FO深度处理垃圾焚烧厂渗滤液的运行效能及膜污染特性

肖小兰; 袁新悦; 刘皓; 高瑞丽; 张浩; 阮文权

doi:10.12030/j.cjee.202205033

FO深度处理垃圾焚烧厂渗滤液的运行效能及膜污染特性

1.
江南大学环境与土木工程学院，无锡 214122
2.
无锡马盛环境能源科技有限公司，无锡 214122

作者简介: 肖小兰(1986—)，女，博士，516140212@qq.com

通讯作者: 阮文权(1966—)，男，博士，教授，wqruan@jiangnan.edu.cn

基金项目:
国家重点研发计划绿色生物制造专项(2021YFC2102200)；江苏省社会发展面上项目(BE2020755)；无锡市科技成果产业化资金-“太湖之光”科技攻关 (产业化关键技术攻关) (C20212004) ；中央高校基本科研业务费专项资金资助 (JUSRP122027)
中图分类号: X703

Operational performance and membrane fouling characteristics of FO for deep treatment of the leachate from the waste incineration plant

1.
School of Environmental and Civil Engineering, Jiangnan University, Wuxi 214122, China
2.
Wuxi Masun Environmental Energy Technology Co. Ltd., Wuxi 214122, China

Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn

摘要: 针对垃圾焚烧厂渗滤液负压原位碱度脱氨出水中COD和氨氮浓度无法满足现行排放标准的问题，采用正渗透 (FO) 对出水进行进一步处理；探究膜朝向、汲取液浓度和错流速率对正渗透运行性能的影响，确定最佳运行参数；通过FO连续运行实验，确定正渗透连续运行下的膜清洗方案；采用三维荧光 (EEM) 结合平行因子分析方法 (PARAFAC) 对膜污染物质和特性进行分析。结果表明：活性层朝向汲取液 (AL-DS) 与活性层朝向原料液 (AL-FS) 模式相比，可以取得更高的初始通量，但膜通量下降速率更快，且具有更强的膜污染，物理清洗恢复率更低；而AL-FS的膜通量更稳定，且具有较低的膜污染趋势；汲取液浓度为2 mol·L⁻¹时，初始通量为14.81 L·(m²·h)⁻¹，运行10.5 h后，脱氨出水的浓缩倍数为10倍，出水水质可以达到排放标准；物理清洗后，通量恢复率为90%，膜污染程度较轻；提高错流速率至8 cm·s⁻¹可以减缓膜污染，而进一步提高错流速率对膜通量并没有明显的促进作用；连续运行实验结果证明将物理清洗与化学清洗相结合以实现高效的正渗透操作是可行的；膜污染主要成分为色氨酸类物质、腐殖质类物质和富里酸类物质，膜污染贡献大小为色氨酸类物质>富里酸类物质>腐殖质类物质。由此可知，采用FO深度处理垃圾焚烧厂渗滤液负压原位碱度脱氨出水，可以使出水达到排放标准，并且在FO运行过程中，通过选取合适的运行措施可以适当减缓膜污染，确保FO稳定运行。该研究结果可为FO处理垃圾焚烧厂渗滤液工业化规模提供理论基础和应用参考。
- 垃圾焚烧厂渗滤液 /
- 正渗透 /
- 浓缩 /
- 膜污染 /
- 平行因子分析
Abstract: In view of the problem that the concentrations of COD and ammonia nitrogen in the effluent of ammonia removal from incineration leachate after in-situ alkalinity vacuum stripping process cannot meet the current discharge standards, forward osmosis (FO) was used to deeply treat the effluent in this study. The effects of membrane orientation, different draw solution concentrations and cross-flow rates on the performance of FO operation were investigated and the optimal operating parameters were determined. Then the membrane cleaning scheme was proposed under the continuous operation of FO. Moreover, the membrane fouling characteristic was analyzed by three-dimensional fluorescence (EEM) combined with parallel factor analysis (PARAFAC). The results showed that AL-DS (Active layer oriented towards draw solution) mode could achieve a higher initial flux compared with AL-FS (Active layer oriented towards feed solution) mode. However, a faster decrease rate of membrane flux and a more serious fouling with lower flux recovery rate after physical cleaning occurred for AL-DS mode. On the contrary, the AL-FS mode presented a more stable flux and lower membrane fouling tendency. When the concentration of the aspirate was 2 mol·L⁻¹, the initial flux of the FO was 14.81 L·(m²·h)⁻¹, the concentration multiple was up to 10 times and the effluent quality of ammonia removal could meet the discharge standards after 10.5 h running. Furthermore, the fouling was relatively light and the flux recovery rate was 90% after physical cleaning. Additionally, the increase of cross flow rate up to 8 cm·s⁻¹ could slow down the membrane fouling, but the membrane flux had no significant improvement as the cross-flow rate further increased. Continuous operational tests showed that it was feasible to combine physical cleaning with chemical cleaning protocols for highly efficient FO operation. EEM-PARAFAC experimental results showed that the main components of membrane fouling were tryptophan-like substances, humic-like substances and fulvic-like substances. Their order of pollution degree was tryptophan-like substances > fulvic-like substances > humic-like substances. It can be seen that the effluent of ammonia removal by in-situ alkalinity vacuum stripping process can meet the discharge standard after FO deep treatment. And in the FO operation process, appropriate operation strategies could effectively alleviated membrane fouling and ensured the stable FO operation. The results of this study can provide a theoretical basis and application reference for the industrial scale of FO treating the incineration leachate.
- incineration leachate /
- forward osmosis /
- concentrate /
- membrane fouling /
- parallel factor analysis

