四川成都水处理环保科技有限 谭秀光 一般而言,四川泡菜食品生产中的废水主要包括泡菜生产过程中产生的废水和办公区排放的生活污水,废水有明显的季节性差异和日时段差异,且水质波动较大,废水中悬浮物浓度较高,盐度约为 5%(以 NaCl 计),属于高盐度、高有机物、高氮磷的废水。 采用 IC 反应器—SBR—植物氧化塘工艺系统对泡菜生产过程的废水进行处理,运行实践证明,该系统核心 IC 反应器和 SBR 工艺处理效果良好,出水水质各项污染指标均达到相关标准,且系统运行稳定,处理效果良好,运行费用较低....

　　四川成都水处理环保科技有限 谭秀光 一般而言,四川泡菜食品生产中的废水主要包括泡菜生产过程中产生的废水和办公区排放的生活污水,废水有明显的季节性差异和日时段差异,且水质波动较大,废水中悬浮物浓度较高,盐度约为 5%(以 NaCl 计),属于高盐度、高有机物、高氮磷的废水。 采用 IC 反应器SBR植物氧化塘工艺系统对泡菜生产过程的废水进行处理,运行实践证明,该系统核心 IC 反应器和 SBR 工艺处理效果良好,出水水质各项污染指标均达到相关标准,且系统运行稳定,处理效果良好,运行费用较低. 高含盐有机化工废水的处理是工业废水处理中难点之一。 近年来 有报道称普通含盐量的有机废水的活性污泥处理工艺也适合于高含盐有机废水处理[]。 本文针对高含盐量有机化工废水采用直接好氧处理以及水解酸化+好氧处理两种工艺对其处理效果进行比较以期优选出合理的生物处理工艺。 1 实验与方法 1.1 实验仪器与测试方法 实验仪器岛津 5000A 型 TOC 测定仪752 型紫外可见分光光度计精密分析天平pH 测定仪。 测试方法见表 1。 1.2 实验装置 实验装置水解酸化及好氧曝气反应器体积各 2 L直径 80 mm高 mm有效体积 1.8 L左右。处理工艺采用两平行工艺其一为直接好氧其二为水解酸化+好氧。 表 1 测试项目与方法 测试项目 方 法 COD 氯气校正法 TOC 非色散红外线+-N 纳氏试剂比色法 TP 氯化亚锡还原法 pH 玻璃电极法 Cl- 硝酸银滴定法 SS 重量法 1.3 实验废水水质 实验废水取自某以生产塑料发泡剂及相关原料为主的合资大型化工企业。 该企业日排废水量为 5 000 t。废水水质见表 2。 表 2 实验用废水水质 项目 含量/ (mg∙L-1) COD 300~320 BOD5 65 TOC 89.0~95.5 无机盐主要为 NaCl 9 000~10 000 TN 50~54 NH4+-N 21~23 TP 5.0 SS 50 2 结果与讨论 2.1 COD 与 TOC 的关系 经实验证明该废水 COD 与 TOC 之间关系为COD2.9∙TOC。为了测试方便实验中主要检测了 TOC。COD 则利用该计算式算出。 2.2 直接好氧工艺的污染物去除效果 经过一段时间的驯化后出水 TOC 达到稳定。反应器内 MLSS 在 2.0~2.5 g/LMLVSS/MLSS为 0.4 左右。图 1 为不同停留时间下的出水 TOC 及其去除率。由图 1 可以看出直接好氧法对该高含盐化工废水中有机物有较好的降解能力。虽停留时间增大去除率趋于一定总去除率为 65%。 另外和普通活性污泥法相比同等运行负荷情况下高含盐废水的好氧停留时间明显较长[6]。其原因是高含盐引起细菌渗透压变高引起脱水和原生质分离使得细菌的代谢途径发生变化降解速率有所下降[2,3]。 图 好氧工艺出水 TOC 及其去除率曲线 水解酸化+好氧处理工艺的污染物去除效果 水解酸化和好氧处理停留时间均取 10 h。