杨 卉,杨本芹,杨金明,王清作,李绪坤,莫倩雯,潘学军 (昆明理工大学环境科学与工程学院,云南 昆明650500)

垃圾渗滤液两级DTRO浓缩液生物蒸发处理研究

杨 卉,杨本芹*,杨金明,王清作,李绪坤,莫倩雯,潘学军 (昆明理工大学环境科学与工程学院,云南 昆明650500)

以生物膜海绵为微生物载体和膨胀剂,餐厨垃圾为补充碳源,生物蒸发处理垃圾渗滤液两级DTRO浓缩液.同时优化了生物蒸发过程中的COD浓度、最佳通风速率和每轮的投加量.结果表明:生物蒸发处理垃圾渗滤液浓缩液是可行的,且COD浓度越高,生物蒸发效果越佳,当COD浓度为160g/L时,四轮堆体最高温为72℃,水分总去除率为85.2%;虽然低风速堆体温度相对较高,但水分去除相对较少.所以综合堆体温度及水分去除效果,选择通风速率为0.5L/min作为生物蒸发最佳风速;混合液投加量为85%时水分和VS的去除效果最佳,所以选择最佳投加量为85%.

生物蒸发；垃圾渗滤液浓缩液；餐厨垃圾；生物膜海绵

随着社会经济的快速发展和人民生活水平的不断提高,我国城市生活垃圾产生量每年以约10%的速度迅猛增长[1].据统计,2013年我国城市垃圾产量约1.72亿吨,无害化处理率为89.3%[2],现常用的城市生活垃圾处理技术中卫生填埋应用最早且使用最广泛[3-7],但其会生成色度高,恶臭,毒性大,污染物成分复杂多变,难处理的渗滤液[8].在垃圾渗滤液的处理工艺中,两级 DTRO (Disc-Tube Reverse Osmosis)是国内外近年来运用较多且具有发展潜力的工艺,但其工艺会产生污染物浓度更高、处理难度更大、处理成本更高的 20%～25%的浓缩液[9-13].而目前国内外浓缩液的处理有回灌、焚烧、固化、蒸馏干燥和真空干燥等方法,但与回灌法相比,其他方法的设备投资和运行费用都非常昂贵,相当于膜处理设备总投资的 1/2,所以浓缩液常用回灌处理[14-15],但回灌不能完全消除渗滤液,仍有部分渗滤液须外排等处理,而且由于渗滤液在垃圾层中的不断循环,会导致其氨氮、重金属和盐的不断积累[16-17].因此急需寻求一种经济有效的处理方法以突破垃圾渗滤液浓缩液处理的瓶颈.

“生物蒸发(Bioevaporation)”一词最初是由杨本芹等在2013年提出来的,是一项处理高浓度有机废水的新兴技术,该技术是在生物干化[18-20]和堆肥[21-22]的基础上发展起来的,主要利用高浓度有机废水本身所具有的有机物好氧降解释放的代谢热来蒸发废水,达到废水中有机物和水分的同步去除[23],此技术经济、节能、环保.因此,可以考虑用该技术对浓缩液进行处理.杨本芹等[23-26]研究中,生物干化污泥和生物膜海绵[27-28]均可用作生物蒸发的微生物载体和膨胀剂.因生物膜海绵质轻、价廉、自身无异味,且其性质结构稳定,无生物毒性,耐老化,可进行回收和重复利用,所以本研究用生物膜海绵作微生物载体和膨胀剂.

当用生物膜海绵作微生物载体和膨胀剂时,要求废水COD浓度最低为200g/L[25],因此,要实现生物蒸发处理浓缩液首先需要解决浓缩液碳源不足的问题,而餐厨垃圾本身作为一种难处理高浓度有机废水[23],且已被证实可用生物蒸发处理,所以可考虑外加餐厨垃圾作为补充碳源,实现浓缩液和餐厨垃圾的联合处理.

本研究首次尝试将浓缩液与餐厨垃圾混合进行生物蒸发联合处理,研究生物蒸发处理浓缩液的可行性,同时优化适合生物蒸发的最佳通风速率和投加量(下一轮添加的浓缩液和餐厨垃圾相对于上一轮添加的浓缩液和餐厨垃圾的比值).

