超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化

刘杰, 赵峰辉, 于德爽, 林甲, 陈光辉, 李传举, 张帆, 王钧. 超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075
引用本文: 刘杰, 赵峰辉, 于德爽, 林甲, 陈光辉, 李传举, 张帆, 王钧. 超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075
LIU Jie, ZHAO Fenghui, YU Deshuang, LIN Jia, CHEN Guanghui, LI Chuanju, ZHANG Fan, WANG Jun. Synergistic hydrolysis and acidification of ReCoMag sludge and excess sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075
Citation: LIU Jie, ZHAO Fenghui, YU Deshuang, LIN Jia, CHEN Guanghui, LI Chuanju, ZHANG Fan, WANG Jun. Synergistic hydrolysis and acidification of ReCoMag sludge and excess sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075

超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化

    作者简介: 刘杰(1980—),女,博士,工程师。研究方向:水污染治理。E-mail:liujie@capitalwater.cn
    通讯作者: 刘杰, E-mail: liujie@capitalwater.cn
  • 基金项目:
    国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07102-003);国家自然科学基金资助项目(51708311,51478229);山东省自然科学基金资助项目(ZR2017BEE076)
  • 中图分类号: X705

Synergistic hydrolysis and acidification of ReCoMag sludge and excess sludge

    Corresponding author: LIU Jie, liujie@capitalwater.cn
  • 摘要: 以超磁分离污泥作为研究对象,用2种不同的剩余污泥作为接种污泥,维持温度在30 ℃,探究了剩余污泥对超磁分离污泥厌氧水解酸化产物及产率的影响。结果表明:随着剩余污泥接种量的增加,混合污泥SCOD的析出量也逐渐增加;接种剩余污泥量的增加促进了混合污泥VFAs的生成;各种污泥产VFAs中,乙酸均具有明显优势,并会促进丙酸的累积;混合污泥较之于超磁分离和剩余污泥具有快速、高效的产酸优势,且随着剩余污泥接种量的增加,加快了水解酸化的速率并且加深了酸化的程度,但会延长其达到最大值的时间。污泥产酸发酵获得内碳源的同时,还存在着N元素的释放,且随着剩余污泥接种量的增加,这种伴随现象更明显。对比2种剩余污泥(W1、W2)发现,W1作为接种污泥时,并没有明显的P元素的释放;当W2作为接种污泥时,伴随着比较明显的P元素的释放。综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果的影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。
  • 近年来,土壤及地下水污染事件频发,其污染问题逐渐受到重视。土壤和地下水污染具有隐蔽性和滞后性,除了传统土壤和地下水采样分析,数值模拟方法是定量刻画土壤和地下水中污染物的运移的主要手段。通过数值模拟方法可以科学、可靠地预测土壤和地下水污染趋势,为污染防治工作提供技术支撑。

    目前,土壤和地下水数值模拟研究分别形成成熟的研究方法和配套软件,取得了大量研究成果,在工程实践中广为运用。但已有研究大多数仅考虑单独介质开展数值模拟研究,少有研究将土壤和地下水作为一个整体看待。大量研究表明,土壤和地下水两者联系紧密,地表污染源通常在淋滤作用下通过土壤进而污染地下水含水层,土壤污染极易导致地下水污染,但土壤和地下水耦合数值模拟研究进展缓慢,对土壤和地下水交界面的污染物运移情况尚未摸清。本文对现有土壤和地下水水流及污染物运移的耦合模拟进展进行总结,旨在为进一步开展相关研究提供科学依据,为我国早日实现土壤与地下水污染协同防治奠定理论科学基础。

    开展土壤和地下水数值模拟目的在于预测水流及污染物运移趋势,为提出相应的防控治理措施提供定量依据。数值模拟的基本步骤是构建水文地质概念模型、建立数学模型,通过解析解或数值方法求解描述水流及污染物状态的偏微分方程,常用的数值求解方法为限差分法、有限单元法、边界元法等,计算机模拟软件的发展也使大规模数值处理成为可能[1]。目前,土壤和地下水中水流与污染物迁移预测模拟方法不同,大部分研究是分别基于两套模拟预测系统开展的。而我国土壤和地下水模拟预测研究基础薄弱,受整体技术水平发展滞后和基础资料不完善的影响,针对土壤与地下水污染评估与风险预测相关研究,主要集中在基于采样结果的土壤或地下水现状评估,尚未建立基于模拟预测结果的动态风险预测系统。

    非饱和水流和溶质运移研究是土壤水分和污染物运移的基础研究内容。在达西定律的基础上,1907年Buckingham考虑土壤基质势、含水量等因素,修正达西定律得到白金汉-达西定律;通过将白金汉-达西定律带入连续方程可以得到Richards方程[2]。目前,土壤非饱和带模拟预测主要是基于Richards方程构建水流模型和对流-弥散方程构建的溶质运移模型开展研究[2-3],而Hydrus系列软件是非饱和带水流和溶质运移的主要模拟工具,方程求解采用伽辽金线性有限元法,综合考虑了非饱和带中植物根茎吸收、溶质在液态下的对流-弥散现象和气态下的扩散现象、固液态和气液态转化、合成和降解等情况[4]。徐丽萍等[5]对室内有机玻璃箱滴灌条件下土壤水分运动进行了模拟,证明Hydrus能够以较高的精度模拟土壤水分运移。杨洋等[6]利用HYDRUS-1D模拟垃圾填埋场渗滤液中的氨氮在不同包气带结构和不同污染源特征下的迁移转化规律,预测场地污染物污染程度。

