焦化廢水是一種難降解的有機工業(yè)廢水,開發(fā)高效的處理技術(shù)一直都是工業(yè)廢水治理領(lǐng)域的研究熱點。生物處理技術(shù)效率高、投資少,是目前研究和應(yīng)用最多的焦化廢水處理技術(shù)。其中,A/ O2 、A2 / O、A/ O等生物處理工藝在實際工業(yè)企業(yè)中應(yīng)用最為廣泛,但仍存在出水水質(zhì)穩(wěn)定性較差,污染物處理效果不佳等問題。
隨著膜技術(shù)的發(fā)展和日益增加的工業(yè)廢水治理壓力,膜生物反應(yīng)器(membrane bioreactor,MBR)逐漸被應(yīng)用于工業(yè)廢水的生物處理過程 。少數(shù)研究開始關(guān)注膜技術(shù)在焦化廢水好氧處理中的應(yīng)用 ,但出水COD 處理效果不理想,常需輔以物理和化學(xué)三級處理或更為復(fù)雜的深度處理以達(dá)到排水要求。
厭氧生物處理技術(shù)是處理有機廢水的有效手段,具有投資省、能耗低、可回收利用沼氣能源、負(fù)荷高、產(chǎn)泥少和耐沖擊負(fù)荷等優(yōu)點 ,但需保持較高的污泥濃度、較短的水力停留時間和較長的污泥齡。鑒于膜技術(shù)的獨特優(yōu)勢,將其與厭氧工藝結(jié)合能有效克服后者的不足。近年來厭氧膜生物反應(yīng)器(anaerobicmembrane bioreactor,AnMBR)在國內(nèi)外高濃度有機廢水處理的研究和應(yīng)用中越來越廣泛,包括食品工業(yè)廢水、紙漿造紙工業(yè)廢水 、印染廢水 和石化廢水等均有文獻報道。
本研究構(gòu)建了一套厭氧膜生物反應(yīng)器/ 缺氧/ 好氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR/ A/ OMBR)的焦化廢水處理工藝,研究了運行參數(shù)對AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)運行效果的影響,并在最佳運行條件下考察系統(tǒng)長期穩(wěn)定運行過程中主要污染物的去除效果。
1 實驗部分
1. 1 實驗裝置與工藝流程
實驗室構(gòu)建的AnMBR/ A/ OMBR 焦化廢水處理系統(tǒng)由厭氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR,V = 4. 9 L)、缺氧反應(yīng)器(A,V = 4. 5 L)和好氧膜生物反應(yīng)器(OMBR,V = 9 L)串聯(lián)組成,處理系統(tǒng)的實驗裝置如圖1 所示。
各個反應(yīng)器均由有機玻璃材料制成。AnMBR 由厭氧反應(yīng)器、外置錯流式膜池組成,二者通過外置循環(huán)泵連接,厭氧反應(yīng)器外設(shè)水浴保溫層,保持反應(yīng)器內(nèi)部溫度恒定在37 ℃ 左右;A 反應(yīng)器為親水軟性填料為載體的上流式缺氧反應(yīng)器;OMBR 為內(nèi)置膜組件的好氧反應(yīng)器。該系統(tǒng)中的膜組件為帶內(nèi)襯的聚偏氟乙烯(PVDF)復(fù)合中空纖維,膜過濾孔徑0. 02 μm,實驗過程中最大膜通量為3. 24 L·(m2 ·h) - 1 ,OMBR 底部曝氣。
進水從水箱經(jīng)蠕動泵泵入AnMBR,通過循環(huán)泵在膜池與AnMBR 之間循環(huán),保證活性污泥充分混合的同時在膜表面形成剪切錯流。AnMBR 出水經(jīng)蠕動泵抽出并泵入A 反應(yīng)器,之后在重力作用下自流進入OMBR,依靠底部曝氣攪動水流使其充分混合。OMBR 出水由蠕動泵抽出后,按回流比2 ∶ 1 回流至A 反應(yīng)器,以實現(xiàn)處理系統(tǒng)的反硝化脫氮。
1. 2 實驗水質(zhì)與接種污泥
