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IC-AnMBR处理村镇厨余渗滤液废水稳定运行调控机制

王拓, 郁达伟, 方一, 陈梅雪, 魏源送. IC-AnMBR处理村镇厨余渗滤液废水稳定运行调控机制[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108
引用本文: 王拓, 郁达伟, 方一, 陈梅雪, 魏源送. IC-AnMBR处理村镇厨余渗滤液废水稳定运行调控机制[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108
WANG Tuo, YU Dawei, FANG Yi, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Regulation mechanism for steady operation of IC-AnMBR treating high strengh organic rural leachate from food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108
Citation: WANG Tuo, YU Dawei, FANG Yi, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Regulation mechanism for steady operation of IC-AnMBR treating high strengh organic rural leachate from food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108

IC-AnMBR处理村镇厨余渗滤液废水稳定运行调控机制

    作者简介: 王拓(1995—),男,硕士研究生。研究方向:膜生物反应器。E-mail:wangtuo17@mails.ucas.edu.cn
    通讯作者: 郁达伟(1982—),男,博士,助理研究员。研究方向:膜生物反应器等。E-mail:dwyu@rcees.ac.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划(2018YFD1100600)
  • 中图分类号: X505

Regulation mechanism for steady operation of IC-AnMBR treating high strengh organic rural leachate from food waste

    Corresponding author: YU Dawei, dwyu@rcees.ac.cn
  • 摘要: 村镇厨余垃圾渗滤液等高浓度有机废水的高效处理是提升村镇环境卫生水平的一个重要方面。为满足村镇厨余垃圾渗滤液低能耗有机物排放达标的处理需求,构建了内循环厌氧膜生物反应器 (internal circulation anaerobic membrane bioreactor,IC-AnMBR),并用来处理厨余渗滤率废水,重点分析了反应器的COD去除性能和调控机制;根据pH、VFAs/碱度、容积产气率、膜通量和出水有机污染物组分等指标,考察了COD在水解酸化、产甲烷和膜截留过程中的转移转化特征。结果表明:通过耦合膜擦洗曝气和沼气曝气循环,将VFAs/碱度和容积产气率分别从1.5和0.1优化到0.02和1.0;优化了COD稳定达标性能和去除负荷,将COD去除率和负荷从59%和0.3 kg·(m3·d)−1分别提高到了97.7%和1.8 kg·(m3·d)−1;采用沼气循环曝气擦洗陶瓷膜,控制了滤饼层积累,并将膜通量从0.6 L·(m2·h)-1提高到2.1 L·(m2·h)−1。IC-AnMBR短流程工艺能够实现村镇厨余垃圾渗滤液的稳定处理。
  • 氮氧化物(NOx)会造成地面臭氧、酸雨、富营养化等一系列环境问题,也可对人体造成直接危害。传统的NH3选择性催化还原NO(NH3-SCR)技术广泛应用于固定源脱硝,但其存在氨腐蚀、泄漏等诸多问题,易对环境造成二次污染。烃类选择性催化还原NO(HC-SCR)是一种新型烟气脱硝技术,其优点在于烃类化合物HC既是尾气中的燃烧产物,又可作为消除NO的还原剂,可实现2种污染物的同时消除,故具有较好的研究价值和应用潜力。近年来,以黏土材料为原料,通过金属氧化物在黏土层间形成“支柱”从而制备的柱撑黏土(pillared clay, PILC)类催化剂受到了HC-SCR研究人员的广泛关注。柱撑黏土材料是一种由金属阳离子通过离子交换取代黏土原料的层间阳离子从而得到的一种微孔材料。经高温焙烧后,层间金属阳离子转化为具有体相氧化物结构的金属氧化物纳米颗粒,这些颗粒固定在黏土的层间(也就是所谓“柱”),使黏土层间形成微观孔道。柱撑黏土具有孔隙结构,其比表面积大且水热稳定性强,是一种优良的催化剂载体[1-2]。国内外研究者针对金属修饰柱撑黏土类催化剂进行了大量的研究,发现该类催化剂具有较好的HC-SCR催化性能,研究结果如表1所示。通过比较可以发现,课题组前期制备并研究的铁修饰铝柱撑黏土(Fe/Al-PILC)催化剂表面的NO转化率高且反应温度低[11],说明Fe/Al-PILC具有很好的C3H6-SCR催化活性,值得进一步深入研究。

    表 1  金属修饰柱撑黏土催化剂HC-SCR性能
    Table 1.  NOx removal efficiency of pillared clays catalysts modified with metals in HC-SCR
    催化剂反应条件最大NO转化率/%温度/℃来源
    Cu/Ti-PILC0.1% NO+0.1% C3H6+5% O2 总流量125 mL·min−155260[3]
    Cu/Fe-PILC0.1% NO+0.1% C3H6+5% O2 GHSV=15 000 h−154260[4]
    Cu/Fe-PILC0.09% NO+0.09% C3H6+10% O2 GHSV=15 000 h−166275[5]
    La-Cu/Al-Ce-PILC0.2% NO+0.12% C3H6+2% O2 GHSV=12 000 h−158350[6]
    Cu/Al-Ce-PILC0.22% NO+0.12% C3H6+2% O2 GHSV=24 000 h−156350[7]
    Cu/Ti-PILC0.1% NO+0.1% C3H6+10% O2 GHSV=25 000 h−142250[8]
    Fe-PILC0.9% NO+0.1% C3H6 GHSV=19 000 h−190500[9]
    Fe/Si-PILC0.1% NO+0.5% C3H6+2% O2 GHSV=15 000 h−196450[10]
    Fe/Al-PILC0.1% NO+0.5% C3H6+2% O2 GHSV=15 000 h−195350[11]
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    蒙脱土[(MxnH2O)(Al2-xMgx)(Si4O10)(OH)2]为一种具有2∶1型片层状硅铝酸盐结构的层状黏土,其单元层由2层Si—O四面体中间夹着一层Al-O八面体构成。蒙脱土结构比较松散,结构单元层之间以分子力连接,可制备不同性质的柱撑黏土催化剂。在蒙脱土的四面体片中,部分Si4+可被A13+置换。当黏土片层所带的电荷密度一定时,黏土层间距将会随着金属柱撑阳离子体积的增大而扩大,从而获得不同孔径的孔隙结构。Al-PILC柱撑黏土是通过AlCl3水解产生的[Al13O4(OH)24(H2O)12]7+,与蒙脱土层间吸附的阳离子之间进行离子交换制得的[12]。在锻烧过程中,这些[Al13O4(OH)24(H2O)12]7+无机阳离子在高温下经过脱水反应,在蒙脱土层间形成稳定的Al2O3金属氧化物簇,这些Al2O3簇像柱子一样矗立于单元结构层之间,从而增加了蒙脱土的层间距使得载体材料(Al-PILC)的比表面积大幅提高。在制备过程中,Al3+与黏土原料的比例或黏土层间负载的Al3+的量将影响Al-PILC柱撑黏土的物理化学性质,从而影响其脱硝的催化活性。此外,前期的研究[13]发现,不同的焙烧温度对催化剂的孔隙结构和表面活性组分的晶体形态造成了一定的影响。因此,本研究在前期研究工作的基础上,研究了柱撑Al3+与黏土比例和焙烧温度这2个因素对Fe/Al-PILC催化剂表面C3H6-SCR性能的影响,研究结果对于进一步优化催化剂的合成工艺具有一定的参考意义。