    大量研究证明土壤固体颗粒的吸附解析作用对溶质运移产生影响。彭盼盼等[7]在对天津市某区域未来30年污染物六价铬在浅层土壤中运移规律进行数值模拟和分析预测,发现在降雨入渗淋洗和土壤颗粒吸附作用下,土壤中六价铬含量将处于较低状态,不造成污染。尹芝华等[8]则利用HYDRUS-2D软件构建土壤水分运动和溶质运移模型,模拟三氮在该场地非饱和带垂向以及向下游地表水体的迁移转化过程,发现非饱和带介质是氮污染负荷的有效缓冲区,但对硝态氮的吸附能力相对较弱,因此硝态氮为主要污染物。

    除HYDRUS外,还有SWAP、COMSOL等成熟商业软件可用于模拟非饱和带水流和溶质运移。总体来看,单独针对土壤介质的水流和溶质运移研究已较为成熟,商用软件可以涵盖运移过程中可能发生的各种反应,取得了大量研究结果。

    在现阶段地下水污染模拟预测模型的研究中,利用达西定律、质量守恒方程和水流连续性方程建立地下水水流模型、利用溶质运移理论构建地下水污染预测模型,是地下水模拟研究人员使用的主要方式。

    美国材料与试验协会(ASTM)在地下水模拟预测的不同阶段制定了行业系列标准[9-11],如《场地问题地下水水流模拟应用标准指南》(ASTM D5447 - 04(2010))《地下水水流与溶质运移建模标准指南》(ASTM D5880 - 95(2006))《污染场地概念模型创建标准指南》(ASTM E1689 - 95(2008))等。英国环保署对地下水模拟预测工作制定了不同尺度的规范,分别颁布了针对大尺度地下水模拟的《地下水资源模拟导则》(2002)[12]、针对污染场地和污染物迁移模拟制定的《概念模型创建及数学模型选择与应用实用指南》(2001)[13]等。中国也于2014年发布《地下水污染模拟预测评估工作指南》,奠定了我国地下水污染模拟预测评估工作的基础。地下水模拟预测行业制度要求严,标准高,未来该学科的研究将逐渐细分,并呈现多学科融合的趋势。

    目前最广为运用的三维地下水水流模拟软件是MODFLOW,采用网格中心点有限差分法求解,可以模拟各种条件下水流在地下含水层中的运动,同时允许用户开发外部程序强化主程序功能[14-15]。在MODFLOW模型基础上,综合三维地下水溶质运移数值模拟软件MT3DMS等开发的Visual MODFLOW可模拟地下水中水流和污染物的物理迁移和化学反应过程,展现三维可视化地下水水流模型[1,10]。魏亚强等[16]采用MODFLOW中的SEAWAT模块,对压裂液突破页岩储层以多点状同时进入地层的情形进行了变密度流的模拟,并分析了不同渗漏点与断层底部距离、不同断层倾角对压裂液运移的影响。陈喜等[17]用MODFLOW和水平衡模型对美国某地区地下水位进行了模拟,并分析了含水层补排水量,河流与地下水补排关系以及区域水平衡过程,揭示了独特沙丘地形和土壤特性对地下水补排量的影响。克热木·阿布都米吉提等[18]模拟某垃圾填埋场在无控制措施、防渗墙和抽水井单独及同时运用时的地下水渗滤液运移过程,给出抽水井和防渗墙最佳布设方位建议。饶磊等[19]利用Visual MODFLOW建立地下水流概念模型,以化学需氧量(COD)和氨氮质量浓度做为污染物运移模拟研究的主要指标,对污水处理站发生泄漏后进入地下水中的主要污染物进行溶质运移模拟,发现7 300 d后污染物将进入长江。但MODFLOW不考虑非饱和带模拟预测,无法准确表现饱和带与非饱和带的水流运动关系[20]

    除MODFLOW之外,常用的软件平台还有Feflow、GMS、Visual Groundwater等[1]。GMS综合Modflow、MT3DMS、Modpath等软件主要计算模块和PEST、UCODE、MAP等辅助模块,功能齐全,可以概念化建立水文地质概念模型,前、后处理功能更强大,能用来模拟绝大部分地下水水流和溶质运移[21]

    随着将土壤和地下水作为一个整体看待的意识增强,关于土壤和地下水耦合模拟的研究成为近年来的热门话题,截止目前,针对土壤和地下水中水流运动耦合方法研究较多,而污染物运移研究还处于初步阶段。

