文章信息
- 邬振江, 颜成, 杨德坤, 梁剑茹, 王电站, 周立祥
- WU Zhenjiang, YAN Cheng, YANG Dekun, LIANG Jianru, WANG Dianzhan, ZHOU Lixiang
- 大型餐厨垃圾处理厂沼液处理工艺的运行效果分析
- Investigation on purification efficiency of anaerobically digested slurry of restaurant food wastes from a large-scale treatment plant
- 南京农业大学学报, 2020, 43(3): 485-491
- Journal of Nanjing Agricultural University, 2020, 43(3): 485-491.
- http://dx.doi.org/10.7685/jnau.201905028
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文章历史
- 收稿日期: 2019-05-17
2. 南京贝克特环保科技有限公司, 江苏 南京 211505
2. Nanjing BACT Environmental Solutions Co. Ltd., Nanjing 211505, China
餐厨垃圾(restaurant food waste, RFW)是指餐饮商户(宾馆、酒楼、企事业单位食堂等)在食物加工和饮食消费后产生的食物残余, 也称为泔脚[1]。而厨余垃圾(household food waste, HFW)则主要指居民家庭生活中产生的食物残余, 是城市生活垃圾分类出来的“湿垃圾”的主要成分。餐厨垃圾主要包括米、面食物残余和蔬菜、动植物油、肉骨等, 从化学成分来说, 有淀粉、纤维素、蛋白质、脂类和无机盐等[2]。由于有机质含量高, 因此极易腐烂变质、散发恶臭、传播疾病而污染环境。目前, 我国城市每年餐厨垃圾产生量在6 000万t以上[3-4], 并逐年递增。为杜绝环境污染和源于餐厨垃圾的“地沟油”重上餐桌, 2010年, 国家发展改革委、财政部、住房城乡建设部启动了国家餐厨垃圾无害化处理与资源化利用试点城市建设, 迄今已批准5批共100个城市为试点城市, 许多非试点城市也建设餐厨垃圾处理厂以集中处理餐厨垃圾。
目前, 我国餐厨垃圾处理和资源化利用的主要方式有:厌氧消化提高生物质能的转化[5]、高温好氧堆肥生产有机肥以及预处理后作为饲料等[6]。其中, 厌氧消化产沼气是主要处理工艺, 占70%以上。随着厌氧消化的进行, 消化产物(沼液)脱水性能或固液分离性能不断恶化[7], 沼液的净化始终成为该类企业的环保难题。因为沼液属于高总固体含量(30 000~40 000 mg·L-1)、高化学需氧量(COD, 20 000~30 000 mg·L-1)、高NH4+-N(1 500~4 000 mg·L-1)、高盐分(10 000~20 000 mg·L-1)的高浓度有机废水。将沼液作为液体肥料[8]或作为微藻培养基[9]在实际应用中有极大困难; 将沼液送往垃圾填埋场与垃圾渗滤液混合处理[10], 对许多餐厨垃圾处理厂而言条件并不具备。因此, 就地深度净化处理达标排放或达到纳管网要求是一个必需的选择。然而, 近10多年来餐厨垃圾厌氧消化的研究主要集中在如何提高发酵效率上, 涉及沼液深度净化处理的研究甚少, 且相关研究主要还是实验室的小试与中试处理[1,10-13], 将餐厨沼液净化达标的成功案例极为少见。目前, 对影响其净化效果因素的报道也甚少。
充分了解餐厨垃圾沼液深度净化的典型工艺运行效果、分析存在的问题, 对于优化或改造沼液处理工艺及餐厨垃圾处理厂稳定运行具有重大意义。因此, 本文以处理工艺具有广泛代表性的河北省某大型餐厨垃圾处理厂(300 t·d-1)为研究对象, 介绍了其典型的餐厨垃圾处理工艺路线, 分析了沼液处理效果及存在的问题, 在此基础上提出初步解决方案, 为已建成或待建的餐厨垃圾处理厂沼液达标处理工艺的选择或优化提供技术参考。
1 材料与方法 1.1 处理设施与工艺概况该餐厨垃圾处理厂位于河北省, 一期设计餐厨垃圾日处理量300 t, 工艺流程为:餐厨垃圾收集至中心后, 经分拣(人工、机械)→制浆→120 ℃高温蒸煮→三相分离提油(卧式螺旋离心机)→水渣混合冷却降温后进入全混式搅拌高温(55 ℃)厌氧罐(CSTR)产沼→混合液二相分离(卧式螺旋离心机)→气浮池→分离液混凝沉淀→第1级沉淀池→第1级A(厌氧池, ABR)/O(好氧池)→第1级接触氧化池→第2级沉淀池→第2级A/O →第2级接触好氧池→污泥池→超滤系统→排入管网。二相分离后的固相(沼渣)通过螺杆输送机进入槽式堆肥系统进行高温堆肥, 沼渣水分含量85%左右, 采用大量的小麦壳或碎秸秆作为调理剂。