石油工业是我国的重要支柱产业之一，油田联合站是油田原油集输和处理的中枢^[1]。在联合站中，各区块来油通过原油稳定系统将分离出的轻烃组分回收进入轻烃厂，处理后的原油组分通过联合站处理再进行外输^[2-4]。在联合站的日常操作运行中，各种拱顶罐呼吸阀、干化池等存在油气逸散的风险。另外，储罐在运行过程中可能因腐蚀、雷击、油罐失效、人为损坏等意外因素导致油罐罐壁破损^[5-6]，从而泄漏和蒸发出大量易燃易爆、有毒的油气混合物。这些混合物即挥发性有机物 (volatile organic compounds，VOCs) 。VOCs的泄漏不仅会污染环境，还会严重威胁企业安全和人群健康、安全和环境 (Health、Safety、Environment，HSE) ^[7-10]。“十四五”规划提出，要强化多污染物协同控制和区域协同治理，加快VOCs排放综合整治，到2025年，VOCs排放总量下降10%以上^[11-12]。经调研，油田联合站的多个环节 (如原油储罐及轻烃储罐、除油罐、净化罐、沉降罐、敞开液面) 存在VOCs排放问题，因此，有必要开展油田联合站VOCs排放的扩散规律研究。

目前，VOCs扩散规律分析方法主要有：现场测试^[13-14]、风洞实验^[15-16]和数值模拟^[17-20]。其中，基于计算流体力学 (computational fluid dynamics，CFD) 及其Fluent软件的数值模拟方法的可操作性强，已在航天、汽车、能源、化工、材料、生物医药等诸多领域广泛应用^[21]。KOUNTOURIOTIS等^[22]通过数值模拟，在风速、风向、温度、油气扩散源位置等多种影响因素下，研究了不同成分的汽油挥发出的VOCs扩散规律，并发现在扩散源附近的VOCs浓度远远高于爆炸极限。基于风洞平台实验验证和Fluent数值模拟，建立了基于单膜传质理论的油气蒸发过程当量膜厚数值模拟计算方法，以及基于Stefan-Fuchs方程、Clausius-Clapeyron方程及若干准则数的非稳态蒸发单相传质的数值模拟方法，揭示了在各操作条件下油罐非稳态石油蒸发和油罐排放气在大气环境中的扩散行为及其内在机理，以及影响因素间的关联性^[15,23-24]。

本课题组通过CFD 数值模拟和风洞实验平台研究了某石化企业的实体罐区发生溢油事故后油气蒸发的扩散规律，掌握了罐区VOCs浓度的变化特征^[25]。然而，针对油田联合站内多排放源的VOCs扩散规律研究仍未出现。本研究以某油田大型联合站多点排放源为对象，通过CFD数值模拟和现场调研数据相结合，以探究正常工况下VOCs扩散机理及储罐裂缝处VOCs泄漏扩散的叠加效应。本研究结果可与前期针对大型罐区VOCs扩散数值模拟^[25]成果相结合形成系列成果，为石油石化行业的运行管理及VOCs排放控制提供参考。

1. 数值模拟方法

1.1 控制方程和湍流模型

(1) 基本控制方程

油气扩散的流动基本控制方程包括质量守恒方程、动量守恒方程、能量守恒方程和组分运输方程^[25]。控制方程的通用形式见式 (1) ，其展开形式见式 (2) 。

$\frac{{\partial \left( {\rho \varPhi } \right)}}{{\partial t}}+{\text{div}}\left( {\rho u\varPhi } \right) = {\text{div}}\left( {\Gamma grad\varPhi } \right)+S$

$(1)$

$\frac{{\partial \left( {\rho \varPhi } \right)}}{{\partial t}}+\frac{{\partial \left( {\rho u\varPhi } \right)}}{{\partial x}}+\frac{{\partial \left( {\rho v\varPhi } \right)}}{{\partial x}}+\frac{{\partial \left( {\rho w\varPhi } \right)}}{{\partial x}} = \frac{\partial }{{\partial x}}\left( {\varGamma \frac{{\partial \varPhi }}{{\partial x}}} \right)+\frac{\partial }{{\partial y}}\left( {\varGamma \frac{{\partial \varPhi }}{{\partial y}}} \right)+\frac{\partial }{{\partial z}}\left( {\varGamma \frac{{\partial \varPhi }}{{\partial z}}} \right)+S$

$(2)$

式中：ρ为混合气体密度，kg·m⁻³；u为速度矢量；Φ为通用变量；Г为广义扩散系数；S为广义源项；ν为运动粘度，Pa·s。

(2) 湍流方程

在风速的影响下，联合站内的VOCs流体处于湍流状态，而表达湍流状态的Realizable k-ε模型可很好地描述站内的气流扰动和VOCs扩散情况^[25-26]。因此，本研究选用该模型，具体方程见式 (3) ，式中C_l的计算见公式 (4) 。对于特定方程Φ、Г、S代表的具体形式如表1所示。

表 1 通用方程 (3) 中各参数的具体形式

Table 1. Detailed form of each parameter in general equation (3)

方程	广义变量Φ值	广义扩散系数Г值	广义源项S
质量守恒方程	1	0	0
动量守恒方程	${u_i}$	$\mu$	$- \partial p/\partial x+{S_i}$
能量守恒方程	$T$	$k/c$	${S_T}$
组分运输方程	${C_S}$	${D_S}\rho$	${S_S}$

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$\frac{\partial }{{\partial t}}(\rho k)+\frac{\partial }{{\partial {x_j}}}(\rho k{u_j}) = \frac{\partial }{{\partial {x_j}}}\left[ {\left( {\mu+\frac{{{\mu _t}}}{{{\sigma _k}}}} \right)\frac{{\partial k}}{{\partial {x_j}}}} \right]+{G_k}+{G_b} - \rho \varepsilon - {Y_M}+{S_k}$

