多级串联腐殖土固定床处理氨气硫化氢恶臭气体的机理

潘周志, 余书瑶, 陈轶凡, 高林燕, 寿文琪, 苏子龙, 彭浩, 李逸飞, 代鸿刚, 吴军. 多级串联腐殖土固定床处理氨气硫化氢恶臭气体的机理[J]. 环境工程学报, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007
引用本文: 潘周志, 余书瑶, 陈轶凡, 高林燕, 寿文琪, 苏子龙, 彭浩, 李逸飞, 代鸿刚, 吴军. 多级串联腐殖土固定床处理氨气硫化氢恶臭气体的机理[J]. 环境工程学报, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007
PAN Zhouzhi, YU Shuyao, CHEN Yifan, GAO Linyan, SHOU Wenqi, SU Zilong, PENG Hao, LI Yifei, DAI Honggang, WU Jun. Mechanism study on the treatment of ammonia and hydrogen sulfide odor gas by multistage humus soil fixed beds[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007
Citation: PAN Zhouzhi, YU Shuyao, CHEN Yifan, GAO Linyan, SHOU Wenqi, SU Zilong, PENG Hao, LI Yifei, DAI Honggang, WU Jun. Mechanism study on the treatment of ammonia and hydrogen sulfide odor gas by multistage humus soil fixed beds[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007

多级串联腐殖土固定床处理氨气硫化氢恶臭气体的机理

    作者简介: 潘周志 (1998—) ,男,硕士研究生,852874245@qq.com
    通讯作者: 吴军(1968—),男,博士,副教授,njuwujun@nju.edu.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划项目( 2018YFC1901404);国家自然科学基金资助项目( 51878337)
  • 中图分类号: X703

Mechanism study on the treatment of ammonia and hydrogen sulfide odor gas by multistage humus soil fixed beds

    Corresponding author: WU Jun, njuwujun@nju.edu.cn
  • 摘要: 设计了腐殖土固定床串联缺氧SBR多级反应器对填埋场臭气与渗滤液进行协同处理,以气体表面负荷、水力负荷、污染物负荷为影响因素进行正交实验,探究腐殖土固定床对氨气与硫化氢的处理效能与去除机理,并运用物料衡算的方法对腐殖土固定床去除氨气的机理进行分析。结果表明:腐殖土固定床对氨气与硫化氢的平均去除率分别为95%与98%,各因素对氨气去除率的影响大小的依次顺序为气体表面负荷>污染物负荷>水力负荷,各因素对硫化氢去除率的影响大小的依次顺序为污染物负荷>气体表面负荷=水力负荷,最佳实验条件为气体表面负荷为7 m·h−1,水力负荷为0.12 m·d−1,氨气负荷为10 mg·(m3·h)−1,硫化氢负荷为2 mg·(m3·h)−1。机理分析的结果表明多级串联腐殖土固定床对氨气去除主要是靠气相与液相的分压差 (浓度差) ,传质受进口氨气浓度、即氨气气相分压影响,此过程中气膜阻力远大于液膜阻力,近似于气膜控制过程,且各级液相氨氮等效形成的分压差距较小、气相与液相的分压差 (浓度差) 与气液有效传质面积逐级减。本研究结果可为现有的填埋场臭气处理技术上发展腐殖土固定床协同处理臭气渗滤液工艺提供参考。
  • 氯苯(chlorobenzene,CB)是最简单的氯芳烃,自19世纪合成以来,即大量用于生产DDT,至今,氯苯依然是年产量超过100万磅的高产量化学品[1]. 环境中的氯苯大多来源于人类的工业活动,据报道,美国氯苯类化合物的环境排放量可达到每年980吨[2]. 氯苯在自然界中的降解速度较慢,具有很强的生物积累性和生物毒性,有研究显示氯苯除了对中枢神经系统和呼吸系统有影响之外,还可造成肾脏和肝脏的损伤[3].

    目前已经有很多研究者关注到氯苯的无害化处理问题,传统的氯苯处理方法主要包括吸附法、生物降解法和化学氧化法. 这些方法大多具有二次污染、效率低、选择性差等特点. 基于单过硫酸盐化合物(PMS)的高级氧化技术因其高氧化效率在降解氯代有机污染物的过程中表现出了优异的性能. 许多研究结果表明,钴氧化物(CoO、CoO2、Co2O3、CoO(OH)、Co3O4)具有活化PMS的良好能力,但单钴氧化物的比表面积非常低,以团聚,导致活性位有限,显著抑制其催化活性[4]. 有研究表明通过将钴氧化物分散在多孔材料的孔道中,可以将活性金属限域在特定孔结构中,从而使活性金属实现高度分散,这种方法可以极大提高钴基材料的催化活性[5]. SBA-15具有较高的比表面积、稳定的结构和有序的孔径,是一种良好的催化剂载体. 由于金属盐与模板剂之间的强相互作用,通过固相研磨法将金属盐与未去除模板的SBA-15充分混合之后,经过焙烧可以得到高金属分散度的催化剂. 因此,在本研究中,采用固相研磨法合成催化剂CoOx@SBA-15,并对其活化PMS降解氯苯的性能进行测试,并进一步探究反应中的各种因素对反应活性的影响机制及反应体系的主要活性物种.

    试剂:P123(Sigma-Aldrich,99%),正硅酸四乙酯(国药,AR),六水合硝酸钴(阿拉丁,99%),氯苯(麦克林,AR),单过硫酸盐化合物(Sigma-Aldrich,99.9%),2,2,6,6-四甲基哌啶(Sigma-Aldrich,AR),5,5-二甲基-1-吡咯啉-N-氧化物(百灵威,AR),甲醇(TEDIA,HPLC),盐酸(国药,AR),实验中所用水均为去离子水.

    以SBA-15为载体利用固相研磨法制备限域型CoOx@SBA-15[6]:按文献报道方法,以正硅酸四乙酯(TEOS)为硅源,三嵌段共聚化合物P123为模板剂合成介孔氧化硅SBA-15[7];在室温条件下将一定量的Co(NO32·6H2O与1 g未去除模板剂的SBA-15在研钵中混合并研磨1 h得到CoOx@SBA-15;将所得的混合物置于马弗炉中,以2 °C·min−1 的升温速率升温至500 °C,并保持5 h,焙烧所得产物标记为CoOxX)@SBA-15,其中X是钴的负载量(以质量分数计).

    采用传统浸渍法制备CoOx/SBA-15和CoOx/SiO2催化剂. 首先将SBA-15置于马弗炉中焙烧,以1 °C·min−1的升温速率升温到550 °C,并保持6 h,目的是碳化并去除SBA-15中的模板剂;将购得的SiO2置于马弗炉中焙烧,以2 °C·min−1的升温速率升温到300 °C,并保持4 h,目的是去除其中可能存在的杂质;随后将一定量的Co(NO32溶液与1 g载体在室温条件下混合搅拌2 h以上,并在90 °C水浴中蒸干,在100 °C烘箱中干燥过夜,干燥后所得材料标记为CoOxX)/Y,其中X是负载量(以质量分数计),Y是载体.

    催化剂透射电镜分析(TEM)在日本JEOL公司,JEM-200CX型透射电子显微镜上检测;X射线衍射分析(XRD):采用日本Rigaku公司D/max-rA型X射线衍射仪,Cu 靶(Kα1,λ=0.154056 nm,扫描速度6(°)· min−1),操作条件:40 kV、30 mA,扫描范围:10°—80°;催化剂中Co含量采用原子吸收光谱(AAS,美国Thermo公司)测定;催化剂比表面积、孔径孔容采用比表面积测定仪(ASAP 2020,美国Micromeritics公司)分析;催化剂的在不同温度的还原状态采用泛泰公司生产的Finesorb-3010程序升温化学吸附仪进行测定.

