强制分散活性炭对甲基橙脱色的研究.doc

强制分散活性炭对甲基橙脱色的研究活性炭具有发达的空隙结构，巨大的比表面积，是常规水处理中最常用的吸附剂1。然而活性炭的吸附效果取决于活性炭的粒度和分散程度，生产中往往忽视活性炭的分散程度对吸附效果的影响，使活性炭的吸附效果得不到充分的发挥。本文采用曝气强制分散方法研究了活性炭对甲基橙溶液的脱色效果的影响。1 仪器与试剂实验装置如图1所示，反应器的容积为1升。 7520型紫外可见分光光度计（上海分析仪器厂）；HGX-180型空压机；ZB-10玻璃转子流量计（武汉流量仪表厂）；活性炭（圆柱状活性炭，粒径约为1毫米），将活性炭在球磨机中研磨，然后分离出不同粒径活性炭，水洗烘干后备用；甲基橙（分析纯，天津市化学试剂一厂）。1.曝气机，2.空气转子流量计，3.布气装置， 4.反应器壁，5.取样口图1 反应装置2 实验与分析方法2.1 实验方法配制一定浓度的偶氮染料甲基橙水溶液，取一升溶液倒入反应器中，打开空压机，调节流量后，加入一定量的活性炭，反应开始后，定时取样。取样后立即过滤，使反应停止，将滤液在465nm处测定吸光度，来评价在不同条件下活性炭的吸附效果。2.2 分析方法首先做甲基橙浓度-吸光度的工作曲线，由过滤后水样的吸光度来计算染料甲基橙的浓度。色度的剩余率（）C/C0100%A/A0100%，式中，C0：染料甲基橙溶液的初始浓度，C：反应后染料甲基橙的浓度，A0：染料甲基橙的初始吸光度，A：反应后染料甲基橙的吸光度。3 结果与讨论3.1 不同粒径活性炭对甲基橙吸附效果的影响为了考察实体系中粒径对甲基橙脱色效果的影响，分别进行了五个不同粒径级别活性炭吸附实验。实验在pH=7，活性炭投加量为6 g/L，曝气量为1 m3/h，甲基橙的初始浓度为30 mg/L 条件下进行实验，结果如图2所示。从图中可以看出的活性炭的粒径对甲基橙溶液吸附效果有很大的影响。随着粒径的减小，甲基橙溶液的脱色率越来越高。粒径从20目到50目这个范围内，甲基橙的脱色效果变化最为明显。这是由于活性炭的颗粒越小，比表面积迅速的增大，这样与污染物的接触机会就越大，吸附就加快。但是活性炭的颗粒过小，沉降速度变慢，混合液难以分离，同时活性炭难以回收利用，因此的最佳的粒径是100目。图2不同粒径活性炭对甲基橙吸附效果的影响3.2 不同的曝气量对甲基橙吸附效果的影响活性炭的粒径为100目，投加量为6 g/L，pH=7，甲基橙的初始浓度为30m g/L 条件下进行不同曝气量（0.25 m3/h，0.5 m3/h，1 m3/h，2 m3/h）对甲基橙脱色效果的影响如图3所示。从图中可以看出随着曝气量的增加，甲基橙的脱色率逐渐增加。这是有于曝气量的增加，活性炭的分散程度增大，活性炭与污染物接触的机会增大，因此活性炭吸附效果就增加。但是到一定程度后，脱色效果的增加不是很明显，流量从1 m3/h到2 m3/h，活性炭的脱色率增加缓慢。原因可能是活性炭的分散程度达到最大，增加曝气量作用开始变小，从经济性的角度考虑，此实验条件下最佳的曝气流量为1 m3/h。图3不同的曝气量对甲基橙吸附效果的影响3.3 不同投加量对甲基橙吸附效果的影响在pH=7，曝气量为1m3/h，甲基橙的初始浓度为30m g/L条件下进行了不同投加量（2，4，6 g/L）实验。实验结果如图4所示，图中反应脱色率随时间变化的趋势说明，反应时间是影响脱色效果的重要因素。在本实验系统中，活性炭并不影响甲基橙的最终脱色率。但是在相同时间点的脱色率随活性炭的投加量增大而增大。因此活性炭的投加量也是影响反应脱色反应速率的重要因素，增加投加量可以有效缩短反应时间。