$(3)$

$\frac{\partial }{{\partial t}}(\rho \varepsilon )+\frac{\partial }{{\partial {x_j}}}(\rho \varepsilon {u_j}) = \frac{\partial }{{\partial {x_j}}}\left[ {\left( {\mu+\frac{{{\mu _t}}}{{{\sigma _\varepsilon }}}} \right)\frac{{\partial \varepsilon }}{{\partial {x_j}}}} \right] +\rho {C_1}{S_\varepsilon } - \rho {C_2}\frac{{{\varepsilon ^2}}}{{k+\sqrt {\nu \varepsilon } }}+{C_{1\varepsilon }}\frac{\varepsilon }{k}{C_{3\varepsilon }}{G_b}+{S_\varepsilon }$

${C}_{1}={\text{max}}\left[0.43,\frac{\eta }{\eta+5}\right]\text{，}S=\sqrt{2{S}_{ij}{S}_{ij}}$

$(4)$

式中：湍流方程中的ρ为气体密度，kg·m⁻³；u为速度矢量；S_k、S_ε为用户定义的源项；P_k为由层流速度梯度而产生的湍流动能，m²·s⁻²；G_k为由平均速度梯度引起的湍流动能，m²·s⁻²；μ为VOCs的动力黏度，Pa·s；μ_t为湍流粘度，Pa·s；K为湍流动能，m²·s⁻²；G_b为由浮力而产生的湍流动能，m²·s⁻²；ε为耗散率，m²·s⁻³；η为有效因子；Y_M为在可压缩湍流中过渡扩散产生的波动，m²·s⁻²；C_1ε、C₂、C_3ε为经验常数；σ_k、σ为k方程和ε方程对应的普朗德数；x_i、μ_i中的下标i、j表示各自x、y、z方向的分值，m·s⁻¹。

1.2 模型与边界条件

以某油田大型联合站为研究对象，进行了实地考察。该联合站主要承担该油田2个区块的来油、脱水、净化和外输等工作。年外输净化油为2×10⁵ m³，年回注量约为9.5×10⁴ m³。为便于后续的模拟分析，对联合站内的建筑进行编号 (图1) 。其中，Ⅰ区主要包括3个3 000 m³拱顶罐G1~G3 (G1、G2为沉降罐，G3为净化罐) ，B1、B2为输油泵房，E为配套设施 (包括计量室、加药室、转油泵房、配电室等) ，A为干化池，C1为300 m³拱顶罐 (除油罐) ；Ⅱ区为输油罐区，主要包括6个5 000 m³ 原油外浮顶储罐D1-D6。场站的平面尺寸为长392 m、宽279 m，呼吸阀的高度0.5 m、直径0.2 m。储罐的具体尺寸 (含高度) 和参数见表2。

图 1 联合站建筑编号图

Figure 1. Building number of united station

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表 2 G区储罐的尺寸

Table 2. Dimension of oil storage tank in area G

储罐位号	储罐直径/m	储罐高度/m	公称容积/m³	最大液体高度/m	平均液体高度/m
G1	17	13.15	3 000	12	10.68
G2	17	13.2	3 000	12	9
G3	17	13.14	3 000	12	9

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原油外浮顶储罐D区为新建罐区，技术管控水平高、密封条件好，各个排放源均符合标准。联合站的VOCs多排放源包括：正在工作的G2沉降罐呼吸阀、G3净化罐呼吸阀；泵房B2地漏 (VOCs从泵房排风扇和大门排出) 、E中的转油泵房的工作泄漏 (从E的3个大门排出) 、污油箱及干化池A；正在工作的C1除油罐呼吸阀。拱顶罐呼吸阀的VOCs排放主要源于储罐进出油的大呼吸和小呼吸损耗。干化池A没有完全密闭处理，池中油泥排放VOCs会直接扩散。输油首站中的储罐均为外浮顶罐，泄漏较少。联合站左侧为某石化企业，其余三侧为开阔地形，对VOCs扩散行为影响较小，因此，本研究主要考虑从Ⅰ区到Ⅱ区的风向。

通过模拟联合站不同风速 (2 m·s⁻¹、4 m·s⁻¹、6 m·s⁻¹) 条件下正常工况时的泄漏，以探究联合站主要泄漏源泄漏对站内输油罐区Ⅱ区和左方位石化企业的影响。另外，考虑到Ⅰ区拱顶罐出现破裂，模拟了G2沉降罐VOCs从罐壁裂缝处排放扩散及叠加情况。其中，罐壁破裂口的大小为长2 m、宽0.5 m。

本研究聚焦联合站内VOCs扩散规律和对输油罐区 (Ⅱ区) 、某石化企业的扩散影响。为便于数值模拟，忽略联合站外某石化企业可能产生影响。建立与现场尺寸1∶1的联合站三维几何模型图 (图2 (a) ) 。外部计算域示意图为图2 (b) 。

图 2 联合站三维几何模型图与计算域

Figure 2. 3D geometric model diagram and computational domain of united station

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由于联合站建筑和油罐较多、模型较为复杂，非结构网格能适应这种复杂模型，采用Ansys meshing软件划分三维网格 (图3) 。流场的风速沿x轴反方向进入，即从联合站Ⅰ区到Ⅱ区的风向。入口边界设置为速度入口边界条件，出口边界设置为压力出口边界条件。VOCs扩散源设置为质量流率边界条件，质量流率为联合站现场实测值。其中，网格交界面设置为内部边界，其他边界均设置为绝热固壁边界。

