升流式厭氧污泥床處理二甲基甲酰胺廢水研究

張新政, 鄧梓萱, 張 濤, 胡 勇, 陳 榮,李玉友, 李大鵬, 潘 楊, 孔 哲, *

(1. 蘇州科技大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 江蘇 蘇州 215009;2. 同濟(jì)大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 上海 200092;3. 南京工業(yè)大學(xué) 環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院, 江蘇 南京 211816;4. 西安建筑科技大學(xué) 環(huán)境與市政工程學(xué)院, 陜西 西安 710055;5. 日本東北大學(xué) 工學(xué)研究科, 宮城 仙臺 980-8579)

0 引 言

N,N-二甲基甲酰胺(DMF)能與水和大多數(shù)有機(jī)溶劑以任意比例混溶,作為一種“萬能溶劑”,已廣泛應(yīng)用于紡織、皮革、農(nóng)藥、醫(yī)藥、高分子合成與膜制造等化工行業(yè)[1],這也導(dǎo)致含高濃度DMF的廢水大量排放。DMF是一種有毒、難降解的有機(jī)物,未得到有效處理的DMF廢水會對自然環(huán)境和人體健康造成嚴(yán)重?fù)p害[2]。隨著“碳中和”理念在廢水處理過程中的興起,人們在關(guān)注高濃度DMF廢水有效處理的同時(shí),也注重實(shí)現(xiàn)廢水處理過程中的低碳排放和高生物能源的回收[3]。

目前已有物理、化學(xué)、生物等多種降解工業(yè)廢水中DMF的方法,其中,生物處理法因其處理量大、環(huán)境友好等優(yōu)點(diǎn)被認(rèn)為是一種合適的DMF處理方法[4]。DMF好氧降解機(jī)理和相應(yīng)的降解微生物已闡明,所以以往DMF降解技術(shù)研究主要集中在好氧處理上[5]。趙駿等使用傳統(tǒng)活性污泥法(CAS)處理DMF廢水,在進(jìn)水DMF濃度為200 mg/L時(shí),COD去除率約為85%[6]。YANG等采用CAS處理COD濃度為300 mg/L的DMF廢水,得到了80%的COD去除率[7]。雖然CAS已廣泛應(yīng)用于DMF廢水的處理,但更適用于有機(jī)負(fù)荷較低的廢水,使用CAS工藝處理高濃度DMF廢水時(shí)需稀釋進(jìn)水。此外,大量的曝氣能耗造成了高昂的運(yùn)行成本[8],處理高濃度DMF廢水時(shí)能耗更高。曝氣條件下,有機(jī)污染物直接被好氧微生物降解為CO2,造成了大量碳排放。因此,DMF廢水的好氧處理不符合低碳、節(jié)能和可再生的原則。

近年來,由于厭氧消化(AD)工藝具有生物質(zhì)產(chǎn)率低和有機(jī)物耐受性高等特點(diǎn),其在處理高濃度工業(yè)廢水方面引起了人們的廣泛關(guān)注[9]。同時(shí),AD工藝還具有低碳排放和高生物能源回收率的優(yōu)點(diǎn)[10],因此被認(rèn)為是處理含DMF工業(yè)廢水的合適方案。目前,已研發(fā)多種先進(jìn)的AD技術(shù)以實(shí)現(xiàn)廢水處理。其中,升流式厭氧污泥床(UASB)工藝具有能將污泥顆?；⑺?污泥-沼氣三相分離和高有機(jī)負(fù)荷(OLR)耐受性等優(yōu)點(diǎn),被認(rèn)為是一種適用于處理高濃度工業(yè)廢水的技術(shù)[9]。本團(tuán)隊(duì)已驗(yàn)證厭氧處理DMF廢水的降解機(jī)制為從活性污泥中培養(yǎng)的兼性厭氧DMF降解菌有效降解DMF。DMF首先被DMF水解菌水解為二甲胺(DMA)和甲酸(HFc),DMA能夠進(jìn)一步降解為單甲胺(MMA)。其中DMA和MMA可以作為甲基營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌底物發(fā)酵,而HFc可以作為氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌底物發(fā)酵。因此,當(dāng)觀察到DMF有效降解時(shí),中間產(chǎn)物DMA、MMA、HFc的含量間接體現(xiàn)了DMF轉(zhuǎn)化為甲烷的有效性[11-13]。在中溫和厭氧條件下使用小試規(guī)模的UASB反應(yīng)器成功實(shí)現(xiàn)了高強(qiáng)度DMF廢水的長期有效處理[14]。然而,UASB技術(shù)在處理高濃度DMF廢水方面相對于CAS工藝的優(yōu)勢尚未得到證明。

