猪粪在管道抽吸过程中的非牛顿流体流动阻力特性

王星, 张良, 袁海荣, 李蕴洁, 左晓宇, 李建伟, 李秀金. 猪粪在管道抽吸过程中的非牛顿流体流动阻力特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145
引用本文: 王星, 张良, 袁海荣, 李蕴洁, 左晓宇, 李建伟, 李秀金. 猪粪在管道抽吸过程中的非牛顿流体流动阻力特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145
WANG Xing, ZHANG Liang, YUAN Hairong, LI Yunjie, ZUO Xiaoyu, LI Jianwei, LI Xiujin. Resistance characteristics of non-Newtonian fluid flow in the process of pipe suction of pig manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145
Citation: WANG Xing, ZHANG Liang, YUAN Hairong, LI Yunjie, ZUO Xiaoyu, LI Jianwei, LI Xiujin. Resistance characteristics of non-Newtonian fluid flow in the process of pipe suction of pig manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145

猪粪在管道抽吸过程中的非牛顿流体流动阻力特性

    作者简介: 王星(1995—),女,硕士研究生。研究方向:固废资源化。E-mail:18210154152@163.com
    通讯作者: 张良(1983—),男,博士,高级工程师。研究方向:固废资源化。E-mail:liangspace@126.com
  • 基金项目:
    国家重点研发计划项目(2018YFD0800102)
  • 中图分类号: X705

Resistance characteristics of non-Newtonian fluid flow in the process of pipe suction of pig manure

    Corresponding author: ZHANG Liang, liangspace@126.com
  • 摘要: 为解决高浓度猪粪收集转运等过程涉及的基础性技术问题,以不同浓度猪粪为研究对象,探讨了含固率、真空度、管径及自然放置时间等参数对管道抽吸流量和非牛顿流体流动阻力特性的影响。结果表明:猪粪含固率由2%增加到20%,其流变指数由0.952 3降至0.300 4,抽吸流量随猪粪含固率增加而减少;抽吸流量与管径呈幂指增长关系,当猪粪的非牛顿流体特性增强时,管径是影响管道黏性阻力的重要因素;抽吸流量的平均降低率随自然放置时间不断增加,15 d后降低率为8.3%,25 d后达到26.2%;对于管道抽吸猪粪而言,高含固率(>16%)条件下实验范宁摩擦因子快速变大,说明此时不再适合抽吸;管道流动特征表现为高范宁摩擦因子(0.006 6~3.020 0)和低雷诺数(10~2 435)的层流特征。以上研究结果可为畜禽粪污环保处理等相关领域提供参考。
  • 厌氧发酵是一种能够有效实现有机废物资源化和能源化的生物反应过程[1]。在我国,餐厨垃圾(FW)每年的产生量约为6×107 t,占城市固体废弃物总量的40%以上[2]。FW主要由易于降解的碳水化合物、蛋白质和脂质组成,具有较高的产甲烷潜力[3-4]。但是,单独发酵FW时,由于FW水解速度较快会积累挥发性脂肪酸(VFA),易发生系统抑制崩溃的后果[5]。已经有研究证明将剩余活性污泥(WAS)添加到FW厌氧发酵系统提高混合发酵运行性能的可行性[6]。与单独FW或WAS厌氧发酵相比,将2者进行厌氧混合发酵能够促使微生物发挥协同作用,稳定厌氧发酵性能。

    目前,有关FW和WAS厌氧混合发酵系统的构型主要采用间歇进料的连续搅拌反应器(CSTR)[7-8]。然而,CSTR不能实现污泥停留时间(SRT)和水力停留时间(HRT)的有效分离,使得微生物难以持留,难以保障微生物的持续生长,而且CSTR的间歇式进料方式容易引起负荷冲击。动态膜生物反应器(DMBR)使用在膜基材表面上沉积/吸附形成的滤饼层作为过滤层,能有效防止生长缓慢的厌氧微生物尤其是产甲烷菌的流失,提供了较长SRT来维持大量微生物种群生长[9]。已有研究利用板框内置式膜组件,采用连续流运行模式,在2.8 g·L−1·d−1的负荷下,实现了基于DMBR进行玉米秸秆和FW的混合发酵[10]。连续流进料方式可以有效缓解间歇式进料方式引起的基质冲击,增加系统的缓冲能力。目前,有关连续流动态膜厌氧混合发酵系统的稳定运行的解析鲜见报道。

    在厌氧混合发酵系统中,基质的混合比例是影响厌氧发酵的关键参数,李浩等[11]的研究结果表明,在FW和WAS厌氧混合发酵过程中,FW所占比例影响混合发酵的反应速率。同时,厌氧发酵系统的最优基质混合比也会随着系统的长期运行和菌群结构的驯化改变而变化[12]。食微比(F/M)是衡量有机负荷的重要参数[13],F/M与基质种类和接种物中微生物菌群密切相关,不同的F/M会影响系统的效能潜力。截至目前,很少有研究考虑基质混合比(FW/WAS)和F/M对厌氧混合发酵系统长期运行的影响。

