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鸟粪石结晶流化床结构优化

蔡佳盛, 叶欣, 叶志隆, 陈少华. 鸟粪石结晶流化床结构优化[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130
引用本文: 蔡佳盛, 叶欣, 叶志隆, 陈少华. 鸟粪石结晶流化床结构优化[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130
CAI Jiasheng, YE Xin, YE Zhilong, CHEN Shaohua. Geometry optimization of struvite crystallization fluidized bed[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130
Citation: CAI Jiasheng, YE Xin, YE Zhilong, CHEN Shaohua. Geometry optimization of struvite crystallization fluidized bed[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130

鸟粪石结晶流化床结构优化

    作者简介: 蔡佳盛(1993—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制技术。E-mail:jscai@iue.ac.cn
    通讯作者: 叶欣(1985—),男,博士,副研究员。研究方向:水污染控制技术。E-mail:xye@iue.ac.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金青年科学基金资助项目(51608503)
  • 中图分类号: X703

Geometry optimization of struvite crystallization fluidized bed

    Corresponding author: YE Xin, xye@iue.ac.cn
  • 摘要: 针对鸟粪石结晶流化床结构设计的不确定性及复杂性,采用数值模拟的方法模拟多粒径体系下不同构型流化床的湍流强度、分级特性和微晶截留效率。模拟结果表明,一段式流化床对鸟粪石颗粒的分级效果及湍流条件均优于多段式和锥体式流化床;沉淀区内增设沉淀组件未能显著提升微晶截留效率。验证实验结果表明,在不同的进水磷浓度(240,480和1 000 mg·L−1)下,一段式流化床对磷的去除效果与传统的多段式流化床无显著差异,且具有良好的造粒效果,大于1.25 mm的产品占比分别为88.1%、96.4%和70.1%。实验结果验证了数值模拟优化方法的可靠性和合理性,简化后的一段式鸟粪石结晶流化床具备良好的磷处理效果及产品特性,是理想的鸟粪石流化结晶反应器。
  • 2009—2019年,全国共发生突发环境事件3 643起。其中生态环境部(包括原环境保护部)直接调度指导处置的突发环境事件有1 225起,包括水污染事件1 060起,占比约87%[1-2]。由于河流水系是一个有机联系的整体,故一旦发生突发性污染事件,极易对事故点下游流域产生影响和危害,造成巨大经济损失并引起公众恐慌。如2018年湘赣渌江铊污染事件,其污染范围跨越江西、湖南2省;2017年嘉陵江铊污染事件,污染范围波及陕西、四川2省;2016年新疆额尔齐斯河汞污染事件及同年新疆伊犁河柴油泄漏事件,均险些造成跨国界污染。在我国经济社会的持续高速发展、突发性环境污染事件频发的背景下,我国的环境风险管理体系仍有待完善,存在重应急轻防范、重突发污染事件轻长期慢性影响等问题,尚未完全实现向以风险控制为目标导向的环境风险管理模式转变。在“十四五”以及未来很长一段时期内,流域性水环境风险将是我国环境风险管理的重要内容,严防流域性突发水环境事件发生、提高流域水环境风险管理水平、开展流域水环境风险评估技术体系研究等迫在眉睫。

    突发环境事件风险评估结果的可靠性与代表性是环境风险管理的关键。现阶段,我国流域环境风险评估工作主要偏重于特定污染物的生态风险评价[3-4]、健康风险评价[5-6]及累积性环境风险评价[7-8]等方面。针对突发性水污染事件环境风险评估方法的研究甚少。如指数评价法[9-11]、贝叶斯网格法[12-13]、相对风险评估法[14-15]等都较少关注流域级水环境风险因子的释放规律及环境敏感受体受损害的途径和程度等[16],尚不能准确描述和评估流域尺度环境风险的传递性、累积性或削减性影响,其风险表征也不够具体,可操作性有待提高。我国已发布了《企业突发环境事件风险评估指南(试行)》(环办〔2014〕34号)[17]、《尾矿库环境风险评估技术导则(试行)》(HJ 740-2015)[18]以及《行政区域突发环境事件风险评估推荐方法》(环办应急〔2018〕9号)[19]。以上指南、导则及推荐方法解决了风险评估中存在的诸多问题,但仍存在不能完全反映流域突发环境事件特征,以及与环境风险管理脱节等问题。

    本文以水环境敏感受体为评估基础,在对流域内固定风险源、移动风险源进行水环境风险分类、分级及表征的基础上,提出流域级环境风险分级及表征的技术方法。根据环境风险评估结果与流域风险特征,确定流域环境风险重点和优先管理对象,并有针对性地提出防范对策,以期实现与环境风险管理的有效衔接,补充我国流域环境风险评估体系。