本研究通過小試規(guī)模的UASB研究評估DMF廢水的理論生物能源回收潛力和碳減排能力。研究目的為(1)通過研究處理DMF廢水過程中的生物能源生產(chǎn)和電力消耗,證明UASB工藝相對于CAS工藝的可持續(xù)性優(yōu)勢,分析反應(yīng)器長期運(yùn)行結(jié)果,估算整個(gè)廢水處理過程中的能量平衡,以確定節(jié)能工藝應(yīng)用于實(shí)際的DMF廢水處理;(2)通過計(jì)算處理過程中消耗的電能來評估UASB和CAS的碳排放,利用化學(xué)方程式和經(jīng)驗(yàn)方程式對實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理,對小試規(guī)模UASB處理DMF廢水的凈能量潛力和碳排放當(dāng)量進(jìn)行詳細(xì)估算和分析。本研究有望對合理評價(jià)和評估DMF廢水厭氧處理的能源回收率提供依據(jù),也有助于將碳中和概念推廣到處理高濃度工業(yè)廢水的工程應(yīng)用中。

1 材料和方法

1.1 反應(yīng)器裝置、污水與污泥

本研究中,使用小試規(guī)模的UASB處理DMF模擬廢水,其系統(tǒng)流程如圖 1所示。使用工作容積為5 L的小試規(guī)模UASB反應(yīng)器對含DMF廢水進(jìn)行長期厭氧處理。通過調(diào)整流量改變HRT為6、8、12、18、24、48 h。操作溫度由恒溫控制器(NTT-20 S, EYELA)維持在35 ℃的中溫條件下。配制的進(jìn)水DMF濃度為2 100 mg/L,(1 g/L DMF = 1.53 g/L COD)儲存在120 L底物罐中。由于只接種厭氧消化污泥無法有效培養(yǎng)DMF水解菌,因此接種到UASB上的種子污泥是前期研究中提出的厭氧污泥和活性污泥的混合體。其中,厭氧污泥((19.96±0.14) g VSS/L)和活性污泥((14.89±0.39) g VSS/L)同體積混合,混合污泥包含了足量的DMF水解菌(包括明確的DMF水解菌占2.52%,疑似的DMF水解菌占10.53%)和足量的產(chǎn)甲烷古菌(甲基營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌占75.35%,氫營養(yǎng)型產(chǎn)甲烷菌占18.12%)[13]。在厭氧條件下,混合污泥能夠快速并有效地降解DMF。

圖1 UASB處理DMF模擬廢水反應(yīng)器系統(tǒng)Fig. 1 Schematic diagram of the entire UASB system for the treatment of synthetic DMF-containing wastewater

1.2 實(shí)驗(yàn)步驟和分析方法

1.3 實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的計(jì)算和處理

1.3.1 能源輸出:DMF廢水的生物能源生產(chǎn)

本研究采用kW·h/m3(1 kW·h = 3 600 kJ)為單位對能量進(jìn)行統(tǒng)一化。單位表示為處理1 m3DMF廢水所消耗或產(chǎn)生的能量。本研究中的能量輸出僅來自厭氧降解DMF產(chǎn)生的生物能源(本研究中忽略了溶解甲烷)。因此,輸出能量可以用熱(Ech)、電(Ec)的形式來描述,它們都來自生物甲烷燃燒。因此,總能量輸出(Eout)可以定義為:

