化学絮凝

化学絮凝（共9篇）

化学絮凝 篇1

絮凝剂是一种可使水溶液中的胶体或悬浮颗粒脱稳而产生絮状物或絮状沉淀物的药剂。絮凝现在作为污水处理的重要操作之一, 通常是必不可少的部分。絮凝具有除浊除藻, 去除水中有机物、去除重金属等毒性物质、去除致病微生物和去除放射性物质等的作用。

絮凝剂主要包括:无机絮凝剂、有机高分子絮凝剂、天然生物高分子絮凝剂 (生物絮凝剂) 等。

1. 微生物絮凝剂与化学絮凝剂对比

铝盐和铁盐由于容易制得, 所以作为絮凝剂有其通用性, 得到了广泛的应用, 成为传统的絮凝剂。但其共同的缺点是产生的絮体较脆弱, 在水中受到搅动时容易破碎, 并且沉降速度较小, 采用硫酸铝, 在快速絮凝沉降中, 絮体的沉降速度仅有2.4～3.6m·h-1, 其更大的缺点是产生的污泥难于进行浓缩和脱水, 因而污泥处理的费用就比较高。

铝盐净水剂是目前应用最广、工艺路线成熟的一类无机金属盐絮凝剂, 水解过程絮体大, 絮体卷扫和夹杂作用很明显, 广泛用于生活饮用水和各种生活给水的除浊、脱色和污水治理, 在除藻、硅、铁、锰等处理中也常采用, 可替代铁盐铁盐净水剂不能处理的场合。但随着人们对其在水体中行为认识的逐步加深, 也发现铝盐在使用中存在的一些问题。

人工合成的有机高分子絮凝剂中, 最重要的是聚丙烯酰胺, 在各类高分子絮凝剂中, 聚丙烯酰胺及其衍生物在实际中得到了最为广泛的应用。原因是由于可以比较容易地制造出超高分子量的聚合物。通过高分子反应或共聚反应可以比较容易地制得适用于不同废水的产品;由于支链上有酰胺基, 而该基团对悬浮粒子具有较强的吸附能力, 所以表现出较强的絮凝能力。但是聚丙烯酰胺市场售价昂贵, 用于处理污水, 经济投入较大。除此之外, 聚丙烯酰胺单体对人体的大脑有毒害作用, 摄入过量会使人神经中毒。

生物絮凝剂是一类由微生物产生的具有絮凝能力的高分子有机物, 主要有蛋白质、黏多糖、纤维素和核酸等。与无机或有机高分子絮凝剂相比, 生物絮凝剂具有许多独特的性质。生物絮凝剂具有产生菌易得、高效、无毒、无二次污染和絮凝范围广泛等特点。

生物絮凝剂是由微生物产生的代谢产物, 有良好的絮凝沉淀性能, 安全、无毒、具有生物降解性, 对生态环境也不产生不利的影响。能产生絮凝剂的微生物种类多, 生长快, 易于实现工业化, 因而生物絮凝剂具有广阔的发展前景。

表1.1比较了化学和微生物絮凝剂的性能。微生物絮凝剂MBF-W37处理煤泥水的加量较少, 且可在接近中性的pH值条件下有最佳絮凝率, 从经济方面来看, 微生物絮凝剂便宜易得。

2. 微生物絮凝剂絮凝动力学

絮凝剂加入到需要处理的原水或污水中, 会发生如下动力学过程: (1) 絮凝剂分子的溶解、水解和扩散, 并与水中胶体或微粒相混合; (2) 絮凝剂与胶体或微粒相互接触, 发生各种吸附作用; (3) 絮凝剂被胶体或微粒吸附后, 在颗粒表面形成吸附平衡构型; (4) 吸附了絮凝剂的胶体或微粒相互接近及相互碰撞, 依靠絮凝剂的电中和、双电层压缩和桥连等作用形成絮凝体; (5) 絮凝体下沉或上浮, 与水发生固液分离。可见, 水中胶体或微粒发生絮凝的前提条件是胶体或微粒间首先必须相互接近及发生相互碰撞。

胶体颗粒表面带有电荷, 并且在不断地运动着。胶体颗粒的絮凝作用与其所带电荷的性质和数量有关, 也与胶体颗粒的布朗运动有关。当胶体颗粒表面带有许多电荷时, 颗粒间由于静电排斥力的作用, 而使运动着的颗粒不能接近, 相互碰撞的次数很少, 碰撞的作用力也很小, 因此, 不能结合在一起, 不能起反应。

胶体颗粒由于布朗运动相碰而凝聚现象在胶体化学中称为异向絮凝。细小颗粒凝聚主要靠搅拌作用, 而不是布朗运动:第一, 布朗运动使胶体颗粒凝聚的速度太慢;第二, 颗粒相互碰撞凝聚后逐渐变大后。布朗运动会逐渐停止。在搅拌作用下使胶体颗粒相碰后的凝聚作用称为同向絮凝。对于两种不同尺寸的颗粒之间的絮凝, 除了同向、异向絮凝之外, 还存在着所谓差降絮凝。大的颗粒以较快的速度下降过程中, 能赶上沉降速度较小的小颗粒, 因而发生碰撞, 产生絮凝现象。

为了计算絮凝速率, 首先对MBF-W37絮凝动力学过程中的各个数据点进行拟合, 结果发现, 各时刻的动力学过程可用方程:Qt=a-b (1)

定量模拟 (R2=0.998) , 相应的絮凝速率为:

其中, Qt为静置沉降t (min) 时的絮凝率, Rt为t (min) 时刻的絮凝速率。絮凝过程主要在前10分钟完成, 特别是前5分钟, 絮凝速率比较大。10分钟之后絮凝速率基本不变, 趋于平缓。所以在测定絮凝率静置10分钟后测定吸光度时, 絮凝过程已经趋于稳定, 10分钟后的吸光度已经不会再改变很多。

3. 结论

对于化学和微生物絮凝剂进行了比较, 发现微生物絮凝剂不仅价廉, 而且絮凝效果也明显优于化学絮凝剂。微生物絮凝剂每克煤粉的絮凝率为88%, 而化学絮凝剂都不到50%。所以微生物絮凝剂是处理煤泥水的一种良好选择。研究了微生物絮凝剂随着时间变化絮凝率的变化, 并得到了一条动力学曲线, 推算得到絮凝速率的变化, 发现絮凝过程主要是在前10分钟中完成的。

化学絮凝 篇2

化学生物絮凝工艺对溶解性有机物的去除特性

研究了化学生物絮凝工艺对溶解性有机物的去除效果及其分子质量分布的变化特征,并分别与化学强化一级工艺、初沉池和二级生物处理工艺的出水进行对比.试验结果显示:化学生物絮凝工艺对分子质量>2 ku的有机物去除效果明显;对溶解性有机物和UV260的`去除率分别为45.9%和38.7%,与城市污水二级生物处理工艺相比,其去除溶解性有机物的能力较弱;对溶解性有机物的去除是通过化学和生物作用共同实现的,其中生物作用主要表现为生物吸附作用.

