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。
  • 随着产业升级和城市扩张,大量工厂搬迁或废弃后遗留的场地存在土壤污染问题,需要进行土壤修复才能再次开发[1]。电阻加热技术具有对环境扰动小,受土壤异质性影响小,处理深度大等优点,尤其适合修复含有挥发性、半挥发性有机污染物的污染场地[2-5]。但在实际修复工程中,ERH技术的工程参数设计,例如电极间距、电场强度等,都会显著地影响场地电阻加热的实际效果[6],导致修复周期和成本控制的不确定性。修复场地的污染物分布、地下水流场和土壤特性等往往差异较大,但工程师只能根据已有工程经验和有限的取样勘探结果,进行原位加热工程的参数设计。若能够采用建模的方法,对场地条件下的加热过程进行预测,将有利于减少设计的盲目性,帮助缩短工程周期和控制修复成本。

    目前,对于ERH技术的数值模型已经有了一定的探索和应用。HIEBERT等[7-8]开发了用于模拟单相电阻加热过程的二维有限差分模型,并研究了不同的横卧电极设置方式对非均质含油地层的加热效果的影响。CARRIGAN等[9]将改进的欧姆加热模型与非等温多孔流动和传输模型进行了耦合,研究了电极阵列的电相位如何影响电阻加热的均匀性。MCGEE等[10]进一步简化了模拟多相电阻加热的欧姆方程,并模拟了电阻加热从非均质油砂中回收沥青的过程。KROL等[11]考虑温度对密度、粘度、扩散系数的影响,建立了二维有限差分模型,模拟了电阻加热到50 ℃的情况下对地下水流动的影响,发现地下水流动方向和流速发生显著变化。许丹芸等[12]使用有限元方法模拟了电阻加热土壤过程。

    尽管关于ERH技术的数值模型研究已有一定的开展,但一方面,以往的模型对电阻加热土壤过程中的水分蒸发缺乏关注和进一步的验证;另一方面,大部分模型是针对实际场地的验证评估,对如何运用模型指导ERH工艺参数的选取探讨不足。本研究使用COMSOL多物理场耦合软件,基于有限元计算方法开展原位电阻加热温度场模拟研究,建立了考虑土壤水分蒸发的模拟原位电阻加热温度场的数值模型。通过对比土柱装置小试实验和数值模拟的结果,验证了数值模型的准确性,并利用数值模型分析了场地尺度下电场强度、电极间距和地下水流动对电阻加热温度场的影响。本研究结果有助于预测修复周期和优化电极井布设,从而达到节约能源和降低修复成本的目的。

    本研究利用COMSOL的传热模块、电流模块、PDE模块以及电流和传热耦合的电磁热模块,构建土壤电阻加热模型。为简化模型概念,在模拟时做如下假设:1)忽略土壤和水在加热过程中密度、热容随温度的变化;2)将土体视为均质且各向同性的多孔介质,土壤初始温度均匀一致;3)忽略土体在加热过程中的热变形;4)忽略电极和土壤之间的接触电阻;5)由于实验土柱较短,需要考虑水分在低于沸点时的挥发[13],但在模拟大尺度的场地加热中,忽略水分的挥发;6)忽略水蒸气对热量传递的影响。

    电阻加热土壤过程中能量的控制方程如式(1)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (1)

    式中:ρeff为单元的有效密度,kg·m−3Ceff为单元的有效热容,J·(kg·K)−1T为温度,K;t为时间,s;λ为导热系数,W·(m·K)−1σ为土壤电导率,S·m−1E为电势梯度,V·m−1mLG为水的气化速率,kg·(m³·s)−1ΔHvap为水的潜热,J·kg−1ρf为流体密度,kg·m−3Cf为流体热容,J·(kg·K)−1uf为流体流速,m·s−1

    土壤单元的有效密度ρeff和有效热容Ceff由土壤中固,液,气三相的体积分数决定,如式(2)~式(3)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (2)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (3)

    式中:θ表示各相的体积分数;ρ为各相的密度,kg·m−3C为各相的热容,J·(kg·K)−1;下标S,L,G表示固,液,气三相。

    土壤含水量的控制方程如式(5)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (4)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (5)

