FO深度處理垃圾焚燒廠滲濾液技術(shù)
城市生活垃圾是影響生態(tài)環(huán)境的嚴(yán)重污染源，其無害化處理已經(jīng)成為環(huán)境治理的重要問題之一。根據(jù)國家統(tǒng)計(jì)局發(fā)布的《2021中國統(tǒng)計(jì)年鑒》，我國2020年生活垃圾清運(yùn)量達(dá)到963460t·d?1，其中焚燒日處理量已達(dá)567804t·d?1，占總垃圾無害化處理量的58.9%。生活垃圾進(jìn)入焚燒爐前通常需要采用堆酵5~7d的方式進(jìn)行熟化，降低含水率，從而提高垃圾熱值。垃圾焚燒廠滲濾液是一種水質(zhì)復(fù)雜且有毒有害的高濃度有機(jī)廢水，具有一定的處理難度。如果收集和處理處置不當(dāng)，將會對周邊自然環(huán)境和人體健康造成嚴(yán)重影響。已有研究表明，采用厭氧膜生物反應(yīng)器(anaerobicmembranebioreactor，AnMBR)和負(fù)壓原位堿度脫氨工藝處理垃圾焚燒廠滲濾液可分別實(shí)現(xiàn)COD和氨氮的高效脫除。然而出水水質(zhì)依然無法滿足相應(yīng)的排放標(biāo)準(zhǔn)，因此還需要對脫氨出水進(jìn)一步深度處理。當(dāng)前采用的主流深度處理工藝為NF、RO等，存在運(yùn)行能耗較大，膜污染嚴(yán)重以及殘留大量難處理濃縮液等問題。
與以壓力作為驅(qū)動力的NF、RO等工藝相比，正滲透(forwardosmosis，F(xiàn)O)工藝是一種以膜兩側(cè)的滲透壓差作為驅(qū)動力的膜處理工藝，具有能耗低、膜污染小、出水水質(zhì)好、濃縮液少等優(yōu)勢。目前，針對正滲透深度處理垃圾焚燒廠滲濾液的研究較少，主要集中于垃圾填埋場滲濾液處理。AFTAB等采用CTA膜組件的正滲透工藝直接對垃圾填埋場滲濾液原水進(jìn)行處理，并研究生物炭(BC)和粉末活性炭(PAC)在線吸附減輕膜污染對正滲透性能的影響，結(jié)果表明，加入在線吸附后，過濾體積分?jǐn)?shù)為57%以上，污染物截留率>80%。IBRAR等研究了不同清洗方式對正滲透處理垃圾填埋場滲濾液生化出水膜性能的影響，結(jié)果表明物理清洗方法中35℃熱水物理清洗和1.5molNaCl滲透反沖洗具有較好效果；化學(xué)清洗方法中，堿洗比酸洗更有效，可以達(dá)到100%通量回收。ISKANDER等對正滲透回收垃圾填埋場滲濾液進(jìn)行能耗分析，結(jié)果表明，污染物濃度升高，循環(huán)次數(shù)降低，汲取液濃度提高，可以使能耗從(0.276±0.033)kWh·m?3下降到(0.005±0.000)kWh·m?3。以上研究表明，正滲透作為垃圾焚燒廠滲濾液深度處理具有一定的研究價值和應(yīng)用潛力。在應(yīng)用FO處理垃圾滲濾液方面的報(bào)道主要集中于處理垃圾填埋場滲濾液，在處理垃圾焚燒滲濾液方面的研究卻鮮有報(bào)道，在FO處理垃圾焚燒滲濾液的運(yùn)行效能、工藝條件以及膜污染特性方面的研究較少，因此，采用FO工藝深度處理垃圾焚燒廠滲濾液負(fù)壓原位堿度脫氨出水具有重要的理論和現(xiàn)實(shí)意義。
本研究采用FO工藝深度處理垃圾焚燒廠滲濾液負(fù)壓原位堿度脫氨出水，考察FO在不同膜朝向、不同汲取液濃度和不同錯流速率下的濃縮效果和污染物截留率，在滿足相關(guān)排放標(biāo)準(zhǔn)的情況下確定最佳運(yùn)行參數(shù)，進(jìn)行連續(xù)實(shí)驗(yàn)并分析FO處理負(fù)壓原位堿度脫氨出水的可行性，利用三維熒光(EEM)結(jié)合平行因子分析方法(PARAFAC)對膜污染成分和膜污染特征進(jìn)行分析，旨在為后續(xù)FO處理垃圾焚燒滲濾液方面的研究與應(yīng)用提供參考。