    本技术方法以《国家突发环境事件应急预案》(国办函〔2014〕119号)中“附件1突发环境事件分级标准”为基础,着重关注突发环境事件分级标准中所涉及的重要环境敏感受体,如集中式饮用水源地、跨界(国界、省界、市界、县界)以及重要生态功能区等。依据突发环境事件分级标准的“特别重大、重大、较大、一般”4级,将环境敏感受体分为3级,即一级、二级和三级,涉及特别重大和重大突发环境事件的统一为一级环境敏感受体。以流域内环境敏感受体保护为目的,在全面收集流域水文水系、地形地貌、社会经济,以及现有环境风险源(固定源和移动源)、环境敏感受体情况等资料的基础上,开展流域内固定源和移动源的风险识别、评估与分级。

    主要技术思路为:1)对流域内“一废一库一品”企业,如采选冶炼、尾矿库、石油、化工、钢铁、医药、危化品水陆运输等风险源逐一调查(现场调查风险源的位置、生产情况、危险废物和污水处置情况、排水情况、环境保护情况等)并补充收集相关资料(如风险源布局图、厂区平面图、雨污管网图等图件,以及环境应急预案、环境风险评估、环境影响评价、环境应急资源调查等报告),以识别重点环境风险源,建立环境风险源清单,并对清单内企业逐一进行突发环境事件风险评估;2)根据环境风险源评估结果,结合流域内跨界断面、集中式饮用水源地、国家级自然保护区、重要湿地、特殊生态系统等环境敏感受体特征分析,对流域水环境突发性环境风险进行综合评估,并通过环境风险源地图、环境敏感受体图等对评估结果进行表征;3)根据流域突发性水环境风险评估结果,结合流域现有风险防控措施及应急救援能力差距,提出流域水环境风险防控策略及建议,为全面提升流域水环境风险管理水平,科学施策提供理论依据和技术支撑。

    在开展流域水环境风险评估工作前,需详细调查流域内所有水环境敏感受体,制作出流域水环境敏感受体清单,绘制流域水环境敏感受体分布图。典型的水环境敏感受体包括集中式饮用水水源地保护区、涉水自然保护区、重要湿地、重要水生生物栖息地、水产种质资源保护区、跨界(国、省、市、县界)断面等。

    参考《国家突发环境事件应急预案》(国办函〔2014〕119号)中规定的突发环境事件分级标准,将环境敏感受体敏感性划分为以下3级:1)一级环境敏感受体——跨国界水体,或跨省界,或县级以上城市集中式生活饮用水水源地,或珍稀濒危野生动植物天然集中分布区,或重要水生生物的自然产卵场及索饵场、越冬场和洄游通道;2)二级环境敏感受体——跨设区的市界,或乡镇集中式生活饮用水水源地,或国家级自然保护区,或国家级风景名胜区,或世界文化和自然遗产地,或国家级森林公园,或国家级地质公园,或国家级湿地,或国家级文物保护单位;3)三级环境敏感受体——跨县界,或其他未达到二级的环境敏感受体。

    根据评估地区特征与污染物特征,选择水环境中风险因子的扩散模型,包括零维水质模型、一维稳态模型及一维动态混合模型。资料充分时也可采用二维、三维水质模型。

    1)零维水质模型适用于持久性污染物,河流为恒定流。假设污染物进入河道瞬间完全混合均匀(溶解或分散),并整体分散(稀释作用),即将污染物泄漏点至环境敏感受体间的河道作为一个整体。污染物在其中均匀混合。

    2)非持久性污染物稳定态采用一维稳态模型,即一维稳态稀释、降解综合模式,忽略污染物的纵向弥散系数(在稳态条件下,纵向弥散系数对结果影响小)。该模型适用于非持久性污染物,河流为恒定流。当污染物在河流断面上达到完全混合后,分析污染物在水流方向输移、转化的变化情况时采用此模型。

    3)一维动态混合模型适用于非持久性污染物,非恒定流,可用于预测任何时刻的水质状况。

    1)固定型水环境风险源识别。收集并分析相关资料,包括企业基本信息、周边环境敏感受体、涉及环境风险物质和数量、生产工艺、安全生产管理、环境风险单元及现有环境风险防控与应急措施,以及现有环境应急资源等。按照《企业突发环境事件风险评估指南(试行)》(国办发〔2013〕101号)的要求,综合企业信息、环境风险传播途径及环境敏感受体,识别固定型水环境风险源(以下简称固定源)。

    2)流域固定源水环境风险评估。按突发环境事件事发点下游受影响水环境敏感受体最高等级来划分固定源环境风险等级。当一级环境敏感受体受到影响时确定为重大环境风险源;当二级环境敏感受体受到影响时确定为较大环境风险源;当三级环境敏感受体受到影响时确定为一般环境风险源。

