微电解-水解酸化-SBBR处理电荷调节剂废水.pdf

微电解 - 水解酸化 - SBBR 处理电荷调节剂废水 李 晔 陈家宏 章 肖兆剑 倪青青 武汉理工大学资源与环境工程学院, 武汉 430070 摘要 针对电荷调节剂生产废水 COD 高, 色度高, 可生化性差的特点, 采用微电解-水解酸化-SBBR 处理工艺进行研 究。实验结果表明 在微电解铁碳比为 1∶ 1. 5, 反应停留时间1 h, 水解酸化水力停留时间为9 h, SBBR 曝气量为 0. 25 L min, 曝气时间8 h, 静沉1. 5 h, 该工艺最终出水各项水质指标能够达到进入市政污水管网的要求。 关键词 电荷调节剂废水; 微电解; 水解酸化; SBBR TREATMENTOF CHARGE REGULATOR WASTEWATER BY FE-C MICROELECTROLYSIS-HYDROLYTIC ACIDIFICATION -SBBR Li Ye Chen Jiahong Zhang Min Xiao Zhaojian Ni Qingqing School of Resource and Environmental Engineering, Wuhan University of Technology , Wuhan 430070, China AbstractAccording to the charge regulator wastewater which features high concentration of COD,high chroma and poor biodegradation, the waste water is pretreated by the process of microelectrolysis -hydrolytic acidification -SBBR.The experimental results show that when the ratio of Fe -C is 1∶ 1. 5, the reaction time is 1h, acid hydrolysis of HRT for 9 h, the reaction conditons of SBBR are quantity of the aeration is 0. 25 L min, time for aeration is 8 h, time for sedimentation is 1. 5 h, the effluent quality can meet the requirements for municipal sewage pipe nets. Keywordscharge regulator wastewater; microelectrolysis; hydrolytic -acidification; SBBR 某公司是一家生产电荷调节剂和专用着色剂的 化工企业 ,其废水来自于重氮偶合 、 铵化 、 络合和洗涤 压滤等工序 ,主要成分为重氮盐 、 偶氮化合物、萘胺、 苯硫脲、 二甲基泊、丙酮以及有机溶剂等。废水 COD 高,成分复杂,色度高, 含微量重金属铬 , 且水质水量 波动较大, 可生化性低, 致使该废水处理难度较大。 该厂原处理工艺为废水经混凝后, 经水解酸化进入厌 氧好氧段 ,处理效果较差 ,产泥量高 ,耐冲击负荷能力 低,处理成本高。本实验通过微电解 -水解酸化 - SBBR 处理该废水 , 出水水质稳定, 耐冲击负荷能力 高,处理效果较好。 1 实验 1. 1 实验水质 该厂由于废水种类较多, 水质波动大 ,因此在处 理工艺前端设置曝气调节池, 将各种废水混合均匀, 以降低水质波动范围 。实验用水取于该厂调节池混 合均匀后的废水 ,其指标见表 1。 表 1 废水水质指标 ρ COD mgL- 1 pH ρ NH3-N mgL- 1 ρ SS mgL - 1 ρ BOD5 ρ COD 5 450～ 7 1204 . 65～ 5 . 2771. 31～ 107. 46161～ 2370. 16～ 0 . 19 1. 