式中,PCH4為DMF廢水的CH4產(chǎn)率(L/m3),δ為CH4的燃燒熱(35.8 kJ/L CH4),γ為典型火力發(fā)電機(jī)將甲烷化學(xué)能轉(zhuǎn)化為熱能和電能時(shí)的發(fā)電轉(zhuǎn)換效率(本研究為35%)[15]。值得注意的是,作為一種好氧生物技術(shù),CAS工藝處理DMF廢水不產(chǎn)生能量。生物甲烷燃燒發(fā)電產(chǎn)生的余熱用來加熱反應(yīng)器本身。

1.3.2 能源輸入:運(yùn)行過程中的能耗

長期運(yùn)行所消耗的總能量(Ein)由電機(jī)消耗的電能(Ee)和反應(yīng)器加熱所消耗的電能(Eh)組成。由圖1可知,在整個(gè)UASB系統(tǒng),水泵(廢水輸送)和攪拌器(進(jìn)料混合和攪拌)消耗了電能。水泵的能量需求(Ep)如下表示:

模型2：鉛層與外圍預(yù)制碎片一起作為爆炸驅(qū)動的整體，即，ξ1為柔爆索中裝藥質(zhì)量mex與鉛層和殼體質(zhì)量之和(mpb+M0)的比值。利用Gurney公式計(jì)算鉛層和殼體作為整體的飛散速度v0，則

式中,ρ為污水密度(設(shè)為1 000 kg/m3),Q為泵流量(8 h時(shí)為0.015 m3/d,24 h時(shí)為0.005 m3/d),H為高程(H=1 m),η為泵機(jī)電效率(η=80%)。UASB工藝只需要一臺泵,而CAS工藝則需要多臺泵用以進(jìn)水、出水和排泥。

攪拌器所消耗的能量(Eb)用于攪拌儲備池中的廢水,計(jì)算公式如下:

式中,Np為無量綱功率數(shù)(假設(shè)為7.74),ρ為廢水密度(1 000 kg/m3),q為攪拌器的旋轉(zhuǎn)流量(q=588 m3/h),n為攪拌器的旋轉(zhuǎn)速度(n=100 r/min),D為攪拌器的直徑(D=0.5 m)。對于UASB工藝,攪拌器對基質(zhì)桶中的原合成廢水進(jìn)行攪拌混合,而CAS工藝中的則在調(diào)節(jié)池中使用。

由于AD工藝通常需要保持35 ℃的中溫,為了使反應(yīng)器維持在的中溫狀態(tài),恒溫控制器對反應(yīng)器加熱所消耗的能量(Eh)也是必不可少的。此外,還需要考慮恒溫水循環(huán)過程中的熱損失(El)。據(jù)報(bào)道,熱損失占反應(yīng)堆加熱隨需能量的2%～8%(本研究假設(shè)為5%)。與UASB系統(tǒng)相比,由于CAS工藝一般在常溫條件下運(yùn)行,所以CAS工藝不需要對反應(yīng)器進(jìn)行加熱。反應(yīng)器加熱的能源需求可由如下式(4)確定:

式中,ρ為廢水密度(1 000 kg/m3),k為進(jìn)水比熱容(4.18 kJ/(kg·℃)),To為反應(yīng)器運(yùn)行溫度(35 ℃),Ta為常溫(25 ℃)。

曝氣過程所消耗的能量(Ea)占CAS工藝能耗支出的絕大部分,計(jì)算公式如下:

式中,P為曝氣風(fēng)機(jī)的功率(kW)。

1.3.3 能源投入與產(chǎn)出的評估

通過計(jì)算凈能量潛力(Pe)和生物能量回收率(Rr)來分析DMF廢水處理過程中輸入和輸出的能量,并通過以下方程進(jìn)行描述:

Ein=xEp+yEb+zEa+Eh+El

(6)

Pe=Eout-Ein=Eout-(xEp+yEb+zEa+Eh+El)

(7)

式中,x,y和z分別表示UASB(x=2,y=1,z=0)或者CAS(x=2,y=1,z=1)系統(tǒng)中所用設(shè)備的數(shù)量。需要說明的是,CAS工藝好氧處理DMF廢水不生產(chǎn)甲烷(Eout=0)。因此,CAS過程的Pe與Rr的和必定為正值。對于UASB工藝,Pe與Rr的和為正值表明使用UASB技術(shù)的AD工藝產(chǎn)生了可利用的生物能源。