    本研究构建了FW和WAS的外置式动态膜厌氧混合发酵系统。在连续流条件下启动动态膜厌氧混合发酵系统,以实现系统的稳定运行;同时,对DMBR运行过程中动态膜的形成和固液分离的效果进行解析。通过FW/WAS的产甲烷潜能和动力学实验,优化连续流厌氧混合发酵系统的因素,结合F/M 动力学实验,评价FW/WAS与F/M对连续流厌氧混合发酵系统运行效能的影响。

    本研究使用的外置式动态膜生物反应器如图1所示。反应器的有效体积为9.0 L,外部使用水浴层和恒温槽来控制反应器的温度为 (39±1) ℃,基质罐连接4 ℃恒温冷水浴。外置式膜组件由300目不锈钢筛网定制加工而成,平均孔径为48 µm,有效过滤面积为0.047 m2。系统的运行模式为连续进出料,产生的生物气通过水封瓶后用湿式气体流量计计量产气量。通过曝气泵将系统内顶空生物气泵入膜组件腔体底部,对膜组件进行气擦洗后回流至系统内;同时,通过反洗曝气泵将系统内顶空生物气定期泵入膜组件腔体外侧,对膜组件进行气反洗后回流至系统内。当膜组件和出料泵间跨膜压差增加到40 kPa时,开启反洗曝气泵进行气反洗,反洗强度为10 L·min−1,气反洗时间为10 min。当进行气反洗不能提高膜通量时,通过增大曝气泵流量、回流量或气反洗频率进行调控。

    图 1  DMBR实验装置流程示意图
    Figure 1.  Schematic diagram of dynamic membrane bioreactor (DMBR)

    本研究所采用的FW依据学生食堂餐厨剩余物的主要成分进行人工模拟配制[14],WAS取自西安市第五污水处理厂,2者混合后添加微量元素作为最终混合基质[8]。启动阶段FW和WAS的混合比例为4∶1(基于湿重),该最优混合基质比是启动前期批次实验优化的结果[15]。研究所用接种污泥为FW和WAS中温厌氧CSTR的排泥[15],接种体积为9.0 L。本研究中使用的FW、WAS、混合基质和接种污泥的理化特性如表1所示。

    表 1  基质和接种污泥的理化特性
    Table 1.  Physicochemical properties of substrate and seed sludge
    供试对象TS/(g·L−1)VS/(g·L−1)TCOD/(g·L−1)SCOD/(g·L−1)pH乙酸/(g·L−1)蛋白质/(g·L−1)多糖/(g·L−1)NH4+-N/(g·L−1)
    FW140.0±15.3134.0±13.2220.0±18.5104.0±8.34.41.7302.74±0.0385.30±4.100.31±0.01
    WAS56.0±8.330.4±4.252.2±7.3
    混合基质124.0±0.6115.0±0.5181.0±2.374.5±1.43.90.001±0.0008.20±0.122.71±0.030.10±0.01
    接种污泥39.1±0.619.7±1.527.2±0.33.1±0.07.90.003±0.0000.81±0.030.27±0.022.62±0.17
      注:“—”表示未测定。
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    设置DMBR系统的初始OLR和HRT分别为(1.84±0.45) g·L−1·d−1和62.5 d,启动运行72 d,测定系统的运行性能参数和动态膜截留性能。启动阶段运行结束后,采用批次实验进行FW/WAS和F/M参数优化,实验设置见表2。FW/WAS批次实验在F/M为0.145 (基于VS)时共设置7组,其中2组为FW和WAS单发酵。F/M批次实验在FW/WAS为4.4∶1时共设置8组。所有批次实验均在120 mL血清瓶中分批进行,同时设置空白组。其中,空白组与实验组均设置2组平行。当混合基质和接种污泥加入血清瓶摇晃均匀后,用氮气吹脱约3 min,橡皮塞封瓶后置于39 ℃恒温摇床内,摇床转速为120 r·min−1,2 min后血清瓶顶空放气,定时测定气组和气量。

