蒋轶锋,黄晓楠,王志彬,金云珍(.浙江工业大学环境学院,浙江 杭州 3004；.温州市瓯海区城市管理与行政执法局,浙江 温州 35006)

鼓泡塔污泥臭氧化效率及影响因素分析

蒋轶锋1*,黄晓楠1,王志彬1,金云珍2(1.浙江工业大学环境学院,浙江 杭州 310014；2.温州市瓯海区城市管理与行政执法局,浙江 温州 325006)

采用鼓泡塔反应器开展污泥臭氧化研究,考察了臭氧浓度、污泥浓度、臭氧投加量对污泥溶胞和有机物释放的影响规律.结果表明,污泥臭氧化在实现较高溶胞速率的同时对释出 COD的矿化作用明显,造成臭氧化效率下降.基于响应面分析,发现各影响因素对污泥溶胞速率和COD释放速率的显著性排序分别为:臭氧浓度＞污泥浓度＞臭氧投加量,臭氧浓度＞臭氧投加量＞污泥浓度,且存在交互作用效应;建立了相关多元二次回归模型并进行了有效性验证,获得了各影响因素之于污泥臭氧化的最佳反应条件.

臭氧；污泥；溶胞；响应面分析

剩余污泥减量是当前亟待解决的环境和社会问题[1].污泥溶胞—隐性生长污泥减量技术具备环境安全、操作方便、减量效果显著等优点[2-3].臭氧/氯气氧化、机械压力/超声、酸/碱等均能破解细胞,其中臭氧化方法因其氧化能力强、反应副产物少、能改善污泥沉降性等特点而备受瞩目[4-7].

目前,臭氧化设备的投资及制备成本仍然偏高.同时,由于臭氧难溶于水,根据双膜理论认为臭氧的扩散传质阻力主要集中于液相.为此,现有的研究主要从反应装置和运行参数入手,围绕污泥臭氧化的特点开展反应机理、传质动力学等研究[8-10],以期通过提高气液传质和臭氧利用效率,实现其与污水生物处理单元的耦合与污泥减量.蒋轶锋等[4]、王正等[5,9]考察了臭氧浓度、污泥浓度、臭氧投加量、混合液高度、气泡尺寸等对臭氧传质效率的贡献,并建立了相关数学模型;汪启光[11]剖析了污泥臭氧破解机理及主要作用途径,认为臭氧投加量、臭氧浓度与固相COD的释放成正比;赵玉鑫等[12]考察了臭氧投加量、pH值和污泥浓度对有机物释放的影响,获得了污泥溶胞的临界臭氧投量;吴声东等[13]以溶出 COD为控制指标,分析表明影响臭氧化溶胞效率的顺序为臭氧浓度＞作用时间.

考虑到臭氧化污泥溶胞反应相对缓慢、持续时间较长,本文将采用底部安装有 10μm微孔曝气头的新型气提式鼓泡塔接触反应器,具有结构简单、气相高度分散、相际接触表面大、传质系数高等优点.相比先前研究,该体系有望进一步增强污泥破解速率,缩短反应时间.同时,考察系统中污泥浓度、臭氧浓度、臭氧投加量等关键参数对臭氧化过程和效率的影响;结合响应面分析,探讨各因子对污泥溶胞及其有机物释放速率的显著性影响与交互作用效应,以摸清污泥臭氧化的一般性规律及优化方法.

1 材料和方法

1.1 臭氧发生器

臭氧发生器(3S-A3型,北京同林高科科技有限责任公司)以环境空气为气源,经高频放电产生臭氧.试验中保持进气流量 0.2L/min,通过调节电流控制出口臭氧浓度在11、16和21mg/L左右.

1.2 污泥臭氧化装置

图1所示的污泥臭氧化装置由臭氧发生器、鼓泡塔反应器、尾气吸收和臭氧检测装置等组成.具有一定高径比的鼓泡塔直径 35mm,高1700mm,有效容积1.65L.