1、材料與方法
1.1 實(shí)驗(yàn)材料
研究所用廢水取自無錫某垃圾焚燒發(fā)電廠，經(jīng)AnMBR和負(fù)壓原位堿度脫氨工藝處理后，使用0.45μm濾膜過濾并在4℃下保存，進(jìn)水水質(zhì)指標(biāo)如下：COD為1950~2050mg·L?1，氨氮為56.5~63.1mg·L?1，總氮質(zhì)量濃度為64.6~72.2mg·L?1，總磷質(zhì)量濃度為2.1~2.3mg·L?1，電導(dǎo)率為19.2~19.8mS·cm?1，Ca2+質(zhì)量濃度為12.1~12.9mg·L?1，Mg2+質(zhì)量濃度為19.2~20.0mg·L?1。在正滲透操作前，將原料液pH調(diào)節(jié)到8左右，汲取液為配置不同摩爾濃度的NaCl溶液。
1.2 實(shí)驗(yàn)裝置
本研究采用的實(shí)驗(yàn)室規(guī)模正滲透實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示。主要由汲取液罐、原料液罐、正滲透膜組件、蠕動泵、溫度控件和電導(dǎo)率儀組成。汲取液罐、原料液罐容量均為1.5L；通過溫度監(jiān)測裝置在線監(jiān)測汲取液和原料液溫度變化；兩側(cè)液體分別從汲取液罐和原料液罐底部流出，在2臺蠕動泵(上?？ù柫黧w有限公司，UIPWIFI-S183，中國)的驅(qū)動下在膜兩側(cè)進(jìn)行獨(dú)立循環(huán)，2臺蠕動泵轉(zhuǎn)速相同，流量相同，形成穩(wěn)定的錯流循環(huán)；通過罐體表面的刻度實(shí)時讀取兩側(cè)液面變化；通過電導(dǎo)率儀實(shí)時監(jiān)測汲取液濃度變化，控制循環(huán)泵使?jié)恹}水進(jìn)入汲取液罐，保持電導(dǎo)率不變。
正滲透膜組件由2塊有機(jī)玻璃材質(zhì)的內(nèi)凹膜室組成，膜室之間夾有一片正滲透膜，正滲透膜組件內(nèi)置CTA膜(HTI，美國)，是由活性層和支撐層組成的雙層結(jié)構(gòu)。CTA膜將膜組件隔開為2個獨(dú)立膜室。膜組件規(guī)格為：長20cm，寬11cm，厚5cm，單個膜室體積為28.4cm3。膜有效面積為94.5cm2，2個膜室內(nèi)部設(shè)有均勻布水板，以提高正滲透效率。實(shí)驗(yàn)前將CTA膜放入蒸餾水在4℃下保存。
1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)
實(shí)驗(yàn)分為4個部分。第1部分，研究膜朝向?qū)φ凉B透濃縮性能和膜通量恢復(fù)情況的影響。實(shí)驗(yàn)時改變運(yùn)行過程中CTA膜活性層的朝向，2個朝向分別為活性層朝向汲取液(AL-DS)模式和活性層朝向原料液(AL-FS)模式。保持溫度不變，錯流速率為8cm·s?1。每15min讀取一次原料液體積變化并計(jì)算膜通量。當(dāng)連續(xù)2次原料液體積變化值均小于5mL時結(jié)束實(shí)驗(yàn)。第2部分，研究汲取液濃度對正滲透濃縮性能的影響。分別設(shè)置5個汲取液濃度水平，考察膜通量變化情況和通量恢復(fù)情況。第3部分，研究錯流速率對正滲透運(yùn)行過程中膜通量的影響。