超临界水氧化压力条件对剩余污泥处理效果的影响
2012-07-09刘振华陶虎春
刘振华,方 琳,陶虎春,3*
(1.东北农业大学资源与环境学院,哈尔滨 150030;2.深圳大学化学与化工学院,广东 深圳 518060;3.北京大学深圳研究生院环境与能源学院,城市人居环境科学与技术重点实验室,广东 深圳 518055)
近几年,我国高度重视节能减排,污水处理率逐年提高,污泥产生量急剧增加。根据住建部资料显示,2009年底,全国湿污泥产生量突破2 000万t(含水率按80%计算)。污泥中浓缩了大量有机污染物、重金属、病原体、病毒等[1]。如何有效处理污泥带来的问题已经成为制约水处理工业发展的难题。目前,我国主要的污泥处置方法为填埋和焚烧,但这两种方法都存在二次污染的隐患,如剩余污泥对填埋场的稳定性造成冲击,填埋场污泥渗漏的N、P会引起地表水体富营养化,焚烧污泥过程中产生二噁英等。超临界水氧化法是由Modell[2]教授于1982年提出的一种能彻底破坏有机污染物结构的新型氧化技术。它以超临界水(TC=374.3℃,PC=22.05 MPa)作为反应介质,在有氧条件下与有机物发生强烈的氧化反应,生成CO2、H2O、N2和盐类等,该技术具有反应速率快、时间短、分解率高等特点[3],已在欧、美、日等发达国家受到广泛重视,开展了深入研究[4-8]。目前,国内应用超临界水氧化法处理剩余污泥的研究还鲜有报道。压力是影响超临界水氧化法处理效果的重要因子之一。本文采用超临界水氧化法处理剩余污泥,研究了压力条件变化对COD、总氮、氨氮去除效果和正磷酸盐变化规律的影响,分析了经处理后固态产物的特点,为剩余污泥处理提供理论参考。
1 材料与方法
1.1 污泥性质
所用剩余污泥采自深圳市某工业区污水处理厂,其基本性质如表1所示。
表1 污泥的理化性质Table 1 Composition of sludge
1.2 试验装置
超临界水氧化试验装置见图1,采用316 L不锈钢制造,包括反应釜、加热器、冷凝器和分离器等主要部件。反应釜容积为300 mL,设计最高压力为32 MPa,设计最高温度为525℃,反应压力和反应温度分别由智能控制箱上的压力表和热电偶测得;反应釜内压力通过反应釜内加水量多少和加热温度来控制;压力超过设定安全压力时,安全防爆装置会自动打开;冷却装置用于反应产物的快速降温。
1.3 试验方法
1.3.1 试验步骤
试验开始前将100 mL剩余污泥直接送入反应釜内,关闭反应釜及管线阀门。为减少空气中氧的影响,采用流量100 mL·min-1氮气吹扫,5 min之后关闭氮气阀门。试验开始后开启搅拌器(200 r·min-1)并通入冷却水,当反应条件达到设定要求时,由高压液泵将双氧水送入反应釜中,达到预定停留时间后,反应物经冷凝器、气液分离器后流入收集瓶内,当反应釜内温度<80℃时,打开反应釜,取残留污泥样品待测。
1.3.2 试验参数
试验过程用水皆为去离子水。以质量分数30%的双氧水作为氧化剂(分析纯),其他试剂均为分析纯。氧化剂过氧比为氧气实际投加量与理论需氧量的比值。在反应温度为440℃、停留时间为300 s和氧化剂过氧比为200%的条件下,采用同一批剩余污泥,当反应压力达到17、18、19、20、21、22、23、24、25、26、27、28和29 MPa时,测定反应出水的COD、总氮、氨氮、正磷酸盐值和反应釜残留污泥的总磷值。
1.3.3 分析项目与计算方法
COD:快速密闭催化消解法(光度法);总氮:过硫酸钾紫外分光光度法;氨氮:纳氏试剂分光光度法;总磷:钼酸铵分光光度法;正磷酸盐:钼锑抗分光光度法[9]。
图1 超临界水氧化装置Fig.1 Schematic diagram of SCWO system
计算方法如下式(1~4):
2 结果与分析
2.1 压力对COD的影响
由图2可知,反应压力为17MPa时,出水的COD值由污泥初始时的44 503.3 mg·L-1降至15 908.8 mg·L-1,COD去除率达64.28%,当反应压力增至29 MPa时,出水的COD值仅为1 869.96 mg·L-1,COD去除率达95.80%,说明压力是影响出水COD值降低的重要因素。反应压力在22.05~27.00 MPa时,随着反应压力的增加,出水COD去除率从78.35%升至95.80%,增长迅速;反应压力在27~29 MPa时,出水COD去除率增长速度逐渐减慢。
图2 不同压力对COD去除效果的影响Fig.2 Effect of different pressure on chemical oxygen demand
2.2 压力对总氮和氨氮的影响
如图3所示,随着反应压力的增加,反应出水的总氮去除率由17 MPa时的55.10%增至29 MPa的85.27%,整体呈直线上升趋势,说明增加反应压力有利于出水中总氮的脱除。当反应压力由17 MPa增至21 MPa时,出水的总氮浓度由1 043.00 mg·L-1降至752.60 mg·L-1,总氮去除率由55.1%增至67.6%;反应压力在22~29 MPa时,出水的总氮浓度由622.22 mg·L-1降至 342.23 mg·L-1,总氮去除率由73.22%增至85.27%。
