化剂,研究人员除了在催化剂表面负载的活性组进行改进外,对催化剂的结构也进行了研究及优化。
基于陶瓷膜具有优异的化学性能,研究人员就臭氧预氧化+陶瓷膜工艺去除有机物和陶瓷膜改性催化臭氧氧化等开展了相关研究。2003年SCHLICHTER等[23]首次将臭氧氧化和陶瓷膜过滤相结合处理地表水和微污染原水,之后臭氧与陶瓷膜结合的相关研究开始逐渐增多。BYUN等[24]对陶瓷膜进行了改性,将氧化锰或氧化铁负载于陶瓷膜制备成催化膜,发现有机物的去除取决于陶瓷膜被金属氧化物纳米粒子包覆的类型,而且氧化锰膜的性能优于其他测试膜。我国对臭氧/陶瓷膜工艺的研究起步较晚,2011年清华大学的张锡辉课题组首先在国内使用臭氧预氧化/陶瓷膜组合工艺处理水中甲硫醚[25],此后该课题组使用该技术在饮用水处理、微污染水净化等领域的研究。
本研究以陶瓷膜为载体,采用浸渍-焙烧工艺制备了多组分臭氧催化过滤膜,实现了膜分离技术与催化臭氧氧化技术的同步耦合,利用陶瓷过滤膜的微米级孔道过滤废水,可实现污染物的定向移动,有效地促进了扩散传质,同时微米级孔道内部负载的催化剂,增大了催化模块的有效催化比表面积。利用XRD、SEM、DEX等技术对催化过滤膜进行了表征,并以电镀园区物化预处理后的混合废水为研究对象,考察催化过滤膜在常温下臭氧氧化过程中的催化活性。
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陶瓷膜,购自江苏久吾高科技股份有限公司;La(NO3)3、Ce(NO3)3,均为分析纯,购自济宁天亿新材料有限公司;Mn(CH3COO)2、氢氧化钠、硝酸、浓硫酸、重铬酸钾,均为分析纯,购自国药集团化学试剂有限公司。
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采用浸渍-焙烧法制备催化过滤膜:选用无机陶瓷膜作为催化过滤膜基体,用8%的氢氧化钠溶液浸泡,之后用质量百分比为13%的稀硝酸溶液浸渍1~2 h,再用去离子水洗净至出水中性后烘干备用;选用La(NO3)3、Ce(NO3)3和Mn(CH3COO)2作为催化剂活性组分的前驱物,配置不同质量比(La3+、Ce3+和Mn2+)的浸渍液,将烘干后的陶瓷膜在浸渍液中浸泡24 h后,在105 ℃真空烘4 h, 反复浸渍-烘干步骤5次;置于马弗炉中,在400~950 ℃条件下焙烧2~6 h即得陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜。
通过JEOL JSM-6480LV型扫描电镜(SEM)观察催化过滤膜的表面和断面形貌;催化过滤膜活性层的组成和晶体结构由电子能量色散X射线光谱(EDS)和X射线衍射(XRD, Bruker D8)进行表征,采用Cu Ka(λ=0.154 nm)辐射,扫描范围为10°~80°;利用干湿重量法测定催化过滤膜的孔隙率[26];测定陶瓷膜对不同尺寸聚苯乙烯微球的截留率,确定陶瓷膜的孔径大小[27]。
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1)目标废水水质。实验所用废水为常州某电镀园区物化预处理后的混合废水,用去离子水稀释4倍后用作实验废水。目前该园区共有28个电镀车间,32条生产线,镀种涉及镀镍、镀铜、镀铬、镀锌、镀银和镀金。稀释后的废水COD为135 mg·L−1,总镍为0.04 mg·L−1,总铬为0.09 mg·L−1,浊度为6 NTU,pH为7.8,废水中有机物主要来源于镀液中添加的稳定剂、络合剂和光亮剂,包含聚乙二醇、柠檬酸、十二烷基磺酸钠和未知名称含氮杂环类物质等。
2)实验装置及运行参数。本实验所用装置如图1所示,实验在室温(25±2) °C下进行,实验装置处理规模为200 L·h−1,不锈钢材质。选用最优条件下制备得到的臭氧催化过滤膜处理废水,采用两支臭氧催化过滤膜并联的形式。通过控制臭氧投加量、回流比、跨膜压差、错流速率等反应条件,具体运行参数为:臭氧投加量1~5 mg·L−1;回流比90%;跨膜压差0.15 Mpa;错流速率1.0 m·s−1。观察废水COD降解情况考察催化剂的活性。
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COD采用重铬酸钾标准方法[28]测定;pH采用酸度计(pHB-2,上海雷磁仪器厂)测定;镍和铬浓度采用焰原子吸收分光光度法测定(GB/T5750.6-2006),所用仪器型号为(TAS-990MFG,北京普析通用仪器厂);浊度采用便携式浊度仪(2100P,HACH)测定。
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臭氧催化过滤膜的制备主要分为浸渍和焙烧2个主要步骤。笔者在前面的研究中发现催化剂的催化活性与浸渍液活性组分的配比、焙烧温度及焙烧时间有关[29]。本实验以电镀园区物化预处理出水进行一定比例稀释后的废水的COD去除率和臭氧催化过滤膜的膜通量为指标,对陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜的制备工艺进行了优化。
1)活性组分比例的影响。配制以活性组分La3+、Ce3+、Mn2+不同质量比的浸渍液,保持其他条件相同,煅烧温度为700 ℃,煅烧时间 3 h,制备陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜,以一定比例稀释后的电镀园区物化预处理出水为污染物,考察浸渍液中金属离子的质量比与COD去除率的关系,结果如图2所示。可见,随着La3+和Ce3+含量的增加,催化剂的催化活性随之增加,在Ce3+、La3+、Mn2+的质量比到2:2:1,COD的去除率最高。一方面由于随着浸渍液中硝酸铈浓度的增加,煅烧后CeO2的结构更加有规律,晶核更成熟,镧作为同系元素性状与铈类似。另一方面,有研究[30-31]表明,金属氧化物的催化活性由高到低依次为La2O3>CeO2>MnO2。
但当浸渍液中Ce3+和La3+的比例进一步增加时,催化效率反而有所下降,一方面随着浓度的增加,催化活性物质的晶核增大,比表面积减小,不利于增加催化反应活性;另一方面由于尾水中特征有机污染物种类较多,MnO2对部分有机污染物的催化效果明显。因此,将浸渍液中金属离子Ce3+、La3+、Mn2+的质量比确定为2:2:1。
2)焙烧温度的影响。选择适宜的焙烧温度是臭氧催化过滤膜制备中的关键步骤。在浸渍液活性组分Ce3+、La3+、Mn2+的质量比为2:2:1,煅烧时间3 h的条件下,不同焙烧温度下制得的臭氧催化过滤膜在臭氧催化氧化下对废水COD的降解影响如图3所示。由图3可知,随着温度的逐渐升高,催化剂的催化活性先升高后呈现下降趋势。当焙烧温度为800 ℃时,陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜的催化活性最高。这是由于硝酸镧在500 ℃下焙烧得到的产物主要成分为La5O7NO3和La2CO5,在650 ℃下焙烧得到的产物主要是La2O3,还含有少量杂质,当温度达到780 ℃时焙烧产物均是纯度较高的La2O3。当焙烧温度低于500 ℃时,La2O3和CeO2催化剂尚未完全形成,且催化剂的结晶差,颗粒粒径小,催化剂活性低。随着焙烧温度升高,催化剂结晶逐渐变好,颗粒粒径变大,催化效果增强。900 ℃以上高温焙烧时,CeO2催化剂内部结构坍塌,活性位减少,催化剂活性降低。另一方面温度过高也容易导致催化剂烧结,使催化活性组分在载体表面团聚,降低催化剂的比表面和导致活性位点缺失,催化效率降低。因此,本实验中将催化剂的焙烧温度确定为800 ℃。
3)焙烧时间的影响。催化剂的焙烧时间对活性组分的前驱体能否转变成活性组分及最终催化剂活性有较大影响. 在浸渍液活性组分Ce3+、La3+、Mn2+的质量比为2:2:1条件下,分别在700 ℃下煅烧0.5、1、2、3、4、6 h制得的臭氧催化过滤膜在臭氧催化氧化下对废水COD的降解影响如图4所示。初始时催化剂的活性随着焙烧时间的延长而增加,当焙烧时间达到3 h时,催化剂的活性趋于稳定,当焙烧时间进一步增加至6 h后,催化效果反而出现小幅下降。因为焙烧时间较短时反应尚未全部完成,催化剂强度达不到要求,无法满足催化剂高温定型的要求,活性组分易出现粉末化;若焙烧时间过长,容易造成已形成的孔道结构塌陷,表面形貌改变,活性组分出现烧结或被掩蔽。因此,本实验中将陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜的最佳焙烧时间定为3 h。