    以环境敏感受体水质安全为核心,通过估算环境污染物泄漏进入河流后的影响范围,及核算受影响范围内所有环境敏感受体的最高级别,以最高级别确定此环境风险源的风险等级。突发性环境污染事件的应急处置,关注的主要问题是污染物在河道中的浓度与污染扩散的水平距离。因此,首先在对流域固定源进行水环境风险评估时,采用合适的污染物扩散模型进行演算,得出的污染物可能影响的污染范围;随后根据此结果,结合影响范围内环境敏感受体等级划分环境风险源的风险等级。

    1)移动性水环境风险源识别。移动型水环境风险源(以下简称移动源)主要关注流域内危险化学品(以下简称危化品)道路运输以及船舶运输。调研流域内沿河道路路段、船舶运输路线及危化品种类等情况时,一是制作流域内陆路、水路运输路线与水系分布图,重点关注临近河流及水系联通沟渠的路段;二是掌握危化品在流域内的运输情况,包括危化品运输路线、种类、理化性质、单次运输量、运输工具类型、泄漏可能造成的环境风险类型等情况。

    2)流域移动源水环境风险评估。流域移动源水环境风险评估包括环境风险路段识别和环境风险评估参数选择。环境风险路段识别即对流域内所有危化品运输线路进行统计分析,识别水环境敏感受体风险路段(路线),即流域内各干支流的沿河公路、桥梁、水路等,危化品一旦泄漏将可能对下游水环境敏感受体产生影响。

    环境风险评估参数选择包括4个方面。一是危化品主要化学成分及表征指标分析。二是危化品泄漏量。建议采用危化品最小运输单元的运输量为危化品水陆两类运输最大泄漏量。根据对以往案例的统计结果,陆路运输中液体类危化品基本都发生在道路路沿与河岸堤顶间距在200 m范围内,路河间距越小,泄漏入河量总体越大;桥梁或翻车直接入河(水库、湖泊)可以按100%泄漏入河处理。水路运输的泄漏量按泄漏全部入河处理。液体类危化品泄漏入河量按图1测算。针对固体类危化品泄漏入河仅考虑离河岸堤10 m范围内的路段及跨河桥梁,泄漏量按最不利条件泄漏,即全部泄漏计算。三是危化品泄漏时间。当发生液体类危化品泄漏事件,其泄漏时间长短将影响危化品进入河流的初始浓度大小。首先利用伯努利方程计算出危化品(液体)泄漏速率,随后根据危化品运输量与泄漏速率的比值得出泄漏时间。四是环境风险路段的环境风险分析与分级。针对所有危化品对识别的所有环境风险路段(即评估路段)逐一进行环境风险分析与评估。结合受影响的环境敏感受体的级别确定该路段环境风险等级。当一级环境敏感受体受到影响时为重大环境风险路段(路线);当二级环境敏感受体受到影响时为较大环境风险路段(路线);当三级环境敏感受体受到影响为一般环境风险路段(路线)。

    图 1  液体类危化品泄漏入河量
    Figure 1.  Leakage of liquid hazardous chemicals into the river

    其中,液体类危化品泄漏速率根据式(1)计算。固体类危险化学品释放时间与污染物在水中的饱和溶解度、污染物总量以及河流流量等因素有关,具体计算见式(2)。

    QL=Cd×A×ρ×2(PP0)+2ρghρ (1)

    式中:QL为危化品泄漏速度,kg·s−1Cd为危化品泄漏系数,此值常用0.6~0.64;A为裂开面积,m2P为容器内介质压力,Pa;P0为环境压力,Pa;g为重力加速度;h为裂口之上液位高度,m;ρ为危化品密度,kg·m−3

    T=S/(K×Q) (2)

    式中:T为污染物释放时间,s;S为固体类危险化学品所含污染物总量,g;K为污染物在水中的饱和溶解度,g·m−3Q为河流流量,m3·s−1

    环境风险路段长度计算以环境敏感受体为基准点,通过水质模型对污染物影响距离予以计算。在此影响距离内寻找环境敏感受体,如无环境敏感受体,则该路段为无风险路段。如有环境敏感受体,则以此环境敏感受体为基础并向上游反推(若有多个环境敏感受体,则从环境敏感受体等级从高到低依次进行),即得到临界点。若污染物在临界点处泄漏,则下游环境敏感受体处污染物的浓度刚好达到GB3838-2002相关指标限值要求,该临界点设为Z点。Z点以上为无风险路段,Z点以下为有风险路段,即环境敏感受体和Z点内的危化品运输路线为有风险的路段。环境敏感受体与临界点Z点间的距离即为环境风险路段长度。具体分为以下3个情景,如图2所示。