2 实验装置与流程 实验 装 置 微 电 解 反 应 柱 尺 寸 100 mm 1 000 mm , 水解酸化反应器尺寸 200 mm 400 mm 有效容积10 L ,SBBR反应器尺寸 150 mm 600 mm 有效容积8 L , 均采用有机玻璃柱制作。高位水槽 和混凝池采用聚乙烯塑料桶有效容积50 L 。 装置主要设备 空压机, 蠕动泵, 增力搅拌器械, 气体流量计 ,液体流量计, 砂心曝气头 。实验流程见 图1。 废水 微电解混凝沉淀 氢氧化钙 水解酸化SBBR 池 图 1 联合工艺处理流程 41 环 境 工 程 2009年 6 月第27 卷第3 期 1. 3 实验方法 调节池废水由高位槽自流进微电解反应柱,出水 进入混凝池, 加 Ca OH 2调节 pH 值 7. 8 左右, 充分 曝气后静置沉淀 ,上清液经蠕动泵进入水解酸化反应 器,出水进入SBBR 反应器。测定各处理阶段的水质 指标 ,确定最佳运行工况 。 2 实验结果与分析 2. 1 微电解 微电解又称内电解, 其基本原理是将铁粉和碳粉 按一定比例混合后 ,当浸没于废水中时 , 构成无数个 微小的原电池。这些原电池发生电化学反应在溶液 中形成电场效应 ,破坏溶液中分散的胶体离子的稳定 性,使其脱稳附聚并沉积下来 。在电极反应中形成的 新生态 H 具有较大的活性 , 能与废水中的许多组分 发生氧化还原作用 ,破坏其发色和助色基团 ,降低色 度,将一些大分子物质分解为小分子物质。新生态的 Fe 2和 Fe3是良好的絮凝剂, 能有效去除废水中的胶 体和杂质 [ 1] 。 影响微电解效果的主要因素为 pH , 铁碳比和反 应停留时间。一般 pH 越低, 微电解的电位差越大, 去除效果越好, 但相应低 pH 的溶出铁量越多。该废 水pH 较低,考虑到成本问题,废水 pH 不在进一步降 低,因此主要考虑铁碳比和反应停留时间。微电解反 应柱内装铁粉填料取自于武汉理工大学金工实习厂, 粒径为 30～ 40 目 ,装填前用 1稀盐酸活化1 h,活性 炭粉粒径 10 ～ 20目 ,装填前用原水浸泡 1 h 以达到吸 附饱和 ,反应柱内添加一定数量的聚乙烯塑料球, 以 防止柱内铁碳板结。 2. 1. 1 微电解铁碳比的确定 将活化后的铁粉和吸附饱和的碳粉分别按体积 比1∶ 1, 1∶ 1. 5, 1∶ 2, 2∶ 1 装柱 , 将废水 ρ COD 为 5 953 mg L ,pH 5. 16 加入反应柱内,停留0. 5 h, 出水 加Ca OH2絮凝后测定上清液 COD, 结果见表 2, 可 知,Fe C 体积比在 1∶ 1. 5 去除效果最佳, 碳粉过多或 过少都会使反应柱内原电池数量不可能达到最大化, 相应的去除效果会降低。 表 2 不同铁碳比时的 COD去除率 Fe C出水 ρ COD mgL- 1COD 去除率 1 ∶ 12 27661. 76 1 ∶ 1. 52 07865. 09 1 ∶ 22 45958. 69 2 ∶ 12 65455. 42 2. 1. 2 微电解停留时间的确定 不同反应停留时间对废水 COD 的去除率见图 2。 在最佳 Fe C 体积比 1∶ 1. 5 的条件下 , 将原废水水样 加入反应柱内, 每隔20 min取样 , 加 Ca OH2絮凝后 测定上清液 COD。由图2 可见随着反应时间的延长, COD去除率逐渐增加。但当反应停留时间超过1 h, COD去除率增长平缓, 趋于稳定在 72左右。这主 要是由于随着反应时间的延长, 反应柱内废水的 pH 升高, 电位差降低 [ 2] ,微电解的去除能力下降。所以 最佳反应停留时间确定为1 h。 图 2 不同反应停留时间对 COD 去除率 2. 1. 3 微电解处理效果 在最佳工况下将微电解出水加 Ca OH 2调节pH 至7. 8 左右 ,充分曝气将溶出的 Fe 2氧化为 Fe3 , 以 Fe OH3絮凝沉淀 [ 3] , 进一步降低 COD, 且絮凝能去 除一部分氨氮, 静沉后的上清液基本无色 。整个预处 理过程中,COD的去除率维持在 67～ 73,氨氮去 除效果在 23～ 26。通过预处理后, 废水的可生 化性得到显著提高, 图 3 为废水经预处理前后对紫 外-可见光吸收光谱图, 原水样在240 nm至340 nm有 较强的吸收峰, 预处理后吸收峰主要出现在190 nm至 220 nm ,可推知原废水中的含苯环和萘环的物质基本 上被破环, 分解为更易生化降解的小分子 [ 4] 。 