    氯苯的降解实验在250 mL三口烧瓶中进行,温度保持在(25±0.5)℃,具体操作方法如下:储备液用去离子水稀释至反应所需浓度,三口烧瓶中溶液总体积为200 mL,随后将一定量的催化剂(5—40 mg)分散在溶液中,搅拌1 h以达到吸附平衡并保证催化剂充分分散. 加入一定量的PMS储备液开始反应,在反应开始后的固定时间(1、3、5、10、20、30、50、70、90、120 min)取出反应溶液,并通过0.22 μm PTFE过滤器(Anpel)进行过滤. 将过滤后的1 mL反应溶液转移到装有0.5 mL甲醇的2 mL棕色液相小瓶中以清除残留的自由基.

    使用配备有C-18色谱柱(ZORBAX Eclipse XDB-C18)的高效液相色谱仪(HPLC,1220 Infinity II)检测滤液中的氯苯. 仪器条件:流动相包括纯水和甲醇(30/70,V/V),流速为0.8 mL·min−1. 紫外检测波长为223 nm,柱温30 ℃.

    催化剂活化PMS产生的自由基采用德国Bruker BioSpin有限公司生产的顺磁共振波谱仪(Electron Paramagnetic Resonance Spectrometer,EMX PLUS(PPMS))检测. 具体方法如下:称取适量催化剂分散在去离子水中,涡旋振荡30 s确保催化剂充分分散,取一定量PMS溶液加入到催化剂的溶液中,并使其充分混匀;在2.5 mL尖头离心管中加入1 mL所得混合溶液和100 µL 1 mol·L−1的自由基捕获剂(5,5-二甲基吡咯啉氧化物(DMPO)或2,2,6,6-四甲基-4-哌啶(TEMP))储备液,自由基捕获剂需溶解在pH = 7.4的磷酸缓冲液中,涡旋振荡30 s;将混合后的溶液转移至EPR样品管中,进行EPR分析. EPR操作参数:中心场为348.0 mT,扫描宽度为20 mT,微波频率为9.77 GHz,调制频率为100 GHz,能量为20 mW.

    图1(a)是焙烧去除模板后的SBA-15、固相研磨法合成的催化剂CoOx@SBA-15以及浸渍法合成的催化剂CoOx/SBA-15的小角XRD图谱,小角XRD图谱可以用于分析材料的孔结构的有序度. 从图1(a)中可以看出,去除模板后的SBA-15在2θ为0.75°到2°范围内有3个明显的特征衍射峰,分别位于0.88°、1.52°和1.76°,对应于于SBA-15的(100)、(110)和(200)衍射面,该结果表明合成的SBA-15具有高度的二维六方介孔结构和p6mm对称性[7]. 此外,催化剂CoOx@SBA-15和CoOx/SBA-15的图谱中也呈现着3个明显的特征衍射峰,这表明在500 ℃焙烧后载体SBA-15的介孔结构并没有被破坏.

    图 1  催化剂的(a)SAXRS谱图和(b)WAXRD谱图
    Figure 1.  (a) SAXRS patterns and (b) WAXRD patterns of catalysts

    催化剂的广角XRD图谱如图1(b)所示. 从图1可以看出,浸渍法合成的CoOx/SiO2催化剂在2θ 为36.56°、55.3°、59.96°处均有明显的特征衍射峰,此处衍射峰可归属于尖晶石Co3O4的(311)、(422)、(511)晶面,这表明焙烧过程中Co(NO32在载体SiO2形成了较大的Co3O4微晶,这是因为金属和载体之间的相互作用较弱[8]. 此外在该材料的XRD图谱上还可以观察到CoO(2θ = 42.9°)和金属Co(2θ = 44.2°)的特征衍射峰,这是因为在焙烧过程中产生的微量C、N会还原部分Co3O4. 从CoOx@SBA-15和CoOx/SBA-15的广角XRD图谱中可以看出,2种材料与载体SBA-15一样均在2θ = 22°附近有一处较宽的衍射峰,可归属于无定型SiO2的特征峰[9]. 其中催化剂CoOx/SBA-15可以观察到一处微弱的CoO(2θ = 42.9°)特征衍射峰,表明位于SBA-15上的Co(NO32焙烧时部分形成了CoO分散在SBA-15表面或孔道中,而在CoOx@SBA-15中未观察到明显的衍射峰,这表明金属在CoOx@SBA-15中高度分散.

    去模板后的载体SBA-15以及催化剂CoOx@SBA-15和CoOx/SBA-15的N2吸附-脱附等温线和孔径分布如图2所示,各材料的结构参数汇总在表1. 从图2(a)中可以看出,SBA-15的N2吸附-脱附等温线在P/P0 0.64—0.85之间出现了明显的H1型回滞环,且曲线为典型的IV型等温线,验证了实验中合成的SBA-15具有有序的介孔结构[10]. CoOx@SBA-15和CoOx/SBA-15的等温线形状与SBA-15类似,分别在P/P0 0.50—0.85和0.49—0.82之间存在H1型回滞环这说明经过焙烧后的催化剂依旧具有和SBA-15一样的有序介孔结构. 但材料的氮气吸附量呈现出CoOx@SBA-15 < CoOx/SBA-15 < SBA-15的趋势这是由于固相研磨法合成的催化剂中金属会在焙烧过程中更多地被限域在SBA-15的孔道中,从而影响材料的吸附量. 除此之外,如图2(b)所示,催化剂CoOx@SBA-15和CoOx/SBA-15和载体SBA-15的孔径均集中分布在4—10 nm之间,最可几孔径分别为6.38 nm、6.33 nm和6.49 nm,这表明金属的负载并不会影响SBA-15的中孔结构. 除此之外,从表1中可以看出,CoOx@SBA-15和CoOx/SBA-15的孔容分别为0.68 cm3·g-1和0.82 cm3·g−1,相较于SBA-15的孔容1.10 cm3·g−1有很大降低,孔径和孔容结果也进一步验证了催化剂CoOx@SBA-15上SBA-15对钴氧化物的限域作用.

    图 2  (a)催化剂的N2吸附-脱附等温线及(b)孔径分布
    Figure 2.  (a) N2 adsorption-desorption curves and (b) pore size distributions of samples
    表 1  SBA-15及钴基催化剂的结构参数
    Table 1.  Structural parameters of SBA-15 and Cobalt-based catalyst
    样品 SampleSBETa/(m2·g−1Smicrob/(m2·g−1Vtc/(cm3·g−1Vmicrob/(cm3·g−1DBJHd/nm
    SBA-15744751.100.0516.68
    CoOx(14.14)@SBA-15430380.680.0246.70
    CoOx(16.66)/SBA-15552690.820.0456.80
      a calculated by Brunauer-Emmett-Teller (BET) method;b calculated by t-plot method;c obtained at P/P0=0.995;d from BJH method.
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    图3为催化剂CoOx@SBA-15、CoOx/SBA-15和CoOx/SiO2的TEM图. 从图3(a)、(b)可以观察到清晰的孔道结构,这与SBA-15的典型孔道结构相一致[7]. 此外CoOx/SBA-15和CoOx/SiO2的TEM图中可以观察到明显的金属颗粒,这是因为传统浸渍法合成的材料易在载体表面形成团聚而呈现出较大的金属颗粒. 对比图3(a)可以发现,利用固相研磨法合成的材料CoOx@SBA-15中金属颗粒借由焙烧过程中和模板剂P123的相互作用高度分散在SBA-15的孔道之中,而未见明显的金属颗粒.

