DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的效能和机理

单明皓, 张超, 古明哲, 孙井梅, 黄建军. DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的效能和机理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066
引用本文: 单明皓, 张超, 古明哲, 孙井梅, 黄建军. DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的效能和机理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066
SHAN Minghao, ZHANG Chao, GU Mingzhe, SUN Jingmei, HUANG Jianjun. Efficacy and mechanism of advanced treatment of petrochemical wastewater by DNF-O3-BAC combined process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066
Citation: SHAN Minghao, ZHANG Chao, GU Mingzhe, SUN Jingmei, HUANG Jianjun. Efficacy and mechanism of advanced treatment of petrochemical wastewater by DNF-O3-BAC combined process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066

DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的效能和机理

    作者简介: 单明皓(1994—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制理论与技术。E-mail:1115175088@qq.com
    通讯作者: 黄建军(1977—),男,博士,高级工程师。研究方向:环境污染控制等。E-mail:hjj@tju.edu.cn
  • 基金项目:
    国家水体污染控制与治理科技重大专项(2015ZX07203-011)
  • 中图分类号: X703.1

Efficacy and mechanism of advanced treatment of petrochemical wastewater by DNF-O3-BAC combined process

    Corresponding author: HUANG Jianjun, hjj@tju.edu.cn
  • 摘要: 针对石化废水难以达到地方新标准的问题,通过DNF-O3-BAC工艺对石化废水进行深度处理,采用紫外分光光度法、重铬酸钾氧化法等方法对出水中各类氮浓度、COD、UV254以及分子质量分布进行了检测;研究了不同碳源及C/N比对DNF单元反硝化性能的影响,并探究了DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的机理。结果表明:当水力停留时间为2 h,乙酸钠为最佳碳源,在C/N为4的条件下,NO3-N去除率达到96.7%,且几乎无NO2-N积累;O3的最佳投加量为20 mg·L−1时,此时COD的去除率为45%左右,B/C稳定在0.2以上,UV254去除率达到14%;在O3投加量为20 mg·L−1的条件下,最优接触时间为40 min,此时COD去除率达到42%,B/C稳定在0.28,UV254的去除率达到34%左右;相比原水,分子质量≤1 kDa的有机物的比例从69%上升到86%。各单元最优条件下的DNF-O3-BAC工艺出水中COD为25 mg·L−1,UV254稳定在0.11,TN为2 mg·L−1。DNF-O3-BAC工艺实现了石化废水中有机物和TN的降解,达到了地方标准。
  • 为了增强镀液的分散能力和达到良好的镀层效果,电镀工艺常向镀液中投加大量络合剂,这些络合剂与重金属离子配位结合形成络合重金属[1]。电镀过程中,仅有一小部分金属被有效镀在物件上,其他的均以废水的形式排出[2]。络合重金属具有生物难降解性和高毒性,由于络合重金属具有很高的水溶性,且可在广泛的pH范围内稳定存在,故常规的化学沉淀法难于将其从水中去除[3]

    高级氧化技术广泛用于络合重金属的处理,如芬顿氧化[4]、臭氧氧化[5]和电催化氧化[6],解络后游离的重金属离子一般是通过加碱沉淀予以去除。但在电催化处理中,由于可以通过电还原的方式使重金属离子在阴极表面沉积,因此,电催化技术在络合重金属解络的同时还可以实现重金属离子的回收,使出水中的重金属离子浓度极大地降低,从而减少碱的投加和污泥的产生[7]。目前,电催化技术大多基于电催化氧化原理,利用氧化性活性物种(·OH、Cl·和SO4)攻击配体结构,使其逐步降解并失去络合性,将重金属离子游离出来[4-8]。但是,在电镀行业中,电镀的原理是利用金属络合物直接在阴极还原,从而使金属电镀在基底材料上[1]。这意味着通过电还原的方式可以破坏金属络合物的络合结构。然而目前采用电还原法处理金属络合物的相关研究鲜有报道。

    粒子电极是近些年研究比较多的电极材料,通过填充在阴阳极板间构成电极床而实现污染物质的降解去除[9]。在电场的驱动下,粒子可以形成微小的复极性电极,粒子的一端为阳极端,另一端为阴极端,因此在粒子电极的表面既可以发生氧化反应又可以发生还原反应[10]。由于粒子电极大大地增加了污染物与电极之间的有效接触面积,是传统板状电极面积的几十到几百倍,而且每2个相邻的粒子电极之间距离很小,因此,粒子电极的填充缩短了污染物迁移距离和传质距离,提高了传质速率。因而,仅需较低的电流密度即可获得较高的电流强度,并实现较高的电流利用效率[11]。粒子电极床广泛运用在印染废水[12]、焦化废水[13]和制药废水[14]等的废水处理中。粒子电极通常由催化剂和载体组成。常用于电还原的金属催化剂包括Pd、Pt、Fe、Cu、Co和Ni[15-18]。贵金属催化剂具有高催化活性,然而,他们的稀有性和高昂的价格阻碍了其大规模应用。Ni是一种过渡金属,具有高电流密度和低过电位的特点,并且资源丰富、价格低廉和稳定性高。Ni具有出色的还原性能,法拉第效率接近100%,因此,被广泛用作电还原催化剂[19-20]。粒子电极的载体材料有高岭土[21]、γ-Al2O3[22]、泡沫镍[23]、活性炭[24]和介孔碳[25]等,活性炭由于价格低廉、比表面积巨大和化学性质稳定等优点而被广泛用作粒子电极的载体,但其导电性和电子传递效率较差[26]。石墨烯是一种二维碳材料,可以为离子和电子的传输提供较短的有效长度,从而可以增强传质和电荷传输[27-28],在活性炭载体材料中掺杂石墨烯可以增强粒子电极的传质效率和导电性。因此,本文以Ni为催化剂,活性炭(PAC)和氧化石墨烯(GO)为载体制备了催化粒子电极。由于乙二胺四乙酸(EDTA)是一种非常重要的络合剂,广泛应用于镀铜工艺,故本文选择Cu-EDTA作为目标污染物,考察了粒子电极焙烧温度、焙烧时间和PAC与GO比例对Cu-EDTA解络效能的影响,探讨了最佳制备条件下的粒子电极对Cu-EDTA解络和铜回收率的影响及相关机制。