實驗用水為某焦化廠的焦化廢水處理系統(tǒng)的調(diào)節(jié)池出水,該廢水經(jīng)過蒸氨脫氰、浮選除油等預(yù)處理,其水質(zhì)情況如表1 所示。廢水取回后用硫酸調(diào)pH 至3 ~ 4 并密封保存,使用前用NaOH 調(diào)節(jié)pH 至7. 0 ~8. 0。
表1 某焦化廠的焦化廢水調(diào)節(jié)池出水水質(zhì)
實驗所用接種污泥取自該焦化廢水處理廠處理系統(tǒng)的好氧池。AnMBR 污泥經(jīng)過約3 個月的間歇進水馴化后進行后續(xù)研究。AnMBR、A 和OMBR 的污泥濃度(MLSS)分別為15、10 和4 g·L - 1 。
1. 3 實驗條件
AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)經(jīng)過AnMBR 啟動馴化、參數(shù)優(yōu)化及穩(wěn)定運行3 個階段。AnMBR 啟動馴化階段歷時94 d,后進入?yún)?shù)優(yōu)化階段(95 ~ 320 d),考察不同總HRT、TP 濃度和pH 對污染物去除效果的影響,之后在最優(yōu)運行工況下,進入穩(wěn)定運行階段并長期運行。
AnMBR、A 和OMBR 中的溶解氧(DO)濃度分別控制在0. 01 ~ 0. 2、0. 1 ~ 0. 5 和4. 0 ~ 6. 0 mg·L - 1 ,除AnMBR(溫度恒定37 ℃ 左右)其余反應(yīng)器均在室溫(25 ~ 33 ℃ )下運行。OMBR 的pH 由Na2 CO3 溶液調(diào)節(jié)控制。該系統(tǒng)以不排泥的方式運行,僅在膜清洗時有少量污泥流失。膜污染是膜生物反應(yīng)器運行中需要關(guān)注的重要問題,但本研究重點關(guān)注系統(tǒng)的運行效果,不把膜污染作為研究重點。實驗過程中膜污染形成后,根據(jù)污染情況不定期采用在線清洗、離線自來水清洗和離線化學(xué)清洗(10% NaClO 溶液清洗)3 種方式進行膜清洗。所述的在線清洗的頻率為每周一次,離線自來水清洗和化學(xué)清洗的頻率為每月一次。
取AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)進水和各級出水進行常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)測定:COD 采用微回流比色法測定(Hach DR890,USA),氨氮(NH3 -N)采用納氏試劑光度法測定,總氮(TN)采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法測定�？傆袡C碳(TOC)采用島津TOC 分析儀(Shimadzu TOV-VCPH Japan)測定。穩(wěn)定運行期間,取系統(tǒng)各級出水進行三維熒光光譜掃描(Hitachi F-7000 熒光光譜分析儀)。
2 結(jié)果與討論
2. 1 啟動運行
AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)分兩步進行啟動,首先啟動運行AnMBR,AnMBR 在間歇進水、絕對厭氧的條件下進行厭氧污泥馴化,95 d 開始連續(xù)進水運行,160 d 開始啟動整套系統(tǒng)。從馴化階段開始污染物的去除效果如圖2 所示。
AnMBR 間歇進水期間,保持進水的COD 較低,污泥經(jīng)歷由好氧向厭氧馴化的過程,出水COD 和TOC 平均濃度略高于進水。由于采用間歇進水的方式以及在馴化過程中微生物群落的更替,出水NH3 -N 和TN 濃度均高于進水。