在選定最適汲取液濃度前提下，將錯流速率分別設(shè)置為4、8、12cm·s?1。第4部分，研究連續(xù)實(shí)驗(yàn)對正滲透效果影響。實(shí)驗(yàn)過程中保持汲取液電導(dǎo)率不變，每30min記錄一次原料液體積變化，每12h為一次循環(huán)，每次循環(huán)期間需對原料液進(jìn)行一次更換，并對膜進(jìn)行在線物理清洗。清洗方式為將剩余原料液更換為去離子水，其他條件不改變，繼續(xù)運(yùn)行30min。在第3個循環(huán)結(jié)束后，進(jìn)行在線化學(xué)清洗。在線化學(xué)清洗方式步驟如下：將剩余原料液先后更換為0.01mol·L?1NaOH(清洗15min)和0.01mol·L?1HCl(清洗15min)，再更換為去離子水，運(yùn)行5min，清洗表面殘留化學(xué)藥劑?；瘜W(xué)清洗后，再進(jìn)行一次循環(huán)，觀察膜通量恢復(fù)情況。
1.4 分析方法
COD采用重鉻酸鉀法測定，用硫酸汞掩蔽Cl?；氨氮、總氮、總磷、電導(dǎo)率參照文獻(xiàn)中的方法進(jìn)行測定：氨氮、總氮和總磷采用納氏試劑光度法進(jìn)行測定，電導(dǎo)率采用水質(zhì)分析儀(奧豪斯AB23EC)進(jìn)行測定；采用熒光分光光度儀(F-7000)對所有膜清洗水樣進(jìn)行EEM測定；膜污染分析采用MATLAB2017b軟件和DOMFlour工具箱對所有樣品的EEM數(shù)據(jù)集進(jìn)行PARAFAC平行因子分析(parallelfactoranalysis，PARAFAC)建模；純水通量JW的測定可參考文獻(xiàn)中的方法。
2、結(jié)果與討論
2.1 單因素對FO運(yùn)行效能的影響
1)膜朝向?qū)O運(yùn)行效能的影響。
采用AL-FS和AL-DS2種不同的膜朝向進(jìn)行正滲透實(shí)驗(yàn)，通量變化曲線如圖2所示。AL-DS模式下的初始通量為17.55L·(m2·h)?1，而AL-FS模式下的初始通量僅為14L·(m2·h)?1。此現(xiàn)象與VU等的研究相似，主要原因是支撐層產(chǎn)生的內(nèi)濃差極化類型不同：在AL-DS模式下，影響膜通量的主要因素是濃縮型內(nèi)濃差極化，而AL-FS模式下主要為稀釋型內(nèi)濃差極化。二者相比，濃縮型濃差極化對水通量的影響較小，所以AL-DS模式下的初始通量大于AL-FS模式下的初始通量。ZHAO等認(rèn)為，AL-DS模式初始通量更好，這也可歸因于膜表面與污染物的相互作用，由于CTA膜支撐層比活性層帶有更多的負(fù)電荷，導(dǎo)致膜表面與垃圾滲濾液污染物之間的靜電排斥更大。AL-FS模式在實(shí)驗(yàn)過程中的膜通量較為平穩(wěn)，而AL-DS模式下的膜通量下降速度明顯，在第6小時，下降到14L·(m2·h)?1以下。這歸因于AL-DS模式下支撐層朝向原料液，粗糙度更高的支撐層表面使膜污染程度更高，從而導(dǎo)致通量的快速下降。
對不同膜朝向?qū)嶒?yàn)后的FO膜分別進(jìn)行物理清洗和化學(xué)清洗，通量恢復(fù)情況如圖3所示。AL-FS和AL-DS模式的水通量經(jīng)過物理清洗后分別為初始純水通量的86.35%和81.50%，經(jīng)過化學(xué)清洗后水通量均恢復(fù)到98%以上。結(jié)果表明，AL-DS模式下不僅會加速膜污染，從而導(dǎo)致通量迅速下降，物理清洗效果也相對較差，膜污染更難去除。IBRAR等對不同膜朝向運(yùn)行的正滲透膜進(jìn)行去離子水沖洗，發(fā)現(xiàn)AL-DS模式下的膜表面殘留有更多的污染物，進(jìn)一步證實(shí)了AL-DS模式下物理清洗效果相對較差，膜污染更難去除。因此，綜合通量變化和清洗后通量恢復(fù)情況，確定后續(xù)實(shí)驗(yàn)以AL-FS模式運(yùn)行。