1.3.4 DMF廢水處理過程中的CO2排放

碳中和涉及到低碳排放理念,因此,應(yīng)該對廢水處理過程中的CO2排放進(jìn)行定量分析。本研究定義了CO2排放當(dāng)量(Ce,kg CO2/m3)和碳中和率(Rc)以評價(jià)比較UASB和CAS工藝的CO2減排性能。計(jì)算公式如下:

Cp=ε(Ein-Eout)

(11)

Ce=Cd+Cp+Cm

(12)

式中,Cd是指DMF生物降解所排放的CO2,可以通過下面的好氧生物降解和厭氧生物降解的化學(xué)計(jì)量學(xué)計(jì)算得到[12]:

(14)

(15)

式中,φ為CO2與COD的當(dāng)量系數(shù)(好氧:φ=1.18 kg CO2/kg COD,厭氧:φ=0.098 kg CO2/kg COD),ω為COD的平均去除率(ω=98.4%),CCOD為廢水中COD濃度。其余的CO2排放來自于發(fā)電,ε是指電廠排放CO2的系數(shù)(kg CO2/(kW·h))。發(fā)展中國家的電廠多為化石燃料或燃煤電廠[16],截至2013年,該系數(shù)報(bào)道為0.52 kg CO2/(kW·h)[17]。Cm是指預(yù)期排放的CO2通過AD工藝轉(zhuǎn)化為CH4的比例(或定義為CH4燃燒產(chǎn)生的CO2的比例)。σ表示CO2/CH4的當(dāng)量系數(shù)(σ=2.75 kg CO2/kg CH4)。Mm為CH4的摩爾質(zhì)量(16 g/mol),Vm為摩爾體積(22.4 L/mol)。在忽略微生物生長的條件下,雖然生物能源的回收全部來源于CH4燃燒,并且CH4最終也轉(zhuǎn)化為CO2,但CO2排放量的減少應(yīng)該解釋為這部分CO2被轉(zhuǎn)化為化石燃料儲存起來而不是排放到環(huán)境中。

2 結(jié)果和討論

2.1 DMF廢水長期處理的結(jié)果

本研究中實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的UASB反應(yīng)器已經(jīng)運(yùn)行了200 d,在厭氧處理高濃度DMF的合成廢水中性能優(yōu)良。UASB的總體性能如圖2所示。合成廢水中COD平均濃度為3 216 mg/L。通過接種活性污泥和厭氧污泥的混合體,在HRT為18～48 h時(shí),UASB呈現(xiàn)出良好的降解能力,對DMF和COD的去除率均在95%以上。DMF的有效降解與低濃度的中間產(chǎn)物證明了DMF有效地轉(zhuǎn)化為甲烷。然而,受到DMF水解菌活性的限制,隨著OLR的增加,UASB對DMF的降解能力不斷減弱。起始階段,UASB接種混合污泥能有效降解OLR為1.57～3.26 kg COD/(m3·d)的廢水。當(dāng)OLR升高至6.21 kg COD/(m3·d)時(shí),DMF去除率急劇下降至70%,當(dāng)OLR繼續(xù)升高至13.83 kg COD/(m3·d)時(shí),DMF去除率繼續(xù)下降至19%。之前研究已經(jīng)闡明了DMF厭氧降解的核心機(jī)理[13],DMF的有效降解很大程度上取決于DMF水解菌的富集,然而當(dāng)污泥中含有的DMF水解菌豐富度不足時(shí),無法在高OLR下有效降解DMF[18]。因此,未來在高OLR條件下處理高強(qiáng)度DMF廢水的關(guān)鍵解決方案在于維持AD系統(tǒng)中DMF水解菌的豐富度。

