2019, Vol. 39
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2. 陕西陆环环保工程有限公司, 西安 710002;
3. 石狮市蓝灵顿印染有限公司, 泉州 362700
2. Shaanxi Luhuan Environmental Engineering Co. Ltd., Xi'an 710002;
3. Shishi Lanlingdun Printing and Dyeing Co. Ltd., Quanzhou 362700
纺织印染行业是我国的优势支柱行业之一, 长期以来在我国国计民生中发挥着极为重要的作用.然而该行业不仅耗水量大、废水产量高, 且废水污染物成分复杂、可生化性较差, 是我国目前典型的难降解工业废水之一(温沁雪等, 2015).近年来, 随着印染工艺的不断改进及新型难生物降解染料、助剂及整理剂的大量应用, 使得我国印染生产过程中排放的废水污染物成分越来越复杂, 处理难度也大大增加.
目前, 国内常用的印染废水好氧生化+物化处理工艺会产生大量的剩余污泥.印染污泥主要由具有活性或死亡的微生物和被吸附的有机物、无机物组成(杨波等, 2006), 含有硝基和氨基化合物及铜、铬、锌、砷等对环境危害极大重金属元素.2018年8月, 浙江省柯桥区出台了印染行业废水限排、污泥“消库清量”实施方案, 这是国内首次将污泥“消库清量”与印染废水限排挂钩, 硬性要求当地印染企业临时限排污泥15%~30%.目前, 印染污泥的有效处理已经成为制约印染企业可持续发展的“拦路虎”.
针对上述剩余污泥产量大的难题, 国内外学者开展了多项污泥减量技术研究.例如, 有以厌氧消化、衰减、污泥溶胞、好氧氧化、微生物隐性生长、生物捕食作用及解偶联生长等理论为基础的厌氧、好氧处理技术(冯权等, 2004；王利娜等, 2016).厌氧生物处理工艺对有机物的处理效率高, 且具有明显的污泥减量效果, 是工业规模废水处理的首选工艺之一.其中, 上流式厌氧污泥床反应器(Up-Flow Anaerobic Sludge Bed Reactor, 简称UASB)被广泛应用于印染、制药、化工和食品等行业高浓度有机废水的处理(Ferraz et al., 2011；王学华等, 2016；Haider et al., 2018).然而, 工程实践中UASB颗粒污泥的培养和驯化历时较长, 有时长达一年之久, 这是限制其工程应用的主要技术难题(刘永红等, 2010).移动床膜生物反应器(Moving-Bed Biofilm Reactor, 简称MBBR)是一种近年来迅速发展的新型高效生物膜废水处理技术, 该技术兼有好氧和缺氧两种处理方式, 对脱氮和污泥减量化具有明显效果, 已被广泛应用于各种工业废水处理中(Gong, 2016；Song et al., 2019).MBBR技术目前的发展趋势是研发出一种比重接近于水、流化性能好、易生物负载的填料, 通过有效的挂膜方式使其快速启动运行.
基于以上我国当前印染废水处理面临的严峻挑战与处理技术现状, 本文以泉州市某印染厂实际废水为研究对象, 采用以AMC(Anaerobic Microorganism Carrier)载体为厌氧微生物固定化载体的AMC/UASB反应器, 与以PBG(Porous Bio-gel)载体为好氧微生物生长场所的SCMBBR(Soft carrier MBBR)反应器结合, 重点考察该工艺对实际印染废水的处理效果, 以期为相关工程实践提供参考.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 试验装置及工艺流程中试装置：AMC/UASB-SCMBBR工艺试验装置由调节罐、AMC/UASB反应器、SCMBBR反应器和沉淀池组成, 其流程图如图 1所示.其中, 调节罐(5 m3)用以调节原水pH和进行初步的水解酸化(停留24 h)；圆柱形AMC/UASB反应器底面直径0.9 m, 高3 m, 有效容积为1.72 m3；SCMBBR反应器设计为2个相同串联四方形的反应器, 每个池子长、宽均为0.8 m, 高为1.5 m, 有效容积为0.7 m3；沉淀池容积为0.5 m3.
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| 图 1 AMC/UASB-SCMBBR工艺流程示意图 Fig. 1 Diagram of the AMC/UASB-SCMBBR process |
工艺流程：厂内实际混合印染废水通过泵提升到调节罐中, 将原水pH调节至7~8, 并搅拌使水质混合均匀.废水经调节罐后, 利用泵首先进入AMC/UASB反应器, 继而进入SCMBBR好氧反应器进行处理；废水最后进入二沉池排出系统, 同时部分污泥回流至厌氧、好氧反应器.