    针对土壤和地下水中水流运动的耦合方法研究大多关注地下水埋深和入渗补给关系。孟宪萌[22]分别对河流和地下水建模,通过动态水量交换机制实现耦合,对地块进行水均衡分析。韩双平等[23]通过人为控制潜水埋深开展农作物实验,发现包气带-潜水系统水分转化率均衡临界深度对土壤水-潜水转化系统起主导作用,进而决定了土壤水和潜水对农作物需水的调节作用。牛赟等[24]分析降水-土壤水和地下水相关性,构建回归模型,表明5 cm土壤体积含水量和地下水埋深高度相关。邓洁等[25]则总结了河渠与地下水相互转化耦合模型研究进展,分析了国外典型数值模拟软件在模拟河渠与地下水相互转化的特点。

    综上,已有水流模拟数值耦合方法研究主要关注水分在包气带和潜水带中的水分运移转化关系以及地下水埋深在两个系统中的同步性,模拟耦合过程中需要考虑的参数包括土壤含水量、渗透系数、潜水埋深、水流通量等。

    虽然关于水流在包气带和潜水带之间运动的模拟研究已较为成熟,但对于其中的污染物运移研究还处于初步阶段,相关研究主要集中于表明土壤和地下水对污染物的运移存在耦合作用,目前常见于国外文献,国内较少见。KEESSTRA et al[26]通过大量案例表明土壤优先流(指土壤在整个入流边界上接受补给,但水分和溶质绕过土壤基质,只通过少部分土壤体的快速运移)中溶解的污染物对地下水有显著影响,同时土壤也对可能迁移至地下水的污染物起到过滤和缓冲作用,但土壤污染物迁移模型有待进一步研究。曾献奎[27]构建凌海市地下水-地表水耦合数值模拟,基于HydroGeoSphere进行求解,分析总氮迁移规律。ARIAS-ESTEVEZ et al[28]指出污染物从土壤迁移至地下水主要是由于土壤优先流和胶态共输的作用,土壤和污染物的理化性质均对迁移速率起到重要作用,但目前地下水脆弱性仅考虑了土壤而未考虑污染物类型,对土壤和地下水的关联关系考虑不充分。WANG et al[29]发现天然有机物(NOM)对土壤中砷元素的移动性有重要影响,进而影响地下水砷污染的可能性。HOSSAIN et al[30] 通过大数据挖掘,运用二分树法构建土壤理化性质与地下水砷污染浓度关系模型,较准确的预测了孟加拉国地下水砷浓度分布。

    土壤和地下水中污染物运移模拟大多数还停留在定性研究上,有待进一步开展针对包气带和潜水带渗透系数、理化性质等差异及其对土壤水中污染物在迁移进入地下水过程中的过滤、缓冲、稀释和转化作用的影响的定量研究。模拟耦合过程中需要考虑的参数包括土壤和污染物理化性质、污染物浓度等,特别应注意在介质交界面上参数的瞬时变化对污染物迁移路径和性质的影响。

    目前已有部分软件可以针对土壤和地下水开展水流和溶质运移耦合数值模拟。Feflow采用有限元法进行非稳定水流和污染物运移三维模拟,对非承压含水层采用变动上边界的办法,根据水文地质条件生成有限单元网格,视具体情况定义所有边界条件及其限制条件、渗透系数、补排量等为常数或者变量,可用于模拟饱和带和非饱和带地下水流场变化和污染物在地下水中的迁移过程及其时间空间分布模式[31]。SUTRA是用于饱和带或非饱和带水流、溶质和能量运移的三维专业模型,广泛应用于模拟海水入侵过程[1]。下面主要以HYDRUS Package for MODFLOW(以下称HPM)为例介绍土壤和地下水耦合模拟过程。

    HPM是较成熟的土壤和地下水中水流和溶质运移模拟耦合模块,由BEEGUM et al[32]自2007年起研发,于2008年正式向大众开放下载应用,并于2018年更新。张旭洋等[33]结合HPM软件和GIS技术,构建大沽河流域土壤水和地下水耦合模型,较好地预测了土壤水和地下水的时空变化状况和地下水补给量。

    HPM将非饱和带Hydrus模块与饱和带MODFLOW模型关联,在MODFLOW中,整个区域被分为若干个单元格,整个模拟周期被分为若干个时段,在每个时段内,单元格遭受的外界影响被假设是恒定的[34]。HYDRUS则采用不同的分段方法,通常分段时长小于MODFLOW[32]。考虑耦合过程,HYDRUS将MODFLOW上一个时段计算得到的地下水埋深值H作为下个时段的底部边界条件,而Modflow则将Hydrus该时段计算得到的底部渗流量作为下个时段的补给量。模型流程见图1[33]

    该耦合方法的缺陷在于它假设每个MODFLOW时段土壤剖面底部水头压力是恒定的,忽略了时段中水流通过包气带到达饱和带带来的水头变化,可能导致土壤剖面底部产生突然的水流通量,使总通量计算结果不准确[32]。这个缺陷可以通过调整水头高度算法改善,新算法下的水头高度剖面示意图见图2

    图 1  HYDRUS Package for MODFLOW单个步长内计算流程图
    图 2  新算法下的水头高度剖面示意图

    2018年,HPM升级到可模拟包气带和潜水带中污染物溶质运移。耦合过程中,HYDRUS模拟包气带中的水流和溶质运移情况,计算得到的土壤底部水流和溶质浓度通量被分别作为Modflow的地下水补给量和MT3DMS的入渗浓度[34]。但该模型对污染物在土壤和地下水界面的转换、过滤、稀释和缓冲关系未予考虑,有待进一步研究。