图1 污泥臭氧化试验装置示意Fig.1 Schematic diagram of sludge ozonation device

污泥取自杭州某城市污水处理厂,通过人工培养保持污泥性状稳定,VSS/SS=0.51左右.污泥经自来水淘洗后配置所需的浓度.每批次反应投加污泥1L,臭氧经流量计由微孔曝气头进入塔底与污泥接触氧化.

1.3 臭氧投加量

本试验的臭氧投加量定义为臭氧投量与初始污泥量的比值,其计算方式如下:

式中:dO3为臭氧投加量,gO3/gMLSS;Qg为气源流量,L/min;T为反应时间,min;CO3为臭氧浓度, mg/L;VSS为污泥体积,L;MLSS为污泥浓度, mg/L.

1.4 分析方法

各指标按国家标准方法测定[14];臭氧浓度采用碘量法分析[15].液相总 COD(TCOD)和溶解性COD(SCOD)分别指混合液经沉降 5min或离心10min(4500r/min)后上清液中的有机物浓度[9,16].

2 结果与讨论

2.1 污泥溶胞

图2 不同臭氧浓度下MLSS的变化Fig.2 Change of MLSS at different ozone concentrations

图 2显示在不同进气臭氧浓度(11、16和21mg/L)和污泥浓度(4、9和14g/L)下的污泥溶胞情况.臭氧利用强氧化性破坏细胞,导致污泥溶解并释放胞内物.如图,在不同工况下MLSS均呈现先快速后趋缓的下降规律,表明反应后期由于惰性物质积累,导致污泥分解趋缓[17-18].即臭氧投量的增加对污泥减量的促进存在一个合理的范围,过长的反应时间反而会加剧臭氧消耗及其对释出有机物的直接氧化作用[4].

理论上,污泥细胞质提供了类似 pH中性和高浓度HCO3-离子的环境,溶胞过程包括 OH·和分子态臭氧的间接和直接氧化作用[11,19].通过图3对pH监测,其中性偏酸性条件更有利于污泥的臭氧氧化分解[12,20].

图3 pH随臭氧投加量的变化Fig.3 Change of pH with ozone dosage

表1列出了不同条件下的污泥溶胞速率,显示较高的臭氧浓度更利于溶胞[13].相较吴声东[21]19mgMLSS/(L·min)的溶胞速率,本试验在类似条件下的速率高达116mgMLSS/(L·min)(为其6倍),推测这与研究采用的鼓泡塔装置和微孔曝气器有关.该结果也与作者前期结论一致[5],即塔内混合液高度和气泡直径对臭氧传质效率的影响十分显著.

表1 不同条件下的溶胞速率Table 1 Cell lysis rate under different conditions

2.2 有机物释放

污泥溶胞引起液相有机物浓度上升,图 4和图5分别表示在3种初始污泥浓度条件下,TCOD和SCOD随臭氧投量的变化情况.首先,COD的释放量随着臭氧投量增加而增加,但同时发现拟合曲线存在拐点,暗示在反应中后期臭氧对COD的氧化速率已超越其溶胞释出速率,这显然对臭氧溶胞的经济性不利[22-23].

此外,在一定的臭氧投量下TCOD与SCOD的差值反映了污泥溶出物中大分子非溶解性COD占据较大比例,且其增加速率高于溶解性SCOD.总体而言,污泥臭氧化在0.015gO3/gMLSS左右的投量下具有较好的溶胞效果.然而,就单位溶解污泥释放有机物的比例而言,经计算其最大值仅为365mgTCOD/gVSS,进一步表明有70%多的有机物(底物)在溶胞过程中被臭氧直接矿化损耗(按 1gVSS=1.42gCOD[24]).推测本研究鼓泡塔的设计及其分散相中较小的气泡尺寸引起了气液传质反应速率改善,导致释出 COD在溶胞过程中更易被氧化分解.因此,在维持高污泥溶胞速率的同时减少臭氧和有机物的无效消耗是后续研究的重点.