    式中:DL为导水系数,m2·s−1α为比例常数,m2·s−1θL*为残余饱和度。

    液态水变为气态水的情况可分为2种,一种是低于水的沸点时的挥发,一种是到达沸点时的沸腾,用式(6)可以得到水的气化速率。需要注意,只有水的饱和蒸气压(p*)大于等于外部气压(pG)且含水量大于0时,沸腾才会发生。可以通过安托因方程[14](式(7))计算不同温度下水的饱和蒸气压,进而判断温度是否到达沸点。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (6)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (7)

    式中:A、B、C为经验常数;mvap为挥发速率,kg·(m³·s)−1kvap为蒸发速率常数,s−1

    土壤单元的热导率会随着温度和含水量的变化发生极大的变化,在此使用TARNAWSKI等[15]推导出的经验公式,如式(8)~式(9)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (8)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (9)

    式中:下标sat和dry分别表示饱和和干燥状态的土壤;a~g为经验常数;Sw为水饱和度。

    电阻加热一般使用低频率电压(50~60 Hz),产生的电磁波长远大于系统的物理尺寸,位移电流可以忽略,因此可以假设电阻加热产生的电场为准静态电场,可以通过将欧姆定律代入电流连续性方程中来求解电势分布,电流连续性方程如公式(10)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (10)

    土壤电导率则使用Archie定律进行计算[16-17],考虑温度对电导率的影响[18],如式(11)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (11)

    式中: ψ为电势,V;φ为孔隙度;mnβ为经验常数(m为胶结系数,n为饱和度系数,β为温度系数);σL为土壤溶液电导率,S·m−1

    模拟单相交流电加热时,其电势分布与直流电基本一致,可以设置2个电极分别为接地和施加的电压。但模拟三相交流电时,电极电势与直流电则完全不同,三相交流电的电极电势可以视为由虚部和实部组成[19],如式(12)所示。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (12)

    式中:ω为角频率,rad·s−1t为时间,s;θ为相角,°(三相交流电分别为0 °、120 °和240 °);j为虚部;E0为正弦交流电振幅的绝对值,一般为电压的21/2倍,V。

    电阻加热土柱装置模型如图1(a)所示,装置高16 cm,内径4.5 cm。装置的罐体用不导电的聚四氟乙烯制成,内部装填细砂。装置2边为对称分布的用螺丝与螺母固定的不锈钢片电极,螺丝作为导电连接,电线连接到螺丝上以引入电压,热电偶从装置底部插入,用于监测土柱中心点的温度。使用Solidworks对电阻加热土柱装置进行建模,得到电阻加热土柱装置的几何模型,再导入到COMSOL中用于模拟,几何模型的网格划分均采用三角单元网格,单元大小选择细化。

    图 1  实验装置与场地模型
    Figure 1.  (a) Electrical resistance heating soil column device and (b) site geometric model

    为了模拟实际场地中电阻加热的过程,构建了图1(b)所示的三相电阻加热场地模型。场地模型为长宽15 m、高5 m的长方体,在场地中部按等边三角形放置3根半径20 cm、高5 m的电极,电极间距为6 m,并在3个电极构成的等边三角形中心点设置了温度监测点。

    电阻加热土柱装置数值模拟的边界条件为:1)流动边界条件,所有边界均设置为0通量边界条件,这是因为已在方程中添加了描述水蒸发的汇项;2)温度边界条件,所有边界均设置为自然对流热通量边界;3)电势边界条件,2个电极分别设置为接地和电势,其他边界设置为电绝缘边界。土壤的初始温度、含水量、水的电导率和电极电压根据实测得到的初始值设置。对于各项参数的取值如表1所示。