從95 d 開始連續(xù)進水,保持AnMBR 的HRT 為49 h 并提高進水負(fù)荷,進出水COD 和TOC 平均濃度分別為1 482 mg·L - 1 、1 106 mg·L - 1 和330. 2 mg·L - 1 、240. 9 mg · L - 1 , 去除率分別達(dá)到20. 3% 和26. 5% 。因此,AnMBR 中的污泥在厭氧條件下已開始降解有機物,說明接種的好氧污泥向厭氧污泥的啟動馴化過程已基本完成。由于AnMBR 不具備脫氮作用,進出水NH3 -N 和TN 濃度幾乎相等。在相同的流速下,從160 d 開始啟動AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng),保持總HRT 為184 h。10 d 后,系統(tǒng)出水COD 和TOC 逐漸下降到較低的值,說明整套處理系統(tǒng)的啟動馴化已完成。
2. 2 運行參數(shù)優(yōu)化
通過研究COD、NH3 -N 和TN 的去除效率,綜合評價HRT 和有機去除負(fù)荷、TP 濃度和pH 對運行效果的影響。
2. 2. 1 HRT
通過改變進水流速控制處理系統(tǒng)的總HRT 為122. 7、92、80、73. 6、61. 3 和52. 5 h,考察總HRT 對有機物去除效果和HRT 對各級有機負(fù)荷的影響,結(jié)果分別如圖3 和圖4 所示。
由圖3 可知,總HRT 對COD 的去除有一定的影響,AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)出水的平均COD 值隨總HRT 的縮短而升高�？侶RT 為122. 7 和92 h 時,出水平均COD 分別為242 和238 mg·L - 1 ,去除率分別為87. 3% 和87. 0% 。當(dāng)總HRT 由83 h 縮短至52. 6 h 時,出水平均COD 由224 mg·L - 1 升高至267mg·L - 1 ,去除率從87. 8% 下降至85. 7% 。
由圖4 可知,AnMBR 的容積負(fù)荷和污泥負(fù)荷隨著HRT 的縮短而升高。隨著總HRT 由122 h縮短至61. 3 h,AnMBR 的單級HRT 由32. 7 h 縮短至16. 3 h,有機去除負(fù)荷( OLR) 和污泥去除負(fù)荷分別從0. 198 和0. 013 kg COD · ( kg MLSS ·d) - 1 升高至最大,分別為0. 458 和0. 032 kg COD·(kg MLSS·d) - 1 。
當(dāng)總HRT 繼續(xù)縮短至52. 6 h,AnMBR 的單級HRT 縮短至14 h,OLR 和污泥去除負(fù)荷均下降。而A和OMBR 的OLR 和污泥去除負(fù)荷隨著單級HRT 的縮短而升高。
HRT 是廢水處理系統(tǒng)最重要的設(shè)計和運行參數(shù),直接影響污泥微生物降解污染物的效果,一定程度上延長HRT 可以提高污染物的降解率。但適當(dāng)縮短HRT 能夠充分利用污泥的微生物生物活性,提高其有機負(fù)荷和污泥去除負(fù)荷。在保證系統(tǒng)處理效率的前提下,綜合考慮有機污染物的去除效果,同時使An-MBR 單級去除負(fù)荷達(dá)到最大,確定處理系統(tǒng)總HRT 為61. 3 h,AnMBR、A、OMBR 各處理單元的單級HRT分別為16. 3、15 和30 h。
2. 2. 2 TP 濃度
通過向進水中投加磷酸,考察TP 濃度對脫氮效果的影響,結(jié)果如圖5 所示。結(jié)果表明,當(dāng)進水TP濃度較高時(大于8 mg·L - 1 ),缺氧和OMBR 出水的NH3 -N 和TN 在一定時間后開始下降。此后降低進水TP 濃度,當(dāng)?shù)陀? mg·L - 1 時NH3 -N 和TN 開始升高。第250 天保持進水TP 濃度為2 mg·L - 1 左右,第320 天開始出水NH3 -N 和TN 開始下降并逐漸穩(wěn)定。焦化廢水原水中TP 濃度低于0. 5 mg·L - 1 ,進水中投加適量的磷源能滿足微生物的生長需求并促進脫氮過程。
2. 2. 3 pH