2)不同汲取液濃度對FO運(yùn)行效能的影響。
正滲透的動力來源為汲取液和原料液間產(chǎn)生的滲透壓差，因此汲取液濃度對正滲透系統(tǒng)的運(yùn)行效率和濃縮性能具有重大影響。在兩側(cè)水溫為25℃、錯流速率為8cm·s?1的條件下，分別考察1.0、1.5、2.0、2.5、3.0mol·L?15組不同NaCl汲取液濃度條件下的膜通量隨時間的變化情況，結(jié)果如圖4所示。由于初始原料液側(cè)濃縮倍數(shù)較低，膜兩側(cè)的滲透壓差變化不明顯，且此時膜污染程度較輕，故膜通量下降不明顯；而隨著原料液不斷被濃縮導(dǎo)致滲透壓差減少和膜污染的加劇，膜通量急劇下降。因此，各組不同汲取液濃度條件下的膜通量均呈先緩慢下降后迅速下降的趨勢。由各組比較分析結(jié)果可以看出，隨著汲取液濃度的上升，初始通量也呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢。在汲取液為1.0mol·L?1NaCl的條件下，初始通量僅為7.41L·(m2·h)?1；而當(dāng)NaCl濃度提升到3.0mol·L?1時，初始通量為18.62L·(m2·h)?1。此外，汲取液濃度越高，膜通量的穩(wěn)定運(yùn)行時間越短，迅速下降的時間越快，在汲取液濃度為1.0mol·L?1條件下，膜通量在13.5h時出現(xiàn)明顯下降；而當(dāng)汲取液濃度提升到3.0mol·L?1時，膜通量在3.5h便出現(xiàn)迅速下降趨勢。結(jié)果表明，較高的汲取液濃度使膜兩側(cè)滲透壓差增大，驅(qū)動力增大，從而帶來更高的初始通量，但由此導(dǎo)致滲透壓差迅速降低，穩(wěn)定運(yùn)行時間縮短，迅速下降的拐點(diǎn)更早出現(xiàn)。同時，汲取液濃度提高也會導(dǎo)致膜污染的迅速累積。方舟研究表明，高汲取液濃度會通過加快原料液中污染物在膜表面的累積速率從而加劇膜污染；與此同時，汲取液濃度的提高也會使內(nèi)濃差極化現(xiàn)象更加嚴(yán)重，而膜表面污染層的積累又會進(jìn)一步加深內(nèi)濃差極化現(xiàn)象，導(dǎo)致更嚴(yán)重的膜污染。
原料液的濃縮倍數(shù)是表征正滲透濃縮性能的重要指標(biāo)，可間接表征運(yùn)行過程中的膜處理量，在工程應(yīng)用中具有重要意義。若濃縮倍數(shù)過低，則說明濃縮不徹底，濃縮性能較差，在處理過程中將產(chǎn)生大量濃水，提高后續(xù)處理成本。不同汲取液濃度下原料液的濃縮倍數(shù)情況如圖5所示。隨著汲取液濃度從1.0mol·L?1上升到2.0mol·L?1，原料液的濃縮倍數(shù)從2.93倍迅速上升到10.00倍。由于垃圾焚燒廠滲濾液脫氨出水具有較高的電導(dǎo)率，隨著濃縮倍數(shù)的提高，兩側(cè)的滲透壓差會迅速降低，從而導(dǎo)致濃縮過程缺少推動力，膜通量迅速下降，在濃度為1.0~2.0mol·L?1時，提高汲取液濃度可以明顯提升正滲透濃縮性能。在汲取液濃度為2.0~3.0mol·L?1時，濃縮倍數(shù)沒有出現(xiàn)明顯變化，說明此范圍內(nèi)汲取液濃度繼續(xù)提升對于單次濃縮過程中的膜處理量沒有進(jìn)一步的促進(jìn)作用。由圖4可以看出，隨著汲取液濃度從1.0mol·L?1上升到3.0mol·L?1，濃縮所耗時間分別為16、13、11、11和9h。這表明，汲取液濃度在2.0mol·L?1之后，濃度進(jìn)一步提高，對膜處理量沒有促進(jìn)作用，但可以在一定程度上減少濃縮時間，使正滲透過程更快完成。