    除了对水流和污染物溶质运移进行耦合模拟,已有研究和软件关注土壤和地下水耦合过程中热、压力等其他性质的变化和对水循环系统的影响以提高系统模拟精度。GSFLOW在MODFLOW的基础上,考虑天气、用地、补给等因素,可以综合模拟地下水和地表水径流。Parflow是伯克利劳伦斯实验室开发的地球水循环系统模拟预测软件,集成地下水和地表水、生态水,考虑水流与土壤、大气之间的联系,通过将陆面-底层包气带模型替换为地下水-顶层包气带模型耦合通用陆面模型(Common Land Model,土壤含水量单位时间变化率考虑光照、温度、水在液态和固态间的转化率、水的密度、蒸发量等)和地下水径流模型,更加真实地模拟了地球水活动[35]。MAXWELL et al [35]运用Parflow对比了耦合条件和非耦合条件下对某场地降雨量、径流量、热通量和蒸发量的模拟结果,发现耦合模型预测结果更加准确。这些拓展性质及参数对土壤和地下水系统的影响应在耦合过程给予适当的考虑,同时在数值模拟的过程当中应考虑流场、浓度场、温度场、应力场等多场耦合的复杂交互作用。

    目前对于土壤和地下水的数值预测模拟研究均过于独立,耦合系统研究大多关注水分运移,也考虑了土壤和地下水污染的同步性,关于污染物在土壤和地下水交界面的迁移转化研究较少,未建立成熟的土壤和地下水耦合数值模拟方法。当下我国土壤和地下水存在大量同步污染的情景,在土壤和地下水污染协同防治的新时代管理模式的背景下,对二者的耦合研究显得尤为重要,本文对土壤和地下水耦合数值模拟研究的发展方向进行了展望。

    1)将数值模拟与大数据结合,利用统计学方法和人工智能技术确定不同类型场地土壤和地下水污染的关键参数,并分析关键参数对污染物空间分布规律的影响,剖析不同类型土壤和地下水污染中污染物的分布情况,探索污染物在土壤和地下水中分布的一致性和差异性,有助于进一步明确耦合作用关系。

    2)在现有耦合方法的基础上,进一步分析土壤和地下水渗透系数、理化性质等差异对水流和溶质运移的影响,考虑耦合过程中污染物在包气带和潜水带交界面上复杂的输移转化关系,更精细地描绘污染物在运移过程中的浓度和路径变化,提高土壤和地下水耦合水流和溶质运移方法的准确性。

    3)完善土壤和地下水耦合数值模拟系统。随着土壤和地下水耦合方法研究的进展,完善污染物在土壤和地下水耦合系统中的迁移模型,考虑整个土壤-地下水系统的输入-响应关系,整合现有模拟软件的部分功能,开发土壤-地下水耦合数值预测模拟系统,实现水流和溶质在土壤-地下水系统中的全路径动态模拟,同时配合污染评估和风险预测模块,形成基于模拟预测结果的动态污染评估和风险预测系统。

  • 图 1  实验装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of the test device

    图 2  不同比例的剩余污泥对水解程度的影响

    Figure 2.  Effect of different proportions of excess sludge on hydrolysis

    图 3  不同比例的剩余污泥对VFAs的影响

    Figure 3.  Effect of different proportions of excess sludge on VFAs

    图 4  不同比例的剩余污泥对VFAs∶SCOD的影响

    Figure 4.  Effect of different proportions of excess sludge on VFAs∶SCOD

    图 5  VFAs各组分所占百分比

    Figure 5.  Percentage of VFAs components

    图 6  不同比例的剩余污泥对N元素的影响

    Figure 6.  Effect of different proportions of excess sludge on N element

    图 7  不同比例的剩余污泥对P元素的影响

    Figure 7.  Effect of different proportions of excess sludge on P element

    图 8  ΔSCOD/ΔTN随水解时间的变化

    Figure 8.  Variation of ΔSCOD/ΔTN with hydrolysis time

    表 1  4种污泥的主要理化指标

    Table 1.  Main physical and chemical indicators of four types of sludge mg·L−1

    污泥类型 TCOD SCOD SS VSS NH+4-N TN TP
    R1 14 004.3 388.63 16 280 9 980 26.86 35.55 0.97
    W1 13 476.3 32.10 23 900 15 240 0 1.95 1.09
    R2 36 270.3 444.42 32 480 18 350 36.025 48.33 1.74
    W2 25 893.8 208.76 22 980 15 700 17.092 33.24 42.27
    污泥类型 TCOD SCOD SS VSS NH+4-N TN TP
    R1 14 004.3 388.63 16 280 9 980 26.86 35.55 0.97
    W1 13 476.3 32.10 23 900 15 240 0 1.95 1.09
    R2 36 270.3 444.42 32 480 18 350 36.025 48.33 1.74
    W2 25 893.8 208.76 22 980 15 700 17.092 33.24 42.27
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    表 2  实验设计污泥投加量