图4不同投加量对甲基橙吸附效果的影响3.4 不同初始浓度对甲基橙吸附效果的影响对染料甲基橙的初始浓度分别为120，75，50，30 mg/L情况下，pH=7，曝气量为1m3/h，活性炭的投加量为6 g/L条件下进行了甲基橙脱色效果的比较，实验结果如图5所示。从图中可以看出，脱色率随染料初始浓度的升高而降低，在最开始的5min内，脱色速率最大，然而随着时间的延长，曲线变得逐渐变的平缓，这是由于开始活性炭的比表面积大，甲基橙往活性炭表面迁移的速率大，随着活性炭吸附性能变弱，同时甲基橙浓度变小，反应速率变慢。图5不同初始浓度对甲基橙吸附效果的影响3.5 强制分散与静态对甲基橙吸附效果的比较在性炭粒径为100目，投加量为6 g/L，pH=7，甲基橙的初始浓度为30mg/L条件下分别进行了曝气强制分散和静态吸附对甲基橙脱色的实验。实验结果如图-6所示。从图中可以看出强制分散下的活性炭吸附比静态吸附有更高的脱色效果和较短的用时。这是由于强制分散下的活性炭有更多的机会和污染物接触，同时克服了活性炭之间的自凝聚现象，因此有利于更好的发挥活性炭吸附性能。4 结论实验研究了不同操作条件对活性炭吸附处理甲基橙废水的影响。实验发现活性炭在强制分散下能更好的发挥其优良的吸附特性。同时活性炭的粒径，分散程度以及甲基橙的初始浓度都对脱色率有很大的影响。活性炭的粒径越小，曝气的流量越大，吸附效果越好。本试验认为强制分散下活性炭的最佳粒径为50目，此时活性炭吸附速度快，同时能够回收，这为今后活性炭吸附技术提供了一个新的思路。全流程生物氧化法处理微污染原水研究目前，对微污染原水的处理主要是在常规处理工艺的基础上增设生物接触氧化工艺(BCO)、臭氧氧化和生物活性炭滤池等，但采用BCO技术的水厂为防止藻类在后续处理构筑物内大量繁殖，往往在生物预处理出水中预加氯，从而使后续沉淀、过滤工艺的生物作用难以发挥。为验证在含BCO工艺的后续净水系统中混凝沉淀池与滤池所具的生化作用，笔者于1999 年9月25日1999年11月1日进行了在混凝沉淀前预加氯的试验，并将所测得参数与参比的C、Z两水厂的水质参数进行了比较。试验中所投加的漂粉精量为24mg/L(漂粉精含有效氯约为60%)，沉淀池出水余氯保持在0.61.0mg/L。 1 预加氯对氨氮去除效果的影响1999年5月5日1999年6月10日(平均水温为21.4)和1999年9月25日1999年11月1日(平均水温为22.6)预加氯去除氨氮的效果见表1。从表1可知，对于各工艺单元而言，在未投加漂粉精以前，除砂滤池受进水氨氮浓度影响较大外，其余各单元均相对较稳定。表1预加氯对氨氮去除效果的影响处理单元未加漂粉精预加漂粉精氨氮浓度(mg/L)去除率(%)氨氮浓度(mg/L)去除率(%)原水0.855.301.105.70生化池0.211.2475760.221.726980沉淀池0.130.8233380.161.381927砂滤池0.020.3656840.101.141744注：表中数据是以原水氨氮浓度的变化范围为基准，将其所对应的该日的生化池、沉淀池、砂滤池的出水氮氨浓度相应列入表中，而去除率则是相对于该工艺单元进水的去除率的计算值，沉淀池为斜管沉淀池，其水流上升流速为2.14mm/s，HRT为0.94h。出现这一现象的原因是，原水经BCO工艺处理后，出水中细菌、硝酸细菌或氨化细菌的含量增多，这些细菌在后续净水单元的载体上附着后继续发挥生物降解作用，此时的砂滤池已是 一种具有较强生物活性的生物砂滤池。预加氯后，由于氯对水中的细菌及微生物有较强的杀灭作用，因而沉淀出水中细菌及微生物的含量较低。