    图 2  环境敏感受体及环境风险路段关系的典型情景
    Figure 2.  Typical scenarios with different the relationship s between environmental risk receptor and road section for assessment

    1)情景一。对于某一环境敏感受体以及某一评估路段,当临界点Z落在评估路段中,该评估路段Z点以上环境风险等级为无风险,即污染物在Z点以上泄漏后的环境风险小。Z点以下为有风险路段。

    2)情景二。对于某一环境敏感受体以及某一评估路段,当临界点Z落在评估路段上游某处,则该评估路段环境风险等级为有风险。

    3)情景三。对于某一环境敏感受体以及某一评估路段,污染物泄漏扩散影响范围内无环境敏感受体,即当临界点Z落在评估路段下游某处,则该评估路段环境风险等级为无风险。

    流域水环境风险评估结果以一张图予以表征,即在流域水系图上,结合流域水环境敏感受体(红色△表示一级水环境敏感受体、黄色△表示二级水环境敏感受体、蓝色△表示三级水环境敏感受体),将评估出的固定源和移动源按照水环境风险等级不同以红、黄、蓝全部标识出来,其中,红色表示重大环境风险源(重大环境风险路段)、黄色表示较大环境风险源(较大环境风险路段)、蓝色表示一般环境风险源(一般环境风险路段)。同时,用绿色表示无环境风险路段。

    关注环境风险源强度与环境敏感受体敏感性之间的交互关系,可直观有效地评估环境风险源对流域内环境敏感受体的影响程度,有效保护环境敏感受体,适应环境应急管理需求。提出流域环境风险评估方法统一了固定源和移动源的流域性突发环境风险评估,可用以对流域内存在的固定源和移动源进行全面识别与分级,是我国现有环境风险评估体系的补充,并可为提升我国流域水环境风险管理水平提供参考。

  • 图 1  不同外部构型/内部构件流化床几何建模及网格划分

    Figure 1.  Geometries and mesh of FBR with different outer shapes and inner modules

    图 2  一段式流化床实验装置图

    Figure 2.  Illustration of the one-sectional fluidized bed reactor

    图 3  网格无关性检验

    Figure 3.  Grid-independence analysis

    图 4  不同构型流化床的鸟粪石固含率分布云图

    Figure 4.  Solid hold-ups of struvite under different structure of FBRs

    图 5  不同外部构型流化床产品分级效果对比

    Figure 5.  Comparison of product classification profiles under different FBR geometries

    图 6  不同构型流化床流化段湍动能对比

    Figure 6.  Comparison of turbulent kinetic energies under different FBR geometries

    图 7  不同内部构件微晶流失对比

    Figure 7.  Comparison of fines entrainment using different inner modules

    图 8  不同进水磷浓度下一段式流化床磷去除情况

    Figure 8.  Phosphorus removal profiles of one-sectional FBR under different influent phosphate concentrations

    图 9  不同进水磷浓度下一段式流化床产品粒径分布

    Figure 9.  Product particle size distributions under different influent phosphate concentrations using one-sectional FBR

    图 10  不同进水磷浓度下一段式流化床产品形貌

    Figure 10.  Product morphology under different influent phosphate concentrations using one-sectional FBR

    表 1  模拟条件设定

    Table 1.  Modeling conditions set-up

    工况粒径组成特征粒径/mm外部构型内部构件
    1宽粒径组合0.5/1.0/4.0锥体/多段/一段
    2小粒径组合0.2/0.5/1.0锥体/多段/一段
    3大粒径组合2.0/3.0/4.0锥体/多段/一段
    4宽粒径组合0.2/0.5/1.0一段三相分离器
    5宽粒径组合0.2/0.5/1.0一段斜板
    工况粒径组成特征粒径/mm外部构型内部构件
    1宽粒径组合0.5/1.0/4.0锥体/多段/一段
    2小粒径组合0.2/0.5/1.0锥体/多段/一段
    3大粒径组合2.0/3.0/4.0锥体/多段/一段
    4宽粒径组合0.2/0.5/1.0一段三相分离器
    5宽粒径组合0.2/0.5/1.0一段斜板
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出版历程
  • 收稿日期:  2018-12-18
  • 录用日期:  2019-05-12
  • 刊出日期:  2019-09-01
蔡佳盛, 叶欣, 叶志隆, 陈少华. 鸟粪石结晶流化床结构优化[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130
引用本文: 蔡佳盛, 叶欣, 叶志隆, 陈少华. 鸟粪石结晶流化床结构优化[J]. 环境工程学报, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130
CAI Jiasheng, YE Xin, YE Zhilong, CHEN Shaohua. Geometry optimization of struvite crystallization fluidized bed[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130
Citation: CAI Jiasheng, YE Xin, YE Zhilong, CHEN Shaohua. Geometry optimization of struvite crystallization fluidized bed[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2019, 13(9): 2092-2101. doi: 10.12030/j.cjee.201812130