图 3 联合站三维网格划分结果

Figure 3. Results of three-dimensional meshing of united station

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1.3 网格的无关性验证

当环境风为4 m·s⁻¹时，对距离G3罐顶部高2 m处的位置进行风速监测，具体无关性验证结果如表3。风速会随网格数量的变化而变化。当网格数量从746 528增加到2 005 657时，沿x方向速度发生显著变化；当网格数量增加到200万左右时，风速不再发生变化。这说明网格数量已经符合计算要求，后面的网格数量划分参照选取200万左右的数量。

表 3 数值模拟网格无关性检验结果

Table 3. Results of grid independence test for numerical simulation

网格数量	沿x方向的速度/ (m·s⁻¹)
746 528	3.14
1 461 100	3.23
2 005 657	3.64
3 009 842	3.64

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1.4 数值模拟的准确性验证

(1) 排放组分的代表性

为验证排放组分的代表性，在联合站内采集净化罐排放的VOCs样品并进行全组分分析 (共118组分) ， (图4) 。在12个全组分中含量占比最高的是烷烃，这表明该油田全组分以烷烃为主。在烷烃中，占比依次为甲基环己烷、正辛烷、正庚烷、十一烷、癸烷、正己烷、二甲基庚烷、正戊烷、环己烷等烷烃，含量取平均值后，与正己烷含量相近。因此，选取正己烷为代表模拟该联合站的VOCs扩散规律。

图 4 现场测得G3净化罐VOCs排放组成

Figure 4. VOCs emission composition of G3 purification tank measured at the united station

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(2) 数值模拟的准确性

为了验证数值模型的可行性和准确性，通过2种方法进行验证。首先，前期研究^[17,25]中已采用风洞实验进行了数值模拟常用方法的论证。另外，通过便携式气相色谱仪、风速仪、高纯氢气发生器、多路温度测试仪、低噪音空气泵、旋涡式气泵和干式螺杆真空泵等现场测试仪器实测了多点排放数据，并进行验证。其中，数据测量多次取平均值 (表4) ，进行相关的数值模拟结果与实测数据如图5所示。模拟结果与实测数据大部分比较接近，故该数值模型的构建参数设置可行。存在部分相差较大的数据是由于：1) 不管是现场还是模拟流场都属于非定常流动，一定程度上存在湍流的不确定性，即物理参数 (如流场中风速) 在一定范围内波动，不同时刻的实测值略有不同；2) 风速仪和取样器的检测探头从量油口深入罐内后，会对罐内的流场和浓度场产生一定扰动。

表 4 某油田联合站现场测试数据

Table 4. Data from field test of an united station

区域	采样点位	VOCs质量浓度/(mg·m⁻³)	采样时刻	风速/(m·s⁻¹)
I区	G3罐顶环境	11.40	14:45	2.0
	G2罐顶环境	9.95	14:40	2.0
	B环境 (停用)	24.50	15:15	0.5
	I区厂门口	0.95	18:05	1.5
Ⅱ区	D5罐顶环境	20.00	11:51	3.2
Ⅱ区	Ⅱ区罐区环境	11.00	16:15	3.0

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图 5 各测点浓度对比

Figure 5. Concentration comparison of each monitoring point

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2. 正常工况下的VOCs扩散数值模拟

2.1 风压和风场分布规律

图6 (a) 为当风速为2 m·s⁻¹ (沿x轴反方向) 时联合站的压力分布云图。在罐区多排放源的排放下，Ⅰ区和Ⅱ区的前排储罐、防火堤和办公区的迎风侧被气流直接撞击，动能转换为压力势能，压力达到该风速下的最大压力。而建筑的两边和背风侧压力最小且为负压，这是由于部分气流在撞击储罐后，移入空腔区，气流加速，沿储罐两侧向后方流动，出现绕流现象。该现象为湍流运动且雷诺数 (Re) 足够大，加大了储罐前方区域及背风侧空腔区域的回流，使压力迅速减小。罐顶部前沿有明显的负压区。这是由于在压差的作用下，罐顶上方的气流速度增大，使储罐顶部的压力减小，从而形成负压。Ⅰ区和Ⅱ区的后排储罐由于前排储罐的阻挡，受到气流直接撞击的面积减少，相应的红色正压区减少。该结果与文献[16,25]的结果符合，也符合图6 (b) 所示联合站所在xy截面的压力云图。

图 6 联合站建筑压力和XY截面压力分布云图 (v= 2 m·s⁻¹)

Figure 6. Cloud map of building pressure and XY section pressure distribution in united station

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不同风速下联合站内气流流动轨迹如图7所示。油气多排放溯源主要分布在联合站Ⅰ区 (G、B、C1、A、E) ，流场的风向从联合站Ⅰ区到Ⅱ区，因此，本研究主要分析从Ⅰ区到Ⅱ区的建筑对气流的扰动。图7表明，由于Ⅰ区高度不一的建筑对气流存在阻碍作用，部分气流会在建筑的背风侧囤积并形成小漩涡，如B区和G区。另外部分气流从B区顶部穿过到达G区，由于B区和G区高度不同，在G区储罐形成分流，在背风侧也形成涡流。当风速从2 m·s⁻¹依次变为6 m·s⁻¹时，由于风速变大，G1罐的背风侧涡流变大，并且前方气流协同涡流气流汇合流向联合站D区^[25]。另外，经过Ⅰ区的气流由于Ⅰ区卧式罐的阻挡，会有一部分经过G区储罐流向Ⅱ区。在风速2 m·s⁻¹时，由于“卡门涡街”效应，G区储罐背风侧会形成多个漩涡，当风速增大至4 m·s⁻¹，背风侧的小漩涡会汇合形成一个涡流，VOCs容易在此聚集，应加强日常防控。