根据以上的研究结果,将陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜的最佳制备条件确定为:将预处理后的无机陶瓷膜浸渍于含有La(NO3)3、Ce(NO3)3和Mn(CH3COO)2的溶液中,其中Ce3+、La3+、Mn2+的质量比为2:2:1。室温下浸渍24 h,然后在105 ℃真空烘4 h,反复浸渍-烘干步骤5次,在马弗炉中800 ℃条件下焙烧3 h,最后得到负载型金属氧化物臭氧催化剂。
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1) SEM和EDS测试结果。图5无机陶瓷膜载体及陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜的SEM图像。由图5(a)可以看出陶瓷膜表面呈疏松多孔结构,孔道彼此交错贯通,具有较大的比表面积孔体积,能提供较多的负载点位。图5(b)呈现了负载后催化过滤膜的形貌,可以明显看出在陶瓷膜表面和孔道内存在大量负载物,活性组分的晶粒大小匀称且分布均匀,未在表面发生团簇现象。
EDS通常被运用于分析物体表面涂层的元素组成。选取浸渍液的金属离子Ce3+、La3+、Mn2+的质量比为2:2:1,焙烧时间3 h,焙烧温度800 ℃的催化剂样品,进行EDS表征,结果如图6所示。由图6可知,陶瓷膜载体主要成分为Al2O3,载体经浸渍、高温煅烧后,催化剂表层的EDS谱图中增加了La、Ce和Mn的特征峰。结合表1可知,表层活性组分金属元素占总质量的11.85%,从而推测在催化剂的表层形成了Ti、Mn和Fe的金属氧化物,且活性组分负载率较高。
为进一步探究催化活性组分在陶瓷膜载体上孔道内的负载情况,分析了负载后的陶瓷膜截面元素分布情况。对陶瓷膜外部膜层的截面做了元素面分布图(EDS mapping)分析。由图7中可以清晰发现除了陶瓷膜基材元素Al和O外,Mn、La、Ce 3种元素在陶瓷膜孔道内呈现均匀分布。
2)催化过滤膜性能参数与分析。选用孔径为50 nm的陶瓷膜为载体,选取浸渍液的金属离子Ce3+、La3+、Mn2+的质量比为2:2:1,焙烧时间3 h,焙烧温度800 ℃的催化剂样品进行测试。负载前后膜孔径由原来的50 nm变为30 nm(表2),膜通量下降33%。这是因为经负载后,膜孔道被氧化生成的MnO2、CeO2和La2O3活性组分所占居,导致膜孔隙率和膜孔径的减少,从催化剂的SEM表征结果也可以证实这一点,膜通量的下降与孔径的下降有直接关系。负载后陶瓷膜的盐酸可溶率值为0.6%,说明了活性组分与陶瓷膜结合紧密,催化过滤膜稳定性强。
3) XRD表征结果。将负载后的催化过滤膜表层和孔道内的活性组分刮下进行XRD分析,结果如图8所示。可见,对照JCPDS标准卡,所得物质主相为Al2O3、CeO2、La2O3、MnO2,所得产物粉体为灰色,在2θ=28.8°、33.1°、47.5°、56.8°、69.4°、76.7°、79.1°附近出现的吸收峰属于立方萤石晶相结构的CeO2。在2θ=26.1°、27.9°、46.1°、53.7°、62.2°、73.4°出现的次强峰属于六方晶型La2O3,在2θ=33.3°、36.9°、37.9°、42.8°、44.1°、56.4°、64.8°出现的次强峰属于四方晶系的α-MnO2,未发现其他晶型是由于反应时间延长可使δ-MnO2 向α-MnO2转化。在2θ=35.1°、57.9°、59.1°、66.7°等处出现的一些强峰主要为Al2O3。这是由于Al2O3基体陶瓷膜的主要成分。以上表征结果表明,通过浸渍、焙烧可有效地将CeO2、La2O3、MnO2活性组分负载于陶瓷膜表面及孔道内。
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1)催化过滤膜的催化活性。为了评估臭氧催化过滤膜的催化活性,将其与未负载的普通陶瓷膜进行对比实验,在臭氧投加量为5 mg·L−1,跨膜压差为0.15 MPa,回流比为90%的条件下进行实验,观察其膜通量变化和对水中COD的去除情况。
图9为膜通量的变化趋势。由图9可知,随着反应时间的增加,普通陶瓷膜和臭氧催化过滤膜的膜通量呈下降趋势,在臭氧条件下臭氧催化过滤膜的膜通量下降较为缓慢。经过4 h的分离后,在不投加臭氧的情况下,陶瓷膜的膜通量降低了63.8%;在臭氧条件下,普通陶瓷膜和臭氧催化过滤膜的膜通量分别降低了57.2%和46.2%,说明臭氧氧化可以缓解膜污染,同时在催化活性物质的作用下,膜污染的缓解作用更为明显。究其原因是上述反应为过滤和臭氧氧化反应的同步过程,在膜分离的过程中大部分有机物被截止在膜表面和孔道内,臭氧氧化可以降解膜表面的有机物,从而在一定程度上减缓膜污染。臭氧氧化具有一定的选择性[10],因而对膜污染的缓解效果不明显,而催化臭氧氧化产生的活性氧物种[32-33]能够无选择性的氧化有机物,从而更好地缓解膜污染。
图10反映了当臭氧投加量由0 mg·L−1逐步增加至5 mg·L−1,其余实验参数不变的条件下,水中COD的变化趋势。由图10可知,随着臭氧投加量的增加,催化过滤膜对水中COD的去除率不断升高,当臭氧投加量增加到5 mg·L−1时,污水COD的去除率达到51.2%。采用普通陶瓷过滤膜和催化过滤膜进行对比实验,在不投加臭氧的情况下,2种过滤膜对污水COD的去除率分别为5.6%和8.4%。这是由于在膜表面发生了过滤的物理反应,水中部分大分子有机污染物被截留,催化过滤膜由于负载了活性氧化物导致膜孔径更小,对有机污染物截留效率更高。当臭氧投加量逐步增高,催化过滤膜对水中COD的去除率明显高于普通陶瓷过滤膜;在臭氧投加量为5 mg·L−1时,2种过滤膜对污水COD的去除率分别为27.4%和51.2%,由于催化过滤膜上负载的CeO2、La2O3和MnO2活性组分能够有效地催化臭氧反应生产羟基自由基等活性基团,进而无选择性地氧化降解污水中的有机物污染物。
2)催化过滤膜稳定性测试。催化过滤膜的稳定性是评价其性能的一个重要指标,是决定催化剂使用寿命和产业化应用的关键因素。在臭氧投加量为5 mg·L−1,跨膜压差为0.15 MPa,回流比为90%的条件下进行实验,每次反应结束后的催化过滤膜不变,将实验废水更换为初始质量浓度的新鲜实验废水,连续使用5次为1个循环,每次使用1 h。经过6个循环后(每个循环催化剂应用5次),催化过滤膜多次使用对实验废水中COD去除率的影响如图11所示。由图11可知,随着使用次数的增加,催化过滤膜的活性并未有明显减弱,经多次循环后对水中COD的去除率稳定在50%以上,表现出较好的稳定性。对经臭氧催化过滤膜处理后的水样进行多次检测,均未检测出上述负载的金属离子,表明陶瓷膜载体上负载的金属氧化物在此实验条件下不易溶出。
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1)以陶瓷膜为载体,La(NO3)3、Ce(NO3)3和Mn(CH3COO)2为催化活性成分的前躯体,采用浸渍-焙烧法制备了MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜,实现膜分离技术与催化臭氧氧化技术的耦合。浸渍液中Ce3+、La3+、Mn2+的质量比为2:2:1,焙烧时间为3 h,焙烧温度为800 ℃条件下制备出的催化过滤膜在臭氧催化氧化工艺中的催化活性最佳。
2)浸渍后的陶瓷膜经高温煅烧后生成的活性组分均匀地附着在表面及孔道内,陶瓷膜的孔隙率、孔径和通量均有所减小,XRD分析结果表明,催化剂表面形成了活性组分La2O3、CeO2和MnO2,表层活性组分金属元素占总质量的比例达到11.85%。
3)以MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜为研究对象,在常温和常压下,采用同步臭氧催化和过滤工艺处理电镀园区物化预处理后的混合废水取得了良好的处理效果。在臭氧投加量为5 mg·L−1、跨膜压差为0.15 MPa、回流比为90%的条件下,水中COD的去除率达到51.2%。催化过滤膜经过6次循环后对水中COD的去除率稳定在50%以上,表现出较好的稳定性。