    表 2  批次实验的运行设置
    Table 2.  Operating characteristics of the batch experiments
    实验项目FW/WASF/M接种物/mLFW/mLWAS/mL混合基质/mL蒸馏水/mL
    FW单发酵1∶00.206300.90503.095
    WAS单发酵0∶10.2063004.0000
    FW/WAS混合发酵3∶10.206300.6801.0002.320
    FW/WAS混合发酵4∶10.206300.7250.8002.475
    FW/WAS混合发酵4.4∶10.206300.7400.7402.520
    FW/WAS混合发酵5∶10.206300.7550.6702.575
    FW/WAS混合发酵6∶10.206300.7750.5752.650
    F/M混合发酵4.4∶10.090300.96014.040
    F/M混合发酵4.4∶10.176301.86513.135
    F/M混合发酵4.4∶10.354303.75011.250
    F/M混合发酵4.4∶14.4∶10.4720.56730305.0006.00010.0009.000
    F/M混合发酵
    F/M混合发酵4.4∶10.708307.5007.500
    F/M混合发酵4.4∶10.9443010.0005.000
    F/M混合发酵4.4∶11.4173015.0000
      注:“—”表示不适用。
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    TS、VS、COD、碱度和NH4+-N的测定采用标准方法[16]。pH采用便携式pH计进行测定(pHS-25型,上海精密科学仪器有限公司)。蛋白质和多糖分别采用Folin-酚试剂法[17]和硫酸-蒽酮法[18]。CH4、CO2、N2、H2和VFA均采用气相色谱法进行测定[8]。浊度采用便携式浊度仪 (Turb®355 IR,德国赛莱默公司) 测定。采用修正的Gompertz方程 (公式1) 拟合批次实验数据,以确定产甲烷潜力、最大产甲烷速率和延滞期[19-20]。采用一级动力学模型 (公式2) 进行数据拟合可得水解常数[21]

    P=P0exp{exp[Rmaxe(t0t)/P0+1] (1)
    P=P0[1exp(kt)] (2)

    式中:P为生物气产量,mL;P0为生物气潜能,mL;Rmax为最大生物气产生速率,mL·d−1t0为延滞期,d;k为产甲烷速率常数,d−1

    在HRT和OLR分别为62.5 d和(1.84±0.45) g·L−1·d−1的初始条件下,启动连续流FW和WAS厌氧混合发酵动态膜生物反应器。反应器启动运行过程中,系统的生物气产量、甲烷产量和甲烷占比如图2(a)所示。前5 d启动过程中,系统的生物气产量、甲烷产量和甲烷占比逐渐增加,然后趋于稳定。72 d的运行过程中,系统的平均生物气产量达到(0.60±0.11) L·L−1·d−1,平均甲烷产量达到(0.41±0.08) L·L−1·d−1,甲烷占比稳定在66%~71%,平均甲烷占比达到69.00%。pH和VFA的变化趋势能够直观的表明反应器的运行状况。如图2(b)所示,启动过程中,系统的pH始终稳定在7.6~8.0,在产甲烷菌最适pH(7.0~8.0)内[8]。本研究VFA最大质量浓度仅为284 mg·L−1,无VFA积累现象。这表明,连续流动态膜混合发酵系统启动成功[22]。如图2(c)所示,TVFA/碱度最大值仅为0.024,低于阈值0.4[23]。VFA和TVFA/碱度均未超过阈值,这表明厌氧发酵系统稳定性良好。厌氧发酵系统成功启动后,系统的平均TVFA质量浓度为(15.9±1.89) mg·L−1,低于产甲烷菌TVFA的抑制浓度5 000 mg·L−1,相应的总碱度为11 000~14 000 mg·L−1,也在稳定运行范围内[24]。上述结果表明,连续流FW和WAS厌氧混合发酵DMBR启动成功且能稳定运行。此外,对系统进行物料平衡分析可知,在该系统基质VSS的生物降解转化去除率为84%±3.8%,去除单位质量COD的基质甲烷产量为(294±13) mL。