通量恢復(fù)率計(jì)算方法見式(1)。
式中：η為通量恢復(fù)率；J為物理清洗和化學(xué)清洗后的通量；JW為清水通量。
如圖6所示，隨著汲取液濃度的上升，物理清洗后的通量恢復(fù)率η呈現(xiàn)緩慢下降趨勢，由91.36%降至83.68%；化學(xué)清洗后各組的通量恢復(fù)率η均為96%~97%，各組之間的η數(shù)值變化不大。這說明正滲透具有較低的膜污染趨勢，膜表面的污染層與膜表面的結(jié)合并不緊密，僅靠物理清洗就可以恢復(fù)絕大部分的膜通量。通過化學(xué)清洗，不可恢復(fù)通量僅為初始通量的3%~4%。這說明正滲透過程中產(chǎn)生的不可逆污染水平較低，絕大部分污染為可逆污染，與其他膜處理工藝中產(chǎn)生的膜污染相比，正滲透過程中產(chǎn)生的膜污染更易控制，具有更高的運(yùn)行壽命。通量恢復(fù)情況分析不僅可反映正滲透處理垃圾焚燒廠滲濾液脫氨出水后的膜污染情況方面，也可表征正滲透工藝的運(yùn)行壽命及其應(yīng)用中的可行性。
3)不同錯流速率對FO運(yùn)行效能的影響。
錯流速率是正滲透工藝運(yùn)行的重要參數(shù)之一，低錯流速率會導(dǎo)致外部濃差極化上升，影響膜通量，同時導(dǎo)致膜污染更容易形成。在汲取液濃度為2mol·L?1、溫度為25℃的條件下，控制不同錯流速率(4、8、12cm·s?1)進(jìn)行單輪正滲透實(shí)驗(yàn)，分析膜通量變化情況，實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖7所示。在錯流速率為4cm·s?1時，初始膜通量僅為12.69L·(m2·h)?1，且隨著系統(tǒng)運(yùn)行膜通量逐步減少，導(dǎo)致單次濃縮時間延長，在第16小時，膜通量為1.69L·(m2·h)?1，濃縮仍未結(jié)束。錯流速率為8cm·s?1時，初始通量顯著上升至14.81L·(m2·h)?1，呈先穩(wěn)定運(yùn)行后迅速下降趨勢。且單次濃縮在11h完成。錯流速率進(jìn)一步提升至12cm·s?1時，膜通量變化情況與8cm·s?1條件下的膜通量變化沒有明顯區(qū)別。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，錯流速率為4cm·s?1時，速率過低，不利于正滲透的運(yùn)行。這可能是由于錯流速率下降，水流速率變慢，導(dǎo)致對膜的沖刷作用減弱，使得膜污染更容易形成。當(dāng)錯流速率提升至8cm·s?1后，較高的錯流速率增強(qiáng)了膜面沖刷，減緩了膜污染，從而使得初始通量升高且單次濃縮時間縮短。當(dāng)進(jìn)一步提高錯流速率至12cm·s?1時，對膜通量并沒有明顯的促進(jìn)作用，說明錯流速率的提高對膜通量的提升是有限度的。故在后續(xù)實(shí)驗(yàn)中，將錯流速率控制在8cm·s?1條件下運(yùn)行。
2.2 正滲透連續(xù)運(yùn)行濃縮性能及出水水質(zhì)分析