陶瓷负载型MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜的制备及表征
Preparation and characterization of MnO2-CeO2-La2O3 ozone catalytic ceramic filtration membranes
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摘要: 以陶瓷膜为载体,采用浸渍-焙烧法制备了MnO2-CeO2-La2O3臭氧催化过滤膜,使用SEM、EDS和XRD等分析方法对其形貌和结构进行了表征分析。以电镀园区预处理混合废水为处理对象,考察了所制备的催化过滤膜在同步臭氧催化氧化和膜过滤作用下的催化活性。结果表明,在浸渍液中Ce3+、La3+、Mn2+的质量比为2:2:1、焙烧时间为3 h和焙烧温度为800 ℃下制备出的催化过滤膜对电镀园区废水有较好的催化性能。在臭氧投加量为5 mg·L−1,跨膜压差为0.15 MPa,回流比为90%的条件下,废水COD的去除率可达到51.2%,与未负载催化剂的陶瓷膜相比,COD去除率提高了23.8%,稳定性实验测试结果表明,以上制备的催化过滤膜具有良好的稳定性能。以上研究结果可实现膜分离技术与催化臭氧氧化技术的耦合,提高出水水质,增强催化过滤膜的抗污染能力。Abstract: MnO2-CeO2-La2O3 ozone catalytic ceramic filtration membranes were prepared by impregnation-calcination method using ceramic membranes as carriers, and the morphology and structure were characterized by SEM, EDS and XRD. The catalytic activity of the membranes prepared in this work was explored under the synchronous processes of catalytic ozonation and membrane filtration when the pretreatment mixed wastewater from an electroplating park was taken as the treating object. The results indicated that the catalytic filter membranes prepared at the mass ratio of 2:2:1 for Ce3+, La3+ and Mn2+ in the impregnation solution, calcination time of 3 h and 800 °C had a good catalytic performance. At the ozone dosage of 5 mg·L−1, transmembrane pressure of 0.15 MPa, and reflux ratio of 90%, the COD removal rate of wastewater could reach 51.2%, it increased by 23.8% compared with the ceramic membranes without loading catalysts. In addition, the stability tests demonstrated that the ozone catalytic ceramic filtration membranes had a good stability. Above all, the coupling of the membrane separation technology and catalytic ozonation was realized, and the effluent water quality was improved, and the anti-pollution ability of the catalytic filtration membranes were enhanced.
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随着工业化和城镇化的加速推进,对废水的集中处理备受关注[1]。1932年开始应用的Wuhrmann工艺是最早的脱氮工艺,称之为O/A工艺,遵循硝化、反硝化的流程顺序而设置[2]。然而,在硝化过程中需要供氧,反硝化过程中需要外加碳源,这造成了能耗和碳源的双重浪费。对此,将生物单元的顺序进行倒置,便产生了A/O工艺,A/O工艺成为最早使用的生物脱氮技术。这是工艺单元不同排列顺序构成组合工艺的开端,后续发展的废水生物处理工艺几乎均为厌氧、缺氧/水解、好氧单元的组装(图1)。典型的工艺有A/A/O和O/A/O,组合工艺中的不同单元反应器排序会影响碳源利用和脱氮效果,因此,需要根据废水组成与处理目标选择合适的工艺技术。
厌氧置前的工艺可以控制碳源转化为小分子有机物或者甲烷,提高废水的可生化性,为后续反硝化反应提供碳源。HAO等[3]采用A/A/O工艺处理制革废水,考察了沿程溶解性有机物的浓度变化,发现A1的厌氧水解单元能优先去除小分子量的物质和蛋白质,后续的A/O工艺可更彻底地去除残余有机物。O/A/O工艺可在O1单元反应器中好氧降解部分有机物,实现含氮有机物的氨化,有助于硝化反应的实现。李国令等[4]对比了O/A/O和A/O工艺处理同一城镇污水的结果,在O1单元反应器中降解了大部分有机物,可为O2提供良好的硝化环境,因此,O/A/O脱氮效果优于A/O工艺。A/A/O工艺对高毒性工业废水的处理不具有优势,这是因为A1中的微生物增殖速度慢,难以消除毒性抑制作用。兼顾脱氮和除磷是A/A/O工艺的特征,脱氮效率受回流比的影响,无法实现完全脱除总氮,也存在着与除磷菌在碳源利用分配之间的矛盾。然而,前置好氧的O/A/O工艺因大幅度削减了毒性物质而有利于后续单元硝化菌的生长。与A/A/O工艺不同的是,该工艺不能利用废水中存在的易降解有机物作为碳源进行反硝化脱氮,造成一定程度的碳源浪费。由此可见,前置厌氧或者前置好氧对后续的脱氮工艺有着不同的影响机制,A/A/O工艺多用于生活污水[5-6],而O/A/O工艺可能更适合于工业废水[7]。
焦化废水是典型的高碳氮比工业废水,含有多种高浓度有毒物质。其中的有机污染物主要包括酚类[8]、苯系物、杂环芳烃和多环芳烃等物质[9];其无机物中,S2-、SCN−、CN−等均为典型的毒性物质,并且对废水的COD值有较大的贡献[10]。LI等[11]研究了在相同水力停留时间下A/A/O与A/O工艺分别对焦化废水中COD和NH4+-N的去除效果,发现两者的去除率几乎相同,但A/A/O比A/O工艺对总氮的去除效果更好。汤清泉等[12]比较了A/A/O与O/A/O工艺对焦化废水的处理效果,认为碳氮比是决定二者对总氮去除效果的关键因素。当碳氮比为15~20时可以选择A/A/O工艺,当碳氮比为20~35时则O/A/O工艺效果更好。其原因是:前置好氧单元可以去除高碳氮废水中的有机物而降低后续处理的负荷。本课题组在长期实践的基础上开发了针对焦化废水处理三污泥系统的好氧-水解-好氧流化床脱氮工艺(命名为O/H/O工艺,其中,O1为除碳氨化单元,H为水解脱氮单元,O2为完全硝化单元) [13-15],已有 5个实际工程应用案例,最长运行时间达到12年。O/H/O工艺具有独特的三相分离器,可以保证在不需要污泥回流的情况下实现各个单元反应器独立的污泥特征和生物量,节省了能耗,并促进了污泥生态与水质环境的相容性[16]。新型结构生物三相流化床作为O1反应器,在进水有机负荷达到2.4 kg ·(m3·d)−1 的运行情况下,其耗氧有机物的去除率可以达到93.0%以上,反应器中氧的利用率为50%~60%。面对高毒性、高浓度的焦化废水,A/A/O工艺需要1~2倍稀释后才能进入生物系统,而O/A/O或O/H/O工艺则不需要稀释。