    图 2  DMBR的运行性能图
    Figure 2.  Operating performance of DMBR system

    本实验的反应器装置为外置式的柱型动态膜组件,开启出料泵后,反应器内污泥先通过回流泵进入膜组件腔体内部,当回流污泥充满膜组件内部腔体后附着在动态膜基材上,逐渐形成过滤层。在第35 d膜组件清洗后,动态膜组件的跨膜压差、膜通量和浊度变化如图3所示。前4 h,动态膜组件的跨膜压差快速升高,由8.34 kPa增至22.3 kPa,相应的出料浊度由252 NTU降低至90.4 NTU,通量降低至0.42 L·m−2·h−1,2者均呈现快速下降的趋势。这是因为,动态膜组件腔体内充满了污泥,污泥开始附着在动态膜基材上,具有一定的截留效果。从4 h至21 h,通量降低了约40% (由0.42 L·m−2·h−1降至0.25 L·m−2·h−1) ,浊度也降至100 NTU以下,表明动态膜逐渐形成。随着过滤过程的进行,通量下降速度减缓,出料浊度趋于稳定。约40 h后,出料浊度稳定在50 NTU,通量在0.2 L·m−2·h−1左右。动态膜层逐渐增厚,进入稳定过滤阶段,具有稳定的截留效果。此外,当跨膜压差增至40 kPa时,进行动态膜气反洗后,能够快速形成动态膜,相应的压差逐渐增加 (如图3),长期运行过程中动态膜跨膜压差呈现周期性变化。袁宏林等[10]采用相同材质和孔径的动态膜基材,以玉米秸秆和FW为混合基质进行厌氧混合发酵,也获得了较优的固液分离效果,相应的有机物截留率达到95.9%,与本研究动态膜截留效果相当。通过借用在大孔径膜基材上形成的滤饼层作为过滤层,能够将传统膜生物反应器运行中存在的“膜污染”瓶颈问题转化为过滤层加以利用。本研究虽然对动态膜的过滤周期进行了表征,但仍需进一步解析动态膜滤饼层的过滤机理。此外,对接种物、运行末期动态膜滤饼层和系统排泥进行宏全基因组菌群分析可知:混合发酵系统以细菌为主,其中细菌主要包括Bacteroidetes (30.5%~44.6%) 、Chloroflexi (10.5%~24.5%) 和Firmicutes (23.1%~36.5%) ,古菌主要包括Methanosarcina (53.0%~97.9%) 和Methanobacterium (0.16%~18.7%) 。不同的微生物菌群结构组成及其变化,对于动态膜的形成和过滤效能均有一定程度的影响,但其作用机理仍需进一步研究。

    图 3  DMBR系统运行过程中跨膜压差、通量和浊度的变化
    Figure 3.  Changes of trans-membrane pressure (TMP), flux and turbidity during the operation period in DMBR system

    为进一步揭示动态膜过滤截留效能的周期稳定性,在反应器运行的第7、15、21、28、41、53和60 d取样分析动态膜过滤液中TCOD、蛋白质及多糖质量浓度。如图4(a)所示,出料TCOD均低于3 g·L−1,且动态膜对TCOD的截留率可达到99.5%,最终可稳定在99%以上。这表明,该外置式动态膜组件可实现较好的出料质量,实现有机物和微生物的稳定截留。如图4(b)所示,经过动态膜出料的蛋白质和多糖质量浓度均低于300 mg·L−1,相应的蛋白质和多糖截留率均不低于95%。其中,出料蛋白质质量浓度始终高于多糖,主要由于混合基质中蛋白质质量浓度是多糖质量浓度的3倍以上 (表1) ;同时,出料蛋白质质量浓度逐渐下降,相应的去除率逐渐增加。分析其原因主要是,由于形成的动态膜对蛋白质的截留效果逐渐增强;相反,出料多糖质量浓度略有增加,相应的多糖截留率略有降低,但仍维持较高水平 (>95%) ,也与动态膜的过滤效能密切相关。动态膜滤饼层中蛋白质和多糖以及凝胶层对混合发酵系统中物质的截留作用是目前膜生物反应器探究的热点,相应的过滤截留机理有待进一步深入解析,以实现动态膜对蛋白质和多糖的截留调控。

    图 4  DMBR系统长期运行过程中出料性能
    Figure 4.  Permeate characteristics of the DMBR system during the long-term operation

    1) FW/WAS的优化。如表3所示,一级动力学模型和修正的Gompertz模型的拟合相关系数分别为0.971~0.991和0.975~0.987。这表明,2者均可较好地拟合FW和WAS厌氧发酵系统的累积产甲烷量。FW和WAS混合发酵的t0值趋近于0,表明FW和WAS混合发酵产甲烷基本无延滞期。在F/M为0.206条件下,不同FW/WAS的单位基质累积产甲烷量如图5所示。当厌氧发酵时间约为15 d时,FW/WAS等于4∶1和4.4∶1的单位基质累积产甲烷量明显高于3∶1、5∶1和6∶1时的单位基质累积产甲烷量。这表明,FW/WAS等于4∶1或4.4∶1时,FW和WAS混合发酵产甲烷的互促效果最佳。在FW/WAS为4∶1和4.4∶1时,运用Gompertz模型拟合分析可得P0Rmax,如表3所示。可看出,在4.4∶1时,可获得更高的产甲烷潜能和最大生物气产率。如图6所示,当FW/WAS为4∶1和6∶1外,混合发酵的实际甲烷产率相对于单独发酵的加权平均值 (即理论甲烷产量) 均有不同程度的提升 (7.1%~15.2%)。其中,FW/WAS为4.4∶1时,相应的甲烷产量提升率最高。对比先前优化结果可发现[1],FW和WAS厌氧混合发酵系统经过长期驯化,最优基质混合比由初始最优值4∶1逐渐变为4.4∶1。因此,定期调整优化FW/WAS有利于厌氧混合发酵系统获得更高的产甲烷效能。