    Table 2.  Experimental designed sludge dosages %

    污泥类型 1号 2号 3号 4号 5号 6号 7号
    R1、W1(以体积计) 0 4 8 12 16 20 100
    R1、W1(以VSS计) 0 6.1 12.2 18.3 24.4 30.5 100
    R2、W2(以体积计) 0 8 16 24 32 40 100
    R2、W2(以VSS计) 0 6.8 13.6 20.5 27.4 34.2 100
    污泥类型 1号 2号 3号 4号 5号 6号 7号
    R1、W1(以体积计) 0 4 8 12 16 20 100
    R1、W1(以VSS计) 0 6.1 12.2 18.3 24.4 30.5 100
    R2、W2(以体积计) 0 8 16 24 32 40 100
    R2、W2(以VSS计) 0 6.8 13.6 20.5 27.4 34.2 100
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-02-21
  • 录用日期:  2019-05-14
  • 刊出日期:  2020-01-01
刘杰, 赵峰辉, 于德爽, 林甲, 陈光辉, 李传举, 张帆, 王钧. 超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075
引用本文: 刘杰, 赵峰辉, 于德爽, 林甲, 陈光辉, 李传举, 张帆, 王钧. 超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化[J]. 环境工程学报, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075
LIU Jie, ZHAO Fenghui, YU Deshuang, LIN Jia, CHEN Guanghui, LI Chuanju, ZHANG Fan, WANG Jun. Synergistic hydrolysis and acidification of ReCoMag sludge and excess sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075
Citation: LIU Jie, ZHAO Fenghui, YU Deshuang, LIN Jia, CHEN Guanghui, LI Chuanju, ZHANG Fan, WANG Jun. Synergistic hydrolysis and acidification of ReCoMag sludge and excess sludge[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(1): 86-95. doi: 10.12030/j.cjee.201902075

超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化

    通讯作者: 刘杰, E-mail: liujie@capitalwater.cn
    作者简介: 刘杰(1980—),女,博士,工程师。研究方向:水污染治理。E-mail:liujie@capitalwater.cn
  • 1. 北京首创股份有限公司,北京 100044
  • 2. 青岛大学环境科学与工程学院,青岛 266071
基金项目:
国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07102-003);国家自然科学基金资助项目(51708311,51478229);山东省自然科学基金资助项目(ZR2017BEE076)

摘要: 以超磁分离污泥作为研究对象,用2种不同的剩余污泥作为接种污泥,维持温度在30 ℃,探究了剩余污泥对超磁分离污泥厌氧水解酸化产物及产率的影响。结果表明:随着剩余污泥接种量的增加,混合污泥SCOD的析出量也逐渐增加;接种剩余污泥量的增加促进了混合污泥VFAs的生成;各种污泥产VFAs中,乙酸均具有明显优势,并会促进丙酸的累积;混合污泥较之于超磁分离和剩余污泥具有快速、高效的产酸优势,且随着剩余污泥接种量的增加,加快了水解酸化的速率并且加深了酸化的程度,但会延长其达到最大值的时间。污泥产酸发酵获得内碳源的同时,还存在着N元素的释放,且随着剩余污泥接种量的增加,这种伴随现象更明显。对比2种剩余污泥(W1、W2)发现,W1作为接种污泥时,并没有明显的P元素的释放;当W2作为接种污泥时,伴随着比较明显的P元素的释放。综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果的影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

English Abstract

  • 城市污水处理厂进水碳源不足是一个普遍存在的问题,导致后续脱氮效率较低。目前,解决该问题的主要方法之一是外加部分碳源,如甲醇和乙酸钠等。添加的部分碳源还有毒性,而且药剂成本较高。如何以较低的成本提高脱氮效率是低碳氮比污水生物脱氮亟待解决的问题,因此,寻找合适的外加碳源成为目前关注的热点[1]。水解酸化是把污泥中的大分子有机物分解成小分子有机物,得到挥发性脂肪酸(VFAs)的过程。而VFAs中的乙酸和丙酸是增强生物脱氮的有利碳源,其反硝化速率比甲醇和乙醇更高[2]

    超磁分离水体净化工艺是近年来发展起来的一种物化水处理技术。磁分离技术借助外加磁场强化固液分离效率,较生物吸附技术处理效率高,较膜分离技术能耗低,能弥补现有碳源浓缩技术各自的劣势,满足节能降耗需求[3-5]。其能快速有效地去除生活污水中的大部分有机物,COD分离去除率约为75%,SCOD的分离去除率超过60%,TP去除率接近90%[6]。本研究所采用的超磁分离设备的进水为生化处理前的污水,所以超磁分离污泥类似于初沉污泥。而初沉污泥中含有大量的有机物,是很好的发酵底物[7]。目前,国内外有许多关于初沉污泥[7]、剩余污泥[8]以及两者混合污泥[9]的水解产酸的研究报道。但是对于超磁分离污泥与剩余污泥协同水解酸化的相关研究,还很少见。现有研究[10]发现,在不调控pH,温度为30 ℃的反应条件下,既可以为生化系统提供更多的SCOD,又可以避免系统过高的N、P负荷。