作 者：张志斌 夏四清 赵建夫 ZHANG Zhi-bin XIA Si-qing ZHAO Jian-fu 作者单位：同济大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,92刊 名：中国给水排水 ISTIC PKU英文刊名：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：22(3)分类号：X703.1关键词：化学生物絮凝工艺 溶解性有机物 分子质量分布 生物吸附

化学絮凝 篇3

1 生物强化处理概述

生态问题日趋严峻, 在今天, 世界各国都在环境保护的号召下关注起城市污水处理, 研究并生产了各种先进技术, 力求对城市污水进行全面处理, 还原城市生态, 保护城市文明。生物强化处理技术作为一种极其有效的城市污水处理技术, 在当前已经得到了环保部门的高度重视, 世界各国对生物强化处理技术的研究工作正在往更深入的方向展开。生物强化处理技术主要包括三种方法, 即生物絮凝吸附法、化学混凝法以及化学-生物联合絮凝法。城市污水处理中, 已经处理完成, 或者经过二级处理后剩下来污水氧化程度比较高, 可以再次对其实施强化处理, 这样更利于提高初沉池的污物去除率, 能更好的保证污水效果, 极大的提升污水处理厂运行效率。

2 试验方法和步骤

a.试验用水为洛阳市污水处理厂曝气沉砂池出水, 加泥量经计算, 模拟A2/O剩余污泥量。其中一个柱子加入A2/O剩余污泥和曝气沉砂池出水, 另一个柱子只加入曝气沉砂池出水;b.将水样在实验装置内循环搅拌均匀后 (用大气泡空气器搅拌) , 从取样口取两份100ml水样, 用重量法测定初始SS浓度C0;c.将柱内水位迅速调整至溢流口处, 开始计时;d.当累计沉降历时为5min、10min、30min、60min、90min、120min时, 各取100ml水样两份, 用来测定对应沉降时间的残留SS浓度C1、C2、C3……Cn, 同时记录各次取样后的水面累计下降高度Δh1、Δh2、Δh3……Δhn-1;e.调整加泥量, 对比测试, 以求得最佳投泥量;f.结论。

3 结果分析

3.1 试验结果分析

3.1.1 COD。

原水COD一般在592~640 mg/l, 强化处理出水在278~409mg/l, 去除率36.1%~53.04%;进水中溶解性化学需氧量 (SCOD) 一般在244~476mg/l, 处理出水SCOD209~298 mg/l, 去除率14.3%~37.4%;非溶解颗粒性COD (PCOD) 的去除率为42.68%~80.17%。可见, COD的去处效果主要是通过对颗粒性的非溶解COD去除达到的。而对应自然沉淀试验的COD和SCOD的去除率分别只有30.9%~40.5%和2.9%~26.9%。因此, 强化处理效果明显, COD和SCOD的去除率分别较原水自然沉淀增加了5.2~12.5个和6.3~11.4个百分点。

通常情况下, 在执行处理去除工作的SS中, 表现出的无机成分实际上有着较大的占比, 那么在这一背景之下, 处理出水所涉及到的BOD5/COD比值必然会比执行处理工作之前的比值更大, 进而使得废水所表现出的可生化性得以改善。从本实验的使用对比系统来针对BOD5/COD比值进行对比之后, 发现所呈现出的比值结果基本相同, 相应的比值直接从0.42转变成为了0.46。由于在整个沉降实验的过程中, 所表现出的剩余污泥实际上要低于进水量。那么在这一基础之上, 在相关回流比本身超过了20%之后, COD本身所表现出的去除率实际上并不高。特别是在沉降时间直接从30分钟提升到90分钟之后, COD所表现出的浓度将会大幅度降低, 但其中表现出的差异性并不大。也就是说, 实验的结果代表了:沉降时间在不断增加的情况下, 其出水之中的磷含量则会提高。出现这一现象的主要原因就是回流污泥之中的磷释放现象所导致, 所以, 水处理的沉降时间应当要控制在30分钟左右为最佳。

3.1.2 悬浮固体SS。

强化处理的主要目的是提高悬浮固体的去除率, 以减小后续处理的负荷, 并提高沉淀污泥的含水率, 减小消化池容积负荷。当进水SS为264~320 mg/l, 平均为292 mg/l时, 强化处理出水SS在134~176 mg/l之间, 平均为155mg/l, 强化去除率为45%~49.2%, 而对应自然沉淀实验的SS去除率则为38.1%~40.2%, 较强化处理低了7~9个百分点。

3.1.3 氨磷。

进出水所表现出的磷酸盐、总磷可以直接从本次实验结果中看出:在回流污泥的量不断增大的情况下, 其水中的磷含量会不断的提高, 并且在统一回流量大小的情况下, 如果说仅仅只沉降30分钟, 那么磷所表现出的浓度要远远比90分钟沉降的浓度耕地。也就是说, 沉降时间的增加, 会导致水中的磷出现浓度升高现象。引发这方面问题的根本远远, 就是由于在污水沉降的过程中, 其本身是处在厌氧的状态之下, 而其中的好氧活性污泥如果说被厌氧环境所影响之后, 会直接对于污水中所存在的有机物进行吸收, 并且释放磷元素, 直接导致水中所存在的磷浓度开始增大。从相关的比较实验结果来看, 沉降90分钟的结果不如30分钟沉降。但即便是只沉降30分钟, 其中的污泥回流也必须要控制在20%以下。依据相应的沉降曲线来看, 磷酸盐所表现出的浓度参数, 是直接随着时间的延长而不断升高的, 这也就完全表明了生物强化处理过程中所呈现的问题。而为了能够提升氨氮、COD的去除率得以提升, 就必须要针对回流比进行提高。

3.2 投泥量与COD、PO3-4-PNH+4-N之间的去除规律

投泥量的实验由于在沉降柱中对比不方便, 因而用六联搅拌器试验。低转速均匀搅拌5min后, 静沉30min, 取一次样, 每次取50ml, 继续静沉90min后, 取50min水样 (上清液) 。

COD去除率随加泥量的增加而增加, 在沉降90min后从33.0%增加到60.5%, 而随加泥量的增加, 所需沉降时间越来越少, 如加107.6ml泥的烧杯, 在静沉30min和静沉90min的COD的去除率是相同的, 都是60.5%。

原水中的PO3-4-P为4.21mg/L, 30min静沉以后, 由于磷的厌氧释放所加泥量越大, 释放的磷越多。在投加泥量为15.5mg/L, 90min的沉降出水中的磷与原水中的磷同样多, 这和在污水厂初沉池实验相吻合, 由于该厂初沉池沉淀1.89小时, 因而在系统测试中TP没有变化。

4 结论

综上所述, 通过生物絮凝工艺的处理结果来看, 强化处理所表现出的作用实际上就是针对水中所存在的大颗粒、难以溶解的有机物进行去除处理, 有效的降低了SBR有机负荷处理过程中, 所呈现出的运行负荷, 并且避免了对于释磷所再来的影响, 强化了水处理系统的硝化能力, 节省了整个污水处理工作中的相关运行费用。但是, 在对于化学生物絮凝技术加以应用的过程中, 要将沉淀时间控制在40分钟, 并且A2/O剩余的活性污泥排入到初沉池之中, 缩短沉降的时间, 强化沉淀作用, 降低投资成本, 总之, 在技术应用的细节上还应当要进行更加全面的研究。

参考文献

[1]郑怀礼.生物絮凝剂与絮凝技术[M].北京:化学工业出版社, 2012.

[2]国家环保局.水和废水监测分析方法:第3版[M].北京:中国环境科学出版, 2011.