為進(jìn)一步探究連續(xù)運(yùn)行過程中的濃縮性能和出水水質(zhì)變化，在汲取液濃度為2mol·L?1、錯流速率為8cm·s?1的條件下，進(jìn)行為期36h的連續(xù)實(shí)驗(yàn)。實(shí)驗(yàn)共分為3輪，每輪實(shí)驗(yàn)結(jié)束后更換原料液，并對FO膜進(jìn)行物理清洗。第3輪實(shí)驗(yàn)結(jié)束后，為探究化學(xué)清洗對膜通量的恢復(fù)情況，采用化學(xué)清洗并再進(jìn)行一輪實(shí)驗(yàn)。連續(xù)運(yùn)行的實(shí)驗(yàn)結(jié)果如圖8所示。
在第1輪運(yùn)行過程中，初始通量為14.81L·(m2·h)?1，前4h的膜通量變化較緩慢，僅下降至13.01L·(m2·h)?1，隨后由于濃縮倍數(shù)的提高，導(dǎo)致滲透壓差減少和膜污染產(chǎn)生，膜通量迅速下降。通過物理清洗，第2輪的初始通量為13.31L·(m2·h)?1，由于物理清洗不能有效去除膜上的有機(jī)污垢，導(dǎo)致初始通量隨著運(yùn)行周期的延長而下降。同時，第2輪的膜通量下降程度相比第1輪，迅速下降的節(jié)點(diǎn)更早，運(yùn)行至第4小時，膜通量已降至10.61L·(m2·h)?1。這可能是由于膜上殘留的無機(jī)和有機(jī)污垢提高了膜面粗糙度，導(dǎo)致運(yùn)行過程中膜污染迅速加劇，從而影響濃縮性能。運(yùn)行至第3輪，初始通量降至10.16L·(m2·h)?1，此階段通量變化與前2階段有明顯區(qū)別，且膜通量呈逐步下降趨勢，可能是經(jīng)過前2輪濃縮實(shí)驗(yàn)后，膜污染累積導(dǎo)致通量的進(jìn)一步下降。第3輪實(shí)驗(yàn)后，對膜表面采用化學(xué)清洗，第4輪的初始通量顯著提升至13.62L·(m2·h)?1，膜通量變化趨勢與第1輪相似，說明化學(xué)清洗可以較好地去除膜表面的可逆污染。雖然化學(xué)清洗對膜性能的恢復(fù)效果更好，但其成本相對較高，且會產(chǎn)生化學(xué)廢水。因此，將物理清洗與化學(xué)清洗方案相結(jié)合可實(shí)現(xiàn)高效去除FO表面的膜污染操作。這將最大限度地減少對頻繁清洗膜的要求，減少化學(xué)清洗對膜完整性和膜壽命相關(guān)的損害，并降低與化學(xué)清洗相關(guān)的運(yùn)營成本。
經(jīng)過連續(xù)濃縮過程后，出水污染物濃度如表1所示?？梢钥闯?，經(jīng)過正滲透濃縮后，出水中的主要污染物均達(dá)到了《生活垃圾滲濾液排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB16889-2008)提出的排放限制。正滲透膜對COD的截留率均達(dá)到95%以上，出水質(zhì)量濃度為90mg·L?1左右，對TP基本達(dá)到了完全截留。有研究表明，較小晶體半徑和較大水合半徑的離子，表面的水合層強(qiáng)度更高，更容易被膜排斥。因此，在本研究中，Ca2+和Mg2+的截留率均達(dá)到90%以上，出水質(zhì)量濃度分別為0.65mg·L?1和1.64mg·L?1。然而，F(xiàn)O膜對氨氮的截留率較低，僅有60%~65%，出水的氨氮質(zhì)量濃度僅稍低于排放限制。胡濤戰(zhàn)采用厭氧正滲透膜生物反應(yīng)器(AnMF-OMBR)處理模擬廢水時也發(fā)現(xiàn)FO對氨氮的截留率較低，并將其歸因于膜兩側(cè)發(fā)生了唐南平衡現(xiàn)象。已有研究表明，正滲透膜對一價離子的截留率較低。當(dāng)以NaCl作為汲取液溶質(zhì)時，由于Na+擴(kuò)散系數(shù)大于NH4+，導(dǎo)致Na+不斷透過正滲透膜，從汲取液一側(cè)進(jìn)入原料液側(cè)，發(fā)生溶質(zhì)反滲。溶質(zhì)反滲導(dǎo)致兩側(cè)電荷不平衡，原料液一側(cè)的NH4+不斷進(jìn)入汲取液，從而導(dǎo)致截留率下降。