1.2 餐厨沼液基本性质及其设计处理量与进出水水质厌氧发酵罐为2个连续CSTR, 每个容积5 000 m3, 采用湿式高温厌氧发酵工艺, 进料浆液浓度(TS)为10%左右, 水力停留时间(HRT)约为35 d。发酵过程中产生的沼气进入沼气净化系统后用于发电供本厂生产使用。每天排出的沼液沼渣混合液(以下简称餐厨沼液)进入后续污水处理系统。污水处理系统处理量为300 t·d-1, 其中93%来自于餐厨沼液, 7%来自于本厂生活污水、洗车废水、生产冲洗水及其他废水。二相分离后的沼液和废水经集水池汇总, 再经系列预处理后(气浮+混凝沉淀)进入生化系统(即两级A/O, 总有效池容2 500 m3, 设计HRT约8 d)及后续的膜处理系统。因处理困难, 实际污水处理量仅为150 t·d-1, 生化池实际HRT约16 d。沼液的基本理化性质、生化系统的进水水质和最终膜处理后出水水质见表 1。
| 指标 Index |
pH值 pH value |
NH4+-N含量/(mg·L-1) NH4+-N content |
COD含量/(mg·L-1) COD content |
TN含量/(mg·L-1) TN content |
TP含量/(mg·L-1) TP content |
SS含量/(mg·L-1) SS content |
盐分含量/(mg·L-1) Salinity content |
色度 Chroma |
| 设计进水 Designed influent |
6~9 | 2 500 | 25 000 | 3 500 | 200 | 1 500 | — | — |
| 原沼液实际进水 Actual influent |
8.26 | 3 512 | 29 440 | 3 857 | 433 | 26 400 | 14 100 | 1 500 |
| 设计出水 Designed effluent |
6~9 | 30 | 300 | 70 | 5 | 230 | — | — |
| 实际出水 Actual effluent |
7.77 | 895 | 3 100 | 1 246 | 9.89 | 760 | 6 800 | 200 |
| 注: “—”:不做要求No requirement; COD:化学需氧量Chemical oxygen demand; TN:总氮Total nitrogen; TP:总磷Total phosphorus; SS:悬浮固体Suspended solid. | ||||||||
为分析该工艺各单元处理效果, 于2017和2018年多次从厌氧发酵罐的沼液排出口、集水池、气浮池出水、混凝沉淀后出水、第1级A/O系统A池出水、第1级A/O系统O池(好氧池)出水、第2级A/O系统O池出水、超滤出水等工位采集水样, 所有样品都在低温保存下送实验室于48 h内完成各指标的测定。所有样品的测定均分为2部分:一部分直接测定原样的所有水质指标(总浓度); 另一部分则在25 ℃、14 000 g离心10 min, 重复离心3次后得到上清液, 测定溶解性指标, 包括溶解性化学需氧量(SCOD)、溶解性氨氮(SNH4+-N)、溶解性总氮(STN)、溶解性总磷(STP)及盐分, 各样品均进行3个平行处理。
1.4 测定方法水质指标COD、NH4+-N、TN、TP、色度、SS含量的测定分别采用重铬酸钾法、纳氏试剂分光光度法、过硫酸钾氧化-紫外分光光度法、钼锑抗分光光度法、稀释倍数法与重量法; pH值采用PHS-3C精密pH计(雷磁)测定; 盐分与MLSS、MLVSS均采用重量法测定。
2 结果与分析 2.1 餐厨垃圾沼液水质及处理总体效果表 1显示了餐厨沼液经过两相固液分离、气浮和混凝沉淀等物化处理, 两级A/O生化处理(实际HRT约16 d)及经进一步超滤后得到的实际出水水质与原沼液和设计进出水水质。结果表明:餐厨沼液是高氨氮(超过3 500 mg·L-1)、高COD(约30 000 mg·L-1)、高TS(约38 000 mg·L-1)、高SS(26 400 mg·L-1)、高磷(433 mg·L-1)、高盐分(14 100 mg·L-1)的有机废水。现场调查发现, 即使经过二相固液分离、气浮和混凝预处理, 进入生化池的沼液SS含量仍高达3 600 mg·L-1, 远不能达到设计进水水质(1 500 mg·L-1), 氨氮含量也超过设计值(2 500 mg·L-1)。经过16 d的生化处理以及超滤后, 虽然最终出水NH4+-N、COD、TN、TP和SS含量分别减少74.5%、89.5%、67.7%、97.7%和97.1%, 但仍严重超标, 分别是设计出水浓度的29.8、10.3、17.8、2.0和3.3倍, 其中以氨氮和总氮去除率最低, COD与TP去除率较高, 这是因为氨氮主要以溶解态存在, 而部分COD与绝大部分磷则以颗粒态形式存在, 随去除SS的同时其明显被去除, 这与许多报道结果[14-16]相一致。
