聚合氯化鐵強(qiáng)化生物絮凝一級(jí)處理工藝

金冠宇，李宇昇，李衛(wèi)華*

（1.安徽建筑大學(xué) 環(huán)境與能源工程學(xué)院，安徽 合肥230601；2.中國(guó)科學(xué)技術(shù)大學(xué) 化學(xué)與材料科學(xué)學(xué)院，安徽 合肥 230026）

化學(xué)生物絮凝強(qiáng)化一級(jí)處理工藝即投加一定量的絮凝劑強(qiáng)化生物絮凝達(dá)到對(duì)水體的凈化效果[1]。污水進(jìn)入高負(fù)荷活性污泥池，經(jīng)曝氣與活性污泥和絮凝劑充分混合，增強(qiáng)污水中的膠體、顆粒物和有機(jī)物等與活性污泥的結(jié)合，生成大的絮凝體，并在二沉池中泥水分離完成去除[2]?；瘜W(xué)強(qiáng)化生物絮凝可以去除污水中大部分懸浮固體與TP（total phosphorus），并且可以一定程度地去除COD（chemical oxygen demand）與 BOD5[3]。且處理成本較低，對(duì)于快速發(fā)展的城市污水處理有很好的實(shí)用性[4]。化學(xué)生物強(qiáng)化一級(jí)處理對(duì)比化學(xué)絮凝可以使絮凝劑投加量減小，進(jìn)而減少污泥產(chǎn)量，對(duì)比生物絮凝可以有效減少曝氣量，提高系統(tǒng)的抗沖擊處理能力。綜合來(lái)看，它的去除能力和效率都要優(yōu)于其余二者[5]。然而，強(qiáng)化生物絮凝過(guò)程需要考慮絮凝劑的投加成本及其對(duì)微生物活性的影響，也需要綜合考慮其對(duì)后續(xù)工藝所需水質(zhì)的影響。

用于強(qiáng)化生物混凝的藥劑較多，包括聚合氯化鐵、聚合氯化鋁、聚合硫酸鐵、聚合硫酸鋁等[6]。而其中聚合氯化鐵可以溶于水形成多種鐵絡(luò)合離子[7]并通過(guò)電性中和吸附架橋的作用[8]破壞膠體的穩(wěn)定并碰撞形成沉淀。聚鐵對(duì)水體中的酸堿度影響小、腐蝕性相對(duì)較弱，而且價(jià)格低、保護(hù)環(huán)境、絮凝效果好、速度快，因此是一種較理想的混凝劑[9]。

本實(shí)驗(yàn)首先在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行化學(xué)強(qiáng)化一級(jí)處理的批次實(shí)驗(yàn)，計(jì)算出投加不同濃度聚合氯化鐵對(duì)污水中COD和TP的處理效果，選擇合適的聚鐵投加量，然后用污水廠的中試裝置進(jìn)行生物強(qiáng)化一級(jí)處理與化學(xué)生物強(qiáng)化一級(jí)處理實(shí)驗(yàn)，比較投加聚合氯化鐵前后裝置對(duì)污水中COD、TP的去除效果。

1 實(shí)驗(yàn)材料和方法

1.1 化學(xué)強(qiáng)化一級(jí)處理批次實(shí)驗(yàn)

采用批次實(shí)驗(yàn)探究不同濃度聚合氯化鐵對(duì)生活污水的處理效果。通過(guò)測(cè)定污水中濁度、COD和TP的去除效果，確定聚鐵的最佳投加量。取合肥市經(jīng)開(kāi)區(qū)污水廠經(jīng)過(guò)格柵后的生活污水用于本次實(shí)驗(yàn)，分別取1000 mL污水倒入六個(gè)燒杯中，將燒杯置于六聯(lián)攪拌器上，先以250 r/min預(yù)攪拌30 s，接著向其中加入聚合氯化鐵貯備液，使得燒杯中的聚鐵濃度分別為 5、10、15、30、45、60 mg/L，然后以200 r/min攪拌40 s，150 r/min攪拌1 min，70 r/min繼續(xù)攪拌10 min，最后靜沉30 min[10]，取上清液進(jìn)行濁度、COD與TP的測(cè)定，同時(shí)測(cè)定Zeta電位。

1.2 中試實(shí)驗(yàn)