图 3 预处理前、后出水的紫外-可见吸收光谱 2. 2 水解酸化 2. 2. 1 水解酸化反应器的启动 水解酸化反应器污泥取自于该厂水解酸化反应 池污泥,该污泥活性好, 有机负荷较高 。反应器进水 为微电解絮凝沉淀出水, 添加磷源 , 控制 ρ C ∶ ρ N ∶ ρ P 为 200～ 300 ∶ 5∶ 1。初始启动时, HRT 为 24 h,机械搅拌速度为25 r min, 运行至第 2 周时出现 42 环 境 工 程 2009年 6 月第27 卷第3 期 泥水分离困难, 出水含一些细小污泥, 分析可能是进 水负荷提升过快导致污泥轻微中毒 ,之后缓慢提升进 水负荷 ,逐步加快换水频率 , 降低 HRT 至10 h。运行 7 周后 ,厌氧污泥含量为 1. 63 ～ 1. 87 g L ,SVI 在 85～ 145 mL g ,泥龄12 d, 镜检发现污泥微生物种类丰富, 主要优势菌为杆状菌、球状菌和弧状菌等 ,反应器出 水水质稳定,初步认定反应器启动成功 [ 5] 。 2. 2. 2 水解酸化HRT 的确定 水解酸化为厌氧消化的第一阶段, 复杂有机物在 厌氧菌和兼氧菌胞外酶的作用下, 将难生物降解有机 高分子转化为易生物降解的小分子 ,提高废水的可生 化性 。水力停留时间是影响可生化性提高的最主要 因素之一, 水力停留时间过短, 有机高分子未完全被 转化为易降解的小分子, 停留时间过长 , 则会转入厌 氧反应的下一阶段, 小分子被微生物代谢, COD 有所 降低 ,可生化性不会进一步提高。对于一个间歇的厌 氧消化反应器, 在整个消化过程中废水的 pH 有一定 的变化规律 [ 6] , 在水解酸化阶段 pH 会迅速降低, 在 第二阶段产氢产乙酸阶段 pH 趋于稳定 ,第三阶段产 甲烷段 ,pH 会迅速升高。因此可以通过反应器的 pH 变化来确定 HRT 将反应控制在厌氧消化的第一段。 图 4 为不同水力停留时间废水 pH 值变化情况。由 图4 可见9 h后,反应器内废水 pH 趋于稳定, 因此水 解酸化反应器的水力停留时间确定在9 h 。 图4 不同水力停留时间的pH变化 2. 2. 3 水解酸化的去除效果 在反应器水力停留时间9 h的条件下, 考察水解 酸化反应器正常运行30 d的 COD 去除率 ,见图 5。水 解酸化反应器具有较强的抗冲击负荷能力,由图 5 可 见,在第 11天 , 进水 ρ COD 由 1 793 mg L 提升至 2 203 mg L时,COD 的去除率并没有明显下降,整个考 察期间 COD 的去除率稳定在 28. 19 ～ 38. 37 , 经 水解酸 化后, 废水可生化性进 一步提高 , B C 在 0. 46～ 0. 52。 2. 3 SBBR 2. 3. 1 SBBR反应器的启动 SBBR 是序批式生物膜反应器 sequencing biofilm 图5 运行期间 COD 去除效果 batch reactor 的简称 ,是 SBR的发展。目前在国内该 工艺应用主要集中在高浓度有机废水的处理上,在国 外主要集中在有毒、难降解有机物的处理上 [ 7] 。 实验中 SBBR 填料采用纤维球 ,其具有吸附性能 好、 挂膜快等优点 。SBBR 反应器挂膜活性污泥采用 该厂SBR池 进水 ρ COD 在 700 ～ 850 mg L 污泥 ,进 水为生活废水和水解酸化反应器出水按一定比例的 配水, 恒定曝气量为0. 30 L min, 运行周期为进水 0. 25 h ,曝气10 h,静沉1. 5 h, 排水0. 25 h, 随着挂膜进 行逐渐降低配水中生活废水的量, 提高进水负荷, 3 周后进水完全为水解酸化出水 , ρ COD 提升至 1 240 mg L ,去除率达到 83以上, 纤维球表面覆盖 了一层浅黄褐色的好氧膜 ,通过脱落的表层观察到内 部是黑褐色的兼氧和厌氧微生物组成的膜,同时在膜 表面发现有水蚤等后生动物 [ 8] ,SBBR 反应器挂膜启 动成功。 2. 3. 2 SBBR最佳工况的确定 将水解酸化反应器出水加入 SBBR 反应器 ,分别 调节曝气量为 0. 15,0. 25, 0. 