    表 3  不同FW/WAS和F/M通过修正Gompertz模型和一级动力学模型拟合后产甲烷性能参数
    Table 3.  Kinetic parameters of CH4 production with respect to different FW/WAS and F/M obtained from the modified Gompertz model and first-order model
    实验项目FW/WASF/M修正的Gompertz模型一级动力学模型
    P0/mLRmax/mLt0/dR2P0/mLk/d-1R2
    FW单发酵1∶00.2061640.20.975170.2870.971
    WAS单发酵0∶10.206325220.70.9843440.0220.988
    FW/WAS混合发酵3∶10.20670600.984740.1600.993
    FW/WAS混合发酵4∶10.206781000.982860.1690.989
    FW/WAS混合发酵4.4∶10.206821100.985880.1720.994
    FW/WAS混合发酵5∶10.20667900.987740.1790.990
    FW/WAS混合发酵6∶10.20663800.985680.1810.991
    F/M混合发酵4.4∶10.0905110500.985512.6100.977
    F/M混合发酵4.4∶10.176918500.979911.6100.989
    F/M混合发酵4.4∶10.3541669900.9691690.9680.981
    F/M混合发酵4.4∶10.47221912600.9802230.8740.987
    F/M混合发酵4.4∶10.56724011800.9822460.7510.990
    F/M混合发酵4.4∶10.70827710600.9892860.5750.996
    F/M混合发酵4.4∶10.944325430.020.9944020.1350.984
    F/M混合发酵4.4∶11.417002.00.902000
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    图 5  不同FW/WAS下,厌氧混合发酵的单位基质累积产甲烷量
    Figure 5.  Cumulative CH4 production with same volatile substrate under different FW/WAS ratios
    图 6  不同FW/WAS下,FW和WAS单发酵和混合发酵的单位基质最大累积产甲烷量和甲烷产量提升率
    Figure 6.  Maximum and theoretical cumulative CH4 production with same volatile substrate of mono- and co-digestion, and CH4 production enhancement percentage of co-digestion under different FW/WAS ratios

    2) F/M实验。将FW/WAS的最优值4.4∶1作为基质混合比,使用相同接种物评价F/M的影响。不同F/M下,FW和WAS厌氧发酵系统的累积产甲烷量如图7所示。当厌氧发酵时间约为12 d,F/M分别为0.09、0.176、0.354、0.472、0.567、0.708和0.944时,相应的甲烷产量对应为54.0、94.8、192、236、264、298和317 mL。如表3所示,运用Gompertz模型模拟分析可知相应的产甲烷潜能分别为51、91、166、219、240、277和325 mL,模型拟合相关系数为0.969~0.994,这表明拟合结果与实际吻合较好。此外,FW和WAS混合发酵的t0值也都趋于0,与前述结果一致。如图7和表3所示,当F/M为1.42时,累积产甲烷量和Rmax均为负值,这表明该结果无法用一级动力学模型和Gompertz模型拟合。其原因在于,在此负荷下,产甲烷菌的活性受到严重抑制。当F/M由0.090增至0.944时,累积产甲烷量和P0逐渐增加。当F/M为0.944时,与F/M为0.708相比,Rmax由106 mL降至43 mL,k由0.575 d−1降为0.135 d−1,分别降低了59.8%和76.5%。这表明,当F/M>0.708时,FW和WAS 混合发酵产甲烷的速率减缓。综上,FW和WAS厌氧混合发酵的最大耐受F/M为0.944,且当F/M>0.708时,相应的产甲烷速率减缓。

    图 7  不同F/M下,厌氧混合发酵的累积产甲烷量
    Figure 7.  Cumulative CH4 production in the anaerobic co-digestion system under different F/M ratio

    1) 在较低的有机负荷条件下能够实现连续流FW和WAS厌氧动态膜混合发酵系统的启动及其长期稳定运行,且系统碱度缓冲能力强、无酸累积,系统甲烷产量稳定。

    2) 在连续流厌氧动态膜系统启动和长期运行过程中,能短时间形成动态膜,且对TCOD、蛋白质和多糖具有良好的截留率 (>95%) ,固液分离效果显著且能实现低浊度出料 (<50 NTU) 。

    3) 厌氧动态膜混合发酵系统长期运行后,最优混合基质比为4.4∶1,同时,该系统的最大食微比为0.944,为该系统后续运行效能的优化提升提供了调控依据,以最大限度的快速实现连续流动态膜混合发酵系统的高效稳定运行。

  • 图 1  实验装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of experimental setup