图 7 不同风速下联合站内气流流动轨迹 (t=300 s，y= 0.5 m)

Figure 7. Air flow trajectory in united station at different wind speeds

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图8为当风速为2 m·s⁻¹时，联合站内不同高度随时间变化的速度分布云图。图9为不同风速下，t=300 s，y= 0.5 m时联合站xz截面的速度分布云图。以排放源G区为例，当气流撞击迎风侧后气流加速，沿储罐两侧向后方流动，但由于G区和两层防火堤的阻挡，Ⅱ区的D5罐到达的垂直气流减少。相反，D1罐和D3罐由于前面为高度为3.5 m的计量室，远小于Ⅱ区罐的高度，故受到的垂直气流相对D5罐多。另外，在Ⅰ区Ⅱ区的建筑后方，由于建筑背风侧存在涡流，会有明显的红色反方向速度。尤其在B、E、G1罐、D5罐后方，应注意VOCs在此处的叠加。值得注意的是，G区和D区的罐间速度远大于罐前迎风侧。这是由于来流在建筑物迎风面拐角处压力增大，使切变气流在迎风面发生分离，来流在建筑两侧分流。在气流临近建筑物拐角处时，与前方来流汇合，这部分区域属于位移区，分离流在此处的风速增高。另外，随着高度的增大，在联合站的xz平面的整体风速下降，只有Ⅱ区的高罐迎风侧和罐间风速无明显差别。这说明低位风速的变化受建筑物影响较多。

图 8 不同高度联合站内2 m·s^-1的速度分布云图

Figure 8. Cloud map of speed distribution of 2 m·s^-1 in the union station at different heights

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图 9 不同风速下联合站内的速度分布云图 (t=300 s，y= 0.5 m)

Figure 9. Cloud map of speed distribution in the union station under different wind speeds

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2.2 基于多排放源的VOCs扩散分布规律

在浓度场中，VOCs多排放源主要分布在联合站Ⅰ区 (G、B、C1、A、E) ，取联合站的xz截面，得到该截面300 s时VOCs质量浓度分布云图 (图10) 。由于重力和涡流的作用，VOCs扩散呈现整体向下趋势，上风向的建筑和防火堤对VOCs扩散造成阻碍，而罐间、A、B、E和防火堤背风侧都积聚了一定量的VOCs，其质量分数为0.001 67~0.04。正己烷的爆炸极限体积分数为1%~7%，此处VOCs质量分数在爆炸极限范围内。D区储罐为5 000 m³内浮顶罐，G区为3 000 m³拱顶罐，B区为3.5 m高的泵房。由于存在高度差距，当B区的气流在经过G1罐顶时，VOCs在此被阻挡，且由于漩涡引起的强气流向G1罐的后上方流动，抵达不到后方D区的防火堤，叠加效应不是很明显。而E区VOCs浓度在环境风的裹挟下，在风速为2 m·s⁻¹时已跨过E区和D区前方的防火堤抵达D区。因此，应注意B区后方和D区与E区之间的VOCs聚集，容易引起火灾爆炸，日常巡检应重点关注此处VOCs情况。

图 10 不同风速下联合站内VOCs质量分数分布云图 (t=300 s)

Figure 10. Cloud map of VOCs mass fraction distribution in the union station at different wind speeds（ t =300 s）

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3. G2罐裂缝处油气泄漏扩散叠加效应

当Ⅰ区G2罐罐壁发生意外裂缝，出现油气泄漏时，在6 m·s⁻¹风速和多排放源的影响下，会出现VOCs叠加效应。图11为不同高度下联合站内压力分布云图。联合站的整体建筑迎风侧为正压区，背风侧、罐间和储罐顶部出现不同程度的负压区，与上述压力场 (图6) 类似。但是当排放源G2罐罐壁出现裂缝时，G2罐背风侧出现了明显的类似矩形的正压区。这可能是由于G2罐的背风侧泄漏，导致G2罐的背风侧压差减小，风速在G2罐的背风侧停滞，出现明显的VOCs叠加效应。另外，图11中其余压力场大于无泄漏时的压力场，尤其G区背风侧。这说明G2罐事故泄漏源对于压力场的叠加效应主要发生在G区，并以G区为中心点呈点射状向外逐步减弱。

图 11 不同高度下联合站内压力分布云图 (t=300 s)

Figure 11. Cloud map of pressure distribution in the union station at different heights (t=300 s)

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取在y=0.5 m和1.5 m高度处的不同时刻VOCs质量分数分布云图如图12所示。VOCs浓度随高度的变化与上述浓度场一致。随着VOCs扩散时间的增加，以排放源G2罐罐壁作为中心泄漏源，高浓度VOCs扩散呈由点向外放射性扩大，出现大面积的红色高浓度区，主要偏向于下风向的扩散。另外，一方面由于“卡门涡街”的效应，另一方面由于在G区罐背风侧会出现由漩涡汇合形成的强气流，故G2罐的VOCs扩散强度大于单独事故泄漏源和正常工况下 (即无事故泄漏源) 的扩散强度，出现“1+1>2”的叠加效应。并且，在强气流的作用下，会裹挟泄漏的VOCs向D5罐的上方侧扩散，应尤其注意G区和D区上前方位的VOCs积聚。值得注意的是，在泄漏源下风向的Ⅱ区和某石化企业的VOCs浓度容易处于爆炸极限范围内，应注意火灾爆炸的风险。

图 12 不同高度下联合站内VOCs质量分数分布云图

Figure 12. Cloud map of VOCs mass fraction distribution in the union station at different heights

