生活污水—活性污泥聯(lián)合法去除酸性礦山廢水中鉛的初步研究

馬培　李剛　王偉　鮑錦磊 張繼偉

摘要 [目的]研究生活污水-活性污泥聯(lián)合法去除酸性礦山廢水（AMD）中鉛的可行性。[方法]聯(lián)合生活污水和活性污泥法處理AMD，利用生活污水具有的堿度和活性污泥的重金屬吸附能力，達到有效去除AMD中酸性物質(zhì)和重金屬鉛離子的目的。[結(jié)果]酸性鉛廢水在加入生活污水后，活性污泥對鉛的去除率從31%提高至96%；活性污泥處理24 h后，混合廢水（酸性鉛廢水加入生活污水）的總堿度從91 mg/L （CaO）上升至 121 mg/L （CaO），生活污水的總堿度從145.2 mg/L （CaO）降低至128.0 mg/L （CaO），且處理過程中兩種廢水的pH均維持在7.0左右，表明生活污水中堿性物質(zhì)能夠有效中和酸性鉛廢水中的酸性物質(zhì)；酸性鉛廢水對活性污泥的有機物（CODCr）去除效率未產(chǎn)生顯著影響。生活污水加入酸性鉛廢水后，活性污泥的SV30、SVI和MLSS均無顯著變化。[結(jié)論]生活污水-活性污泥聯(lián)合法是一種經(jīng)濟、高效的處理AMD的新方法，其工藝有待進一步研究與開發(fā)。

關(guān)鍵詞 酸性礦山廢水；生活污水；活性污泥；鉛

中圖分類號 S181 文獻標(biāo)識碼 A 文章編號 0517-6611（2015）19-220-03

煤炭在我國能源結(jié)構(gòu)中占70%以上，支撐著整個國民經(jīng)濟的發(fā)展[1]。但由于煤礦含硫量高，故開采過程中產(chǎn)生的酸性礦山廢水（AMD）污染狀況十分嚴(yán)峻[2-3]。AMD由于重金屬含量高，含有鉛、鎘、錳、銅、鋅等多種金屬離子，且pH低，對礦區(qū)的水環(huán)境、土壤環(huán)境以及大氣環(huán)境均會帶來巨大的危害[3-4]。AMD由于pH低，且重金屬含量高，其處理是目前國內(nèi)外的一個技術(shù)難題。傳統(tǒng)的AMD處理工藝有中和沉淀法、硫化物沉淀法、電解法、蒸發(fā)法、離子交換法等，但由于這些方法存在運行費用高、容易造成二次污染、處理污水量少等缺陷，應(yīng)用十分受限，故目前我國的AMD處理率很低，僅有50%[5-6]。尋找一種經(jīng)濟、高效、環(huán)境友好的AMD處理方法成為目前迫切需要解決的一個問題。生活污水通常具有一定的堿度[200～250 mg/L（CaCO3）][7-8]，重金屬含量通常較低（<500 μg/L）[7，9-10]，并且包含低濃度的固體懸浮物，這些特征對處理AMD非常有益。將生活污水和AMD混合，發(fā)現(xiàn)由于稀釋作用和緩沖反應(yīng)，AMD溶液的pH逐漸升高，許多在酸性條件下才能夠較好溶解的重金屬離子的含量也逐漸降低[9-12]。筆者就是利用生活污水的這些特性，并聯(lián)合利用活性污泥的重金屬去除能力，達到去除AMD中的酸性物質(zhì)和典型重金屬鉛離子的目的，以期為AMD的處理尋找一個高效、經(jīng)濟、實用的新工藝方法。

1 材料與方法

1.1 活性污泥的培養(yǎng)和馴化 活性污泥取自新鄭市某污水處理廠，污泥的培養(yǎng)馴化方法如下：取經(jīng)過靜止、沉淀棄去上清液的污泥接種，接種量為吸附反應(yīng)器體積的30%，取河南工程學(xué)院附近某小區(qū)生活污水作為培養(yǎng)液。污泥培養(yǎng)生活污水水質(zhì)：總堿度145.2 mg/L（CaO），CODCr420 mg/L，TN 12.7 mg/L，鉛0.003 2 mg/L。