厌氧、水解、好氧单元不同顺序的排列组合构成了不同的废水生物处理工艺技术。在废水性质转化方面,厌氧单元可提高B/C值[17],而好氧单元可降低B/C值,分别有利于异养反硝化与硝化反应;在脱氮模式中,要考虑硝化反硝化[18]、短程硝化反硝化[19]、厌氧氨氧化[20]、自养反硝化[21]、好氧反硝化[22]等原理的选用、协同及条件控制。A/A/O工艺和O/A/O工艺都需要回流才能保持反应器内的污泥浓度,A/A/O工艺的运行属于单污泥系统,O/A/O工艺中设置了2个二沉池,属于双污泥系统,而O/H/O工艺属于三污泥系统。根据废水的性质选择合适的工艺,可以在达标排放的基础上实现能耗与物耗的减量化。由于目前缺乏不同工艺特征的比较,为此,本文分析了不同工艺的碳源利用模式和脱氮模式,提出了一种代表性的焦化废水组成并通过研究A/A/O、O/A/O、O/H/O的组合工艺对焦化废水中核心污染物的去除及其能耗分配关系,阐明了工艺技术选择的原则,为复杂工业废水生物处理技术的工艺优选提供参考。
1. 研究方法
1.1 数据来源
本课题组对国内38个焦化厂进行了实地调查和数据采集,分析了焦化废水的水质特征与地域差异的关系,发现华北、华中、华东地区废水中的COD值略高,华中和西南地区废水的氨氮浓度略低[23]。焦化废水中的含氮物质主要由氨氮、有机氮、SCN−、CN−等组分构成,由于蒸氨工艺的差异,含氮物质的比例各有不同。综合国内外的焦化废水原水水质[24-26],结合我们的调查,为了消除差异性和增强可比性,本文定义代表性的焦化废水组成为: COD为4 000 mg·L−1,苯酚、
-N、SCN−、CN−、S2−以及总氮的质量浓度分别为800、 100、 500、 50、 50 和280 mg·L−1。NH+4 A/A/O工艺借鉴宝武韶钢公司的运行数据,水量为60 m3·h−1,3个单元反应器的水力停留时间分别为34、22和52 h,COD负荷分别为1.22、1.46和0.47 kg·(m3·d)−1;O/H/O工艺参考实验室和焦化厂的运行数据[27-28],废水处理量为60 m3·h−1,3个单元反应器的水力停留时间分别为36、40和24 h,COD负荷分别为2.30、0.38和0.55 kg·(m3·d)−1;选取韩国某厂实验室数据作为O/A/O工艺的案例[29],实验规模为0.03 L·h−1,3个反应器的水力停留时间分别为28.8、12和19.2 h,进水中添加KH2PO4和Na2CO3以维持碱度,在缺氧池中加入3倍总氮浓度的甲醇作为碳源,工艺装置总水力停留时间为2.5 d。通过实际与假设相结合的方法进行分析,以3个焦化厂的实际废水数据(见表1)来剖析不同工艺的碳源利用和脱氮模式。O/A/O和O/H/O工艺的反应器排列顺序相同,反应器的性能和运行模式不同。因此,在分析碳源利用和脱氮模式时只考虑A/A/O与O/A/O的对比,而在能耗分析时,再考虑O/A/O与O/H/O的差异性。
表 1 3种工艺实际运行水质Table 1. Actual operating water quality in three processesmg·L−1 工艺 COD 挥发酚 -NNH+4 SCN− CN− A/A/O 1 727±60 742±69 173±12 175±18 26.2±4.5 O/A/O 2 300±100 635±15 235±15 375±25 - O/H/O 3 451±215 973±74 245±15 450±17 25±3 注:以集水调池的水质作为生物上水。 1.2 过程分析
根据污染物的降解途径计算了污染物的COD当量和TN当量,结果见表2,在生物系统里,SCN−和CN−中的氮转化为氨氮[30-31]。
表 2 不同污染物对COD和总氮的贡献Table 2. Contribution of various pollutants to COD and nitrogen mg·mg-1当量 挥发酚 SCN− CN− S2− NO−3 NO−2 COD当量 2.380 1.100 0.615 2.000 - 0.348 N当量 - 0.241 0.538 - 0.226 0.304 通过分析不同污染物对COD和总氮的贡献,检验废水组成的合理性。如式(1)所示,废水中的含氮量主要由
、NO−3 、NO−2 、SCN−、CN−以及其他有机氮提供。如式(2)所示,废水中的COD主要由有机物和还原性无机离子构成,其中,挥发酚、苯系物、SCN−、S2−的贡献比例比较大,部分难降解的有机物也导致生物出水中检出较高的COD值。NH+4 CTN= 0.226CNO−3+0.538CCN−+0.241CSCN−+CNH+4−N+0.304CNO−2+C其他含氮物质 (1) CCOD= 2.380Cphenol+1.100CSCN−+0.615CCN−+2.000CS2−+0.348CNO−2+C其他有机物 (2) 式中:CTN、
、CNO−3 、CNO−2 、CCN− 、CSCN− -N、C其他含氮物质分别表示总氮、硝酸根、亚硝酸根、氰化物、硫氰化物、氨氮以及其他含氮物质的质量浓度,mg·L−1;CCOD为废水中耗氧有机物(以COD计)的质量浓度,mg·L−1;Cphenol、CS2−、C其他有机物分别表示废水中苯酚、硫离子以及其他有机物的质量浓度,mg·L−1。CNH+4 在每一个单元反应器的出水中,都通过以上的方法进行检验,以确定废水组成的合理关系。
1.3 数据处理
根据式(3)~式(7)计算A/A/O工艺中每个反应器对污染物i总体去除的贡献率,分别以
、PiA1 、PiA2 表示。根据式(8)~式(13)计算O/A/O每个反应器对污染物i总体去除率,分别以PiO 、PiO1 、PiA 表示。PiO2 PiA1=(1+R1)×CiA1-I-CiA1-ECi0×100% (3) PiA2=(1+R1+R2)×CiA2-I-CiA2-ECi0×100% (4) PiO=(1+R1+R2)×CiO-I-CiO-ECi0×100% (5) CiA2-I=(1+R1)×CiA1-E+R1×CiO-E1+R1+R2 (6) CiO-I=CiA2-E (7) PiO1=(1+R3)CiO1-I-CiO1-ECi0×100% (8) PiA=(1+R4+R5)×CiA-I-CiA-ECi0×100% (9) PiO2=(1+R4+R5)×CiO2-I-CiO2-ECi0×100% (10) CiO1-I=Ci0+R3CiO1-E1+R3 (11) CiA-I=CiO1-E+(R4+R5)×CiO2-E1+R4+R5 (12) CiO2-I=CiA-E (13) 式中:i为各种污染物(COD、苯酚、硫氰化物、氰化物、氨氮、亚硝酸根、硝酸根和总氮)。R1和R2分别为A/A/O工艺中污泥回流比和硝化液回流比,污泥回流比取值1,硝化液回流比取值3;R3、R4、R5分别为O/A/O工艺中初沉池回流至O1的污泥回流比、二沉池回流至A的污泥回流比以及硝化液回流比,均取值为1。C0i为未处理废水中污染物i的质量浓度,mg·L−1;
和CiA1−I 、CiA1−E 和CiA2−I 、CiA2−E 和CiO−I 、CiO−E 和CiO1−I 、CiO1−E 和CiA−I 、CiA−E 和CiO2−I 分别表示A1、A2、O反应器和O1、A、O2反应器中污染物i的进水和出水的质量浓度,mg·L−1。CiO2−E 排除水力停留时间对工艺对比造成差异,假设A/A/O与O/A/O工艺具有相同的总水力停留时间,结合文献调研和实际考虑,每个工艺各个反应器的体积比为1:1:2,处理水量为60 m3·h−1。
污染物在反应器中会进行到氨化碳氧化、亚硝化氮氧化或硝化氮氧化3种不同的处理阶段,不同阶段的耗氧量分别根据式(14)~式(16)进行计算。