1.2.1 中試裝置強(qiáng)化一級(jí)處理概況

該中試裝置位于合肥市經(jīng)開(kāi)區(qū)污水處理廠一期沉砂池附近，廢水經(jīng)過(guò)格柵后由提升泵以0.8 m3/h的流量抽入初沉池，沉淀的上清液流入高負(fù)荷活性污泥池，經(jīng)曝氣與活性污泥和聚鐵絮凝劑充分混合，控制HRT=1 h，同時(shí)調(diào)節(jié)風(fēng)機(jī)頻率控制DO在1.0 mg/L左右，處理后的污水流入二沉池中沉淀完成泥水分離，底部污泥一部分系統(tǒng)并回收利用[11]，另一部分經(jīng)回流泵回流到高負(fù)荷活性污泥池中補(bǔ)充污泥，回流泵流量控制在1.9 m3/h，每天定時(shí)測(cè)定高負(fù)荷活性污泥池中污泥與回流污泥MLSS，并計(jì)算排泥量使高負(fù)荷活性污泥池中MLSS保持在1.6～2.0 g/L。二沉池上清液流入后續(xù)MBR池進(jìn)行短程硝化-厭氧氨氧化反應(yīng)。

中試項(xiàng)目水質(zhì)控制指標(biāo)以后接短程硝化-厭氧氨氧化為目標(biāo)。在第一部分即聚鐵強(qiáng)化生物絮凝中，污水通過(guò)潛污泵流入高負(fù)荷活性污泥池中，在聚合氯化鐵的絮凝作用下，污水中的膠體、顆粒物和有機(jī)物等迅速和活性污泥結(jié)合在一起，生成大的絮凝體，并在二沉池中通過(guò)泥水分離完成去除。后續(xù)短程硝化-厭氧氨氧化工藝中，為了滿足裝置中硝化細(xì)菌和自養(yǎng)菌的生長(zhǎng)條件，COD的合理去除為關(guān)鍵指標(biāo)[12]。

1.2.2 實(shí)驗(yàn)方法

中試實(shí)驗(yàn)分為兩階段，分別是生物強(qiáng)化一級(jí)處理和聚鐵強(qiáng)化生物一級(jí)處理。保證裝置正常運(yùn)行，在生物強(qiáng)化一級(jí)處理階段，每天定時(shí)取進(jìn)水、出水(二沉池上清液)對(duì)COD和TP進(jìn)行測(cè)定。然后將聚合氯化鐵按照15、30 mg/L的濃度投加到現(xiàn)場(chǎng)中試裝置中。投加方式為配置濃縮液經(jīng)蠕動(dòng)泵投加，稱取4 854 g聚合氯化鐵溶解于70 L水中，攪拌溶解后，用蠕動(dòng)泵送入加藥池中進(jìn)行反應(yīng)，控制蠕動(dòng)泵流量為7 mL/min，則現(xiàn)場(chǎng)投加聚鐵濃度為15 mg/L;控制蠕動(dòng)泵流量為14 mL/min，則現(xiàn)場(chǎng)投加聚鐵濃度為30 mg/L。加藥階段同樣每天定時(shí)取進(jìn)水和二沉池上清液對(duì)COD和TP進(jìn)行測(cè)定。

1.3 測(cè)試方法

試驗(yàn)中的污水指標(biāo)測(cè)試方法[13]，所用試劑均為分析純，Zeta電位通過(guò)Zeta電位儀測(cè)定。

1.4 實(shí)驗(yàn)設(shè)備

實(shí)驗(yàn)中用到的儀器設(shè)備有：電熱恒溫干燥箱DHG-9101·3，混凝試驗(yàn)攪拌器 MY3000-6G，便攜式溶氧儀HQ30D，COD消解儀GL-16，紫外可見(jiàn)分光光度計(jì)T6新世紀(jì)，蠕動(dòng)泵BT100-2J，馬弗爐SHB-22，Zeta 電位儀 Zetasizer-ZS90，傅里葉紅外光譜儀Nicolet 6700。