若进入砂滤池的水中也含有较高的余氯，同样会对滤料表面的细菌及微生物起着杀灭作用，因而预加氯后砂滤池的生物活性一般较差。常规工艺对氨氮的去除主要是氯和氨氮进行化学反应的结果，集中在混凝、沉淀两工艺中，同时还可能包括一些杂质胶体及吸附了氨氮的杂质颗粒的去除作用。无预加氯的常规工艺中，除了上述沉淀作用外，氨氮的去除是靠沉淀池中斜管管壁生长的和滤池滤 料表面附着的氨化细菌等的生物硝化作用。在设备进行检修时观察到斜管管壁表面生长着一层褐色的生物膜，取管壁表面的生物膜与生物接触氧化池中填料表面的生物膜进行镜检比较发现这层生物膜疏松且较厚(厚度约为0.30.45mm，是YDT填料上部生物膜厚的23倍)，其表面的生物群落以苔藓虫、钟虫、轮虫群落为主，其中在苔藓虫的表面还附着有其他小型动物，管壁外部有黑褐色污物。同期对C、Z两水厂内的斜管取样镜检，发现在上部管壁有一些绿色藻类和苔藓虫群落，下部以一层较薄的淤泥为主，整个管壁显得较为干净。这些现象有力地解释了一般常规混凝沉淀作用对氨氮几乎无去除效果、但无预加氯的混凝沉淀池出水氨氮却可以有效降低的事实，究其原因是生化池出水中大量的氨化细菌和硝化细菌的存在及斜管壁上生长的生物膜硝化作用所致。分别对EPBO试验系统各工艺单元、C与Z水厂砂滤池中石英砂表面的氨化细菌进行了测定，其中C、Z两水厂水源与EPBO试验系统相同，但C水厂未设生物预处理工艺，而Z水厂则设有生物预处理工艺，这两座水厂均采用混凝前预加氯的方式。所测得的氨化细菌数等见表2。表2 异养细菌和氨化细菌总数 采样点生物接触氧化池试验砂滤池臭氧生物活性炭池生物活性炭池C水厂砂滤池Z水厂砂滤池氨化细菌数(个/g)3.001064.001052.501049. 501041.501042.50105异养细菌数(个/g)1.801082.501062.001057.501054.501042.50106注： 所测数据为每克填料或石英砂的湿重细菌数目。表2试验砂滤池中的氨化细菌数是C水厂砂滤池中的26.7倍，是Z水厂的1.6倍，这一数字与预加氯试验砂滤池对氨氮的去除率有40%(注：1/0.61.67)以上的差值有较好的吻合。石英砂滤料较粗糙的表面为微生物的生存提供了良好的附着条件1。HJ取这种活性滤料进行显微镜观察时可以看到砂粒呈褐色或黑褐色，而C、Z两水厂的砂粒在运行多年之后仍不变色，这与两座水厂在混凝前投加大量的氯有关。2 预加氯对CODMn去除效果的影响生化作用在降解原水中有机物上的优越性见表3、4。表3 常温下混凝沉淀池对CODMn的去除效果生化池出水CODMn(mg/L)加PAC(mg/L)未加漂粉精(mg/L)去除率(%)平均值(%)加PAC(mg/L)加漂粉精(mg/L)去除率(%)平均值(%)6510135028.951024104025.16510175230.751024124527.9表4常温下滤池对CODMn的去除效果沉淀池出水CODMn(mg/L)2加PAC(mg/L)未加氯(mg/L)去除率(%)平均值(%)加PAC(mg/L)加氯(mg/L)去除率(%)平均值(%)4510103522.95100.40.693318.24510153625.75100.40.6133621.9注：去除率值系指该单元进、出水的高锰酸盐指数变化，而非全系统的去除率变化。结果表明，常温下生化净水系统在混凝沉淀前预加氯与否对有机物的去除效果差别并不明显，但从饮水安全的角度考虑，预加氯应当尽量避免，这样不但会减少大量卤化有机污染物的生成，还会提高处理水的毒理学安全性，同时还减少了氯耗，降低了水处理成本。