焦化廢水含有高濃度含氮有機物,好氧硝化過程會消耗大量堿度,而且缺氧反硝化過程產(chǎn)生的堿度不足以補充,因而需向OMBR 中添加堿度。ZHAO等采用A2 / O-MBR 處理焦化廢水,控制MBR 的pH 為7. 0 ~ 7. 2, 出水平均NH3 -N 為(0. 8 ± 0. 9)mg·L - 1 ,去除率為(99. 4 ± 0. 3)% 。朱小彪等 采用A1 / A2 / ZB-MBR 處理焦化廢水,通過調(diào)節(jié)MBR 的pH 為7. 0 ~ 8. 5 并在MBR 中添加沸石,出水平均NH3 -N 為(5. 6 ± 4. 1)mg·L - 1 。
通過控制OMBR 的pH,考察pH 對脫氮效果的影響,結(jié)果如圖5 所示。系統(tǒng)從第300 天開始進行脫氮過程,但此時OMBR 的pH 低于7. 3,通過TN 和NH3 -N 濃度可以看出僅一天后脫氮效果即開始減弱�？刂苝H≈7. 5 后,第320 天重新開始脫氮過程。第335 天開始OMBR 的pH 高于7. 7,系統(tǒng)脫氮效果減弱�？刂苝H≈7. 5 后,脫氮效果逐漸恢復(fù)并于第345 天后穩(wěn)定。實驗發(fā)現(xiàn),系統(tǒng)出水NH3 -N 濃度受pH 的影響非常大,只有當(dāng)pH 既能滿足好氧硝化細(xì)菌的最佳生長pH 范圍,又能提供硝化過程足夠的堿度,NH3 -N 的去除率才能達(dá)到理想值( > 95% )。因此,本研究將MBR 的pH 控制為(7. 5 ± 0. 2)能較好地保證出水NH3 -N 和TN 的去除率和穩(wěn)定性。
根據(jù)以上工藝運行特性,綜合考慮AnMBR/ A/OMBR 系統(tǒng)對COD、NH3 -N 和TN 的去除效果,確定系統(tǒng)的最佳運行參數(shù):總HRT 為61. 3 h,進水TP 濃度為(2. 3 ± 0. 3)mg·L - 1 ,控制OMBR 的pH 為(7. 5± 0. 2)。
2. 3 最佳工況系統(tǒng)運行效果
2. 3. 1 主要污染物去除效果
保持AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)在上述最優(yōu)運行參數(shù)下穩(wěn)定運行80 d,考察系統(tǒng)連續(xù)運行階段各反應(yīng)器出水COD、TOC、NH3 -N 和TN 的濃度變化如圖6所示。
由圖6 可知,進水COD、TOC、NH3 -N 和TN 的平均濃度分別為(1 790 ± 17)mg·L - 1 、(447. 3 ± 9. 1)mg·L - 1 、(107. 3 ± 5. 2)mg·L - 1 和(221. 9 ± 5. 6)mg·L - 1 ,系統(tǒng)出水的各污染物濃度均較穩(wěn)定,平均濃度分別為(254 ± 76) mg·L - 1 、(53. 8 ± 3. 2) mg·L - 1 、(3. 9 ± 1. 1) mg·L - 1 和(70. 0 ± 8. 8) mg·L - 1 ,總?cè)コ史謩e為(85. 7 ± 0. 9)% 、(88. 0 ± 0. 7)% 、(96. 4 ± 1. 1)% 和(68. 5 ± 3. 7)% 。目前系統(tǒng)出水水質(zhì)仍未達(dá)到《煉焦化學(xué)工業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 16171-2012)的要求,需要在生物處理的基礎(chǔ)上增加強化處理單元以達(dá)到排放要求。
AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)各反應(yīng)器的單級處理率如表2 所示。由于膜對微生物的截留作用,穩(wěn)定運行期間AnMBR 中活性污泥濃度較高(約為(15. 3 ± 1. 7)g·L - 1 ),對COD 和TOC 的去除率分別達(dá)到15% 和17% 。AnMBR 出水NH3 -N 濃度高于進水,說明含氮有機物在AnMBR 中釋放NH3 -N。缺氧反應(yīng)器對各污染物降解的貢獻最大,去除率均大于50% 。OMBR 對NH3 -N 的去除率最大,達(dá)到40% 以上。
2. 3. 2 溶解性有機污染物去除效果