图4 不同污泥浓度下TCOD随臭氧投加量的变化Fig.4 Variation of TCOD with ozone dosage under different sludge concentrations

图5 不同污泥浓度下SCOD随臭氧投加量的变化Fig.5 Variation of SCOD with ozone dosage under different sludge concentrations

2.3 臭氧利用率

进一步对污泥溶胞过程中的臭氧利用率进行了考察,如图6所示,在4、9和14g/L污泥浓度下,臭氧的利用率随反应的进行均呈先升高后降低的趋势,其平均利用率分别在0.88、0.91、0.92左右,表明污泥浓度增加有利于臭氧的利用[9],但影响不大.

臭氧利用率的波动也证明了污泥臭氧化过程中MLSS溶胞、COD氧化两个过程对臭氧的争夺利用[25].结合前文的分析,污泥臭氧化进程和终点的控制应通过不同操作条件下臭氧投量、MLSS、COD、臭氧率用率等严格监控加以确定,避免臭氧被有机物矿化所用[5,8].

图6 臭氧利用率随反应时间的变化Fig.6 Change of ozone utilization with reaction time

2.4 污泥臭氧化效率

2.4.1 响应面因素及水平选取 进而选取臭氧浓度(A)、污泥浓度(B)和臭氧投加量(C)作为污泥臭氧化溶胞效果影响显著的3个因素,并采用三因素三水平的响应面分析方法,其水平设计见表2.

表2 试验因素及水平Table 2 Factors and levels of experiment

2.4.2 模型建立及方差分析 根据 Box-Benhnken实验设计(BBD),以上述A、B和C为自变量,污泥的溶胞速率(Y1)和 TCOD释放速率(Y2)为目标响应,设计了共15个实验点的响应面分析实验,利用Design-Expert8.0.6拟合得到3个因素与响应值的多元二次回归方程(1)和(2),通过对回归方程的分析,分析最优工艺参数,结果如表3所示.

表3 BBD实验设计结果Table 3 Experimental design and results of BBD

对Y1和Y2的回归模型进行二次方差分析和显著性检验.由表4可见,溶胞速率模型的F值为37.34,P值为 0.0005＜0.05,认为溶胞速率的响应模型显著.观察各项的P值,A、B、C、AC、B2、C2六项的P值＜0.05,而其余各项P值均＞0.05,表明该模型A、B、C三项的单独作用及A和C的交互作用对溶胞速率响应模型的影响显著,B、C的二次项对响应模型的影响显著;其他变量的影响均不显著.失拟项 F值为 0.050,P值 0.9818＞0.05,表明失拟项不显著,说明模型拟合效果好,可以用模型进行污泥溶胞速率的预测分析.

另外,TCOD的释放速率模型F值为5.78,P值为0.0339＜0.05,认为该模型显著.A的单独作用以及C的二次项对响应模型的影响显著.失拟项F值为4.23,P值0.1972,失拟项不显著,说明模型拟合情况好.R2=0.9123,精密度为7.393,表明该模型有较好的拟合度.

表4 二次回归模型的方差分析Table 4 ANOVA for quadratic regression model

2.4.3 响应面分析 通过3D响应面图形可更直观地观察各因素对响应值的影响.如图7和8所示,污泥的溶胞速率和 TCOD的释放速率随着臭氧浓度的增加明显的升高,特别是 TCOD释放速率随臭氧浓度的增大几乎呈线性增长趋势.随着污泥浓度的增大,污泥溶胞速率开始有所提高,但当污泥浓度处于9与14g/L之间时溶胞速率几乎不再升高甚至有所下降,说明在一定范围臭氧浓度下,较低污泥浓度更有利于污泥细胞的破解.这与曹艳晓等[26]的试验结论相一致,即 MLSS越高削减量越多,但当高于某一值时削减量反而下降.