    图 3  催化剂的TEM图
    Figure 3.  TEM images of catalysts

    为了进一步探究催化剂中的CoOx和载体之间的相互作用,对3种催化剂进行了氢气程序升温还原实验,所得结果如图4所示. 从图4可以看出,CoOx/SBA-15和CoOx/SiO2的TPR曲线中均可观察到2个明显的连续还原峰,其中CoOx/SiO2的还原峰出现在327°C和366°C附近,分别对应于Co3O4还原为CoO和CoO还原为金属Co两个过程[11],且第二个还原峰的强度较高,这是因为负载在SiO2上的Co3O4的颗粒粒径较大,因而CoO的还原程度较高[12]. CoOx/SBA-15的2个还原峰出现在304°C和338°C附近,且300—500°C之间的还原峰强度较低、范围较广,这归因于SBA-15的介孔结构. 虽然同为浸渍法合成,但相较于CoOx/SiO2,CoOx/SBA-15上的CoOx分散度更高、颗粒更小. 相对地,CoOx@SBA-15的TPR曲线在100—600°C 范围内未观察到明显的还原峰,仅在700°C后出现了强度较弱的还原峰,该还原峰归属于Co2+与SBA-15强相互作用形成的高分散的硅酸钴类物质的还原峰[12],表明CoOx@SBA-15中CoOx为高分散,与TEM和XRD结果一致.

    图 4  催化剂的程序升温H2还原图
    Figure 4.  H2-TPR of catalysts

    氯苯的初始浓度为0.18 mmol·L−1,催化剂的投加量为50 mg·L−1,PMS浓度为5 mmol·L−1时,分别以CoOx(14.14)@SBA-15、CoOx(16.66)/SBA-15和CoOx(13.38)/SiO2为催化剂在室温条件下进行氯苯的降解实验,所得结果如图5所示. 结果显示,3种催化剂均在活化PMS催化降解氯苯的反应中表现出较强的活性,反应120 min后,氯苯在CoOx(14.14)@SBA-15、CoOx(16.66)/SBA-15和CoOx(13.38)/SiO2 的3种催化剂上去除率分别为100%、89.3%和84.7%. 结合催化剂表征来看,SBA-15的介孔结构使得的催化活性CoOx(16.66)/SBA-15高于CoOx(13.38)/SiO2,具体来说,SBA-15的均匀孔结构有利于活性位点的分散同时还可以促进污染物在催化剂上的扩散,提高氯苯的降解效率. 而CoOx(14.14)@SBA-15的催化活性高于CoOx(16.66)/SBA-15是因为采用固相研磨法合成催化剂的过程中Co2+与模板剂P123互作用,使得CoOx高度分散在SBA-15的孔道中,形成对活性位点的限域作用[13]. 限域在孔道中的活性位点能够更高效地与PMS接触,提高PMS的活化效率,进而提高反应活性.

    图 5  不同催化剂条件下氯苯的去除率对比
    Figure 5.  comparison of catalytic activities for CB degradation using different catalysts

    氯苯的初始浓度为0.18 mmol·L−1,PMS浓度为5 mmol·L−1时,以CoOx(14.14)@SBA-15为催化剂探究催化剂投加量对CoOx@SBA-15催化PMS降解氯苯的影响,所得结果如图6所示. 催化剂投加量为50 mg·L−1和100 mg·L−1时,氯苯分别在70 min和30 min时实现完全降解,而当催化剂投加量为25 mg·L−1时,氯苯在120 min时的去除率仅为93.2%,这表明氯苯的降解速率随着催化剂投加量的增加而增大. 通过计算催化剂在最初3 min内的催化活性可以验证反应过程是否受降解中间体的竞争性吸附影响[14],催化活性计算结果如图6(b)所示. 从图6可以看出,不同催化剂投加量时的氯苯降解反应的初活性基本相同,因此该反应不受催化剂传质阻力影响.

    图 6  (a)催化剂投加量对CoOx@SBA-15催化PMS降解氯苯的影响;(b)在最初3 min内的相应初始活性
    Figure 6.  (a) Effect of catalyst dosage on CB degradation by PMS over CoOx@SBA-15 and (b) the corresponding initial activity within initial 3 min

    氯苯的初始浓度为0.18 mmol·L−1,催化剂的投加量为50 mmol·L−1,PMS浓度为5 mmol·L−1时,分别以不同负载量的CoOx@SBA-15为催化剂在室温条件下进行氯苯的降解实验,所得结果如图7所示. 从图7可以看出,当负载量为14.14%和26.02%时,CoOx@SBA-15可以在70 min内实现氯苯的完全降解,而当催化剂的负载量为8.14%时,反应120 min后氯苯的去除率仅为83%,氯苯的降解速率随着催化剂负载量的增加而增大. 图7(b)中展示的是不同负载量的CoOx@SBA-‍15催化剂的反应初活性,随着催化剂负载量的增加,催化反应在3 min内的初活性从0.368增长到2.297 mmol·L−1gCat−1min−1,这是因为负载量的增加使得催化反应的主要活性位点CoOx增多.

    图 7  (a)催化剂负载量对CoOx@SBA-15催化PMS降解氯苯的影响;(b)在最初3 min内的相应初始活性
    Figure 7.  (a) Effect of loading amount on CB degradation by PMS over CoOx@SBA-15 and (b) the corresponding initial activity within initial 3 min

    氯苯的初始浓度为0.18 mmol·L−1,催化剂的投加量为50 mg·L−1时,在其他条件不变的情况下,改变每次降解实验中氯苯和PMS的初始浓度,以进一步探究PMS在CoOx(14.14)@SBA-15上的活化机制,所得结果如图89所示. 从图8中可以看出,当PMS的浓度固定为5 mmol·L−1,氯苯的初始浓度从0.1 mmol·L−1增加至0.4 mmol·L−1时,氯苯的降解速率随之加快,反应初活性也从1.512 mmol·L−1gCat−1min−1增至3.185 mmol·L−1gCat−1min−1,这是因为随着氯苯初始浓度的增加,氯苯在CoOx(14.1)@SBA-15表面的吸附量不断增加,从而促进了氯苯的降解. 从图9中可以看出,当氯苯的初始浓度固定为0.1 mmol·L−1时,随着PMS浓度从2.5增加到10 mmol·L−1,反应初活性从1.429 mmol·L−1gCat−1min−1增至2.460 mmol·L−1gCat−1min−1,这说明PMS在催化剂表面的吸附量也会影响氯苯的降解反应.

    图 8  氯苯的初始浓度对CoOx@SBA-15催化PMS降解氯苯的影响
    Figure 8.  Effect of initial CB concentrations on CB degradation by PMS over CoOx@SBA-15
    (a)降解动力学;(b)在最初3 min内的相应初始活性(a) degradation kinetics and (b) the corresponding initial activity within initial 3 min
    图 9  PMS的初始浓度对CoOx@SBA-15催化PMS降解氯苯的影响
    Figure 9.  Effect of initial PMS concentrations on CB degradation by PMS over CoOx@SBA-15
    (a)降解动力学;(b)在最初3 min内的相应初始活性 (a) degradation kinetics and (b) the corresponding initial activity within initial 3 min

    为了进一步探究反应物在催化剂表面的吸附对反应的影响,使用Langmuir-Hinshelwood(L-H)模型对实验数据进行拟合,Langmuir吸附方程为:

    θ=bc1+bc (1)

    其中,θ、b、c分别代表吸附的反应物覆盖在催化剂表面的分数,吸附常数和反应物的浓度. 而在该反应中,可能吸附在催化剂表面的反应物有氯苯和PMS,因此假设氯苯和PMS的初始浓度分别为c1c2,当氯苯的初始浓度c1固定时,θ的计算公式为:

    θ=b1c11+b2c2+b1c1 (2)
    r1=dcdt=kθ=kb1c11+b1c1+b2c2 (3)
    1r1=1k+(1+b2c2)kb11c1 (4)

    式中,r1为氯苯的初始降解速率,k为反应速率常数,b1b2分别为氯苯和PMS的吸附常数. 从式4可以看出,当c2固定时,1/r11/c1成正比. 同理,当PMS浓度c2固定时,1/r21/c2也呈正比.

    L-H模型假设反应速率与吸附在催化剂表面的反应物浓度成正比,进而证明反应物的吸附是催化反应的速率控制步骤. 因此将1/r11/c11/r21/c2分别进行拟合,拟合结果如图8(b)和图9(b)的插图所示. 从图中可以看出,当氯苯的初始浓度改变时,1/r11/c1的线性关系良好(R2 > 0.98),同样的,当PMS的浓度改变时,1/r21/c2也呈现了良好的线性关系(R2 > 0.98),这表明氯苯和PMS在催化剂表面的吸附均在氯苯的降解过程中起着重要的作用,是反应的速率控制步骤.