    图 2  不同条件下抽吸流量的变化

    Figure 2.  Changes of suction flow under different conditions

    图 3  流变指数随含固率的变化

    Figure 3.  Change of rheological index n with TS

    图 4  不同含固率条件下管径对抽吸流量的影响

    Figure 4.  Effect of diameter on suction flow at different TS

    图 5  自然放置时间对抽吸流量的影响

    Figure 5.  Effect of natural placement time on suction flow

    图 6  流变指数的变化

    Figure 6.  Changes of rheological index

    图 7  抽吸流量的平均降低率

    Figure 7.  Average reduction of suction flow

    图 8  实验范宁摩擦因子的变化

    Figure 8.  Change of experimental Funning Friction Factor

  • [1] 浦绍瑞, 钱红亮, 马春燕, 等. 畜禽粪便高温发酵与秸秆热化学处理工艺的耦合[J]. 化工学报, 2015, 66(6): 2220-2226.
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-03-23
  • 录用日期:  2020-05-10
  • 刊出日期:  2021-01-10
王星, 张良, 袁海荣, 李蕴洁, 左晓宇, 李建伟, 李秀金. 猪粪在管道抽吸过程中的非牛顿流体流动阻力特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145
引用本文: 王星, 张良, 袁海荣, 李蕴洁, 左晓宇, 李建伟, 李秀金. 猪粪在管道抽吸过程中的非牛顿流体流动阻力特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145
WANG Xing, ZHANG Liang, YUAN Hairong, LI Yunjie, ZUO Xiaoyu, LI Jianwei, LI Xiujin. Resistance characteristics of non-Newtonian fluid flow in the process of pipe suction of pig manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145
Citation: WANG Xing, ZHANG Liang, YUAN Hairong, LI Yunjie, ZUO Xiaoyu, LI Jianwei, LI Xiujin. Resistance characteristics of non-Newtonian fluid flow in the process of pipe suction of pig manure[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(1): 368-374. doi: 10.12030/j.cjee.202003145

猪粪在管道抽吸过程中的非牛顿流体流动阻力特性

    通讯作者: 张良(1983—),男,博士,高级工程师。研究方向:固废资源化。E-mail:liangspace@126.com
    作者简介: 王星(1995—),女,硕士研究生。研究方向:固废资源化。E-mail:18210154152@163.com
  • 北京化工大学,北京市环境污染控制与资源化工程研究中心,北京 100029
基金项目:
国家重点研发计划项目(2018YFD0800102)

摘要: 为解决高浓度猪粪收集转运等过程涉及的基础性技术问题,以不同浓度猪粪为研究对象,探讨了含固率、真空度、管径及自然放置时间等参数对管道抽吸流量和非牛顿流体流动阻力特性的影响。结果表明:猪粪含固率由2%增加到20%,其流变指数由0.952 3降至0.300 4,抽吸流量随猪粪含固率增加而减少;抽吸流量与管径呈幂指增长关系,当猪粪的非牛顿流体特性增强时,管径是影响管道黏性阻力的重要因素;抽吸流量的平均降低率随自然放置时间不断增加,15 d后降低率为8.3%,25 d后达到26.2%;对于管道抽吸猪粪而言,高含固率(>16%)条件下实验范宁摩擦因子快速变大,说明此时不再适合抽吸;管道流动特征表现为高范宁摩擦因子(0.006 6~3.020 0)和低雷诺数(10~2 435)的层流特征。以上研究结果可为畜禽粪污环保处理等相关领域提供参考。

English Abstract

  • 我国畜禽粪便污染物总量已达近40×108 t,有效处理量不足50%,其中猪粪占总量比最大,为36.71%[1-4]。清粪工作是解决规模化猪场环境污染的重要内容。在清粪工艺中,干清粪工艺具有机械化程度高、粪中营养成分损失小、耗水量少、可减少污水中大部分污染物(以COD与BOD类指标表征)等优势[5-6]。从清洁生产角度考虑,干清粪工艺是规模化猪场清理猪粪时的首选[7]。干清粪工艺得到的猪粪固含量高、水分含量少,后续输送特别是管道抽吸过程中难度较大。这是由于猪粪含固率变化导致其黏性变化,从而影响了管内流动阻力。因此,对流动黏性阻力这一物理特性进行专门研究是很有必要的,其对运输、搅拌、混合等传质传热过程[8-10]同样有重要影响,属于基础性工艺设计因素。

    国内外许多学者对畜禽粪污或类似物料的流变特性和输送性能已有过研究。石惠娴等[10]验证了猪粪为非牛顿流体中的假塑性流体,可使用幂律模型描述切应力与剪切速率之间的关系。LANDRY等[11]拟合了猪粪稠度系数与含固率的函数关系,建立特定剪切速率条件下表观黏度与含固率的函数表达式。刘刈等[12]考察了包括猪粪在内的6种畜禽养殖场废弃物悬浮分散系的流变特性,研究了物料浓度、温度和发酵时间等因素对粪污黏度的影响,以及猪粪表观黏度随温度的变化趋势,分析了颗粒溶解到液相使其浓度增大并产生表观黏度增大的现象。王少勇等[13]测试不同工况下膏体管道输送的黏度-剪切速率流动曲线,采用Herschel-Bulkey模型进行回归分析,获得了管道输送膏体的流变参数。刘晓辉等[14]对具有非牛顿流体特性的膏体尾矿进行管道输送关键工艺参数研究,实现了对膏体在管内流动时流动阻力的精确测算。