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4. 结论

1) 在正常工况条件下，联合站内多排放源的受风速影响，内储罐迎风侧的压力达到最大，罐间和背风侧由于出现绕流和回流，出现大面积的负压区域，且有明显的反方向速度。另外，在重力和涡流的影响下，VOCs呈整体向下运动趋势，容易造成罐间和背风侧的VOCs聚集，且在漩涡引起的强气流作用下，Ⅱ区和某石化企业容易达到爆炸极限。但由于联合站内排放源之间的距离大于扩散范围，VOCs叠加效果不明显。

2) 通过对联合站Ⅰ区的排放源G2罐罐壁破损泄漏时进行模拟，发现在事故罐后方会出现红色正压区，且VOCs扩散会呈点射状向下风向扩散。加上“卡门涡街”效应和漩涡引起的强气流，多排放源的VOCs扩散会出现“1+1>2”的叠加效应。叠加后的VOCs质量浓度会明显增强，油气爆炸危险区域加速扩展。另外，Ⅱ区和某石化企业会处在爆炸极限范围内，应注意火灾爆炸的风险。

3) 本研究考虑条件为从联合站Ⅰ区到Ⅱ区的风向。但联合站常年风向不定，若联合站风向为Ⅱ区到Ⅰ区，按本模拟方法可推断处联合站内多排放源的VOCs扩散会对联合站Ⅰ区的影响较大，并严重影响作业区工作人员的健康与生产作业安全，且应注意火灾爆炸的风险。

图 1 正渗透装置示意图

Figure 1. Structure diagram of Forward Osmosis device

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图 2 AL-DS模式和 AL-FS模式下的膜通量

Figure 2. Membrane flux for the AL-DS mode and the AL-FS mode

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图 3 物理和化学清洗后通量恢复率

Figure 3. Flux recovery rate after physical and chemical cleaning

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图 4 不同汲取液浓度对 FO 膜通量的影响

Figure 4. Influence of draw solution concentration on membrane flux of FO membrane

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图 5 不同汲取液浓度的正渗透浓缩倍数

Figure 5. Forward osmosis concentration ratio at different draw solution concentrations

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图 6 不同汲取液浓度下通量恢复情况

Figure 6. Flux recovery at different concentrations of draw solution

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图 7 不同错流速率下的膜通量变化

Figure 7. Membrane flux changes at different cross-flow rates

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图 8 长期运行膜通量变化

Figure 8. Membrane flux changes along a long-term operation

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图 9 PARAFAC模型识别出的4个不同的荧光组分及其对应峰强度图

Figure 9. Four fluorescence components and the corresponding peak intensity plots identified by the PARAFAC

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图 10 4个不同的荧光组分在膜污染中的强度

Figure 10. Intensities of four fluorescent components in the extracted membrane foulants

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表 1 出水污染物指标

Table 1. Index of pollutants in effluent

项目	COD/(mg·L⁻¹)	氨氮/(mg·L⁻¹)	TP/(mg·L⁻¹)	Ca²⁺/(mg·L⁻¹)	Mg²⁺/(mg·L⁻¹)
实测值	89.43±2.65	22.7±0.65	0	0.65±0.12	1.64±0.32
排放标准(GB 16889-2008)	100	25	3	—	—

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表 2 PARAFAC解析出的4个荧光组分特征

Table 2. Characteristics of four different components identified by the PARAFAC

荧光组分	(Ex/Em)/nm	荧光类型	来源
C1	250/350	色氨酸类物质	[22]
C2	230/400，290/400	富里酸类物质	[23]
C3	265/480，310/480，360/480	腐殖酸类物质	[24]
C4	245/445，345/445	富里酸类物质	[23]