该工艺中产生的沼渣(来自二相固液分离)、浮渣(来自气浮池)和污泥(来自生化池)混合物一同进入槽式堆肥系统。由于混合泥的含水率高达83%~85%, 在堆肥前需要添加2~3倍体积的锯末或破碎秸秆等辅料作为调理剂。由于添加了大量辅料, 堆肥结束后残渣量与堆肥前混合泥质量比仅减少5%左右; 且堆肥中氨挥发现象明显, 堆肥产品总养分大幅降低, 也影响到堆肥产品质量。加上餐厨垃圾盐分高, 产品的用途受到较大制约, 积存现象较为明显。
此外, 进一步调研发现, 由于处理不达标, 该企业在超滤后进一步构筑了次氯酸钠高级氧化单元以去除氨氮, 并采用3~4倍的清水稀释, 导致沼液净化直接成本高达150~170元·t-1, 其中各类药剂成本占60%~70%, 电费等占30%~40%, 即便如此, 稳定达标仍十分困难。
2.2 现行工艺各单元运行效果 2.2.1 各单元氨氮与总氮消减效果从图 1可知:餐厨沼液的NH4+-N含量高达3 512 mg·L-1, 总氮(TN)含量为3 857 mg·L-1, 沼液中氮主要以铵态氮(NH4+-N, 也称为氨氮)形式存在, 占TN的91.1%。在不同处理阶段, 总氮中仍主要以氨氮所占比例最大, 为(72.6±10.9)%。同时, (85.6±7.9)%氨氮以溶解态(SNH4+-N)形式存在, 因此, 它不能随SS的去除而大幅度去除。例如, 沼液经二相固液分离、气浮与混凝沉淀处理后出水(即第1级A/O系统A池进水), SS去除率高达97.7%。虽然有部分氨氮被去除, 但进入生化系统的氨氮含量仍高达1 809 mg·L-1。
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图 1 餐厨垃圾沼液各处理单元出水NH4+-N与TN浓度的变化 Fig. 1 Change of NH4+-N and TN concentration at different units of RFW Ⅰ.沼液; Ⅱ.二相固液分离液; Ⅲ.气浮出水; Ⅳ.混凝沉淀出水; Ⅴ.第1级A/O系统A池出水; Ⅵ.第1级A/O系统O池出水; Ⅶ.第2级A/O系统O池出水; Ⅷ.超滤出水。TN:总氮; STN:溶解性总氮; NH4+-N:氨氮; SNH4+-N:溶解性氨氮。下同。 Ⅰ. Anaerobic biogas slurry; Ⅱ. Effluent after solid-liquid separation; Ⅲ. Effluent after air floatation; Ⅳ. Influent of coagulating sedimentation; Ⅴ. Effluent from a pool of first A/O system; Ⅵ. Effluent of first A/O biochemical system; Ⅶ. Effluent of secondary A/O biochemical system; Ⅷ. Effluent after ultrafiltration. TN:Total nitrogen; STN:Solubility total nitrogen; NH4+-N:Ammonia nitrogen; SNH4+-N:Solubility ammonia nitrogen. The same as follows. |
即使经过HRT约16 d的第2级A/O生化处理, 对氨氮与TN的去除效果仍不理想。在第1级A/O系统中, 氨氮与TN去除率分别为30.3%和28.2%, 出水氨氮和TN含量分别为1 260和1 939 mg·L-1。进一步经过第2级A/O系统处理, 可再次被去除13.4%和8.9%, 2级生化处理累积去除率分别为39.7%和34.6%, 生化出水氨氮和TN含量分别为1 090和1 766 mg·L-1。尽管生化处理后进一步采用超滤处理, 但出水氨氮与TN含量仍分别为895和1 246 mg·L-1, 是设计出水水质标准的29.8和17.8倍。