    然而,对畜禽粪污在管道抽吸过程的非牛顿流体流动阻力特性的研究还较少,还需考虑各种浓度、抽吸压力、抽吸管径及自然放置时间等关键影响因素,并进行系统地理论分析,以便为相关的环保工艺与设备研发提供设计参数。本研究以实验为基础,分析在猪粪管道抽吸过程中影响抽吸流量的主要因素,以及猪粪在管道内流动时非牛顿流体阻力特性的影响机理,以期为畜禽粪污环保处理等相关领域提供参考。

  • 新鲜猪粪,不同的猪粪含固率由未稀释新鲜干猪粪添加适当自来水调配获取。

  • 实验装置示意图见图1。黏度相关特性的测量仪器为LVDV-II+Pro旋转型黏度计(美国Brookfield公司)。

  • 本实验模拟实际管道抽吸粪污的过程,在真空容器间连接不同管径的塑料波纹软管,改变可能影响抽吸流量及流动阻力特性的操作参数,如猪粪含固率、抽吸真空度、抽吸管径和自然放置时间(自然放置的实验环境为室内常温(20 ℃左右))等。

  • 根据能量守恒伯努利方程,建立各压头之间的平衡关系式[15](式(1)和式(2))。

    式中:P为抽吸真空度,kPa;ρ为猪粪密度,kg·m−3g为重力加速度,取9.81 m·s−2L为抽吸管道总长度,取1.5 m;D为抽吸管道内径,m;ΔZ为储粪桶液面到真空容器抽吸口的竖向高度,m;u为管道内流体平均流速,m·s−1hf为管内流动阻力,m2·s−2f为实验范宁(Fanning)摩擦因子。由于储粪桶截面积较管道截面积大很多,其液位变化可以忽略。

  • 图2QxDP分别表示抽吸流量、猪粪含固率、抽吸管径和抽吸真空度。图2(a)为抽吸管径为0.03 m时、不同抽吸真空度下,猪粪含固率对抽吸流量的影响。图2(a)内容显示,随着猪粪含固率增加,抽吸流量逐渐减少。且在高抽吸真空度条件下,由于负压压头动力大,其对应的抽吸流量也大。用小抽吸管径(0.015 m,图2(b))同样表现出类似的猪粪含固率和抽吸真空度之间的影响特点。图2(a)图2(b)不同处在于:较大管径条件下,猪粪含固率低于10%时,含固率对抽吸流量的影响并不明显;含固率超过10%后,抽吸流量值才快速下降,整体上抽吸流量与猪粪含固率更符合二次曲线关系;而较小管径条件下,猪粪含固率对抽吸流量的影响显现线性关系(二次项系数接近0),特别是在低抽吸真空度条件下,线性关系更加显著。

    抽吸流量随猪粪含固率增大而减少,说明猪粪固形物增大了管道阻力,这是由猪粪的流体本征特性决定的。从图3可知,随着猪粪含固率增加,流变指数不断下降,从含固率为2%时流变指数接近1,逐渐降至含固率为20%时接近0.3。n为流变指数,是代表流体流动规律的重要指标[16-17],其值在0<n<1时,代表猪粪的流动规律符合假塑性非牛顿流体流动规律,且n值越小代表非牛顿流体特性越强,对应于管道抽吸猪粪过程中管内黏性摩擦力及流动阻力表现越大,带来了表观上抽吸流量减少的效果。

  • 猪粪含固率为2%时,此时流变指数为0.952 3,最接近牛顿流体。图4(a)为不同抽吸管径对抽吸流量的影响,可以看出抽吸流量随抽吸管径增大是快速增加的[18],即大管径有更小的相对抽吸阻力,且不同抽吸真空度条件下抽吸流量与抽吸管径之间均呈约1.3次方的幂指数学关系。对于牛顿流体,流体黏度是不受流动速度梯度(剪切速率)影响的,即管径变化带来的管道速度梯度不会对黏性产生影响,抽吸流量表现出了只随抽吸管径变化的特点,抽吸流量和抽吸管径之间存在了一定的幂指数学关系。对于猪粪含固率为20%(图4(b)),此时流变指数为0.300 4,非牛顿流体特性最强)时,抽吸流量随抽吸管径增大同样是快速增加的,但由于非牛顿流体的黏性受流体速度梯度(剪切速率)影响较大,抽吸管径变成了同时影响流体黏性特征的重要间接因素[18],抽吸流量和抽吸管径之间的幂指关系因此变得非常复杂且不再有统一指数数值。

