超聲波強化SBR處理黃連素制藥廢水

陳 琳

宿州職業技術學院農藝系，安徽宿州，234101

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超聲波強化SBR處理黃連素制藥廢水

陳 琳

宿州職業技術學院農藝系，安徽宿州，234101

為了提高對黃連素制藥廢水這類高濃度有機廢水的處理效率，采集某制藥廠黃連素生產工藝混合廢水，通過室內模擬實驗研究超聲波對序批式活性污泥法(SBR)處理制藥廢水的促進作用。結果表明，超聲波預處理的最佳實驗條件：超聲波頻率設為600 W，超聲波處理時間設為4 min。與單獨使用SBR處理工藝相比，在最佳超聲波處理條件下，超聲波強化SBR處理黃連素制藥廢水出水中COD平均去除率從50.8%上升到92.3%，黃連素平均去除率從22.9%上升到91.9%。說明利用超聲波對廢水預處理，能夠提高SBR工藝對廢水的處理效率，有效處理黃連素制藥廢水。

制藥廢水；黃連素；超聲波；SBR

黃連素是抗生素的一種，又稱鹽酸小檗堿，是具有多種藥理學和生物學作用的一種異喹啉天然生物堿，分子式為C20H18NO4，化學結構式如圖1所示[1]。目前，黃連素的生產主要有植物提取法和化學合成法。其中，化學合成法因為生產量大、生產效率高而被廣泛應用。但在黃連素的化學合成中，會產生大量高濃度有機廢水。由于廢水中含有大量的黃連素，具有較強的生物毒性，所以直接用生物處理方法往往難以運行[2]；而單純用物理、化學方法處理運行成本又高。因此，通過增加物化預處理過程，提高生物處理的效果是處理此類廢水的重要方向。

圖1 黃連素結構式

目前，國內外常用的物化預處理技術有氣浮法[3]、電絮凝法[4]和高級氧化處理[5-6]等。其中，高級氧化法因其效率高、可提高廢水可生化性等特點而被研究和應用[7]。與紫外線、熱、電、Fenton處理等方法相比，超聲波因其設備簡單、處理效果好等優勢而越來越受到關注。超聲波處理廢水中有機物的過程是一個物理化學過程，基于超聲空化作用而形成的一系列變化，通過高溫熱解、自由基氧化、超臨界水氧化以及聲波機械效應等過程，實現廢水中有機物的降解。已有研究表明，超聲波處理能夠有效降解染料廢水、焦化廢水、制藥廢水中的難降解有機污染物，提高廢水可生化性[8-10]。因此，研究采用超聲波處理技術對黃連素制藥廢水進行預處理，聯合序批式活性污泥法(SBR)處理，探討超聲波聯合SBR處理技術處理黃連素制藥廢水的可行性，可為工程實踐提供參考。

1 材料與方法

1.1 實驗材料

黃連素制藥廢水采自某制藥廠黃連素生產工藝混合廢水，主要污染物為黃連素，同時含有多種黃連素合成副產物，水質成分復雜，水樣呈棕紅色，濁度較高。廢水理化性質分析結果如表1所示，呈強酸性，B/C為0.12，難于生物培養。

表1 黃連素制藥廢水理化性質

1.2 實驗裝置

如圖2所示，實驗裝置由超聲波發生控制器、超聲波反應器和SBR反應器三部分構成。超聲波反應器為南京先歐儀器制造有限公司生產的超聲波細胞破碎儀，型號為XO-2500D，工作頻率為20 kHz，可選變幅桿有Φ15 mm和Φ20 mm，可調超聲波輸出功率范圍為100～1000 W。超聲波反應器和SBR反應器分別是有效容積為5 L和20 L的圓柱形有機玻璃容器。

圖2 實驗裝置示意圖

1.3 實驗方法

1.3.1 超聲波處理實驗

研究表明，pH為6.0～8.0時，SBR處理效果較好[11-13]，因此，設定進水pH值為7.0，在超聲波實驗前，用1 mol/L H2SO4溶液或1 mol/L NaOH溶液調節原水至所需pH值。通過控制條件，研究超聲波聲功率和作用時間對黃連素制藥廢水處理效果的影響。

取5 L廢水加入超聲波反應器中，將變幅桿沒入水下3 cm，通過超聲波發生控制器設定超聲波功率為200 W，分別在實驗開始的1、2、3、4、6和8 min取樣，測定水中黃連素、CODcr及BOD5的含量。之后向超聲波反應器中換入原水，在超聲波功率為400、600、800和1000 W條件下重復實驗過程，綜合確定超聲波處理的最佳聲功率和作用時間。

1.3.2 超聲波強化SBR處理實驗

(1)污泥馴化。向SBR反應器中加入少量制藥廢水，再加入生活污水20 L，污水COD含量465±23 mg/L，氨氮含量35.5±1.1 mg/L，SS含量74.8±2.6 mg/L，污水pH為7.5±0.4，呈中性。污泥采自徐州某制藥廠好氧生物處理設備活性污泥，放入反應器中，曝氣處理，控制溶解氧在2～4 mg/L。待出水CODcr濃度穩定后，逐步增加反應器中制藥廢水的量。定期監測工藝進出水CODcr、污泥沉降比(SV30)和污泥體積指數(SVI)。最后，制藥廢水處理出水水質穩定，SV30穩定在18%左右，SVI穩定在65 mL/g左右，表示污泥馴化成功。