    氯苯的初始浓度为0.18 mmol·L−1,PMS浓度为5 mmol·L−1,催化剂的投加量为50 mg·L−1 时,以CoOx(14.14)@SBA-15为催化剂探究反应体系初始pH氯苯降解的影响,所得结果如图10所示. 从图10可看出,当反应体系初始pH为6.0和10.0时,氯苯在70 min时可以实现完全降解,这表明CoOx@SBA-15催化剂在中性和碱性条件下都具有较高的催化活性. 然后当反应体系初始pH为3.0时,120 min时氯苯的去除率仅为54.3%,这表明酸性条件会抑制催化剂活化PMS降解氯苯,这是因为酸性条件下,H+易于HSO5-结合形成氢键,影响PMS的活化[15].

    图 10  pH对CoOx@SBA-15催化PMS降解氯苯的影响
    Figure 10.  Effect of pH on CB degradation by PMS over CoOx@SBA-15

    采用EPR技术检测反应体系中的活性自由基,具体方法见1.4,所得结果如图11所示. 从图11(a)可以看出,CoOx@SBA-15+PMS的EPR光谱图中未见明显的DMPO·-OH和DMPO·-SO4特征峰,这表明该体系中没有产生SO·4和·OH,但在该体系的光谱中出现了强度为1:2:1:2:1:2:1的7条分裂峰,这类分裂峰可归属于DMPO-X,形成原因为DMPO受单原子直接氧化,类似的EPR信号曾出现在Co2+-PMS体系中[16]. 除此之外,在CoOx@SBA-15+PMS+CB、PMS+CB、DMPO体系的EPR光谱图中还出现了3个等强度的分裂缝,此处可归属于DMPO的分裂峰[17]. CoOx@SBA-15/PMS/CB催化体系的DMPO-EPR结果表明,PMS在催化剂CoOx@SBA-15上的活化存在非自由基过程,PMS会与CoOx@SBA-15表面的活性位点结合形成亚稳态复合物,这种复合物具有强氧化活性,从而促进氯苯的氧化降解. 这也再次验证了,在氯苯的降解过程中,PMS在催化剂表面的吸附是反应的关键步骤. 为了鉴定反应体系中可能存在的其他活性自由基,使用TEMP(2,2,6,6-四甲基-4 哌啶)作为单线态氧(1O2)的捕获剂,所得结果如图11(b)所示,TEMP-EPR光谱图中出现了3个等强度的分裂峰,归属于TEMP-1O2,这表明CoOx@SBA-15/PMS/CB催化体系中存在单线态氧(1O2).

    图 11  使用(a)DMPO和(b)TEMP作为自由基自旋捕获剂的CoOx@SBA-15-PMS系统中的EPR光谱
    Figure 11.  EPR spectra in CoOx@SBA-15-PMS system using (a) DMPO and (b) TEMP

    为了进一步验证反应体系中存在的自由基种类,在反应体系中加入一定量自由基猝灭剂[18],其中甲醇(Methanol)用于猝灭SO·4和·OH,叔丁醇(tert-butanol)用于猝灭·OH,叠氮化钠(NaN3)则用于猝灭1O2,实验结果如图12所示. 与Control组相比,当反应体系中存在甲醇和叠氮化钠时,氯苯在120 min时的去除率从100%分别下降到9.3%和10.2%. 而当反应体系中存在叔丁醇时,氯苯的降解反应未被明显抑制,虽然降解速率有所下降但在90 min时可以实现完全降解. 因此反应体系中的主要活性物种是SO·41O2,·OH的作用较小.

    图 12  自由基猝灭剂对氯苯去除率的影响
    Figure 12.  Effect of different radical scavergers on CB removal

    (1)相较于传统浸渍法合成的催化剂CoOx/SBA-15和CoOx/SiO2,固相研磨法合成的催化剂CoOx@SBA-15的活性位点颗粒更小、分散度更高,因而在氯苯的降解实验中具有更高的催化活性.

    (2) CoOx@SBA-15催化活化PMS降解氯苯的反应符合Langmuir-Hinshelwood模型,表明PMS和氯苯在催化剂表面的吸附是该反应的关键步骤.

    (3)酸性条件下,H+易于HSO5-结合形成氢键,不利于PMS的活化,进而影响氯苯的降解效率.

    (4)自由基抑制试验表明CoOx@SBA-15/PMS/CB催化体系中的主要活性物种为SO·4、·OH和1O2.

  • 图 1  腐殖土固定床展示图

    Figure 1.  Structure diagram (left) and physical diagram (right) of humus soils fixed bed

    图 2  处理单元结构图

    Figure 2.  Structure diagram of processing units

    图 3  腐殖土固定床串联缺氧SBR多级反应器运作流程

    Figure 3.  Operational process of humus fixed bed series anoxic SBR multistage reactor

    图 4  各级固定床对氨气与硫化氢的处理效能

    Figure 4.  Treatment efficiency of multistage fixed beds for ammonia and hydrogen sulfide

    图 5  气体表面负荷对各级固定床处理效能的影响

    Figure 5.  Influence of gas surface loading on treatment efficiency of multistage fixed beds

    图 6  水力负荷对各级固定床处理效能的影响

    Figure 6.  Influence of hydraulic loading on treatment efficiency of multistage fixed beds

    图 7  污染物负荷对各级固定床处理效能的影响

    Figure 7.  Influence of pollutant loading on treatment efficiency of multistage fixed beds

    表 1  氨气显著性因素水平

    Table 1.  Significance factor level of ammonia

    水平 A (气体表面 负荷 m·h−1) B (水力 负荷 m·d−1) C (氨气 负荷 mg·(m3·h)−1)
    1 7 0.06 2
    2 10 0.12 5
    3 14 0.24 10
    水平 A (气体表面 负荷 m·h−1) B (水力 负荷 m·d−1) C (氨气 负荷 mg·(m3·h)−1)
    1 7 0.06 2
    2 10 0.12 5
    3 14 0.24 10
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    表 2  氨气显著性分析设计及结果

    Table 2.  Design and results of ammonia significance analysis

    编号和项目 A B C 氨气去除率
    1 1 1 1 98.5%
    2 1 2 2 98.9%
    3 1 3 3 97.3%
    4 2 1 2 95.5%
    5 2 2 3 97%
    6 2 3 1 94.3%
    7 3 1 3 94.4%
    8 3 2 1 91.7%
    9 3 3 2 93.4%
    K1 98.2 96.1 94.8
    K2 95.6 95.9 95.9
    K3 93.2 95.0 96.2
    R 5.1 1.1 1.4
    优水平 A1 B1 C3  
    编号和项目 A B C 氨气去除率
    1 1 1 1 98.5%
    2 1 2 2 98.9%
    3 1 3 3 97.3%
    4 2 1 2 95.5%
    5 2 2 3 97%
    6 2 3 1 94.3%
    7 3 1 3 94.4%
    8 3 2 1 91.7%
    9 3 3 2 93.4%
    K1 98.2 96.1 94.8
    K2 95.6 95.9 95.9
    K3 93.2 95.0 96.2
    R 5.1 1.1 1.4
    优水平 A1 B1 C3  
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    表 3  氨气方差分析结果

    Table 3.  Results of ammonia variance analysis

    方差来源 偏差平方和 自由度 均方 F 统计学差异
    A 35.449 2.000 17.725 50.570 0.002
    B 1.234 2.000 0.617 7.423 0.024
    C 4.470 2.000 2.235 13.767 0.006
    方差来源 偏差平方和 自由度 均方 F 统计学差异
    A 35.449 2.000 17.725 50.570 0.002
    B 1.234 2.000 0.617 7.423 0.024
    C 4.470 2.000 2.235 13.767 0.006
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    表 4  硫化氢显著性因素水平表

