Loading [MathJax]/jax/output/HTML-CSS/jax.js

疫情背景下污水中的表面活性剂对污水处理效果的影响与机理

郝晓地, 杨振理, 李季. 疫情背景下污水中的表面活性剂对污水处理效果的影响与机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102
引用本文: 郝晓地, 杨振理, 李季. 疫情背景下污水中的表面活性剂对污水处理效果的影响与机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102
HAO Xiaodi, YANG Zhenli, LI Ji. Effects and associated mechanisms of surfactants on wastewater treatment in the context of Covid-19[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102
Citation: HAO Xiaodi, YANG Zhenli, LI Ji. Effects and associated mechanisms of surfactants on wastewater treatment in the context of Covid-19[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102

疫情背景下污水中的表面活性剂对污水处理效果的影响与机理

    作者简介: 郝晓地(1960—),男,博士,教授。研究方向:可持续污水处理技术。E-mail:haoxiaodi@bucea.edu.cn
    通讯作者: 郝晓地, E-mail: haoxiaodi@bucea.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金资助项目(51878022);北京“未来城市设计高精尖中心”项目(2021)
  • 中图分类号: X703

Effects and associated mechanisms of surfactants on wastewater treatment in the context of Covid-19

    Corresponding author: HAO Xiaodi, haoxiaodi@bucea.edu.cn
  • 摘要: 新冠疫情使人们洗手消毒的频次增加,导致比平日更多的表面活性剂进入污水处理厂,这可能会影响污水、污泥的处理过程。市政污水中表面活性剂的质量浓度一般为5~20 mg·L−1,而在疫情期间可达10~30 mg·L−1。污水经处理后,其中的表面活性剂仅1%随出水外流,约10%~20%则进入剩余污泥。尽管污水中表面活性剂的宏观含量并不高,但其特殊两性分子结构会降低氧传质效率、破坏污泥絮体结构,并影响脱氮除磷微生物的活性与丰度。在污泥处理方面,表面活性剂似乎会对污泥絮体脱水、解体与增溶产生正面效果,甚至还能促进污泥厌氧消化水解酸化。因此,有必要首先对表面活性剂来源、结构及其迁移转化进行梳理,进而阐述其对污水处理过程的负面影响与污水处理厂的应对措施,以及表面活性剂对污泥处理过程产生的积极影响,以期对污水处理厂在疫情背景下的运行措施调整提供参考。
  • 进入环境中的重金属具有高毒性、持久性、不可生物降解性和生物累积性等的特点,不仅会威胁生态系统的安全,而且还可以通过食物链危及人群的身体健康[1-4]。底泥是重金属的重要载体。随着全球城镇化和工业化进程的加快,大量的重金属排入湖泊、水库和河流等地表水体,最终汇集到底泥中,造成水体底泥的重金属污染[1-4]。当外界环境条件合适时,底泥中累积的重金属会释放出来进入上覆水体中,成为水体重金属污染的内源,对水体造成二次污染[3-4]。目前,水体底泥的重金属污染已成为世界范围内的一个重要环境问题[5-6]。因此,控制水体污染底泥中重金属的释放刻不容缓。

    水体底泥重金属释放控制技术可分为两大类:异位和原位控制技术[5-7]。原位覆盖/改良技术,即将修复材料覆盖到底泥-水界面上方或直接添加进底泥中,被认为是一种极具应用前景的水体底泥重金属释放控制技术[5-7]。该技术具有运行简单、修复成本低、修复速度快和环境友好等的优点[5-7]。选择合适的修复材料,对于利用原位覆盖/改良技术控制底泥中重金属释放而言是非常重要的。目前,许多重金属污染底泥的修复材料已引起了人们的关注,包括磷灰石[8]、生物炭[9]、碳纳米管[10]、零价铁[10]、沸石[11]和铁氧化物[12]等。

    铜(Cu)和铅(Pb)是两种底泥中广泛存在的重金属。沸石是一种含水的碱或碱土金属铝硅酸盐矿物,不仅来源广泛、价格低廉,而且对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的吸附性能较好[13-14]。Xiong等研究发现,2 cm厚天然沸石覆盖层对底泥中Pb释放的抑制率可达85.7%[11]。方解石是一种分布很广的碳酸钙矿物。研究发现,方解石对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的去除性能较好[15-17]。另外,最近的研究发现,采用铁盐对方解石进行改性所获得的铁改性方解石(铁方解石)是一种非常有应用前景的用于控制水体底泥磷释放的活性覆盖材料[18]。考虑到铁氧化物对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子具有较好的吸附能力[19-20],因此天然沸石和铁方解石的联合覆盖预计也可用于水体底泥中Cu和Pb等重金属释放的控制。但是,目前对天然沸石和铁方解石联合覆盖控制水体底泥Cu和Pb释放效果及机制的了解尚不十分清楚。

    为此,本研究分析了天然沸石和铁方解石对水中Cu2+和Pb2+的吸附特性,考察了天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu和Pb浓度动态变化的影响,辨析了联合覆盖对上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb分布特征的影响,观察了联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的影响,分析了被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的赋存形态,探讨了天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥中Cu和Pb释放的控制机制,以期为联合利用天然沸石和铁方解石作为覆盖材料控制水体底泥中重金属释放提供科技支撑。

    底泥取自上海市浦东新区上海海洋大学校园景观水体,自然风干并过100 目筛。氯化铁、硝酸铅、硝酸铜、硝酸、乙酸、盐酸羟胺、过氧化氢、乙酸、乙酸铵、氢氧化钠和盐酸等化学药剂均购自国药集团化学试剂有限公司,均为分析纯。天然沸石(NZ)来自浙江省缙云县某矿山。方解石(CA)来自浙江省长兴县某矿山。Chelex DGT(薄膜扩散梯度)装置由南京智感环境科技有限公司提供。实验所用的水为去离子水。分别采用Cu(NO3)2·3H2O和Pb(NO3)2配制硝酸铜和硝酸铅的储备液,再通过稀释的方式获得硝酸铜和硝酸铅的使用液。使用液中铜和铅的浓度均以元素铜和铅计。

    铁方解石(FeCA)的制备步骤为:称取20 g 过200 目筛的方解石粉末放入到500 mL 锥形瓶中,然后再向该锥形瓶中加入5 g FeCl3·6H2O,随后再向该锥形瓶中加入100 mL 去离子水并摇匀;接着,将该锥形瓶放置到磁力搅拌器上,再用1 mol·L−1氢氧化钠溶液以稳定的速度滴入到锥形瓶中,将悬浮液的pH值调节至10,然后继续搅拌反应1 h;随后采用离心分离的方式获得固体材料,再采用去离子水清洗材料5遍;再将所获得的固体材料放入到105℃的烘箱中进行烘干,烘干后将材料研磨收集即得到FeCA,并用自封袋密封备用。

    称取2 kg的风干底泥置于容器中;分别称取4.53 g Cu(NO3)2·3H2O(等同于向底泥中添加600 mg·kg−1的Cu)和3.20 g Pb(NO3)2(等同于向底泥中添加1000 mg·kg−1的Pb)置于同一个烧杯中,再加入500 mL去离子水,配成含硝酸铜和硝酸铅的混合溶液;然后将该混合溶液倒入到含有风干底泥的容器中并加以搅拌,接着分2次加入 500 mL去离子水;再手动搅拌40 min,然后静置过夜,制备得到重金属污染底泥。

    通过批量吸附实验研究溶液初始浓度对NZ和FeCA去除水中Cu2+的影响。实验步骤为:将25 mg NZ或FeCA加入到50 mL玻璃瓶中,再加入25 mL硝酸铜溶液,溶液的初始pH值设置为6,再将锥形瓶放置于水浴振荡器中恒温振荡24 h,温度设为25 ℃,转数为250 r·min−1;反应结束后离心分离获得上清液,再用原子火焰法测定上清液中铜的浓度。对于NZ吸附铜离子实验,初始浓度分别为5、10、15、20、25、30 mg·L−1。对于FeCA吸附水中铜离子实验,初始浓度分别为5、10、15、20、25、30、35、40、50 mg·L−1

    通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ吸附水中Cu2+的影响。实验步骤为:分别称取质量为15、20、25、30、40、50、60 mg的NZ置于一系列的100 mL锥形瓶中,再加入pH值为6、浓度为10 mg·L−1的硝酸铜溶液50 mL,再置于水浴振荡器中振荡反应24 h;反应时间结束后,通过离心分离的方式获取上清液;然后采用原子火焰法测定上清液中残留的铜浓度。对于吸附剂投加量对FeCA去除水中铜离子的影响实验,吸附剂质量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,初始浓度为20 mg·L−1,实验步骤同上。

