投加氣化渣對(duì)DMBR處理造紙廢水污泥性能及膜污染的影響

凌 琪，李尚尚，伍昌年，王晏平

（安徽建筑大學(xué) a.水污染控制與廢水資源化安徽省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室；b..安徽建筑大學(xué)環(huán)境與能源工程學(xué)院，安徽 合肥 230601）

造紙工業(yè)為我國經(jīng)濟(jì)的發(fā)展做了巨大的貢獻(xiàn)，但造紙廢水治理一直是難點(diǎn)與重點(diǎn)。造紙廢水中含有大量的木質(zhì)素、半纖維素、無機(jī)填料、無機(jī)酸鹽、油墨等[1]，并且具有廢水量大、有機(jī)負(fù)荷高和成分復(fù)雜等多種綜合問題[2]。目前，國內(nèi)為提高造紙廢水中污染物的去除率，主要采用生物法，物理化學(xué)法，物化法和生物組合法等工藝，但COD去除率低、色度的脫除效果不高的問題仍然存在[3-5]。近年來，造紙工業(yè)廢水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)趨于嚴(yán)格[6],為此國內(nèi)有研究者提出在DMBR工藝技術(shù)以期提高處理造紙廢水的效果。其中DMBR工藝是在保留MBR工藝優(yōu)點(diǎn)的基礎(chǔ)上，采用廉價(jià)的大孔徑微網(wǎng)材料做為膜基材，不僅降低了膜組件的造價(jià)，還具有通量大，出水水質(zhì)好和易清洗等優(yōu)點(diǎn)。但是運(yùn)行期間膜污染的問題，阻礙了DMBR工藝應(yīng)用與進(jìn)一步的推廣[7]，目前有研究發(fā)現(xiàn)，通過投加吸附劑和絮凝劑（粉煤灰、PAC等）能夠有效的改善污泥混合液的特性和提高污染物去除效果，從而降低膜污染[8]。氣化渣是一種經(jīng)過高溫煅燒之后，具有較高孔隙率的吸附劑和絮凝劑，能夠較好地降解和吸附污染物。但目前將氣化渣應(yīng)用于DMBR工藝以改善污泥混合液特性等方面研究較少。筆者通過平行對(duì)比試驗(yàn)，在A/O-DMBR中投加氣化渣以提高處理造紙廢水效果，考察了氣化渣的投加對(duì)MLSS濃度、粒徑及胞外聚合物等的影響,希望在DMBR工藝基礎(chǔ)上能夠獲得更加高效的一種處理造紙廢水技術(shù)。

1　實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1　實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)采用兩組平行A/O-DMBR（分別標(biāo)記為A，B）試驗(yàn)同時(shí)進(jìn)行，在A反應(yīng)器中投加氣化渣，并通過燒杯實(shí)驗(yàn)確定氣化渣最佳投加量為5.1 g·L。B反應(yīng)器未投加氣化渣。兩組反應(yīng)器均由進(jìn)水箱、缺氧池和好氧池組成，并在缺氧池和好氧池中設(shè)置攪拌裝置，膜基材采用500目的尼龍布，表面積為0.052 m2。A/O-DMBR工藝系統(tǒng)如圖1所示。兩組好氧池底部均設(shè)有曝氣盤，其由氣體流量計(jì)控制DO值為2～3 mg·L-1。實(shí)驗(yàn)運(yùn)行HRT為12 h，混合液回流比為200%，A,B兩套反應(yīng)器分別穩(wěn)定運(yùn)行31 d。

圖1　實(shí)驗(yàn)裝置流程圖 1蠕動(dòng)泵；2攪拌裝置；3.膜組件；4轉(zhuǎn)子流量計(jì)；5空氣泵；6曝氣盤

1.2　實(shí)驗(yàn)材料及原水水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)所用活性污泥取自安徽省合肥市某污水廠的二沉池回流污泥，通過采用木聚糖木質(zhì)素，工業(yè)葡萄糖，纖維素，磷酸二氫鉀，氯化銨和碳酸氫鈉等混合后進(jìn)行配水并作為人工模擬造紙廢水。模擬進(jìn)水的水質(zhì)特性見表1。

1.3　分析方法

進(jìn)水、出水水樣主要檢測COD、氨氮、色度、粒徑、污泥濃度MLSS、溶解氧DO、粘度、沉降率、多糖、蛋白質(zhì)等。COD采用重鉻酸鉀法測定，氨氮采用納氏試劑法測定，污泥濃度MLSS采用重量法。粘度采用NDJ-85旋轉(zhuǎn)粘度計(jì)、色度采用SD9012A水質(zhì)速度儀、粒徑采用Malvernsizer2000儀器，Zeta電位采用Zetasizer2000儀器，溶解氧DO采用HACH LDO 101溶解氧儀測定。

EPS采用水浴加熱法提取。取泥水混合液50 mL離心后上清液經(jīng)0.45 μm濾膜過濾此為SMP，加入PBS緩沖液補(bǔ)充至50 mL，離心后上清液經(jīng)0.45 μm濾膜過濾此為LB，上清液中的蛋白質(zhì)檢測方法采用Fulin酚法測定，多糖采用苯酚硫酸法測定。