將采集的生活污水沉淀2 h后，間歇進水。接種后，悶曝24 h換水1次，接著改每天曝氣12 h，停曝2 h，然后排出上清液，保持反應(yīng)器混合液中DO為5 g/L左右，pH至7左右。培養(yǎng)20 d后，發(fā)現(xiàn)污泥略有增加，SV30值為25%～30%，沉淀性能良好，進水CODCr經(jīng)過4 h處理后可以達到92%，污泥濃度（MLSS）為1 300～1 800 mg/L。

1.2 廢水的制備 ①鉛儲備液的制備：稱取硝酸鉛0.016 0 g，加少量蒸餾水溶解，并用鹽酸和NaOH調(diào)節(jié)pH至3.0，移入1 000 ml的容量瓶，加蒸餾水定容至1 000 ml；

②酸性鉛廢水（pH=3.0，鉛濃度為10 mg/L）：移取10 ml鉛儲備液于1 000 ml的容量瓶內(nèi)，用蒸餾水定容至1 000 ml；

③生活污水：將采集的生活污水靜置沉淀2 h后，備用；

④混合廢水：用鉛儲備液稀釋，配制pH=3.0，濃度為20 mg/L的鉛溶液，并與靜置沉淀后的生活污水以1∶1的比例混合，混合廢水中鉛濃度為10 mg/L。

1.3 靜態(tài)吸附試驗 將酸性鉛廢水、混合廢水以及生活污水3種廢水各取5 L分別加入3個反應(yīng)器內(nèi)，并分別加入活性污泥，使MLSS達1 500 mg/L，連續(xù)曝氣10 h，靜置2 h，試驗進行24 h，同時測定水中鉛含量、總堿度和CODCr。反應(yīng)進行24 h后，測定污泥的MLSS、SVI和SV30。該研究污水水質(zhì)和污泥指標(biāo)的測定方法見表1。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉛含量的變化 圖1顯示，活性污泥對兩種污水中鉛的吸附在1 h內(nèi)均達到平衡，且在吸附發(fā)生的前5 min鉛含量迅速降低，此時吸附速率最大。在處理酸性鉛廢水時（pH=3），活性污泥對鉛的吸附去除率較低，僅有31%；當(dāng)在酸性鉛廢水中以1∶1的比例加入生活污水時，活性污泥對鉛離子的吸附去除率迅速上升，鉛的含量降低至0.4 mg/L，鉛的去除率達到96%。混合廢水中鉛含量降低主要原因是活性污泥對鉛的吸附去除作用，另外一個原因可能是生活污水中膠體顆粒對鉛的吸附作用以及生活污水的稀釋作用。酸性鉛廢水加入生活污水后，鉛的去除率顯著地增加了。在pH過低的情況下，溶液中存在的大量H+會使活性污泥的微生物質(zhì)子化，而質(zhì)子化程度越高，微生物對鉛離子的斥力越大；同時大量存在的H+會占據(jù)細(xì)胞壁的鏈接基團，產(chǎn)生斥力作用而阻礙鉛離子靠近細(xì)胞，從而影響了活性污泥的吸附活性。

2.2 總堿度與pH的變化 當(dāng)在酸性鉛廢水中加入生活污水后，生活污水中的堿度大大中和了酸性重金屬廢水中的酸性物質(zhì)（圖2）。混合廢水的pH迅速上升至6.5，且在試驗進行的24 h內(nèi)，混合廢水的pH始終維持在7.0左右，這給活性污泥吸附鉛離子提供了一個適宜的pH環(huán)境。當(dāng)pH上升，表明溶液中H+濃度降低，此時活性污泥就會暴露出較多的吸附基團，有利于鉛離子的接近并吸附在細(xì)胞表面上，故生活污水加入后，活性污泥對鉛的去除率提高了。圖2顯示生活污水加酸性鉛廢水后，總堿度從145.2 mg/L （CaO）降至91.0 mg/L （CaO）。隨著活性污泥處理時間的增加，生活污水的總堿度逐漸降低，而混合廢水的總堿度隨著處理時間的增加反而逐漸增加；當(dāng)處理時間達到18 h后，兩種污水的總堿度的大小接近一致。