    1)主要试剂和材料:活性炭(PAC)购于北京科诚光华公司,氧化石墨烯(GO)购于深圳图灵公司;阴极板Ti(6 cm×2.5 cm)和阳极板Ti/RuO2(6 cm×2.5 cm)购于北京恒力钛公司;五水合硫酸铜、乙二胺四乙酸二钠、六水合硝酸镍、硫酸钠、聚乙烯醇、叔丁醇、苯酚均为分析纯,磷酸铵为优级纯,购于国药公司;5,5-二甲基-1-氧化吡咯啉(DMPO)购于梯希爱化成公司;乙腈为色谱纯,购于赛默飞世尔科技公司。

    2)主要仪器:高效液相色谱仪(Agilent 1260,安捷伦科技有限公司),原子吸收分光光度计(AA7000,日本岛津有限公司),扫描电子显微镜(SU8220,日立高新技术公司),X射线衍射分析仪(XRD-7000s,日本岛津有限公司),电子顺磁共振仪(EMX plus,Bruker),电化学工作站(CHI660E,上海辰华公司)。

    称取CuSO4·5H2O和Na2EDTA溶解于去离子水中,配制10 mmol·L−1 Cu-EDTA储备液,Cu2+与EDTA摩尔比为1∶1。实验前,使用去离子水稀释至1 mmol·L−1,并加入10 mmol·L−1 Na2SO4作为电解质。

    1)粒子电极的制备。将Ni(NO3)2·6H2O 溶于去离子水中配得0.5 mol·L−1溶液,将PAC与GO充分混合并浸渍于硝酸镍溶液中,恒温振荡8 h后,离心取出并烘干。向混合粉末中加入质量分数为5%的聚乙烯醇,造粒后在马弗炉中焙烧。为了解焙烧温度和时间的影响,焙烧温度设置为200、300、450、600和800 ℃,焙烧时间4 h;焙烧时间设置2、4、6和8 h,焙烧温度为800 ℃。在最佳焙烧温度和时间下,分别制备PAC、Ni/PAC、Ni/GOx-PACy粒子电极,其中xy的质量比为0.5∶9.5、1∶9和2∶8。

    2)粒子电极的表征。采用扫描电子显微镜观察粒子电极使用前后的表面形貌,并采用能谱仪(EDS)对样品表面元素的分布情况进行分析。使用X射线衍射分析仪对晶体结构和物相组成进行分析。

    实验装置如图1所示。有机玻璃反应器的长×宽×高为3 cm×3.5 cm×2 cm,粒子电极填充量为5 g,1.00 L的Cu-EDTA模拟废水以循环方式处理,处理时间为360 min,每间隔30 min取样。一部分样品直接用于总铜(TCu)浓度的测定;另一部分样品用1 mol·L−1 NaOH调节pH至11.0,静置过夜以沉淀游离铜离子,上清液用于Cu-EDTA和总络合态铜(TCCu)的测定。TCCu指所有络合态铜物种,包括Cu-EDTA和中间态络合铜,TCu指所有铜物种,包括TCCu和游离的铜离子。

    图 1  电催化Cu-EDTA解络反应装置图
    Figure 1.  Schematic diagram for electrocatalytic decomplexation of Cu-EDTA

    使用DMPO为捕获剂,采用电子顺磁共振仪(ESR)技术测定系统中自由基的产生情况。自由基淬灭实验采用叔丁醇和苯酚作为淬灭剂,叔丁醇浓度为3.0 mol·L−1,苯酚浓度为0.7 mol·L−1

    在-0.87~2.00 V电势窗口下,采用三电极体系测试催化粒子电极在CuSO4、EDTA和Cu-EDTA中的循环伏安曲线,三者浓度均为50 mmol·L−1,扫速为50 mV·s−1。铂丝为对电极,Ag/AgCl电极为参比电极,覆有粒子电极材料的玻碳电极为工作电极。工作电极制备中,取10 mg粒子电极材料,加入质量分数为5% Nafion溶液50 μL和1 mL乙醇,混匀充分;取10 μL混合液滴于玻碳电极表面。测试前向待测溶液中充15 min氮气以除去氧气。使用能斯特方程将测试电位EAg/AgCl转换为可逆氢电极电位ERHE[29],转换关系如式(1)所示。

    ERHE=EAg/AgCl+0.059pH+0.197 (1)

    采用高效液相色谱法测定Cu-EDTA浓度,色谱柱为Agilent TC-C18柱(4.6 mm×250 mm,5 μm),流动相为75%磷酸铵(20 mmol·L−1,pH为3.0)和25%乙腈,流速为1 mL·min−1,检测波长为254 nm。TCCu、TCu和镍离子的浓度采用原子吸收分光光度法测定。

    电催化解络的单位电能消耗量的计算见式(2)[30]

    EEO=UjStVlog(C0C) (2)

    式中:EEO为Cu-EDTA降解一个能级所需的电能,kWh·m−3U为施加的电压,V;j为电流密度,mA·cm−2S为电极表面积,cm2t为反应时间,h;V为反应溶液的总体积,cm3C0C分别是在开始和在时间t时的Cu-EDTA浓度,mmol·L−1

    1)焙烧温度对Cu-EDTA解络效能的影响。在PAC:GO质量比为9:1和焙烧时间4 h条件下,制备了不同焙烧温度下的粒子电极。如图2(a)所示,随着温度的升高,Cu-EDTA的解络率先增加后降低,焙烧温度为600 ℃时的解络率达到最高,为77.6%;此时能耗也为最低,仅为0.25 kWh·m−3(图2(b))。由图2(c)中的XRD结果可以看出,Ni在200 ℃和300 ℃下未形成明显的催化剂晶体结构;在450~800 ℃焙烧温度下,观测到2θ为44.51°、51.85°和76.37°的3个特征峰,分别对应零价态的镍(Ni0,JCPDS 04-0850)的(111)、(200)和(220)晶面。还观测到37.25°、43.28°和62.88°处的3个微弱的特征峰,分别对应着NiO(JCPDS 44-1159)的(101)、(012)和(110)晶面。较低的焙烧温度不能使镍催化剂完全活化,因此,在催化剂上不能形成良好的晶体结构,导致粒子电极的电催化活性较低[31]。而当焙烧温度增加到800 ℃时,由于催化剂在过高的焙烧温度下容易烧结而导致粒子电极失去电催化活性[32]。正因为金属性Ni0具有一定导电性,使600 ℃下粒子电极的导电性增强,从而降低了单位电能消耗量。Ni/GO0.1-PAC0.9用于降解Cu-EDTA后,Ni的晶体结构没有发生明显变化(图2(d)),且在处理360 min后,溶液中未检测到镍离子,说明所负载的催化剂不易受到电催化过程的影响。