水解酸化段使用好氧剩余污泥接种驯化。在反应器内加入机械搅拌同时控制 DO 在 0.50 mg/L 以下0.37~0.41 mg/L。水解酸化段的有机物处理效果见图 2。水解酸化 10 h 后TOC 去除率达到 35%说明反应器内经驯化后污泥内兼性细菌已具耐盐性能。同时如图 3 所示经水解酸化处理废水的 BOD5/COD 有所提高说明废水的可生化性得到提高 有利于后续好氧生化处理。 该工艺对 TOC 的总去除率为 68%。 图 2 水解酸化+好氧工艺出水 TOC 及其去除率曲线 两种工艺的比较 由图 1、图 2 可见水解酸化+好氧工艺的污水停留时间比直接好氧工艺长 2 h去除率也较直接好氧略高 两种工艺均对该高盐度化工废水中的有机物具有较好的去除效果 去除率均达到 60%以上。说明利用生物法处理高盐度有机化工废水是可行的。 直接好氧工艺中10 h 后有机物去除率增加不大。这可能与废水性质变化有关。经检测直接好氧 8 h 后污水 BOD5/COD 从初始的 0.2 降为 0.1即污水的可生化性在下降。而水解酸化+好氧工艺的有机物去除率在 10 h 后仍为直线增加。如上所述水解酸化提高了废水可生化性。另外高含盐废水的水解酸化工艺还具有水解解毒作用[4,5]从而使得后续好氧处理能力提高。 3 结 论 高盐度有机化工废水是工业废水处理中的难点之一。 通过实验研究 直接好氧工艺以及水解酸化+好氧工艺均可对该类废水具有较好的处理效果但是污水停留时间较传统生物处理方法长分别为 18、20 h。水解酸化+好氧工艺中水解酸化段可以提高废水的生化性因而水解酸化+好氧工艺有利于该类废水的深度处理。 cl 离子浓度为 2000-3000mg/L 的废水可以直接上生化的厌氧+好氧后级加一级活性炭过滤此类我废水做过很多都是成功的注意的是负荷选低一点。如果进水悬浮物超过 50毫克/升就加一级物化用气浮处理 处理泡菜生产的废水该废水的处理包括以下步骤生物处理在注入氧化剂得到的有氧条件下在温度为℃通过接种和或而起作用 使形成的沉淀物和漂浮液部分分离 用反渗透法处理由隔膜分离的上述漂浮液部分 膜的切割阈限小于埃 形成大约的液体部分的残余物留在膜的进水侧而部分地再返回到生物处理段。 机 盐 对 生物有抑制作用当盐本文来自中华环评网质量分 数1%时会造成质壁分离或细胞失活〔 〕 严重影响废水处理效果和出水水质。淡水环境的微生物不能在含较高盐浓度的环境中生存 多数研究表明普通活性污泥不能处理含盐质量分数 3%一 5%的废水。处理过程中主要面临以下四个问题[(z), (1) 普 通 活性污泥对离子浓度的变化敏感。系统受盐冲击后有机物去除率下降出水悬浮固体增加。 通常盐质量分数变化 0.5%一 2%会干扰系统性能。盐浓度的快速变化比缓慢变化产生更大的负作用。即使是驯化污泥要保证系统有好的处理效果也要求有相对稳定的离子浓度。(2) 盐 浓度 的增加干扰了细胞正常的代谢功能降低降解动力。因此含盐废水应在低的 F/M 值下处理。 (3) 出 水 悬浮固体增加。盐浓度的增加减少了污泥中原生动物和丝状菌的数量影响了污泥正常的絮凝和沉淀过程。 (4) 普 通 活性污泥适应能力有限一旦菌种适应了高盐环境就丧失了在低盐环境生存的能力。国 内外 很 多学者都对含盐废水生物处理可行性进行了研究力求找到一种处理含盐废水经济有效的方法。 1 普通的好氧或厌氧污泥 F.K a r gi 等 〔 〕在曝气池中以 Z.ra migera 为菌种处理不同含盐质量分数(0 一 5%)的废水。研究发现:盐质量分数1%时COD 去除率约 85%变化很小。