2　結(jié)果與討論

2.1　投加氣化渣對(duì)A/O-DMBR人工模擬造紙廢水出水水質(zhì)的影響

A和B反應(yīng)器處理造紙廢水對(duì)NH3-N、COD與色度的去除效果如表2所示。

表1　模擬造紙廢水原水水質(zhì)特性

從表2中可看出，相比未投加氣化渣的反應(yīng)器B，A反應(yīng)器將廢水中COD和NH3-N的平均去除率提高到了96.74%,90.86%，將色度的平均脫除率提高到了94.3%。投加氣化渣COD去除率得到提高，其作用機(jī)理是：反應(yīng)器運(yùn)行期間，粉末氣化渣的吸附作用和巨大的表面積能將溶解氧和有機(jī)物聚集在氣化渣的周圍和表面，營造了良好的微生物代謝活動(dòng)的微環(huán)境，能夠加快有機(jī)物降解速率，提高COD的去除率[9]。

表2　兩反應(yīng)器對(duì)NH3-N、COD和色度的去除效果

A與B反應(yīng)器NH3-N的平均去除率均在80%以上，主要原因是動(dòng)態(tài)膜的截留作用使得微生物被截留在反應(yīng)器內(nèi)，有利于微生物的繁殖，使得反應(yīng)器具有良好的NH3-N去除率[10]。氣化渣作為吸附劑，吸附表面積大，為吸附態(tài)硝化菌生長提供較多的載體，進(jìn)而A反應(yīng)器的硝化菌的活性及數(shù)量高于B反應(yīng)器，使得系統(tǒng)硝化效率及污染物的去除效率得以較好的提高。該吸附劑具有較好的孔隙結(jié)構(gòu)，能夠吸附較多的有色物質(zhì)，A反應(yīng)器的色度脫除率也明顯高于B反應(yīng)器。

2.2　投加氣化渣對(duì)粒徑、污泥濃度、粘度及沉降率的影響

從圖2和3可以看出，在反應(yīng)器運(yùn)行期間，B反應(yīng)器中污泥粒徑的增加趨勢明顯低于A反應(yīng)器。而B反應(yīng)器的粘度始終高于A反應(yīng)器，這是由于氣化渣的吸附作用及微生物的附著性，能夠使得污泥混合液中微生物絮體和大量游離的細(xì)菌聚集在氣化渣顆粒上，并以氣化渣為主體形成更大的絮體顆粒，使得A反應(yīng)器中的污泥粒徑增大，污泥混合液中污泥顆粒之間的碰撞機(jī)會(huì)得以減少，其粘度大大降低[11]。

反應(yīng)器運(yùn)行期間長期不排泥，膜的截留作用使得兩組反應(yīng)器的污泥濃度均呈上升趨勢，研究表明，污泥混合液的MLSS濃度與粘度有著極大的關(guān)系，MLSS濃度的增加會(huì)使得反應(yīng)器中微生物的代謝產(chǎn)物逐漸增加，粘性物質(zhì)不斷積累，進(jìn)而污泥混合液的粘度增加[12]。結(jié)果表明，投加氣化渣能使A反應(yīng)器的污泥濃度明顯低于B反應(yīng)器。

由于在多孔隙的氣化渣微粒周圍，形成由許多細(xì)菌聚集組成的菌膠團(tuán)，兩者能夠很好的結(jié)有機(jī)合，增加絮體的絮凝性和密度，從而改善活性污泥的沉降性能，促進(jìn)微生物的生長[13]，所以A反應(yīng)器活性污泥的沉降性能優(yōu)于B反應(yīng)器。

圖2　A和B反應(yīng)器中粒徑隨運(yùn)行時(shí)間的變化圖

圖3　兩反應(yīng)器粘度隨運(yùn)行時(shí)間的變化

圖4　兩反應(yīng)器MLSSS濃度隨運(yùn)行時(shí)間的變化

2.3　氣化渣投加對(duì)EPS含量及上清液SMP影響

EPS是在一定環(huán)境條件下微生物在代謝過程中分泌于體外的、包圍在微生物細(xì)胞壁外的聚合物，主要成分有蛋白質(zhì)和多糖等大分子有機(jī)物[14]。EPS的含量對(duì)污泥粘度有較大的相關(guān)性[15]，研究表明，EPS對(duì)污泥沉降性與絮凝性能也有著較大的影響[16]。

從圖2可看出，A，B反應(yīng)器EPS濃度分別從7.222 mg·L-1、7.444 mg·L-1增加到 18.881 mg·L-1、15.142 mg·L-1。這是因?yàn)殡S著反應(yīng)器的運(yùn)行，膜的截留作用使得微生物不斷積累新陳代謝和對(duì)有機(jī)物的降解產(chǎn)物，在運(yùn)行期間未對(duì)反應(yīng)器進(jìn)行排泥，微生物活性下降，都會(huì)導(dǎo)致EPS的不斷積累，所以兩個(gè)反應(yīng)器中污泥混合液的EPS含量都呈增加趨勢[17]。但B反應(yīng)器EPS總量始終多于A反應(yīng)器，說明氣化渣的投加，能夠減少污泥混合液中的EPS含量，減緩污泥泥餅層的增長速度，有利于減輕膜污染[18]。