    图 2  焙烧温度对Cu-EDTA解络率、能耗和粒子电极使用前后晶体结构的影响
    Figure 2.  Effect of calcination temperature on Cu-EDTA decomplexation efficiency, energy consumption, crystal structure of particle electrode before and after use

    2)焙烧时间对Cu-EDTA解络效能的影响。如图3(a)所示,当PAC:GO质量为9:1、焙烧温度为600 ℃时,焙烧时间4 h的解络效果最好,Cu-EDTA的解络率为77.6%,比焙烧时间2 h的提高了30.9%,能耗也由0.59 kWh·m−3降低为0.25 kWh·m−3。随着焙烧时间继续延长,粒子电极的电催化活性略有降低,6 h和8 h下的解络率下降至72.2%和71.6%,能耗分别增加至0.26 kWh·m−3和0.32 kWh·m−3。焙烧时间的延长可以增加催化剂和载体之间结合的强度,能够充分地活化催化剂,但过长的焙烧时间会破坏催化剂原有的催化活性和粒子电极原有的空隙结构,从而影响粒子电极的电催化性能[31]。由XRD图谱(图3(c)~(d))可以看出,不同焙烧时间下所形成的催化剂仍以Ni0为主,含有少量的NiO,焙烧时间对于Ni0衍射峰的强弱有一定影响,焙烧4 h时衍射峰最强。但无论焙烧时间为多长,在处理Cu-EDTA后,粒子电极的晶体结构均没有发生明显变化。

    图 3  焙烧时间对Cu-EDTA解络率、能耗和粒子电极使用前后晶体结构的影响
    Figure 3.  Effect of calcination time on Cu-EDTA decomplexation efficiency, energy consumption, crystal structure of particle electrode before and after use

    3) PAC与GO质量比对Cu-EDTA解络效能的影响。在焙烧温度为600 ℃和焙烧时间为4 h条件下,制备了PAC与GO不同质量比的粒子电极。如图4(a)所示,当PAC不负载Ni时,Cu-EDTA的解络率只有36.1%,电耗EEO值高达1.33 kWh·m−3(图4(b))。当仅使用PAC作为载体,负载Ni催化剂后,Cu-EDTA的解络率升高到了59.6%,可见Ni的负载明显提升了粒子电极的催化性能。不仅如此,负载Ni后,PAC的EEO值下降至0.47 kWh·m−3。这是因为PAC本身导电性较差,Ni0的负载可以增强粒子电极的导电性。当粒子电极材料中分别掺杂5%、10%和20%的GO后,Cu-EDTA的解络率再进一步提升到63.4%、76.6%和85.4%,可见GO的掺入进一步使粒子电极的催化性能得到提升。这是因为GO表面的含氧官能团为GO提供了丰富的缺陷位点,并且良好的电子传递性能,可以促进电极表面的电荷转移,使得GO具有一定的电催化性能[33]。当在粒子电极材料中掺杂GO后,粒子电极的催化性也得到增强。不仅如此,随着GO掺杂比例的增加,EEO值明显下降,当GO的掺杂比为20%时,EEO值仅为0.17 kWh·m−3,说明GO确实增加了粒子电极的导电性能,降低了能耗。在惰性气氛中,经高温焙烧后,GO表面的含氧官能团在高温作用下被分解,能很大程度恢复石墨烯的共轭结构,从而提高导电性[34]。结合以上解络率和耗能结果,确定焙烧温度600 ℃、焙烧时间4 h和PAC∶GO为8∶2作为后续粒子电极的最佳制备条件,制得电极为Ni/GO0.2-PAC0.8

    图 4  PAC与GO质量比对Cu-EDTA解络率和能耗的影响
    Figure 4.  Effect of mass ratio of PAC to GO on Cu-EDTA decomplexation efficiency and energy consumption

    对Ni/GO0.2-PAC0.8粒子电极使用前后的表面形貌进行了表征,结果如图5所示。可以看出,不管是使用前还是使用后,PAC载体表面都比较粗糙,这有利于催化剂的负载。此外,还观察到有白色细小的晶体颗粒物附着在PAC表面,这是Ni元素所形成的催化晶粒。能谱分析结果显示(表1),使用前电极表面存在C、O和Ni三种元素,Ni的质量分数为10.74%。使用后电极表面Ni的质量分数为下降至9.00%。除了C、O和Ni外,还检测到Cu和S元素。Cu的质量分数为2.33%,表明电催化解络过程中粒子电极表面沉积有大量的铜元素。由于使用了Na2SO4作为电解质,因此,也观测到6.57%的S元素。

    图 5  Ni/GO0.2-PAC0.8使用前后的SEM图
    Figure 5.  SEM images of Ni/GO0.2-PAC0.8 before and after use
    表 1  Ni/GO0.2-PAC0.8使用前后的EDS分析
    Table 1.  EDS analysis of Ni/GO0.2-PAC0.8 before and after use
    元素使用前使用后
    质量分数/%原子分数/%质量分数/%原子分数/%
    C74.0584.4667.0077.59
    O15.2113.0317.1017.06
    Ni10.742.519.001.53
    Cu2.330.54
    S6.573.28
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    使用Ni/GO0.2-PAC0.8粒子电极,在电流密度为1.6 mA·cm−2下,对Cu-EDTA解络和铜回收的效能进行了研究。结果表明(图6(a)),Cu-EDTA的解络率达到99.6%,而其他电催化方法对于Cu-EDTA的解络率仅为15%~60%[35-36]。TCCu的解络率为99.4%,仅比Cu-EDTA低0.2%。通常EDTA降解过程中会形成乙二胺三乙酸、乙二胺二乙酸和乙二胺单乙酸等中间产物,这些产物也具有一定的络合性[8]。0.2%的解络率差别说明铜以其他络合形态存在的量非常低,Ni/GO0.2-PAC0.8粒子电极对Cu的所有络合态都具有解络效果。实验结果还显示,TCu的回收率达到93.7%,溶液中仅含有5.9%的铜未去除。在以不锈钢为阴极、TiO2/Ti为阳极的电氧化解络过程中,总铜的回收率仅为18%~40%[36-37]。可以看出,总铜的高回收率说明粒子电极具有良好的还原性能。

    图 6  Ni/GO0.2-PAC0.8 系统中的Cu-EDTA、TCCu解络率和TCu回收率以及相应的反应动力学
    Figure 6.  Decomplexation efficiency of Cu-EDTA, TCCu and recovery efficiency of TCu, and corresponding reaction kinetics in Ni/GO0.2-PAC0.8 system