    通过批量吸附实验考察初始浓度对NZ和FeCA吸附水中Pb2+的影响。对于NZ的吸附实验,溶液体积为25 mL,吸附剂投加量为25 mg,溶液pH值为6,初始Pb浓度分别为75、100、125、150、200 mg·L−1,反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验,溶液体积为100 mL,吸附剂投加量为10 mg,溶液初始pH值为6,初始Pb浓度分别为10、20、40、60、80、100、150、200 mg·L−1,反应时间为24 h。

    通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ和FeCA吸附水中Pb2+的影响。对于NZ的吸附实验,溶液体积为50 mL,初始Pb浓度为10 mg·L−1,初始pH值为6,吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验,溶液体积为50 mL,初始Pb浓度为20 mg·L−1,初始pH值为6,吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,反应时间为24 h。

    NZ和FeCA对水中Cu(II)和Pb(II)的单位吸附量(Qe,mg·g−1)和去除率(RE,%)分别采用公式(1)和(2)进行计算。

    Qe=(C0Ce)×VM (1)
    RE=C0CeC0×100% (2)

    式中,C0Ce分别代表初始时刻和平衡时刻水中Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)的浓度(mg·L−1);V代表Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)溶液的体积(L);M代表NZ或FeCA的投加量(g)。

    称取634 g 湿的重金属污染底泥置于1.3 L玻璃瓶中,并对玻璃瓶中底泥进行以下处理:① 底泥不进行任何处理(对照组);② 将20 g NZ覆盖于底泥-水界面上方,并铺设均匀(沸石覆盖组);③ 将20 g FeCA均匀铺设到底泥-水界面上方(铁方解石覆盖组);④ 先将20 g NZ覆盖到底泥-水界面上方,再将20 g FeCA均匀铺设到沸石覆盖层上方(联合覆盖组)。配制含10 mmol·L−1 NaCl、1 mmol·L−1 NaHCO3和1 mmol·L−1 CaCl2的溶液,并将其pH值调节至7.5,然后采用亚硫酸钠氧化法去除溶液中的溶解氧(DO),使 DO浓度低于 0.5 mg·L−1。将配制好的溶液加入到玻璃瓶中,直至上覆水位到达玻璃瓶的瓶口,然后塞上橡胶塞,并用白凡士林涂抹封口,营造底泥处于缺氧状态的环境。每间隔一段时间采用便携式溶氧仪测定上覆水中DO 浓度,并采用原子吸收法测定上覆水中Cu和Pb的浓度。培养339 d之后,插入Chelex DGT测定上覆水和底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度。

    DGT膜中积累的Cu或Pb的质量(m,mg)根据公式(3)进行计算[21]

    m=Cl×(Vgel+Vacid)fe (3)

    式中,Cl为HNO3提取液中Cu或Pb的浓度(mg·L−1);Vgel是DGT凝胶的体积(L);Vacid为HNO3提取液的体积(L);fe为Cu或Pb的提取率。

    DGT有效态Cu或Pb浓度(CDGT,mg·L−1)根据公式(4)进行计算[21]

    CDGT=m×ΔgDd×A×T (4)

    式中,∆g为扩散层和滤膜的厚度(cm);Dd为Cu或Pb的扩散系数(cm2·s−1);A为DGT膜暴露面积(cm2);T为DGT放置时间(d)。

    底泥-水界面Cu或Pb的表面扩散速率[J,µg·(m2·d)−1]采用以下公式进行计算[22]

    J=Dw(CDGTxw)(x=0)ϕDs(CDGTxs)(x=0) (5)

    式中,Dw为Cu或Pb在水中的扩散系数(cm2·s−1);Ds为Cu或Pb在底泥中的扩散系数(cm2·s−1);(CDGTxw)(x=0)(CDGTxs)(x=0)分别为Cu或Pb在水相和底泥相中的浓度梯度[µg·(L·mm)−1]。Ds可根据以下公式进行计算[22]

    Ds=ϕ2DW (6)

    底泥培养实验结束之后,收集覆盖材料,并采用改进的BCR连续提取法[4]对覆盖材料中Cu和Pb的赋存形态进行分析。该方法将重金属的形态定义为可交换态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)和残渣态(F4)4种形态。取0.5 g覆盖材料置于50 mL离心管中,然后分别采用不同的提取剂对覆盖材料中各形态Cu和Pb进行分级提取,再采用原子吸收法测定提取液中各形态Cu和Pb的含量。另外,本研究也采用改进的BCR连续提取法[4]对底泥中Cu和Pb的赋存形态进行分析。

    图1是吸附剂投加量对NZ和FeCA去除水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响。从图1可见,吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,NZ对水中Cu(Ⅱ)的去除率由25.2%增加到67.0%,而NZ对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量则由8.39 mg·g−1逐渐下降到5.58 mg·g−1。当吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,FeCA对水中Cu(Ⅱ)的去除率逐渐从43.0%增加到97.2%,这与吸附剂投加量影响NZ对水中Cu(Ⅱ)去除率的规律类似。与NZ略微不同的是,随着吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,FeCA对水中Cu(Ⅱ)吸附量先略微增加(当吸附剂投加量从0.3 g·L−1增加到0.4 g·L−1时,吸附量从28.7 mg·g−1增加到31.5 mg·g−1)而后持续下降(当吸附剂投加量从0.4 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,吸附量从31.5 mg·g−1下降到16.2 mg·g−1)。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)去除率随着吸附剂投加量增加而增加的原因主要是:吸附剂投加量越大,提供的吸附剂活性点位越多,更有利于水中的Cu2+被吸附剂所吸附去除[23]。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)单位吸附量随着吸附剂投加量增加而降低的原因主要是:吸附剂投加量的增加导致了吸附剂表面上活性位点的聚集以及吸附质扩散路径长度的增加[23]。从图1中还可见,当吸附剂投加量由0.3 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的去除率基本保持不变,分别位于98.6%—99.7%和99.7%—99.9%。此外,当吸附剂投加量由0.3 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的单位吸附量则会逐渐下降,分别由33.0 mg·g−1下降到8.30 mg·g−1和由66.6 mg·g−1下降到16.6 mg·g−1。由以上分析可见,NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)均具有较强的吸附去除能力。

    图 1  吸附剂投加量对天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响
    Figure 1.  Effect of adsorbent dosage on Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) adsorption onto natural zeolite and iron-modified calcite

    图2为NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线。由图2可见,NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量随着吸附平衡浓度的增加而增加,直至达到吸附饱和或者接近饱和。随着水中Pb(Ⅱ)平衡浓度的逐渐增加,NZ和FeCA对Pb(Ⅱ)的单位吸附量逐渐增加直至达到吸附饱和或者接近饱和。进一步采用Langmuir [式(7)][24]和Freundlich [式(8)][24]等温吸附模型对图2中的实验数据进行拟合分析,所获得模型参数值列于表1。根据模型参数值计算得到的Langmuir和Freundlich等温线也列于图2

    图 2  天然沸石和铁方解石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线
    Figure 2.  Adsorption isotherms of Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) on natural zeolite and iron-modified calcite
    表 1  天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温线模型参数拟合结果
    Table 1.  Fitting results of isotherm models for Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake by natural zeolite and iron-modified calcite
    等温吸附模型Isotherm model参数Parameter天然沸石Natural zeolite铁方解石Iron-modified calcite
    Cu(Ⅱ)Pb(Ⅱ)Cu(Ⅱ)Pb(Ⅱ)
    LangmuirQMAX/(mg·g−1)7.9875.427.21150
    KL/(L·mg−1)4.290.25217.49.29
    R20.6850.5150.9830.722
    FreundlichKF5.4043.820.3685
    1/n0.1530.1140.1320.119
    R20.9680.7410.7700.454
     | Show Table
    DownLoad: CSV
    LangmuirQe=QMAXKLCe1+KLCe (7)
    FreundlichQe=KFC1/ne (8)

    式中,Qe代表吸附剂对水中吸附质的吸附量(mg·g−1);Ce代表水中残留的吸附质浓度;QMax代表吸附剂对水中吸附质的最大单分子层吸附量(mg·g−1);KL代表Langmuir常数(L·mg−1);KF和1/n均代表Freundlich常数。