2.2 DMF中甲烷產(chǎn)量及生物能源回收

AD工藝顯著優(yōu)勢之一就是能將CO2轉(zhuǎn)化為生物甲烷,并以可再生燃料方式保存,而不是作為溫室氣體排放到大氣中[15]。從含DMF的合成廢水中回收甲烷的總體性能如圖2所示。在OLR為1.57～3.26 kg COD/m3、HRT分別為48 h和24 h的條件下,平均約2 102 mg/L的DMF(相當(dāng)于約3 216 COD mg/L)得到有效降解,甲烷產(chǎn)量可達(dá)1 233 L/m3,DMF的去除率超過95%。如圖2(c)所示,沼氣中的CH4含量高達(dá)85%以上。因此,從含DMF廢水中獲得的高純度甲烷能夠作為合成的天然氣等生物燃料的來源。然而,當(dāng)OLR升高時(shí),由于DMF水解不充分,甲烷產(chǎn)量也急劇下降。這是受到了DMF水解菌富集的限制,導(dǎo)致產(chǎn)甲烷菌缺乏中間產(chǎn)物,最終導(dǎo)致甲烷產(chǎn)量下降。因此,如果AD系統(tǒng)能夠在高OLR條件下有效降解高濃度的DMF,那么高濃度DMF的工業(yè)廢水將帶來更高的甲烷產(chǎn)量。此外,根據(jù)亨利定律,在35 ℃的中溫條件下,只有少量甲烷溶解在水中,因此本研究忽略了溶解的甲烷[19-20]。

根據(jù)COD轉(zhuǎn)換的化學(xué)計(jì)量學(xué)計(jì)算,1.0 kg COD將產(chǎn)生0.35 m3的CH4。在1.57～3.26 kg COD/(m3·d)的OLR,HRT分別為48 h和24 h時(shí),UASB平均獲得1 233 CH4L/m3的甲烷產(chǎn)率,與化學(xué)計(jì)量學(xué)結(jié)果較為接近。實(shí)際工業(yè)廢水的DMF濃度通常遠(yuǎn)高于2 000 mg/L,在相同HRT條件下處理真實(shí)含DMF的工業(yè)廢水時(shí),實(shí)現(xiàn)更高的OLR運(yùn)行條件是可行的。在本研究中,DMF的濃度可認(rèn)為是稀釋后的濃度,若UASB能在12 h甚至6 h的低HRT條件下實(shí)現(xiàn)DMF的徹底降解,將有效提高含DMF工業(yè)廢水的處理潛力。由圖2(a)可知,當(dāng)在HRT為8 h,OLR為9.59 kg COD/m3的條件下運(yùn)行時(shí),觀察到DMF去除率明顯下降。為了恢復(fù)對DMF的降解能力,我們將含有充足DMF水解菌的活性污泥重新接種到UASB中,活性污泥含有充足的DMF水解菌(約占21.29%)。在HRT為8 h時(shí),DMF去除率和甲烷產(chǎn)量均迅速恢復(fù)到較高水平。然而,恢復(fù)現(xiàn)象只是暫時(shí)的,隨著UASB持續(xù)運(yùn)行,CH4產(chǎn)量和去除效率均會下降。這證實(shí)了在高OLR條件下向反應(yīng)器中補(bǔ)充含DMF水解菌的活性污泥能夠有效降解DMF。補(bǔ)充含有DMF水解菌的活性污泥能夠?yàn)镈MF的水解提供足夠的酶[21]。因此,如果將來DMF水解菌能實(shí)現(xiàn)充分富集,那么UASB就能在高OLR條件下有效降解DMF。所以,在OLR為1.57～9.59 kg COD/(m3·d)的條件下,高強(qiáng)度DMF廢水厭氧處理也能達(dá)到理想產(chǎn)甲烷量,但當(dāng)HRT降至6 h時(shí),即使再補(bǔ)充活性污泥,DMF的降解能力也無法恢復(fù)到理想的水平,這說明了反應(yīng)器無法承受過高OLR(最高達(dá)到13.83 kg COD/(m3·d))。因此,本研究厭氧處理DMF廢水的OLR上限為9.59 kg COD/(m3·d)。

2.3 DMF廢水處理的能量平衡分析

由圖2(a)與(c)可知,由于缺乏DMF水解菌,隨著HRT時(shí)間的縮短,DMF去除率和甲烷產(chǎn)率逐漸降低,因此我們選取HRT為48 h和24 h期間的平均甲烷產(chǎn)率(1 233 L/m3)。根據(jù)式(1),含DMF的合成廢水的甲烷產(chǎn)量預(yù)計(jì)可產(chǎn)生4.29 kW·h/m3的電力,即輸出能量Eout= 4.29 kW·h/m3。