    图6(b)所示,Cu-EDTA、TCCu和TCu的-ln(C/C0)与处理时间之间均呈良好的线性关系,拟合系数R2均在0.9以上(表2),说明Cu-EDTA、TCCu的解络和TCu的回收符合拟一级反应动力学规律。Cu-EDTA和TCCu的反应速率常数均为0.018 min−1,而TCu的反应速率常数为0.008 min−1。与臭氧氧化过程中Cu-EDTA反应速率常数0.450 min−1相比[5],本实验中的反应速率常数偏低,这是因为施加电流密度较低,反应速率较慢,也可能是铜不断在粒子电极上沉积而导致反应速率偏慢。

    表 2  Cu-EDTA、TCCu解络和TCu回收反应动力学拟合参数
    Table 2.  Kinetics parameters of Cu-EDTA, TCCu decomplexation and TCu recovery
    污染物拟合方程kobs/(min−1)R2
    Cu-EDTA−ln(C/C0)=0.018t−0.7920.0180.947
    TCCu−ln(C/C0)=0.018t−0.9460.0180.916
    TCu−ln(C/C0)=0.008t−0.4280.0080.940
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    采用电子顺磁共振谱法测定了反应体系中的自由基,结果如图7(a)所示。可见,系统中出现了峰高为1∶2∶2∶1的四重峰,超精细耦合常数为a(N)=a(H)=14.9 G,这是DMPO-OH加成物的特征峰,表明Ni/GO0.2-PAC0.8系统中产生了·OH自由基,在粒子电极的阳极H2O会发生电解产生·OH[25]。当使用叔丁醇和苯酚作为·OH的淬灭剂时,淬灭剂的加入没有抑制TCCu的降解(图7(b)),TCCu的解络率仍达到97%以上,·OH对Cu-EDTA的解络没有影响。在UV/氯[8]、非热等离子体[38]氧化解络体系中,是通过破坏EDTA结构来使Cu-EDTA解络,当O21O2、·OH和Cl·等氧化活性物种被淬灭后,EDTA的氧化降解受到抑制,导致Cu-EDTA解络效果明显下降。这说明粒子电极降解Cu-EDTA不是基于EDTA结构被氧化而实现,而是基于Cu-EDTA中Cu2+的还原而实现。

    图 7  Ni/GO0.2-PAC0.8系统中DMPO-OH的ESR谱图和淬灭剂对TCCu解络率的影响
    Figure 7.  ESR spectra of DMPO-OH and effect of quencher on the decomplexation efficiency of TCCu in Ni/GO0.2-PAC0.8 system

    为进一步了解Cu-EDTA在粒子电极上的电化学行为,对Ni/GO0.2-PAC0.8在EDTA、Cu-EDTA和CuSO4溶液中的循环伏安特征进行了分析。如图8所示,在EDTA溶液中,除1.55 V处出现一个较弱的氧化峰外,在-0.87~1.2 V内都没有氧化还原峰的出现。这说明EDTA很难在Ni/GO0.2-PAC0.8粒子电极表面发生直接氧化或还原反应。而对于CuSO4溶液,在0.22 V和0.48 V处出现一对还原峰和氧化峰,这是由于Cu2+在电极上还原和氧化引起的。当使用Cu-EDTA溶液时,在0.09 V和0.31 V处出现2个还原峰,在0.49 V和0.55 V处出现2个氧化峰。这说明Cu-EDTA在Ni/GO0.2-PAC0.8粒子电极上发生了直接还原和氧化反应。0.09 V和0.31 V的2个还原峰来自Cu+还原为Cu0和Cu2+还原为Cu+;而在0.49 V和0.55 V处的2个氧化峰分别对应于Cu0氧化为Cu+和Cu+氧化为Cu2+的过程。结合自由基淬灭实验的结果,可以看出Ni/GO0.2-PAC0.8粒子电极电催化Cu-EDTA解络是通过Cu(Ⅱ)的逐步还原完成,Cu-EDTA中的Cu2+先还原为Cu+,再还原为Cu0。由于Cu2+的还原,从而导致Cu-EDTA的络合结构受到破坏。

    图 8  Ni/GO0.2-PAC0.8在Cu-EDTA、EDTA和CuSO4溶液中的循环伏安曲线
    Figure 8.  Cyclic voltammetry curves of Ni/GO0.2-PAC0.8 in Cu-EDTA, EDTA and CuSO4 solutions

    1)通过Cu-EDTA的解络率和耗能结果确定粒子电极的最佳焙烧温度为600 ℃,焙烧时间为4 h,PAC与GO的最佳质量比为8:2。

    2)粒子电极上的镍主要以Ni0存在,含有少量NiO;Ni0的负载增强了粒子电极的电催化性能和导电性,粒子电极在处理Cu-EDTA后,其形貌和催化剂结构没有受到影响。

    3) Cu-EDTA、TCCu的解络率和TCu的回收率分别为99.8%、99.6%和93.7%,解络和回收均符合拟一级反应动力学。

    4) Cu-EDTA在Ni/GO0.2-PAC0.8粒子电极体系中的解络是通过电还原完成,Cu-EDTA中的Cu2+先还原为Cu+,再还原为Cu0并沉积在粒子电极表面上。

  • 图 1  实验装置流程图

    Figure 1.  Schematic diagram of experimental devices

    图 2  不同碳源的最佳碳氮比条件下的出水水质

    Figure 2.  Effluent water quality under different carbon sources with optimal carbon-nitrogen ratio