    表1中可见,与Langmuir模型相比,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为更适合采用Freundlich模型加以描述。与之相反的是,FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为则更适合采用Langmuir模型加以描述,说明FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附属于单分子层吸附。根据Langmuir等温吸附模型,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g−1和75.4 mg·g−1,接近根据实验确定的最大吸附量(Cu:8.69 mg·g−1;Pb:75.7 mg·g−1)。FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为27.2 mg·g−1和1150 mg·g−1,接近根据实验确定的最大吸附量(Cu:28.4 mg·g−1;Pb:1099 mg·g−1)。这说明,采用Langmuir等温吸附模型预测NZ和FeCA对水中Pb和Cu的最大吸附量是可靠的。很显然,FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量高于NZ。这进一步说明了FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附能力强于NZ。

    表2为国内外先前文献报道的沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单位吸附量。从表2中可见,本研究所用的天然沸石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量(7.98 mg·g−1)小于先前文献报道的天然沸石(26.24 mg·g−1),也小于先前文献报道的人工合成沸石(57.803—202.76 mg·g−1)。另外,本研究所用的天然沸石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量(75.4 mg·g−1)介于先前文献报道的天然沸石的最大吸附量(14.2—89.096 mg·g−1)之间,但小于先前文献报道的人工合成沸石最大吸附量(109.890—441.336 mg·g−1)。虽然天然沸石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量小于人工合成沸石,但是前者的成本通常是小于后者的。因此,从性价比的角度看,应用天然沸石作为覆盖材料控制底泥中Cu和Pb的释放预计是更有希望的。虽然铁方解石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量小于先前文献报道的碳酸盐基材料(大理石),也小于人工合成的沸石,但是铁方解石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量明显大于先前文献报道的天然沸石、人工合成沸石和碳酸盐基材料(碳酸盐基尾矿渣和球霰石型碳酸钙)。所以,从吸附容量的角度看,利用铁方解石作为覆盖材料控制底泥中Pb的释放是很有希望的。

    表 2  国内外沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量
    Table 2.  The maximum Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake capacities for zeolite, carbonate-based material and iron oxide reported in previous literatures
    序号Number吸附剂名称Adsorbent nameCu(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g−1)Copper maximum adsorption capacityPb(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g−1)Lead maximum adsorption capacity确定方法Determination method参考文献Reference
    1天然沸石14.2Langmuir模型[13]
    2天然沸石26.24(0.410 mmol·g−189.096(0.430 mmol·g−1Langmuir-Freundlich模型[14]
    3FAU型沸石57.803109.890Langmuir模型[25]
    4NaA型沸石202.76Langmuir模型[26]
    5NaY型沸石431.60Langmuir模型[27]
    6钙霞石型沸石133.18 (2.081 mmol·g−1)441.336 (2.130 mmol·g−1)Langmuir模型[28]
    7碳酸盐基尾矿渣832实验[29]
    8大理石222.84Langmuir模型[30]
    9球霰石型碳酸钙499.86实验[31]
    10NZ7.9875.4Langmuir模型本研究
    11FeCA27.21150Langmuir模型本研究
     | Show Table
    DownLoad: CSV

    先前研究[23,32-33]已对沸石吸附水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的机制开展了研究,结果发现,阳离子交换和静电吸引是沸石吸附水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的重要作用机制。因此,笔者推测,本研究所用NZ吸附水中Cu2+和Pb2+的主要机制涉及阳离子交换和静电吸引。Tang等研究发现,方解石溶解和含铜沉淀物形成是方解石去除水中Cu2+的重要机制[34]。Song等研究发现,方解石去除水中Cu2+的机制主要为表面吸附和化学沉淀作用[35]。内层配合物形成是铁氧化物吸附水中Cu2+和Pb2+的重要机制[36]。所以,笔者推测,铁方解石去除水中Cu2+和Pb2+的主要机制涉及表面吸附和化学沉淀。

    本研究所用底泥中可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Cu的含量分别为43.5、10.2、381 mg·kg−1和196 mg·kg−1,可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Pb的含量分别为209、326、86.9、592 mg·kg−1。在采用BCR法提取的4种形态重金属中,可交换态重金属被认为是最容易释放和最具生物有效性的[4]。可还原态重金属主要是指与铁锰氧化物/氢氧化物所结合的重金属,在缺氧条件下容易被释放出来[4]。本研究所用底泥中F1+F2态Cu和Pb含量分别为53.7 mg·kg−1和535 mg·kg−1。这说明本研究所用底泥中Cu和Pb存在释放的风险。底泥培养期间对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中DO浓度的最大值分别为0.65、0.17、0.79、0.25 mg·L−1。这说明,底泥培养期间各反应器中上覆水均处于缺氧状态。图3为对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率。从中可见,对照组上覆水中Cu浓度位于0.223—0.447 mg·L−1。这说明缺氧条件下底泥中Cu会释放出来进入上覆水中。NZ覆盖组上覆水中Cu浓度为0.105—0.236 mg·L−1,低于对照组。计算得到的NZ覆盖对上覆水中Cu的削减率为37%—66%。这表明,天然沸石覆盖可以有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放。通常,底泥中物质向上覆水体释放的过程包括两个基本过程:(1)底泥中物质先释放进入间隙水中;(2)间隙水中溶解态物质通过分子扩散机制穿过底泥-水界面向上覆水迁移[37-38]。天然沸石对水中Cu2+具有较好的吸附能力(图1图2)。底泥间隙水中Cu2+穿越底泥-水界面时可被天然沸石覆盖层所吸附,进而导致底泥-水界面Cu扩散通量的下降,从而导致上覆水中Cu浓度的下降。从图3中还可见,FeCA覆盖组上覆水中Cu的浓度为0.044—0.066 mg·L−1,低于对照组。计算得到的FeCA覆盖对上覆水中Cu的削减率为80%—86%。这说明,铁方解石覆盖可有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放风险。铁方解石对水中Cu具有较好的吸附能力(图1图2)。铁方解石覆盖层可通过吸附作用拦截底泥间隙水中Cu向上覆水体的扩散,从而降低上覆水中Cu的浓度。铁方解石覆盖对上覆水中Cu的削减率高于天然沸石。这说明铁方解石覆盖控制底泥中Cu释放的效果优于天然沸石。联合覆盖组上覆水中Cu的浓度明显低于对照组,天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu的削减率为81%—89%。由此可见,天然沸石和铁方解石联合覆盖同样可以有效控制底泥中Cu向上覆水体中的释放。这主要归功于联合覆盖层中天然沸石和铁方解石对底泥中Cu释放的拦截作用。另外,NZ/FeCA联合覆盖对底泥中Cu向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

    图 3  各实验组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率
    Figure 3.  Change in Cu concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Cu by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

    图4为各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率。

    图 4  各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率
    Figure 4.  Change in Pb concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Pb by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

    图4中还可见,对照组上覆水中Pb的浓度为0.220—0.303 mg·L−1,说明底泥中Pb可被释放出来进入上覆水中。与对照组相比,NZ覆盖组和FeCA覆盖组上覆水中Pb的浓度更低。NZ覆盖和FeCA覆盖对上覆水中Pb的削减率分别为45.5%—75.0%和63.6%—81.3%。显然,前者对上覆水中Pb的削减率低于后者。这说明NZ覆盖和FeCA覆盖均可有效控制底泥中Pb向上覆水体中的释放,且后者控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效果优于前者。NZ对水中Pb2+具有一定的吸附能力,而FeCA对水中Pb2+的吸附能力强(图1和2)。NZ覆盖和FeCA覆盖之所以能有效控制底泥中Pb释放的主要原因之一是:NZ或FeCA覆盖层会吸附底泥间隙水中溶解态Pb,从而阻止了底泥间隙水中溶解态Pb向上覆水体中的扩散。从图4还可见,NZ和FeCA联合覆盖层同样可以有效地阻止底泥中Pb向上覆水体中的释放,导致上覆水中Pb的浓度明显低于对照组。NZ/FeCA联合覆盖层对上覆水中Pb2+的削减率为68.2%—87.5%。这主要归功于联合覆盖层中NZ和FeCA对底泥中Pb释放的拦截作用。另外,NZ/FeCA联合覆盖控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