化学絮凝 篇4

生物絮凝剂絮凝特性与絮凝条件优化研究

摘要：在温度为30℃、转速为150 r/min、培养时间为24 h的条件下,利用二株芽孢杆菌F2和F6经纯培养分别得到生物絮凝剂1#和2#,将双菌按照1:1混合培养得到生物絮凝剂3#.采用5 g/L的高岭土配水进行混凝杯罐试验,发现3#生物絮凝剂的`絮凝能力优于1#和2#,其絮凝活性物质主要为菌体分泌物,具有良好的热稳定性.正交试验结果表明,3#生物絮凝剂的最佳絮凝条件为:絮凝剂投量为6 mL/L,助凝剂CaCl2的投量为15 mg/L,pH值为8.5,水温为(30±1)℃,采用二段式搅拌(第一段的搅拌速度为160 r/min、搅拌时间为40 s,第二段的搅拌速度为40 r/min、搅拌时间为280 s),絮凝率可达98.2%;各因素按照影响絮凝效果的强弱排序为:pH值＞水力条件＞水温＞絮凝剂投加量＞CaCl2投加量.作 者：朱艳彬    马放    黄君礼    刘元浩    ZHU Yan-bin    MA Fang    HUANG Jun-li    LIU Yuan-hao  作者单位：哈尔滨工业大学,市政环境工程学院,黑龙江,哈尔滨,150090 期 刊：中国给水排水  ISTICPKU  Journal：CHINA WATER & WASTEWATER 年，卷(期)：, 22(3) 分类号：X703.1 关键词：生物絮凝剂    絮凝条件优化    高岭土    混凝杯罐试验   

化学絮凝 篇5

1 实验

1.1 实验器材

主要试剂:纳米二氧化硅 (粒径20 nm) 、纳米三氧化二铝 (粒径10 nm) 、固体聚合氯化铝 (PAC) 、固体聚合硫酸铁 (PFS) 。

主要仪器:XJ-1型COD消解装置、721型分光光度计、光电分析天平 (感量0.0001 g) 、粉碎机 (转速12000 r·min-1) 、HH4型恒温水浴锅、JHS-1型电子恒速搅拌器、秒表及其它成套玻璃容器。

1.2 复配方法

将2种无机絮凝剂与纳米级三氧化二铝、纳米级二氧化硅两两复配进行絮凝实验研究。

文中符号意义的说明:nano-Al2O3表示纳米级三氧化二铝;nano-SiO2表示纳米级二氧化硅;PAC表示固体聚合氯化铝;PFS表示固体聚合硫酸铁;连接符“&”表示2种材料复合。

复合方式a:首先将固体PAC和PFS用粉碎机充分粉碎, 再各自与纳米氧化物在粉碎机中进行充分粉碎混合, 然后配成1%的液体复合絮凝剂, 以原品质量来计。

复合方式b:将上述配制好的PAC与nano-Al2O3、PAC与nano-SiO2的2种液体复合絮凝剂分别在65 ℃左右的恒温水浴中, 用电子恒速搅拌器以100 r·min-1的转速搅拌20 min, 得到处理过的液态复合絮凝剂。因为PFS在加热的情况下会悬浮在液体表面, 故不适用于此种方法。

1.3 实验水样

取自北京市小月河河水, 为生活污水水样。原水水质:pH值=7.8, T=15 ℃, 浊度=265.7 NTU, COD=399.3 mg·L-1。絮凝剂投加量如下:1#、2#、3#、4#、5#、6#均为120 mg·L-1。

1.4 实验方法

烧杯絮凝实验:取水样500 mL于1 L的烧杯中, 快速搅拌 (转速为300 r·min-1) 下投加絮凝剂, 反应1 min后, 改变搅拌速度为约50 r·min-1, 继续搅拌10 min, 静置20 min, 于距上清液面约2 cm处吸取上清液测定指标。

1.5 测定指标

采用标准曲线法测定上清液的COD;用量筒测定絮凝沉淀30 min时产生絮体的体积。

2 结果与讨论

2.1 结果分析

每个水样分别进行3次平行处理, 结果取平均值。实验结果见表1、表2。

实验结果表明, 不同组分、不同混合方式的复配絮凝剂处理效果相差很大, 有如下结论:

(1) 表1、表2说明复配絮凝剂1#、2#、3#、4#、5#、6#的处理效果都好于相应的单一无机絮凝剂, 提高了COD去除率, 增加了絮体的紧实性, 减小了污泥体积。

(2) 就组分而言, 较好的复配是1#PAC&nano-Al2O3, 此组对COD的去除效果是最好的, 达到了68.6%, 比单PAC提高了11.4%。同时, 污泥体积为13.4 mL, 比单PAC减少了26.4%, 降幅是a复合方式中最大的。就混合方式而言, 较好的是水热搅拌法, 5# 和6# 絮凝剂对COD去除效果分别达到了78.6%和70.5%, 比a方式中的1#、2#絮凝剂分别提高了10%、8.2%。说明纳米材料和无机絮凝剂的混合方式非常重要, 决定了纳米氧化物在复合絮凝剂中的共存状态, 是决定处理效果的关键因素。

(3) 综合组分和混合方式两个因素, 5#絮凝剂PAC&nano-Al2O3对COD去除率比单PAC提高了21.4%, 污泥体积比单PAC减少了33.0%, 两方面均是1#～6#絮凝剂对比其单一无机絮凝剂而言, 改善最好的。

2.2 机理分析

(1) 纳米材料的吸附与强化絮凝原理

纳米材料尺寸小, 表面能高, 其巨大的表面积和极高的表面活性和特有的三维硅石结果, 使得无机絮凝剂分子的分子理化性能改型, 促使絮凝剂很快搭桥成矾花, 并在其表面吸除污染物后沉淀分离[9], 不但吸附沉淀效果好, 絮体也更密实, 沉降速度更快, 且沉淀物易于脱水, 这都是纳米材料与絮凝剂表面能的协同效应所致, 以物理化学的表面效应为主, 纳米材料起了诱导作用, 呈现强化絮凝功能。

(2) 纳米材料与絮凝剂的科学复合方式机理

纳米氧化物粒子与微米级无机絮凝剂粒子复合方式很大程度影响了处理效果, 原因是纳米粒子的大的表面积、高的表面能、高的表面活性使其极易发生团聚而降低表面能、表面活性、表面积, 进而丧失纳米粒子的优异性能, 故需要对粒子进行表面改性[10]。水热搅拌法可以使复合粒子充分接触并紧密结合, 很可能形成了一定的化学键。

水热条件能加速离子反应和促进水解反应。此条件下, 水可作为一种化学组分起作用并参与反应, 既是溶剂又是膨化催化剂, 同时还可作为压力传递介质[11], 而温度过高会导致晶形转变、分解、挥发等, 故选择水浴温度为65 ℃是较合理的。

(3) PAC&nano-Al2O3为最佳复配组合的机理

纳米材料的强化絮凝机理是纳米材料与絮凝剂表面能的协同效应所致, 而PAC的分子结构式为 (Al (OH) mCl6-m) n, 它在水中以羟基氯化铝的形式存在, 而且它通常是由Al2O3与盐酸反应制得, 通常也用Al2O3的含量来衡量PAC的品质[12]。PAC&nano-Al2O3处理效果好于PAC&nano-SiO2, 由此推断纳米粒子和同种类型分子的微粒间更易发生强化絮凝作用。

3 结论

将常规的无机絮凝剂与纳米材料进行复配絮凝实验, 结果表明纳米材料较好地提高了污水中COD的去除率, 并且一定程度减少了絮体的体积。但本文实验中得到的较好的组合PAC&nano-Al2O3的复合优化条件尚需进一步研究确定。

参考文献

[1]刘则华, 任云利, 肖稳发, 等.水处理絮凝剂的研究发展[J].上海工程技术大学学报, 2005, (3) :201-204.

[2]罗耀宗.用复合特效絮凝剂处理化学镀镍废水[J].电镀与环保, 2005, 25 (15) :43-44.

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[5]施周, 张彬, 许光眉.纳米技术在空气及水污染控制中的应用[J].南华大学学报 (理工版) , 2003, 17 (1) :25-29.

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[10]张立德.超微粉体制备与应用技术[M].北京:中国石化出版社, 2001.23.