从各阶段处理效果分析, 氨氮的消减主要发生在生化处理阶段, 固液物理分离(包括沉淀、气浮、絮凝沉淀和超滤)对氨氮消减非常有限。而且整个设施对总氮去除率(68%)明显低于氨氮(75%)。总体来看, 该生化系统去除氨氮和总氮效果均不理想, 存在硝态氮没有很好反硝化脱氮的情况。
2.2.2 各单元COD、TP与SS的处理效果从图 2可知:与氨氮不同, 各单元餐厨沼液或处理出水中TP绝大部分以颗粒态磷形式存在, 比例为(91.5±5.9)%, 可溶性磷(STP)含量仅为0.12~19.6 mg·L-1。COD在各单元中, 颗粒态比例为(30±16.5)%, SCOD为(70±17.6)%, 因而在固液分离、气浮与混凝、超滤阶段均会随SS的去除而相应去除(表 2)。在现行工艺中, SS总去除率为97.1%, 相应的TP和COD去除率也达到97.7%和近90%。在各处理单元中, 以固液分离为目标的单元(包括二相固液分离、气浮+混凝沉淀、超滤)SS、TP和COD去除率都较高, 其中以TP最为明显。
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图 2 餐厨垃圾沼液各处理单元出水COD、SS及TP含量的变化 Fig. 2 Change of COD, SS and TP content at different units of RFW SCOD:溶解性化学需氧量Solubility chemical oxygen demand; STP:溶解性总磷Solubility total phosphorus. |
有研究表明[17-19], 在生化阶段COD去除率可超过90%。从图 2可以看出:在本研究中进入生化处理系统的进水COD为6 850 mg·L-1, 生化期间COD浓度基本维持在6 800 mg·L-1, 生化处理后COD浓度仍高达6 150 mg·L-1, 去除率仅10.2%, 超滤后的出水COD虽然明显降低, 但是最终出水COD仍超过3 000 mg·L-1, 是设计出水水质的10倍多。Seviour等[20]认为, 生化处理对TP有较好的去除作用, 主要是通过聚磷菌在好氧阶段吸磷, 然后随剩余污泥的排出而被去除。在本系统中, TP虽然在生化前从433 mg·L-1降至9.98 mg·L-1, 去除率达97.7%, 但是在生化阶段不仅没降低, 反而有所上升, 去除率为负值(表 2)。综上, 本系统的生化单元对COD和TP的去除并没有发挥应有的作用。
| 处理单元 Units |
SS | TP | COD | |||||
| 各单元 Each unit |
累计 Total |
各单元 Each unit |
累计 Total |
各单元 Each unit |
累计 Total |
|||
| 二相固液分离 Solid-liquid separation | 51.5 | 51.5 | 86.1 | 86.1 | 45.8 | 45.8 | ||
| 气浮+混凝沉淀 Air flotation+coagulation sedimentation | 71.9 | 87.9 | 78.5 | 97 | 55.5 | 76.7 | ||
| 两级生化系统 Two-stage biochemical system | 63.9 | 95.1 | -328 | 87.2 | 10.2 | 79.1 | ||
| 超滤 Ultrafiltration | 41.5 | 97.1 | 82.2 | 97.7 | 49.6 | 89.5 | ||
餐厨沼液是高TS、高盐分的有机废水, TS和盐分含量分别高达38 000和14 100 mg·L-1。从图 3可知:经过二相分离、气浮和混凝沉淀处理后TS与盐分分别降至14 000和7 500 mg·L-1。进入生化系统盐分一直维持在7 600 mg·L-1左右, TS也无明显变化, 出水的盐分仍在7 000 mg·L-1左右。
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图 3 餐厨垃圾沼液各处理单元总固体(TS)与盐分含量及色度与pH的变化 Fig. 3 Change of total solid(TS), salinity content and chroma, pH at different units of RFW |
餐厨废水在生化阶段色度基本维持在800左右, 第2级好氧池出水色度降至700, 超滤后出水的色度仍然高达200, 呈红褐色。