從圖1可以看出UASB系統(tǒng)的能量流動簡單。在本研究中,UASB系統(tǒng)僅由一個(gè)帶攪拌器的原水桶、一個(gè)將廢水輸送到反應(yīng)器的進(jìn)水泵和一個(gè)用于維持UASB反應(yīng)器的運(yùn)行溫度的恒溫加熱器組成。根據(jù)上述式(2～4)的理論計(jì)算,可以估算出輸入能量Ep=3.40×10-3kW·h/m3,Eb=1.90×10-3kW·h/m3和Eh=11.61 kW·h/m3(El=0.58 kW·h/m3),如圖3所示。UASB工藝處理含DMF廢水的總能耗為Ein=12.21 kW·h/m3。因?yàn)閁ASB工藝的反應(yīng)器加熱消耗了廢水處理過程中的大部分能量,所以UASB的凈能量潛力僅為Pe=0.061 kW·h/m3,生物能回收率僅為Pe=0.5%。Pe的正值表明UASB工藝是一種可持續(xù)的節(jié)能技術(shù),有望助力實(shí)現(xiàn)碳中和的目標(biāo)。

假設(shè)本研究采用CAS工藝對含DMF廢水進(jìn)行好氧處理,整個(gè)CAS系統(tǒng)由一個(gè)帶攪拌器的原液儲罐、兩臺用于廢水和污泥輸送的泵、一臺用于曝氣的氣泵組成。顯然,攪拌機(jī)和污水泵消耗的能量與UASB相同,輸入能量可以估計(jì)為Ep=3.40×10-3kW·h/m3,Eb=1.90×10-3kW·h/m3。如圖3所示,曝氣鼓風(fēng)機(jī)用電量占比最大,對COD平均濃度為3 216 mg/L的合成DMF廢水進(jìn)行好氧處理,用電量高達(dá)Ea=9.89 kW·h/m3。因此,好氧CAS工藝處理含DMF廢水的總能耗為Ein=9.90 kW·h/m3。據(jù)報(bào)道,處理城市污水的用電量在0.20～0.60 kW·h /m3之間[22],高濃度DMF的廢水電量消耗明顯高于城市廢水。CAS工藝無法從廢水中回收甲烷,因此凈能量潛力和生物能回收率均為負(fù)值(Pe=-9.90 kW·h/m3和Rr=-100%)。很顯然,曝氣的能源成本與COD濃度密切相關(guān),COD濃度越高,曝氣的能耗越高。相比之下,UASB工藝在節(jié)能方面展現(xiàn)出巨大的優(yōu)勢,其從含DMF廢水中回收的生物能源滿足了所有泵和設(shè)備的能耗,還實(shí)現(xiàn)了額外發(fā)電的收益。

圖3 UASB與CAS工藝處理DMF廢水的能耗對比Fig. 3 Comparison of energy conservation between the UASB and CAS processes

2.4 CO2排放評估

如圖4所示,UASB或CAS的CO2排放當(dāng)量(Ce)和碳中和率(Rc)可根據(jù)式(9～15)直接計(jì)算。本研究選擇了HRT為48 h和24 h的結(jié)果作為DMF有效降解的理想數(shù)據(jù),根據(jù)化學(xué)計(jì)量學(xué)計(jì)算可知DMF的生物降解排放了一部分CO2(CAS的Cd=3.73 kg CO2/m3,UASB的Cd=0.31 kg CO2/m3)。其余的CO2排放來自發(fā)電廠(Cp)燃燒化石燃料發(fā)電。綜合總能耗,該部分產(chǎn)生的CO2計(jì)算為UASB的Cp=0.03 kg CO2/m3,CAS的Cp=5.15 kg CO2/m3。如圖4所示,如果將生產(chǎn)的甲烷儲存并保留為工業(yè)用途的生物資源,則UASB的CO2排放量(Ce=6.68 kg CO2/m3)明顯低于CAS(Ce=8.88 kg CO2/m3)。進(jìn)一步考慮到回收的生物能源,如果將產(chǎn)生的甲烷燃燒用于發(fā)電,該部分的CH4最終轉(zhuǎn)化為CO2。對于UASB計(jì)算得Cm=2.42 kg CO2/m3,而CAS過程Cm=0,如圖4所示。盡管CH4燃燒導(dǎo)致Cm升高,但CH4產(chǎn)生的電能顯著降低了發(fā)電廠的CO2排放量(Ce降至2.70 kg CO2/m3)。CAS沒有減少CO2排放的能力,其碳中和率必然為零。對于UASB,其碳中和率約為Rc=70.2%,表明了UASB工藝可能減少70.2%的CO2排放到大氣中。因此,通過對2種工藝CO2排放的定量計(jì)算,證明了UASB工藝處理含DMF廢水是一項(xiàng)合適的處理技術(shù)。