图3 不同压力对总氮的影响Fig.3 Effect of different pressure on total nitrogen
压力变化对氨氮去除效果的影响见图4。污泥氨氮初始值为672.4 mg·L-1,反应压力在17~19 MPa时,出水氨氮值分别为1 030.75、877.21、723.66 mg·L-1,都比污泥氨氮初始值高,说明污泥中有部分氮元素转移至水相中,以氨氮形式存在。反应压力由20 MPa增至29 MPa时,出水氨氮浓度从621.31 mg·L-1降至330.76 mg·L-1,整体呈下降趋势,与总氮的变化趋势相似。反应压力为29 MPa时,氨氮去除率达50.81%,出水中的氨氮与总氮的比值基本稳定在77%~98.83%(平均92.02%),说明出水中的总氮大部分由氨氮组成。
图4 不同压力对氨氮的影响Fig.4 Effect of different pressure on ammonia
2.3 压力对总磷和正磷酸盐的影响
由图5可知,压力在16~21 MPa范围内,出水的正磷酸值随反应压力增加而降低,由33.16 mg·L-1迅速降为9.57 mg·L-1,下降趋势明显;反应压力由23 MPa增至29 MPa,出水的正磷酸盐值由8.75 mg·L-1降至6.69 mg·L-1,仅降2.06 mg·L-1;反应压力为27 MPa时,出水的正磷酸盐浓度为4.07 mg·L-1,正磷酸盐的转化率为97.23%;污泥中总磷浓度稳定在359.79~369.15 mg·L-1之间,与污泥初始值相比,基本没有变化,说明污泥中的磷元素只是以磷酸盐的形式被固定在污泥残渣中。
图5 不同压力对总磷和正磷酸盐的影响Fig.5 Effect of different pressure on total phosphorus and phosphate
2.4 减量效果
超临界水氧化处理后的剩余污泥,由最初的100 mL减至5~7 mL,体积减少93%~95%,不同污泥处理方法与超临界水氧化法的减量效果比较[10-12]主要表现为生物膜法25%,氧化沉淀法44%,高温热解法(60℃)52%,超临界水氧化法93%~95%。由此可以看出,超临界水氧化法处理剩余污泥,具有较好减量效果。经处理的固体产物呈红褐色,将其冻干后进行电镜能谱分析结果见图6。
由图6可知,发现其构成元素主要为O、Si、Al、Fe、P、S和Ca,其质量百分比分别为26.58%、6.84%、7.55%、14.28%、3.44%、3.35%和4.89%。Fe、Al和Ca可与磷生成磷酸铁、磷酸铝、磷酸钙,实现稳定重金属离子的作用。可见,采用超临界水氧化法处理污泥,具有较好的无害化和减量化效果。
图6 污泥残渣能谱分析结果Fig.6 EDX result of residue of sludge
3 讨论
试验结果表明,反应压力对出水COD去除效果的影响显著,其原因可能是:一方面,在超临界条件下,水具有很好的溶解有机化合物和各种气体的特性,有机物、氧气和水完全混合,成为均一相,有机物被迅速氧化成简单的小分子化合物,最终碳氢化合物被氧化成为CO2和H2O[13];另一方面,压力升高,氧化反应速率常数增加[14],所以在超临界状态下污泥出水COD去除率迅速升高。而当压力>27 MPa时,由于反应物浓度的降低,出水COD去除率增长速度逐渐减慢。
当反应压力在17~19 MPa时,反应出水中的氨氮值均高于污泥初始氨氮值,其原因可能是:由于有机物被氧化分解,污泥中的含氮有机物逐渐转化为无机氮化合物,污泥中部分有机氮(如蛋白质、氨基酸)分解转移到水相中,以游离氨和铵离子形式存在。研究表明,在超临界条件下无机氮可以进一步水解转化成CO2和NH3[15],甚至在高温下可以生成N2或N2O[16],所以反应过程中出水的总氮和氨氮浓度都随压力的增加而逐渐降低。
随着反应压力的增加,反应出水的正磷酸盐浓度由33.16 mg·L-1迅速降为9.57 mg·L-1,该现象说明正磷酸盐可能与某些金属离子结合形成沉淀,沉积在釜内,不随反应液流出。在温度不变的条件下,压力增加会使水密度增大,增加了反应物和氧的浓度,使反应速率加快,导致水相中正磷酸盐迅速转化。在超临界条件下无机盐的溶解度很低,几乎不溶于超临水[17],水相中正磷酸盐与金属离子的接触机会减少,所以超临界状态下出水的正磷酸盐浓度下降缓慢。
Stendahl等在超临界水氧化后的灰分中浸出了磷酸铁、磷酸铝和其他重金属磷酸盐。磷酸铁和磷酸铝在水中的溶解度均较低[18],与水相中正磷酸盐可能形成沉淀的结论相吻合。剩余污泥经超临界水氧化处理后,固体产物构成元素中,C元素仅占11.67%,进一步证实了超临界水氧化过程中污泥中大量有机物被氧化。
4 结论
采用超临界水氧化法处理剩余污泥,反应出水的COD去除效果理想,最高可达95.80%,有机物被迅速氧化成简单的小分子化合物,最终被氧化成为CO2和H2O。污泥中的含氮有机物逐渐转化为无机氮化合物,随着反应压力的增加,反应出水的总氮和氨氮浓度逐渐降低,总氮主要以游离氨和铵离子形式存在。污泥中磷元素与某些金属离子结合形成沉淀,沉积在釜内,不随反应液流出,主要以磷酸盐的形式存在于污泥残渣中。超临界水氧化法处理污泥具有较好的无害化和减量化效果。