    Table 4.  Significance factor level of hydrogen sulfide

    水平 A (气体表面 负荷 m·h−1) B (水力 负荷 m·d−1) C (硫化氢 负荷mg·(m3·h)−1)
    1 7 0.06 0.5
    2 10 0.12 1
    3 14 0.24 2
    水平 A (气体表面 负荷 m·h−1) B (水力 负荷 m·d−1) C (硫化氢 负荷mg·(m3·h)−1)
    1 7 0.06 0.5
    2 10 0.12 1
    3 14 0.24 2
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    表 5  硫化氢显著性分析设计及结果表

    Table 5.  Design and results of hydrogen sulfide significance analysis

    编号和项目 A B C 硫化氢去除率
    1 1 1 1 98.1%
    2 1 2 2 98.9%
    3 1 3 3 99.1%
    4 2 1 2 98.3%
    5 2 2 3 98.8%
    6 2 3 1 97.9%
    7 3 1 3 98.6%
    8 3 2 1 98.4%
    9 3 3 2 98.5%
    K1 98.7 98.3 98.1
    K2 98.3 98.7 98.6
    K3 98.5 98.5 98.8
    R 0.4 0.4 0.7
    优水平 A1 B2 C3
    编号和项目 A B C 硫化氢去除率
    1 1 1 1 98.1%
    2 1 2 2 98.9%
    3 1 3 3 99.1%
    4 2 1 2 98.3%
    5 2 2 3 98.8%
    6 2 3 1 97.9%
    7 3 1 3 98.6%
    8 3 2 1 98.4%
    9 3 3 2 98.5%
    K1 98.7 98.3 98.1
    K2 98.3 98.7 98.6
    K3 98.5 98.5 98.8
    R 0.4 0.4 0.7
    优水平 A1 B2 C3
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    表 6  硫化氢方差分析结果

    Table 6.  Results of hydrogen sulfide variance analysis

    方差来源 偏差平方和 自由度 均方 F 统计学差异
    A 0.427 2 0.214 2.177 0.195
    B 0.382 2 0.191 2.122 0.201
    C 0.882 2 0.441 10.730 0.010
    方差来源 偏差平方和 自由度 均方 F 统计学差异
    A 0.427 2 0.214 2.177 0.195
    B 0.382 2 0.191 2.122 0.201
    C 0.882 2 0.441 10.730 0.010
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    表 7  第一级固定床实验数据

    Table 7.  Experimental data of the first stage fixed bed

    c0 /(mmol·m−3) c1 /(mmol·m−3) cα /(mmol·m−3) cβ /(mmol·m−3)
    0.351 2 0.062 2 53 978 1 734.3
    0.525 9 0.078 8 56 395 1 452.9
    0.637 1 0.092 9 53 263 1 689.3
    c0 /(mmol·m−3) c1 /(mmol·m−3) cα /(mmol·m−3) cβ /(mmol·m−3)
    0.351 2 0.062 2 53 978 1 734.3
    0.525 9 0.078 8 56 395 1 452.9
    0.637 1 0.092 9 53 263 1 689.3
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    表 8  第二级固定床实验数据

    Table 8.  Experimental data of the second stage fixed bed

    c0 /(mmol·m−3) c1 /(mmol·m−3) cα /(mmol·m−3) cβ /(mmol·m−3)
    0.062 2 0.022 1 287.86 155.00
    0.078 8 0.024 9 246.43 143.57
    0.092 9 0.030 0 375.71 179.29
    c0 /(mmol·m−3) c1 /(mmol·m−3) cα /(mmol·m−3) cβ /(mmol·m−3)
    0.062 2 0.022 1 287.86 155.00
    0.078 8 0.024 9 246.43 143.57
    0.092 9 0.030 0 375.71 179.29
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    表 9  第三级固定床实验数据

    Table 9.  Experimental data of the third stage fixed bed

    c0 /(mmol·m−3) c1 /(mmol·m−3) cα /(mmol·m−3) cβ /(mmol·m−3)
    0.022 1 0.005 9 117.86 96.429
    0.024 9 0.006 5 155.00 80.714
    0.030 0 0.008 2 240.71 167.14
    c0 /(mmol·m−3) c1 /(mmol·m−3) cα /(mmol·m−3) cβ /(mmol·m−3)
    0.022 1 0.005 9 117.86 96.429
    0.024 9 0.006 5 155.00 80.714
    0.030 0 0.008 2 240.71 167.14
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出版历程
  • 收稿日期:  2023-03-02
  • 录用日期:  2023-05-11
  • 刊出日期:  2023-08-26
潘周志, 余书瑶, 陈轶凡, 高林燕, 寿文琪, 苏子龙, 彭浩, 李逸飞, 代鸿刚, 吴军. 多级串联腐殖土固定床处理氨气硫化氢恶臭气体的机理[J]. 环境工程学报, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007
引用本文: 潘周志, 余书瑶, 陈轶凡, 高林燕, 寿文琪, 苏子龙, 彭浩, 李逸飞, 代鸿刚, 吴军. 多级串联腐殖土固定床处理氨气硫化氢恶臭气体的机理[J]. 环境工程学报, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007
PAN Zhouzhi, YU Shuyao, CHEN Yifan, GAO Linyan, SHOU Wenqi, SU Zilong, PENG Hao, LI Yifei, DAI Honggang, WU Jun. Mechanism study on the treatment of ammonia and hydrogen sulfide odor gas by multistage humus soil fixed beds[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007
Citation: PAN Zhouzhi, YU Shuyao, CHEN Yifan, GAO Linyan, SHOU Wenqi, SU Zilong, PENG Hao, LI Yifei, DAI Honggang, WU Jun. Mechanism study on the treatment of ammonia and hydrogen sulfide odor gas by multistage humus soil fixed beds[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2023, 17(8): 2635-2645. doi: 10.12030/j.cjee.202303007

多级串联腐殖土固定床处理氨气硫化氢恶臭气体的机理

    通讯作者: 吴军(1968—),男,博士,副教授,njuwujun@nju.edu.cn
    作者简介: 潘周志 (1998—) ,男,硕士研究生,852874245@qq.com
  • 南京大学环境学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,南京 210023
基金项目:
国家重点研发计划项目( 2018YFC1901404);国家自然科学基金资助项目( 51878337)

摘要: 设计了腐殖土固定床串联缺氧SBR多级反应器对填埋场臭气与渗滤液进行协同处理,以气体表面负荷、水力负荷、污染物负荷为影响因素进行正交实验,探究腐殖土固定床对氨气与硫化氢的处理效能与去除机理,并运用物料衡算的方法对腐殖土固定床去除氨气的机理进行分析。结果表明:腐殖土固定床对氨气与硫化氢的平均去除率分别为95%与98%,各因素对氨气去除率的影响大小的依次顺序为气体表面负荷>污染物负荷>水力负荷,各因素对硫化氢去除率的影响大小的依次顺序为污染物负荷>气体表面负荷=水力负荷,最佳实验条件为气体表面负荷为7 m·h−1,水力负荷为0.12 m·d−1,氨气负荷为10 mg·(m3·h)−1,硫化氢负荷为2 mg·(m3·h)−1。机理分析的结果表明多级串联腐殖土固定床对氨气去除主要是靠气相与液相的分压差 (浓度差) ,传质受进口氨气浓度、即氨气气相分压影响,此过程中气膜阻力远大于液膜阻力,近似于气膜控制过程,且各级液相氨氮等效形成的分压差距较小、气相与液相的分压差 (浓度差) 与气液有效传质面积逐级减。本研究结果可为现有的填埋场臭气处理技术上发展腐殖土固定床协同处理臭气渗滤液工艺提供参考。