    本研究在维持温度30 ℃,不调控pH条件下,选取了2种超磁分离后污泥(R1、R2)、剩余污泥(W1、W2),设置R1、W1为一组,设置R2、W2为另一组,进行了超磁分离污泥、混合污泥以及剩余污泥3种不同类型污泥水解酸化的对比研究,其中混合污泥为超磁分离污泥以及剩余污泥按不同比例混合后的污泥(5组)。探究了污泥性质的差异对水解酸化及酸化产物组分的影响,为污水厂通过污泥产酸发酵获得碳源进行污泥种类的选择提供参考。

    • R1、W1分别为污水处理厂停产前超磁分离污泥以及含水率为80%的脱水污泥;R2、W2分别为污水处理厂停产后超磁分离污泥以及某强化生物除磷(EBPR)中试工艺的二沉池中的剩余污泥。其中R1所用污水取自东坝污水处理厂细格栅之后,R2所用污水取自污水处理厂进水井(粗格栅之前)。实验前,将W1用蒸馏水稀释,将W2在4 ℃下浓缩24 h,然后排出上清液。以期达到与超磁分离污泥相似的挥发性固体(VSS)。实验前,取1 d内不同时段的污泥,混合后接种。4种污泥特征(至少经过3次重复测定取平均值)结果见表1。R1、W1、R2和W2的初始pH为7.55、7.68、6.85和6.91,含水率为0.984 7、0.982 2、0.968 3和0.977 2。投加比例见表2,1~7号投加的比例以剩余污泥的体积和VSS计,其中1号为超磁分离污泥,7号为剩余污泥,2~6号为投加了不同比例的剩余污泥。

    • 超磁分离污泥水解酸化的批次实验在恒温培养箱中进行,实验装置如图1所示,采用7个2 L的反应器,接种污泥体积为1.8 L。实验开始前,曝氮气3 min,以驱除反应器中的氧气,然后使用橡胶塞密封,橡胶塞上开2个孔,分别是氮气袋,以及取样口,反应器采用磁力搅拌器搅拌。

    • 本研究在首创东坝污水处理厂现场进行,每天早晚各取反应器的出水进行相关指标的测定。由于水解消化后污泥脱水性能变差,因此,各指标测定前须对样品进行预处理。预处理主要包括离心及过滤2个过程。离心采用100 mL的离心管,设置转速为5 000 r·min−1,离心45 min。然后将上清液用0.45 μm的微孔滤膜过滤,去除上清液中小颗粒物质,避免阻塞测定仪器并确保测量精度。

      常规分析参考文献中的方法[11],其中TCOD、SCOD采用重铬酸钾法,TN采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法,TP采用过硫酸钾氧化钼酸铵分光光度法,SOP采用钼酸铵分光光度法,NH+4-N采用纳氏试剂光度法,VSS和SS采用重量法。pH采用HACH HQ40d测定仪测定。VFAs采用瑞士万通883型离子色谱仪测定。

    • 污泥水解情况可以使用SCOD[9]来表示。2种剩余污泥在不同接种比例下对超磁分离污泥水解酸化的影响如图2所示。由图2(a)图2(b)可见,2种超磁分离污泥(R1、R2)自然水解产生的SCOD均在第4天达到峰值,分别为1 118.68 mg·L−1和2 063.50 mg·L−1;虽然两者水解得到的SCOD不同,但是从图2(c)可以看出,其SCOD/VSS的变化规律是一致的,最高值均出现在第4天,为110 mg·g−1。说明2种超磁分离后的污泥水解产酸的效果基本是一致的。

      剩余污泥(W1、W2)自然水解产生的SCOD均在第7天达到峰值,分别为1 599.88 mg·L−1和4 954.80 mg·L−1。由图2(a)可以看出,2号和3号的SCOD最大值均出现在第4天,分别为1 196.80 mg·L−1和1 248.40 mg·L−1;4号的SCOD最大值出现在第5天,为1 262.57 mg·L−1;5号、6号和7号的SCOD最大值均出现在第7天,分别为1 443.68、1 493.96和1 599.88 mg·L−1。随着剩余污泥比例的增加,不仅可以增加SCOD的析出量,还可以延长其达到最大值的时间;与R1、W1水解不同的是,由图2(b)可以看出,2~7号的SCOD最大值均在第7天,并且其随着接种比例的增加而增大,分别为2 435.30、2 622.70、2 668.80、3 151.00、3 423.20和4 954.80 mg·L−1。这与苏高强等[12]的研究结果相似。

      W1、W2产SCOD出现如此大的差异,推测其原因是:一方面,W1为脱完水后的污泥,其中聚丙烯酰胺(PAM)的存在增加了分子间的团聚性,进而减少了发酵微生物与消化基质的接触[13],从而减少了SCOD的产量;另一方面,W2为某稳定运行的EBPR系统,污泥中微生物的含量较W1多,水解酸化菌通过对污泥中微生物细胞壁破坏从而促使细胞内容物释放[14]