  • 由于在实际情况下,畜禽粪污通常不能被及时清运,所以应重点研究猪粪自然放置时间对抽吸流量的影响。当抽吸管径为0.03 m,抽吸真空度为−50 kPa时,图5表明在不同含固率条件下,抽吸流量随自然放置时间延长均有少量下降,说明自然放置时间会对管道阻力产生增大效应,而且这种增大效应并没有受到猪粪含固率的影响。图6分析了猪粪低含固率为4%和高含固率为16%时,在抽吸实验前(未自然放置)和抽吸实验后(自然放置末期)流变指数的变化,发现流变指数均有所下降。猪粪含固率为4%时其流变指数从0.916 6降至0.832 0,猪粪含固率为16%时其流变指数从0.451 1降至0.408 0,说明当猪粪的非牛顿流体特性增强时,间接增大了猪粪在管内流动时的流动阻力。

    猪粪在管道内流动时,流动阻力的影响因素涉及猪粪在自然放置过程中(本实验在室内环境温度20 ℃左右条件下进行)可能发生的复杂物理变化和生化过程,其包括猪粪中的颗粒性物质发生部分降解、固相颗粒尺寸与分布变化[12]、部分大分子向小分子转变、流体内微气泡产生及与颗粒夹杂等。最终在微观上,增强了猪粪中各种微颗粒之间相互作用力,故宏观上表现出了黏性阻力增大的现象。根据图7显示的本研究工况下的平均情况,在管道抽吸不同含固率猪粪过程中,流量的平均降低率随自然放置时间不断增加。自然放置时间从5 d增加到25 d后,其抽吸流量的平均降低率从4.6%增加到26.2%;且15 d内,降低率不显著(8.3%以内);而15 d后明显扩大,25 d后达到26.2%。结果说明,在自然放置过程中,随着时间的推进,猪粪对管道的阻力逐渐增大。

  • 范宁摩擦因子用于计算管道对流体流动时摩擦阻力的大小[19-21]。范宁摩擦因子数值越大表示管道阻力越强。由图8(a)可知,在抽吸管径为0.02 m,抽吸真空度为−70 kPa的条件下,实验测定的范宁摩擦因子随猪粪含固率增大而增大,与抽吸流量随猪粪含固率变化呈相反的对应关系。从曲线变化趋势来看,特别在高含固率(>16%)下,实验范宁摩擦因子的增大明显,说明从流动阻力特性角度来说,不宜在高含固率条件下进行粪污抽吸。虽然抽吸流量随抽吸管径增大而迅速增加(见图4),但当含固率为12%,抽吸真空度为−70 kPa时,实验范宁摩擦因子亦随抽吸管径增大而增大(图8(b))。这是由于抽吸管道内壁面积(与流体接触的摩擦面)是随抽吸管径增大而增加的[22]

    雷诺数同样是表征流体流动特性的重要物理量。雷诺数较小说明黏性阻力对流场的影响大于惯性力[21, 23]。从抽吸实验结果来看,由于猪粪黏性阻力较大,实验计算得到的非牛顿流体雷诺数均较小,与实验范宁摩擦因子之间表现出明显的层流特征[15]关系(见图8(c))。图8(c)显示部分代表性实验数据点,最大实验范宁摩擦因子达到3.020 0,而最小实验范宁摩擦因子为0.006 6,最大实验雷诺数达到2 435,而最小实验雷诺数仅有10左右,显示出管道抽吸猪粪过程中阻力特征变化范围较大。另外,由于存在层流关系,由图8(a)图8(b)可以看出,实验雷诺数与猪粪含固率及抽吸管径的对应关系,同实验范宁摩擦因子的情况相反。

  • 1)随着猪粪含固率从2%增加到20%,其流变指数从0.952 3降至0.300 4,导致管道阻力上升,抽吸流量减少,整体上抽吸流量与含固率符合二次曲线关系;抽吸流量随抽吸管径呈幂指增长关系,当猪粪的非牛顿流体特性增强时,管径间接成为影响管道内非牛顿流体黏性阻力的重要因素。

    2)在自然放置过程中,不同含固率下猪粪的抽吸流量随自然放置时间的延长有所下降,同时流变指数亦有所下降;抽吸流量的平均降低率随自然放置时间不断增加。15 d内降幅较小,15 d后降幅明显扩大,最大达到了26.2%(25 d),越到后期其影响越明显。

    3)本研究条件下的范宁摩擦因子为0.006 6~3.020 0,非牛顿流体雷诺数为10~2 435,二者符合管道层流流动特征关系。实验范宁摩擦因子随含固率增大而增大,特别在高含固率(>16%)下增速最为显著。从非牛顿流体流动阻力特性角度来说,不宜在高含固率条件下进行粪污抽吸。

参考文献 (23)

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