2.2 试验水质与接种污泥试验用水：泉州市某印染厂的实际废水, COD为800~1800 mg·L-1, 氨氮浓度为20~50 mg·L-1, pH为8~14, 日产水量为200~1800 m3.由于生产车间经常更换生产产品牌号及变化生产量, 导致废水COD、氨氮和pH波动大, 水质变化较大.该厂各工艺出水水质如表 1所示.
| 表 1 印染废水水质 Table 1 Characteristics of printing and dyeing wastewater |
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接种污泥：AMC/UASB反应器接种污泥取自某市政污水处理厂的厌氧污泥, 接种后反应器内污泥浓度为7.0 g·L-1；SCMBBR反应器接种污泥取自某印染废水处理厂的好氧污泥, 接种后反应器内污泥浓度为10.7 g·L-1.在系统启动阶段投加工业葡萄糖、铵盐和磷酸盐等营养物质以加快其启动过程.
2.3 试验材料AMC生物载体是一种具有多孔结构的有机高分子-无机复合材料, 大小为4 mm左右, 亲水性良好, 比重略大于水, 内部孔隙大小为5~10 μm, 通体呈鳞片状及通孔状结构, 该结构及特性与颗粒污泥较为相似, 有利于厌氧微生物在其表面的附着生长.
PBG聚氨酯类载体是一种吸水性能极好的多孔凝胶材料, 其内部为多孔墙体结构, 吸水膨胀后变成规格为(10±1) mm的正方体, 比表面积大于4000 m2·m-3, 亲水性极强, 该载体吸水膨胀后比重接近于水, 孔隙率为98%.
2.4 试验方法该工艺在当地平均气温28 ℃条件下进行, 设计处理量为5 m3·d-1.试验中AMC/UASB反应器添加15%AMC载体, SCMBBR反应器添加30%PBG载体, 同时加装污泥, 且沉淀池污泥定期回流.
整个中试试验过程持续运行4个月, 共分为3个阶段：阶段Ⅰ, 采用配水和实际印染废水按比例混合进水；阶段Ⅱ, 进水为100%实际印染废水, 驯化污泥；阶段Ⅲ, 根据处理效果缓慢提升负荷, 稳定运行.
2.5 分析项目及检测方法试验进出水的常规水质指标：化学需氧量(COD)采用快速消解分光光度法(HJ 399—2007)测定, 氨氮(NH4-N)采用纳氏试剂分光光度法(HJ 535—2009)测定, pH采用PHS-3C型便携式pH计测定, VFA采用硫酸法(Q/YZJ10-03-02- 2000)测定, 溶解氧(DO)使用JPB-607A便携式溶解氧仪测定, SS及色度分别采用105 ℃烘干法和稀释倍数法测定(国家环境保护总局, 2002), 微生物相使用XSP-2CA型光学显微镜观察.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 AMC/UASB-SCMBBR组合工艺废水的处理效果 3.1.1 整体工艺对COD的去除效果印染废水浓度高、毒性大、可生化性差, 且印染废水中含有大量的难降解有机物.本研究采用AMC/UASB反应器对前处理废水中的有机物进行厌氧降解, 以达到降解去除废水中有机物及提高废水可生化性的目的.图 2为该工艺中AMC/UASB反应器和SCMBBR反应器对印染废水中COD的去除效果.经过30 d的驯化过程, AMC/UASB反应器出现明显的产气现象, 且废水经AMC/UASB反应器处理后B/C从0.22提高到0.51, SCMBBR反应器中载体挂膜成功, 处理效果明显, 说明该工艺基本启动成功.
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| 图 2 AMC/UASB反应器(a)和SCMBBR反应器(b)对COD的处理效果 Fig. 2 Treatment results of COD in AMC/UASB(a) and SCMBBR(b) |
由图 2可知, 启动阶段包括阶段Ⅰ和阶段Ⅱ, AMC/UASB反应器和SCMBBR反应器在启动期间COD的去除效果先由低升高, 再由高降低, 最后缓慢升高至平稳阶段.其中, 最初阶段对COD没有去除效果, 主要是由于第7 d时, 系统进水全部为实际印染废水, 接种市政污泥受到高毒性的印染废水的冲击.另一方面, 絮状污泥随着出水有一定的流出现象, 其中的胞外大分子及胶状可溶性物质导致出水COD上升；在启动结束时, AMC/UASB和SCMBBR反应器对COD的去除率分别达到22%和50%, 同时现场观察发现, AMC/UASB反应器上部出现大量气泡, AMC载体与PBG载体内部和外部附着了大量污泥.