[11]李风生, 杨毅.纳米/微米复合技术及应用[M].北京:国防工业出版社, 2002.96-98.

化学絮凝 篇6

聚合硅酸铝铁(PSAF)是一种新型的无机高分子混凝剂,它同时具有电中和及吸附架桥作用[9]。该混凝剂克服了聚铝矾花生成慢、矾花轻、处理后水样残余铝浓度较高和聚铁残余色度大、稳定性较差的缺点,已成为无机高分子混凝剂研究的一个热点[10]。壳聚糖(CTS) 来源广泛、性能优良、无毒、易于生物降解,可用作吸附剂、絮凝剂,是一种有发展前景的水处理材料。我国蒙脱石资源丰富,而改性蒙脱石具有更好的吸附性能,在水处理领域具有广泛应用前景。

本文以聚合硅酸铝铁、壳聚糖和改性蒙脱石(MM)为主要原料,复合制备出一种新型饮用水絮凝剂(以下简称PCMM)。PCMM能显著降低出水中铝离子的含量,与传统絮凝剂相比,PCMM饮用水絮凝剂具有质优、价廉和环保等三大特点。因此,它在我国自来水处理领域具有重要的推广应用价值。

1 实验部分

1.1 主要仪器与试剂

85-2型恒温磁力搅拌器(常州国华电器有限公司),JJ- 4A型六联同步自动升降搅拌机(上海常思工贸有限公司),HACH2100P型便携式浊度仪(美国哈希公司),BS223S型分析天平(北京赛多利斯仪器系统有限公司),FLAN6000型电感耦合等离子体质谱仪(美国PE公司),GFJO4A型高速分散机(上海涂料工业机械厂),pHS-25型酸度计(上海理达仪器厂),FN101-3A型电热鼓风干燥箱(湘潭市三星仪器有限公司),1810-C型石英自动三重纯水蒸馏器(江苏省金坛市康华电子仪器制造厂)。

聚合硅酸铝铁(PSAF,工业一级,南京市化学工业总公司精细化工厂产),壳聚糖(CTS,自制),冰醋酸(分析纯,湖北大学化工厂产),天然蒙脱石(质量分数73%,湖北钟祥产),聚合硫酸铁(PFS,工业一级,南京市化学工业总公司精细化工厂),聚合氯化铝(PAC,工业一级,南京市化学工业总公司精细化工厂),铝的单元素标准溶液(100 mg/L,国家标准物质中心)。

1.2 原水水质

湖北省武汉市汉江水,原水浊度为50～230 NTU,水温为10～40℃,pH为6～8。

1.3 工作液的配制

常温、常压下称取一定量粉状壳聚糖,以冰醋酸和蒸馏水为溶剂,配制质量分数为0.001%的CTS工作液。将按4 mmol AlCl3与1 g天然蒙脱石定量混合配制而成的铝交联剂,滴加入到蒙脱石悬浊液中,在转速为200 r/min的搅拌机上搅拌2 h,静置水解1 d。将此液体状铝交联蒙脱石烘干研细后,便得到铝交联蒙脱石絮凝剂粉末,使用时再与水配制成质量分数为0.5%的工作液。分别将PAFC、PSAF、PAC、PFS与蒸馏水按一定质量比混合搅拌5 min,配制质量分数为0.1%的工作液。

1.4 实验方法

将原水加入JJ- 4A型六联同步自动升降搅拌机的烧杯中,加入适量的絮凝剂,以120 r/min的速度快速搅拌2 min,40 r/min的速度慢速搅拌10 min,静置沉淀25 min后,取距液面2～3 cm处的清液测其浊度及铝离子浓度。采用HACH2100P型便携式浊度仪测定,采用FLAN-6000型电感耦合等离子体质谱仪和铝的单元素标准溶液测定。

2 结果与讨论

2.1 各组分最佳配比的确定

取浊度为200NTU、铝离子质量浓度为0.31 mg/L的原水,快搅速度为120 r/min,慢搅速度为 40 r/min。改变各组分的添加量,做正交实验。正交实验因素水平及实验结果分别见表1、表2所示。

由表1和表2可确定各组分液体的最佳体积比为:V(w=0.1%的PSAF)∶V(w=0.001%的CTS)∶V(w=0.5%的MM)=25∶7∶8。

2.2 处理不同浊度原水时确定PCMM投加量

在20℃中性水质条件下,分别取浊度为50～230NTU不等的原水,在120 r/min快速搅拌2 min,40 r/min慢速搅拌10 min,沉淀25 min等条件下,通过改变PCMM的投加量来确定处理不同浊度原水时PCMM的最佳投加量,结果如图1示。

由图1可知,随原水浊度增大,须相应增加PCMM的投加量,才能达到降低原水浊度的目的。原水浊度较小时,对不同浊度原水,PCMM都有相应的最佳投加量,PCMM投加量过低或者过高,都会导致浊度去除率的降低。因为过量PCMM会对出水的透明度造成负面影响,增加出水中悬浮物的浓度。

2.3 pH值的影响

在不同酸碱度条件下,投加不同量的PCMM对浊度去除率的影响,结果如图2所示。

2.4 温度对浊度去除率的影响

絮凝剂投加量为8.4 mL/L,pH为7,温度对浊度去除率的影响如图3所示。

从图3可知,原水温度在10～40℃之间变化时,随温度升高,浊度去除率降低,但都不低于80%;铝离子去除率也降低,但也都不低于50%。

2.5 与其他絮凝剂效果对比

用PCMM、PAFC、PAC、PFS分别处理相同水质的原水。不同絮凝剂下沉降速度的结果表明,投加PCMM产生的絮体较粗大,形成速度快且矾花密实,沉降速度快。这说明PCMM吸附架桥作用得到了进一步改善,见图4所示。

2.6 PCMM复合絮凝机理探讨

PSAF中的聚铁、铝离子中起架桥作用的OH与硅氧基团之间进一步形成氢键,在原有的链状结构中还会生成支链。由于硅聚合体、桥联聚合体和多种铝、铁离子水解体等多种动态反应平衡的存在环状大分子端与氢氧根之间络合作用,使PSAF具有优良的除浊效果。

壳聚糖因其线性分子链上含有多个羟基(OH)和氨基(NH2),易与水中H+合成阳离子聚电解质,在水中主要发生鳌合、电中和及吸附架桥作用。鳌合作用主要去除含有空d轨道的金属离子,电中和作用用于去除有机污染物中COD、SS,吸附架桥作用有助于提高无机/有机复合絮凝剂的整体吸附性能。

天然蒙脱石经钠化并加入铝交联剂后,使其层间域中引入聚合交联柱并取代了原先存在的可交换阳离子,从而导致蒙脱石的混层结构转变为层柱状二维分子筛型结构,使其粒径变得更小,比表面得更大,层间域进一步开放撑大,使其吸附范围进一步扩大,吸附性能更好[11]。所以,改性后的蒙脱石较天然蒙脱石的吸附效果更好。

PCMM中起主要吸附作用的MM与主要起架桥作用的CTS与主要起电中和作用的PSAF复合使用,可起到“协同增效、优势互补”的作用,从而使PCMM整体絮凝吸附性能大大提高。

作为絮凝剂本身,PCMM的含铝量要远远低于聚合氯化铝。而且壳聚糖和改性蒙脱石都对水中的铝离子等金属离子都具有较好的吸附、鳌合作用,因此PCMM的 “低铝”特性使其在水处理过程中较传统絮凝剂的二次污染大大减少。