35 min L ,曝气10 h, 每隔 1 h取水样测定其 COD 去除率, 结果如图 6 所示。在 曝气10 h后, 曝气量为0. 25 min L时 COD 去除率最高, 达到 86. 79。曝气量为0. 15 min L时 COD 去除率最 低,这主要是曝气量过低导致反应过程中溶解氧不 足,影响了微生物利用有机物的正常生理代谢 。曝气 量为0. 35 min L时其去除效果反而不如0. 25 min L时, 是因为过大的曝气量增强了气体与填料表面生物膜 面的剪切力, 导致膜面微生物絮状体不易附着易脱 落,另外 DO 过高, 膜面微生物则会进入自生氧化阶 段,并且在静沉阶段废水中还会保持一定的溶解氧浓 度,不利于反硝化过程的进行 [ 9] 。因此 SBBR反应器 的曝气量以0. 25 min L最佳 ,在此条件下, 曝气时间超 过8 h后 ,COD 去除率未有明显程度上的提升, 考虑到 运行成本, 以曝气时间8 h为宜 。 2. 3. 3 SBBR的去除效果 SBBR在曝气量0. 25 min L时, 进水0. 25 h, 曝气 43 环 境 工 程 2009年 6 月第27 卷第3 期 图 6 曝气量和曝气时间对 COD 去除率的影响 8 h,静沉1. 5 h, 排水0. 25 h的运行周期下 ,考察了30 d 的运行效果,见图7。由图 7 可见 ,SBBR进水ρ COD 1 164 ～ 1 476 mg L, COD 去除率稳定在 85. 95～ 91. 51,出水 ρ COD 180 mg L 。另外 SBBR 对废 水中氨氮的去除效果也比较好 , 水解酸化反应器与 SBBR池组合成 A -O -A 运行工艺, 氨氮去除率在 83以上 , 出水氨氮含量 14 mg L 。整个处理工艺 出水水质达到进入市政污水管网的要求 。 图7 运行期间 COD 去除效果 3 结论与建议 1 实验结果表明微电解 - 水解酸化 - SBBR联合 工艺对此废水处理效果较好, 在最佳工况下 COD 去 除率达97. 33, 氨氮去除率达 86. 98, 有较强的抗 冲击负荷能力。 2 微电解预处理效果较好, 为了保持其良好的去 除率 ,微电解反应柱运行每隔3 d需用6 的稀硫酸再 生1 h, 以防填料表面钝化 , 并补充溶出的铁, 确保合 适的铁碳比 ,每隔 1周需重新将填料装柱 ,以防板结。 因此如何防止铁碳板结, 简化操作将是今后微电解急 需解决的问题。 3 该厂废水水质波动较大, 在实际运行如遇到水 质极为恶劣时,可将SBBR出水回流至工艺前端进行 稀释 ,缓解废水对处理系统的冲击。 参考文献 [ 1] 缪旭光, 郭中权, 周如禄. 铁炭微电解-ClO2催化氧化处理酮 康唑废水[ J] . 环境污染治理技术与设备, 2004, 5 4 76-79. 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Journal of Hazardous Mat- erials, 2007, 144 108 -117. 作者通信处 李晔 430070 武汉市 武汉理工大学资源与环境学院 E -mail john18356 163. com 2008- 09-16 收稿 上接第 40页 用于医院污水处理工程的 。本工程运行后,可免缴大 量的排污费 ,树立起保护环境的良好形象 ,具有显著 的经济、 环境和社会效益 。 另外 ,本工程设计方案也存在不足的地方 ,比如 污水处理中产生的污泥的处置问题 ,在以后的设计中 将采取更有效的处理措施 。 参考文献 [ 1] 张自杰. 排水工程下册[ M] . 四版. 北京 中国建筑工业出版社, 2000 318 -321. [ 2] 高俊发. 污水处理厂工艺设计手册[ M] . 北京 化学工业出版社, 2003 169 -179. [ 3] 王荣斌, 李军, 张宁, 等. 污水生物除磷技术研究进展[ J] . 环境工 程,2007, 25 1 84 -88. 作者通信处 方晓莉 250014 山东省济南市经十路 38 号 海蓝德大 厦七楼 山东圣杰能源环境工程有限公司 E -mail fang-xl2004sina . com 2008- 09-16 收稿 44 环 境 工 程 2009年 6 月第27 卷第3 期