研究發(fā)現(xiàn)，SMP與膜污染有較大的聯(lián)系，當(dāng)反應(yīng)器中的SMP過量積累時(shí)，會(huì)造成一部分的膜孔堵塞，使膜的透水性降低，加劇膜污染[19]。A和B反應(yīng)器SMP的濃度變化如圖6所示，可以發(fā)現(xiàn)由于氣化渣的吸附作用，A反應(yīng)器的SMP濃度明顯小于B反應(yīng)器。氣化渣的投加，使得上清液中的SMP濃度得到降低，進(jìn)而增加了膜透過性。

2.4　EPS對(duì)粒徑和粘度的影響

污泥混合液粒徑與EPS的變化關(guān)系如圖8。由圖 8知，粒徑由 61.404 μm 增加至 70.221 μm，EPS 由 22.476 mg·L-1增至 36.431 mg·L-1。從圖 8可以看出，混合液粒徑與EPS呈正相關(guān)，EPS與粒徑的線性關(guān)系如下：

圖6　A和B反應(yīng)器混合液中EPS隨時(shí)間的變化

EPS=1.56574 粒徑-72.74882，R2=0.9749。

EPS的含量與混合液粒徑具有一定的有關(guān)性，研究表明，混合液中污泥絮體的胞外聚合物對(duì)污泥顆粒的絮凝性能有著重要的影響，當(dāng)EPS含量增加，污泥絮體的絮凝能力會(huì)增強(qiáng)，小絮體更加容易聚集成大絮體，污泥粒徑增大[20]。

圖7　兩反應(yīng)器混合液SMP隨時(shí)間的變化

圖8　粒徑與EPS的線性關(guān)系

圖9　粘度與EPS的線性關(guān)系

污泥混合液的粘度與EPS的關(guān)系如圖9。粘度在 1.31～1.83 mPa·s之間，EPS 在 22.4758～38.2465 mg·L-1之間時(shí)，EPS與粘度具有正相關(guān)性，線性關(guān)系如下：

EPS=26.77732 粘度-9.8897，R2=0.9115。

粘度隨著EPS的增加而增加。當(dāng)加入氣化渣使得污泥粒徑增大，混合液中污泥顆粒的碰撞機(jī)會(huì)減少，EPS中的多糖、蛋白質(zhì)和核酸等黏性較高的大分子有機(jī)物質(zhì)含量減少時(shí)，混合液的粘度能夠降低[21]。

2.5　投加氣化渣對(duì)Zeta的影響

Zeta電位能夠較客觀地反映混合液活性污泥的的帶電情況，是表征膜污染的一個(gè)重要參數(shù)[22]。當(dāng)Zeta電位的絕對(duì)值越高，污泥溶液體系越穩(wěn)定；反之，污泥顆粒越易聚集，增加絮凝效果，從而膜污染得到降低[23]。兩組反應(yīng)器的Zeta電位的變化情況如圖10所示。

圖10　兩反應(yīng)器的Zeta電位值隨運(yùn)行時(shí)間的變化

3　小結(jié)

由于DMBR中膜分離作用，混合液里的微生物被較完整的截留下來能夠較好的去除COD、氨氮等污染物。氣化渣的投加將反應(yīng)器DMBR的基礎(chǔ)上對(duì)COD和氨氮的去除率達(dá)到了96.74%與90.86%，對(duì)色度的脫除率達(dá)到了94.3%。氣化渣作為吸附劑促進(jìn)了污泥混合液的污染物去除，有利于凈化水質(zhì)。

氣化渣的吸附作用有效的降低了污泥混合液的粘度，增強(qiáng)了污泥絮體的絮凝能力，同時(shí)減緩EPS濃度及上清液SMP濃度增長的趨勢，抑制了膜污染。

EPS與粘度呈正相關(guān)，粘度越高，EPS濃度越大，其線性關(guān)系式為EPS=26.77732粘度-9.8897，相關(guān)系數(shù)為0.9749；EPS與粒徑呈正相關(guān)，粒徑越大，EPS含量越高，線性關(guān)系式為EPS=26.77732粘度-9.8897，相關(guān)系數(shù)為0.9115。

通過兩組平行試驗(yàn)，Zeta電位的絕對(duì)值均有降低趨勢。B組反應(yīng)器污泥顆粒的Zeta電位值穩(wěn)定在-21.8 mV之間，在投加氣化渣之后，A組反映器污泥顆粒Zeta電位值最終穩(wěn)定在-19.8 mV之間，可見，氣化渣降低了Zeta電位值的增加趨勢，有利于減緩膜污染。

參考文獻(xiàn)：