鸟粪石结晶流化床结构优化

    通讯作者: 叶欣(1985—),男,博士,副研究员。研究方向:水污染控制技术。E-mail:xye@iue.ac.cn
    作者简介: 蔡佳盛(1993—),男,硕士研究生。研究方向:水污染控制技术。E-mail:jscai@iue.ac.cn
  • 1. 中国科学院城市环境研究所,城市污染物转化重点实验室,厦门 361021
  • 2. 中国科学院大学,北京 100049
基金项目:
国家自然科学基金青年科学基金资助项目(51608503)

摘要: 针对鸟粪石结晶流化床结构设计的不确定性及复杂性,采用数值模拟的方法模拟多粒径体系下不同构型流化床的湍流强度、分级特性和微晶截留效率。模拟结果表明,一段式流化床对鸟粪石颗粒的分级效果及湍流条件均优于多段式和锥体式流化床;沉淀区内增设沉淀组件未能显著提升微晶截留效率。验证实验结果表明,在不同的进水磷浓度(240,480和1 000 mg·L−1)下,一段式流化床对磷的去除效果与传统的多段式流化床无显著差异,且具有良好的造粒效果,大于1.25 mm的产品占比分别为88.1%、96.4%和70.1%。实验结果验证了数值模拟优化方法的可靠性和合理性,简化后的一段式鸟粪石结晶流化床具备良好的磷处理效果及产品特性,是理想的鸟粪石流化结晶反应器。

English Abstract

  • 磷是生命体不可或缺的营养元素,在生物的生长、发育和繁殖过程中起着至关重要的作用[1]1。它是一种不可再生资源,主要源自磷矿石的开采。有研究表明,按目前的开采速率,现存的磷矿储备最多仅够维持372a[2]。另一方面,水体中过量的磷容易引发水体富营养化,进而破坏生态环境[3]。为了保护资源和环境,磷回收技术应运而生,并逐渐受到人们的关注。其中,鸟粪石(MgNH4PO4·6H2O)结晶法由于具备氮磷去除效果好、反应速率快、产品为优质缓释肥料等特点而备受青睐[4-5]

    鸟粪石产品的商品化是鸟粪石法能否实际应用的关键,而鸟粪石的商品化价值取决于其产品质量。鸟粪石的产品质量与所使用的结晶反应器密切相关,目前主流的鸟粪石结晶反应器为搅拌釜和流化床[6]。有研究表明,完全混合式的搅拌釜无法将杂质与鸟粪石产品进行有效分离,所得的鸟粪石污染物含量较高;流化床采用上升水流作为物料混合和颗粒流化的推动力,可实现轴向上的水力分级,大幅降低产品中杂质含量,所得产品纯度高,安全性好[7-8]

    截至目前,鸟粪石结晶流化床尚无设计规范。研究人员多根据经验或半经验公式计算流化速度,并设计不同的管径以实现鸟粪石在反应器中的分级[9-11]。管径的变化除了具备分级效果,还可创造一定的湍流以促进物料的混合及晶体的聚并[12]。目前较为常见的流化床构型主要有多段式和锥体式。FATTAH等[11]使用多段式流化床对污水处理厂的污泥压滤浓缩液开展磷回收,磷酸盐去除率超过90%,磷回收率高于85%,所得产品中鸟粪石纯度高达96%。李咏梅等[7]采用锥体式流化床反应器对污泥脱水上清液进行处理,PO34-P的去除率最高可达90.5%,产生颗粒的最大粒径在2.0~3.2 mm之间,纯度在80%以上。2种流化床反应器构型均具备理想的磷去除效果及产品特性,但结构较复杂,加工难度大。鸟粪石微晶的流失会导致总磷(TP)去除率下降,是鸟粪石流化床面临的首要问题,目前主要通过设置沉淀池、安装筛网或投加混凝剂进行截留[13-15]。其中,外置沉淀池的目的是为了保证沉淀效果,须设计较大容积的沉淀池,从而增加了基建成本;安装筛网虽经济有效,但须频繁清理,人工维护成本较高;投加混凝剂则需额外的药剂费用及污泥处置费用。综上所述,无论是复杂的反应器外部构型或是额外的微晶截留措施,均不可避免地增加了加工难度及运行维护成本。鉴于结晶反应器内流体运动的复杂性,完全从实验角度开展反应器优化研究将会非常费时、费力。随着计算机性能的不断提高,计算流体力学(computational fluid dynamics,CFD)已被广泛应用于反应器结构的优化,其避免了传统经验方法中繁复的实验过程,对结晶反应器的设计、优化及放大提供更加可靠的依据和详尽的信息。