    图5是对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的分布特征。从中可见,对照组中底泥-水界面附近DGT有效态Cu和Pb浓度呈现显著的梯度变化。当深度从20 mm下降到0 mm时(正值表示底泥-水界面上方),上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度分别从1.20 µg·L−1增加到2.72 µg·L−1和从1.55 µg·L−1增加到3.48 µg·L−1。当深度从0 mm下降到-40 mm(负号表示底泥-水界面下方)时,底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度分别由2.72 µg·L−1急剧增加到12.7 µg·L−1和由3.48 µg·L−1急剧增加到18.6 µg·L−1。这证实了本研究所用底泥中Cu和Pb会逐渐从下层底泥向上层底泥迁移,而后穿越底泥-水界面再向上覆水体中释放。对于联合覆盖组而言,不同深度处上覆水中DGT有效态Cu和Pb的浓度水平差异很小,但是不同深度处底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度仍存在的差异。当深度从−30 mm下降到−40 mm时,底泥中DGT有效态Cu浓度会由1.49 µg·L−1增加到4.31 µg·L−1。当深度从0 mm下降到−40 mm时,底泥中DGT有效态Pb浓度会从0.219 µg·L−1增加到8.95 µg·L−1。这说明,NZ和FeCA联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb仍存在向间隙水和上覆水中释放的风险。

    图 5  对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb的分布特征
    Figure 5.  Distribution of DGT-labile Cu and Pb in overlying water/sediment profile in control and natural zeolite/iron-modified calcite combined capping columns

    图5中还可以看出,联合覆盖组上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于对照组。计算确定的联合覆盖对上覆水中DGT有效态Cu和Pb的削减率分别为54.3%—78.5%和84.1%—93.7%。这说明NZ和FeCA联合覆盖可有效降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险。

    与对照组相比,联合覆盖组底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低。产生这种现象的原因推测是:利用DGT对底泥中有效态金属的测量结果不仅体现了间隙水中溶解态金属的浓度,而且体现了底泥中弱吸附态金属向液相的补给能力[39];在联合覆盖作用下,NZ和FeCA会吸附间隙水中溶解态Cu和Pb,可导致间隙水中溶解态Cu和Pb浓度的降低;当间隙水中溶解态Cu和Pb浓度下降后,底泥表面弱吸附态Cu和Pb会释放出来,以弥补间隙水中损失的溶解性Cu和Pb;NZ和FeCA对间隙水中Cu和Pb的吸附速率预计会大于底泥向间隙水的补充速率,从而导致联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于无覆盖条件下的浓度。计算确定的联合覆盖对底泥中有效态Cu和Pb的削减率分别为69.3%—81.2%和51.9%—91.7%。这说明,NZ和FeCA联合覆盖可以有效降低底泥中Cu和Pb向间隙水中释放的风险。

    间隙水和上覆水之间溶解态物质浓度差大小是影响间隙水中溶解性物质向上覆水中扩散的重要因素。联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度的下降,导致了底泥中Cu和Pb向间隙水中释放风险的降低,进而可降低底泥间隙水中Cu和Pb的浓度,从而可降低间隙水和上覆水之间Cu和Pb的浓度差,最终导致了联合覆盖组上覆水中Cu和Pb浓度明显低于对照组。由此可见,NZ和FeCA联合覆盖层对底泥中DGT有效态Cu和Pb的削减作用,对于其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放而言是至关重要的。

    根据公式(5)和(6),利用图5中的实验数据,计算得到对照组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为11.3 µg·(m2·d)−1和35.9 µg·(m2·d)−1,而联合覆盖组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为1.17 µg·(m2·d)−1和2.92 µg·(m2·d)−1。这说明,无覆盖条件下底泥中Cu和Pb可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中,并且联合覆盖条件下底泥中的Cu和Pb也可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中,分子扩散是无覆盖和联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的重要机制。进一步计算确定,天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减率分别为89.7%和91.9%。这说明,天然沸石和铁方解石的联合覆盖可有效降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率。因此,天然沸石和铁方解石的联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减,是其控制底泥中Cu和Pb释放进入上覆水体中的重要作用机制。

    分析覆盖层中重金属的形态分布特征,进而评估被覆盖层所吸附重金属的稳定性,对于利用活性覆盖技术控制底泥中重金属释放是很重要的。这是因为,如果被覆盖层所吸附的重金属会重新释放的话,那么活性覆盖技术控制底泥中重金属释放的长效性将很难得到保证。因此,分析NZ和FeCA联合覆盖层中Cu和Pb的形态分布特征,进而评估被该联合覆盖层所吸附Cu和Pb的稳定性,是非常必要的。从图6可见,联合覆盖层中各形态Cu含量从大到小依次为:可氧化态Cu(381 mg·kg−1)>残渣态Cu(196 mg·kg−1)>可交换态Cu(43.5 mg·kg−1)>可还原态Cu(10.2 mg·kg−1)。进一步计算确定,联合覆盖层中可氧化态、残渣态、可交换态和可还原态Cu占总可提取态Cu的比例分别为60.4%、31.1%、6.89%和1.62%。从图6中还可以看出,联合覆盖层中各形态Pb含量从大到小依次为残渣态Pb(592 mg·kg−1)>可还原态Pb(326 mg·kg−1)>可交换态Pb(209 mg·kg−1)>可氧化态Pb(86.9 mg·kg−1)。进一步计算确定,联合覆盖层中残渣态、可还原态、可交换态和可氧化态Pb占总可提取Pb的比例分别为48.8%、26.9%、17.2%和7.16%。培养实验结束之后,联合覆盖层中含一定数量的Cu和Pb,这证实了NZ和FeCA对底泥间隙水中溶解性Cu和Pb的吸附作用是联合覆盖层控制底泥中Cu和Pb释放的重要机制。

    图 6  被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的形态分布特征
    Figure 6.  Fractionation of Cu and Pb in natural zeolite and iron-modified calcite combined capping layer after its application
    L1:可交换态exchangeable form;L2:可还原态reducible form;L3:可氧化态oxidable form;L4:残渣态residual form

    固体材料中重金属的生物可利用性和迁移能力与其赋存形态是密切相关的[40-42]。F1态金属对外界环境变化非常敏感,在偏酸性和中性条件下通常很容易释放出来[40-42]。F2态金属被认为在水体氧化还原电位降低或缺氧条件下较容易被释放出来[40-42]。F3态金属稳定性较高[42]。在强氧化条件下,F3态金属存在重新释放的可能性[42-43]。F4态金属通常情况下很难被释放出来[42]。联合覆盖层中F1和F2态Cu之和占总可提取态Cu的比例仅为8.51%。这说明被NZ和FeCA所吸附的Cu大部分(91.49%)以较为稳定或非常稳定的形态存在,重新释放的可能性很低。联合覆盖层中F1和F2态Pb之和占总可提取态Pb的比例为44.1%,而F3和F4态Pb之和占总可提取态Pb的比例为55.9%。由此可见,被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb中超过半数以较为稳定或非常稳定的形态存在,被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb总体上释放风险较低。需要指出的,F1+F2态Pb占总可提取态Pb的比例仍达到了44.1%。这说明,NZ和FeCA联合覆盖层吸附底泥中Pb饱和后,对其进行回收处理仍然是很有必要的。

    (1)与Langmuir模型相比,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据更适合采用Freundlich模型加以描述;与Freundlich模型相比,Langmuir模型更适合用于描述FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据;根据Langmuir模型预测得到的NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g−1和27.2 mg·g−1,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的最大分子层吸附量分别为75.4 mg·g−1和1150 mg·g−1

    (2)NZ单独覆盖、FeCA单独覆盖和NZ/FeCA联合覆盖均可以有效地降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险,并且NZ和FeCA的联合覆盖控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的效率要高于NZ的单独覆盖。

    (3)NZ和FeCA联合覆盖不仅可有效地降低上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的浓度,而且可降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散通量。

    (4)被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Cu的存在形式为可氧化态(60.4%)>残渣态(31.1%)>可交换态(6.89%)>可还原态(1.62%),而Pb的存在形式则为残渣态(48.8%)>可还原态(26.9%)>可交换态(17.2%)>可氧化态(7.16%)。

    (5)NZ和FeCA联合覆盖对底泥中DGT有效态Cu和Pb以及底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的削减,是其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的关键。

  • 图 1  LAS生物降解过程

    Figure 1.  Biological degradation process of linear alkylbenzene sulfonates (LAS)