在整个废水处理阶段pH值始终保持7.6~8.3。理论上在硝化阶段1 g氨氮(以N计)完全硝化需要碱度(以CaCO3计)7.1 g[21], 但是第2级好氧池在无任何外界碱度补给条件下pH值均超过7, 说明生化阶段的硝化效果不佳, 与前面有关氨氮和TN去除的结果相吻合。
3 讨论 3.1 现行工艺处理效果差的原因探析现行工艺对沼液的处理效果特别是对COD和TP的处理效果主要来自于物理性分离单元的贡献, 本应对氨氮、总氮、COD的去除发挥更大效果的核心单元(生化单元)并没有起应有的作用。事实上, 对生化池的混合液悬浮固体浓度(MLSS)和污泥容积指数(SVI)分析发现, 生化池微生物活性极低。一般情况下, 好氧池内MLSS应在3 500 mg·L-1以上, 达到5 000 mg·L-1左右时出水效果更佳[22], SVI值应在70~100。实际检测发现, 在本系统中生化池的曝气池(O池)MLSS一直在1 300~1 850 mg·L-1, 第1级A/O系统中O池混合液SVI仅为10。第2级O池的活性污泥不仅浓度低、活性差, 而且混合液呈褐黑色, 第2级生化系统的O池活性污泥还伴有恶臭, 这说明生化池内微生物根本没有正常生长繁殖。
沼液生化处理效果差, 除了与其水溶性有机物较厌氧消化前结构更趋稳定、分子量趋大难于生化处理等因素有关外, 沼液进入生化系统前, SS去除不彻底、氨氮和盐分过高等也是难以生化处理的重要因素。
3.1.1 SS的影响餐厨废水中的COD、TP、TN、NH4+-N在二相固液分离、气浮与混凝阶段的去除率与SS的去除率均呈正相关。随SS的大量去除, COD、TP、TN、NH4+-N分别被去除76.7%、97%、30%、48.5%, 其中去除COD与TP效果最明显。然而, 上述常规的固液分离法并不能彻底去除SS。进入生化系统的SS(主要为细小的颗粒或胶体)仍高达3 600 mg·L-1, COD、NH4+-N和TN含量分别达7 800、1 809和2 702 mg·L-1, 其中存在SS上的颗粒态COD、NH4+-N和TN分别占24.7%、25.8%和3.8%。汪文强[15]研究发现, 这部分颗粒态污染物生化处理难度较大, 是后续生化效果差的重要原因之一。因此, 在沼液进入生化系统前彻底去除SS(包括细小颗粒或胶体)应是净化沼液的重要环节。
3.1.2 氨氮与盐分的影响研究表明如果在生化阶段的进水氨氮负荷过高(350~400 mg·L-1)会影响微生物的活性[23-24], 特别是硝化细菌活性会受到抑制, 导致氨氮消减效果大幅度降低。本研究中, 生化池进水氨氮浓度为1 809 mg·L-1, 生化池出水氨氮浓度仍然高达1 090 mg·L-1, 生化阶段氨氮去除效率小于40%。这说明由于进水氨氮浓度负荷过高导致微生物活性受抑制而大大降低体系的脱氮效果。此外, 生化阶段的盐分一直保持在高浓度状态(7 300~8 900 mg·L-1), 也是影响生化池微生物活性的重要因素。Uygur等[25]发现生化阶段的盐分含量从0 mg·L-1上升至6 000 mg·L-1时, 氨氮的比去除速率从9.33 mg·L-1·h-1降至3.92 mg·L-1·h-1, COD去除率也从96%降至32%。马东兵等[23]还发现, 当生化阶段盐分含量从3 000 mg·L-1增加到22 400 mg·L-1时, 硝化反应速率常数会从0.243 7降到0.099 7。
3.2 现行工艺的改进建议恢复生化池微生物活性, 提高生化池活性污泥菌密度, 是提高处理效果的关键环节。建议:彻底去除生化池进水的SS。如采用生物聚沉除渣法[26]或生物沥浸法[27]对废水调理后隔膜压滤除渣, 使进水SS低于100 mg·L-1, 可同步去除或回收大部分颗粒态养分(COD、N、P等), 同时使进入生化系统中的污染物均以易被微生物分解代谢的水溶性形态存在。大幅消减生化系统进水中氨氮浓度。去除SS后的清澈废水可先采用氨吹脱、鸟粪石结晶法等去除或回收水中氨氮, 减少对后续生化处理的影响。适当扩大生化池容积。根据文献[24], 如果要处理300 t·d-1, 氨氮浓度超过1 800 mg·L-1的高负荷餐厨垃圾废水, 每个缺氧池容积至少需要850 m3, 好氧池容积约需要900 m3, 合计生化池3 500 m3。设法提高沼液中水溶性有机物(DOM)的可生化性, 如采用高级氧化、添加易利用的碳源增加共代谢作用等方式促进DOM的生物降解。
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