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[1]	张亚楠, 沈海滨. 论城市生活垃圾现状、管理及对策[J]. 世界环境, 2014(2): 28-29.
[2]	中华人民共和国国家统计局. 中国统计年鉴2021[M]. 北京: 中国统计出版社, 2021.
[3]	CHEN Y M, XIAO Y T, WANG G P, et al. A pilot-scale test on the treatment of biological pretreated leachate by the synergy of ozonation-biological treatment-catalytic ozonation[J]. Environmental Engineering Research, 2021, 26(4): 200349.
[4]	SHI J Y, DANG Y, QU D, et al. Effective treatment of reverse osmosis concentrate from incineration leachate using direct contact membrane distillation coupled with a NaOH/PAM pre-treatment process[J]. Chemosphere, 2019, 220: 195-203. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.12.110
[5]	BURMAN I, SINHA A. Anaerobic hybrid membrane bioreactor for treatment of synthetic leachate: Impact of organic loading rate and sludge fractions on membrane fouling[J]. Waste Management, 2020, 108: 41-50. doi: 10.1016/j.wasman.2020.04.031
[6]	赵贤广, 杨世慧, 邱明建, 等. 负压蒸发-吹脱组合新技术处理垃圾沥滤液高浓度氨氮实验研究[J]. 现代化工, 2020, 40(2): 187-190.
[7]	孙燕. 正渗透处理城市污水的膜污染特性及控制研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2019.
[8]	祁伟健, 张胜寒, 王若彤, 等. 正渗透膜研究进展及其在电厂水处理中的应用[J]. 现代化工, 2022, 42(1): 85-89.
[9]	AFTAB B, OK Y S, CHO J, et al. Targeted removal of organic foulants in landfill leachate in forward osmosis system integrated with biochar/activated carbon treatment[J]. Water Research, 2019, 160: 217-227. doi: 10.1016/j.watres.2019.05.076
[10]	IBRAR I, YADAV S, ALTAEE A, et al. Treatment of biologically treated landfill leachate with forward osmosis: Investigating membrane performance and cleaning protocols[J]. Science of the Total Environment, 2020, 744: 140901. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.140901
[11]	ISKANDER S M, ZOU S Q, TING T, et al. Energy consumption by forward osmosis treatment of landfill leachate for water recovery[J]. Waste Management, 2017, 63: 284-291. doi: 10.1016/j.wasman.2017.03.026
[12]	国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
[13]	VU M T, ANSARI A J, HAI F I, et al. Performance of a seawater-driven forward osmosis process for pre-concentrating digested sludge centrate: Organic enrichment and membrane fouling[J]. Environmental Science Water Research & Technology, 2018, 4(7): 1047-1056.
[14]	HONDA R, RUKAPAN W, KOMURA H, et al. Effects of membrane orientation on fouling characteristics of forward osmosis membrane in concentration of microalgae culture[J]. Bioresource Technology, 2015, 197: 429-433. doi: 10.1016/j.biortech.2015.08.096
[15]	ZHAO B, GAO B Y, YUE Q Y, et al. The performance of forward osmosis in treating high-salinity wastewater containing heavy metal Ni²⁺[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 288: 569-576. doi: 10.1016/j.cej.2015.12.038
[16]	方舟. 厌氧正渗透膜生物反应器污水资源化及膜运行特性研究[D]. 北京: 清华大学, 2015.
[17]	BOWEN W R, DONEVA T A. Atomi force microscopy studies of membranes: Effect of surface roughness on double-layer interactions and particle adhesion[J]. Journal of Colloid & Interface Science, 2000, 229(2): 544-549.
[18]	TANSEL B, SAGER J, RECTOR T, et al. Significance of hydrated radius and hydration shells on ionic permeability during nanofiltration in dead end and cross flow modes[J]. Separation & Purification Technology, 2006, 51(1): 40-47.
[19]	胡涛战. 厌氧正渗透膜生物反应器的膜污染机理及其控制措施的研究[D]. 无锡: 江南大学, 2017.
[20]	HE X, SAITO T, HICKNER M A. Zeta potential of ion-conductive membranes by streaming current measurements.[J]. Langmuir:The ACS Journal of Surfaces and Colloids, 2011, 27(8): 4721-4727. doi: 10.1021/la105120f
[21]	BIAN L X, FANG Y Y, WANG X L. Experimental investigation into the transmembrane electrical potential of the forward osmosis membrane process in electrolyte solutions[J]. Membranes, 2014, 4(2): 275-286. doi: 10.3390/membranes4020275
[22]	LIU R X, LEAD J R, ZHANG H. Combining cross flow ultrafiltration and diffusion gradients in thin-films approaches to determine trace metal speciation in freshwaters[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2013, 109(1): 14-26.
[23]	OLOIBIRI V, CONINCK S D, CHYS M, et al. Characterisation of landfill leachate by EEM-PARAFAC-SOM during physical-chemical treatment by coagulation-flocculation, activated carbon adsorption and ion exchange[J]. Chemosphere, 2017, 186: 873-883. doi: 10.1016/j.chemosphere.2017.08.035
[24]	BALLESTEROS S G, COSTANTE M, VICENTE R, et al. Humic-like substances from urban waste as auxiliaries for photo-Fenton treatment: a fluorescence EEM-PARAFAC study[J]. Photochemical and Photobiological Sciences, 2017, 16(1): 38-45. doi: 10.1039/C6PP00236F
[25]	LEE B M, SEO Y S, HUR J. Investigation of adsorptive fractionation of humic acid on graphene oxide using fluorescence EEM-PARAFAC[J]. Water Research, 2015, 73: 242-251. doi: 10.1016/j.watres.2015.01.020

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图( 10) 表( 2)

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1. 数值模拟方法
1.1 控制方程和湍流模型
1.2 模型与边界条件
1.3 网格的无关性验证
1.4 数值模拟的准确性验证
2. 正常工况下的VOCs扩散数值模拟
2.1 风压和风场分布规律
2.2 基于多排放源的VOCs扩散分布规律
3. G2罐裂缝处油气泄漏扩散叠加效应
4. 结论

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城市生活垃圾是影响生态环境的严重污染源，其无害化处理已经成为环境治理的重要问题之一^[1]。根据国家统计局发布的《2021中国统计年鉴》^[2]，我国2020年生活垃圾清运量达到963 460 t·d⁻¹，其中焚烧日处理量已达567 804 t·d⁻¹，占总垃圾无害化处理量的58.9%。生活垃圾进入焚烧炉前通常需要采用堆酵5~7 d的方式进行熟化，降低含水率，从而提高垃圾热值^[3-4]。垃圾焚烧厂渗滤液是一种水质复杂且有毒有害的高浓度有机废水，具有一定的处理难度。如果收集和处理处置不当，将会对周边自然环境和人体健康造成严重影响。已有研究^[5-6]表明，采用厌氧膜生物反应器 (anaerobic membrane bioreactor，AnMBR) 和负压原位碱度脱氨工艺处理垃圾焚烧厂渗滤液可分别实现COD和氨氮的高效脱除。然而出水水质依然无法满足相应的排放标准，因此还需要对脱氨出水进一步深度处理。当前采用的主流深度处理工艺为NF、RO等，存在运行能耗较大，膜污染严重以及残留大量难处理浓缩液等问题^[7]。