    针对鸟粪石结晶流化床构型设计的不确定性及复杂性,本研究首先采用数值模拟的方法,探明多粒径体系下不同构型流化床的湍流强度、分级特性和微晶截留效率;然后通过实验研究新构型鸟粪石结晶流化床的磷去除效果与产品特性,以验证数值模拟优化方法的可靠性和合理性。

  • 采用冷态数值模拟的方法研究流化床外部构型对鸟粪石产品分级情况与湍流强度的影响以及内部构件对鸟粪石微晶截留的影响,确定适宜鸟粪石流化床的外部构型及内部构件。

  • 考察的流化床外部构型包括目前常见的多段圆柱式、一段锥体式和一段圆柱式。3种构型的流化床均由反应区和沉淀区组成。所对比的流化床内部构件为三相分离器及斜板,安装于沉淀区中,用以考察其对鸟粪石微晶的截留效果。鉴于流化床结构的规则性,采用Gambit 2.4软件建立流化床二维模型(X-Z平面),并采用四边形结构性网格进行划分。流化床外部构型及内部构件的具体构型与尺寸如图1所示。

  • 根据文献中报道的鸟粪石粒径设置模拟粒径[10],考察流化床外部构型对3类混合粒径的分级情况及湍流特性,同时明确内部构件对小粒径鸟粪石的截留情况。具体条件设定如表1所示。

  • 研究表明,曳力是固液相间运动的主要作用力。前期研究结果[16]已证实了曳力模型对鸟粪石流化体系模拟精度的重要性。由于Syamlal-O′Brien曳力模型在较宽的流速及粒径范围内对鸟粪石床层膨胀的模拟精度优于其他曳力模型,因此,本研究选用Syamlal-O′Brien曳力模型开展模拟研究。其余控制方程的表达式见鸟粪石冷态流化模拟的研究[16],模拟参数设定如下。基本设置:分离式求解器,欧拉双流体模型,Dispersed湍流模型,一阶迎风格式,残差为1×10−3,最大迭代次数为100次;边界条件:速度进口v=0.05 m·s−1,压力出口,无滑移壁面,标准壁面函数;液相参数:密度为998.2 kg·m−3,黏度为1.003×10−3;固相参数:密度为1 580.23 kg·m−3,粒径分别为0.2、0.5、1.0、2.0、3.0和4.0 mm,初始固相体积分数为60%,颗粒床层体积为380 cm3

  • 流化床反应器数值模拟计算采用Fluent 14.5,后处理采用Ensight 10.0。程序运行平台的主要参数:Intel Xeon十二核处理器(2颗),主频3.1 GHz,64 GB DDR3双通道内存。

  • 为验证数值模拟结果的可靠性,明确结构优化后流化床的运行效果,本研究采用人工配水的方式考察不同进水磷浓度条件下,流化床的磷去除及产品颗粒粒径分布情况。配制的进水磷浓度为240、480和1 000 mg·L−1,采用磷酸二氢铵(纯度≥98%,武汉无机盐化肥有限公司)为磷源和氮源,采用六水合氯化镁(纯度≥99%,REDOX公司)为镁源,控制反应过程Mg/N/P摩尔比为1∶1∶1。采用氢氧化钠(纯度≥96%,沪试)调节反应液pH。

  • 实验装置为一段式流化床,材质为有机玻璃,有效容积为50 L,由流化区和沉淀区组成(图2)。实验过程pH设置为8.5,进水流量为33 L·h−1。采用流化床出水回流作为物料混合及流化的推动力,设置流化区的上升流速为50 mm·s−1

  • pH采用PC-3100(Suntex)在线pH计进行测定;PO34-P和TP采用钼锑抗分光光度法测定(HACH DR5000,USA);鸟粪石产品于38 ℃烘干24 h,采用标准筛(0.3 mm/1.25 mm/2.5 mm/3.2 mm)测定粒径;使用扫描电子显微镜(S-4800,Hitachi,Japan)观察鸟粪石产品的微观形貌。

  • 数值计算的基础是网格划分。当前的主流偏微分方程数值离散方法都是先计算节点上的物理量,而后通过插值方式求得节点间的值。因此,理论上网格点布置得越密集,所得到的计算结果也越精确。但网格加密带来了较大的计算量及舍入误差,所以从计算的效率及求解结果的精度来说,网格并非越多越好。网格过疏或过密均可能产生误差过大的计算结果。只有当网格数的增加对计算结果影响不大时,此时的数值模拟计算结果才具有意义,因此,首先必须进行网格无关性检验,可采用一段式流化床进行网格无关性研究(图3)。设置2.0、3.0、4.2、5.0、6.0和8.0 mm这6种网格尺寸,对应的网格数量分别为53 433、23 863、12 099、8 624、5 844和3 335个。通过对比体积平均粒径为1 mm和3 mm的鸟粪石颗粒在特定上升流速和初始堆积高度条件下的床层膨胀情况来判断其网格无关性。