    图 3  O3投加量对有机物去除的影响

    Figure 3.  Effect of ozone dosage on organic matter removal

    图 4  O3接触时间对有机物去除的影响

    Figure 4.  Effect of contact time on organic matter removal

    图 5  组合工艺对各污染物的去除

    Figure 5.  Removal of various pollutants by combined process

    表 1  进水水质及参照标准

    Table 1.  Influent water quality and reference standards mg·L−1

    水质指标实验进水水质变化浓度DB 12599-2015GB 31571-2015
    化学需氧量32.6~46.23060
    氨氮1.01~2.041.5(3.0)8.0
    总氮19.2~38.61040
    亚硝酸盐ND
    硝酸盐15.9~35.6
    溶解氧6~8
    注:ND为未检出;—为无此标准。
    水质指标实验进水水质变化浓度DB 12599-2015GB 31571-2015
    化学需氧量32.6~46.23060
    氨氮1.01~2.041.5(3.0)8.0
    总氮19.2~38.61040
    亚硝酸盐ND
    硝酸盐15.9~35.6
    溶解氧6~8
    注:ND为未检出;—为无此标准。
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  • [1] 王星, 初里冰, 丁鹏元, 等. 微氧水解酸化处理石化废水的生物降解特性[J]. 环境科学学报, 2015, 35(1): 161-167.
    [2] 崔译戈. 石化废水处理技术浅析[J]. 石化技术, 2018, 25(2): 218-237. doi: 10.3969/j.issn.1006-0235.2018.02.174
    [3] 天津市环境保护局, 天津市市场和质量监督管理委员会. 天津市城镇污水处理厂水污染物排放标准: DB 12599-2015[S/OL]. [2018-11-01]. https://wenku.baidu.com/view/9c6a3620b8f67c1cfbd6b84c.html, 2015.
    [4] 万金保, 王敬斌. 同步硝化反硝化脱氮机理分析及影响因素研究[J]. 江西科学, 2008, 26(2): 345-350. doi: 10.3969/j.issn.1001-3679.2008.02.042
    [5] 王亚宜, 黎力, 马骁, 等. 厌氧氨氧化菌的生物特性及CANON厌氧氨氧化工艺[J]. 环境科学学报, 2014, 34(6): 1362-1374.
    [6] 林涛, 操家顺, 钱艳. 新型的脱氮工艺: SHARON工艺[J]. 环境污染与防治, 2003, 25(3): 164-166. doi: 10.3969/j.issn.1001-3865.2003.03.013
    [7] 周永刚. 反硝化生物滤池在污水厂升级改造中的应用[J]. 中国给水排水, 2014, 30(24): 49-52.
    [8] 林碧花, 朱神海, 董祺宁, 等. 反硝化生物滤池-臭氧法用于类地表Ⅳ类水排放标准升级改造工程[J]. 工程技术研究, 2018(14): 41-42. doi: 10.3969/j.issn.1671-3818.2018.14.015
    [9] 胡香, 张辉, 许光远, 等. 反硝化深床滤池深度脱氮效果研究[J]. 中国给水排水, 2017, 33(21): 13-17.
    [10] BAYAT M, MEHRNIA M R, HOSSEINZADEH M, et al. Petrochemical wastewater treatment and reuse by MBR: A pilot study for ethylene oxide/ethylene glycol and olefin units[J]. Journal of Industrial & Engineering Chemistry, 2015, 25(1): 265-271.
    [11] 姜伟立, 邹敏, 蒋永伟, 等. 超滤/反渗透工艺用于化工废水提标改造的处理效果[J]. 中国给水排水, 2011, 27(11): 17-19.
    [12] VERMA S, PRASAD B, MISHRA I M. Pretreatment of petrochemical wastewater by coagulation and flocculation and the sludge characteristics[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 178(3): 1055-1064.
    [13] SHOKRI A. Degradation of 2-nitrophenol from petrochemical wastewater by ozone[J]. Russian Journal of Applied Chemistry, 2015, 88(12): 2038-2043. doi: 10.1134/S10704272150120216
    [14] 尹宇鹏, 任永强. 臭氧生物活性炭工艺深度处理微污染原水[J]. 环境科学与技术, 2009, 32(7): 125-127. doi: 10.3969/j.issn.1003-6504.2009.07.032
    [15] 侯宝芹, 韩卫, 倪杭娟. 臭氧生物活性炭深度处理工艺机理及其净水效果研究[J]. 城镇供水, 2018(5): 21-25. doi: 10.3969/j.issn.1002-8420.2018.05.009
    [16] 石晓荣, 朱天宇, 陈家财. 水中臭氧浓度的检测方法[J]. 河海大学常州分校学报, 2007, 21(1): 48-52.
    [17] 张超, 单明皓, 许丹宁, 等. O3-BAC深度处理石化废水厂废水的特性及菌群结构分析[J]. 环境科学, 2018, 39(10): 4628-4635.
    [18] 谢丽, 陈金荣, 周琪. 厌氧同时反硝化产甲烷研究进展[J]. 化工学报, 2011, 62(3): 589-597.
    [19] 宋学峰, 付红丽, 许成君, 等. 生物陶粒过滤工艺处理微污染原水研究[J]. 中国给水排水, 2008, 24(23): 92-94. doi: 10.3321/j.issn:1000-4602.2008.23.023
    [20] 陈念娟, 雷铁军. 生物吸附+化学混凝法在处理印染废水中应用[J]. 山西建筑, 2010, 36(20): 166-167. doi: 10.3969/j.issn.1009-6825.2010.20.101
    [21] GE S, PENG Y, WANG S, et al. Nitrite accumulation under constant temperature in anoxic denitrification process: The effects of carbon sources and COD/NO3-N[J]. Bioresource Technology, 2012, 114(3): 137-143.
    [22] 胡国山, 张建美, 蔡惠军. 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
    [23] 李文龙, 杨碧印, 陈益清, 等. 不同外加碳源反硝化滤池的深度脱氮特性研究[J]. 水处理技术, 2015, 41(11): 82-85.
    [24] BLASZCZYK M. Effect of medium composition on the denitrification of nitrate by paracoccus denitrificans[J]. Applied & Environmental Microbiology, 1993, 59(11): 3951-3953.
    [25] MARTIENSSEN M, SCHÖPS R. Population dynamics of denitrifying bacteria in a model biocommunity[J]. Water Research, 1999, 33(3): 639-646. doi: 10.1016/S0043-1354(98)00222-X
    [26] 王翼, 吴昌永, 周岳溪, 等. Fenton氧化深度处理石化废水厂二级出水研究[J]. 环境科学, 2015, 36(7): 2597-2603.
    [27] WEI C, ZHANG F, HU Y, et al. Ozonation in water treatment: The generation, basic properties of ozone and its practical application[J]. Reviews in Chemical Engineering, 2016, 33(1): 1-41.
    [28] 孟建斌, 陆少鸣. 臭氧/生物活性炭工艺中主臭氧投加量的优化[J]. 中国给水排水, 2011, 27(21): 46-49.
    [29] KIMURA K, NAKAMURA M, WATANABE Y. Nitrate removal by a combination of elemental sulfur-based denitrification and membrane filtration[J]. Water Research, 2002, 36(7): 1758-1766. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00376-1
    [30] 彭澍晗, 吴德礼. 催化臭氧氧化深度处理工业废水的研究及应用[J]. 工业水处理, 2019, 39(1): 1-7. doi: 10.11894/1005-829x.2019.39(1).001
    [31] 白宇, 刘金瀚, 甘一萍, 等. 臭氧-活性炭-反硝化生物滤池在污水再生回用中的应用[J]. 给水排水, 2008, 34(8): 49-53. doi: 10.3321/j.issn:1000-4602.2008.08.013
    [32] 钟丽燕, 郝瑞霞, 王卫东, 等. DNBF-O3-GAC组合工艺深度脱除氮磷及代谢产物[J]. 环境科学, 2018, 39(1): 247-255.
  • 期刊类型引用(4)