    • 水解酸化过程中产生的VFAs主要是由发酵产酸菌对可溶性有机物的吸收转化。实验发现,3种污泥产生的酸主要是乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸,将其乘以相应的系数换算成COD后相加,其和为挥发性有机酸量[8]。实验选取R1、W1进行分析,污泥水解过程中VFAs的生成情况如图3所示。由图3可以看出,VFAs的变化规律与SCOD是一致的,均呈先增大后减少的趋势。1号(超磁分离污泥)自然水解VFAs的峰值出现在第4天,峰值为353.54 mg·L−1,与SCOD的变化趋势相同的是,混合污泥2~6号分别在第4、4、5、7和7天,水解液中产生的VFAs达到最大值,分别为399.98、436.52、449.03、520.05和556.97 mg·L−1,7号(剩余污泥)自然水解产生的VFAs的峰值出现在第7天,为477.52 mg·L−1。从图3中还来可以看出,接种剩余污泥能提高VFAs的产生量,并且随着接种剩余污泥的增加,也能延长其VFAs达到峰值的时间。

      在初始阶段,污泥中易降解颗粒物质首先被水解酸化菌转化为VFAs,随着反应的进行,易降解物质被消耗完全,水解酸化菌开始利用较难降解的颗粒及大分子物质,这样导致VFAs的产速变慢[15]。由图3可以看出:混合污泥与超磁分离、剩余污泥比较,更易酸化产VFAs。这是因为一方面混合污泥吸附大量胶体和易降解有机物,水解酸化菌能被有效利用;另一方面,超磁分离污泥中虽然有机物含量很高,但多数属于慢速降解碳源;剩余污泥中的有机物主要存在其细胞内和胞外聚合物中,不经过有效预处理水解酸化菌难以利用。

    • SCOD向VFAs的转化率能直接用来反映污泥的产酸效果[16]。实验选取R1、W1进行分析,由图4可以看出,在前4 d,VFAs∶SCOD均逐渐变大,混合污泥VFAs∶SCOD比值一直领先超磁分离、剩余污泥。1~7号的VFAs∶SCOD分别在第4、4、4、5、7、7和7天达到最大值分别为0.316、0.334、0.350、0.360、0.361、0.373和0.299。因此,仅从VFAs∶SCOD来看:混合污泥较之于超磁分离具有较高的产酸优势;且剩余污泥接种量的增加也加快了水解酸化的速率,从而加深了酸化的程度。

      ELEFSINIOTIS等[17]指出,反硝化优先利用乙酸,其次为丁酸(包括异丁酸和正丁酸)和丙酸,最后是戊酸(包括异戊酸和正戊酸)。CHEN等[18]发现,适宜作为除磷碳源的2种有机酸为乙酸和丙酸,从短期看,乙酸作为碳源除磷效果较好,而从长期看,丙酸作为碳源要比乙酸作为碳源的除磷效果好。可见SCFAs的组成情况对其作为碳源被利用具有重要的影响。

      由于超磁分离污泥SCOD在第4天即达到最大值,此时选取R1、W1进行分析,结果如图5所示。实验中污泥水解酸化主要生成5种挥发性脂肪酸,分别为乙酸、丙酸、正丁酸、异丁酸和正戊酸。超磁分离污泥中5种酸的含量大小为乙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸>丙酸,而剩余污泥中5种酸的含量大小为乙酸>丙酸>正戊酸>正丁酸>异丁酸。混合污泥中随着剩余污泥占比的增加,丙酸和异丁酸的含量也有不同程度的增加,正丁酸出现了下降的趋势,而正戊酸的变化不大。从图5中易看出,各种污泥产VFAs中,乙酸均具有明显优势。这与苏高强等[9]、刘绍根等[1]、吴昌生等[19]的研究结果是一致的。之所以乙酸占比最高,其主要原因为:一方面,水解产物被产酸菌降解为乙酸,且乙酸可以直接从碳水化合物和蛋白质的水解酸化得到;另一方面,其他的有机酸(丙酸、丁酸或戊酸等)在某些胞内酶的作用下也可进一步生成乙酸[20]

    • 不同比例的剩余污泥对N元素的影响见图6。超磁分离污泥以及剩余污泥中含有大量的蛋白质,所以水解酸化过程中除了有VFAs、SCOD等有机物溶出以外,还会伴随着N元素的释放。本研究主要以NH+4-N和TN为考察对象。在以往对于污泥厌氧发酵的研究中,都出现了不同程度的N元素的释放[1, 9-10, 19]。对于R1、W1,由图6(a)可知,3种不同的污泥的NH+4-N都呈现出逐渐增长的趋势。并且随着剩余污泥接种量的增加,NH+4-N的增加量也越大。反应进行到第4天时,1~7号的增加量分别为78.79、85.97、91.11、94.68、97.28、115.32和115.91 mg·L−1

      对于R2、W2,由图6(b)可知,3种不同的污泥呈现出与R1、W1一样的变化规律,不同于R1、W1的是,其NH+4-N的增加量更大。第4天,1~7号NH+4-N的增加量分别为127.34、147.56、153.53、176.34、206.19、244.41和399.83 mg·L−1。由于剩余污泥主要是由一些活性生物絮体组成,因此,含有较多的蛋白质,蛋白质水解能释放出大量的氨氮。