运行阶段为阶段Ⅲ, 实际进水COD为800~1800 mg·L-1, 经AMC/UASB反应器处理后, COD去除率基本维持在30%左右.SCMBBR反应器出水COD为200 mg·L-1左右, 对COD的去除率为60%~70%.主要是由于经过AMC/UASB反应器厌氧处理后, 有效地降解了部分大分子有机物, 提高了废水的可生化性, 为SCMBBR好氧反应器的处理提供了有利条件, 后续SCMBBR反应器是处理COD的主要单元.导致这一情况的原因是好氧过程可有效降解厌氧过程中分解产生的小分子有机物、挥发性脂肪酸(VFAs)及染料降解产生的芳香胺类化合物等, 因此, 好氧处理过程的效果明显高于厌氧处理过程(Baêta et al., 2015).稳定运行期间AMC/UASB-SCMBBR整个工艺中对废水COD的去除率达到78%左右.
3.1.2 整体工艺对氨氮的去除效果图 3为该工艺中AMC/UASB反应器和SCMBBR反应器对印染废水中氨氮的去除效果.由图 3可知, 启动阶段, AMC/UASB反应器出水氨氮浓度有所增加, 氨氮浓度呈现先由低升高, 再由高降低, 最后缓慢上升的趋势, AMC/UASB反应器整体出水氨氮浓度明显高于进水；而前期SCMBBR反应器对氨氮的处理效果不稳定, 在第40 d时处理效果才趋于稳定.导致这一现象的原因可能是由于厌氧反应器接种的市政污泥内存在厌氧氨化细菌, 能将有机氮转化成氨氮(杜昱等, 2016), 同时由于硝化反硝化细菌与其它微生物相比生长更加缓慢, 从而导致时间滞后.
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| 图 3 AMC/UASB反应器和SCMBBR反应器对氨氮的处理效果 Fig. 3 Ammonia nitrogen removal in AMC/UASB-SCMBBR |
在运行阶段, AMC/UASB反应器进水氨氮浓度为10~20 mg·L-1, 出水浓度为15~30 mg·L-1, 经AMC/UASB反应器处理后出水氨氮浓度明显增加.从氨氮浓度增加程度来看, 厌氧反应器内氨化细菌活性呈增长趋势, 厌氧系统内的微生物相互形成了稳定的生态圈, 氨化细菌的增加也从侧面反映出厌氧反应器内菌群生物整体活跃程度的增加.
由图 3可知, SCMBBR反应器进水氨氮浓度为18~25 mg·L-1, 出水浓度降至3.4 mg·L-1左右, 氨氮平均去除率达到80%左右.这主要是由于PBG聚氨酯生物载体自身的特性, 挂膜成功后PBG的好氧载体形成了一个外部好氧、内部缺氧的微生态系统, 为同步硝化和反硝化反应提供了有利条件, 同时在好氧环境中, 存在的硝酸盐/亚硝酸盐氧化菌能以氨氮为营养源, 消化代谢上一环节中产生的大量氨氮(郭劲松等, 2006).
氮在生物系统中的循环涉及到厌氧的氨氧化菌、好氧的硝酸盐氧化菌及厌氧的反硝化菌等多种微生物的协同作用.本试验结果表明, 该联合工艺非常有利于印染废水中氨氮的去除, 其在SCMBBR中投加PBG载体, 将好氧与缺氧一体化于同一反应进程, 大大强化了各微生物的协同代谢作用.
3.1.3 对色度的去除效果本实验采用AMC/UASB和SCMBBR生物工艺处理印染废水, 由于不同时段该印染厂所用染色剂和生产工艺不同, 从而导致进水色度也有较大的变化(基本在1000~2000倍左右), 本文利用稀释倍数法测定了各工序的水质色度, 发现整体工艺对色度的去除率达到65%.
其中, 色度的去除主要发生在AMC/UASB反应器内.进水经过厌氧反应器AMC/UASB处理后, 废水色度明显降低, 去除率达到50%以上.主要是由于厌氧微生物在偶氮还原酶的作用下, 以偶氮染料作为最终电子受体, 破坏了有色键, 生成无色芳香胺类化合物, 从而达到去除色度的效果.Jonstrup等(2011)发现印染废水色度的去除也主要发生在厌氧阶段, 在温度为37 ℃, 水力停留时间为3 d时, 印染废水通过厌氧反应器脱色率可以达到98%以上.本试验厌氧过程脱色率为50%, 可能由于反应温度为室温(28 ℃), 水力停留时间(10.7 h)较短, 从而导致脱色率较低.AMC/UASB反应器出水进入SCMBBR反应器中, 芳香胺类化合物在有氧条件下可被有效降解(Dos Santos et al., 2007；Reddy et al., 2018), 但除色效果却不明显, 导致这一现象的原因可能是氧气分子比偶氮染料更易成为电子接受体, 从而阻碍了偶氮染料的进一步降解(顾梦琪等, 2018).