處理系統(tǒng)各級出水的三維熒光光譜圖如圖7 所示,各級出水均稀釋2 000 倍,譜圖采用相同的比例尺。CHEN 等 將三維熒光光譜圖劃分為5 個區(qū):Ⅰ ~ Ⅴ區(qū)分別代表第一類芳香族蛋白類似物、第二類芳香族蛋白類似物、類腐殖酸、溶解性微生物副產(chǎn)物類似物和類富里酸。從圖7 可以看出,進水的熒光峰主要存在于Ⅰ、Ⅱ、Ⅳ區(qū),與相關(guān)研究報道類似。
各級出水的熒光峰數(shù)量和主要熒光峰的強度變化如表3 所示。由統(tǒng)計結(jié)果看出,從進水到AnMBR出水,熒光峰數(shù)從58 減少到56,主要熒光峰強度下降15% 左右,與此級的COD 去除率大致相等,而熒光峰熒光強度的總和(ΣFI)增幅較小,可能與此級的COD 降解率較高有關(guān)。經(jīng)過A 和OMBR 處理,OMBR出水的熒光峰數(shù)明顯增加但ΣFI 大幅下降,可能與有機污染物經(jīng)過系統(tǒng)處理后被降解成更多的小分子物質(zhì)有關(guān)。此外,OMBR 出水Ⅰ、Ⅳ區(qū)的主要熒光峰強度均大幅下降為進水的17% 和21% ,而Ⅱ區(qū)的主要熒光峰強度仍為進水的57. 5% ,是OMBR 出水中強度最高的熒光峰。
表3 各級出水的熒光峰數(shù)量和強度變化
通過積分各區(qū)的熒光強度,計算得到各樣品五區(qū)有機物的相對含量,乘以各樣品TOC 濃度得到其絕對含量,如圖8 所示。結(jié)果表明,進水中Ⅰ、Ⅱ區(qū)的芳香族蛋白質(zhì)類似物和Ⅳ區(qū)溶解性微生物副產(chǎn)物的總和所占比例達(dá)88. 5% ,系統(tǒng)處理出水中Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物占40% ,表明Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物較難降解,與相關(guān)研究報道相符。具體參見污水寶商城資料或http://www.yiban123.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
1)綜合焦化廢水的處理效果和運行效率,An-MBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)的最佳運行條件為:總HRT 為61. 3 h, AnMBR、A 和OMBR 單級的HRT 分別為16. 3、15 和30 h,進水TP 濃度為(2. 3 ± 0. 3) mg·L - 1 ,OMBR 的pH 為(7. 5 ± 0. 2)、DO 為4 ~ 6 mg·L - 1 ,回流比為2 ∶ 1。進水COD、TOC、NH3 -N 和TN的平均濃度分別為(1 790 ± 17) mg·L - 1 、(447. 3 ±9. 1) mg·L - 1 、(107. 3 ± 5. 2) mg·L - 1 、(221. 9 ±5. 6) mg·L - 1 ,在最優(yōu)運行條件下出水的平均去除率分別為(85. 7 ± 0. 9)% 、(88. 0 ± 0. 7)% 、(96. 4 ±1. 1)% 和(68. 5 ± 3. 7)% 。
2)進水添加磷源并控制TP 濃度為(2. 3 ± 0. 3)mg·L - 1 ,能滿足微生物的生長需求并促進脫氮過程。同時保持OMBR 的pH 為(7. 5 ± 0. 2)能較好地保證AnMBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)出水NH3 -N 的去除率和穩(wěn)定性。
3)進水中Ⅰ、Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物和Ⅳ區(qū)溶解性微生物副產(chǎn)物的總和所占比例達(dá)88. 5% ,An-MBR/ A/ OMBR 系統(tǒng)出水中Ⅱ區(qū)芳香族蛋白質(zhì)類似物含量最高,相對較難降解。
