基于AOP高级氧化法的污水深度处理工艺设计优化研究

2023-10-20杨芳

粘接 2023年10期

杨芳

(青海省水文水资源测报中心,青海西宁 810008)

根据中国水资源网站,中国淡水资源极度短缺,人均淡水量仅为世界平均水平的四分之一[1-2],水污染和浪费也是严重问题,中国的水利用效率低于许多其他国家。因此,发展深度污水处理技术,加强对水资源的有效利用是缓解目前我国水资源短缺,水污染形式严峻的必由之路。高级氧化工艺(AOPs)利用强大的羟基或硫酸盐自由基作为主要氧化剂,于20世纪80年代首次提出用于饮用水处理。后来,AOPs被广泛应用于处理不同类型的废水,因为强氧化剂可以很容易地降解难降解的有机污染物并去除废水中的某些无机污染物[3-5]。AOPs处理废水工艺具有处理能力强,成本较低,处理效率高,以及自身不会对水体产生新的污染的特性,受到了广泛关注。

1 高级氧化工艺概述

高级氧化工艺于20世纪80年代首次提出用于饮用水处理,其定义为产生足够数量的羟基自由基(·OH)以实现水净化的氧化工艺[6-7]。后来,AOP概念被扩展到含硫酸盐自由基(SO4-·)的氧化过程).与氯和臭氧(O3)等具有去污和消毒双重作用的常见氧化剂不同,AOPs主要用于销毁水和废水中的有机或无机污染物[8-9]。当AOPs用于废水处理时,这些自由基作为一种强大的氧化剂,有望充分破坏废水污染物,并将其转化为更少甚至无毒的产品,从而为废水处理提供最终解决方案。

1.1 废水污水处理AOPs过程中的多种机理

根据AOP类型和反应条件,非自由基氧化机制在污染物去除中的作用可能占主导地位,也可能微不足道。该研究总结了不同AOP处理中同时发生的机制具体如表1所示。

表1 不同AOP处理废水过程中有机物去除的主要机理

1.2 AOP法处理效率

对不同AOP处理垃圾填埋场渗滤液污水的处理效率研究表明,垃圾渗滤液的臭氧氧化去除了16%～88%的化学需氧量(COD),平均值为58%,标准偏差为24%。主要操作参数包括pH值和O3用量。在酸性条件下,氧化机制转向直接O3氧化,而在碱性条件下,尤其是pH值高于10.0时,·OH氧化占主导地位。O3优先攻击芳烃、烯烃、酚类和含S有机物,但缓慢与乙炔、醛、酮、醇、烷烃和羧酸反应,而·OH几乎与大多数有机分子反应,除了四氯化碳、氯仿、四氯乙烷等有机化合物,垃圾渗滤液中的三氯乙烷。

Fenton工艺,无论是传统工艺还是改进工艺,始终表现出强大的渗滤液处理能力[10]。Fenton处理垃圾渗滤液的COD去除率在35%～90%,平均COD去除率为71%,标准偏差为13%。对垃圾渗滤液的不同物理/化学处理技术进行了初步成本分析得出结论认为Fenton工艺是最具成本效益的。然而,固体铁污水作为铁还原的副产品,随着有机污染物的缓解而不断产生。需要处理不需要的污水,从而增加运行处理成本[11-13]。除了溶液pH值和Fenton试剂的剂量外,Fenton试剂的摩尔比是决定COD去除效率的一个重要操作因素[14]。由于这2种化学物质中的任何一种都能清除·OH,因此应通过实验确定Fe(II)与H2O2的最佳摩尔比,以尽量减少它们的清除效果。

2 一种先进的AOP污水深度处理工艺设计优化

研究开发了一种先进的AOP污水处理工艺,该工艺由3个子工艺组合而成,即:(1)常规厌氧/好氧(A/O)除磷工艺;(2)污水臭氧氧化工艺用于剩余污水减量;(3)结晶工艺用于磷回收。该过程的示意图如图1所示。