与以压力作为驱动力的NF、RO等工艺相比，正渗透 (forward osmosis，FO) 工艺是一种以膜两侧的渗透压差作为驱动力的膜处理工艺，具有能耗低、膜污染小、出水水质好、浓缩液少等优势^[8]。目前，针对正渗透深度处理垃圾焚烧厂渗滤液的研究较少，主要集中于垃圾填埋场渗滤液处理。AFTAB等^[9]采用CTA膜组件的正渗透工艺直接对垃圾填埋场渗滤液原水进行处理，并研究生物炭 (BC) 和粉末活性炭 (PAC) 在线吸附减轻膜污染对正渗透性能的影响，结果表明，加入在线吸附后，过滤体积分数为57%以上，污染物截留率>80%。IBRAR等^[10]研究了不同清洗方式对正渗透处理垃圾填埋场渗滤液生化出水膜性能的影响，结果表明物理清洗方法中35 ℃热水物理清洗和1.5 mol NaCl渗透反冲洗具有较好效果；化学清洗方法中，碱洗比酸洗更有效，可以达到100%通量回收。ISKANDER等^[11]对正渗透回收垃圾填埋场渗滤液进行能耗分析，结果表明，污染物浓度升高，循环次数降低，汲取液浓度提高，可以使能耗从 (0.276±0.033) kWh·m⁻³下降到 (0.005±0.000) kWh·m⁻³。以上研究表明，正渗透作为垃圾焚烧厂渗滤液深度处理具有一定的研究价值和应用潜力。在应用FO处理垃圾渗滤液方面的报道主要集中于处理垃圾填埋场渗滤液，在处理垃圾焚烧渗滤液方面的研究却鲜有报道，在FO处理垃圾焚烧渗滤液的运行效能、工艺条件以及膜污染特性方面的研究较少，因此，采用FO工艺深度处理垃圾焚烧厂渗滤液负压原位碱度脱氨出水具有重要的理论和现实意义。

本研究采用FO工艺深度处理垃圾焚烧厂渗滤液负压原位碱度脱氨出水，考察FO在不同膜朝向、不同汲取液浓度和不同错流速率下的浓缩效果和污染物截留率，在满足相关排放标准的情况下确定最佳运行参数，进行连续实验并分析FO处理负压原位碱度脱氨出水的可行性，利用三维荧光 (EEM) 结合平行因子分析方法 (PARAFAC) 对膜污染成分和膜污染特征进行分析，旨在为后续FO处理垃圾焚烧渗滤液方面的研究与应用提供参考。

3. 结论

1) AL-DS与AL-FS模式相比，可以取得更高的初始通量，但膜通量下降速率更快，且具有更强的膜污染，物理清洗恢复率更低。而AL-FS的膜通量更稳定，且具有较低的膜污染趋势。汲取液浓度为 2 mol·L⁻¹时，初始通量为14.81 L·(m²·h)⁻¹，运行10.5 h后对垃圾焚烧厂渗滤液脱氨出水的浓缩倍数为10倍，出水水质可以达到排放标准。且物理清洗后通量恢复率为90%，膜污染程度较轻。在错流速率较低的情况下，膜污染会更容易形成，还会影响膜性能。所以错流速率地提升有利于提高膜通量，进一步提高错流速率至12 cm·s⁻¹时对膜通量并没有明显的促进作用。

2) 长期运行结果表明，将物理清洗与化学清洗方案相结合以实现高效的正渗透操作是可行的。

3) EEM-PARAFAC实验结果表明，膜污染主要成分为色氨酸类物质、腐殖质类物质和富里酸类物质，以污染物浓度为基准得出的膜污染贡献从大到小排序为色氨酸类物质>富里酸类物质>腐殖酸类物质。

参考文献 (25)

FO深度处理垃圾焚烧厂渗滤液的运行效能及膜污染特性

作者简介: 肖小兰(1986—)，女，博士，516140212@qq.com

通讯作者: 阮文权(1966—)，男，博士，教授，wqruan@jiangnan.edu.cn

Operational performance and membrane fouling characteristics of FO for deep treatment of the leachate from the waste incineration plant

Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn

1. 数值模拟方法

1.1 控制方程和湍流模型

1.2 模型与边界条件

1.3 网格的无关性验证

1.4 数值模拟的准确性验证

2. 正常工况下的VOCs扩散数值模拟

2.1 风压和风场分布规律

2.2 基于多排放源的VOCs扩散分布规律

3. G2罐裂缝处油气泄漏扩散叠加效应

4. 结论

计量

出版历程

FO深度处理垃圾焚烧厂渗滤液的运行效能及膜污染特性

通讯作者: 阮文权(1966—)，男，博士，教授，wqruan@jiangnan.edu.cn

作者简介: 肖小兰(1986—)，女，博士，516140212@qq.com 1. 江南大学环境与土木工程学院，无锡 214122 2. 无锡马盛环境能源科技有限公司，无锡 214122

English Abstract

Operational performance and membrane fouling characteristics of FO for deep treatment of the leachate from the waste incineration plant

Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 实验装置

1.3. 实验设计

1.4. 分析方法

2.1. 单因素对FO运行效能的影响

2.2. 正渗透连续运行浓缩性能及出水水质分析

2.3. FO膜污染主要成分及污染程度

2.4. FO处理垃圾焚烧厂渗滤液可行性分析

目录

全文HTML

1.1. 实验材料

1.2. 实验装置

1.3. 实验设计

1.4. 分析方法

2.1. 单因素对FO运行效能的影响

2.2. 正渗透连续运行浓缩性能及出水水质分析

2.3. FO膜污染主要成分及污染程度

2.4. FO处理垃圾焚烧厂渗滤液可行性分析

作者简介: 肖小兰(1986—)，女，博士，516140212@qq.com
1. 江南大学环境与土木工程学院，无锡 214122

2. 无锡马盛环境能源科技有限公司，无锡 214122