English Abstract

  • 垃圾填埋场填埋作业及开采治理过程中会释放大量恶臭气体[1]。硫化氢和氨气为其主要组分,常采用生物脱臭技术对其进行处理[2]。生物脱臭法即利用填料上附着微生物的代谢作用去除臭气中污染物分子[3],主要有生物过滤和生物滴滤两种工艺形式,二者均操作便捷、运维费用低[4]。常用填料一般分为两类。一类是纤维物质,如泥炭土、树皮、干草等,多用于生物滤池技术,从而形成一种有利于透气的疏松结构,为微生物提供适当的生存环境,然而此类填料在长期运行后会产生透气性变差、填料堵塞、在大风量情况下通风阻力较强等问题[5];第二类为金属、陶瓷、塑料类填料,如陶粒、多孔空心球、鲍尔环等,多用于生物滴滤池技术,可承受较大污染负荷、不用更换滤料,但该类填料自身无法提供营养物质,需不断喷洒营养液提升微生物对臭气的处理效果[6]。腐殖土由存量垃圾筛分后得到,具有有机质质量分数高、比表面积大、生物量高的特点,已在填埋场覆盖材料与水处理填料等资源化应用方面表现优异[7-9],但运用于恶臭气体处理研究较少,多以与其他疏松生物土壤或蛭石混合的运用方式为主[10]。此外, 腐殖土作为填埋场覆盖土时除吸附作用外,对H2S、CH4等污染物也具有较高的生物降解能力[11-12]。但在实际运用中,由于腐殖土中存在大量粒径较小的细颗粒,作为填料时在大风量情况下,气体通过细颗粒的能量损失较大、通风阻力较高,会使得设备能耗增加。

    本研究拟构建多级串联腐殖土固定床,采用存量生活垃圾筛下腐殖土作为固定床生物滤池的填料,针对小气量、高浓度的氨气与硫化氢气体进行处理,研究工艺处理效能及去除机理,以期为多级串联腐殖土固定床生物脱臭技术发展提供参考。

    • 腐殖土来源于安徽省亳州市利辛县生活垃圾开挖分选后得到的20 mm筛下腐殖土,其pH为7.88,EC为1.53 mS·cm−3,AT4为12.13 mg·g−1,TOC为56.7 g·kg−1;臭气由南京市天井洼填埋场渗滤液处理站生化池上方逸散的气体混入氨气与硫化氢标准气体进行配制;正常情况下填埋场氨气与硫化氢的质量浓度分别为1~6 mg·m−3与0.1~0.5 mg·m−3,为验证腐殖土固定床对高浓度臭气的去除效果,将处理对象的质量浓度进行扩大,设置氨气质量浓度为1~12 mg·m−3,硫化氢质量浓度为0.2~2 mg·m−3;渗滤液为填埋场自身产生的老龄渗滤液,呈深褐色,其pH为7~8,COD为793.75~1 485.46 mg·L−1,[NH4+-N]为592.84~923.98 mg·L−1,TN为660.48~956.73 mg·L−1

    • 实验为中试规模,装置安装于江苏省南京市天井洼有机废弃物处理场生化池天台排气口附近,主体设为三级腐殖土固定床。恶臭气体来源于生化池天台排气口,为调节气体浓度将氨气与硫化氢标准气体进行调配,由风机进行收集与运送后经三级串联腐殖土固定床处理,净化后排空。承担臭气处理的部分主要为三级串联腐殖土固定床。三级固定床大小、结构相同,每级总高2 m、直径600 mm,其中填料层高1.50 m,体积为0.441 m3,为存量垃圾开挖后分选得到的20 mm筛下腐殖土,填料层顶端与底端设置温度传感器,便于实时监测填料层的温度变化。固定床底部铺设有碎石层,高0.20 m,用于排水与均匀布气。固定床上部设有进水管与出气管,进水管与天台下方SBR反应器出水管及水泵相联通,渗滤液进入固定床后由de20的PVC穿孔管进行布水;出气管采用de50的PVC管,联通下一级腐殖土固定床进气管。臭气进气与渗滤液出水共用一个管道,采用de63的PVC管,铺设于碎石层底部,臭气从下部进入与出水逆流接触。腐殖土固定床结构与实物如图1所示。

      以单个腐殖土固定床及其配套装置为一个处理单元,如图2所示。处理单元包括:腐殖土固定床、缺氧SBR反应器、压力过滤器等实验装置,为避免气体从出水口泄露,出水口与水封管相连通。固定床用于气液协同处理,与缺氧SBR反应器有高差,缺氧SBR反应器用于渗滤液的处理,压力过滤器用于SBR反应器的泥水分离、防止SBR内污泥进入固定床。

      中试实验装置为3个单元串联运行的系统,如图3所示。主要流程为恶臭气体主要由三级串联腐殖土固定床进行处理。从第一级固定床下方进入,自下而上的经过填料层,从固定床上方出风口排出,并进入下方进入第二级固定床,并依照该流程通过第二级、第三级固定床后排空;在此过程中,渗滤液经第一级缺氧SBR反应器处理后泵入第一级腐殖土固定床上方进水口进行布水,凭借重力自流经过填料进入第二级缺氧SBR反应器,并依照该流程依次通过第二级腐殖土固定床、第三级腐殖土固定床,得到净化。

    • 1) 实验与指标分析方法。中试实验采用半连续通风、间歇进水的方式。半连续通风指固定床进水期间不通风,确保渗滤液能够正常进入填料,进水完毕后立刻开启风机通入臭气,其中氨气与硫化氢标准气体通入稳压罐稳压后恒速释放;不通风期间关闭稳压罐与风机,停止收集臭气;间歇进水指渗滤液的进水周期为24 h,每次进水时间为1.5~6 min,此外固定床进水后自流进入下一级缺氧SBR反应器。实验主体为正交实验,根据实验设计条件选取气体表面负荷、水力负荷、污染物负荷为影响因素;考虑到实际工程运用,压力损失 (与气体表面负荷相关) 对腐殖土固定床能耗影响较大,也需评估固定床协同处理的渗滤液总量以及适用的污染物条件,故选取三者为影响因素。腐殖土固定床除进水时间外连续通入臭气,并每隔1 h对进气与各固定床出口臭气中的氨气、硫化氢浓度进行检测,缺氧SBR进水时间为0~2 h,出水时间为0~6 min,出水前1 h进入沉淀阶段,其余时间为反应时间,每隔24 h通过取样口对进出水进行检测,测定COD、[NH4+-N]和TN。此外,根据实验结果,分别以氨气与硫化氢的去除率为指标,选取气体表面负荷、水力负荷、污染物负荷为影响因素,每个因素各选取3个水平进行相关性分析,优化实验条件。

      氨气、硫化氢体积分数采用深圳市杰恩凯电子科技有限公司JEK500XT-OU-KJ2型号恶臭在线监测仪进行监测;COD采用重铬酸钾快速消解法(HJ 828-2017),[NH4+-N]的测定参照国标纳氏试剂分光光度法(HJ 535-2009)。

      2) 去除机理数学模型推导方法。去除机理方面主要针对各级固定床的传质过程进行研究,分析影响氨气传质的原因。多级串联腐殖土固定床对氨气的去除主要分为5个步骤[13]:氨气分子从气相主体扩散穿过气膜到达相界面;氨气分子穿过相界面到达液膜;氨气分子扩散穿过液膜到达液相主体;液相主体中的氨气分子水解为铵根离子;液相中的铵根离子部分被生物降解。由于本实验中渗滤液提供的氨氮总量远大于氨气总量,此外渗滤液氨氮去除率大于90%,即液相中铵根离子通过微生物硝化作用降解的量远高于气相中氨气组分通过双膜传质进入液相的量,故将氨气转化为铵根离子视为氨气组分的去除。根据双膜理论得到气液传质速率的方程为式 (1) 。

      在氨气向渗滤液传质过程中,渗滤液可看成含有氨氮等物质的水溶液。由于氨气属于易溶气体,传质阻力主要源于气膜传质过程,因此其传质过程属于气膜控制。在稳态下,总传质系数近似等于气相传质系数[14],见式 (2) 。