1 材料与方法

1.1 实验材料

本研究所处理的垃圾渗滤液浓缩液(Concentrated landfill leachate, LH)是两级DTRO工艺产生的,取自云南省“通海县垃圾渗滤液处理站”;活性污泥取自昆明市一个污水处理厂(AA/O工艺),餐厨垃圾(Food waste, FW)取自昆明理工大学学生食堂,包含米饭、面条、蔬菜、肉类等,将其用搅拌机(HR2094)搅碎至直径小于1mm,实验材料相关参数见表1.

表1 活性污泥、垃圾渗滤液浓缩液和餐厨垃圾相关性质参数Table 1 Characteristics of the activated sludge, concentrated landfill leachate and food waste

1.2 实验装置

因泡沫具有质轻、保温性能良好且不渗水的特性,所以本研究采用容积为4.92L的泡沫盒子(长×宽×高:275mm×225mm×325mm,厚壁50mm)[22]作为批式生物蒸发反应器.实验整体密闭进行,通过直径为 4mm的硅胶管经空气泵(DY-120V150)连接气体流量计再连接到反应器底部的曝气球通入空气,堆体温度通过插入到堆体内部的温度探头每15min瞬时测定,探头连接连续温度记录仪,反应器盖子内填充脱脂棉,用于吸收反应蒸发的水蒸气,防止水蒸气冷凝再次回到堆体中,反应器外围包裹 40～60mm厚的棉花进行保温,防止热量的散失.生物蒸发实验装置示意见图1.

图1 生物蒸发实验装置Fig.1 The reactor system of the bioevaporation process

1.3 实验方法

1.3.1 生物膜海绵的制备 将聚氨酯海绵用搅拌机搅碎至直径为 1～2mm 的细小颗粒,放入18.84L有机玻璃反应器(D=200mm,H=600mm,壁厚 3mm)中,加入 COD为 850mg/L的合成废水

[29-30],再接种一定量的活性污泥使圆柱形反应器中的 MLVSS为 300～400mg/L,在圆柱形反应器底部放置曝气盘按2L/min的速度曝气.以28L/ min的速度用蠕动泵(BT100-1L-A)加入合成废水,连续培养 4-7d,便可在海绵表面形成一层生物膜.将海绵从反应器中取出,挤去水分,便可作为生物蒸发的微生物载体和膨胀剂[25].

1.3.2 生物蒸发处理浓缩液的可行性实验 将111.33,87.02,60.62,31.72g的浓缩液分别与 14.8, 43.49,74.72,108.85g的餐厨垃圾混合调节 COD浓度为 40,80,120,160g/L,同时选取 115g去离子水(COD=0g/L)、123.88g浓缩液(COD=18g/L)和146.31g餐厨垃圾(COD=200g/L)作对比再分别与286g准备好的生物膜海绵(含水率为79%)混合均匀置于 7个反应器中进行多轮生物蒸发.此组实验中,通风速率为 0.3L/min,投加量为 100% (每轮投加相同质量的去离子水、浓缩液和餐厨垃圾).

1.3.3 通风速率优化 将 126.88g的浓缩液与435.4g餐厨垃圾混合调节COD浓度为160g/L,再与准备好的1144g生物膜海绵(含水率为78%)混合均匀平均分成4份置于4个反应器中,设定四组不同的通风速率(0.1,0.3,0.5,0.7L/min)进行多轮生物蒸发.此组实验中,投加量为100%.

1.3.4 投加量优化 将 181.74g的浓缩液与169.53g餐厨垃圾混合调节COD浓度为160g/L,再与660g准备好的生物膜海绵(含水率为80%)混合均匀平均分成三份置于 3个反应器中,设定三组不同投加量(下一轮投加量为上一轮浓缩液和餐厨垃圾投加量的 95%、90%、85%)进行多轮生物蒸发.此组实验中,通风速率为0.3L/min.