    Fe/Al-PILC催化剂的制备过程如图1所示。铝柱撑剂的制备方法参考之前的研究[11]。配置浓度为1.6 mol·L−1的NaOH溶液,将其滴加到浓度为0.8 mol·L−1的AlCl3溶液中,使得OH/Al3+=2.0,在滴加过程中,须持续搅拌混合溶液,最终获得铝溶胶,作为金属离子柱撑剂。

    图 1  催化剂Fe/Al-PILC的制备过程
    Figure 1.  Preparation process of Fe/Al-PILC catalyst

    在制备Al-PILC时,将金属离子柱撑剂缓慢加入到一定浓度的蒙脱土悬浮溶液中,将Al3+与蒙脱土原料的比例(下文简称Al3+/蒙脱土)控制在5~40 mmol·g−1,接着在室温下剧烈搅拌24 h,使Al3+通过离子交换作用进入到蒙脱土层间。然后将混合物离心分离,去离子水洗涤至无Cl,干燥后,在400~700 ℃焙烧5 h得到Al-PILC-X-T,式中X为Al3+/蒙脱土的摩尔比值(X=5,10,20,40),式中T为焙烧温度(T=300、500、700 ℃)。

    在制备催化剂Fe/Al-PILC时,本研究使用了浸渍法负载金属活性组分。室温下,将Al-PILC载体浸入不同浓度的Fe(NO3)3溶液中,剧烈搅拌24 h后离心分离,最后置于马弗炉中,在500 ℃下焙烧5 h,得到mFe/Al-PILC-X催化剂样品(m为催化剂中铁的质量百分比,根据前期研究结果[11],本研究的催化剂中铁的质量分数大约为9%)。

    催化剂的C3H6-SCR实验系统如图2所示。反应系统包括气体控制系统、微反应器与气体在线检测系统。不同反应气体由质量流量计单独控制流量。固定床微反应器为竖直放置石英管,内径8 mm,催化剂样品(0.4 g)放置于反应器中部,气体流向向上。反应温度为200~550 ℃,反应气体组分包括:0.3% C3H6、0.05% NO、1% O2、He配平,总流量为200 mL·min−1,空速为18 000 h−1。烟气分析仪(ECOM-J2KN, Germany)装备电化学传感器,用以检测出口气体中的NO,NO2与NOx浓度。NO测量范围为0~0.5%,精度为±0.000 5%,分辨率为0.000 1%;NO2测量范围为0~0.1%,精度为±0.000 5%,分辨率为0.000 1%。C3H6与N2浓度分别由气相色谱仪(GC-4000A)配备的KB-Al2O3/Na2SO4毛细管柱火焰电离检测器(FID)和5A分子筛柱热导检测器(TCD)进行在线监测。

    图 2  实验系统
    Figure 2.  Experimental system

    催化剂样品的比表面积大小与孔分布范围通过氮气吸附-脱附 (BET) 实验分析,采用了Micromeritics 公司的ASAP2460型吸附仪进行测试,比表面积大小通过BET方程计算, 孔容与孔径分布则采用BJH模型计算,测试前,催化剂在N2气氛中300 ℃下处理3 h。X射线衍射(XRD)表征由Rigaku公司的D/max-2550PC分析,目标靶为Cu Kα辐射源(λ=0.154 168 nm)。ICP表征运用电感耦合等离子体发射光谱测量,仪器型号为美国Leeman公司生产的Prodigy型电感耦合等离子体原子发射仪,分辨率≤0.005 nm,精密度(RSD)(n=10)<1.0%。H2-TPR表征由气相色谱仪GC-4000A测试,热导检测器TCD。每次实验样品用量200 mg。实验前,样品在300 ℃的N2气氛中预处理30 min。待样品冷却至室温后通入N2/H2(20 mL·min−1,5% H2),升温速率3 ℃·min−1,升温至805 ℃,每升温15 ℃进行采样。紫外吸收光谱(UV-vis)由UV3600仪器测试,测量波长为200~800 nm,测试过程运用漫反射积分球的方法进行测定。吡啶吸附红外光谱(Py-IR)由美国PE公司生产的FT-IR Frontier型仪器检测,在吡啶吸附前,样品在500 ℃真空中预处理1 h,降温后采集样品背景。接着降温至40 ℃,吡啶吸附催化剂15 min。然后进行20 min脱附过程,吸附较弱的吡啶分子在真空环境中逐渐脱离样品表面。脱附温度分别为150 ℃和300 ℃。

    NO转化率、C3H6转化率、N2选择性计算方法见式(1)~式(3)。

    RNO=CNO,inCNO,outCNO,in×100% (1)
    RC3H6=CC3H6,inCC3H6,outCC3H6,in×100% (2)
    SN2=2CN2,outCNO,in×100% (3)

    式中:RNO为NO转化率;RC3H6为C3H6转化率;SN2为N2选择性;CNO,in为进口NO浓度;CNO, out为出口NO浓度;RC3H6,in为进口C3H6浓度;RC3H6,out为出口C3H6浓度;CN2,out为出口N2浓度。

    图3反映了不同Al含量的9Fe/Al-PILC系列催化剂的NO转化率、C3H6转化率和 N2选择性随反应温度的变化结果。当温度<300 ℃时,催化剂SCR活性较低;而在300~400 ℃时,脱硝效率迅速上升;在400 ℃时,脱硝效率可达100%,并可持续保持至550 ℃。当催化剂样品的Al3+/蒙脱土由5 mmol·g−1增加到20 mmol·g−1时,400 ℃时的最大NO转化率有所提高;而当Al3+/蒙脱土增加到40 mmol·g−1时,NO的转化率明显下降。由此可见,当Al3+/蒙脱土为10 mmol·g−1时,NO的转化率最高。Fe/Al-PILC催化剂对C3H6-SCR的转化率曲线具有相似的变化规律,当反应温度为250~350 ℃时,催化活性相较高于Fe/蒙脱土催化剂(Fe直接负载于未经柱撑的蒙脱土原样)。在200~300 ℃时,有最高的N2选择性的催化剂是9Fe/Al-PILC-10。具有不同Al加入量的催化剂(焙烧温度为500 ℃)选择性催化还原NO的活性高低排序为9Fe/Al-PILC-10>9Fe/Al-PILC-20>9Fe/Al-PILC-5>9Fe/蒙脱土>9Fe/Al-PILC-40。