OS=[a⋅KCOD⋅CCOD+CDO]Q24 000 (14) OS=[a⋅KCOD⋅CCOD+b(1-Kd)×(CN+CCN1.86+CSCN4.14)+(1+RS+Rd)⋅CDO]Q24 000 (15) OS=[a⋅KCOD⋅CCOD+c(1-Kd)×(CN+CCN1.86+CSCN4.14)+(1+RS+Rd)⋅CDO]Q24 000 (16) Kd=(1-NoNi)×100% (17) 式中:Q为生物系统进水量,m3·d−1;a、b、c分别为氧化COD、氨氮到亚硝氮、氨氮到硝态氮的有关的耗氧系数,在本研究中为1.4、3.43、4.57;Os为好氧单元的理论需氧量,kg·h−1;CCOD为耗氧有机物(以COD计)的质量浓度,mg·L−1;CDO为好氧单元溶解氧的质量浓度,mg·L−1;KCOD为COD去除率,%;Rs、Rd分别为活性污泥和硝化液回流比;CN、CCN、CSCN分别为以脱氮为目标的好氧池中含氨氮、氰化物、硫氰化物的质量浓度,mg·L−1;Kd为反硝化率,%;Ni、No分别为脱氮系统进、出水总氮的质量浓度,mg·L−1。
A/A/O中的好氧单元主要发挥硝化作用,通过式(16)和式(17)计算可知其耗氧量;O/A/O工艺中,O1易氧化降解耗氧有机物(以COD计),不考虑硝化作用,耗氧量通过式(14)计算可知;在O2中进行硝化作用,耗氧量通过式(16)和式(17)计算可知;O/H/O工艺与O/A/O工艺相似,但不需要污泥回流,因此,在计算O/H/O工艺中O2的曝气能耗时,式(16)的污泥回流比Rs为0。
污泥回流的能耗是A/A/O与O/A/O工艺所必不可少的,只有通过污泥回流才能保证生物池活性污泥的浓度,回流泵的能耗通过式(18)进行计算。
WS=K⋅Q⋅H (18) K=k183.5 (19) 式中:Ws为污泥回流泵的能耗,kW·h;K是安全系数,由式(19)计算,当水泵功率和污泥回流泵功率超过5 kW时,式(19)中的k取值1.15[32];Q为回流的流量,m3·d−1;H为水泵总水头损失,m。
由于回流污泥含水率高达99.5%~99.9%,所以,污泥回流与废水回流的能耗以相同方法计算。A/A/O与O/A/O工艺的回流比已经明确,O/H/O工艺仅存在硝化液回流,回流比为1,能耗估算值可由泵能耗的公式给出。A/A/O工艺中污泥回流至厌氧池的水头损失为1.5~2 m,硝化液回流至缺氧池的水头损失为1~1.2 m。O/A/O工艺有2个污泥回流系统,二沉池至O1的水头损失为0.5~0.8 m,另一个二沉池至A的水头损失为1~1.5 m。O/H/O不存在污泥回流,硝化液回流的水头损失为1~1.6 m。
2. 结果与讨论
2.1 碳源利用
首先考察了2种工艺中COD的沿程变化,分析2种工艺的碳源利用模式差异。由图2可以看出,在A/A/O工艺中,O单元对耗氧有机物(以COD计)的去除效果最好,A1的水解作用使难降解有机物断链、开环,转化为小分子有机酸,为后续的反硝化脱氮所利用;而在O/A/O工艺中,O1对COD的去除率高达90.0%以上,使后续单元工艺主要为脱氮服务。两者不同的是,A/A/O工艺通过微生物反硝化作用去除了废水中的耗氧有机物,而O/A/O工艺则通过生物耗氧直接氧化废水中的耗氧有机物。
LI等[11]对比了A/A/O与A/O工艺的处理效果,指出2个工艺对于有机物和氨氮的去除效果几乎相同,但A/A/O工艺更有利于总氮脱除,这是因为A/A/O工艺设置了产酸阶段。CHAKRABORTY等[33]发现,在A1中COD的去除率为5%~11%,CN−降解率为35.0%,没有发现苯酚降解的中间产物和甲烷的生成。王子兴等[34]指出,在A/A/O-MBR工艺处理焦化废水的过程中,单个反应器COD去除率分别为9.2%、73.5%、14.7%;经过GC/MS检测分析,苯酚在A1中的降解率为26.7%,而含氮杂环化合物以及苯系物的去除率分别为49.5%和65.8%。此外,有研究[35]表明,在A/A/O工艺中,A1单元去除污染物效果不明显,COD去除率低于10%;A2单元的COD去除率最高,尤其是易降解有机物在此阶段几乎全部被利用;在O单元中,利用异养微生物好氧氧化残留的有机物,CN−和SCN−在O2中也被彻底去除。SHARMA[36]研究了厌氧、缺氧、好氧单个单元的处理效果时发现,好氧单元可去除83.3%的CN− 和62.0%的COD;当加入氰化物后,好氧单元中COD的去除率下降到52.0%。由此可见,废水组成的复杂性会影响单组分的去除效果。马昕等[37]采用O/A/O工艺处理焦化废水时发现,在O1停留时间为16 h时对COD的去除率达到75.0%,这与我们调查的工艺结果相似。由图2(b)可见,在O/A/O工艺中,O1对COD的去除率很高,浪费了部分有机碳源,而添加的外部有机碳源是造成A单元COD去除率降低的原因之一[38];另一方面,O1中的氨化过程可为O2提供良好的硝化环境。以上研究结果表明,2种工艺对废水中碳源的利用在原理上存在非常大的差异。
2.2 脱氮模式
脱氮的效果可通过协调碳源、电子供受体以及DO等因素来实现,故根据2种工艺中氨氮浓度沿流程变化来分析不同脱氮模式的有效性。 由图3可见,虽然O/A/O工艺进水氨氮偏高,但出水氨氮却很低,在O2单元中已经彻底硝化。可见,前置好氧工艺可以为后续O2创造良好的硝化条件。A1去除了27.0%的氨氮,而O1去除了87.5%的氨氮,即在A1中仍然保留着较高浓度的氨氮,而在O1中氨氮几乎完全硝化,这与在进水中是否添加磷盐有关[39]。O1、A1中氨氮浓度的变化以及微生物同化、有机氮氨化、氰化物及硫氰化物氨化等可以同时发生。在工程研究中发现,O1中还存在亚硝化和硝化的可能性[17]。
焦化废水中的含氮物质除了铵离子/氨分子外,还有SCN−、CN−以及含氮有机物。ZHANG等[40]发现,A/A/O中各个单元对氨氮的去除率分别为-2.5%、3%、97%,A1出水中氨氮升高的原因是其他含氮物质氨化作用所致。吕鹏飞等[41]的研究表明,2种流化床工艺的前置厌氧单元对氨氮有少量的降解,氨氮去除率分别为18.1%和35.6%,体现出反应器对于处理效果的影响不同,流化床反应器面对复杂毒性废水比传统的沸腾床反应器表现出更好的耐毒性抑制作用。经过缺氧反应器A2后,氨氮浓度的变化主要有回流导致的直接稀释以及微生物降解的共同作用。GUI等研究了2个A/A/O系统,在硝化液回流比为200%的情况下,氨氮的质量浓度由250 mg·L−1降低至80 mg·L−1[42]。易欣怡等[28]考察了O/H/O工艺的焦化废水处理,发现O1单元能够把氰化物、硫氰化物氧化为氨氮,有机氮全部氨化,从而造成O1出水氨氮浓度的升高;而在H单元中,环状含氮化合物通过水解作用可实现分子开环转变为氨氮,回流液中的硝态氮实现反硝化转变为氮气;接下来的O2单元能够将残余低价状态的含氮化合物转变为硝态氮,所以对氨氮的去除非常彻底。由于多种含氮物质之间具有不同价态转化机制,工艺中合理安排碳源进行脱氮,以及通过回流/超越或微生物功能调控实现总氮的彻底去除将是工艺理论中具有挑战性的研究方向。
2.3 能耗分析
1)各单元反应器的去除效率。能耗分配受工艺的单元反应器组合的影响。单元反应器的不同组合顺序可构成多样的生物处理工艺,前置好氧与厌氧工艺对同一种废水会产生不同的污染物去除效率,较优的工艺应该是在达标排放(即核心污染物去除)的基础上实现时间和空间上的减量化,还要降低二次污染。图4反映了A/A/O和O/A/O工艺污染物浓度的沿程变化。沿流程图中的百分比数据代表反应单元出水污染物浓度占进水中污染物浓度的比例。除了内部降解外,还要考虑因回流引起的反应器内污染物浓度的稀释作用。结合文献调查,综合实际情况,总结出代表性焦化废水典型污染物在单元反应器中的去除效率,如图5所示。其中,假设SCN−和CN−在O/A/O工艺的O1中完全氨化。
2)不同工艺的能耗分配。废水中的污染物在不同工艺各单元反应器中的总体去除率如图6所示。A/A/O工艺对污染物的降解主要集中在O单元中,O/A/O工艺的降解则集中在O1单元中。这两者的差异反映了前置好氧工艺与前置厌氧工艺在曝气能耗上的差别。通过式(14)~式(16)计算,各工艺需氧单元的曝气量如图7所示。A/A/O工艺中O单元的需氧量为102.7 kg·h−1,O/A/O中O1和O2的需氧量分别为260.8 kg·h−1和35.1 kg·h−1。由图7可看出,O/A/O工艺的O1大部分的曝气量是用来去除易降解有机物,因此,需氧量较高。但当废水中有机物的浓度很低时(当不考虑有机物耗氧时),A/A/O工艺氧化含氮物质需氧量为100.4 kg·h−1,O/A/O工艺氧化含氮类物质的需氧量为83.9 kg·h−1。因此,对于脱氮性能,O/A/O工艺比A/A/O工艺能耗更高。这归因于:在O1中解除了SCN−、CN−等有毒物质对A反应器微生物的抑制作用,使得在A中降解的含氮物质相对较多,可以实现O2单元的低能耗硝化反应。因此,当废水中的耗氧有机物的预处理较为彻底时,前置好氧工艺可以实现低耗能高效率脱氮。O/H/O工艺在保留了O/A/O工艺优点的基础上,实现了反应器内部流态化的颗粒污泥特征,氧传质系数是一般活性污泥的2倍左右[43],因此,与O/A/O工艺相比,O/H/O工艺在耗氧量的节能方面更能体现出优势。本课题组根据多年的O/H/O运行经验数据统计得出,在仅考虑脱氮目标时,O/H/O工艺的需氧量约为53.26 kg·h−1。