3 结论

本文研究的新型复合絮凝剂PCMM,以聚合硅酸铝铁(PSAF)、壳聚糖(CTS)和改性蒙脱石(MM)为主要组分,其体积配比为V(w=0.1%的PSAF)∶V(w=0.001%的CTS)∶V(w=0.5%的MM)=25∶7∶8。浊度去除率可达到99%以上,铝离子去除率可达到70.7%。PCMM产生的絮体较粗大、形成速度快且矾花密实、沉降速度快。随温度升高,浊度去除率降低且铝离子去除率也降低,但总体去除率仍然较高。PCMM具有的“低铝环保”特性,它在自来水处理过程中具有重要的推广应用价值。

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化学絮凝 篇7

关键词：含氟聚合物,改性,聚丙烯酰胺,絮凝,疏水缔合,废水处理

含氟改性聚合物是最近的研究热点之一[1], 由于其强烈的疏水性而被用于疏水缔合聚合物的合成。含氟改性聚合物具有优异的耐盐、耐高温性能[2], 在涂料、油气开采、污水处理等方面具有巨大的应用潜力。改性聚丙烯酰胺 (PAM) 絮凝剂被广泛用于各种废水处理中[3,4,5,6,7,8]。Ren 等[9]用N, N-二戊烷改性的PAM制成疏水性高分子絮凝剂, 它对悬浮液中的高岭土微粒具有良好的絮凝效果。而国内外对含氟改性的PAM也有一定的研究, 如步怀天等[10]研究了含氟改性聚丙烯酰胺 (FPAD) 水溶液的溶液性质。李刚辉等[11]也合成了FPAD阳离子型絮凝剂。

本工作采用过硫酸钾 (KPS) 与亚硫酸氢钠 (SBS) 的氧化-还原引发体系, 以丙烯酰胺 (AM) 、二甲基二烯丙基氯化铵 (DMDAAC) 为主要单体, 以含有氟碳长链的全氟辛基乙基丙烯酸十二氟庚酯 (PFMA) 为改性单体, 通过自由基胶束共聚法制备了FPAD絮凝剂, 研究了FPAD的溶液性能及其对造纸白水 (简称废水) 的絮凝效果。

1 实验部分

1.1 试剂和仪器

AM、十六烷基三甲基溴化铵 (CTAB) 、KPS、SBS、氨水 (质量分数为30%) 、丙酮、乙醇、氢氧化钠、盐酸:分析纯。DMDAAC和PFMA为化学纯。废水取自西安某造纸厂, 初始透光率为20%, 初始COD为282 mg/L。

NDJ-1型旋转黏度计:上海第二分析仪器厂;Ubbelohde型毛细管黏度计、PB-21型pH计、ALC-110.4型电子天平:赛多利斯科学仪器有限公司;CTL-12 型 COD 快速测定仪:承德华通环保仪器厂;101型电热鼓风干燥箱:北京科伟永兴仪器有限公司;722型分光光度计:上海精密科学仪器有限公司。

1.2 FPAD的制备

将装有搅拌器、温度计、回流冷凝管的三口烧瓶置于恒温水浴槽中, 加入一定量的CTAB、PFMA和去离子水, 搅拌使之溶解, 然后加入一定量的AM、DMDAAC, 再加入氨水调节至中性, 加入一定量引发剂 (n (SBS) ∶n (KPS) =1 ∶2) 后于一定温度下恒温聚合反应8 h, 出料, 将聚合物干燥粉碎后用丙酮-乙醇抽提纯化12 h, 真空干燥后得FPAD固体粉末。

1.3 FPAD特性黏数和溶液表观黏度的测定

将FPAD配制成质量浓度为1.0 g/L的溶液, 采用毛细管黏度计测定FPAD的特性黏数 ( [η] ) , 采用旋转黏度计测定FPAD溶液的表观黏度 (η) 。

1.4 絮凝性能实验

分别在6个150 mL的烧杯中加入一定量的废水试样, 以一定递增量依次加入FPAD, 先以350 r/min转速搅拌1 min, 使FPAD充分分散, 再以120 r/min转速搅拌5 min, 停止搅拌后静止沉降10 min, 取上清液在分光光度计上测定溶液透光率, 计算COD去除率。

2 结果与讨论

2.1 PFMA合成条件的优化

2.1.1 PFMA质量分数对FPAD的 [η] 和溶液η的影响

PFMA质量分数对FPAD的 [η] 和溶液η的影响见图1。由图1可见:随PFMA质量分数增加, FPAD 的[η]减小, 这说明疏水单体PFMA质量分数增加, FPAD分子内发生了疏水缔合作用;随PFMA质量分数增加, 溶液的η增大, 这是因为发生了FPAD的分子间缔合作用; 当PFMA质量分数为0.3%时, 溶液的η达到最大;随PFMA质量分数继续增加, 易于形成FPAD分子内的疏水缔合, 分子链发生卷曲, 溶液的η下降。故本工作适宜的PFMA质量分数为0.3%。

2.1.2 反应温度对FPAD的 [η]和溶液η的影响

反应温度对FPAD的 [η]和溶液η的影响见图2。由图2可见:反应温度低于50 ℃时, 随反应温度提高, FPAD的 [η]和溶液η均增大;反应温度为50 ℃时, FPAD的[η]和溶液η均达到最大值;反应温度高于50 ℃时, FPAD的[η]和溶液η均呈下降趋势。这是因为:反应温度低于50 ℃时, 温度升高有利于单体向活性链扩散和提高聚合链引发与增长速率;反应温度高于50 ℃时不利于活性中心的稳定, 引发剂分解速率提高, 短时间内体系中生成的自由基数目增多, 使FPAD的相对分子质量下降, 致使FPAD的 [η]和溶液η均下降。

2.1.3 DMDAAC质量分数对FPAD的 [η]和溶液η的影响

DMDAAC质量分数对FPAD的 [η]和溶液η的影响见图3。由图3可见:随DMDAAC质量分数增加, FPAD的 [η]和溶液η均增大, 这是因为DMDAAC在溶液中呈电阳性, 随DMDAAC质量分数增加, 共聚物链在静电作用下更为伸展, FPAD的分子间缔合作用增强, FPAD的[η]和溶液η均增大; 但DMDAAC质量分数超过15%后, FPAD分子之间的氢键作用减弱, 导致FPAD的 [η]和溶液η增幅减缓。综合考虑, DMDAAC质量分数为15%较适宜。

2.1.4 引发剂质量分数对FPAD的 [η]和溶液η的影响

引发剂质量分数对FPAD的 [η]和溶液η的影响见图4。

由图4可见, 随引发剂质量分数增加, FPAD的 [η]和溶液η均减小, 这是因为:引发剂质量分数过大, 导致体系在反应初期产生大量自由基, 提高了共聚物的聚合反应速率, 会产生大量相对分子质量较低的共聚物, 使FPAD的 [η]和溶液η均较小;引发剂质量分数过小, 虽然FPAD的 [η]和溶液η均较大, 但反应速率太低。综合考虑, 引发剂质量分数为0.3%较适宜。

2.2 FPAD的絮凝性能

2.2.1 FPAD加入量对废水透光率和COD去除率的影响

在PFMA质量分数为0.3%、DMDAAC质量分数为15%、引发剂质量分数为0.3%、反应温度为50 ℃的最佳条件下制备了絮凝剂FPAD。FPAD加入量对废水透光率和COD去除率的影响见图5。由图5可见, FPAD加入量为15～30 mg/L时, 废水透光率较高且变化不大, 说明FPAD的最佳加入量范围较宽, 絮凝效果好。由图5还可见:随FPAD加入量增加, COD去除率升高;FPAD加入量为15 mg/L时, COD去除率达最高;FPAD加入量继续增加, COD去除率略有下降。综合考虑, FPAD最佳加入量为15 mg/L。