    图 3  不同Al3+/蒙脱土的9Fe/Al-PILC催化剂活性测试结果
    Figure 3.  Results of catalytic tests of 9Fe/Al-PILC with different Al3+/clay ratios

    柱撑黏土载体在高温焙烧过程中会形成孔隙结构,这有助于催化活性组分的在载体表面的均匀分布。焙烧温度不仅会影响柱撑黏土层间金属氧化物簇的形态和结构,也会影响层间金属氧化物活性组分的存在形式。有的样品层间结构在较高的温度下可能会发生坍塌。因此,研究不同的焙烧温度对Fe/Al-PILC催化剂的SCR催化性能影响是有必要的。选用活性最佳的Al3+/蒙脱土 (Al3+/蒙脱土=10),并在不同温度下(300、500、700 ℃)焙烧制备了催化剂载体,负载活性组分Fe后进行催化剂的活性测试,结果如图4所示。由图4(a)可知,在300~400 ℃催化剂样品的脱硝效率上升较为明显,当温度达到400 ℃时,最大NO转化率可达100%,并可持续保持至550 ℃。此外,结果表明,在500 ℃焙烧下的9Fe/Al-PILC-10-500催化剂在350 ℃取得85%的NO转化率,相比其他2组催化剂样品,脱硝率略高。在200~300 ℃时,500 ℃焙烧的9Fe/Al-PILC-10-500催化剂样品具有最佳的N2选择性(图4(c))。

    图 4  不同焙烧温度下制备的9Fe/Al-PILC催化剂活性测试结果
    Figure 4.  Results of catalytic tests of Fe/Al-PILC catalysts prepared at different calcination temperatures

    图5(a)反映了在300、500、700 ℃下焙烧的Al-PILC-10的XRD测试结果。可以看出,在不同的焙烧温度下所制备的Al-PILC-10载体均保持蒙脱土原有的晶形结构。在XRD谱图中,存在蒙脱土原样的d(001)晶面衍射峰,衍射角2θ为18°与35°附近的特征峰对应于蒙脱土原样的(hk)晶面的衍射峰。此外,衍射角2θ位于26.6°和27.9°的特征峰分别对应于石英(101)晶面(Q)和白硅石(C)的衍射峰[14]。Al-PILC-10-500载体的d(001)晶面特征衍射峰向低衍射角方向偏移至2θ为6.7°,对应层间距为1.31 nm。然而,Al-PILC-10-700样品与Al-PILC-10-300样品的d(001)晶面特征衍射峰分别位于9.1°与8.9°,对应的层间距分别为0.97 nm与0.99 nm。考虑到蒙脱土的晶层厚度约为0.96 nm,所以在300 ℃和700 ℃下焙烧的Al-PILC载体层间距离较小,仅有500 ℃下焙烧的Al-PILC-10载体的层间结构被Al2O3柱有效地撑开,形成柱撑黏土结构。作为对比,蒙脱土原土在300、500、700 ℃下焙烧后的XRD谱图如图5(b)所示。可以发现,经700 ℃焙烧后,蒙脱土仍能保持原有晶体结构,这说明焙烧温度主要对铝柱撑黏土(Al-PILC)层间的氧化物柱产生影响。有研究[10]表明,当焙烧温度较高时,蒙脱土层间的氧化物柱结构容易遭到破坏,从而导致层间柱撑塌陷。此外,300 ℃下焙烧的Al-PILC载体也未形成有效柱撑,这可能是由于在该温度下层间[Al13O4(OH)24(H2O)12]7+离子未能完全脱羟基形成高强度的Al2O3柱,导致了层间柱撑的失败。在图4催化剂活性测试结果中,9Fe/Al-PILC-10-500的催化活性最高, 由于Al-PILC-10-300与Al-PILC-10-700层间柱撑塌陷导致制备的催化剂C3H6-SCR活性下降。

    图 5  在300、500与700 ℃下制备的催化剂与蒙脱土原土XRD谱图
    Figure 5.  XRD patterns of Fe/Al-PILC catalysts and parent clays calcined at 300, 500 and 700 ℃

    图6反映了500 ℃焙烧的铝柱撑黏土及负载铁后的催化剂的XRD结果。由图6可以发现,Al-PILC-10样品的d(001)峰位置相较Al-PILC-40样品明显向左偏移,这说明Al-PILC-10样品具有较大的层间距,柱撑效果更佳。此外,柱撑后的Al-PILC载体在20°附近依旧出现了蒙脱土的二维(hk)晶面的衍射特征峰,这说明蒙脱土层状结构未被破坏。在9Fe/Al-PILC-10催化剂的XRD谱图中未能找到明显的铁相应氧化物衍射特征峰,这表明催化剂表面的活性组分铁物种分散均匀或以无定形态氧化铁物种存在。

    图 6  在500 ℃焙烧的催化剂的XRD谱图
    Figure 6.  XRD patterns of Fe/Al-PILC catalysts calcined at 500 ℃

    通过ICP表征,检测了不同铝柱撑剂加入量的Al-PILC载体(500 ℃焙烧)中Al元素的含量,结果如下:蒙脱土原土(29.05 mg·g−1)、Al-PILC-5(57.68 mg·g−1)、Al-PILC-10(119.84 mg·g−1)、Al-PILC-20(109.35 mg·g−1)、Al-PILC-40(107.56 mg·g−1)。当Al3+/蒙脱土比例由5 mmol·g−1增大到10 mmol·g−1时,蒙脱土中Al3+的含量增大;当继续增大到40 mmol·g−1时,蒙脱土中Al3+的含量并未继续增大。结合Al-PILC-10与Al-PILC-40的XRD结果(图6),可以看出,这是由于柱撑液中的Al3+/蒙脱土比增大至40 mmol·g−1时,溶液中形成的[Al13O4(OH)24(H2O)12]7+物种容易发生团聚,阻碍其通过离子交换进入蒙脱土层间。这也就解释了Al-PILC-40层间距小,柱撑效果不佳的原因。