    1. 杨婧晖,梁涛. 石油工业废水处理技术研究现状及进展. 当代化工研究. 2023(17): 26-28 . 百度学术
    2. 王月瑶,徐永洞,刘思宇,张家仁,刘志丹. 石油化工废水生化转化技术与碳减排潜力研究进展. 石油学报(石油加工). 2023(06): 1423-1433 . 百度学术
    3. 李静怡,徐斌,谭慧月,谢丽梅,尹可疑,徐冰洁. KMnO_4/NaHSO_3氧化还原体系处理难生化石化污水的试验研究. 石油石化绿色低碳. 2022(02): 51-57 . 百度学术
    4. 王瑞霖,张洪良,张功良,刘芮杉,张闯. 基于污水处理厂提标改造需求的难降解工业废水处理工艺改进——以湖南省某城镇污水处理厂为例. 环境工程学报. 2021(11): 3781-3788 . 本站查看

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出版历程
  • 收稿日期:  2018-11-10
  • 录用日期:  2019-05-26
  • 刊出日期:  2019-11-15
单明皓, 张超, 古明哲, 孙井梅, 黄建军. DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的效能和机理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066
引用本文: 单明皓, 张超, 古明哲, 孙井梅, 黄建军. DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的效能和机理[J]. 环境工程学报, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066
SHAN Minghao, ZHANG Chao, GU Mingzhe, SUN Jingmei, HUANG Jianjun. Efficacy and mechanism of advanced treatment of petrochemical wastewater by DNF-O3-BAC combined process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066
Citation: SHAN Minghao, ZHANG Chao, GU Mingzhe, SUN Jingmei, HUANG Jianjun. Efficacy and mechanism of advanced treatment of petrochemical wastewater by DNF-O3-BAC combined process[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(11): 2646-2653. doi: 10.12030/j.cjee.201811066

DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的效能和机理

    通讯作者: 黄建军(1977—),男,博士,高级工程师。研究方向:环境污染控制等。E-mail:hjj@tju.edu.cn
    作者简介: 单明皓(1994—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制理论与技术。E-mail:1115175088@qq.com
  • 天津大学环境科学与工程学院,天津 300350
基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2015ZX07203-011)

摘要: 针对石化废水难以达到地方新标准的问题,通过DNF-O3-BAC工艺对石化废水进行深度处理,采用紫外分光光度法、重铬酸钾氧化法等方法对出水中各类氮浓度、COD、UV254以及分子质量分布进行了检测;研究了不同碳源及C/N比对DNF单元反硝化性能的影响,并探究了DNF-O3-BAC工艺深度处理石化废水的机理。结果表明:当水力停留时间为2 h,乙酸钠为最佳碳源,在C/N为4的条件下,NO3-N去除率达到96.7%,且几乎无NO2-N积累;O3的最佳投加量为20 mg·L−1时,此时COD的去除率为45%左右,B/C稳定在0.2以上,UV254去除率达到14%;在O3投加量为20 mg·L−1的条件下,最优接触时间为40 min,此时COD去除率达到42%,B/C稳定在0.28,UV254的去除率达到34%左右;相比原水,分子质量≤1 kDa的有机物的比例从69%上升到86%。各单元最优条件下的DNF-O3-BAC工艺出水中COD为25 mg·L−1,UV254稳定在0.11,TN为2 mg·L−1。DNF-O3-BAC工艺实现了石化废水中有机物和TN的降解,达到了地方标准。

English Abstract

  • 随着工业化的推进,越来越多的石油化工行业生产过程中产生了大量石化废水,其中含有石油类、苯和苯的衍生物等多种难降解有机物,且污染物种类多、具有较强的生物毒性,属于难处理废水[1]。石化废水被排入河中,水中的微生物对石化废水中的有机物质进行降解时, 会消耗水中溶解的大量氧气,不利于动植物生长[2]。随着地方标准的提高,经过二级生化处理的石化废水中的COD和TN浓度难以满足天津市《城镇污水处理厂水污染物排放标准》(DB 12599-2015)中的A标准[3]。为了使水质达标和降低石化废水的危害,须对石化废水进行深度处理。

    近年来,出现了许多新的脱氮工艺,如同步硝化反硝化(SND)[4]、厌氧氨氧化(CANON)[5]、短程硝化反硝化(SHARON)[6]和反硝化滤池(DNF)等工艺。其中DNF工艺具有占地面积小、除氮效率高、对SS有一定截留作用、容积负荷和水力负荷大、水力停留时间(HRT)短、出水水质良好稳定、无需曝气、低耗节能等优势,故已有许多关于工业污水脱氮方面的研究[7]。林碧花等[8]在处理类地表IV类水时用DNF脱氮,出水TN平均值为4.43 mg·L−1;胡香等[9]利用DNF作为二级出水的深度处理工艺,保证出水稳定在10 mg·L−1以下。目前,常见的膜生物反应器(MBR)[10]、超滤-反渗透处理[11]、混凝-沉淀-过滤[12]、Fenton氧化工艺[13]、光化学法[13]等深度处理技术具有成本较高、难以去除水中的溶解性有机物、可能造成二次污染等缺点。臭氧-生物活性碳(O3-BAC)工艺是将O3氧化、O3灭菌消毒、活性炭物理化学吸附、生物氧化降解4种技术结合为一体的工艺,这种基于O3氧化的工艺兼具有活性炭和O3氧化的优点[14],在废水深度处理工艺中已被广泛引用。侯宝芹等[15]利用O3-BAC对钱塘江原水进行净水研究,出水COD仅为0.77~1.25 mg·L−1

    目前,已有的研究用水大多为河道水或者生活废水,对于难降解的石化废水的处理效果的研究较少。本研究以华北某石化污水处理厂的生化二级出水为原水进行研究,从出水水质及工程可操作性等方面对DNF-O3-BAC组合工艺进行优化,并且通过对比进出水水质特性探究了DNF-O3-BAC组合工艺处理石化废水的机理,以期为DNF-O3-BAC组合工艺处理石化废水提供参考。