盐质量分数1%时COD 去除率迅速减少当盐质量分数为 5%时COD 去除率减少到 60% o COD 去除速率也随盐浓 度的增加而降低。污泥产量系数为 0.47-0.5随盐浓度增加而略减少。M. F. H a moda 等[(a)在完全混合式活性污泥反应 池生物固体停留时间为 3 一 20 d单位 VSS 的 COD 污泥负荷率为 0.5-2.0kg/(kgd)的条件下研究了淡水和含盐废水(含 NaCl 10 g/L 或 30 g/L)活性污泥系统的性能和动力学模型。结果表明:COD 去除率和出水水质并没有恶化COD 去除率为 93%-99%并随污泥停留时间的增加而增加。盐浓度的增加促进了适盐微生物的生长增加了反应池中的污泥浓度。动力学分析中 将普通活性污泥的动力学模型成功地应用于含盐废水 并根据试验结果得到模型参数。由模型可知当 NaCI 浓度增加基质利用常数减少而污泥产率系数增加。C.D ah l等 〔 〕用活性污泥系统研究了热电湿式脱硫废水(具有高 Cl-、高含氮化合物、高温)的硝化和反硝化作用。试验表明:经过足够的驯化阶段并逐步提高温度和 Cl 浓度活性污泥系统能够处理高温、 高盐废水。 在 309C,Cl 一质量浓度 20g 几条件下 该系统仍能正常运行。此时单位 VSS 的硝化和反硝化速率以 N 计分别为 2 mg/(gh)和 3 mg/(g-h)。适当的操作条件下Cl 一和 N02 一对硝化的抑制作用有限。 T. P a nsw ad 等〔 “〕采用未驯化和驯化的活性污泥研究了合成的含盐废水对厌氧/兼氧/好氧过程的冲击性能。当 NaCl 质量浓度由 0 增加到 30 g/L 时未驯化系统 COD 和氮去除率分别由 97%,88%降到 60%,68%;驯化系统的 COD 和氮去除率分别由 90%,85%降到%,70%。两个系统的磷去除率都很低。 相比于未驯化系统 驯化系统受到冲击后需要更短的时间恢复到稳定状态。并得出如下假设和结论:反硝化菌比硝化菌更耐盐冲击;聚磷菌比硝化菌、反硝化菌和异养碳细菌对盐浓度的变化更敏感。N. In t ras ungkha 等〔 〕在 SBR 反应器中以活性污泥为菌种研究含盐废水对营养物(氮、 磷)去除效果的影响。 试验结果表明:当进水盐质量分数低(含 NaCl0. 03%- 0 .2%)时系统中营养物去除效果好;而盐质量分数为 0.5%时生物除磷困难。J.L .C am pos 等〔 〕在活性污泥硝化池中加入氨(NH4*一 N)负荷率为 1-4 g/(L-d)的含盐废水。在进水盐浓度达到 525 mmol/L 前氨硝化效率几乎为 。超过这一浓度硝化效率显著降低。 高含盐浓度不会对污泥的物理性能产生长期的影响 产生的污泥区域沉降速率为 5 一 7 m/h单位 VSS 的污泥体 积指数 SVI 为 11.4 mUg这使得反应池中有可能保持高污泥质量浓度(20 g/L )。并指出活性污泥系统能够用来硝化含高氨和高盐浓度的废水。 近几 十 年 来 厌氧生物技术迅速发展出现了一大批高效的厌氧反应器这些反应器中生物固体浓度很高、泥龄长、处理能力大大提高 它们已经广泛应用于高浓度的工业废水中。 高浓度的钠离子或氯离子会对厌氧生物处理产生抑制作用 但是厌氧或兼氧微生物对盐的适应性和其他离子产生的拮抗作用会减轻盐对生物的毒害作用〔9,10)因此厌氧法能够用来处理含盐废水。L. G u err ero 等〔11)用中温厌氧滤池处理高氨、 高盐的海产品加工废水。 运行过程中分阶段逐步提高进水有机负荷和含盐量。