    图7反映了吸附-脱附曲线与孔径大小分布测试结果。图7(a)为在500 ℃焙烧的催化剂以及载体的N2吸附脱附等温曲线。样品的吸附等温曲线属于IV型吸附等温线,这说明Fe/Al-PILC催化剂中存在微孔与介孔结构[15]。在蒙脱土原样的吸附等温线中,当相对压力P/P0<0.8时,吸附量几乎不随相对压力的增加而增加,呈现出吸附饱和,表明材料的孔道较小或为无孔结构[16];当P/P0>0.8时,蒙脱土原料的N2吸附量明显增加,直至接近饱和蒸汽压也未出现吸附饱和现象,这说明较高相对压力下出现了毛细孔凝聚,然而由于蒙脱土的孔容较小,仅为0.099 cm3·g−1(表2),所以毛细孔凝聚导致的吸附量增加并非十分明显。蒙脱土经过Al3+柱撑后的吸附等温线变化较为明显,由图7(a)可知:当相对压力P/P0<0.4时,柱撑黏土载体(Al-PILC-10和Al-PILC-40)的吸附等温线较为平缓,这表明N2在载体的微孔道中发生多层吸附和毛细管凝聚;而当P/P0>0.4时,微小孔道中N2充满后吸附量上升较为明显。

    表 2  催化剂样品及其载体的物理特性
    Table 2.  Physical properties of different catalyst samples and the carrier
    样品Fe元素含量/(mg·g−1)1)比表面积/(m2·g−1)总孔容/(cm3·g−1)平均孔径/nm
    蒙脱土240.09916.44
    Al-PILC-101880.3286.97
    Al-PILC-401140.1196.12
    9Fe/Al-PILC-1092.541860.2645.68
    9Fe/Al-PILC-4092.11990.0965.52
    9Fe/蒙脱土91.63210.09615.21
      注:1)表示 ICP的分析测试结果。
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    图 7  N2吸附-脱附曲线与孔径大小分布测试结果
    Figure 7.  Results of (a) N2 adsorption-desorption curves and (b) pore size distribution

    脱附过程在高压部分与吸附相比出现一定的滞后,脱附等温线中的滞后环属于H3型,孔结构为双锥形管状毛细孔[16]。当P/P0为0.40~0.45时,出现了吸附与脱附曲线的闭合现象, 说明材料内部孔存在部分堵塞的毛细管状孔道结构[17]。此外,我们着重比较了不同Al3+/蒙脱土比例制备的催化剂载体Al-PILC-10与Al-PILC-40样品后发现,前者具有较高的Al含量和比表面积,故Al-PILC-10的柱撑效果较好。从结果中还可以发现,负载活性组分铁后,9Fe/Al-PILC-10比表面积基本不变,孔容和平均孔径下降,这可能是由于铁物种进入到Al-PILC-10的孔道内部造成的。样品的孔径分布如图7(b)所示。可以看出,催化剂及其载体的孔径分布均集中在3~5 nm,且孔隙结构可能以介孔为主。

    通过比较可以发现,Al-PILC-10样品具有最大的孔容与比表面积:一方面,这有利于反应过程中气体分子的吸附;另一方面,有利于活性组分较为分散地负载于载体表面,暴露更多的反应活性位点,从而提高催化剂的催化性能。结合催化剂活性的测试结果,以Al-PILC-10为载体制备的9Fe/Al-PILC-10催化剂表现出最佳的C3H6-SCR活性是合理的。

    图8反映了500 ℃焙烧的催化剂的H2-TPR表征结果。以不同Al3+/蒙脱土比制备的Al-PILC为载体,负载活性组分铁的9Fe/Al-PILC催化剂有较为相似的TPR谱图。可以看出,各个催化剂样品的H2还原主峰均位于350 ℃附近,对应于Fe2O3→Fe3O4的还原反应。此外,520 ℃和595 ℃附近的还原峰分别对应于Fe3O4→FeO→Fe的还原反应,而位于460 ℃左右的还原峰可能是由催化剂载体骨架中部分难以被还原的Fe3+离子(Fe—O—Si键)造成的。OLIVEIRA等[18]发现,对于α-Fe2O3的H2-TPR图谱,460 ℃附近的还原峰对应的Fe3+→Fe2+还原过程。由图8可知,350 ℃附近的H2还原峰温度高低顺序为9Fe/Al-PILC-40>9Fe/Al-PILC-10>9Fe/蒙脱土。其中,9Fe/蒙脱土样品具有较低的还原峰温度,这是由于Fe直接负载于未经柱撑的蒙脱土原样,会造成大量Fe2O3物种团聚。VALVERDE等[3]研究发现,表面发生CuO团聚现象的Cu修饰Ti柱撑黏土催化剂会具有较低的H2-TPR还原峰温度,这是由于团聚的金属氧化物颗粒体积大,易于被H2还原。

    图 8  500 ℃焙烧样品H2-TPR表征结果
    Figure 8.  Results of H2-TPR tests of the catalyst samples calcined at 500 ℃

    图9为500 ℃焙烧催化剂样品的UV-vis谱图。由图9可知,催化剂中存在3类铁物种。其中,在波长位于200~300 nm,中心位置约255 nm宽带的特征峰对应Fe3+离子与四面体氧配体间的dП-pП低能荷移跃迁;300~400 nm宽带的特征峰代表八面体配位低聚态FexOy物种;而高于400 nm宽带区域的特征峰则对应高聚态Fe2O3簇物种。通过分峰拟合发现,不同催化剂样品表面低聚态FexOy物种对应吸收峰强度顺序为9Fe/Al-PILC-10>9Fe/Al-PILC-40>9Fe/蒙脱土。相关研究[19]发现,催化剂表面的低聚态FexOy物种主要影响催化剂的中低温SCR活性,这可解释H2-TPR表征结果中9Fe/Al-PILC-10相较9Fe/Al-PILC-40催化剂样品还原峰温度较低的原因。结合图3中催化剂活性测试结果可以推测,9Fe/Al-PILC-10催化剂样品中形成的大量低聚态FexOy物种有助于提升催化剂的C3H6-SCR活性。