2.3 CODCr的變化 生活污水與酸性鉛廢水以1∶1比例混合后，活性污泥對混合廢水中CODCr的降解過程見圖3。活性污泥降解6 h后，生活污水中CODCr迅速降低至100 mg/L以下，混合廢水中CODCr含量也迅速降低，但其CODCr含量仍在150 mg/L以上，但當(dāng)反應(yīng)進行12 h時，兩種溶液的CODCr均能降低至100 mg/L以下，且含量相近。這表明重金屬鉛存在降低了活性污泥對CODCr的降解速度，但只要停留時間增加，同樣可以達到有效去除生活污水中有機物的效果。

2.4 處理后活性污泥性能的差異性 表2對比了在處理生活污水和混合廢水后活性污泥性能的差異性。處理混合廢水的活性污泥比處理生活污水的活性污泥的SV30和SVI略有降低，表明處理混合污水后，污泥更容易沉淀，且無機物質(zhì)略有增加；兩者的MLSS值相近，這表明酸性鉛廢水的加入后并未對活性污泥中的固體總量產(chǎn)生影響。

3 結(jié)論

（1）生活污水-活性污泥聯(lián)合法處理酸性鉛廢水，大大提高了活性污泥對酸性鉛廢水中鉛的去除效率，從31%提高至96%。

（2）活性污泥處理24 h后，混合廢水的總堿度從91 mg/L（CaO）上升至 121 mg/L（CaO），生活污水的總堿度從145.2 mg/L（CaO）降低至128.0 mg/L（CaO），兩者總堿度接近一致且pH穩(wěn)定在7.0左右，生活污水的加入有效去除了酸性鉛廢水中的酸性物質(zhì)。

（3）酸性鉛廢水對活性污泥去除生活污水中有機物的效率未產(chǎn)生顯著影響，但延長了接觸反應(yīng)時間，使接觸反應(yīng)時間從6 h延長至12 h。

（4）生活污水-活性污泥聯(lián)合處理酸性鉛廢水后，活性污泥的沉淀性能以及固體物質(zhì)總量并未受到顯著影響。

該研究表明生活污水-活性污泥聯(lián)合法是一種經(jīng)濟、高效的處理酸性礦山廢水的新方法，其工藝有待進一步研究與開發(fā)。

參考文獻

[1] 黃德文，李小軍，賴軍，等.煤礦工業(yè)廢水處理工藝技術(shù)及效益分析[J].環(huán)境工程，2011，29（2）：13-15.

[2] 姜建軍.礦山環(huán)境五大問題亟待解決[J].地質(zhì)與勘探，2005（3）：70.

[3] 韋冠俊.礦山環(huán)境工程[M].北京：冶金工業(yè)出版社，2001：92-96.

[4] 劉茉娥，蔡邦肖，陳益棠.膜技術(shù)在污水治理及回用中的應(yīng)用[M].北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2005：165-166.

[5] 李建華，張超，蔡貝珊.礦山廢水處理技術(shù)現(xiàn)狀[J].山西建筑，2014，40（29）：160-161.

[6] 吳澤，張瑞雪，吳攀，等.利用錳氧化細(xì)菌處理礦山廢水的可行性研究[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2013，36（10）：173-178.

[7] SANTOS A，JUDD S.The fate of metals in wastewater treated by the activated sludge process and membrane bioreactors：A brief review[J].J Environ Monit，2010，12：110-118.

[8] LEW B，COCHVA M，LAHAV O.Potential effects of desalinated water quality on the operation stability of wastewater treatment plants[J].Sci Total Environ，2009，407：2404-2410.

[9] CHIPASA K B.Accumulation and fate of selected heavy metals in a biological wastewater treatment system[J].Waste Manage，2003，23：135-143.

[10] KARVELAS M，KATSOYIANNIS A，SAMARA C.Occurrence and fate of heavy metals in the wastewater treatment process[J].Chemosphere，2003，53：1201-1210.

[11] STROSNIDER W H，NAIRN R W.Effective passive treatment of high-strength acid mine drainage and raw municipal wastewater in Potosi，Bolivia，using simple mutual incubations and limestone[J].J Geochem Explor，2010，105：34-42.

[12] STROSNIDER W H，WINFREY B K，NAIRN R W.Alkalinity generation in a novel multi-stage high-strength acid mine drainage and municipal wastewater passive co-treatment system[J].Mine Water Environ，2011，30（1）：47-53.

[13] 國家環(huán)境保護總局，《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會.水和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版.北京：中國環(huán)境科學(xué)出版社，2002.