3.2 微生物相表征通过测定AMC和PBG载体内微生物的附着量, 考察了两种载体的挂膜情况, 同时使用显微镜及时观测载体内微生物及悬浮微生物的种类和活性.在工艺稳定运行后期(第65 d), 取生物载体及载体上污泥生物相进行观测, 结果如图 4所示.
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| 图 4 AMC/UASB(A)和SCMBBR(B)反应器内污泥的生物相 Fig. 4 Morphology of sludge in AMC/UASB(A) and SCMBBR(B) |
AMC载体在UASB厌氧反应器中驯化培养后, 测定得到65 d时AMC载体平均污泥附着量为0.732 g·g-1(以每g AMC载体附着的VSS计, 下同), 同时附着的污泥生物相表征如图 4A所示.可以看出, AMC生物载体已经挂膜成功, 但从生物膜内的微生物相来看, 微生物种类较少, 菌胶团较多, 可能是一些大分子多糖及酶类.这主要是由于印染厂水质波动较大, 且较低的污泥负荷影响了污泥颗粒上微生物的生长, 使得微生物通过分泌相应的酶及多糖保护其自身生长.
SCMBBR好氧反应器内PBG载体65 d时的污泥附着量15.05 g·L-1(以每升PBG载体附着的VSS计, 下同), 附着污泥生物相如图 4B所示, 其表面和内部分布有大量的污泥微生物, 极大地提高了SCMBBR反应器内污泥浓度并延长了泥龄.而且从图中可以看出, 载体上附着微生物种类丰富, 数量繁多, 镜检发现有大量的轮虫和钟虫, 其中还穿插生长着少量的丝状菌、胶团细菌等, 期间系统出水水质良好、污泥絮凝效果好、污染物浓度低, 说明这些原生和后生动物种群的出现对提高处理效果是极为有益的(孔秀琴等, 2006).
3.3 整体工艺对污泥减量的效果本研究采用物料守恒理论(金文标等, 2008), 统计系统运行到83 d时进水和出水中的SS及反应器内污泥浓度, 计算系统污泥产率, 结果如表 2所示.
| 表 2 各工序污泥浓度 Table 2 Sludge concentrations of in different processes |
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根据守恒式计算, 运行83 d时AMC/UASB反应器中污泥的表观产率为0.269 g·g-1(以去除每g COD产生的VSS计, 下同), 与国内外公认的厌氧处理污泥产率0.37 g·g-1相比, 本试验AMC/UASB厌氧系统实现了27.3%的污泥减量.这主要是由于剩余污泥在厌氧反应器中发生了衰减作用, 生成以挥发性脂肪酸为主的产物, 这些产物又作为底物在厌氧阶段提供碳源, 从而实现污泥减量的目的(贺延龄, 1998).
SCMBBR反应器中污泥的表观产率为0.42 g·g-1, 与常规好氧处理污泥产率0.70~0.83 g·g-1相比, SCMBBR好氧系统为污泥减量贡献了40.3%~49.4%.导致这一结果的原因可能是：①通过向好氧系统投加PBG载体, 大大促进了微生物在载体内外的附着生长, 形成了厌氧-好氧稳定耐冲击的生态系统, 这样每个载体都成为一个微型反应器, 系统内微生物(图 4)形成了稳定的食物链关系, 延长了食物链, 增加了能量消耗, 从而实现了污泥减量的目的；②PBG载体延长了泥龄, 增加了微生物的内源代谢, 从而实现了污泥减量效果(Liang et al., 2006；王敏等, 2012).
一般来讲, 污水处理厂产生的污泥体积虽然只占相应处理污水体积的一小部分(1%), 但其处理费用却占污水处理厂总费用的20%~60%(杨波等, 2006).本研究通过厌氧-好氧的组合工艺, 在整个工艺运行83 d时实现了67.7%~76.6%的污泥减量效果, 大大降低了污水处理的成本.
4 结论(Conclusions)1) AMC/UASB反应器通过对废水COD和有机氮进行预处理、氨化反应, 有效提高了废水的可生化性, 废水B/C值由0.22提升至0.51, 这为后续SCMBBR好氧系统提供了有利条件.当AMC/UASB反应器和SCMBBR反应器的HRT分别为10.7 h和8.8 h时, 整个系统对COD的去除率为78%, 出水COD和氨氮的平均浓度分别为200 mg·L-1和3.4 mg·L-1, 整个系统对色度的去除率达到65%.
2) 该生物处理工艺对污泥减量可达到67.7%~76.6%, 具有明显的污泥减量化效果.通过显微镜观察发现, 在处理系统中形成了稳定的“细菌-原生动物-后生动物”的较长食物链, 对从“源头控制”污泥减量具有重要意义.
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