    图 9  UV-vis光谱表征结果
    Figure 9.  Results of UV-vis spectra

    催化剂表面的酸性位特性可通过吡啶吸附红外光谱技术分析。500 ℃焙烧的催化剂样品的Py-IR谱图如图10所示,图10(a)图10(b)分别对应脱附温度为150 ℃与300 ℃时的测试结果。位于1 450 cm−1和1 620 cm−1宽带处的特征峰对应于催化剂表面Lewis酸性位点与吡啶分子形成的PyL吸收峰,并且Lewis酸性位点数量与1 450 cm−1宽带处特征峰强度呈正比关系。位于1 545 cm−1宽带处的特征峰对应于催化剂表面Brønsted酸性位点与吡啶分子所形成的PyH+吸收峰,同理,Brønsted酸性位点数量与1 545 cm−1处的吸收峰强度呈正比关系。此外,位于1 490 cm−1处的特征峰为Lewis与Brønsted酸性位点的共同峰。

    图 10  催化剂吡啶吸附的红外光谱测试结果
    Figure 10.  Results of Py-IR spectra of catalysts

    YANG等[20]首先报道了在HC-SCR反应中,柱撑黏土催化剂表面的Brønsted酸可促进烃类化合物的活化。MOSQUEDA等[21]提出Brønsted酸性位是分子筛催化剂表面烃类脱氢活化的反应位点。根据已有研究[22],高效的HC-SCR催化剂应同时含有活性金属(金属氧化物)以及高强度的Brønsted酸性位点。LI等[23-24]的研究结果表明, Lewis酸和Brønsted酸都有利于选择性催化还原NO。由表3可知,蒙脱土原料表面几乎不存在Brønsted酸性位点[25],然而经过Al3+柱撑后的Al-PILC-10材料表面Brønsted酸量明显有所增加,这是由于在柱撑黏土层间形成了大量≡Si—O—Al≡结构[10]。进一步在载体表面负载活性组分Fe后,可观察到9Fe/Al-PILC-10催化剂表面的Brønsted酸量再次增加,这可能与≡Fe—O—Al≡键结构的形成有关[10]。通过比较可以发现,在150 ℃脱附温度下,9Fe/Al-PILC-10表面的Brønsted酸含量显著高于9Fe/Al-PILC-40,这与Al-PILC-10载体中Al含量较高相关,故Al3+/蒙脱土比例的改变可对催化剂表面的酸性位性质产生影响。结合催化性能实验结果(图3(a))可以发现,9Fe/Al-PILC-10催化剂表面形成的大量Brønsted酸性位点应该有助于提升催化剂的C3H6-SCR催化活性,使其表现出最佳的NO脱除效率。

    表 3  不同催化剂的B酸和L酸含量
    Table 3.  Brønsted and Lewis acid content of different catalysts mmol·g−1
    样品150 ℃脱附300 ℃脱附
    B酸L酸B酸L酸
    蒙脱土[25]00.045 2700.023 19
    Al-PILC-100.005 120.051 290.000 640.035 80
    9Fe/Al-PILC-100.006 910.046 9500.034 43
    9Fe/Al-PILC-400.000 880.048 0000.022 66
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    1)研究制备了不同Al3+/蒙脱土比例的铝柱撑蒙脱土负载铁离子催化剂9Fe/Al-PILC,考察了其催化C3H6选择性还原NO的特性。结果表明,催化剂活性高低排序为9Fe/Al-PILC-10>9Fe/Al-PILC-20>9Fe/Al-PILC-5>9Fe/蒙脱土>9Fe/Al-PILC-40。Al3+/蒙脱土比例为10 mmol·g−1时,制备的9Fe/Al-PILC-10催化剂活性最高,在400 ℃时的脱硝效率可达100%。

    2)催化剂的表征结果表明,当Al3+/蒙脱土比例为10 mmol·g−1时, Al-PILC-10载体的比表面积、孔容和平均孔径均较大,表现出最佳的柱撑效果。以此为载体制备的9Fe/Al-PILC-10催化剂具有较大的比表面积和较好的中低温氧化还原性能,催化剂表面形成了较多的低聚态FexOy物种以及Brønsted酸性位点,有利于促进催化剂表面C3H6-SCR反应的进行,从而提高催化的反应活性。

    3)当焙烧温度为500 ℃时,所制备的Al-PILC-10柱撑效果最佳,以此为载体制备的9Fe/Al-PILC-10-500催化剂具有最佳的C3H6-SCR活性。XRD表征结果表明,300 ℃和700 ℃下焙烧的Al-PILC-10-300与Al-PILC-10-700载体发生层间柱撑塌陷,从而导致制备的催化剂活性下降。

  • 图 1  反应器结构

    Figure 1.  Structure of reactor

    图 2  运行时间对COD去除率与容积负荷的影响

    Figure 2.  Effect of operation time on COD removal rate and volumetric loading rate

    图 3  反应器运行期间的VFAs/碱度和容积产气率的变化

    Figure 3.  Change of VFAs/ alkalinity and biogas yield during operation time

    图 4  反应器运行期间酸碱缓冲体系的变化

    Figure 4.  Change of acid-base buffer system during operation time

    图 5  反应器运行期间膜通量与跨膜压差的变化

    Figure 5.  Change of TMP and flux during operation period

    图 6  厌氧污泥粒径分布

    Figure 6.  Size distribution of anaerobic sludge

    图 7  膜滤饼层与甲烷八叠球菌电镜照片

    Figure 7.  SEM images of filter cake layer and Methanosarcina thermophile

    表 1  废水水质

    Table 1.  Water quality of wastewater

    阶段运行时间/dpHCOD/(mg·L−1)NH3-N/(mg·L−1)HRT/d
    1~353.56±0.1724 322±9 84577.1±36.530
    35~1083.53±0.7718 998±3 47947.9±35.845
    108~2103.47±0.5734 512±5 602113.26±73.520
    阶段运行时间/dpHCOD/(mg·L−1)NH3-N/(mg·L−1)HRT/d
    1~353.56±0.1724 322±9 84577.1±36.530
    35~1083.53±0.7718 998±3 47947.9±35.845
    108~2103.47±0.5734 512±5 602113.26±73.520
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    表 2  出水水质