图1 污水深度处理工艺优化示意图

传统的生物除磷(P)工艺的特点是厌氧和好氧循环(A/O工艺)。这些操作程序增强了能够积累高浓度聚磷酸盐的细菌的优势。因此,在A/O工艺中,P通过在聚磷污水中的积累而从污水中去除。污水澄清后返回A/O工艺[15-16]。回流污水管线中的一部分污水流入污水臭氧氧化池,然后通过细胞破坏将污水溶解成可溶性有机产品。在厌氧条件下,臭氧氧化污水与P释放池中的一部分原始沉淀污水混合,在厌氧条件下,细胞内部的聚磷酸盐链水解为正磷酸盐,通过正磷酸盐在聚磷生物(PAO)中产生能量,以吸收臭氧氧化池中产生的溶解基质。在P释放槽之后的沉淀槽中,沉淀的污水返回A/O工艺,含有浓缩磷酸盐的上清液流入结晶槽,在结晶槽中,P作为含有Mg或Ca离子的结晶产物回收。

3 结果与讨论

3.1 污水臭氧氧化

通过颗粒物(不溶性)的变化,研究了臭氧氧化对污水增溶的影响。图2显示了在供应的臭氧质量浓度为20 mg/L,且初始活性污泥(MLSS)质量浓度为1 200 mg/L的情况下,臭氧消耗对污水溶解的影响。臭氧对污水颗粒的攻击导致要溶解为可溶性有机产品的微生物细胞壁的破坏,导致固体悬浮物(SS)减少,产生可溶性COD。

图2 臭氧消耗对SS、COD和磷增溶率的影响

由图2可知,在臭氧氧化过程中观察到可溶性磷的增加,这也表明溶解的顺序反应。在臭氧消耗量为13 mg/g或15 mg/g时,PO4-P的溶解量为6 mg/L,即使在臭氧消耗量较高的情况下,也保持不变。AHP在臭氧氧化过程中不断溶解,最大质量浓度为12 mg/L。阐明了臭氧氧化含PAOs污水的磷增溶特性。结果表明,可溶性磷与可溶性COD(S-COD)成比例增加,其中AHP是可溶性磷的主要组成部分。这被认为是由于PAO中所含的内部聚磷酸盐进入液相,磷酸盐首先被臭氧溶解,并在臭氧氧化开始时变得恒定。

图3显示了臭氧消耗量与溶解度之间的关系,该关系是通过在初始MLSS质量浓度为1 200～1 400 mg/L时,使用20、30、50和90 mg/L的臭氧质量浓度供应臭氧,在初始MLSS质量浓度为4 000 mg/L时,20 mg/L的臭氧质量浓度供应臭氧。结果表明:臭氧氧化过程中增加,在臭氧消耗30～40 mg/g时,溶解度变为0.3。

图3 臭氧氧化过程中溶解度的变化

3.2 生物降解性

图4显示了溶解有机物与初始颗粒物COD(S-BOD/P-COD0或S-COD/P-COD0)和σc的比率之间的关系,在初始MLSS质量浓度为1 400 mg/L时,臭氧质量浓度为50、90 mg/L。S-COD/P-COD0比值与σc成正比;σc与S-BOD/P-COD0比值的变化基本上呈线性关系,而σc与S-BOD/P-COD0比值的变化之间无法实现线性关系。

图4 臭氧氧化过程中S-BOD或S-COD/P-COD0比值的变化

由S-BOD/S-COD比率定义的生物降解性如图5所示。在臭氧质量浓度为50、90 mg/L时,污水生物降解性的结果非常相似。生物降解性σc线性降低:这表明溶解的难降解有机物的比例增加,由于臭氧氧化产生的约60%的可溶COD在臭氧氧化初期是可生物降解的,而剩余的可溶有机物是可折射的,并且随着臭氧氧化的进行而增加。因此,增加臭氧消耗并不一定会导致溶解污水的生物降解性增加。

图5 污水的生物降解性与σc的关系

3.3 微生物活性

在A/O工艺中,主要涉及2类微生物:PAO和一般异养型。因此,通过比较臭氧氧化污水与未经臭氧氧化的新鲜污水的P释放能力和OUR,确定臭氧氧化A/O反应器污水的失活率β。结果表明:随着σc的增加,P释放能力和OUR的释放能力都会下降,如图6所示。这表明臭氧氧化对PAO和一般异养微生物具有相同的作用,随着溶解程度的增加,它们的生存能力呈指数级下降。可见,臭氧与微生物发生反应,暴露于臭氧后,其活性迅速下降。在研究中,约70%的污水在σc为0.3时失活,这是在臭氧消耗量为30～40 mg/g时产生的。