2.2.2 絮凝体系pH对废水透光率和COD去除率的影响

在室温下, 用氢氧化钠和盐酸调节絮凝体系pH, 絮凝体系pH对废水透光率和COD去除率的影响见图6。由图6可见, 随絮凝体系pH升高, 废水透光率和COD去除率均先升高后下降, pH为6～9时废水透光率和COD去除率均较高, pH为6时废水透光率达到最高值, 为98.7%。这是因为絮凝体系pH较低时, 溶液中大量的阳离子屏蔽了高分子链中的阳离子基团, 分子链卷曲, 不利于架桥, 絮凝能力不高。提高絮凝体系pH, 高分子链逐渐伸展, 中和及架桥能力提高, 且废水中Al3+及Ca2+的存在形式从简单的金属离子变为络合体, 具有较好的絮凝能力。

3 结论

a) 以PFMA为疏水单体, 与AM和DMDAAC通过自由基胶束共聚法制得FPAD絮凝剂。最佳聚合反应工艺条件:PFMA质量分数为0.3%, 引发剂质量分数为0.3%, DMDAAC质量分数为15%, 共聚反应温度为50 ℃。

b) 用FPAD处理初始透光率为20%、初始COD为282 mg/L的废水, 当FPAD加入量为15 mg/L、絮凝体系pH为6时, 废水透光率最高, 可达98.7%;絮凝体系pH为6～9时废水透光率和COD去除率均较高。

参考文献

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化学絮凝 篇8

关键词：微生物絮凝剂,筛选,培养条件,絮凝剂活性

0 引言

微生物絮凝剂是由一类微生物产生的天然代谢产物, 它是由微生物发酵、提取、精制而得的, 是一种能够在自然条件下降解、安全高效的新型水处理剂, 其主要成分为多糖、蛋白质、纤维素和DNA等[1]。微生物絮凝剂具有易分离、沉降效率高、无毒无害、无二次污染、脱色效果独特、来源广泛且生产周期短的特点, 可用于畜牧渔业废水的有机物的去除、生产和生活废水化学需氧量 (COD) 和生物需氧量 (BOD) 的去除、印染废水的脱色、工业废水重金属离子的脱除以及乳浊液中的油水分离等[2,3,4]。自1935年美国科学家Butterfield首先从活性污泥中筛选到絮凝剂产生菌以来, 至今已从土壤和活性污泥中筛选到50多种絮凝剂产生菌, 包括细菌、真菌、放线菌和藻类等[5,6,7]。近年来, 我国微生物絮凝剂相关研究报道也不少, 但由于研究起步晚, 目前主要存在微生物絮凝剂生产成本高、产量低、活体絮凝剂保存困难以及处理功能单一的缺点, 大多数未达到大规模工业化生产和应用的水平[8,9,10]。因此, 从不同环境中筛选高效微生物絮凝剂产生菌、探索最佳的絮凝剂产生条件以及降低絮凝剂生产成本对实现微生物絮凝剂的工业化生产和应用尤为重要。

海南岛位于我国最南端, 具有典型的热带季风气候特征, 同时拥有丰富的微生物资源。然而, 目前海南尚未见有关微生物絮凝剂产生菌的相关报道。本研究从海口市白沙门污水处理厂污泥中筛选得到9株具有絮凝活性微生物絮凝剂产生菌, 并以其中絮凝活性及稳定性较高的2株菌XN-6和XN-8为研究对象, 以高岭土悬浊液为处理体系, 探讨了菌株XN-6和XN-8的絮凝特性, 以期为进一步开发和利用该微生物奠定理论基础, 为解决“海岛热区”的污水处理问题提供帮助。

1 材料与方法

1.1 材料

1.1.1 实验材料

于2011年7、8、9月分别取海口市白沙门污水处理厂曝气池水下约0.5m处的活性淤泥。

1.1.2 试剂

Na Cl (AR) 、Ca Cl2 (AR) 、高岭土 (CP) 、中性红 (BR) 、甲基红 (BR) 、牛肉膏 (BR) 、酵母粉 (BR) 、蛋白胨 (BR) 、琼脂粉 (BR) 、葡萄糖 (BR) 、KH2PO4 (AR) 、K2HPO4 (AR) 、 (NH4) 2SO4 (AR) 、尿素 (AR) , 国药集团化学试剂有限公司。

1.1.3 仪器

电热恒温鼓风干燥箱 (DHG9038A, 上海一恒) ;高压蒸汽灭菌锅 (CR-3560, 台湾CIRRUS) ;紫外分光光度计 (UV-2802, 上海尤尼科有限公司) ;恒温水浴锅 (HH-W600, 金坛市金南仪器制造有限公司) ;恒温振荡摇床 (SHA-B, 金坛市金南仪器制造有限公司) 。

1.1.4 培养基

1.1.4. 1 分离培养基 (g·L-1) :牛肉膏5, 蛋白胨10, 氯化钠5, 琼脂15, 水1L, p H值7.0;

1.1.4. 2 筛选培养基 (g·L-1) :葡萄糖20, KH2PO42, K2HPO45, (NH4) 2SO42 Na Cl 1, 尿素5, 酵母膏5, 水1L, p H值7.0。

以上培养基均在0.1Mpa、121℃条件下灭菌20min, 备用。

1.2 方法

1.2.1 微生物絮凝剂产生菌的筛选

1.2.1. 1 菌种的分离

取活性污泥10g加入装有90m L无菌水并加有玻璃珠的灭菌三角瓶内, 160r/min摇床振荡10min, 使其打散成均匀的悬液, 后用无菌水稀释至10-4、10-5、10-6梯度, 各取0.2m L的稀释液均匀涂布在分离培养基的平板上, 30℃恒温倒置培养2~3d, 挑取单菌落, 连续划线分离纯化得到纯菌种[11]。

1.2.1. 2 菌种的筛选

初筛:取分离纯化的菌种接种到筛选培养基中, 160r/min、30℃恒温振荡培养30h备用。取培养液1m L加入到装有5m L高岭土悬浊液的试管中, 充分摇匀, 静置5min。目测高岭土悬浊液的情况, 若能使高岭土悬浊液絮凝成大颗粒且快速形成沉淀, 可初步判断该菌悬液具有絮凝性, 即该菌为产絮凝剂菌株, 保存备用。

复筛:接种产絮凝剂菌株 (初筛) 于筛选培养基中, 160r/min、30℃恒温振荡培养30h备用。复筛以絮凝率的高低为判断标准。絮凝率的测定以高岭土悬浮液模拟实际废水为絮凝对象[12]。取2m L培养液于装有95m L高岭土悬浊液, 5m L 1%Ca Cl2溶液的150m L烧杯中, 磁力搅拌器充分搅拌混匀后静置5min, 取液面下2cm处样取样于550nm处测定吸光度, 以同样方式处理的, 加等量蒸馏水的高岭土悬浊液作为对照, 来确定培养液的絮凝活性。絮凝活性用絮凝率来表示, 絮凝率计算公式如下:

絮凝率 (%) = (A-B) /A×100%, 式中A为对照组在550nm处的吸光度, B为样品组在550nm处的吸光度。每个样品重复3次, 取平均值。

1.2.2 微生物絮凝剂产生菌的生理生化试验

分别划线接种微生物絮凝剂产生菌于苯丙氨酸琼脂培养基斜面、葡萄糖蛋白胨水试管、明胶液化培养基平板、淀粉培养基平板、油脂培养基平板上, 详细操作参见文献[13]。

1.2.3 培养时间对菌体生物量、产絮凝剂及培养液p H值变化的影响试验

将微生物絮凝剂产生菌接种到筛选培养基中, 于30℃、160r/min恒温振荡培养, 每2h取混匀的菌悬液, 以未接种菌种的培养基作参比调零, 测定培养OD660, 同时测定培养液对高岭土悬浊液的絮凝活性及培养液的p H值。