    图 2  表面活性剂对污泥水解影响机理

    Figure 2.  Mechanisms of surfactants influencing the sludge hydrolysis process

  • [1] PALMER M, HATLEY H. The role of surfactants in wastewater treatment: impact, removal and future techniques: A critical review[J]. Water Research, 2018, 147: 60-72. doi: 10.1016/j.watres.2018.09.039
    [2] 王万绪. 新型冠状病毒肺炎疫情下, 对洗涤行业的思考[J]. 日用化学品科学, 2020, 43(2): 1-3.
    [3] LIWARSKA-BIZUKOJC E, MIKSCH K, MALACHOWSKA-JUTSZ A, et al. Acute toxicity and genotoxicity of five selected anionic and nonionic surfactants[J]. Chemosphere, 2005, 58(9): 1249-1253. doi: 10.1016/j.chemosphere.2004.10.031
    [4] YUAN H P, ZHU N W, SONG F Y. Dewaterability characteristics of sludge conditioned with surfactants pretreatment by electrolysis[J]. Bioresource Technology, 2011, 102(3): 2308-2315. doi: 10.1016/j.biortech.2010.10.065
    [5] SCOTT M J, JONES M N. The biodegradation on surfactants in environment[J]. Biochimica et Biophysica Acta-Biomembranes, 2000, 1508(1/2): 235-251.
    [6] COWAN-ELLSBERRY C, BELANGER S, DORN P, et al. Environmental safety of the use of major surfactant classes in North America[J]. Critical Reviews Environment Science Technology, 2014, 44(17): 1893-1993. doi: 10.1080/10739149.2013.803777
    [7] KUMAR M A, KUMAR P. Fate of linear alkylbenzene sulfonates in the environment: A review[J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2009, 63(8): 981-987.
    [8] CAMPBELL K, WANG J M. New insights into the effect of surfactants on oxygen mass transfer in activated sludge process[J]. Journal of Environmental Chemical Engineering, 2020, 8(5): 104409. doi: 10.1016/j.jece.2020.104409
    [9] LIN Y, KONG H, HE Y, et al. Simultaneous nitrification and denitrification in a membrane bioreactor and isolation of heterotrophic nitrifying bacteria[J]. Japanese Journal of Water Treatment Biology, 2004, 40(3): 105-114. doi: 10.2521/jswtb.40.105
    [10] LU J, JIN Q, HE Y L, et al. Biodegradation of nonylphenol polyethoxylates by denitrifying activated sludge[J]. Water Research, 2008, 42(4/5): 1075-1082. doi: 10.1016/j.watres.2007.09.031
    [11] 刘葵. 表面活性剂对SBR反应器中活性污泥运行系统影响的研究[J]. 广东化工, 2016, 43(9): 88-89. doi: 10.3969/j.issn.1007-1865.2016.09.037
    [12] LI H R, WU S H, YANG C P. Performance and biomass characteristics of sbrs treating high-salinity wastewater at presence of anionic surfactants[J]. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2020, 17(8): 2689. doi: 10.3390/ijerph17082689
    [13] BAQUERO-RODRÍGUEZ G A, LARA-BORRERO J A, NOLASCO D, et al. A critical review of the factors affecting modeling oxygen transfer by fine-pore diffusers in activated sludge[J]. Water Environment Research, 2018, 90(5): 431-441. doi: 10.2175/106143017X15131012152988
    [14] ROSSO D, HUO D L, STENSTROM M K. Effects of interfacial surfactant contamination on bubble gas transfer[J]. Chemical Engineering Science, 2006, 61(16): 5500-5514. doi: 10.1016/j.ces.2006.04.018
    [15] YU G H, HE P J, SHAO L M. Characteristic of extracellular polymeric substances (EPS) fractions from excess sludges and their effects on bioflocculability[J]. Bioresource Technology, 2009, 100(13): 3193-3198. doi: 10.1016/j.biortech.2009.02.009
    [16] DERESZEWSKA A, CYTAWA S, TOMCZAK-WANDZEL R, et al. The effect of anionic surfactant concentration on activated sludge condition and phosphate release in biological treatment plant[J]. Polish Journal of Environmental Studies, 2015, 24(1): 83-91.
    [17] GONZÀLEZ S, PETROVIC M, BARCELÓ D. Removal of a broad range of surfactants from municipal wastewater: Comparison between membrane bioreactor and conventional activated sludge treatment[J]. Chemosphere, 2007, 67(2): 335-343. doi: 10.1016/j.chemosphere.2006.09.056
    [18] HRENOVIC J, IVANKOVIC T. Toxicity of anionic and cationic surfactant to Acinetobacter junii in pure culture[J]. Central European Journal of Biology, 2007, 2(3): 405-414.
    [19] MALIK A, KIMCHHAYARASY P, KAKII K. Effect of surfactants on stability of Acinetobacter johnsonii S35 and Oligotropha carboxidovorans S23 coaggregates[J]. FEMS Microbiology Ecology, 2005, 51(3): 313-321. doi: 10.1016/j.femsec.2004.09.005
    [20] YIN C, LI Y, ZHANG T Y, et al. Effects of exposure to anionic surfactants (SDBS and SDS) on nitrogen removal of aerobic denitrifier[J]. Water Environment Research, 2020, 92(12): 2129-2139. doi: 10.1002/wer.1384
    [21] BRANDT K K, ROSLEV P, HENRIKSEN K, et al. Toxic effects of linear alkylbenzene sulfonate on metabolic activity, growth rate, and microcolony formation of nitrosomonas and nitrosospira strains[J]. Environment Microbiology, 2001, 67(6): 2489-2498. doi: 10.1128/AEM.67.6.2489-2498.2001
    [22] LUSSIER S M, CHAMPLIN D, LIVOLSI J, et al. Acute toxicity of para-nonylphenol to saltwater animals[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2000, 19(3): 617-621. doi: 10.1002/etc.5620190313
    [23] OTHMAN M Z, DING L, JIAO Y. Effect of anionic and non-ionic surfactants on activated sludge oxygen uptake rate and nitrification[J]. International Scholarly and Scientific Research & Innovation, 2009, 3(10): 596-602.
    [24] PAULO A M S, PLUGGE C M, STAMS A J M, et al. Anaerobic degradation of sodium dodecyl sulfate (SDS) by denitrifying bacteria[J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2013, 84: 14-20.
    [25] JIMÉNEZ-GONZÁLEZ A, RAMÍREZ-VARGAS R, GOMEZ-VALADEZ A, et al. Sorption and inhibitory effect of octylphenol ethoxylate triton x-100 on methanogenic and denitrifying granular sludges[J]. Journal of Environmental Management, 2009, 236: 309-316.
    [26] QIAO S, ZHENG N, TIAN T. Effects of short-term exposure to linear anionic surfactants (SDBS, SLS and SDS) on anammox biomass activity[J]. Royal Society of Chemistry Advances, 2016, 6(58): 53004-53011.
    [27] CSERHÁTI T, FORGÁCS E, OROS G. Biological activity and environmental impact of anionic surfactants[J]. Environment International, 2002, 28(5): 337-348. doi: 10.1016/S0160-4120(02)00032-6
    [28] 范金石, 王超, 郝延颖, 等. 表面活性剂废水处理技术浅述[J]. 日用化学工业, 2020, 50(6): 413-418. doi: 10.3969/j.issn.1001-1803.2020.06.010
    [29] HE Q Y, XU P. Influence of surfactants on anaerobic digestion of waste activated sludge: Acid and methane production and pollution removal[J]. Critical Reviews in Biotechnology, 2019, 39(5): 746-757. doi: 10.1080/07388551.2018.1530635
    [30] OKADA D Y, DELFOMO T P, ESTEVES A S, et al. Influence of volatile fatty acid concentration stability on anaerobic degradation of linear alkylbenzene sulfonate[J]. Journal of Environmental Management, 2013, 128: 169-172.
    [31] GARCÍA-MORALES J L, NEBOT E, ROMERO L I, et al. Comparison between acidogenic and methanogenic inhibition caused by linear alkylbenzene-sulfonate.[J]. Chemical Biochemistry Engineering, 2001, 15(1): 13-19.
    [32] LIN Y M, MERLEDE K, VAN LOOSDRECHT M C M, et al. Characterization of alginate-like exopolysaccharides isolated from aerobic granular sludge in pilot-plant[J]. Water Research, 2010, 44(11): 3355-3364. doi: 10.1016/j.watres.2010.03.019
    [33] PRONK M, NEU T R, VAN LOOSDRECHT M C M, et al. The acid soluble extracellular polymeric substance of aerobic granular sludge dominated by Defluviicoccus sp[J]. Water Research, 2017, 122: 148-158. doi: 10.1016/j.watres.2017.05.068
    [34] LIN Y M, REINO C, CARRERA J, et al. Glycosylated amyloid-like proteins in the structural extracellular polymers of aerobic granular sludge enriched with ammonium-oxidizing bacteria[J]. MicrobiologyOpen, 2018, 7(6): 1-13.
    [35] 王欣. 高效提取剩余污泥中高分子物质实验研究[D]. 北京: 北京建筑大学, 2020.
    [36] TAGHAVIJELOUDAR M, PARK J, HASHEMI S, et al. The effects of surfactants (sodium dodecyl sulfate, triton x-100 and cetyl trimethyl ammonium bromide) on the dewaterability of microalgae biomass using pressure filtration[J]. Bioresource Technology, 2019, 273: 565-572. doi: 10.1016/j.biortech.2018.11.062
  • 期刊类型引用(1)