      系统中的TN主要是以NH+4-N的形式存在,由图6(c)图6(d)中可以看出,TN具有和NH+4-N相似的变化规律。剩余污泥接种量的增加也加快了N元素的溶出,含有大量氮元素的水解酸化液若投加到脱氮系统中,势必增加系统的N负荷。因此,剩余污泥的接种量应该综合考虑氮元素的释放对于整个系统后续的脱氮除磷的影响。

    • 在污泥的厌氧消化过程中,随着污泥的解体和细胞的破壁,会有大量的磷释放到水解酸化液中。如果将水解酸化液直接用于脱氮除磷的碳源,会增加后续处理的磷负荷。所以,在此之前都会进行前处理,对氮磷进行部分回收。因此,监测P的溶出情况很有必要[21]

      在以往对于污泥水解酸化的研究中,随着时间的延长,都在不同程度上伴随着磷元素的析出。吴昌生等[19]在对碱预处理絮凝污泥水解酸化影响的研究中发现:在25 ℃时,磷酸盐浓度在第480分钟达到峰值,为7.65 mg·L−1;在35 ℃时,在第480分钟达到峰值,为15.23 mg·L−1。苏高强等[9]发现混合污泥厌氧发酵在第6天时磷酸盐的释放量为120 mg·L−1。由于超磁分离在污水处理前端就已经去除了系统中绝大多数的磷酸盐,减轻了后续的处理压力,所以对于超磁分离污泥的水解酸化,并不希望有P元素的析出。

      对比2种超磁分离污泥(R1、R2)P的释放情况,由图7可知,不管是TP还是SOP,其值较初始值都没有较大的变化,并没有P的析出。推测可能是由于超磁分离污泥中有PAC(聚合氯化铝),抑制了磷酸盐的释放。对比2种剩余污泥(W1、W2)的TP,由图7(b)可知,TP的浓度在前5 d逐渐升高,在第5天达到峰值,为24.15 mg·L−1,此后逐渐降低。由图7(a)可知,2~6号TP的浓度稳定在1~2 mg·L−1,并没有很明显的磷的析出;由图7(d)可以看出,TP的浓度在第3天即达到峰值,为385.11 mg·L−1,此后浓度稳定在390 mg·L−1左右,由图7(c)可知,2~6号TP的浓度在3 d后分别稳定在4.31、9.61、16.96、32.81、57.50 mg·L−1左右。2种剩余污泥释磷情况有巨大差异,推测其原因是:W1来源的东坝污水处理厂采用前端化学除磷工艺,所以污泥中几乎没有P的富集;而W2取自某稳定运行的EBPR中试实验的二沉池污泥,其出水能稳定满足北京市地标(DB 11/890-2012)B限值标准甚至北京市地标(DB 11/890-2012)A限值标准出水标准,因此,其二沉池中污泥富集了大量的磷酸盐,污泥水解酸化时,在厌氧条件下导致了剩余污泥中的聚磷菌的释磷。单从P元素的释放情况来看,W2显然不适合用作接种污泥。

    • 污泥水解酸化旨在获取较多可利用碳源,但同时也存在着氮元素的释放。较高的氮释放势必会增加系统的氮负荷,同时加剧对碳源的竞争,最终降低系统的脱氮效率[9, 22]。因此,在污泥水解酸化反应获得较多碳源的同时尽量减少总氮的释放,即达到较高的ΔSCOD/ΔTN值。由于超磁分离后的污泥水解产酸在第4天达到最大值,所以考察了第4天时各污泥的ΔSCOD/ΔTN值。由图8(a)可以看出,在第4天,3号的ΔSCOD/ΔTN值最大,为9.80,此时,剩余污泥的投加比例为12.2%。由图8(b)可以看出,在第4天,3号的ΔSCOD/ΔTN值最大,为9.86,此时,剩余污泥的投加比例为13.6%。由此可见,在只考虑N元素的影响时,虽然2种剩余污泥来源不同,但其在第4天达到最大值时的污泥接种比例是相近的。综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

    • 1) 2种超磁分离污泥(R1、R2)自然水解产生的SCOD均在第4天达到峰值,剩余污泥(W1、W2)自然水解产生的SCOD均在第7天达到峰值,随着剩余污泥接种量的增加,混合污泥SCOD的析出量也逐渐增加。

      2)对R1、W1进行产酸分析发现:剩余污泥接种量的增加促进了混合污泥VFAs的生成;各种污泥产VFAs中,乙酸均具有明显优势,并且会促进丙酸的累积。

      3) VFAs∶SCOD值的分析结果表明,混合污泥较之于超磁分离、剩余污泥具有快速、高效的产酸优势,且剩余污泥接种量的增加也加快了水解酸化的速率并且加深了酸化的程度,但是会延长其达到峰值的时间。

      4)污泥产酸发酵的同时,还存在着N元素的释放,且随着剩余污泥接种量的增加,N元素的释放更明显;对比2种剩余污泥(W1、W2),W1作为接种污泥时,并没有明显的P元素的释放,当W2作为接种污泥时,伴随着比较明显的P元素的释放。

      5)综合考虑剩余污泥对于超磁分离污泥水解酸化效果影响发现,当剩余污泥接种量W1为12.2%,W2为13.6%时,既可以为系统提供更多的SCOD,又可以避免过高的氮负荷。

    参考文献 (22)

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