圖4 UASB與CAS工藝處理DMF廢水的碳排放對比Fig. 4 Comparison of carbon emission between the UASB and CAS processes

當(dāng)HRT為24 h,將廢水濃度提高到9 648 COD mg/L時(shí),UASB工藝降低碳排放的效果更為明顯。隨著COD濃度的升高,UASB工藝為電廠減少了12.78 kg CO2/m3的CO2排放量,CO2排放量為負(fù)值Ce=-4.58 kg CO2/m3,碳中和率Rc=131.5%。因此,采用UASB工藝處理COD濃度較高的廢水,能夠降低更多的碳排放。

2.5 可持續(xù)性分析與未來建議

綜上所述,UASB工藝處理DMF廢具有顯著的可持續(xù)性,適用于高濃度DMF廢水的處理。對于實(shí)際高濃度(10 000 mg/L左右)DMF廢水的處理,UASB可從廢水中回收3 699 L/m3的生物甲烷。生物甲烷可產(chǎn)生36.78 kW·h/m3的能量,其中12.87 kW·h/m3可回收為電力,用來維持UASB系統(tǒng)的運(yùn)行。在考慮反應(yīng)器加熱的情況下,UASB的總耗電量可達(dá)12.20 kW·h/m3,然而,反應(yīng)器加熱所需的能量能夠完全由燃燒熱提供。相比之下,CAS工藝的總能耗可高達(dá)29.68 kW·h/m3,極高的能耗表明了CAS無法處理高強(qiáng)度的工業(yè)廢水。從碳排放角度考慮,CAS過程中無法回收能源,碳排放量極高,達(dá)到了26.64 kg CO2/m3,而UASB實(shí)現(xiàn)了4.58 kg CO2/m3的負(fù)碳排放。

雖然UASB工藝具有節(jié)能、減碳、經(jīng)濟(jì)等優(yōu)點(diǎn),但在實(shí)際應(yīng)用中還存在一些問題。在厭氧處理過程中,反應(yīng)器加熱消耗了大部分的電能。因此,對于UASB厭氧處理DMF廢水的實(shí)際工程而言,應(yīng)進(jìn)一步研究UASB在無反應(yīng)器加熱環(huán)境條件下的可行性[23]。由于實(shí)際工業(yè)廢水中很可能含有硫酸鹽等其他污染物,所以也要考慮沼氣的凈化問題,UASB生產(chǎn)的沼氣應(yīng)采用先進(jìn)的技術(shù)進(jìn)行凈化。雖然凈化過程可能會增加廢水處理的成本,但它將為工廠和家庭提供高純度甲烷,實(shí)現(xiàn)DMF廢水處理。

3 結(jié) 論

本研究通過比較UASB工藝與CAS工藝在處理DMF廢水能源回收、碳減排和經(jīng)濟(jì)成本等方面的表現(xiàn),證明了UASB工藝實(shí)現(xiàn)DMF廢水處理的可行性。UASB可在OLR高達(dá)1.57～9.59 kg COD/(m3·d)的條件下運(yùn)行,且其產(chǎn)生的生物能源高于運(yùn)行過程中的能耗。污泥中DMF水解菌的豐富度是影響DMF能否有效降解的關(guān)鍵,為了實(shí)現(xiàn)在更高OLR條件下有效處理高濃度DMF廢水,未來的研究應(yīng)該著重于在污泥中富集足量的DMF水解菌。