(2)超聲波強化SBR處理黃連素制藥廢水。將制藥廢水置于超聲波反應器中，在最佳處理條件下進行超聲波處理。將處理后的黃連素廢水排入SBR反應器，設定SBR運行周期為10 h，其中進水0.5 h，曝氣反應時間為6 h，污泥沉降時間為1.5 h，出水時間為0.5 h，閑置時間為1.5 h。SBR反應系統溫度穩定在20℃左右，MLSS為4.33～4.75 g/L。經SBR反應處理后，測定出水中黃連素、CODcr含量。同時，將未經超聲波處理的廢水進行SBR處理實驗，根據實驗結果對比評價超聲波強化SBR處理黃連素廢水的效果。

圖3 超聲波處理黃連素制藥廢水COD和黃連素去除率變化

1.4 樣品測試

黃連素采用紫外分光光度法在340 nm處測定[14]。CODCr測定采用重鉻酸鉀法(GB/T 11914-1989)，BOD5測定采用稀釋與接種法(HJ505-2009)，pH測定采用玻璃電極法(GB/T 6920-1986)。

2 結果與討論

2.1 超聲波處理黃連素制藥廢水

不同超聲波功率和輻射時間下，黃連素廢水處理出水CODcr和黃連素含量變化如圖3所示。結果表明，單獨使用超聲波反應器處理黃連素廢水有一定的效果，在實驗設定條件下，當超聲波功率為600 W時，廢水CODcr和黃連素的去除率達到最高，分別為37.5%和83.4%。從圖3中可以看出，實驗前期，隨著超聲波處理時間的延長，出水中COD和黃連素去除率不斷增加，之后趨于穩定，COD去除率甚至出現一定程度的降低。這是由于在超聲波的作用下，水中有機污染物發生自由基氧化和高溫熱解反應，被分解形成二氧化碳和水，導致水中COD濃度下降；同時，隨著處理時間的延長，水中自由基含量不斷增大，在空化氣泡產生和崩滅過程中形成的巨大剪切力和自由基的雙重作用下，一些大分子有機物的碳碳鍵發生斷裂，形成能被重鉻酸鉀氧化的小分子有機物，導致廢水COD升高，COD去除率降低。

隨著超聲波頻率的逐漸增加，出水COD和黃連素去除率呈先增大后減小的趨勢變化，在400～600 W的范圍內，超聲波處理黃連素廢水的效果較好。在超聲波頻率為200 W時，水中形成的自由基濃度較低，制藥廢水中難降解有機污染物很難得到去除；之后，隨著超聲波頻率的增加，水中羥基自由基的濃度也逐漸增加[15]，促進水中有機污染物的降解，水中COD和黃連素去除率增大。當超聲波頻率繼續增大超過600 W時，水中有機污染物的去除率反而逐漸降低，這主要是由于過高的超聲波頻率導致大量的空化氣泡產生，進而導致超聲波的傳播被屏蔽，系統可利用的聲能量降低[16]，降解速率下降。

從圖3中可以看出，當超聲波頻率為400～600 W時，處理時間延長能夠有效去除水中有機污染物，但是由于長時間的超聲波處理會導致廢水水溫過高，不利于后續生物反應器中反應進行，同時結合表2所示的BOD分析結果，在超聲頻率為600 W，處理時間為4 min時，出水B/C已達到0.33，可用于生化處理，因此，選擇超聲波處理最佳條件為：初始pH為7，超聲波頻率為600 W，超聲處理時間為4 min。

表2 出水BOD檢測結果

2.2 超聲波強化SBR處理黃連素制藥廢水

由表3可知，在黃連素制藥廢水處理中，單獨的SBR處理工藝對黃連素制藥廢水COD的去除效果并不理想，特別是黃連素的平均去除率僅達到22.9%，不能滿足廢水排放要求，主要由于一方面水中黃連素的存在抑制了SBR處理系統中微生物的活性，導致微生物對有機污染物的降解緩慢[17]；另一方面制藥廢水中含有大量難以生物降解的大分子有機污染物，在短時間內很難被大量降解[18]。超聲波強化SBR處理工藝優于單獨的SBR處理工藝，COD和黃連素去除率平均為92.3%和91.9%。由于超聲波的作用，廢水中大分子有機物被分解成易于生物降解的小分子有機物，經生物處理后被徹底降解。綜合分析可以看出，超聲波強化SBR處理工藝能夠去除廢水中黃連素等有機污染物，為黃連素制藥廢水處理提供依據。

表3 不同處理方式對出水污染物去除率的影響

3 結 論

采集某制藥廠黃連素生產工藝混合廢水，利用超聲波強化SBR處理工藝對制藥廢水進行處理，結果表明，在設定廢水初始pH值為7的條件下，超聲波預處理的最佳實驗條件為：超聲波頻率為600 W，超聲波處理時間為4 min，COD和黃連素去除率分別為32.7%和71.5%，廢水B/C由0.12上升到0.33。在最佳超聲波處理條件下，超聲波強化SBR處理黃連素制藥廢水出水中COD和黃連素去除率平均為92.3%和91.9%，表明對于實際廢水而言，超聲波強化SBR處理工藝是一種有效的處理技術。

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(責任編輯：汪材印)

10.3969/j.issn.1673-2006.2016.06.030

2016-02-22

安徽省高等學校省級自然科學研究一般項目“皖北地區發展生態工業園區模式的研究”(KJ2013B294)。

陳琳(1974-)，女，安徽靈璧人，碩士，講師，主要研究方向：環境生態學。

X703.1

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1673-2006(2016)06-0110-04