    1. 孙鹏辉. 金属滤袋一体化脱除技术在加热炉烟气治理中的应用研究. 节能. 2024(05): 78-80 . 百度学术

    其他类型引用(3)

  • 加载中
图( 2)
计量
  • 文章访问数:  7190
  • HTML全文浏览数:  7190
  • PDF下载数:  226
  • 施引文献:  4
出版历程
  • 收稿日期:  2021-01-18
  • 录用日期:  2021-04-24
  • 刊出日期:  2021-06-10
郝晓地, 杨振理, 李季. 疫情背景下污水中的表面活性剂对污水处理效果的影响与机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102
引用本文: 郝晓地, 杨振理, 李季. 疫情背景下污水中的表面活性剂对污水处理效果的影响与机理[J]. 环境工程学报, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102
HAO Xiaodi, YANG Zhenli, LI Ji. Effects and associated mechanisms of surfactants on wastewater treatment in the context of Covid-19[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102
Citation: HAO Xiaodi, YANG Zhenli, LI Ji. Effects and associated mechanisms of surfactants on wastewater treatment in the context of Covid-19[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(6): 1831-1839. doi: 10.12030/j.cjee.202101102

疫情背景下污水中的表面活性剂对污水处理效果的影响与机理

    通讯作者: 郝晓地, E-mail: haoxiaodi@bucea.edu.cn
    作者简介: 郝晓地(1960—),男,博士,教授。研究方向:可持续污水处理技术。E-mail:haoxiaodi@bucea.edu.cn
  • 北京建筑大学城市雨水系统与水环境省部共建教育部重点实验室,中-荷未来污水处理技术研发中心,北京 100044
基金项目:
国家自然科学基金资助项目(51878022);北京“未来城市设计高精尖中心”项目(2021)

摘要: 新冠疫情使人们洗手消毒的频次增加,导致比平日更多的表面活性剂进入污水处理厂,这可能会影响污水、污泥的处理过程。市政污水中表面活性剂的质量浓度一般为5~20 mg·L−1,而在疫情期间可达10~30 mg·L−1。污水经处理后,其中的表面活性剂仅1%随出水外流,约10%~20%则进入剩余污泥。尽管污水中表面活性剂的宏观含量并不高,但其特殊两性分子结构会降低氧传质效率、破坏污泥絮体结构,并影响脱氮除磷微生物的活性与丰度。在污泥处理方面,表面活性剂似乎会对污泥絮体脱水、解体与增溶产生正面效果,甚至还能促进污泥厌氧消化水解酸化。因此,有必要首先对表面活性剂来源、结构及其迁移转化进行梳理,进而阐述其对污水处理过程的负面影响与污水处理厂的应对措施,以及表面活性剂对污泥处理过程产生的积极影响,以期对污水处理厂在疫情背景下的运行措施调整提供参考。

English Abstract

  • 生活污水中的表面活性剂通常由洗手液、洗涤剂残液成分带入,是两端分别由疏水基团与亲水基团所形成的两性结构化合物[1]。由于表面活性剂在污水中含量通常较低,故长期以来未能引起污水处理行业的关注。2020年新型冠状病毒疫情爆发导致洗手液使用量急剧增加,进而致使生活污水中表面活性剂质量浓度升高[2]。这使得表面活性剂对污水、污泥处理的影响应受到业界重视。表面活性剂具有较强吸附性能,故可能会对污水处理效率产生负面影响[3],而进入剩余污泥中的表面活性剂又会对污泥脱水等预处理产生正面影响[4]

    本文梳理了表面活性剂的来源及其在污水中的演变,对其进入污水生物处理系统产生的负面影响进行了概括、剖析,以提出可能的运行应对措施;最后,归纳、分析表面活性剂在污泥处理、处置中的正面作用,厘清在工程应用中的应对策略。

  • 根据表面活性剂基团类型,可将其分为阴离子型、阳离子型、非离子型及两性离子型。阴离子型按其亲水基团结构包括磺酸盐与硫酸酯盐型;阳离子型主要包含胺盐类与季氨盐类;非离子型中典型的是以烷基酚为基团的聚氧乙烯醚和脂肪醇聚氧乙烯醚;两性离子型含有的阴离子部分为羧酸基类,而阳离子部分是氨基酸型与甜菜碱型。非离子型和阴离子型表面活性剂的使用量最大,分别占比56.1%和36.8%。

    生活污水中表面活性剂的质量浓度通常为5~20 mg·L−1,而掺杂工业废水后的市政污水中,质量浓度可能高达300 mg·L−1[5]。2020年1—2月,除春节期间减产、甚至停工影响外,其他合成洗涤剂产量较2019年同期均有较大幅度提升,平均每天多产3.33×103 t·d−1,涨幅为10%~15%。据供求关系推测,市场需求量的增加会导致进入污水处理厂的表面活性剂增加至少10%,从而使得其在市政污水处理厂中的质量浓度会超过10 mg·L−1

    表面活性剂的主要成分为有机物[6]。难生物降解和不可生物降解的表面活性剂绝大部分会被污泥吸附,并随剩余污泥排出系统,只有很少部分溶解态的表面活性剂会随出水排放(监测中会计入COD)。因此,应该重点关注污水中的可生物降解表面活性剂。

    直链烷基苯磺酸盐(linear alkylbenzene sulfonates,LAS)应用广泛,是一种典型阴离子表面活性剂,在生活污水中的质量浓度一般为 3~20 mg·L−1。有研究表明,在污水处理过程中LAS会被一定程度地降解,但受自身结构及所处环境(好氧或厌氧)影响,其降解程度不一[7]。LAS的生物降解需满足以下条件:1)特定微生物种群协同作用,需有假单胞杆菌、芽孢杆菌、大孢子虫和弧菌等共同参与,而非单一细菌可完成;2)较高的溶解氧(DO)水平;3)较长的水力停留时间(HRT)[7]

    很显然,LAS降解所需条件较为严格,代价可能是增加能耗与运行成本。即使满足上述条件,进水中LAS也只有80%~90%可以降解,其余大部分都残留于污泥之中(1%随出水排放)[7]。LAS在污水处理过程中的固-液分配系数(Kd,表示单位质量固相污泥吸附LAS的质量(mg·kg−1)与液相水溶液中残留的LAS的质量浓度(mg·L−1)的比值,单位为L·kg−1)为:初沉污泥Kd=13 211 L·kg−1;剩余污泥Kd=13 316 L·kg−1[8]

    深入研究可发现,LAS降解并非直接被氧化至CO2,而要经历一定的中间代谢过程[7](见图1)。LAS生物降解是伴随烷基链ω氧化开始,即乙氧基链初步氧化,末端甲基氧化成羧基,进而连续裂解2个碳原子片段后发生β氧化(烷基链缩短);ω和β氧化过程会产生硫苯基羧酸盐(SPCs),这一过程导致活性剂界面活性与毒性一并丧失,完成无毒化转变;最后,SPCs芳香环继续裂解,彻底矿化为CO2和H2O[7]

    然而,非离子表面活性剂的生物降解效果远不如LAS,如壬基酚乙氧基酸盐(NPEO)。有研究表明[9],芽孢杆菌(Bacillus sp. LY)在3 d内仅可去除60%的NPEO(初始质量浓度为100 mg·L−1)。分析其原因,NPEO中间体壬基酚(nonyl phenol,NP)本身就难生物降解,且其毒性大概是母体NPEO的10倍;这些中间体还会抑制异养反硝化菌对NPEO进行生物降解,最终导致NPEO生物降解率变低[10]

    综上所述,即使是可生物降解表面活性剂,其在生物处理过程中能真正实现降解也并非易事,不仅会造成能耗与成本增加,而且多数情况下降解也只是发生母体降解表象,其代谢中间产物的毒性甚至可能比母体还高。

  • 表面活性剂进入污水后,在污水生物处理过程中会对曝气、生物反应等产生负面影响,且浓度越高其影响越大。因此,有必要关注新冠疫情时期表面活性剂因使用量增加,进而给污水处理系统带来的负面影响。