由图4所示的计算可得出,在A/A/O工艺中,进入A2的废水COD为1 140.0 mg·L−1,硝化液回流的硝酸根为84.4 mg·L−1,在A2中主要去除总氮中的硝酸根,其余的氨氮、SCN−、CN−等含氮物质只是发生了少量的生物降解,经过A2可去除80.0 mg·L−1左右的硝态氮,满足微生物生长的碳源需求量为723.2 g·m−3 (缺氧条件下C∶N∶P = 200∶5∶1),因为废水中含有一定量的有机物,故实际可以供微生物利用的量约为540.0 g·m−3,需要外加碳源122.1 g·m−3 (以甲醇计)。在O/A/O工艺中,进入A单元的废水COD值为633.3 mg·L−1,其总氮类型为硝酸根和氨氮,浓度分别为93.9 mg·L−1和50.0 mg·L−1,在A中降解90.0 mg·L−1的硝态氮,满足微生物正常生长的碳源需求量约为813.6 g·m−3,进入A的废水中可降解有机物的含量约为83.3 g·m−3,不足的碳源需要从外部添加486.9 g·m−3(以甲醇计)。以上的讨论是在不考虑O/A/O工艺中有超越进水的情况,但在实际工程中,往往会使部分集水调节池中的出水以超越O1池的方式进入A池,这样既可以降低O1的曝气能耗,又可减少A单元的外部碳源的需求量。当超越1/3处理量的废水进入A单元时,O1的曝气量变为174.0 kg·h−1 ,超越之后A单元进水的有机物浓度达到977.8 mg·L−1,可供微生物利用的量约为427.8 mg·L−1,因此,折合计算1 m3废水仅需要257.2 g的外加碳源,节省了229.7 g的外部碳源(以甲醇计)。可以看出,O/A/O系统的模式多样性,可以实现总氮的低能耗高效率去除。在实际运行的O/H/O工艺中,由于不需要污泥回流,每个反应器可以灵活调控,因此,O/H/O工艺比O/A/O工艺更容易实现厌氧氨氧化反应,并且可以利用FeS进行自养反硝化脱氮而节省能耗,故实际的O/H/O工艺的外部碳源需求约0~220 g·m−3,具体的需求量取决于厌氧氨氧化与自养反硝化的耦合性能[44]。
污泥回流可以保证生物单元中的污泥浓度即生物量。通过式(18)和式(19)的计算,A/A/O工艺的污泥回流和硝化液回流的总能耗约为42.37 kW·h;O/A/O系统污泥回流与硝化液回流的总能耗约为23.55 kW·h;O/H/O系统只存在硝化液回流,回流能耗约为9.42 kW·h。除了曝气和回流的能耗外,考虑综合因素,3种工艺归纳为2大类:厌氧-缺氧-好氧以及好氧-水解/缺氧-好氧。由于反应器的设置不同,好氧-水解/缺氧-好氧工艺又可以分类为O/A/O和O/H/O,分化出二污泥法和三污泥法,反应器的类型决定了工艺的耗能。若只考虑生物阶段的处理,废水COD在3 000~4 000 mg·L−1、铵离子质量浓度在100~200 mg·L−1时,A/A/O的处理费用为6~8 元·t−1[45,46],O/A/O的处理费用为7~9 元·t−1 [47-49],而O/H/O流化床工艺的处理费用仅为4~5元·t−1,体现了不同技术的成本差异。
2.4 性能比较
单元工艺的摆放顺序不仅决定了整体工艺运行的能耗,还会对冲击负荷、系统中微生物菌落和处理效果产生很大的影响。李国令等[4]指出,热单胞菌属、脱氯单胞菌属是O/A/O工艺好氧池中的优势菌属;热单胞菌属、脱氯单胞菌属、球形红假单胞菌属是O/A/O工艺缺氧池中的优势菌属。WANG等也发现[50],热单胞菌属与硝酸盐还原酶基因呈正相关,对同时厌氧氨氧化-反硝化系统中的硝酸盐还原起重要作用。 WEI等[15]指出,丛毛单胞菌属在反应器O1中对COD去除起到了关键作用,有助于去除O1反应器中的NH4+-N;硫杆菌则在H反应器中起着主要的反硝化作用,AOB和NOB(亚硝化单胞菌和硝化螺菌)对反应器中硝化作用的贡献最大。三污泥法的O/H/O工艺各单元在污染物组成、去除、功能和微生物群落等方面存在显著进步,有望实现厌氧氨氧化脱氮与深度脱氮的结合,也表明废水水质和反应器的组合对微生物功能分布具有调控功能。
根据污泥回流的设置与否,A/A/O、O/A/O、O/H/O工艺可以分为单污泥系统、双污泥系统及三污泥系统,3个工艺的主要区别见表3。据报道,A/A/O工艺中A1单元对COD去除效率小于10%,检测不到甲烷的产生[51]。因此,A/A/O工艺仅仅在缺氧和有氧反应器中实现了对COD的去除。由于回流的存在,A/A/O工艺表现为单污泥特征,异养细菌具有较高的比生长速率,因污泥排放量高而导致其在处理高COD/TN废水时,大量自养硝化细菌被排洗。前置好氧工艺对高浓度毒性废水有很好的抗负荷冲击能力,并且O/H/O工艺中的新型结构流化床反应器的强化传质功能与污泥原位分离原理加强了各单元反应器中的微生物能力[22]。在H单元中,根据投加的电子供体不同而具有多种反硝化模式:如利用O1池的剩余COD作为碳源及其他电子供体进行异养反硝化脱氮;通过投加无机还原性电子供体以利用其作为营养源进行自养反硝化脱氮[21,52],还可以避免二次碳源的污染。另外,有研究表明,控制O1反应器在短程硝化水平,可使亚硝酸盐直接得到富集和积累,然后实现厌氧氨氧化模式脱氮,从而使工艺过程节能效果更好[17,19]。可见,复杂废水的脱氮模式多种多样,需要根据实际情况合理选择或耦合新原理,从而进一步实现低能耗、低物耗目标下的总氮去除。
表 3 不同工艺系统的特点Table 3. Characteristics of different process systems工艺 污泥系统 毒性物质的去除 COD/TN 脱氮途径 能耗影响因素 平均运行单价/(元·m-3) 优点 缺点 A/A/O 单污泥系统 A1对大分子有机物的去除 11.4 异养反硝化 一次回流、一次曝气 7 有利于含氮有机物的水解;反硝化可利用废水中有机物作为碳源 不耐冲击负荷,受毒性抑制,需要稀释进水 O/A/O 双污泥系统 O1对SCN−、CN−的去除及氨化 12.5 异养反硝化、自养反硝化 二次回流、二次曝气 8 耐冲击负荷,进水不需要稀释;硝化效果好 耗氧量大,污泥回流频繁,耗能多 O/H/O 三污泥系统 O1对SCN−、CN−的去除及氨化 13.8 异养反硝化、自养反硝化、厌氧氨氧化及其耦合脱氮 二次曝气 4.5 耐冲击负荷,颗粒污泥耐毒性抑制,硝化效果好,不需要沉淀池;不需要回流 耗氧量大 3. 结论与展望
1)每处理1 m3设定浓度的焦化废水(不考虑O/A/O的超越进水),A/A/O和O/A/O工艺分别需要122.1 g 与486.9 g的外部碳源(以甲醇计)。当废水中的易降解有机物较少且只考虑脱氮目标时,O/A/O工艺的曝气需氧量为83.9 kg·h−1,A/A/O工艺的曝气需氧量为100.4 kg·h−1;当O/A/O工艺中有1/3的进水流量超越至A单元时,其碳源需求量由486.9 g·m−3减至257.2 g·m−3(以甲醇计),曝气量也将显著降低。
2)由于废水组成的复杂性,污染物的降解效率除了受到彼此的相互制约外,工艺条件和反应器的设计也至关重要。具有高毒性、高碳氮含量的焦化废水,更适合于选择前置好氧的工艺。O/H/O工艺由于其独特的三相分离器的设置而节省了污泥回流部分的能耗,反应器中的颗粒污泥更加耐毒性抑制和抗冲击负荷,并且传氧速率高,工艺耗氧量仅为53.26 kg·h−1,外部碳源的消耗可以由486.9 g·m−3降至0~220 g·m−3。
3)反应器的高效性和可控性,使O/H/O工艺比O/A/O工艺更容易实现自养反硝化与异养反硝化协同脱氮、自养型短程反硝化与厌氧氨氧化的协同脱氮等其他脱氮途径,进而使O/H/O工艺成为一种更具潜力的低能耗、低物耗的生物脱氮技术工艺。针对不同的废水水质与物质组成特征,O/H/O工艺能够对不同功能的单元进行组合和编辑,从时间与空间、药剂与能耗、处理效率等方面追求更加丰富的优化模式,以满足各种不同的出水需求,特别是满足总氮浓度趋零的要求。