1.4 取样及分析方法

生物膜海绵培养前后,通过蛋白浓度的测定[25]定量海绵上附着的生物膜:称取 1g含水率为80%的海绵放入50mL离心管中,加入25ml去离子水,用1mol/L的NaOH调pH到12,在室温下用恒温振荡器(ZWY-2102C)振荡6h后取1mL混合液在4℃、10000r/min的高速离心机(Beckman Allegra 64R)下离心10min,上清液用考马斯亮蓝法测定蛋白浓度,在595nm下用紫外分光光度计(L5S)读取吸光度,蛋白浓度通过蛋白标准曲线计算可得.同时选取海绵培养前后冷冻干燥(FD-1A-50)样品进行扫描电镜(Nova Nano SEM 450)分析,观察海绵培养前后表面的形态.

每轮实验待堆体温度达到室温进行补料,同时测定反应前后堆体质量、体积、含水率(Moisture content, MC)、挥发性有机物(Volatile solids, VS)和自由空域(Free air space, FAS)[30-32]:反应前后将堆体混合均匀,取 2个平行样在105

℃烘箱(202系列)中烘 24h,再将烘干后样品于550℃马弗炉(SX2-8-10NP)煅烧3h,通过恒重法计算 MC、VS.生物蒸发去除的水分(mH2O),降解的VS(mVS)和堆体FAS变化由以下(1)(2)(3)公式可得[25],

式中:m初始,m结束,MC初始,MC结束,VS初始, VS结束,BD分别为生物蒸发前后堆体总固体干重,水分,挥发性有机物和密度;dw,dVS,dASH为水,挥发分,无机组分的密度,值分别为1.0×103,2.5×103,1.6×103kg/m3.

2 结果与讨论

2.1 生物膜海绵扫描电镜分析

图2为生物膜海绵培养前后3000倍扫描电镜下表面的形态,可以看出培养前(A)海绵表面是平整且相对光滑的,培养一周后(B)海绵表面布满了粘膜状的物质,说明海绵培养后表面附着了微生物及细胞聚合物,培养后海绵表面的生物膜通过蛋白测定得蛋白浓度为19.8mg/g TS海绵.

2.2 生物蒸发处理浓缩液可行性实验

图3(A)为堆体的温度变化.从图中可以看出,第一轮堆体温度相对较低,且每一轮的处理时间随着实验的进行而缩短.这是由于随着生物蒸发的进行逐渐驯化出了大量适应降解混合液的中、高温微生物,从而减短了每一轮的启动时间以及反应时间,其中第一轮因缺乏中、高温微生物导致堆体温度相对较低[23].另外从图中还可以看出随着混合液 COD浓度的增加,堆体温度也随着增高,因为 COD浓度更高的混合液中加入了更多的 VS,微生物好氧降解释放的代谢热也更多.其中当混合液COD浓度为160g/L时,四轮堆体温度最高为 44～72℃,高温(40～72℃)持续时间为1.02～1.37d.

图2 3000倍扫描电镜下的聚氨酯海绵: (A)培养前新鲜海绵; (B)培养后附着生物膜的海绵Fig.2 SEM images of the sponge surface at 3000× magnification: (A) sponge without biofilm before culture; (B) biofilm-developed sponge after culture

图3(B)、(C)为堆体单轮水分的去除,图3(D)为四轮水分的总去除.从图中可以看出,与图3(A)堆体温度曲线相对应,随着混合液 COD浓度的增加,生物蒸发去除的水分也更多,且因第一轮微生物好氧代谢产生的热量较少,堆体去除的水分也相对较低.COD 浓度为 0,18,40,80,120,160, 200g/L,四轮堆体总的水分去除率依次为 16.0%, 19.6%,24.0%,35.9%,53.8%,85.2%,97.4%,其中单轮每组实验添加的混合液中均含115g水,四轮总含460g水.

图 3(E)为堆体密度的变化.从图中可以看出COD浓度越小,堆体密度变化越大,这是因为COD浓度越低,水分去除率越低,水分在堆体内积累越多,致使质量变大,而体积变化不大.高 COD浓度密度变化不大说明生物蒸发可有效继续进行.COD浓度为 0,18,40,80,120,160,200g/L,实验初始至实验结束堆体密度分别从 116.76, 121.11,119.20,126.55,121.90,133.72,126.01g/L上升到 225.42,249.80,230.86,210.88,178.77,160.86, 132.17g/L.