当有机负荷 COD 达到 5k 岁(m-d) 含盐(以 Cl 一计)为 7.5g /L 时COD 去除率仍保持80%。并提出足够时间的驯化阶段对系 统稳定运行的重要性。L.H . J. V redenbregt(12 3 等 用生物流化床进行电烟气脱硫废水的硝化和反硝化。不加人介质时 Cl 一质量浓度达到 20 留 L 时稳定的硝化过程能够发生。当加人多孔烧结飞灰做介质在含 C1 一质量浓度 34 g/L 时都可能发生硝化过程。硝化菌比反硝化菌有更强的耐盐性。在C1 一质量浓度45 g/L 时生物硝化过程都很稳定。 从 以 上试 验结果可以看出:关于无机盐对生物影响的结论还不统一。 有些研究者认为无机盐影响了生物活性〔3,6);而某些学者认为无机盐对污泥性质没有产生负作用(4,8)。这可能是由于试验中盐浓度变化范围、菌种适盐能力以及废水成分的不同造成的。 污泥驯化后可以增强抗盐冲击能力但其适应能力有限。 2 嗜盐菌 根据 细 菌 在生长状态的盐需求量可分为非嗜盐菌、海洋菌、中度嗜盐菌和嗜盐菌。嗜盐菌对盐有特殊的适应性和需要性它主要生长在盐湖、盐沼等地。 由 于 嗜 盐菌在高盐环境下能够在细胞内聚集K离子和小分子极性物质 调节细胞渗透压维持胞内外渗透压平衡帮助从高盐环境获取水并且这些极性分子可以迅速合成和失去快速适应外界的环境变化。 嗜盐菌的蛋白质中含有过量的酸性氨基酸和非极性的残余物 过量的酸性物质需要阳离子平衡附近的负电荷所以嗜盐酶只有在高盐环境下才能保持活性{   “〕 。 C.R . W o olard 等[(2)用从大盐湖分离出的一种中度嗜盐菌在 SBR 反应器中处理含盐质量分数为 15%的苯酚废水经过 7 个月的运行苯酚平均去除率达到99.5%。出水悬浮固体质量浓度约 50 mg/L低于普通污泥处理的含盐废水出水的悬浮固体。 F.K ar gi 等〔 〕用合成的含盐质量分数为 0 一 10%的废水在连续的生物转盘中试验试验过程中研究了嗜盐菌的加人、A /Q 比值(盘表面积/进水流量)、COD 负荷率和盐浓度对系统性能的影响 并且还建立了一个数学模型来描述系统运行过程。 为了使进水 COD 达到 5 000 mg/L 时悬浮颗粒仍然保持活性液相进行曝气。结果表明COD 去除速率和效率随着 A IQ 比值增加而增加却随着 COD 负荷率和盐浓度的增加而减少;嗜盐菌的加人增加了 COD的去除效率尤其在盐的质量分数3%的情况下。动力学分析得到盐抑制常数 K,=112 kg/moB. M . Pe yton 等〔15〕将五种不同的嗜盐菌放在含盐质量分数为 10%以酚为培养基的介质中培养。 这五种菌都能将 50 mg/L 的酚降解到2 mg/L。其中一种菌能降解初始质量浓度为 320 mg/L的酚溶液。动力学分析表明:酚降解与酚浓度成零级关系污泥增长量与污泥浓度成一级关系。初始酚质量浓度为 50 mg/L 时它们的污泥比增长速率在 0.22-0.32 h-与非嗜盐菌降解酚的污泥比增长速率近似;单位酚的细胞蛋白质产率在 0.19 - 0.28 mg/mg ,与非嗜盐菌降解酚的细胞蛋白质产率近似。 污泥比增长速率随初始酚浓度的增加而降低 基质的抑制作用可能对嗜盐菌的酚降解速率起着一定的作用。 F.K ar giI 6)在生物转盘中以嗜盐菌和活性污泥的混合污泥为菌种研究了含盐废水生物降解的经验模型。试验结果表明COD 去除率随 A IQ 的增加而增加随进水 COD 和盐浓度的增加而减少。系统对 A /Q、进水 COD 比对盐浓度更敏感。