  • 本研究用水为华北某石化综合污水处理厂净化车间生化处理废水,进水主要为炼油常减压电脱盐废水,车间污水处理主要工艺是二级气浮-二级曝气工艺。实验进水水质如表1所示,原水C/N为1.3左右。

  • 整体实验装置主要由3部分组成:第1部分为DNF单元;第2部分为O3氧化单元;第3部分为BAC单元。装置如图1所示,其中DNF单元由进水装置、加药箱、计量泵、加压泵、反硝化滤池和反冲洗系统6部分组成。O3预氧化单元包括O3发生器、O3浓度测定仪、二级O3接触柱、O3缓冲柱、O3尾气破坏器。其中,O3发生器(3S-A10型,北京同林高科科技有限责任公司),以氧气作为气源,O3产量最大为10 g·L−1,进气流量为1 L·min−1;O3浓度测定仪(3S-J5000型,北京同林高科科技有限责任公司);液相O3浓度检测仪(FIX550-DO3-W型,邢台润联科技开发有限公司)。整个反应装置均为有机玻璃,其中DNF柱分为2段,分别为3 m和2.2 m,2段DNF滤池采用重力流串联;底部铺垫10 cm厚的砾石为承托层,滤料层总高3.8 m,第1段高2.2 m,第2段高1.6 m。O3接触柱有效高度为2.5 m,内径均为200 mm,O3接触柱底部设置钛合金O3曝气盘,O3接触柱末端安装O3破坏器。BAC柱中填料为石油化工专用果壳活性炭(冀北燕山活性炭有限公司),粒径2~4 mm,活性炭层有效高度为2.5 m,内径为200 mm。实验前期,DNF工艺以陶粒为填料,以乙酸钠为碳源,以二沉池活性污泥为接种污泥,进行闷曝挂膜,反应停留时间为2 h。

  • 采用气相O3浓度检测仪测定O3发生器产气及O3尾气的浓度(测量浓度0.001~800 mg·L−1,精度0.001 mg·L−1);采用液相O3浓度检测仪测定O3柱出水中的O3浓度(测量浓度0.5~20 mg·L−1,精度0.01 mg·L−1),2种仪器在测试前先通过碘量法[16]进行校准。溶解性有机物相对分子质量截留分布:采用 Models 8050 超滤杯(美国 Millipore 公司)测定。采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法(HJ 636-2012)测定TN;采用酚二磺酸紫外分光光度法(HJ/T 346-2007)测定NO3-N;采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法(GB/T 7493-1987)测定NO2-N。COD、UV254以及有机物分子质量分布的测定均采用张超等[17]的测定方法。

  • 由于生化二级出水中的TN不达标,因此,采用DNF工艺进行脱氮,分析不同碳源及C/N对于反硝化性能的影响,故须选择最佳碳源且确认其投加量。

  • 在无外加碳源条件下,硝氮去除不明显,在氨氮有所降低的同时,COD有15 mg·L−1的降幅。其原因可能是,在进水溶解氧为8 mg·L−1的工况下,在反应器前端,可能存在好氧微生物消耗了部分有机物。此后,在图1中DNF一级柱的最下方取样口取样,测得DO低于0.3 mg·L−1,说明进入厌氧状态。从热力学角度,单位摩尔电子用于反硝化产生的自由能高于产甲烷过程[18],且生物合成代谢为耗能反应,可排除其他消耗COD的反应,因此,造成厌氧段耗氧有机污染物(以COD计)降解的原因可能为物理作用,如生物陶粒的过滤截留作用[19]和生物吸附作用[20]等。

  • 本研究以乙酸钠、葡萄糖、水解酸化液作为外加碳源。因使用水解酸化液作为外加碳源时,会引入较高的NH3-N,进而导致出水TN较高,难以达到出水标准,故排除水解酸化液作为外加碳源。本研究仅考察乙酸钠、葡萄糖作为外加碳源时的出水水质(图2),以下所提及C/N均为外加碳源的C/N。

    以乙酸钠为碳源,在HRT为2 h时,分别设置C/N为2、3.5、4。实验结果表明,随着C/N的增加,NO3-N去除量有明显的增高。且在C/N小于4时,出现了不同程度的NO2-N积累。如图2所示,当C/N为4时,有机物充足,反硝化进行彻底,几乎没有NO2-N的积累,各指标满足出水水质要求。以葡萄糖为碳源,在HRT为2 h时,分别设置C/N为4和6,其实验结果与乙酸钠类似,在较低碳源投加量的条件下,出现了明显的亚硝酸盐的积累,这与GE[21]和胡国山等[22]的研究结果一致。其原因是反硝化过程中NO2-N还原过程是限速步骤。可以通过延长HRT或者增加碳源投加量来减少NO2-N的累积,因此,均选择2种碳源下的最高C/N作为最佳条件。由图2可知,以葡萄糖为碳源,在C/N为6时,几乎实现了完全反硝化,各指标均满足排放标准。

    相比以乙酸钠作为碳源的情况,若要达到同样的处理效果,葡萄糖需要较高的投加量,故选择乙酸钠为最佳碳源。其原因是,葡萄糖相比乙酸钠更容易被大多数微生物利用进而合成细胞物质,而且能产生能量供合成代谢,所以葡萄糖参与细胞合成部分的比例较高,而进行反硝化反应的比例较低,故去除单位NO3-N需葡萄糖量较高[23]。以葡萄糖作为碳源时,出水中的COD明显高于乙酸钠作为碳源的结果,这给后续O3-BAC工艺增加了负荷。此外,相较于乙酸钠作为碳源,葡萄糖出现了较明显的NO2-N积累,原因可能是葡萄糖作为碳源时促进了类产碱杆菌的生长。BLASZCZYK[24]研究表明,在C/N为4的条件下,不同的碳源种类会导致类产碱杆菌生长程度不同;同时,MARTIENSSEN等[25]研究表明,某些类产检杆菌只有将NO3-N还原成NO2-N的能力,而不能将NO2-N进一步还原,从而导致不同程度的亚硝酸盐积累现象。

  • 为实现完全反硝化,通常在DNF工艺中加入过量的碳源。为使出水COD达标,将O3-BAC工艺与DNF工艺联用,去除过量碳源和原水中难降解有机物。以石化废水作为原水,研究O3投加量和停留时间对O3氧化能力的影响。