3 EPBO与常规工艺去除NO2-N的比较3.1 水厂常规工艺对NO2-N的去除 较低加氯量预加氯为23mg/L，澄清池出水余氯为0.61.0mg/L，砂滤池出水余氯为0.30.75mg/L ，出厂水余氯为0.51.0mg/L，试验结果表明，当进水氨氮浓度为1.65.0mg/L，出水的浓度为0.140.60mg/L；当进水氨氮浓度为0.61.15mg/L，出水的NO2-N浓度为0.010.08mg/L。这说明当进水氨氮浓度为1.65.0mg/L，后加氯量为12mg/L已不能使出水NO2-N的含量达到低于0.1 mg/L的要求。另外，砂滤池出水NO2-N浓度一般较澄清池出水浓度高一些，尤其当澄清池出 水NO2-N0.1mg/L时，砂滤池出水NO2-N浓度升高的幅度更明显。当澄清池出水为0.0040.088mg/L，砂滤出水的NO2-N浓度升至0.0900.45mg/L，这表明澄清池出水的余氯量已不能完全抑制砂滤池中砂上的微生物生长繁殖，此时亚硝化作用开始加剧。砂滤池微生物检测结果如表5所示。表5 C水厂砂滤池细菌检测结果名称异养细菌亚硝酸细菌硝酸细菌数量(个/g样品)2.51051.410530表5可知，砂滤池中异养细菌、氨化细菌及亚硝酸细菌数目较多，而硝酸细菌只有30个/g(样品湿重)，这可能是因为进入砂滤池的NO2-N浓度比氨氮浓度低得多，再加余氯的抑制作用使得硝酸细菌难以在砂滤池中生长繁殖，而亚硝酸细菌的大量生长繁殖导致了砂滤池中明显的生物亚硝化作用，使得NO2-N浓度升高。 较高加氯量预加氯为46 mg/L，后加氯为12mg/L。澄清池出水余氯量为1.22.0mg/L，砂滤池出水余氯量为1.01.75mg/L，出厂水余氯量为0.751.25mg/L，试验结果表明，在预加氯为46mg/L时澄清池对NO2-N去除率80%，这时进砂滤池的余氯量为1.22.0mg/L，砂滤池出水NO2-N浓度仍有升高的可能，表明1.22.0mg/L的余氯量仍不足以完全抑制砂滤池的亚硝化作用，但NO2-N浓度升高的幅度与加氯量较低时相比则较小。C水厂常规工艺砂滤池中存在着明显的亚硝化作用，NO2-N浓度的变化是由加氯 量和滤池亚硝化作用共同决定的，最后砂滤池出水NO2-N浓度的升高或降低取决于这两种作用的强弱。当澄清池出水余氯量较低时，砂滤池出水的NO2-N浓度大幅上升，后加氯量 为12mg/L已不足使出水NO2-N浓度0.1mg/L；当澄清池出水余氯量较高时，砂滤池出水的NO2-N浓度有可能升高，但升幅不大，后加氯为12mg/L可使出厂水NO2-N浓度0.1mg/L，所以在水源水氨氮浓度常年较高的净水厂，为了使出厂水浓度降到0.1mg/L或更低，关键在于抑制砂滤池的亚硝化作用，而这就必须提高加氯量。3.2 试验系统对NO2-N的去除 进水量为1.0m3/h、有效水力停留时间为1.12h、混凝剂PAC投加量为510mg/L时的试 验结果表明，砂滤池对降低NO2-N浓度起到了决定性作用，出水NO2-N最高不超过0.05mg/L，一般为0.002mg/L(分析方法的检测限值)，砂滤池NO2-N去除率几乎达到100%。 这是由于该系统生化池出水没有进行预加氯，微生物容易在砂上生长繁殖，形成了生物快滤池。尽管生化池对氨氮有很好的去除效果，但由于原水氨氮浓度较高，进入砂滤池的氨氮浓度降低不多，再有生化池出水的溶解氧较高也为硝化细菌的生长繁殖提供了良好的条件，因此砂 滤池中有很好的生物硝化作用。还对原水及试验系统各单元出水的溶解氧浓度进行了测定，发现沉淀池和砂滤池出水溶解氧逐渐降低，表明此处有微生物耗氧作用发生。砂滤池溶解氧的降幅比沉淀池大得多，即砂滤池中微生物代谢活动更加旺盛，消耗的溶解氧也更多。