[1]何培松,张继荣,陈玲,等.城市污泥的特性研究与再利用前景分析[J].生态学杂志,2004,23(3):131-136.
[2]Treatment for Oxidation of Organic Material in Supercritical Water[P].US.Modell,1982.
[3]Shaw R W,Thomas B B,Antony A C,et al.Supercritical water medium for chemistry[J].C&EN,1991,23(11):26-38.
[4]Svanstrom M,Modell M,Tester J.Direct energy recovery from primary and secondary sludges by supercritical water oxidation[J].Water Science and Technology,2004,36(19):201-208.
[5]Goto M,Nada T,Ogata A,et al.Supercritical water oxidation for the destruction of municipal excess sludge and alcohol distillery wastewater of molasses[J].The Journal of Supercritical Fluids,1998,13(1-3):277-282.
[6]Mizuno T,Goto M,Kodama A,et al.Supercritical water oxidation of a model municipal solid waste[J].Ind Eng Chem Res,2000,39(8):2807-2810.
[7]Stark K,Plaza E,Hultman B.Phosphorus release from ash,dried sludge and sludge residue from supercritical water oxidation by acid or base[J].Chemosphere,2006,62(5):827-832.
[8]Joo Heehan,Chang Mochung,Seung Hoedo,et al.Optimization of supercritical water oxidation(SCWO)process for decomposing nitromethane[J].Ind Eng Chem Res,2006,44(6):659-668.
[9]国家环保总局.水和废水监测分析方法[M].4版.北京:中国环境出版社,2002:216-219.
[10]魏源送,樊耀波.污泥减量技术的研究及其应用[J].中国给水排水,2001,17(7):23-26.
[11]Chudoba P,Morel A.Capedeville B.The case of both energetic uncoupling and metabolic selection of microorganisms in the OSA activated sludge system[J].Environmental Technology,1992,13(8):761-770.
[12]Mason C A,Hamer G.and Bryers J D.The death and lysis of microorganisms in environmental processes[J].FEMS Microbiology letters,1986,39(11):373-401.
[13]朱自强,等.超临界流体技术原理和应用[M].北京:化学工业出版社,2000:78-92.
[14]昝元峰,王树众,张钦明.污泥的超临界水氧化动力学研究[J].西安交通大学学报,2005,39(1):105-110.
[15]李统锦,Brill T B.二氨基乙二肟和氮杂环化合物在高温高压水中的反应[J].科学通报,1998,43(10):1065-1069.
[16]Killilea W R.The fate of nitrogen in supercritical water oxidation[J].Supercritical Fluids,1992,5(6):72-78.
[17]彭英利,马承愚.超临界流体技术应用手册[M].北京:化学工业出版社,2005:55-57.
[18]Stendahl K,Jafverstrom S.Recycling of sludge with the Aqua Reci process[J].Water Science and Technology,2004,49(10):233-240.