    表 1  数值模拟参数
    Table 1.  Numerical simulation parameters
    模拟参数取值模拟参数取值
    液体密度,ρL1 000 kg·m−3温度系数,β0.02
    固体密度,ρS2 650 kg·m−3比例常数,α5×10−6 m2·s−1
    气体密度,ρG1.9 kg·m−3经验常数,A8.07131
    液体热容,CL4 200 J·(kg·K)−1经验常数,B1 730.63
    固体热容,CS920 J·(kg·K)−1经验常数,C233.426
    气体热容,CG1 000 J·(kg·K)−11胶结系数,m1.44
    湿导热系数,λsat1.87 W·(m·K)−1饱和度系数,n2
    干导热系数,λdry0.23 W·(m·K)−1水的潜热,ΔHvap2 257.2 kJ·kg−1
    孔隙度,φ0.5蒸发速率系数,kvap1×10−6 s−1
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    电阻加热场地模拟的边界条件为:1)流动边界条件,模拟地下水位上涨时,底部边界设置为通量边界条件,其他边界设置为0通量边界条件;2)温度边界条件,地下水流入的边界设置为流入边界,流入温度10 ℃,其他边界设置为热绝缘边界;3)电势边界条件,3个电极分别设置为三相电势中的1相,其他边界设置为电绝缘边界。各项参数的设置与土柱装置实验相同。

    为验证模型在不同的土壤含水量和土壤溶液电导率时的准确性,使用电阻加热土柱装置进行了验证实验。由于装置较小,电场强度较大,故使用电导率较小的细砂充当模拟土壤。分别向300 g细砂中加入40、50、60、70 mL的去离子水,质量分数为0.3%的NaCl溶液和质量分数为0.5%的NaCl溶液,充分搅拌,并装填进装置中。为了保持砂的孔隙度一致,在装填时保证装填高度为15 cm。加入去离子水的砂在100 V的条件下进行电阻加热,加入NaCl溶液的砂在50 V的条件下进行电阻加热。由于模拟只探究电阻加热的升温过程,所以实验只进行到温度到达100 ℃就停止,未加热到100 ℃时则在加热2 h后停止。

    为模拟实际工程环境下土壤内热量传递规律,用实际场地模型探究了地下水流动、电场强度和电极间距的变化对土壤温度变化的影响。模拟的工况如表2所示,其他参数与表1一致,土壤溶液电导率设为0.1 dS·m−1

    表 2  数值模拟工况
    Table 2.  Numerical simulation conditions
    工况电场强度/ (V·m−1)初始水饱和度地下水流速/ (m·s1)电极间距/m地下水涨速/ (m·d1)
    A-1300.6060
    A-2600.6060
    A-3900.6060
    B-190/600.6030
    B-290/600.6060
    B-390/600.6090
    C-19010.160
    C-29010.260
    C-39010.360
    D-1900.6060.05
    D-2900.6060.1
    D-3900.6060.2
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    图2给出了不同含水率和电导率的情况下,土柱中心热电偶监测的温度变化。可以看出,随着含水量和土壤溶液电导率的增加,中心点加热到100 ℃所需要的时间不断减小。而当含水量较小或者土壤溶液电导率较小时,升温速率较小,甚至出现温度平台的情况。升温速率较小是由于此时土壤电导率较小[20],电流产生的焦耳热较小。升温速率减小则是因为,土柱中挥发掉的水份随着加热时间的增长逐渐变多[21],进一步降低了土壤电导率,使电流产生的焦耳热进一步减少。此外,由图2(a)可以看到,加入不同体积的去离子水后的细砂依然可以被加热,而去离子水的电导率几乎可以忽略不计。这说明,细砂中的离子溶解进入了去离子水中,提高了去离子水的电导率。

    图 2  土柱加入不同体积不同溶液中心点温度实测值与模拟值
    Figure 2.  Measured and simulated values of the center point temperature of the soil column, added with different volumes of different solutions

    为验证模型的可靠性,将不同含水量和土壤溶液电导率的电阻加热实测值和模拟值进行了对比。利用均方误差MSE和平均相对误差MRE评价模拟值和实测值的差异(式(12)~式(13))。

    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (13)
    stringUtils.convertMath(!{formula.content}) (14)