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表 1 催化过滤膜各活性组分元素含量
Table 1. Element content of active components of the catalytic ceramic filtration membranes
元素 质量分数/% 原子分数/% O 48.07 65.11 Al 40.08 32.17 Mn 3.65 1.44 La 4.21 0.66 Ce 3.99 0.62 表 2 催化过滤膜的性能参数
Table 2. Parameters of the catalytic ceramic filtration membranes
陶瓷膜种类 孔隙率/% 孔径/nm 纯水通量/(L·(m2·h·Mpa)−1) 盐酸可溶率/% 陶瓷膜基体 33 50 2 000 — 负载后的陶瓷膜 26 30 1 260 0.6 -
[1] 聂颖. 电镀含镍废水的处理[D]. 大连: 大连理工大学, 2018. [2] VINAY K, DWIVEDI S K. Toxicity potential of electroplating wastewater and its bioremediation approaches: A review[J]. Environmental Technology Reviews, 2021, 10(1): 238-254. doi: 10.1080/21622515.2021.1983030 [3] WANG L, LUO Z, HONG Y, et al. The treatment of electroplating wastewater using an integrated approach of interior microelectrolysis and Fenton combined with recycle ferrite[J]. Chemosphere, 2022, 286: 131543. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.131543 [4] RAJORIA S, VASHISHTHA M, SANGAL V K. Treatment of electroplating industry wastewater: A review on the various techniques[J]. Environmental science and pollution research international, 2022, 48(29): 72196-72246. [5] ROXANNE E, JAN R, SOMAYEH K, et al. A reverse osmosis process to recover and recycle trivalent chromium from electroplating wastewater[J]. Membranes, 2022, 12(9): 853. doi: 10.3390/membranes12090853 [6] SUNGEUN L, JIAMING L S, URS V G, et al. Ozonation of organic compounds in water and wastewater: A critical review[J]. Water Research, 2022, 213: 118053. doi: 10.1016/j.watres.2022.118053 [7] BARBAR K H, MARIA Z, JACEK N. Catalytic ozonation and methods of enhancing molecular ozone reactions in water treatment[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2003, 46(4): 639-666. doi: 10.1016/S0926-3373(03)00326-6 [8] REBEKKA G, BAPTISTE C, MORENO R, et al. Oxidation of 51 micropollutants during drinking water ozonation: Formation of transformation products and their fate during biological post-filtration[J]. Water Research, 2021, 207: 117812. doi: 10.1016/j.watres.2021.117812 [9] WU Q Y, YANG Z W, DU Y, et al. The promotions on radical formation and micropollutant degradation by the synergies between ozone and chemical reagents (synergistic ozonation) : A review[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 418: 126327. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.126327 [10] 涂 勇, 张耀辉, 徐 军, 等. 臭氧对化工园区废水厂二级出水的选择性氧化[J]. 环境工程学报, 2015, 9(11): 5295-5300. doi: 10.12030/j.cjee.20151126 [11] XIX Z M , SHENTU J L , LONG Y Y, et al. Effect of dissolved organic matter on selective oxidation of toluene by ozone micro-nano bubble water[J]. Chemosphere, 2023, 325: 138400. [12] WANG Y X, CHEN L L, CHEN C M, et al. Occurrence of both hydroxyl radical and surface oxidation pathways in N-doped layered nanocarbons for aqueous catalytic ozonation[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2019, 254: 283-291. doi: 10.1016/j.apcatb.2019.05.008 [13] 刘雨果, 金 鑫, 许建军, 等. 电凝聚臭氧化耦合工艺的二级出水处理特性与机理研究[J]. 