      式中: NA 为传质通量,mol·(m2·h)−1 p 为气相主体中的氨气的分压,Pa; pa 为与液相主体浓度 ca 呈平衡状态时的氨气的气相分压,Pa; Kg 为总传质系数,mol·(m2·h·Pa)−1 kg 为气相传质系数,mol·(m2·h·Pa)−1

      遵守气体实验定律,氨气由标准气体配制。气相主体中的氨气分压可由理想气体状态方程 (式 (3) ) 求得。

      式中: p 为气相主体中氨气的分压,Pa; V 为气体体积,m3 T 为温度,K; n 为氨气的物质的量,mol; R 为摩尔气体常数,8.314 472 J·(mol·K)−1 Q 为气体流量,m3·h−1 m 为单位时间内氨气的物质的量,mol·h−1 c 为气相主体中氨气浓度,mol·m−3

      腐殖土固定床运行过程中,配制含氨气的试验气体由底部进气顶部出气。实验气体氨气浓度随固定床填料高度增加而降低,即填料底部浓度为固定床进气浓度、填料顶部浓度为固定床出气浓度,假设氨气浓度随固定床高度的变化呈线性关系,见式 (4) 。

      h=0 时, cg=c0 ,即填料底部浓度为固定床进气浓度;当 h=h0 时, cg=c1 ,即填料顶部浓度为固定床出气浓度。代入后计算得到式 (5) 。

      由于固定床各高度上氨气的浓度不同,将固定床视为整体,根据单位时间固定床的总体氨气负荷,可得到固定床内平均氨气浓度,即为气相主体中等效氨气浓度 c ,设气相主体中等效氨气浓度 c 对应的高度为 h1 ,得到式 (6) 。

      式中: c 为气相主体中氨气浓度,mol·m−3 cg 为固定床各高度氨气浓度,mol·m−3 h 为固定床填料某位置的对应高度,m; h0 为固定床填料总高度,m; h1 为气相主体中等效氨气浓度 c 对应的高度,m; c0 为固定床进气浓度,mol·m−3 c1 为固定床出气浓度,mol·m−3 αb 为方程式系数。

      由亨利定律可得,在一定温度和平衡状态下,气体在液体里的溶解度 (用摩尔分数表示) 和该气体的平衡分压成正比,由于受实验装置与实验条件的影响,3台固定床的亨利常数不同[15],计算式见式 (7) 。

      式中: pa 为与液相主体浓度 ca 呈平衡状态时的氨气的气相分压,Pa; ca 为液相主体氨氮摩尔浓度,mol·m−3 H 为亨利常数,mol·(m3·Pa)−1

      在腐殖土固定床中,由于渗滤液是顶部进水、底部出水,导致氨氮浓度在固定床的高度上形成梯度,随高度降低而下降;填料顶部浓度即为固定床进水氨氮浓度,假设渗滤液中氨氮浓度随固定床高度的变化呈线性关系,如式 (8) 所示。

      h=0 时, cl=cβ ,即填料底部浓度为固定床出水氨氮浓度;当 h=h0 时, cl=cα ,即填料顶部浓度为固定床进水氨氮浓度。代入后得式 (9) 。

      由于固定床各高度上渗滤液氨氮的浓度不同,将固定床视为整体,根据单位时间固定床的进出口渗滤液中的氨氮浓度,可得到固定床内渗滤液的平均氨氮浓度,即为液相主体中等效氨氮摩尔浓度 ca ,设液相主体等效氨氮摩尔浓度 ca 对应的高度为 h2 ,则得到式 (10) 。

      式中: ca 为液相主体氨氮摩尔浓度,mol·m−3 cl 为固定床各高度的渗滤液氨氮的浓度,mol·m−3 h 为固定床填料某位置的对应高度,m; h0 为固定床填料总高度,m; h2 为液相主体等效氨氮摩尔浓度 ca 对应的高度,m; cα 为固定床进水氨氮浓度,mol·m−3 cβ 为固定床出水氨氮浓度,mol·m−3 cd 为方程式系数。

      在多级串联腐殖土固定床中,氨气吸收速率计算公式为式 (11) 。

      式中: ma 为氨气吸收速率,mol·h−1 c1 为固定床出气氨气浓度,mol·m−3 c0 为固定床进气氨气浓度,mol·m−3 Q 为气体流量,m3·h−1

      氨气气液传质过程中,传质通量指单位时间通过单位有效传质面积传递的物质的量,根据定义得到式 (12) 。

      式中: NA 为氨气传质通量,mol·(m2·h)−1 ma 为氨气吸收速率,mol·h−1 A 为有效传质面积,m2

      此外,由于各固定床工况不同,有效传质面积也不相同。将上述方程式进行联立,即可得到氨气出口浓度与氨气进口浓度、进出口渗滤液中氨氮浓度的关系如式 (13) 所示。

      即变形得到式 (14) 。

      通过计算各级固定床氨气出口浓度与氨气进口浓度、进出口渗滤液中氨氮浓度的关系对传质过程进行分析,确定多级串联腐殖土固定床对氨气的去除机理,推测影响固定床中氨气传质的因素。

    • 图4为各级固定床对氨气与硫化氢的处理效能。系统对氨气与硫化氢具有较好的处理效能,经三级串联腐殖土固定床处理后,氨气与硫化氢的平均去除率可达95%与98%。三级固定床对氨气与硫化氢的去除率逐级递减:第一级固定床氨气平均去除率为77%,而第二级与第三级固定床氨气平均去除率分别下降至68%与44%;第一级固定床硫化氢平均去除率为87%,而第二级与第三级固定床氨气平均去除率分别下降至77%与48%。这表明第一级固定床承担了主要的氨气、硫化氢处理效能;推测是由于实验处理的氨气与硫化氢具有小气量高浓度特点,气体通过固定床时,由于气量较小,在固定床中停留时间较长、与固定床接触充分,此外腐殖土具有较大的比表面积,可吸附与处理高浓度的氨气与硫化氢,因此氨气与硫化氢大部分在第一级固定床中得到去除,使得进入第二级、第三级固定床中的氨气、硫化氢浓度降低、气液传质效率下降。各级固定床中,硫化氢的去除率均高于氨气的去除率,这是由于固定床渗滤液中氨氮浓度较高、影响氨气的传质,同时也说明腐殖土固定床对硫化氢有更好的处理效果。

      图5为气体表面负荷对各级固定床处理效能的影响。第一级固定床氨气去除率随着气体表面负荷的升高呈下降趋势,由83.30%降至62.43%,其原因是由于在气体表面负荷较高的情况下,氨气分子在固定床内部停留时间较短,从气相与液相之间的传质时间不充分,故溶解量较少、去除率降低。第二级固定床氨气去除率随着气体表面负荷的升高呈先上升后下降趋势,推测原因为第一级固定床气去除率随着气体表面负荷的升高而下降,进入第二级固定床的氨气负荷增加,使得第二级固定床氨气分子的气液传质量增加,故去除率会短暂上升。当气体表面负荷上升到14 m·h−1 时,停留时间对去除率的影响强于氨气负荷对去除率的影响,故氨气去除率下降。第三级固定床氨气去除率随着气体表面负荷的升高呈下降-升高-下降趋势。这是由于在较小的表面负荷的情况下第三级固定床氨气去除率受氨气负荷的影响,即去除率与氨气负荷变化趋势相同,在较高的表面负荷下第三级固定床氨气去除率受气体表面负荷的影响,即气体表面负荷越大、去除率越低。而气体表面负荷对各级固定床硫化氢去除率的影响呈波动趋势,处理效能的影响不明显。