    Table 2.  Water quality of effluent

    阶段运行时间/dHRT/d容积负荷/(kg·(m3·d)−1)COD去除率/%COD/(mg·L−1)pHTIC/(mg·L−1)NH3−N/(mg·L−1)容积产气率/(L·(L·d)−1)
    1~35300.61±0.4059.1±26.47 440±2 1218.23±0.392 555.8±522.02 936.5±448.0
    35~108450.30±0.1484.1±9.53 064±2 1688.17±0.141 456.1±358.61 531.0±451.60.111±0.100
    108~210201.17±0.5197.8±0.70675±2837.71±0.37705.1±78.9885.2±120.80.350±0.266
    阶段运行时间/dHRT/d容积负荷/(kg·(m3·d)−1)COD去除率/%COD/(mg·L−1)pHTIC/(mg·L−1)NH3−N/(mg·L−1)容积产气率/(L·(L·d)−1)
    1~35300.61±0.4059.1±26.47 440±2 1218.23±0.392 555.8±522.02 936.5±448.0
    35~108450.30±0.1484.1±9.53 064±2 1688.17±0.141 456.1±358.61 531.0±451.60.111±0.100
    108~210201.17±0.5197.8±0.70675±2837.71±0.37705.1±78.9885.2±120.80.350±0.266
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-01-15
  • 录用日期:  2020-03-21
  • 刊出日期:  2020-09-10
王拓, 郁达伟, 方一, 陈梅雪, 魏源送. IC-AnMBR处理村镇厨余渗滤液废水稳定运行调控机制[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108
引用本文: 王拓, 郁达伟, 方一, 陈梅雪, 魏源送. IC-AnMBR处理村镇厨余渗滤液废水稳定运行调控机制[J]. 环境工程学报, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108
WANG Tuo, YU Dawei, FANG Yi, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Regulation mechanism for steady operation of IC-AnMBR treating high strengh organic rural leachate from food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108
Citation: WANG Tuo, YU Dawei, FANG Yi, CHEN Meixue, WEI Yuansong. Regulation mechanism for steady operation of IC-AnMBR treating high strengh organic rural leachate from food waste[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(9): 2353-2361. doi: 10.12030/j.cjee.202001108

IC-AnMBR处理村镇厨余渗滤液废水稳定运行调控机制

    通讯作者: 郁达伟(1982—),男,博士,助理研究员。研究方向:膜生物反应器等。E-mail:dwyu@rcees.ac.cn
    作者简介: 王拓(1995—),男,硕士研究生。研究方向:膜生物反应器。E-mail:wangtuo17@mails.ucas.edu.cn
  • 1. 中国科学院生态环境研究中心,水污染控制实验室,北京 100085
  • 2. 中国科学院大学,北京 100049
  • 3. 加州大学戴维斯分校,戴维斯 95616,美国
基金项目:
国家重点研发计划(2018YFD1100600)

摘要: 村镇厨余垃圾渗滤液等高浓度有机废水的高效处理是提升村镇环境卫生水平的一个重要方面。为满足村镇厨余垃圾渗滤液低能耗有机物排放达标的处理需求,构建了内循环厌氧膜生物反应器 (internal circulation anaerobic membrane bioreactor,IC-AnMBR),并用来处理厨余渗滤率废水,重点分析了反应器的COD去除性能和调控机制;根据pH、VFAs/碱度、容积产气率、膜通量和出水有机污染物组分等指标,考察了COD在水解酸化、产甲烷和膜截留过程中的转移转化特征。结果表明:通过耦合膜擦洗曝气和沼气曝气循环,将VFAs/碱度和容积产气率分别从1.5和0.1优化到0.02和1.0;优化了COD稳定达标性能和去除负荷,将COD去除率和负荷从59%和0.3 kg·(m3·d)−1分别提高到了97.7%和1.8 kg·(m3·d)−1;采用沼气循环曝气擦洗陶瓷膜,控制了滤饼层积累,并将膜通量从0.6 L·(m2·h)-1提高到2.1 L·(m2·h)−1。IC-AnMBR短流程工艺能够实现村镇厨余垃圾渗滤液的稳定处理。

English Abstract

  • 村镇承载着我国约40%的人口和农副食品的初级加工[1],厨余垃圾对村镇环境影响较大[2]。由于厨余垃圾易腐败酸化,因此,必须进行及时处理,才能减少厨余垃圾腐败酸化带来的环境影响,这同时也限制了村收集-镇转运-县处理模式的正常运转。基于此,依托农村现有沼气工程[3],就地厌氧处理利用,探索可行有效的技术路线,具有重要现实意义。

    厨余渗滤液中易降解COD含量较高,极易导致厨余废水的酸化,从而对厌氧工艺的稳定运行带来较大风险[4],并会进一步影响厌氧微生物的产甲烷和产乙酸过程,导致甲烷产量降低乃至反应器酸化崩溃。已有研究[5]表明,加碱调pH、重新接种和混合厌氧发酵是常用的控制酸化方法,这些方法在村镇应用时存在药剂投加量大、运行维护复杂等缺点,造成运行成本上升15%~37%[6-8],因此,制约了上述方法在村镇处理厨余垃圾渗滤液过程中的推广应用。在酸化崩溃的早期,厌氧体系内CO2大量溢出,不仅使氢营养型产甲烷菌底物浓度下降,限制氢营养型产甲烷途径,还会导致系统中碱度出现损失[9],影响系统运行稳定性。因此,通过沼气循环曝气,促进沼气中CO2在厌氧体系中的再溶解,强化CO2气液传质,提升厌氧系统中CO2浓度,从而促进氢营养型产甲烷反应,可在酸化早期控制过度酸化现象。内循环(IC)厌氧反应器具有二次气液循环系统,通过循环管路增强反应器内气液混合,无需额外加压沼气曝气[10],有利于实现村镇厨余渗滤液废水的就地处理和利用;通过该系统与外置膜系统组合,克服IC反应器出水水质不稳定缺点,有望一步满足工程排放需求,扩大厌氧工艺在处理类似高浓度废水中的应用范围。

    本研究针对我国村镇厨余渗滤液处理需求,构建了IC-AnMBR内循环厌氧膜生物反应器,通过反应器构型的设计和过程控制的优化,缓解由VFAs累积造成的酸化抑制,以短流程工艺实现厨余渗滤液的稳定处理,并考察沼气循环曝气对膜污染的缓解效果,以期为AnMBR工艺的高效运行提供参考。

  • IC-AnMBR实验装置如图1所示。装置主体由IC厌氧反应器与膜池2部分组成。IC反应器容积为27 L,是圆柱形反应器,反应器Φ×H=0.15 m×1.80 m。装置包括第1反应区和第2反应区2部分。外置式膜池工作容积为5 L,是箱式反应器,反应器L×B×H=0.23 m×0.07 m×0.33 m。进出水泵分别采用蠕动泵(YZ1515x,Lab2015,上海SHENCHEN);实验采用平板陶瓷膜(BX-M2,名义孔径为1 μm,江西博鑫),膜面积为0.067 4 m2。反应器和管路材质分别为聚甲基丙烯酸甲酯(PMMA)和硅胶。反应器采用外壁管的方式控制温度稳定在(37±2) ℃,盘管采用循环水浴锅(HH-1,KOY)加热。