以上分析结果可得COD浓度越高,生物蒸发效果越佳.然而虽然对比实验(餐厨垃圾: COD=200g/L)水分去除率更高,但其没有实现对浓缩液的处理.所以当浓缩液与餐厨垃圾的混合液COD为160g/L时,可以实现生物蒸发处理.以上证明生物膜海绵作为微生物载体和膨胀剂生物蒸发处理垃圾渗滤液浓缩液是可行的.

图3 生物蒸发处理浓缩液的可行性实验Fig.3 The feasibility of bioevaporation treatment of concentrated landfill leacahte

2.3 不同通风速率优化

图 4(A)为堆体的温度变化.从图中可以看出低风速下,堆体温度相对较高;高风速下,堆体温度反而较低.这是由于四组实验中加入的 VS一致,不同通风速率下微生物均能保持一定活性降解 VS产生代谢热,然而风速过低导致供氧不足而过高的风速会带走过多的热量而导致堆体温度相对较低,从而影响生物蒸发的进行.生物蒸发14d后,风速为0.1,0.3,0.5,0.7L/min堆体的最高温分别可达 50.4～67.3、45.6～71.3、43.3～66.4、37.9～60.3℃.风速为0.7L/min,第二、三、四轮堆体更早达到最高温,因为高风速使堆体可降解有机物迅速降解,更快达到高温.

图 4(B)、(C)为堆体单轮水分的去除,4(D)为四轮水分的总去除.从图中可以看出,风速越高,去除的水分越多;风速越低,去除的水分越少.结合堆体温度曲线,风速越高堆体温度越低,但水分去除越高,说明高风速下去除的水分部分由代谢热蒸发,而其余更多由于风干作用,同时高风速会产生高能耗;而风速越低一方面导致供氧不足,另一方面被蒸发的水分不易被通风带出反应堆体,部分水蒸气冷凝返回堆体.生物蒸发14d后,风速为0.1,0.3,0.5,0.7L/min,水分总的去除率依次是 59.4%、86.9%、92.8%、99.9%,其中单轮添加的混合液含 115g水,四轮总含460g水.

图 4(E)为堆体密度的变化.从图中可以看出堆体密度都在降低,且风速越高,堆体密度变化越小.这是因为风速越高,水分去除的越多,堆体内水分累积较少,堆体质量和体积都变化不大,致使风速越高堆体密度变化越小.生物蒸发14d后,风速为0.1,0.3,0.5,0.7L/min,堆体密度分别由131.05, 138.72,131.93,119.13g/L上升到 165.25,170.86, 146.00,134.05g/L.

图4 不同通风速率优化Fig.4 Optimization of the airflow rate

以上分析可得风速为0.3,0.5,0.7L/min时,基本能实现混合液的处理,综合堆体温度及水分去除,选择0.5L/min为生物蒸发的最佳风速.

2.4 不同投加量优化

图5(A)为温度变化.从图中可以看出,相比第二、三轮,第一轮堆体温度相对较低;第二、三轮三组投加量(95%、90%、85%)堆体温度相当,且最高温都出现在第二轮,分别为63.9,64.2,64.1℃.第四、五轮,投加量为95%时堆体温度最高,投加量为 90%、85%的堆体温度相对较低且相当.这是由于投加量为95%时,加入的VS最多,微生物分解碳源产生的代谢热更多.

图5 投加量优化Fig.5 Optimization of the addition

图5(B)为FAS变化.从图中可以看出堆体的FAS都在降低,这是因为随着反应的进行,水分在堆体内累积,使得MC都在增大,载体内部的空隙被累积的水分充满,所以FAS在逐轮减小.其中投加量为 95%的降低幅度更大,这是由于浓缩液和餐厨垃圾投加太多,会使生物膜海绵的湿度过高,导致液膜过厚,增大氧的传质阻力,降低氧的扩散速率[34-35]从而影响生物蒸发效果.而水分去除效果越差,MC变化更大.而投加量为85%的降低幅度最小,说明能继续有效的进行多轮生物蒸发.