      图6为水力负荷对各级固定床处理效能的影响。三级级固定床氨气去除率随着水力负荷的升高呈下降趋势,推测是由于固定床需同时处理渗滤液中的氨氮与臭气中的氨气,在水力负荷较高的情况下,氨氮总量较高,微生物对氨氮的处理效能不足,故氨气的处理效率下降。第三级固定床氨气去除率随水力负荷的变化较为明显,这说明氨气负荷越低,去除率受水力负荷影响越大。硫化氢去除率随着水力负荷的升高变化不明显,推测是由于渗滤液中硫元素质量浓度不高,此外第一级固定床对硫化氢就有较好的去除效果 (87%) ,后两级固定床处理效能中硫化氢负荷的影响大于水力负荷的影响。因此,处理效能主要受固定床硫化氢进口浓度的影响,水力负荷的影响较小。

      图7为污染物负荷对各级固定床处理效能的影响。第一、二级固定床氨气去除率与硫化氢去除率随着污染物负荷的升高呈上升趋势,其原因是腐殖土固定床比表面积与生物量较大,对较高浓度的污染物有更好的去除效率。第三级固定床氨气去除率随着氨气负荷的升高呈先上升后下降趋势,推测是由于一、二两级固定床的处理效能随氨气负荷的升高而增强,使得进入第三级固定床的氨气浓度下降,故第三级固定床去除效能下降。由于在较高的硫化氢负荷下,绝大部分硫化氢在一、二两级固定床中得到去除,进入第三级固定床硫化氢浓度较低,去除率主要受第三级进口除硫化氢浓度的影响。

    • 1) 氨气显著性分析。依据实验结果,以氨气去除率为指标,选取气体表面负荷、水力负荷、污染物负荷3个因素,按照L9 (34) 正交表进行显著性分析,气体表面负荷水平来源于前期实验中腐殖土固定床气液逆流特性的探索,当气体表面负荷超过14 m·h−1,渗滤液无法正常下渗;水力负荷水平来源于腐殖填料生物滴滤池的适宜范围;氨气负荷水平包括填埋场氨气浓度的由低到高。因素水平见表1

      从氨气显著性分析设计及结果表可知:根据极差的大小,各因素对氨气去除率的影响大小的依次顺序为:A>C>B,即气体表面负荷>污染物负荷>水力负荷。根据每一因素实验结果的均值 (K1K2K3) 可判断因素的最优水平。A1B1C3为腐殖土固定床处理氨气的最佳条件,即气体表面负荷为7 m·h−1,水力负荷为0.06 m·d−1,氨气负荷为10 mg·(m3·h)−1。分析结果见表2

      方差分析结果表明:根据方差的大小,各因素对氨气去除率的影响大小的依次顺序为气体表面负荷>污染物负荷>水力负荷。三者对实验结果的影响均有统计学差异 (p<0.05),其中气体表面负荷的影响性较为显著,其F值远远高于污染物负荷与水力负荷,故气体表面负荷为主要影响因素。结合上文的分析,提高污染物浓度与降低气体表面负荷均可提升氨气的去除率,从而证明腐殖土固定床适合小气量高浓度氨气的处理。分析结果见表3

      2) 硫化氢显著性分析。依据实验结果,以硫化氢去除率为指标,选取气体表面负荷、水力负荷、污染物负荷3个因素,按照L9 (34) 正交表进行显著性分析,硫化氢负荷水平包括填埋场硫化氢浓度的由低到高。因素水平见表4

      从显著性分析设计及结果可知:根据极差的大小,各因素对硫化氢去除率的影响大小的依次顺序为C>A=B,即污染物负荷>气体表面负荷=水力负荷。根据每一因素实验结果的均值 (K1K2K3) 可判断因素的最优水平。A1B2C3为腐殖土固定床处理硫化氢的最佳条件,即气体表面负荷为7 m·h−1、水力负荷为0.12 m·d−1、硫化氢负荷为2 mg·(m3·h)−1。分析结果见表5

      方差分析结果表明,根据方差的大小,各因素对硫化氢去除率的影响大小的依次顺序为:污染物负荷>气体表面负荷>水力负荷,但仅污染物负荷有统计学差异 (p<0.05) 。气体表面负荷、水力负荷的p均大于0.05,可认为气体表面负荷与水力负荷对硫化氢的去除没有明显影响。结合上文分析,可在保证去除率的前提下,提高污染物浓度、降低气体表面负荷,实现小气量高浓度硫化氢的处理,以达到更经济的处理效果。分析结果见表6

      综合显著性分析的结果得出:气体表面负荷为7 m·h−1、水力负荷为0.06 m·d−1、氨气负荷为10 mg·(m3·h)−1、硫化氢负荷为2 mg·(m3·h)−1为腐殖土固定床的适宜工况,从而证明其对于小气量高浓度臭气有良好的处理效果。此外,较低的气体表面负荷下固定床通风阻力较小、能量损失较低,能以低能耗达到更好的处理效果,适合大规模工程化运用。

    • 用X、Y、Z取代系数,式 (14) 变化为式 (15) 。

      式中: X=1ARTkgh0Qh0+ARTh1kg Y= Akgh2H(Qh0+ARTh1kg) Z=h0Akgh2H(Qh0+ARTh1kg)

      在单级固定床中,由于工况相同,气液有效传质面积A与亨利系数H保持不变。根据实验结果可得到式中3台固定床在共同运行时的系数数据见表7~9。将数据带入式 (15),得到第一级、第二级、第三级固定床的浓度关系式分别为式 (16)~(18) 。

      在同一级固定床中,对比参数X、Y、Z可发现 XZ>Y ,这说明进口氨气浓度、即氨气气相分压对氨气去除的影响远远大于渗滤液中氨氮浓度的影响,因此氨气传质阻力主要来源于气膜、液相传质阻力相对较小,从而证明氨气组分去除过程为气膜控制过程。三级固定床对氨气的去除率可分别表示为式 (19)~(20) 。

      在三级固定床中,随着级数的增加, X 的值逐渐增大、 1X 的值逐渐减小,即氨气去除率逐级减小;带入实验数值后可发现渗滤液氨氮浓度对出口氨气浓度的影响也逐级减小,其原因为气相与液相的分压差 (浓度差) 逐级减小,使得传质推动力降低,去除率下降,且腐殖土固定床对渗滤液中氨氮的生物降解效果较好、各级固定床液相氨氮等效形成的分压差距较小。此外,由 X=1ARTkgh0Qh0+ARTh1kg 可得,由于等式右边只有气液有效传质面积A为变量, X 值越大,A值越小,在三级固定床中 X 值逐级增大、A值逐级减小。这说明系统运行时气液有效传质面积逐级减小,第一级最大、第二级次之、第三级最小。因此,多级串联腐殖土固定床对氨气去除主要是靠气相与液相的分压差 (浓度差) ,各级液相氨氮等效形成的分压差距较小、气相与液相的分压差 (浓度差) 与气液有效传质面积逐级减小。

    • 本研究使用多级串联腐殖土固定床,在协同渗滤液处理的情况下对恶臭气体进行净化脱臭,探究腐殖土固定床对氨气与硫化氢的处理效能与去除机理,通过显著性分析对腐殖土固定床处理氨气与硫化氢的条件进行优化,并运用物料衡算的方法对腐殖土固定床去除氨气的机理进行分析。实验表明,在合适的气体表面负荷、水力负荷、污染物负荷下,氨气与硫化氢的平均去除率分别为95%与98%,各因素对氨气去除率的影响大小的依次顺序为气体表面负荷>污染物负荷>水力负荷,各因素对硫化氢去除率的影响大小的依次顺序为污染物负荷>气体表面负荷=水力负荷,最佳实验条件为气体表面负荷为7 m·h−1,水力负荷为0.12 m·d−1,氨气负荷为10 mg·(m3·h)−1,硫化氢负荷为2 mg·(m3·h)−1。机理分析的结果表明多级串联腐殖土固定床对氨气去除主要是靠气相与液相的分压差 (浓度差) ,传质受进口氨气浓度、即氨气气相分压影响,此过程中气膜阻力远大于液膜阻力,近似于气膜控制过程,且各级液相氨氮等效形成的分压差距较小、气相与液相的分压差 (浓度差) 与气液有效传质面积逐级减小。

    参考文献 (15)

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