4 对EPBO的探讨从前面的讨论可知，BCO工艺中的生物作用十分显著，其填料上粘附的菌胶团细菌为了取得更多的食物可能进入水中，胞外酶也会游离于水中。在上升水流或前进水流的作用下，这部分呈游离态的细菌和胞外酶会被挟带进入沉淀池、滤池，并在其中继续发挥生物作用，这就为全流程生物氧化的实现提供了有力条件。基于此，笔者提出了水厂全流程生物氧化的净水工艺系统，即原水经BCO工艺预处理后，取消常规处理工艺中的预加氯工艺，在自然状态下使常规处理设备生物化，然后通过生物活性炭滤池进行吸附与过滤(这一工艺单元对没有条件实施的水厂可以暂时不设，同样具有良好的除污染效果)，最后再加氯消毒送入市政管网。4.1 生物氧化处理效果各工艺及组合工艺对水中有机物的去除效果见表6。表6 各工艺对去除水中主要污染物的贡献 工艺 平均去除率(%) 加氯后增加倍数 氨氮 CODMn UV254 TOC CHCl3 CCl4 BCO 75.2 11.6 -3015 9 基本未变 基本未变 BT 91.3 43.5 39.9 13.3 未测 未测 ClT47.9 33.1 30.6 10.6 4.9714.6 813.7 BClT 82.146.634.514.13.4317 2.415 BTOC 95 59.849.615.6未测 未测 BTC 9861.448.516.0未测 未测 注： 表中的去除率是在常温下、水质较差时各工艺的平均值。 a.BCO生物接触氧化预处理系统 b.BT常规净水工艺 c.ClT常规净水工艺的前加氯处理方式 d.BClTBCO工艺出水加氯后进入常规净水工艺 e.BTOCBCO工艺后续常规处理及臭氧生物活性炭处理 f.BTCBCO工艺后续常规处理及生物活性炭处理由表6可见，除UV254值外，BT、BTOC与BTC工艺对去除水中有机物的贡献是十分显著的，可见生物处理作用较为明显。在去除水中TOC、CODMn两个指标方面，BTOC和BTC工艺大体相同，BClT和BT工艺大体相同，前者较后者略高一些；在降低UV254值方面，BTOC和BTC比BT、BCO、ClT和BClT贡献要大；在去除氨氮方面，BTC与BTOC工艺去除效果最好，BT次之，ClT最差。针对试验原水，经过相同预处理的各组合工艺处理效果的优劣依次是：BTC、BTOC、BT、BClT、BT、ClT(这里均不考虑后加氯)。这里要强调是BCO的特点，它在去除水中有机物的同时，一是能有效去除氨氮，降低其后续工艺(生物活性炭滤池)的负荷及其需氧量；二是能使BCO工艺出水溶解氧接近饱和，为后续工艺的生物处理创造了良好的条件；三是BCO工艺出水中微生物含量会大量增加，有助于后续处理工艺中生物膜的形成及修复。在常规工艺前采用BCO工艺对原水进行生物预处理，在BCO工艺之后不投加氯，使生物接触氧化作用在常规水处理工艺得以延续，这样做强化了常规处理系统，使之具有一定的生物活性 。在BT之后辅以生物活性炭滤池或其他生物处理即可满足深度处理的要求。BT系统中加氯点 应设在砂滤池出水处，而在BTC或BTOC中的加氯点应设在生物活性炭池或臭氧生物活性炭池出水之后。对没有条件设生物活性炭池或臭氧生物活性炭池的水厂，在水源水受到氨氮和有机物的污染 时通过增设BCO工艺，取消预加氯工艺也可能使整个净水工艺取得较满意的效果。4.2 实现EPBO的措施 预处理采用BCO工艺或其他生物预处理设施BCO工艺一般采用YDT填料，高为34m，水力负荷为2.3m3/(m2h)左右，采用微孔膜曝气器或穿孔曝气管，气水比为(0.50.7)1，曝气要求出水DO达到80%90%饱和率，以保证后续处理的需氧要求。其他形式的生物