  • 实验采用模拟村镇厨余废水,其组成成分及质量为蔬菜40 g、谷物30 g、豆制品20 g、肉类9.5 g、鸡蛋壳0.5 g。在IC反应器运行的不同阶段,废水组成与配比不变,通过改变加入水量来控制废水COD。进水水质指标[4-5]表1所示。反应器内厌氧污泥取自北京市某生猪养殖基地粪污处理UASB反应器,MLSS为13.1 g·L−1、MLVSS为9.9 g·L−1、MLVSS/MLSS为0.75。

  • 反应器包括气液循环与进出水2个过程。液体循环路径为IC柱体内混合液从IC顶部溢流堰流出,经液体循环泵(2.5 L·min−1,MP-6R)进入膜池底部,膜池中的混合液一部分经过气体回流管进入IC柱体顶部,再经IC外循环管路进入反应器底部,该回流液体向上推动反应器进行升流循环,强化沼气中CO2溶解;另一部分从膜池中部回流管流入IC二级反应区底部,构成升流循环。通过调节膜池中部回流管开度,能够分配进入IC底部与中部混合液的回流量,从而调整IC反应器一、二级反应区的升流速率。管道的分配比根据清水实验分配比来确定。

    IC-AnMBR通过沼气循环曝气,冲刷累积在膜面的滤饼层来缓解膜污染。反应器顶部收集厌氧发酵产生的沼气,通过气体循环泵(5 L·min−1,APN,Iwaki Inc.)进入膜池底部,对膜池中膜组件进行沼气曝气冲刷来抑制膜面滤饼层的形成。沼气从膜池顶部回到IC反应器顶部气液分离区。装置采用微量气体流量计(μFlow,Bioprocess A.B.)实时记录沼气的瞬时流量和累积产气。气体循环泵进气口处设置1个2 L的气体缓冲瓶,调节沼气循环曝气过程中的沼气压力波动。

    根据反应器运行负荷控制进水流量,采用恒通量间歇出水,用以缓解膜污染的发展,启停周期为6 min开、2 min停,设计膜通量为6 L·(m2·h)−1

  • 化学需氧量(COD)采用分光光度计(HACH DR2800,USA)测定;污泥浓度(MLSS)和挥发性污泥浓度(MLVSS)采用重量法测定;pH采用METTLER TOLEDO实验室pH计测定;厌氧污泥粒径采用激光衍射粒度仪(MS3000)测定;挥发性脂肪酸(VFAs)通过气相色谱法(GC-2010 Shimadzu, Japan)测定;厌氧颗粒污泥的形态采用电子扫描电镜(SEM)观察;总有机碳(TOC)和总无机碳(TIC)通过岛津TNM-L ROHS总有机碳分析仪[11]测定。

  • 由于村镇厨余垃圾渗滤液污染物浓度高、易酸化,因此,本研究的关键工艺在于优化反应器负荷以达到对COD的稳定去除。为考察反应器负荷对运行效果的影响,将反应器的运行分为3个阶段,如图2所示。反应器运行第Ⅰ阶段处于启动阶段,该阶段运行负荷为(0.61±0.40) kg·(m3·d)−1,反应器出水COD较高,此阶段COD去除率不稳定且处于较低水平。运行至第Ⅱ阶段时,增加水力停留时间至45 d,控制进水COD至(19 414±3 013) mg·L−1,降低反应器容积负荷至(0.30±0.14) kg·(m3·d)−1,将反应器温度稳定在37 ℃。运行至第Ⅱ阶段后期,出水COD明显下降,稳定在3 000 mg·L−1左右,此阶段COD去除率逐步上升,并稳定在84.1%±9.5%。运行至100 d后,提高进水COD至(34 289±6 890) mg·L−1,使得反应器容积负荷达到1.4 kg·(m3·d)−1,此阶段反应器出水COD为(484±35) mg·L−1,COD去除率达到97.7%[12]。运行至140 d后,通过增加出水膜面积解决低膜通量对日处理量的限制,进一步提升了处理负荷,该阶段反应器污泥负荷达到(0.32±0.03) kg·(kg·d)−1。反应器负荷提高后,出水COD稳定在(323.5±0.5) mg·L−1,COD去除率达到98.5%±0.36%。

    在反应器运行的3个阶段中,通过逐步提升反应器容积负荷,实现了IC-AnMBR对厨余渗滤液废水的稳定处理。在第Ⅰ阶段,反应器产气较差,负荷较低,厌氧生物系统的酸化风险是该阶段IC-AnMBR系统运行的主要限制因素。在第Ⅱ阶段,厌氧系统稳定后,膜通量逐渐成为提高负荷的限制性因素。在第Ⅲ阶段,实现了厨余渗滤液废水COD的稳定去除,主要通过厌氧处理产甲烷和膜截留2个步骤实现:1)厌氧处理过程针对厨余废水易酸化的特性,将大分子污染物降解为小分子有机酸,并通过产甲烷菌生长代谢,将废水中的有机酸转化为沼气,通过甲烷实现能源回收;2)陶瓷膜强化对混合液中污泥颗粒和大分子难降解有机物的降解,使反应器内保留较高的污泥浓度并维持出水COD的稳定。

  • 在处理村镇高浓度有机废水过程中,厌氧回收能源的特性具有独特优势。但是,由于影响厌氧产气的因素众多,村镇厌氧工艺在运行中难以实现稳定运行,从而制约了厌氧工艺在村镇的推广。VFAs是厌氧消化中间产物,也是判断产酸菌与产甲烷菌活性的重要指标[13-14]。在反应器运行第Ⅰ阶段,反应器运行负荷控制在(0.61±0.40)kg·(m3·d)−1,此阶段接种厌氧污泥活性差,厨余废水酸化过快,导致累积的VFAs未能够得到及时降解,使得出水COD最高值为10 740 mg·L−1,出水VFAs为6 323 mg·L−1。此时,VFAs/碱度大于0.8[15],反应器内碱度难以缓冲累积的VFAs,从而进一步抑制厌氧污泥活性,结果如图3所示。该阶段丙酸在VFAs中占比呈现上升趋势,产甲烷菌活性受到VFAs的抑制,反应器面临崩溃风险,容积产气率迅速下降,直至产气停止。