图5(C)为单轮水的去除率.图5(D)为五轮水的总去除.从图 5(C)可以看出第一轮三组实验水分的去除率相对较低,不到60.0%,第二、三、四、五轮投加量为 85%时水的去除率最高,可达73.1%.而投加量为 95%时堆体温度相对更高,但水的去除率相对较低,是由于投加量为 95%时加入的水分也更多,导致 FAS减少,影响氧气传质,生物蒸发效果相对较差.实验结果可得投加量为95%、90%、85%五轮总的水分去除率分别为51.2%、53.4%、58.1%,其中五轮投加的混合液中总含水分别为452.44、410、371g.

图5(E)为单轮VS的去除率,图5(F)为五轮VS总去除.从图5(E)可以看出,第一轮消耗的VS相对较少,第一、二、三、五轮,投加量为85%的VS的去除率最高,投加量为 95%和 90%的相对次之.从图5(F)可得投加量为95%、90%、85%五轮VS的总去除率分别为51.6%、54.9%、59.5%.其中五轮投加的混合液中总含VS分别为63.53、57.59、52.21g.

由以上分析可得,投加量为85%时,堆体水分和 VS去除效果最佳,且生物蒸发可继续有效进行,所以选择生物蒸发最佳投加量为85%.

3 结论

3.1 垃圾渗滤液浓缩液能实现生物蒸发处理,且随着 COD浓度的增加,堆体温度随着增高,去除的水分也更多.COD浓度为160g/L时,四轮堆体温度最高可达 72℃,高温(40～72℃)持续时间为1.02～1.37d,堆体水分总去除率为85.2%.

3.2 COD浓度为 160g/L,投加量为 100%时,综合堆体温度和水分的去除效果,最理想的通风速率为0.5L/min,该风速下,堆体最高温可达66.4℃,水分总去除率为 92.8%,同时反应前后密度变化幅度较小,生物蒸发可继续有效进行.

3.3 COD浓度为 160g/L,通风速率为 0.3L/min时,最佳投加量为 85%,该投加量下,堆体最高温可达64.1℃,五轮水分和VS总去除率分为58.1%和59.5%.同时,反应前后FAS变化幅度较小,生物蒸发可继续有效进行.

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Bioevaporation treatment of concentrated landfill leachate from two-stage DTRO.

YANG Hui, YANG Ben-qin*,

YANG Jin-ming, WANG Qing-zuo, LI Xu-kun, MO Qian-wen, PAN Xue-jun (Faculty of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650500, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3437～3445

Bioevaporation treatment of concentrated landfill leachate, which was collected from two-stage DTRO (Disc-Tube Reverse Osmosis), has been conducted. Sponge-biofilm was used as the microbial carrier and bulking agent, and food waste (FW) was used as the supplementary carbon source. Meanwhile, the conditions of COD, airflow rate and addition of the mixture in each cycle were also optimized. The results indicated that the concentrated landfill leachate could be effectively treated by the bioevaporation process. The bioevaporation performance was improved with the increase of mixture COD. The water removal with 85.2% was observed in the trial with mixture COD of 160g/L and highest temperature of 72oC. When pile was under lower airflow rate, the higher temperature and less water removal were observed. Comprehensive consideration of the pile temperature and water removal, airflow rate with 0.5L/min was chosen as the optimal airflow rate in the bioevaporation process. The highest water and VS removal was achieved with addition rate of 85%, thus addition rate of 85% was thought to be the optimal addition.

bioevaporation；concentrated landfill leachate；food waste；sponge-biofilm

X705

A

1000-6923(2017)09-3437-09

2017-02-17

国家自然科学基金(51608241)

* 责任作者, 副教授, ynybq87@kmust.edu.cn

杨 卉(1991-),云南怒江人,昆明理工大学硕士研究生,主要从事生物蒸发处理高浓度有机废水.