环境科学学报, 2020, 40(11): 3877-3884. doi: 10.13671/j.hjkxxb.2020.0178 [14] SUI M H, SHENG L, LU K X, et al. FeOOH catalytic ozonation of oxalic acid and the effect of phosphate binding on its catalytic activity[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2010, 96: 94-110. doi: 10.1016/j.apcatb.2010.02.005 [15] GRACIA R, CORTES S, SARASA J, et al. TiO2-catalysed ozonation of raw Ebro river water[J]. Water Research, 2000, 34: 1525-1532. doi: 10.1016/S0043-1354(99)00297-3 [16] MOHAMMAD A A, AURELIO H M. Comparative study of ozone and MnO2/O3 effects on the elimination of TOC and COD of raw water at the Valmayor station[J]. Desalination, 2007, 207: 179-183. doi: 10.1016/j.desal.2006.07.010 [17] WANG J B, CHENG J Y, WANG C, et al. Catalytic ozonation of dimethyl phthalate with RuO2/Al2O3 catalysts prepared by microwave irradiation[J]. Catalysis Communications, 2013, 4: 1-5. [18] GAO E H, MENG R Y, JIN Q, et al. Highly effective mineralization of acetic acid wastewater via catalytic ozonation over the promising MnO2/γ-Al2O3 catalyst[J]. Chemical Physics Impact, 2023, 6: 100149. doi: 10.1016/j.chphi.2022.100149 [19] CHEN Y H, HSIEH D C, SHANG N C. Efficient mineralization of dimethyl phthalate by catalytic ozonation using TiO2/Al2O3 catalyst[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 192: 1017-1025. doi: 10.1016/j.jhazmat.2011.06.005 [20] ZHAO L, MA J, SUN Z Z, et al. Catalytic ozonation for the degradation of nitrobenzene in aqueous solution by ceramic honeycomb supported manganese[J]. Applied Catalysis B: Environmental, 2008, 83: 256-264. doi: 10.1016/j.apcatb.2008.02.009 [21] JUN M J, SUN M H, ZHANG T, et al. Effect of pH on MnOx/GAC catalyzed ozonation for degradation of nitrobenzene[J]. Water Research, 2005, 39(5): 779-786. doi: 10.1016/j.watres.2004.11.020 [22] 邹思宇, 凌二锁, 乐淑荣, 等. 臭氧催化氧化反应器模拟与分析[J]. 化工进展, 2019, 38(9): 3969-3978. doi: 10.16085/j.issn.1000-6613.2018-2476 [23] SCHLICHTER B, MAVROV V, CHMIEL H. Study of a hybrid process combining ozonation and membrane filtration—filtration of model solutions[J]. Desalination, 2003, 156(1): 257-265. [24] BYUN S, DAVIES S H, ALPATOVA A L, et al. Mn oxide coated catalytic membranes for a hybrid ozonation-membrane filtration: Comparison of Ti, Fe and Mn oxide coated membranes for water quality[J]. Water Research, 2011, 45(1): 163-170. doi: 10.1016/j.watres.2010.08.031 [25] 谢宇铭, 张锡辉. 陶瓷膜组合工艺对水中甲硫醚去除效果研究[J]. 环境科学与技术, 2011, 34(8): 131-133. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2011.08.029 [26] ZOU Y, MALZBENDER J. Development and optimization of porosity measurement techniques[J]. Ceramics International, 2016, 42: 2861-2870. doi: 10.1016/j.ceramint.2015.11.015 [27] 宋颖, 葛圆圆, 韩玉蓉, 等. GPs-PVA/MCE 多功能杂化膜的制备及性能[J]. 化工进展, 2021, 40(11): 6287-6294. [28] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法. 第4版[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2002. [29] 张耀辉, 涂 勇, 唐 敏, 等. Fe2O3-TiO2-MnO2/Al2O3催化臭氧化催化剂的制备及表征[J]. 中国环境科学, 2016, 36(10): 3003-3009. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2016.10.023 [30] 叶苗苗, 陈忠林, 沈吉敏, 等. La2O3和CeO2的制备及催化臭氧氧化对氯硝基苯[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2009, 41(4): 77-80. doi: 10.3321/j.issn:0367-6234.2009.04.017 [31] FARIA P C, MONTEIRO D C, Pereira M F, et al. Cerium, manganese and cobalt oxides as catalysts for the ozonation of selected organic compounds[J]. Chemosphere, 2009, 74: 818-824. doi: 10.1016/j.chemosphere.2008.10.016 [32] CHENG Y Z, WANG B Y, YAN P W, et al. In-situ formation of surface reactive oxygen species on defective sites over N-doped biochar in catalytic ozonation[J]. Chemical Engineering Journal, 2023, 454: 140232. doi: 10.1016/j.cej.2022.140232 [33] OH S Y, NGUYEN T H. Ozonation of phenol in the presence of biochar and carbonaceous materials: The effect of surface functional groups and graphitic structure on the formation of reactive oxygen species[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2022, 10: 107386. doi: 10.1016/j.jece.2022.107386 -