    式中:n为实测数据个数;MiSi分别为第i个实测和模拟得到的数据。

    图2(a)中给出的模拟值趋势线与实测值差异较小,实测值和模拟值均方误差为0.05~0.66,平均相对误差为0.42%~1.97%。较小的均方误差和平均相对误差表明,实测数据与模拟数据之间的偏差较小,模型具有较好的准确性。加入不同体积的0.3%NaCl(图2(b))和0.5%NaCl(图2(c))溶液,土壤溶液电导率随着NaCl溶液的体积和质量分数的增加而增大。对比实测和模拟预测结果,均方误差为0.38~12.29,平均相对误差为1.15%~5.32%。这表明,在较宽的土壤电导率范围内(加入70 mL的0.5%NaCl溶液时,土壤的电导率为1.1 dS·m−1),实测数据与模拟数据之间的偏差也较小,模型用于预测不同电导率的土壤加热过程是可靠的。误差产生的原因可能是,对土壤原有的电导率,实验过程中空气热对流导致的热量散失以及水分挥发速率的估值存在一定的偏差。

    电场强度是影响电阻加热升温速率的重要因素,由电极电压和电极间距共同决定,为了考察场地尺度下的温度场以及各条件对温度场的影响,建立了图1(b)的场地模型。图3图4分别展示了电极间距6 m时,30、60、90 V·m−1电场强度下加热70 d后,温度场的横截面以及位于3个电极中心点(见图1(b))温度的变化。从图3可以看出,电场强度越大,土壤升温速率越快,电极附近的升温更快,温度更高。这与MCGEE等[10]和HAN等[22]的研究结果是一致的。电流产生的焦耳热随电场强度的增大而增大,电场强度越大,土壤升温速率越快;电极附近的电流密度最高,产生的焦耳热最多,所以土壤升温速率更快。

    图 3  不同电场强度下加热70 d模拟场地横截面温度场
    Figure 3.  Cross-sectional temperature field of the site heated for 70 days under different electric field intensities
    图 4  电场强度对模拟场地中心点温度变化的影响
    Figure 4.  Effect of electric field intensity on central point temperature of simulated site

    图4可以看到,场地在加热90 d后,30、60和90 V·m−1电场强度获得的中心温度分别为25.5、49.1和100.0 ℃,中心点的平均升温速率分别为0.079,0.420和1.210 ℃·d−1。由式(1)可知,焦耳热与电场强度的平方呈正比,电场强度为30、60、90 V·m−1时中心点升温速率之比应为1∶4∶9,小于模拟得到的比值,即1∶5.3∶15.5。这说明,中心点的温度可能是电流焦耳热和外部热传导叠加共同决定。此外,电场强度为90 V·m−1时,当中心点温度达到97 ℃后,升温速率明显放缓。这是因为,此时的电极温度已经达到水的沸点,电极土壤水分蒸发带走了大量热量,导致土壤热导率和土壤电导率下降,从而使升温速率下降。

    电极间距的设置决定了电极井的数量,会极大地影响修复场地的成本和热传导过程。为探究电极间距这一单因素对电阻加热过程的影响,在保持电场强度90 V·m−1不变的条件下,模拟电极间距3、6和9 m时中心温度的变化,结果如图5所示。从图5(a)可以看出,在电场强度为90 V·m−1,电极间距为3、6和9 m时,中心点的温度达到100 ℃的时间分别为84、62和75 d,达到100 ℃的能耗分别为10 418、23 375和51 311 kW·h。综上可知,6 m为最适宜的电极间距,此时中心点的升温速率最快,且相较于电极间距为3 m时场地修复需要布设的电极井数量更少,相较于电极间距为9 m时需要的能耗更少。从图5(a)还可以看出,随着电极间距的增大,中心点升温速率先增大后减小。这是因为,为了保证电场强度一定,电压随电极间距增大而增大,导致电极处的升温速率也随之增大,这一定程度上弥补了间距增大导致的中心点热传导距离增大的不足。但是,9 m间距下的电压增加,造成电极附近温度过早达到水的沸点,导致电极周围土壤水分过早蒸发,土壤热导率和电导率下降,升温速率略为下降。