2.3 FO膜污染主要成分及污染程度
采集所有單次實(shí)驗(yàn)結(jié)束后的膜清洗水樣，進(jìn)行EEM分析并整理數(shù)據(jù)，導(dǎo)入MATLAB2017b，利用DOMFlour工具箱進(jìn)行PARAFAC平行因子分析。通過PARAFAC對整個EEM進(jìn)行建模，共解析出4種不同熒光成分的組合，可以描述獲得的所有膜清洗水樣樣本。其組分及其峰強(qiáng)度如圖9所示。組分1(C1)在250nm的激發(fā)波長(Ex)和350nm的發(fā)射波長(Em)范圍內(nèi)顯示其主峰。組分2(C2)的主峰和次峰分別位于230nm/400nm和290nm/400nm的Ex/Em范圍內(nèi)。組分3(C3)呈現(xiàn)3個熒光峰，其中310nm/480nm和360nm/480nm的Ex/Em范圍處的峰較強(qiáng)，265nm/480nm的Ex/Em處的峰較弱。而組分4(C4)呈現(xiàn)2個熒光峰，分別為245nm/445nm的Ex/Em范圍的主峰和345nm/445nm的Ex/Em范圍的二級峰。
對通過PARAFAC分析出的4種組分進(jìn)行成分分析，其表征的主要成分如表2所示。根據(jù)已有研究中描述的峰值位置和分配，C1表現(xiàn)出類似于色氨酸類物質(zhì)的熒光特性，C3更接近于長波類腐殖質(zhì)的熒光特性，故C3主要為腐殖質(zhì)類物質(zhì)。C2和C4與短波類腐殖質(zhì)熒光特性接近(主要為富里酸)，說明C2和C4的組分主要為富里酸類物質(zhì)。本研究中富里酸類物質(zhì)被分為C2和C4組分，這可能與垃圾焚燒廠滲濾液中存在較多富里酸類物質(zhì)、其具體成分的疏水性不同有關(guān)，從而使其Em值有差異。垃圾焚燒廠滲濾液的EEM也主要由這3類物質(zhì)組成，說明這3種物質(zhì)在正滲透過程中也會附著在膜表面，造成膜污染。
各組分的熒光強(qiáng)度可以表征其濃度變化。采用PARAFAC分別對物理清洗和化學(xué)清洗的單獨(dú)組分熒光強(qiáng)度進(jìn)行分析，結(jié)果如圖10所示?；瘜W(xué)清洗后的各組熒光組分峰強(qiáng)均高于物理清洗，說明化學(xué)清洗對膜污染緩解的貢獻(xiàn)更高，膜表面清洗更徹底。此外，物理清洗和化學(xué)清洗后膜污染提取物中各組分熒光強(qiáng)度從大到小排序均為C1>C4>C2>C3，即以污染物濃度為基準(zhǔn)得出的膜污染貢獻(xiàn)從大到小排序?yàn)樯彼犷愇镔|(zhì)>富里酸類物質(zhì)>腐殖酸類物質(zhì)，色氨酸類物質(zhì)是膜污染的主要成分，分別占物理和化學(xué)清洗的44.49%和45.93%。已有研究表明，膜污染貢獻(xiàn)大小與物質(zhì)分子質(zhì)量有關(guān)，各熒光組分的分子質(zhì)量從小到大排序?yàn)镃1<C3，且Em的高低與有機(jī)物疏水性強(qiáng)度密切相關(guān)。色氨酸類物質(zhì)分子質(zhì)量較小且親水性更強(qiáng)，更容易與膜表面接觸并附著在膜表面結(jié)合，形成污染層，而相對分子質(zhì)量高且疏水性較強(qiáng)的腐殖酸類物質(zhì)膜污染潛力較低，與膜表面的結(jié)合較為松散，更容易在膜清洗過程中去除。