1.2.4 微生物絮凝剂产生菌培养条件的优化试验

采用单因子试验方法, 分别测定微生物絮凝剂产生菌在不同培养基初始p H值 (5、6、7、8、9) 、不同培养温度 (24、26、28、30、32、34、36℃) 、不同培养转速 (40、80、120、160、200r/min) 培养30h下的培养液对高岭土悬浊液的絮凝活性, 确定微生物絮凝剂产生的最优培养条件。

1.2.5 絮凝剂活性成分分布及热稳定试验

接种微生物絮凝剂产生菌于筛选培养基中, 160r/min、30℃恒温振荡培养24h, 取部分培养液, 3 000r/min离心30min收集上清液。分别测定菌株培养液、菌悬液及上清液的絮凝率, 分析絮凝剂活性成分的分布情况;同时取上清液在不同恒温温度水浴中 (30、40、50、60、70、80℃) 处理20min, 测定不同温度处理下上清液的絮凝率, 确定絮凝剂的热稳定性。

1.2.6 絮凝剂絮凝时间与絮凝效果试验

接种微生物絮凝剂产生菌于筛选培养基中, 160r/min、30℃恒温振荡培养30h, 取部分培养液, 3 000r/min离心30min收集上清液。取上清液于高岭土悬浊液中, 分别与高岭土悬浊液作用10、20、30、40、50min, 测定不同絮凝时间下的絮凝率, 确定絮凝剂的最佳絮凝时间。

1.2.7 菌株不同培养方式下的絮凝能力试验

在同一生活污水中, 分别加入微生物絮凝剂产生菌单独培养及混合培养培养液, 测定其絮凝效果, 分析菌株XN-6和XN-8单独培养及联合培养下对高岭土悬浊液的絮凝性能。

1.2.8 微生物絮凝剂的应用试验

以不同来源生活污水, 分别源于海口市白沙门污水处理厂、海南师范大学教职工生活区、海口市红城湖污水、海口市红城湖淤泥悬浊液和花园苗圃栽培土悬浊液, 分别在上述生活废水中加入菌株培养液, 测定其絮凝率。

2 结果与分析

2.1 菌种的分离与鉴定

注:“+”表示阳性反应, “﹣”表示阴性反应。

通过涂布平板法, 经初筛和复筛从海口市白沙门污水处理厂的污泥中筛选得到9株有絮凝活性的菌株, 其中以编号为XN-6及XN-8的絮凝率及稳定性最好, 将这两株菌作为出发菌株进行研究。经过在固体培养基上30℃倒置培养48h后, 观察其菌落特征, 并对其进行生理生化试验, 具体结果见表1。根据伯杰氏细菌鉴定手册初步将XN-6菌株鉴定为乳杆菌属 (Lactobacillus sp.) , XN-8菌株鉴定为不动杆菌属 (Acinetobater sp.)

2.2 培养时间对菌体生物量、产絮凝剂及培养液p H值变化的影响

测定不同培养时间下菌株XN-6和XN-8的生物量、产絮凝剂变化如图1所示。图1所示菌株XN-6和XN-8的絮凝活性随培养时间的不同而变化, 两株菌均在培养24h时达到最大絮凝率, 分别为42.91%和55.93%, 但存在不同的变化趋势。菌株XN-6在培养8~16h内的絮凝率变化较小, 培养16h后出现迅速增长;菌株XN-8则在培养8~24h内的絮凝率逐渐增长。从图2中可知, 菌株XN-6和XN-8在不同的培养时间内培养液p H值均有下降。菌株XN-6在培养8~16h内p H值逐渐下降, 随后处于较稳定状态;菌株XN-8则在培养8~16h内p H值逐渐下降, 16~32h内p H值逐渐上升, 最后处于较稳定状态。

2.3 培养条件优化

p H值是影响微生物生长和代谢的重要因素, 过高或过低的p H值均不利于细菌的生长, 从而影响微生物产生絮凝剂。不同初始p H条件下菌株产微生物絮凝剂絮凝效果如图3所示。从图3中我们可以看出, 菌株XN-6和XN-8最佳产微生物絮凝剂并起絮凝活性的p H值分别为7.0和8.0左右。

不同培养温度对菌株XN-6和XN-8所产生的微生物絮凝剂絮凝效果的影响如图4所示。菌株XN-6在26~30℃温度之间时产絮凝剂速率随温度升高逐渐增大, 随后絮凝剂产生速率逐渐下降;菌株XN-8在26~32℃温度之间时产絮凝剂速率随温度升高逐渐增大, 随后絮凝剂产生速率逐渐下降。因此, 菌株XN-6的最适培养温度为30℃, 菌株XN-6的最适培养温度为32℃。

不同培养转速会影响通气量, 培养震荡的速度对菌株XN-6和XN-8所产生的微生物絮凝剂絮凝效果的影响如图5所示。菌株XN-6和XN-8均在120r/min转速时培养对高岭土悬浊液的絮凝率最高。

2.4 絮凝剂活性成分的分布与热稳定性

2.4.1 絮凝剂活性成分的分布

发酵液、菌悬液及上清液对高领土悬浊液的絮凝效果如图6所示, 菌株XN-6和XN-8发酵液和上清液的絮凝活性较高, 且均大于菌悬液的絮凝活性。

2.4.2 絮凝剂活性成分的热稳定性

分别取上清液于30、40、50、60、70、80℃恒温水浴中处理20min后, 测定絮凝率, 具体结果见图7。从图7中可以看出, 随着处理温度的升高, 絮凝活性逐渐降低。其中, 菌株XN-8在40~70℃的处理温度下的絮凝效果下降, 说明高温对絮凝剂成分破坏作用较强, 絮凝剂活性成分热稳定性较差。

2.5 菌株絮凝效果测定

培养液对高岭土悬浊液不同处理时间下的絮凝效果随处理时间的增加而增加, 菌株XN-6、XN-8对高岭土悬浊液的最在处理40min时絮凝效果达到最高, 分别为81.01%和76.78% (图8) 。菌株XN-6和XN-8不同培养方式下的培养液对高岭土悬浊液的絮凝比较结果见表2。从表2中可知菌株混合培养对高岭土悬浊液的絮凝率处于单独培养的絮凝率之间, 因此两菌株不存在协同作用。

2.6 微生物絮凝剂应用结果

菌株XN-6和XN-8培养液对不同来源生活污水的絮凝效果及染色液的脱色效果。从表3中可以看出两菌株培养液对不同来源生活污水均存在一定的絮凝效果, 总体而言菌株XN-6处理偏酸性的污水的絮凝效果较好, XN-8菌株处理偏碱性的污水的絮凝效果较好。

3 讨论

根据菌株培养过程的生物量和培养液p H值的变化, 我们推测菌株XN-6产絮凝剂主要在细胞衰亡期, 释放的絮凝剂可能为酸性物质, 导致培养基内的p H值逐渐下降;当絮凝剂释放完全后, p H值趋于平衡。这一p H值变化趋势与马晓娜等人[14]的研究结果基本相同, 他们的研究表明, 在无人为因素调节的情况下, 随着时间的延长, 培养基p H值逐渐降低, 在某一时间点时达到最低, 之后有所回升。菌株XN-8产絮凝剂主要处于细胞平稳期和衰亡期之间, 释放的絮凝剂可能为碱性物质, 导致培养基内的p H值逐渐升高;当絮凝剂释放完全后, p H值趋于平衡。