2 結(jié)果與討論

2.1 最佳聚合氯化鐵投加量的測(cè)定

污水中聚鐵濃度分別為 5、10、15、30、45、60 mg/L時(shí)，上清液中COD、TP濃度和濁度變化情況如圖1。

圖1 批次實(shí)驗(yàn)中聚合氯化鐵對(duì)生活污水的處理效果。(a)COD；(b)TP；(c)濁度

聚鐵投加的濃度在0～45 mg/L之間時(shí)，污水中COD的去除率隨著投加聚鐵濃度的提高而提高，主要是通過(guò)絮凝去除污水中膠體和顆粒有機(jī)物[14]。但是當(dāng)聚鐵濃度達(dá)到45 mg/L時(shí)，COD的去除率達(dá)到最高即58.1%，繼續(xù)投加反而使得去除率降低，這是因?yàn)殍F離子比例增大，絮體表面的吸附位點(diǎn)被鐵離子占據(jù),不利于形成絮凝體[15]。同時(shí)TP的去除率接近直線上升，在鐵鹽濃度達(dá)到45 mg/L時(shí)去除率達(dá)到最高值98.7%，繼續(xù)投加去除率沒(méi)有變化。梁海峰[16]等得出結(jié)論：沉淀的物質(zhì)的量在m[Fe]∶m[P]=5.2(質(zhì)量比)時(shí)達(dá)到最大，也即此時(shí)除磷效果最好。從圖1（c）中可以看出，聚合氯化鐵對(duì)濁度的影響表現(xiàn)為先快速下降，到達(dá)30 mg/L階段之后再緩慢下降，在30 mg/L階段對(duì)濁度的去除率已經(jīng)達(dá)到77.8%，剩余濁度為8.24 NTU。

微粒分散體系的穩(wěn)定性可以通過(guò)Zeta電位的數(shù)值來(lái)反應(yīng)或預(yù)測(cè)，Zeta電位絕對(duì)值越低，代表粒子間靜電斥力越小，溶液物理穩(wěn)定性越小，越容易混凝，反之，Zeta電位絕對(duì)值越高則越不利于絮體的形成[17]。對(duì)不同濃度鐵鹽投加量下上清液中的Zeta電位進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果如圖2?？梢钥闯?，原水的Zeta電位值是-18 mV，污水中Zeta電位的絕對(duì)值隨著聚鐵投加濃度的升高而下降，這說(shuō)明溶液逐漸不穩(wěn)定，有利于絮凝。

圖2 上清液Zeta電位

考慮把絮凝劑投加量應(yīng)用到現(xiàn)場(chǎng)中試裝置中，由于中試裝置第一階段采用聚合氯化鐵強(qiáng)化生物絮凝工藝，活性污泥本身對(duì)COD和TP有一定的去除效果，因此對(duì)比實(shí)驗(yàn)室的絮凝劑投入量研究所需絮凝劑投加量會(huì)有一定程度的減少。而且中試實(shí)驗(yàn)一級(jí)強(qiáng)化處理部分是為后續(xù)短程硝化-厭氧氨氧化工藝提供水質(zhì)保證，需要保留一定量的碳源，對(duì)COD的去除率不能過(guò)高，同時(shí)考慮加藥成本以及剩余污泥產(chǎn)量，因此選擇15 mg/L和30 mg/L濃度的聚鐵投加到現(xiàn)場(chǎng)中試裝置中，嘗試不同濃度聚鐵強(qiáng)化生物絮凝的效果。

2.2 生物強(qiáng)化一級(jí)處理效果

不投加絮凝劑正常運(yùn)行中試裝置的情況下，每天定時(shí)取進(jìn)水出水進(jìn)行測(cè)定，結(jié)果如圖3所示。由于實(shí)驗(yàn)用水取自污水廠實(shí)際進(jìn)水，因此進(jìn)水水質(zhì)是實(shí)時(shí)變化的。在不投加鐵鹽絮凝劑僅僅依靠生物絮凝的情況下，現(xiàn)場(chǎng)進(jìn)水的COD濃度由160～340 mg/L之間下降到 90～190 mg/L之間，COD去除率在37%～55%之間，維持在43%附近。進(jìn)水的TP濃度由1.9～3.0 mg/L之間下降到0.9～1.9 mg/L之間，TP去除率在37%～54%之間，維持在44%附近，僅通過(guò)活性污泥吸附去除顆粒態(tài)磷以及極少部分的磷酸根[18]，本裝置中單純依靠生物吸附去除有機(jī)物和磷效果有限。

圖3 中試裝置生物絮凝階段對(duì)生活污水的處理效果。（a）COD；（b）TP

2.3 化學(xué)-生物強(qiáng)化一級(jí)處理效果

首先測(cè)試在聚合氯化鐵投加量為15 mg/L時(shí)，中試裝置的TP及COD的去除效果。結(jié)果如圖4。

當(dāng)投加15 mg/L聚鐵強(qiáng)化生物絮凝時(shí)，污水中COD濃度由160～280 mg/L之間下降到50～120 mg/L之間，COD去除率在56%～76%之間，維持在60%附近。TP濃度由1.7～3.1 mg/L之間下降到0.4～1.2 mg/L之間，TP去除率在52%～73%之間，維持在66%附近。投加15 mg/L聚鐵強(qiáng)化生物絮凝對(duì)比原來(lái)使得有機(jī)物和磷的去除效果有一定提高，COD的去除率提高了16%，TP去除率提高了22%，但并未達(dá)到短程硝化-厭氧氨氧化的啟動(dòng)標(biāo)準(zhǔn)，且距離磷排放達(dá)標(biāo)仍有距離。