  • O3投加量对COD、UV254和B/C的影响如图3(a)所示。随着O3投加量的增加,COD的去除率及B/C值的变化均呈现前期快速升高的趋势,B/C值也稳定在0.20以上。UV254反映的是水中天然存在的腐殖质类大分子有机物以及含C=C双键和C=O双键的芳香族化合物的数量,其能够有效代表水中难降解有机物[26]。在O3浓度超过25 mg·L−1以后,COD去除率和B/C均呈现下降的趋势,其原因可能是,增加O3投加量能够有效转化或降解石化污水处理厂废水中含有不饱和键的难降解有机物,提高废水可生化性;同时O3氧化会改变有机物分子的亲水性和憎水性,过量的O3会导致有机物分子极性增强,从而导致了COD去除率下降[27]。结合图3(b)分析,随着O3投加量的增加,分子质量>1 kDa的物质浓度及占比逐渐降低,分子质量<1 kDa占比不断上升,因此,可以说明O3氧化能够把大分子有机物分解成小分子有机物。但是出水中小分子的浓度基本不变,这是由于O3氧化的选择性取决于物质的化学键结构[28],而不是分子质量的大小,所以在大分子有机物被分解为小分子有机物的同时,进水中的一部分分子质量<1 kDa的小分子有机物会被O3氧化分解。当O3投加量提升至20 mg·L−1时,被检出的各物质种类很少且丰度很低,环状物质基本已被去除;进一步增大O3投加量,氧化效果的提升不甚明显,反而会增加运行成本,造成浪费。由此可知,当O3投加量为20 mg·L−1时,既可保证O3系统处理的高效性又能保证运行的经济性,故选择20 mg·L−1为O3最适投加量。

  • O3接触时间对COD、UV254和B/C的影响结果如图4(a)所示。当O3接触时间延长至40 min后,各指标呈现相对平稳的变化趋势,此时,UV254的去除率为34%左右,B/C值也稳定在0.28左右。相较于接触时间为10 min时,可生化性有所提升,由此说明,当接触时间较短时,处理效果相对较差,不利于有机污染物的去除。适当延长O3接触时间,能够进一步转化或降解污水处理厂废水中的难降解有机物,提升废水的可生化性。随着接触时间的延长,COD的去除率呈现先逐渐升高的趋势,当接触时间达到40 min后又有所下降的趋势,但过度的接触可能会导致废水中部分有机物与O3发生副反应,使有机物极性增加,从而影响其去除率,同时增大装置尺寸且增加基建成本。结合图4(b)分析,当接触时间为10 min时,分子质量>1 kDa的有机物已被有效分解或转化;当接触时间达到40 min时,相较于原水,各级有机物去除率分别为9%、51%、75%、90%、62%、72%。综上所述,接触时间的延长有利于提高O3的氧化效率,从而实现大分子有机物的分解和小分子有机物的降解。但进一步延长接触时间,废水分子质量分布情况基本不再变化,反而会影响处理效率。

  • 为了达到出水达标的目的,将装置串联运行,DNF单元作为组合工艺的第1单元,通过外加碳源进行TN的去除;O3-BAC单元主要用于原水中难降解有机物和DNF单元中过量碳源的降解。运行条件均为各自运行时所定最佳条件。运行时间为14 d,图5为组合工艺运行状况。连续运行10 d后,出水各指标基本稳定。由图5(a)可知,由于在DNF中投入了大量乙酸钠,导致DNF出水COD约为50 mg·L−1。通过O3氧化后,臭氧单元出水COD约为40 mg·L−1,这进一步说明了O3氧化能够直接降解部分小分子有机物,但仍难以达到出水标准。而通过BAC单元的生物降解作用后的最终出水COD稳定在30 mg·L−1以下,可满足天津市新地标标准。相较于原水,DNF出水UV254相对原水较高,达到0.35左右。这可能与具有反硝化功能微生物的排泄物以及生物膜的脱落有关[29]。而通过O3氧化后UV254降到0.25左右,这与之前的研究结果[16]一致,O3氧化可显著降解烷烃类、不饱和酯类及酚类等难降解有机物。一方面,难降解有机物的分解,促进了后续的BAC单元进一步降解COD;另一方面,BAC单元中的活性炭具有吸附性和还原性,水中溶解的臭氧在其表面迅速分解,生成羟基自由基[30],从而进一步降解难降解有机物,UV254最终稳定在0.11。由图5(c)可知,组合工艺出水 TN在3 d以后基本稳定,TN为2 mg·L−1,去除率可达93.3%,满足出水标准。白宇等[31]进行了类似的研究,其工艺流程为O3-GAC-DNBF,研究发现,利用O3氧化提高生物可利用性,进而为DNBF提供更多可生物利用的有机物,出水TN<2 mg·L−1, 水质较好。但该工艺流程对于外加碳源的投加量要求极其严格,否则会导致反硝化不完全或者出水COD过高的问题,且O3前置会导致DNBF的溶氧较高,不仅影响反硝化性能,而且会浪费碳源,经济性较差。钟丽燕等[32]采用工艺流程DNBF-O3-GAC,以污水处理厂二级出水为原水,进水UV254在0.10左右,难降解有机物较少,在DNF的HRT为4 h的条件下,出水TN约为4.48 mg·L−1,其所需HRT较长,且脱氮效果较差。

  • 1)通过测定2种碳源条件下NO3-N、NO2-N的去除率和COD的利用状况,证明乙酸钠为最佳碳源。在C/N为4时,NO3-N去除率达到96.7%,无NO2-N积累,基本实现了完全反硝化。

    2)通过考察O3氧化对废水COD、UV254的去除效果与O3投加量、接触时间的关系及对石化污水处理厂废水可生化性、分子质量分布的影响,经综合分析证明,O3氧化有利于实现难降解大分子有机物的降解、转化以及小分子有机物的去除。确定O3氧化最佳的运行参数:O3投加量为20 mg·L−1,单级接触时间为40 min。在此条件下,COD和UV254去除率分别可达到42%和34%,B/C可达到0.28。

    3)通过测定DNF-O3-BAC组合工艺各单元出水,分析得到O3氧化具有部分降解和转化作用,BAC对于COD和UV254的去除的贡献率较大,DNF-O3-BAC组合工艺能够有效去除石化废水中的污染物。最终出水COD稳定在25 mg·L−1,UV254为0.11,TN为2 mg·L−1,达到天津市《城镇污水处理厂水污染物排放标准》(DB 12599-2015)的A标准。

参考文献 (32)

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