系统 A IQ 值大能够处理高强度(初始 COD 为 5 kg/m3)和高含盐量(盐质量分数为 5%)的废水COD 去除率90%o 由以 上 试 验可看出:高含盐废水不经稀释和预除盐就能直接被嗜盐菌降解 嗜盐菌可用来处理含盐质量分数 5%的废水。对于嗜盐菌它们的生长需要高浓度的 NaCl(质量分数12%)适生长质量分数为 20%一 25%甚至在饱和的 NaCl 中也能生长〔  〕 。嗜盐菌在高盐浓度下生长良好对盐有特殊的适应性和需要因此适合用来处理高含盐废水。3 酵母菌耐盐 酵 母 菌已被应用于发酵行业如酱油生产〔18)和单细胞蛋白质的生产。这些酵母菌能在高盐、高糖环境中生长良好。有些酵母菌甚至还能在饱和盐浓度下生长〔19)0 与嗜 盐 菌 不同酵母菌通常不依靠盐生存。当它们受到盐水冲击时细胞萎缩〔20)。一旦它们长时间 地适应后细胞体积恢复〔21,22)。对数生长期细胞比稳定期细胞具有更强的耐盐性〔23)。这种耐盐性包括了很多复杂的反应和机理:(1)具有有效的离子输送泵及时排出细胞内 Na+等有毒物质;原生质膜中存在 Na+一三磷酸腺 A (ATP)酶和 Na+/H 十反向载体Na+一 ATP酶活性不受盐影响有利于细胞内保持较低的稳定的 Na+浓度〔21,24) 0( 2)具有保护性物质海藻糖。脱水的干细胞内大部分的水被海藻糖取代改变了细胞内水的结构和动力降低了细胞膜和蛋白质的环境温度因此抑制了细胞的生物活性保护细胞不会自我分解;并且海藻糖有利于蛋白质的稳定在水合细胞内海藻糖稳定了周围水的结构〔25)0 ( 3)具有有效快速的新陈代谢途径合成多元醇;在高盐浓度下耐高渗透压酵母菌产多元醇的代谢途径改 变〔26〕0 耐盐 酵母 菌可以用来处理高有机物、高含盐废水。它比普通的好氧或厌氧细菌处理效果更好。在高盐条件下酵母菌的基质利用率、污泥比增长率、半速率常数以及营养物去除能力更高〔27,0G. T . S h in 等〔28〕用酵母菌 Rhodotorular ubra 处理泡菜生产废水48 h 后可以完全除去废水的酸度BOD 由 11 000 mg/L 降到3 200 mg/L去除率为70%0M. H .C hoi 等〔29用耐高渗透压酵母菌 Pichiaguilliermondii A9 处理泡菜生产废水24 h 后废水 BOD。由 1 210 mg/L 降到 120 mg/L去除率达到 90% 0 NaCl 质量分数为 10%时A9 的生长没有受到 抑制;NaCl 质量分数12%时生长速度减慢。Osw al 等(30 )用海生酵母菌 Yarrowiali polyticaNCIM3589 处理棕桐油废水 该废水 COD 为 250 g/L,BOD 为 11 g/L,TDS 为 65 mg/L,氯仿为 9 g/L。 当停留时间为 2d 时 COD 去除率为 95%。 再加絮凝剂 COD 去除率可达 99%0 目前  耐盐 酵母菌处理含盐废水的实例还较少其耐盐机理还没有彻底弄清有待于进一步研究。用酵母菌初步降解再用细菌处理是处理高有机物、高含盐废水的可行的有效的方法〔270 4 结语 普通 的 好 氧或厌氧污泥遭受含盐废水冲击时可以通过自身的渗透压调节机制来适应这种环境但其适应能力有限它们通常不能处理含盐较高的废水。嗜盐菌和耐盐酵母菌对盐有特殊的适应性它们可以在高含盐废水中生长繁殖并且具有较强的降解能力因此有广阔的应用前景。今后应加强它们在实际废水中的研究提高它们的处理能力。 〖本文来自中华环评网〗

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