圖4 中試裝置15 mg/L聚鐵強(qiáng)化生物絮凝階段對(duì)生活污水的處理效果。（a）COD；（b）TP

因此繼續(xù)測(cè)試了30 mg/L的聚合氯化鐵對(duì)中試反應(yīng)器去除效果的影響。加藥池中聚鐵濃度保持在30 mg/L時(shí)，對(duì)原水中TP及COD的去除效果如圖5。

當(dāng)投加30 mg/L聚鐵強(qiáng)化生物絮凝時(shí)，污水中COD濃度由160～340 mg/L之間下降到50～80 mg/L之間，COD去除率在61%～77%之間，維持在70%附近，對(duì)比生物絮凝使得COD的去除率提高了27%，出水COD濃度降低了80 mg/L，COD大部分被去除，有利于下一階段短程硝化-厭氧氨氧化的運(yùn)行[19]。污水中TP濃度由1.1～2.9 mg/L之間下降到0.1～0.5mg/L之間，TP去除率在79%～92%之間，維持在83%附近。投加30 mg/L聚鐵對(duì)比生物絮凝使得TP的去除率提高了39%，同時(shí)出水的TP值均在0.5 mg/L以下，說(shuō)明投加30 mg/L聚鐵對(duì)TP的去除效果很好，為TP的達(dá)標(biāo)排放提供了前提條件。

圖5 中試裝置30 mg/L聚鐵強(qiáng)化生物絮凝階段對(duì)生活污水的處理效果。（a）COD；（b）TP

2.4 污泥紅外光譜分析

為了研究投加聚合氯化鐵對(duì)污泥性質(zhì)的影響，尤其是對(duì)能夠直接影響混凝效果的表面官能團(tuán)的影響，分別取污泥絮凝、15 mg/L聚鐵和30 mg/L聚鐵階段的污泥進(jìn)行中紅外光譜測(cè)試，結(jié)果如圖6。

對(duì)紅外光譜進(jìn)行分析可以看出，在2 923 cm-1處存在飽和C-H伸縮振動(dòng)吸收，在1 385 cm-1處存在C-H彎曲振動(dòng)，在1 035 cm-1處存在C-O伸縮振動(dòng)[20]，在3 425 cm-1處存在分子間氫鍵O-H伸縮振動(dòng)，在1035 cm-1處存在C-O伸縮振動(dòng)。在1 650 cm-1和1 539 cm-1處為蛋白，在470 cm-1處為多糖。三種污泥的紅外光譜基本沒(méi)有變化，主要是污泥中的有機(jī)物對(duì)紅外光譜產(chǎn)生影響，投加聚鐵雖然強(qiáng)化了絮凝效果，但紅外光譜沒(méi)有變化。由此表明混凝劑投加協(xié)同生物強(qiáng)化絮凝的機(jī)理更有可能是聚合氯化鐵本身對(duì)污染物的吸附和絮凝作用，其對(duì)污泥絮體的作用可能主要是吸附和架橋作用，而對(duì)污泥絮體表面的官能團(tuán)則影響較小。

圖6 三種污泥的中紅外光譜表征

3 小結(jié)

在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行的批次實(shí)驗(yàn)和在污水廠進(jìn)行的中試實(shí)驗(yàn)表明投加聚合氯化鐵對(duì)于生活污水中的TP和COD有較好的去除效果，但過(guò)多的投加聚鐵反而會(huì)使出水的COD濃度升高。投加30 mg/L聚合氯化鐵可以使中試裝置在水質(zhì)波動(dòng)的情況下對(duì)COD的去除率達(dá)到70%，對(duì)TP的去除率達(dá)到83%，出水的TP濃度保持在0.5 mg/L以下，為磷的達(dá)標(biāo)排放以及后續(xù)的短程硝化-厭氧氨氧化的順利運(yùn)行提供了前提條件。聚合氯化鐵主要是通過(guò)吸附架橋作用對(duì)廢水中污染物產(chǎn)生吸附絮凝作用，而對(duì)污泥絮體表面的官能團(tuán)則影響較小。