    有学者研究了SBR反应器中阴离子表面活性剂十二烷基磺酸钠(sodium laurylsulfonate,SDS)对污水处理过程的影响,发现SDS对脱氮除磷均有明显影响。当SDS=5 mg·L−1时,TP去除率为85.8%;但当SDS≥10 mg·L−1时,TP去除率则明显下降,从73.2%降至50.8%;同时,NH+4去除率下降更为明显,从83.6%直接降至39.5%,降幅超过50%[11]。亦有学者观察到,SDS与十二烷基苯磺酸钠(sodium dodecyl benzene sulfonate,SDBS)在高盐废水处理中会影响生物脱氮除磷效果。SDS的添加导致TP去除率从55.6%降至41.3%;SDBS的存在仅影响反应初期TP的去除效果,但经驯化培养后,TP去除率可恢复如初(55.1%);在SDS和SDBS各自单独存在情况下,NH+4去除率分别从63.4%下降至42.6%和59.8%[12]

    笔者在新冠疫情期间进行生物脱氮除磷的中试试验时发现,当进水掺混50%生活污水后,系统内硝化明显受到抑制;从原自来水配水时出水的NH+4接近0突然升至5 mg·L−1;而溶解态PO34并未发生明显变化。好氧池DO检测发现,无论怎样增大曝气量,均难以提高DO。经文献调研及推理分析可认为,可能是进水中洗手液含量增多即表面活性剂增多,造成了这一结果,也因为如此,进水表面存在大量漂浮的泡沫。

    基于上述原因,以下将从氧传质、污泥絮体、微生物抑制等3方面进一步分析表面活性剂的影响及机理。

  • 表面活性剂是微溶大有机分子物质,具有强亲水端和强疏水脂肪族/芳香端。曝气过程中,疏水端吸附在气液界面,而亲水端则延伸至本体溶液中,从而形成有序分子单层。分子单层结构会施加阻塞效应,增加界面粘度,从而降低空气与液相之间的氧传质效率[13]。但也有结果相反的研究结果,表明表面活性剂的分子晶格结构会阻碍氢键作用力,导致气泡体积变小,进而降低表面张力,使气泡均匀分布于气-液界面,致使液相含气率提高,即可改善氧的传质[14]。综合2种相左的作用,前者对液体传质的负面效应远远高于后者,最终表现为降低氧传质效率。亦有研究者发现,在较短污泥龄(sludge retention time,SRT)下,降低氧传质效率之负面影响表现更为突出。这是由于在长SRT运行状态下,可很大程度地降解表面活性剂,从而降低其对氧传质的不利影响[8]

    有学者用表面活性剂SDS研究好氧活性污泥对氧传质的影响时发现,SDS并没有降低液体氧转移效率(oxygen transfer efficiency,OTE),这可能是由于SDS进入反应器后会迅速被污泥絮体吸附并随后降解,导致液相中SDS浓度较低,从而对液相氧传质的影响变弱。传统观点认为,表面活性剂降低OTE往往忽略了生物体本身对表面活性剂的降解能力,这意味着较低浓度的表面活性剂存在时,而OTE可能会因生物降解表面活性剂或其裂解的EPS,从而加快氧传质效率[8]。进一步的研究表明,在高浓度表面活性剂存在情况下,表观黏度(μapp)与细胞碎片增加很可能是OTE降低的原因,同时污泥氧的转移性能主要取决于污泥形态参数,如MLSS、SV30、絮体直径和μapp等,而与进水表面活性剂关系不大[8]

  • 污泥絮体与表面活性剂结合会影响絮体的形态[8],导致絮体中结合松散的EPS(LB-EPS)破裂,进而影响紧密的EPS(TB-EPS)、甚至细胞结构[15]。还有研究者报道了表面活性剂会被生物絮体乃快速吸附而生物降解,因为活性污泥具有很高的吸附能力(每克MLSS会吸附70 mg LAS)[16]。当进水中LAS质量浓度<25 mg·L−1时,表面活性剂则迅速从溶液中消除,在15 min后便保持在0.1 mg·L−1不变[16]。也有研究结果[17]证实,吸附与生物降解是促进生物处理过程中表面活性剂去除的重要过程。

  • 有学者在培养聚磷菌(phosphorus-accumulating bacteria,PAOs)时发现[18],当SDS=0.6~2.3 mg·L−1时,能抑制PAOs的菌落(CFUs)达50%;当SDS≥300 mg·L−1时,则对CFUs形成100%抑制作用;对CFUs的抑制会进一步降低PAOs对磷的摄取效率,且二者呈现线性相关关系(r=0.828,p<0.05)。同时发现,当阳离子表面活性剂十六烷基三甲基溴化铵(hexadecyl trimethyl ammonium bromide,HDTMA)的质量浓度>3.65 mg·L−1时,显示出特别毒性,对CFUs和磷摄取率均产生100%抑制作用。然而,实际污水中通常存在的阴、阳离子表面活性剂质量浓度分别为10 mg·L−1和5 mg·L−1[18]。这意味着表面活性剂对污水生物除磷系统的负面影响不容小觑。该结果表明,表面活性剂对PAOs增殖和磷摄取均存在抑制作用,而对PAOs增殖的抑制作用更为明显。进一步分析表面活性剂对PAOs的聚磷作用影响表明,表面活性剂会抑制PAOs对P的摄取和积累能力,表现为好氧吸磷效率低下,可降低EBPR系统除磷效率,并且在高浓度表面活性剂存在下直接导致细胞壁、膜结构破裂解体而表现为永久性释磷,导致后续无法完成好氧吸磷。污水中通常存在的阴、阳离子表面活性剂质量浓度分别为10 mg·L−1和5 mg·L−1[18],这种低浓度表面活性剂虽然会对微生物产生一定抑制作用,但因活性污泥絮体EPS等结构给细菌提供了某种保护,导致实际监测中其负面影响可能被忽视[19]。DERESZEWSKA等[16]发现,当每克DS中LAS的质量<3 mg时,其对污水处理基本没有负面影响,甚至可以提高污泥生物活性;但当每克DS中LAS的质量>15 mg时,则可观察到微生物新陈代谢呼吸作用减弱、且磷吸收机制被破坏,甚至直接影响活性污泥形态,导致絮体碎裂和原生动物细胞裂解;研究结果表明,低浓度LAS可改善厌氧条件下的P释放,而高浓度LAS则会阻碍P释放;但LAS无论浓度如何均会阻碍好氧磷吸收过程。

  • 表面活性剂也会对污水处理脱氮相关细菌产生严重影响[20]。有研究者发现,进水中随LAS质量浓度增加,硝化过程逐渐受到抑制;当LAS的质量浓度为2 mg·L−1和6 mg·L−1时,对硝化细菌抑制率高达50%和100%[16]。这一结果表明,即使进水中存在低浓度表面活性剂时,也会对硝化产生严重影响。这可能是因为,NH+4被氨单加氧酶所氧化,而表面活性剂存在时,则会对AMO产生毒害作用,从而抑制NH+4氧化过程[21]。LUSSIER等[22]提出了另外一种抑制机制,即表面活性剂代谢中间产物(如烷基酚乙氧酸盐(alkyl phenol ethoxylate,APE)壬基酚(nonyl phenol,NP))是一种较强的内分泌干扰物,NP毒性大约是乙氧基化形式的10倍,会对NH+4氧化产生较大抑制作用,即使在低浓度时也会影响微生物新陈代谢过程。OTHMAN等[23]则认为,LAS单体可与细胞壁结构直接反应,辅以细胞膜相互作用,使膜透性增加,从而导致离子梯度和膜电位耗散或基本细胞成分泄漏。

    同样的表面活性剂抑制现象也会发生在缺氧反硝化过程中。SDS浓度增加将会导致酶活性受到抑制,进而影响反硝化过程[24]。但有趣的是,低浓度表面活性剂亦可作为碳源被反硝化菌所利用,从而促进硝酸盐还原脱氮作用[24]。LU等[10]发现,非离子表面活性剂壬基酚乙氧基酸盐作为反硝化细菌碳源可促进反硝化脱氮过程,但当其他有机物存在的情况下,其降解过程明显变缓或停止。JIMÉNEZ-GONZÁLEZ等[25]认为,辛基酚乙氧基酸盐会影响反硝化颗粒污泥EPS,会将细胞壁和细胞膜蛋白溶解,但这种作用并没有对整体脱氮过程产生较大影响。此外,表面活性剂还会抑制相关酶活性,从而对厌氧氨氧化(ANAMMOX)过程产生负面影响[26]