图7 臭氧浓度-臭氧投加量,污泥浓度-臭氧投加量对溶胞速率影响的3D响应面Fig.7 3D response surface grpahs of effect of ozone concentration-ozone dosage, sludge concentrationozone dosage on cell lysis rate

总体上,得出影响污泥溶胞速率的各因素按影响大小排序依次为:臭氧浓度(A)＞污泥浓度(B)＞臭氧投加量(C);而对于TCOD释放速率影响,臭氧浓度(A)＞臭氧投加量(C)＞污泥浓度(B),与响应面方差分析的结果一致.该结论与前人的研究[13]相符并进一步揭示了主要操作参数对于污泥臭氧化过程的直观影响规律.

2.4.4 优化及验证 通过Design-Expert软件分析,得到本试验优化操作条件:臭氧浓度21mg/L、污泥浓度10.49g/L、臭氧投加量0.011gO3/gMLSS.此时,污泥溶胞速率和有机物释放速率分别为223mgMLSS/(L·min)和15.22mgTCOD/(L·min).

图8 臭氧浓度-污泥浓度,臭氧投加量-污泥浓度对TCOD释放速率影响的3D响应面Fig.8 3D response surface grpahs of effects of ozone concentration-sludge concentration, ozone dosagesludge concentration on TCOD release rate

进一步开展了相关验证实验:即在臭氧浓度21mg/L、初始污泥浓度10.80g/L工况下,当臭氧投加量0.011gO3/gMLSS时(反应仅约30min),得到的污泥溶胞速率和 TCOD释放速率分别为212mgMLSS/(L·min)和 15.33mgTCOD/(L·min),且与上述模型预测值接近,从而说明响应面分析模型较为合理,具有一定的指导意义.

3 结论

3.1 鼓泡塔内污泥臭氧化可获得较高的溶胞速率,但对释出有机物的氧化作用明显,造成臭氧和COD的双重损耗.

3.2 基于响应面分析,臭氧浓度对溶胞速率和TCOD释放速率的影响最为显著,且其与臭氧投加量的交互作用对溶胞速率影响显著,初始污泥浓度对TCOD释放速率几无影响.

3.3 按各因素的影响显著性排序,对于污泥溶胞速率:臭氧浓度＞污泥浓度＞臭氧投加量;对于TCOD释放速率:臭氧浓度＞臭氧投加量＞污泥浓度.

3.4 建立了溶胞速率和TCOD释放速率的多元二次回归模型,在臭氧浓度 21mg/L、污泥浓度10.49g/L、臭氧投加量0.011gO3/gMLSS的最佳反应条件下,溶胞速率和TCOD释放速率的预测值与试验值吻合,表明模型具有一定指导意义.

[1]王 嵘,万金保,吴声东.利用同步臭氧氧化实现 SBR污泥减量的研究 [J]. 中国给水排水, 2008,24(7):1-3.

[2]谭 笑.臭氧化活性污泥减量机制及对 A2/O工艺的影响研究[D]. 成都:西南石油大学, 2015.

[3]马 航,李 祥,黄 勇,等.污泥减量化技术研究进展 [C]//中国环境科学学会.2016中国环境科学学会学术年会论文集(第三卷).中国环境科学学会, 2016:3337-3341.

[4]蒋轶锋,王 琳,王宝贞,等.污泥臭氧化对MBR运行效能的影响[J]. 中国环境科学, 2005,25(5):519-522.

[5]王 正,王 琳,蒋轶锋,等.活性污泥中臭氧传质效率的理论分析与实验研究 [J]. 环境科学, 2007,28(8):1703-1709.

[6]徐慧敏,何国富,戴晓虎,等.超声联合低温热水解促进剩余污泥破解和厌氧消化的研究 [J]. 中国环境科学, 2016,36(9):2703-2708.

[7]Bohler M, Siegrist H. Partial ozonation of activated sludge to reduce excess sludge, improve denitrification and control scumming and bulking [J]. Water Science & Technology, 2004, 49(10):41-49.

[8]王 正,王 琳,王宝贞,等.臭氧污泥减量过程中混合液各参数的变化 [J]. 城市环境与城市生态, 2007,20(3):11-14.

[9]王 正.污泥臭氧化影响因素及组合工艺污泥减量化效果研究[D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2008.