2.4 FO處理垃圾焚燒廠滲濾液可行性分析
采用FO處理垃圾焚燒廠滲濾液負(fù)壓原位堿度脫氨出水，F(xiàn)O出水中的COD<100mg·L?1，NH4+-N<25mg·L?1，TP基本為0，主要污染物均達(dá)到了《生活垃圾滲濾液排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB16889-2008)規(guī)定的排放限制。與常規(guī)反滲透膜(RO)深度處理垃圾滲濾液工藝相比，F(xiàn)O不僅具有較高的污染物截留率，同時也具有濃縮倍數(shù)高、濃縮液少、能耗較低、膜污染潛力低等優(yōu)勢。故FO在垃圾焚燒廠滲濾液深度處理領(lǐng)域具有一定的應(yīng)用潛力。然而，目前相對于常規(guī)RO膜工藝，F(xiàn)O的實(shí)際應(yīng)用仍面臨一些關(guān)鍵瓶頸，主要包括正滲透膜成本較高、初期投資成本較高、汲取液溶質(zhì)需進(jìn)一步分離回收等。因此，在未來的研究中，開發(fā)低成本、高質(zhì)量FO膜材料仍是FO膜進(jìn)一步推廣應(yīng)用的關(guān)鍵。
3、結(jié)論
1)AL-DS與AL-FS模式相比，可以取得更高的初始通量，但膜通量下降速率更快，且具有更強(qiáng)的膜污染，物理清洗恢復(fù)率更低。而AL-FS的膜通量更穩(wěn)定，且具有較低的膜污染趨勢。汲取液濃度為2mol·L?1時，初始通量為14.81L·(m2·h)?1，運(yùn)行10.5h后對垃圾焚燒廠滲濾液脫氨出水的濃縮倍數(shù)為10倍，出水水質(zhì)可以達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)。且物理清洗后通量恢復(fù)率為90%，膜污染程度較輕。在錯流速率較低的情況下，膜污染會更容易形成，還會影響膜性能。所以錯流速率地提升有利于提高膜通量，進(jìn)一步提高錯流速率至12cm·s?1時對膜通量并沒有明顯的促進(jìn)作用。
2)長期運(yùn)行結(jié)果表明，將物理清洗與化學(xué)清洗方案相結(jié)合以實(shí)現(xiàn)高效的正滲透操作是可行的。
3)EEM-PARAFAC實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，膜污染主要成分為色氨酸類物質(zhì)、腐殖質(zhì)類物質(zhì)和富里酸類物質(zhì)，以污染物濃度為基準(zhǔn)得出的膜污染貢獻(xiàn)從大到小排序?yàn)樯彼犷愇镔|(zhì)>富里酸類物質(zhì)>腐殖酸類物質(zhì)。
廣東建樹環(huán)?？萍加邢薰臼且患覍I(yè)從事工業(yè)廢水處理、工業(yè)廢氣處理和環(huán)境修復(fù)的環(huán)保設(shè)備研發(fā)與銷售服務(wù)的企業(yè)。為工業(yè)企業(yè)和市政工程等項(xiàng)目提供工業(yè)廢水處理、工業(yè)廢氣處理、有機(jī)廢氣VOCs處理的一體化解決方案，從“工程設(shè)計(jì)”、“工程承包”、“設(shè)備采購”、“安裝調(diào)試”、“耗材銷售”、“運(yùn)營管理”、“環(huán)評辦理”等環(huán)節(jié)提供專業(yè)的差異化服務(wù)，聯(lián)系電話：135 5665 1700。