    综上所述,表面活性剂对污水处理涉及微生物影响包括4个方面。1)低浓度时可用作碳源,在一定程度可助厌氧释磷或反硝化;而高浓度表面活性剂则会对微生物产生毒性作用[16, 24]。2)对微生物细胞膜等结构产生破坏作用,而对膜电位影响可能改变代谢控制,甚至可能与细胞膜物质直接作用,导致细胞膜溶解,进而影响优势菌属类别以及菌属相对丰度[20]。3)通过静电或疏水相互作用与酶蛋白催化残基结合,导致酶活性降低[20]。4)表面活性剂作为一种活性基团,可与基质大分子(淀粉、蛋白质、肽和DNA等)结合,严重时会直接插入各种细胞结构片段(如细胞膜磷脂双分子层),进而导致功能失调[27]

  • 截至目前,似乎还未见到污水处理厂受表面活性剂影响导致出现运行问题的报道。也许这种影响尚未被察觉,如表面活性剂所导致的氧传质效率降低很容易与进水COD和NH+4负荷增高导致DO下降混为一谈。面对该问题,其实目前还没有现成的运行应对技术措施,尽管存在一些实验控制或消除手段,例如吸附法、泡沫分离法、混凝法等可将表面活性剂从污水中分离出去,而微电解或催化氧化法可实现表面活性剂的降解或彻底去除[28]。然而,研究中的实验方法目前显然难以在实际运行中被直接采用,实际有效的方法是需要及时调整运行参数来尽可能抵消表面活性剂带来的负面影响。如对氧传质的降低问题,可以通过加大曝气量来得到一定程度地缓解;对污泥絮体的影响可以通过加大污泥回流量来保证系统内具有足够有效的生物量;对微生物的影响则需要进一步提供稳定的运行环境(如保证足够碳源、pH和环境温度等),以实现微生物稳定增殖和新陈代谢。

  • 虽然表面活性剂的存在会对污水处理产生负面影响,但文献调研发现,其对污泥处理、处置过程却可能有正面作用[4]。移至剩余污泥(10%~20%)的表面活性剂作为一种有机物成分,与污泥有机质相比微不足道。事实上,有很多进行污泥处理、处置的研究,都采用投加表面活性剂的作法来提高处理效果或提高效率,其作用原理主要体现在3个方面:1)污泥脱水预处理;2)厌氧消化;3)污泥资源化。

  • 剩余污泥的含水率高达99%,且体积庞大,故脱水时添加一定量的表面活性剂以实现高效、节能的效果。有研究表明,表面活性剂具有与聚丙烯酰胺相类似的功能,可以用作脱水助剂,能大幅度降低滤饼水分含量[4]。表面活性剂的加入伴随着皂化现象发生,导致污泥絮体直径快速减小,从而影响絮体形态[4]。具体来说,表面活性剂亲水基团会与蛋白质结合,从而损害生物膜功能性和完整性;而疏水基团与脂质结合,可导致膜液化、损害其屏障特性[4]。与此同时,表面活性剂(如十六烷基三甲基溴化铵(cetyltrimethylammonium bromide,CTAB))携带的电荷效应会在一定程度上中和污泥表面电荷,降低污泥之间静电斥力,使污泥絮体变得松散[4];表面活性剂也会增加细胞疏水性,促进细胞与细胞之间的相互作用,进一步诱导污泥絮体从亲水性液相中脱出,从而提高沉降速率和脱水性能[4]。该研究亦表明,SDS和曲拉通(TritonX-100)对污泥EPS的增溶作用会导致污泥基质破裂,使更多污泥内蛋白和多糖释放,引起粘度增加,反而会恶化污泥的脱水性能[4]

  • 1)促进水解酸化。表面活性剂会对污泥厌氧消化产生一定影响,不同厌氧消化阶段产生的影响作用不尽相同。众所周知,污泥厌氧消化能源转化效率不高的主要原因在于污泥水解过程困难而缓慢。有研究表明,表面活性剂可以促进污泥水解,其作用机理[29]包括:1)增溶;2)酶释放(如图2所示)。表面活性剂可通过降低表面张力或形成胶束来增强颗粒的溶解度,引起污泥物质分解,特别是EPS会释放更多蛋白质和碳水化合物,表现为聚集态大分子有机物转化为小分子或溶解态物质,增加厌氧消化产甲烷阶段可利用的底物浓度[4]。另一方面,酶和EPS之间由于存在静电相互作用,可形成稳定的EPS-酶复合物,EPS释放也意味着水解酶可以从污泥中释放出来,从而可提高水解效率。也有研究表明,SDS和SDBS均可以刺激或增加蛋白酶和淀粉酶活性[29]。但是,表面活性剂是否存在刺激酶活性等影响机理还有待于进一步研究。

    表面活性剂还可以促进酸化。除上述增加溶解态底物浓度和加速水解造成间接酸化提高外,更重要的是其官能团可作为电子中间转移体加速电子转移,从而促进酸化。另有研究者发现[30],SDS可提高SCFA产率。文献[29]亦进一步揭示,当每克DS中含有SDS质量为100 mg时,SCFA质量浓度(以COD计)接近2 243 mg·L−1,而空白对照组仅为191 mg·L−1。然而,过高的SDS含量将会产生负面影响,这可能是由于微生物蛋白质结构被破坏或积累了部分有毒副产物[29]

    2)抑制产甲烷。有研究结果显示,表面活性剂也会抑制厌氧消化产甲烷菌活性。具有芳香和环状结构的表面活性剂(如SDBS)被认为是厌氧消化过程中嗜乙酸产甲烷菌最危险的化合物;而直链SDS则是产甲烷菌毒性最小的表面活性剂之一[29]。有研究者发现,随着SDS含量从每克DS中20 mg提高至300 mg,产甲烷抑制率可从3%提高至100%[29]。厌氧消化系统中表面活性剂抑制产甲烷可能与2个原因密切相关:1)直接抑制产甲烷,阻断转化途径;2)抑制产甲烷菌群,破坏不同厌氧种群之间存在的共营养关系,导致系统失衡[31]

  • 剩余污泥EPS具有高值回收潜力,而表面活性剂有助于EPS与细胞分离,在EPS提取与回收中发挥事半功倍的效果。以淀粉样蛋白提取分离为例,常规方法并不能有效溶解和分离这种结构性聚合物[32-33],但在碱性条件下投加仅0.1%的SDS便可实现固体颗粒完全溶解,最终从回收萃取物(每克挥发性悬浮固体(VSS))中提取出(480±90) mg EPS[34]。分析这种淀粉样蛋白质难以在普通条件下分离的原因,发现其化学和热稳定性都极强,即使在强变性试剂(2 mol·L−1的硫脲+8 mol·L−1的尿素+3%的SDS)中煮沸60 min也只能分解部分蛋白质,而表面活性剂的参与能部分剥离蛋白质四级和三级结构,从而实现EPS分离提取。

    表面活性剂不仅可实现物质分离,也可以实现提取物质增产。王欣[35]通过添加CTAB和SDS辅助超声波法提取EPS,结果表明,较单一超声波法提取量分别提高了76.5%和53.1%。经分析提取物成分发现,EPS组分多糖和蛋白质并未发生明显变化;而从EPS粒径发现,添加表面活性剂后EPS粒径明显减小。这意味着表面活性剂可能仅仅是整体促进了EPS溶出或溶解过程,而提高了EPS产量[35]。不同种类表面活性剂的提高效果不同,这表明表面活性剂因自身结构不同亦会产生独特的增产机理,如CTAB自身线性烃链形成胶束,通过互溶原理能加速EPS释放[36]

  • 1)新冠疫情强化了人们的卫生习惯,同时也造成污水处理厂进水中表面活性剂含量升高(10~30 mg·L−1)。表面活性剂对污水生物处理过程的影响贯穿始终,在低浓度时可以作为碳源被降解,而在高浓度时会影响曝气,进而影响脱氮除磷效果。

    2)表面活性剂在生物处理过程会降低氧传质、破坏污泥絮体结构以及影响脱氮除磷微生物活性与丰度,其负面影响不容小觑。尽管一些常规方法,理论上可以以预处理方式去除表面活性剂,如物理吸附法、混凝法,化学微电解法、催化氧化法等,但对已有污水处理工艺来说似乎是纸上谈兵。现实中,恐怕只有通过适当调整运行参数(加大曝气与回流量等)短时予以应对,尚无长远之计。因此,需要就此开展相应的研究。

    3)表面活性剂仅约1%会随出水流出,而有10%~20%进入剩余污泥。然而,进入污泥的表面活性剂对污泥处理、处置似乎有正面影响,这主要是因为它们能够对污泥絮体脱水、解体与增溶产生正面效果。除提高污泥脱水效率外,表面活性剂亦可促进厌氧消化水解酸化过程,但对产甲烷过程却有抑制作用。

参考文献 (36)

返回顶部

目录

/

返回文章
返回