    在反应器运行的第Ⅱ阶段,通过维持较低的运行负荷,并增强曝气循环以提高CO2的气液传质,从而使反应器逐步恢复稳定运行。在运行至70 d后,VFAs/碱度低于0.2,反应器系统酸化风险解除,容积产气率得到恢复,维持在0.2 L·(L·d)−1,此时反应器有进一步提升负荷的潜能。运行100 d后,反应器经过95 d稀释,碱度逐步下降,并稳定在3 500 mg·L−1左右,厨余废水中有机物充分降解,出水中VFAs浓度低于100 mg·L−1,VFAs/碱度值低至0.02,厌氧系统对低pH废水的冲击耐受程度进一步增强[16]。在反应器运行期间,为提高容积产气率,首先通过低负荷运行与曝气循环,解除反应器酸化风险;再通过提升进水COD来提升运行负荷,将容积产气率提升至0.4 L·(L·d)−1;运行140 d后,增大膜面积至0.628 m2,通过增加进水水量提升反应器容积负荷至(1.75±0.17) kg·(m3·d)−1,使得反应器容积产气率进一步提升,最高达到1.016 L·(L·d)−1

  • 反应器出水指标如表2所示。pH是厌氧工艺高效运行较容易在线监测的重要指标,也是产甲烷的基本工艺参数。H+能够影响种间电子传递,而且对胞内外物质和能量交换有重要作用,同时可通过沼气中CO2的含量来影响甲烷浓度[17]。厨余废水厌氧消化过程中的pH主要由氨氮、VFAs和TIC构成的三元酸碱缓冲体系影响和决定[18]。在第Ⅰ阶段,接种污泥中氨氮浓度为3 500 mg·L−1左右,反应器内厌氧污泥产甲烷过程受到抑制[19],同时因反应器负荷过高[20],厨余废水酸化较快等因素综合作用,因此,在第Ⅰ阶段,没有观测到沼气的产生。在第Ⅱ阶段,通过采取降低负荷、维持温度为37 ℃等措施,使产气逐步得到恢复。在运行60 d后,反应器内VFAs被大幅消耗,酸化风险解除,反应器趋于稳定。在95 d后,由于厨余废水对反应器内氨氮与TIC具有稀释作用,因此,出水氨氮与TIC均低于1 000 mg·L−1,如表2所示。在此阶段,反应器内氨氮与TIC提供的碱度能够对进水过低的pH进行充分缓冲,使反应器污泥的pH稳定在7.6,出水pH稳定在8.17±0.14。可以看出,适宜的环境使得甲烷八叠球菌的活性得到恢复,反应器容积产气率逐步上升[21]

    在反应器运行140 d时,采取提升陶瓷膜面积至0.628 m2的方法,将日处理废水量提升至1.7 L左右,可进一步提升反应器容积负荷至(1.75±0.17) kg·(m3·d)−1。该阶段HRT降至20 d,接种污泥中的原氨氮被稀释,厨余废水中肉类与豆制品所携带氮素经过厌氧消化释放到污泥中,结果如图4所示。可以看出反应器出水氨氮稳定在(880±123) mg·L−1。由于反应器具有稳定的容积负荷,因此,反应器出水pH可维持在7.71±0.37,TC维持在(732.2±74.1) mg·L−1。此时,出水中TOC降至(191.48±31.8) mg·L−1,VFAs降至(89.47±56.63) mg·L−1,可较为完全地去除出水中可降解有机物,提高了出水TIC在TC中的占比。

    综上所述,出水COD对厌氧系统运行状态分析有重要指示作用,能够直接指示反应器内污染物的去除和产甲烷情况。通过出水COD及时调整反应器运行负荷,使反应器处于适当的负荷状态。更快速的指标是混合液的pH,其能够反映厨余水解酸化情况以及反应器内VFAs累积情况[22-23]。当pH降低时,表明反应器中VFAs累积过多,此时应适度降低反应器负荷,等待产甲烷菌快速消耗反应器过多VFAs;当pH上升并达到稳定状态时,表明反应器处于底物缺乏状态,提示进水可以开始下一周期的步骤。在反应器运行时,产气速率的变化对底物的消化程度有一定的指示作用和重要的能源回收经济性评价作用。因此,通过pH、出水COD和产气速率等指标,能够判断反应器运行工况并及时调整运行参数,从而实现厌氧处理高浓度有机废水运行参数的稳定及对COD的高效去除。

  • 膜污染是MBR工艺发展的重要障碍[24]。在运行前期,膜通量是制约反应器进一步提升负荷的关键,高膜通量是反应器高处理效率的保证。AnMBR工艺在村镇应用时,高膜通量有助于运行成本维持在较低水平。通过对反应器内污泥粒径分布的测量及反应器内细菌形态和膜表面滤饼层的观察,可了解IC-AnMBR在沼气循环条件下的膜污染状况[25]。如图5所示,运行前140 d,膜通量为1.0~2.0 L·(m2·h)−1,跨膜压差为−10~−25 kPa;在运行140 d更换膜池后,反应器的膜通量呈现一种较为稳定的状态,通过提高出水跨膜压差,能够在TMP小于−15 kPa的条件下将膜通量稳定在(2.190±0.019) L·(m2·h)−1

    对于MBR工艺而言,目前缺乏高效经济的膜污染控制措施,这给MBR在村镇的应用与推广带来很大障碍。如图6所示,当运行100 d时,反应器内污泥中值粒径为8.0 μm,大于1 μm粒径的污泥是滤饼层形成的主要因素;小于1 μm粒径含量在10%,该范围内粒径在膜孔堵塞造成膜污染形成中起重要作用;当运行200 d时,厌氧污泥中值粒径增大至29.1 μm,表明厌氧颗粒污泥有逐步增长的趋势。沼气曝气冲刷对膜通量有较好的恢复作用。实验表明,持续曝气能够将跨膜压差维持在较低水平。因此,本实验中膜面滤饼层的形成应是膜污染的主要因素。在运行80 d时对陶瓷膜进行更换清洗,在对膜面滤饼层进行电镜分析时,发现膜面滤饼层中EPS有球菌与杆菌黏附其中,厌氧菌分泌的多糖蛋白与代谢产物应是构成膜面滤饼层的主要物质,如图7所示。

  • 1)本研究所构建的IC-AnMBR经合理调控,能够实现对村镇厨余等高浓度有机废水的有效处理,COD去除率、出水COD分别达到97.7%、(675±283) mg·L−1

    2)通过氨氮与TIC对废水酸化中VFAs的缓冲作用,可减少进水冲击引起的pH剧烈变化,缓解反应器酸化崩溃风险,能够提升反应器负荷,实现反应器稳定运行与高效产气;反应器容积负荷最高能够达到2.1 kg·(m3·d)−1、最佳容积产气率能够到达1.014 L·(L·d)−1

    3)沼气曝气能够强化CO2气液传质,增加系统缓冲能力;抑制膜表面滤饼层的形成,能够使膜通量稳定维持在2.19 L·(m2·h)−1,实现对反应器的高负荷运行及对COD的高效去除。

参考文献 (25)

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