    图 5  90 V·m−1电场强度下电极间距变化和电极补水对模拟场地中心点温度的影响
    Figure 5.  Effect of electrode spacing and replenishment of water near the electrode on central point temperature of simulated site under the electric field intensity of 90 V·m−1

    为了考察电极附近土壤水分蒸发对中心点升温速率的影响,模拟了电场强度90 V·m−1、电极间距为9 m时,对电极附近补水的情况下,中心点温度的变化。从图5(b)可以看到,在加热40 d后,补水的情况下中心点温度明显高于不补水的情况,补水的情况下中心点的温度达到100 ℃的时间为68 d,比不补水的情况下早8 d。此结果表明,电极周围土壤水分过早蒸发是造成升温速率下降的原因之一,补水可以使土壤含水率增大,增加土壤的电导率和热导率,提高了升温速率。这与葛松等[3]的研究结果一致。监测电极的电流变化,并及时对电极附近进行补水,对于更快加热到目标温度至关重要。

    使用原位电阻加热的场地一般修复深度都较大,有必要考虑地下水流动和地下水位变化对温度场的影响。为进行预测,分别设定了0、0.1、0.2、0.3 m·d−1的地下水流速下加热30 d和0、0.05、0.10、0.20 m·d−1的地下水上涨速度下加热30 d的条件进行模拟,流入的地下水出的温度假定为10 ℃,温度场的变化结果如图6图7所示。从图6可以看到,随着地下水流速的增加,场地左侧的温度逐渐降低到10 ℃,温度场右移的趋势越明显,中心点的最高温度从100.0 ℃降低到38.5 ℃。这说明,较高的地下水流速会将场地中的热量带向下游,对场地升温速率造成不利影响,与MUNHOLLAND等[23]在二维沙箱中得到的结果一致。实际工程中应尽量减小地下水流速,必要时可增加侧向的物理屏障来形成止水帷幕,或通过蒸汽注入等手段来增加流入地下水的温度。

    图 6  地下水流速对场地横截面温度场的影响
    Figure 6.  Influence of groundwater velocity on temperature field of site
    图 7  地下水上涨速度对场地纵截面温度场的影响
    Figure 7.  Influence of groundwater rising speed on temperature field of site

    图7可以看到,随着地下水位上涨速度提升至0.1 m·d−1,场地下部和两侧的温度逐渐降低到10 ℃,但由不饱和区域变为饱和区域的土壤升温速率上升,中心点最高温度从51 ℃升高到100 ℃。随着地下水位上升速度达到0.2 m·d−1,相较于0.1 m·d−1时,温度场明显向上移动,中心点最高温度从100 ℃降低到54 ℃。这是因为,地下水位上涨可以起到一定的补水作用,提高不饱和区域土壤的电导率,从而提高土壤升温速率,但地下水上涨速度过快还是会导致流失的热量多于通过补水增加的焦耳热,使得场地温度从底部开始下降,不利于场地的修复。应当指出,由于实际场地地层的复杂性,地下水的流速和流向并不是均匀的。因此,对于非均质地层,可以建立相应的多模块的空间耦合模型,通过改变各地层模块的物理参数,从而实现数值模拟目标。

    1)电阻加热温度场数值模型与土柱装置实验数据吻合度较好,模拟值和实测值均方误差为0.05~12.29,平均相对误差为0.42%~5.32%,数值模型具有较好的预测准确性。

    2)场地模型研究发现,升温速率与电场强度成正比,电极处升温速率最快;电场强度为90 V·m−1时6 m为最适宜的电极间距,此时中心点升温速率最快,能耗相对较低,需要的电极井较少;模型考虑水分蒸发的情况下,电极周围土壤水分会更早蒸发,导致土壤升温速率下降,此时对电极附近补水可以显著增加土壤升温速率,故在实际工程中应监测电流和功率,并及时对电极附近进行补水。

    3)场地地下水流动会带走热量,不利于场地的热修复。但对于不饱和场地,地下水位上涨速度小于等于0.1 m·d−1时可以起到补水作用,提高场地升温速率。故对于地下水流速过高的场地应采取水力平衡或设置止水帷幕等工程措施以缓解热量流失。

  • 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
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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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