    图3为不同网格尺寸下,模拟床层与实验床层的膨胀情况对比。由图3可知,所建立的冷态流化模型对3 mm颗粒的模拟精度较好,不同网格尺寸差异较小,与实验结果偏差均在6%以内;但对1 mm颗粒的模拟结果波动较大,与实验偏差为3.3%~12.4%,其中,网格尺寸为3 mm和4.2 mm的精度最佳。综合考虑模拟精度与计算成本,选择尺寸为4.2 mm、数量为12 099个网格以供后续模拟。

  • 图4模拟了3种不同构型流化床在流化区进口上升流速为50 mm·s−1时,鸟粪石固含率随时间的分布云图。为了突出流化床构型对不同粒径鸟粪石产品的空间分级特性,选择颗粒粒径分别为0.5、2.0和4.0 mm。由图4可知,水流从流化床底部沿轴线穿过颗粒床层向上运动,此时空隙率的增大造成床层抬升,床层平均密度下降。在密度差的作用下,颗粒在反应器内循环运动。由于粒径的自由沉降速度随颗粒粒径的增大而增加,在相同的上升流速下,不同粒径颗粒的膨胀高度不同。反应器构型上的差异也导致了不同轴向高度上流速的不同。除了一段式流化床在流化区内上升流速不变外,锥体式流化床与多段式流化床的上升流速均随轴向高度的升高而减小,其中,锥体式流化床为逐步减小,而多段式流化床为阶梯性减小(图1)。粒径的不同与上升流速的变化综合导致了颗粒分级效果的差异。由图4可知,在相同操作条件下,多段式和一段式流化床均能对3种粒径的鸟粪石颗粒实现空间分级(图4(d)~(f)(g)~(i)),锥体式流化床对大粒径颗粒的分级效果较差(图4(b)图4(c))。

  • 流化床结构是影响颗粒分级特性的关键因素。图5系统对比了不同鸟粪石粒径组合在3种不同流化床构型下的分级情况。

    当鸟粪石粒径较大时(0.5、2.0和4.0 mm),锥体式流化床仅能将0.5 mm的颗粒与2.0 mm和4.0 mm的颗粒分离开,但不能将2.0 mm颗粒与4.0 mm颗粒分开(图5(a));多段式与一段式流化床均展示了良好的分级效果,3种粒径颗粒分布在不同的轴向位置(图5(d)图5(g))。

    当鸟粪石粒径较大时(2.0、3.0和4.0 mm),3种粒径的颗粒在锥体式流化床内混合在一起,分布在同一轴向高度上(图5(b))。多段式流化床仅能将部分4.0 mm颗粒与2.0 mm和3.0 mm颗粒分开,而对2.0 mm和3.0 mm颗粒无分级效果(图5(e)),这与多段式流化床的流化区管径设置有关[17]。在此案例中,为了确保3种流化床的流化段体积相同,多段式流化床的底部第1流化段管径较小,体积有限,4.0 mm颗粒部分被挤至中部第2流化段。另一方面,第2流化段的上升流速由于管径的增大而下降,仅略高于2.0 mm和3.0 mm颗粒的初始流化速度[17],因此,无法分离这2种粒径的颗粒。一段式流化床由于整个流化段管径无变化,水流的上升流速维持恒定,不同粒径颗粒所承受的上升推动力差异较大,因此,能较好地实现大粒径鸟粪石颗粒的分级(图5(h))。

    当鸟粪石粒径较小时(0.2、0.5和1.0 mm),锥体式和多段式流化床均无法实现颗粒的分级(图5(c)图5(f)),一段式流化床也仅能将1.0 mm颗粒与0.2 mm和0.5 mm颗粒分开,而对0.2 mm和0.5 mm颗粒无分级效果(图5(i))。

    根据以上数值模拟结果,当流化段体积相同时,一段式流化床对3种不同粒径组合的分级效果最优,多段式流化床次之,锥体式流化床无分级效果。当采用多段式流化床时,为确保分离效果,流化段的管径与高度选择至关重要。

  • 截至目前,湍流对鸟粪石颗粒化的影响并不明确。FATTAH等[18]通过调节上升流速,间接得出当上升流速高于500 cm·min−1时,上升水流产生的湍流会导致颗粒破碎的结论。YE等[10]明确了上升流速与鸟粪石颗粒粒径的正相关性。尽管上升水流形成的湍流是物料混合和颗粒流化及碰撞的推动力,但以上研究均没有直接分析湍流大小。由于实验测定湍流难度较大,本节采用数值模拟的方式对比3种构型流化床流化段的湍动能,来表征流化床结构对湍流的影响程度。