[10]Song K., Choung Y, Ahn K, et al. Performance of membrane bioreactor system with sludge ozonation process for minimization of excess sludge production [J]. Desalination, 2003,157:353-359.

[11]汪启光.污泥臭氧破解及其减量的机理与效能研究 [D]. 杭州:浙江大学, 2006.

[12]赵玉鑫,尹 军,于合龙,等.污泥臭氧氧化破解影响因素研究[J]. 吉林农业大学学报, 2010,32(5):523-527,543.

[13]吴声东,江水英,万金保.污泥臭氧破解及影响因素程度分析 [J].南昌大学学报(工科版), 2009,31(2):113-116.

[14]中国环境保护总局.水与废水监测方法手册 [M]. 4版.北京:中国环境科学出版社, 2002.

[15]CJ/T322-2010 水处理用臭氧发生器 [S].

[16]徐召燃.污泥臭氧氧化及其回流可行性研究 [D]. 杭州:浙江工业大学, 2012.

[17]王 昶,方 斌,杨晓娇.污泥处理条件对臭氧破解污泥能力的影响 [J]. 天津科技大学学报, 2012,27(3):50-54+59.

[18]孟宪荣,刘东方,刘范嘉,等.臭氧氧化污泥减量和碳源回收利用研究 [J]. 中国给水排水, 2014,30(1):18-21.

[19]徐新华,赵伟荣.水和废水的臭氧处理 [M]. 北京:化学工业出版社环境科学与工程出版中心, 2003.

[20]李 顺.臭氧氧化-SBR工艺污泥减量效果与出水水质情况试验研究 [D]. 重庆:重庆大学, 2013.

[21]吴声东.臭氧化对污泥特性的影响及同步污泥减量工艺研究[D]. 南昌:南昌大学, 2008.

[22]何圣兵,薛 罡,王宝贞.影响臭氧化污泥减量工艺的因子 [J].化学工程, 2006,34(4):51-54.

[23]丁春生,徐召燃,蒋轶锋,等.臭氧破解活性污泥的试验研究 [J].中国给水排水, 2012,28(5):66-69.

[24]王 嵘.臭氧破解污泥的溶出机制及同步臭氧氧化对污泥减量效能的影响研究 [D]. 南昌:南昌大学, 2008.

[25]储 兰.改性纤维在臭氧氧化污泥减量化中的应用研究 [D].上海:上海交通大学, 2010.

[26]曹艳晓,吴俊锋,冯晓西.臭氧氧化剩余污泥的影响因素分析及应用初探 [J]. 给水排水, 2010,36(1):135-139.

Analysis of sludge ozonation efficiency and its influencing factors in bubble column.

JIANG Yi-feng*, HUANG

Xiao-nan, WANG Zhi-bin, JIN Yun-zhen (1.College of Environment, Zhejiang University of Technology, Hangzhou 310014, China；2.Wenzhou Urban Management and Law Enforcement of Ouhai, Wenzhou 325006, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3416～3422

In this context, a bubble column reactor was employed for sludge ozonation, where the effects of ozone concentration, sludge concentration and ozone dosage on sludge solubilization and organic release was investigated, respectively. The results showed that a high cell lysis rate was achieved but with an obvious mineralization of released COD, and it in consequence lowered the ozonation efficiency. Based on the response surface methodology, it revealed that there was interaction effects among the above influencing factors, and their respective order for sludge solubilization rate and COD release rate were: ozone concentration ＞ sludge concentration ＞ ozone dosage, and ozone concentration ＞ ozone dosage ＞ sludge concentration. Finally, the optimum operational conditions for sludge ozonation was obtained, by the related multiple quadratic regression model established and validated experimentally.

ozone；sludge；cell solubilization；response surface methodology

X705

A

1000-6923(2017)09-3416-07

2017-02-27

国家青年科学基金项目(51308501)

* 责任作者, 副教授, jyf@zjut.edu.cn

蒋轶锋(1978-),男,浙江绍兴人,博士,主要研究方向为水处理及气态污染物控制技术.发表论文30余篇.