通过单因素法, 分别考察了p H值、培养温度、培养时间及摇床转速等因素对微生物絮凝剂活性的影响。微生物絮凝剂的活性随p H值的变化而变化, 因为酸碱度的变化影响微生物絮凝剂及其被絮凝物表面电荷、带电状态及中和电荷的能力[15]。菌株XN-6和XN-8分别在p H为7和8时, 其微生物絮凝剂表现出良好的絮凝活性, 这和余郭丽等[16]研究报道的絮凝微生物QM-1絮凝体系p H值大于8.0时絮凝活性高不同;菌株XN-6和XN-8的最适培养温度分别为30℃和32℃, 高低温均不利于筛选菌株生长和絮凝剂的积累, 这和李博等[17]研究报道的生物絮凝剂产生菌BJ-1产絮的最适培养温度60℃较温和。菌株在培养24h时絮凝活性达到最高, 这比田连生[18]研究报道的培养48h絮凝率最高不同, 说明本研究筛选的菌株代谢快;菌株在转速120r/min时絮凝率达到最高, 这和刘刚磊等[19]研究报道的摇床转速200r/min时菌株絮凝率最高转速较慢, 说明筛选菌株对氧的需求较低。

据报道, 微生物絮凝剂的组成成分一般为多糖、脂类、蛋白质、糖蛋白等。若以多糖构成的絮凝剂, 其耐热性通常较好, 基本不受温度的影响;若以蛋白质构成的絮凝剂, 容易受高温变性影响散失部分絮凝能力, 其耐热性较差。若为糖蛋白, 则其耐热性取决于絮凝剂中糖和蛋白的含量[20]。本研究菌株发酵获得的絮凝剂活性成分热稳定性较差, 因此我们推断菌株产生的絮凝剂均可能是蛋白质、或蛋白质和多糖的混合物。另外, 活性成分的分布研究表明絮凝物质主要存在发酵液和上清液中, 说明絮凝活性物质由菌株发酵过程中产生并分泌到胞外获得的[21]。

4 结论

化学絮凝 篇9

淀粉是一种可再生绿色环保资源, 是由葡萄糖单体构成的天然高分子, 通过改性可加大其絮凝效果[4]。其中阳离子改性淀粉常作为优良的高分子絮凝剂, 是由于其对废水中负电荷物质的亲和性[5], 聚铝和聚铁基复合絮凝剂均可用于污水处理及水质净化, 但铝对人体有害, 故无机部分常选用聚铁基[6]。

1 复合絮凝剂的制备

阳离子改性淀粉 (CS) :向烧杯中加入4m L CHPTMA, 滴入2m L 10mol/L Na OH和12m L蒸馏水在低于10℃下活化反应10min, 再加15g淀粉, 把处理过的药品滴入淀粉中, 搅拌均匀。于50℃下预干燥1h, 粉碎后置于密闭容器中, 85℃下反应得到白色固体粗产品[7]。

聚合硫酸铁 (PFS) :称取10g硫酸亚铁, 加入10m L蒸馏水和2m L浓硫酸, 磁力搅拌30min, 边搅拌边滴加3m L双氧水, 静置, 制得红褐色粘稠状聚合硫酸铁溶液。

聚硅酸铝铁 (PSAF) :称取5.36g硅酸钠, 加入100m L蒸馏水, 搅拌至完全溶解, 稀硫酸调节p H为5~6, 在水浴锅中稍加热, 出现大量絮状物直至溶液呈果冻状, 静置。向其中加入氯化铝2.4g, 搅拌5min后加入氯化铁3.3g, 继续搅拌30min, 放置熟化, 有悬浊液聚硅酸铝铁生成。

聚合硫酸铁-阳离子改性淀粉复合絮凝剂 (PFS+CS) :称取4g PFS, 1g CS和15m L蒸馏水, 先后加入烧杯。用稀硫酸调节p H为1.5。减压过滤, 60℃下烘干制得灰色固体PFS+CS。

聚硅酸铝铁-阳离子改性淀粉复合絮凝剂 (PSAF+CS) :称取8g CS, 加入15m L PSAF, 稀盐酸调节p H为2.0, 在50℃下反应1h, 减压抽滤并烘干, 制得橙黄色固体PSAF+CS。

2 复合絮凝剂的红外光谱 (IR) 表征

对PFS、PSAF、CS、PFS+CS、PSAF+CS进行红外光谱分析, 探讨反应前后物质结构的变化。结果如图1、图2所示。

由图1、图2红外光谱图可看出各物质反应前后的结构变化。其中, 1 000cm-1附近的吸收峰分别是淀粉中的伯醇、仲醇和醚键的特征吸收, 1 658cm-1处的吸收峰是由于O—H键的振动产生, 2 934cm-1处的吸收峰归属于C—H的振动, —OH的伸缩振动产生了3 500cm-1处的吸收峰。其中图1中PFS+CS和图2中PSAF+CS在3 500cm-1左右都较PFS、CS及PSAF、CS的吸收峰有加宽, 这表明在这个波数附近PFS和CS、PSAF和CS的吸收峰发生重叠, 即形成了复合絮凝剂。

3 絮凝效果实验

3.1 CODGr去除实验

采用重铬酸钾滴定法, 使用复合絮凝剂PFS+CS、PSAF+CS对邻苯二甲酸氢钾模拟废水絮凝前后进行CODGr去除实验[8], 相关数据见表1。

由表1可知, 复合絮凝剂可絮凝模拟废水中大部分污染物, 这表明复合絮凝剂对CODGr的去除效果很好, 去除率可达到70%以上。

3.2 重金属去除实验

利用原子吸收分光光度计测定系列Zn2+浓度的标准曲线, 相关数据见表2, 其中A代表样品的吸光度。

将表2数据进行线性拟合, 得到Zn2+浓度-吸光度标准曲线, 其回归方程[A]=0.278 3[C]-0.004 8及相关系数R2=0.998 2。

使用复合絮凝剂对Zn2+模拟废水进行絮凝实验, 作原子吸收处理。絮凝前后的数据如表3所示。

由表3可知, 复合絮凝剂可沉淀废水中Zn2+, 且去除率可达40%以上, 由此表明, 复合絮凝剂对重金属元素离子 (Zn2+) 絮凝效果较好。

4 结论

制备了两种复合絮凝剂PFS+CS和PSAF+CS, 并通过红外光谱表征研究了絮凝剂复合前后的结构变化, 结果表明, 改性淀粉与聚铁基无机组分得到结合, 制得了新型的复合絮凝剂。同时, 对模拟废水进行絮凝效果实验, 其中CODGr去除率可达70%以上, 对重金属离子Zn2+的去除率达40%以上, 说明复合絮凝剂的絮凝效果较好。

参考文献

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[2]张振花, 何玉凤, 张侠, 等.聚铁和聚铝类絮凝剂的改性及在废水处理中的应用研究进展[J].水处理技术, 2010, 36 (09) :10-15.

[3]刘志远, 李昱辰, 王鹤立, 等.复合絮凝剂的研究进展及应用[J].工业水处理, 2011, 31 (5) :5-8.

[4]王新语.淀粉基复合吸附材料的合成及吸附性能研究[D].鲁东大学, 2013.

[5]具本植.高取代度阳离子淀粉的制备与应用研究[D].大连:大连理工大学, 2000.

[5]郑怀礼.聚铁基复合絮凝剂的研究[D].重庆:重庆大学, 2003.

[6]卢珍仙.利用玉米淀粉制备高取代度阳离子淀粉的研究[J].化学世界, 2005, 46 (12) :734-736.

[7]姜应新.新型阳离子淀粉的合成及其应用性能研究[D].大连:大连理工大学, 2010.