    图6可知,3种构型流化床的湍动能大小为锥体式最大,多段式次之,一段式最小,且随着流化粒径的减小而增大。由于存在变径,锥体式和多段式流化床内大粒径颗粒(如2.0、3.0和4.0 mm)的湍动能与小粒径(如0.2、0.5和1.0 mm)相差较小,导致鸟粪石粒径变大后速度波动仍然剧烈,对流明显,碰撞强度较大,这可能是前人报道的大粒径破碎的主要原因[18]。一段式流化床不存在变径,颗粒的运动速度随粒径的增大而减小,因此,颗粒粒径增大后碰撞强度降低。综上所述,一段式流化床的湍流特征可能更有助于鸟粪石造粒,此推测在2.2节的实验中也得到证实。

  • 流化床采用上升水流作为物料混合和流化的推动力,细小的鸟粪石微晶易受上升水流夹带而流失,进而影响流化床的磷回收率。已有研究表明,提高回流比或降低上升流速等方式能有效减少微晶的流失[10]。但在相同的处理负荷条件下,提高回流比将增大流化床容积,同时须使用更大的回流水泵,从而不可避免地增加了基建与运行成本。降低上升流速从力学角度上虽能减少部分微晶流失,但同时也降低了物料混合效果,易造成构晶离子的局部过饱和,进而产生更多的微晶。

    增加内部固液分离构件是增强颗粒沉淀效果的一种方式,本节通过数值模拟,在一段式流化床内流化粒径为0.2 mm的鸟粪石微晶,比较流化床沉淀区内安装构件前后鸟粪石微晶的截留效果。

    图7所示,增加内部构件后,流化前期(200 s和400 s)的微晶流失量略高于不加内部构件的工况,这是由于内部构件的设置减小了上升水流的过流面积,致使流速增大,加快了微晶的流失。在流化后期(800 s),3个工况的微晶总流失量差别不大,因此,通过增加内部固液分离构件来增强鸟粪石微晶截留的效果并不显著。

  • 采用不带内部固液分离构件的一段式流化床反应器开展鸟粪石结晶连续实验。由于操作条件对除磷效果影响的研究已较为成熟,主要考察不同进水浓度下,一段式流化床反应器对磷的去除效果及鸟粪石的产品特性。

    图8所示,PO34-P去除率及TP去除率均随着进水磷浓度的升高而降低。当进水磷浓度为240 mg·L−1时,PO34-P去除率与TP去除率相当,分别为90.9%和90.4%,说明在该浓度下,生成的鸟粪石均能截留在流化床内,几乎没有鸟粪石微晶流失。当进水磷浓度增至480 mg·L−1时,PO34-P和TP的去除率分别降至87.4%和73.9%;继续增高至1 000 mg·L−1时,二者的去除率分别为81.0%和68.2%。在相同的pH、Mg/N/P及水力条件下,PO34-P去除率的略微降低主要缘于水力停留时间不足,而TP去除率的降低说明存在鸟粪石微晶的流失。在处理高浓度含磷废水时,反应段构晶离子局部的过饱和现象是导致微晶生成及流失的主要原因,可通过提高回流比和分散进料等方式[10]进行改善。有研究[10]表明,多段式流化床同样存在类似的问题。因此,从磷去除的角度来看,一段式流化床与多段式流化床并无显著差别。

    在3种进水磷浓度下,一段式流化床所得的鸟粪石产品粒径较大。其中,大于1.25 mm的产品占比分别为88.1%、96.4%和70.1%(图9),且呈规则椭球状(图10)。从2.1节的数值模拟结果得知,一段式流化床具有良好的颗粒分级特性及适合造粒的湍流强度,实验所得的颗粒特征也较好地验证了这一结论。

  • 1)一段式流化床的颗粒分级效果最佳,多段式次之,锥体式较差。针对不同粒径混合体系,一段式流化床均能表现出良好的分级效果。

    2)锥体式流化床的湍流强度最大,多段式次之,一段式最小,且随着流化粒径的减小而增大;一段式流化床的湍流特征可能更有助于鸟粪石造粒。

    3)增设内部固液分离构件对增强鸟粪石微晶截留效果不显著。

    4)验证实验结果表明,在不同的进水磷浓度条件下,一段式流化床的磷去除率与多段式流化床相当,所得的鸟粪石产品粒径多大于1.25 mm,呈规则椭球状,确证了一段式流化床是理想的鸟粪石结晶反应器。

参考文献 (18)

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