曾曉嵐，萬鵬，丁文川，韓樂，劉建棟，王雙雙，劉嬌

(重慶大學(xué) 三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，重慶，400045)

垃圾滲濾液是一種被公認(rèn)的污染物濃度高、水質(zhì)水量(即滲濾液各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo)和滲濾液產(chǎn)生量)變化大的有機(jī)廢水，是由高濃度有機(jī)及無機(jī)污染物組成的富含腐殖酸、氨氮、重金屬、病菌和無機(jī)鹽的混合物[1]。與普通生活污水相比，垃圾滲濾液具有營養(yǎng)元素比例失調(diào)、氨氮含量高、磷含量偏低、溶解性固體含量過高、水質(zhì)變化較大、毒性較高等特點(diǎn)，其含有相當(dāng)多對(duì)人體有毒有害的物質(zhì)[2-3]，是地表水以及地下水的潛在污染源[4-5]。目前，國內(nèi)外對(duì)垃圾滲濾液的處理方案可分為場(chǎng)內(nèi)處理和場(chǎng)外處理 2種[6]。場(chǎng)內(nèi)處理是在垃圾填埋場(chǎng)內(nèi)另建單獨(dú)的滲濾液處理系統(tǒng)，而場(chǎng)外處理是將滲濾液輸送至污水處理廠與城市污水合并，利用污水處理系統(tǒng)本身的潛能對(duì)其進(jìn)行處理，以節(jié)省單獨(dú)建設(shè)滲濾液處理系統(tǒng)的高額費(fèi)用，從而降低處理成本。發(fā)達(dá)國家多采用填埋場(chǎng)內(nèi)預(yù)處理及外送與城市污水合并處理的方法，以達(dá)到良好出水效果[7]。研究表明[8-10]：垃圾滲濾液中高濃度氨氮對(duì)微生物活性有抑制作用，會(huì)降低生化系統(tǒng)對(duì)有機(jī)污染物的降解效率，從而導(dǎo)致出水難于達(dá)標(biāo)排放。為了使?jié)B濾液能進(jìn)行生物處理，必須對(duì)高氨氮采取預(yù)處理。雖然對(duì)接入生物處理工藝滲濾液氨氮限制質(zhì)量濃度的研究尚未達(dá)成共識(shí)，但認(rèn)為有生物抑制作用的氨氮限制質(zhì)量濃度為50～100 mg/L[11-12]。目前，針對(duì)滲濾液高氨氮的預(yù)處理技術(shù)主要有 MAP法，曝氣吹脫法和厭氧生物法等[13]。其中，曝氣吹脫處理垃圾滲濾液不僅可以吹脫掉其中大量的氨氮，還可以去除部分苯酚、氰化物、硫化物及其他難去除、對(duì)生化有抑制作用、毒性大的揮發(fā)性物質(zhì)，為后續(xù)的生物處理提供有利條件[14]。但吹脫法吹脫出大量有毒有害的揮發(fā)性氣體易造成環(huán)境二次污染[15-16]，需對(duì)吹脫出的氨進(jìn)行吸收處理。為此，本文作者在前期對(duì)曝氣吹脫預(yù)處理垃圾滲濾液的小試研究基礎(chǔ)上，針對(duì)主要的影響因素如溫度、曝氣時(shí)間、氣液比等[17]，通過在重慶市涪陵區(qū)污水處理廠進(jìn)行中試研究，考察其對(duì)滲濾液氨氮去除效果的影響，以便為垃圾滲濾液與城鎮(zhèn)污水協(xié)同處理的預(yù)處理技術(shù)選擇及其生產(chǎn)性應(yīng)用等提供技術(shù)支持。

1 試驗(yàn)裝置、材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與材料

研究采用的曝氣吹脫工藝流程如圖1所示。該工藝裝置如下：前置調(diào)節(jié)池，長×寬×高為 3.0 m×0.8 m×3.0 m；曝氣吹脫池，長×寬×高為 1.3 m×1.0 m×1.0 m，池內(nèi)布置兩排可變孔徑微孔曝氣軟管；后置調(diào)節(jié)池，長×寬×高為 1.3 m×1.0 m×1.5 m；SR80型三葉羅茨風(fēng)機(jī)1臺(tái)，功率為3 kW，流量為4.2 m3/min，壓力為20 kPa，轉(zhuǎn)速為1 560 r/min；LZB80玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)1臺(tái)。

1.2 試驗(yàn)水樣

試驗(yàn)用垃圾滲濾液取自重慶市涪陵某垃圾填埋場(chǎng)，呈黑色，有惡臭，pH=8.3，其平均水質(zhì)(質(zhì)量濃度)如表1所示。

表1 重慶市涪陵某垃圾填埋場(chǎng)滲濾液平均水質(zhì)(質(zhì)量濃度)Table 1 Quality of leachate from fuling landfill mg/L

1.3 主要測(cè)定指標(biāo)與方法

加400 L滲濾液原液于吹脫池中，用工業(yè)級(jí)氫氧化鈉調(diào)節(jié)pH，開啟羅茨風(fēng)機(jī)，對(duì)滲濾液進(jìn)行曝氣吹脫，保持滲濾液水溫,反應(yīng)一段時(shí)間后靜置20 min，取上清液測(cè)定氨氮、TN質(zhì)量濃度和pH。檢測(cè)方法和儀器如表2所示。

圖1 曝氣吹脫工藝流程圖Fig.1 Ammonia stripping process flow diagram

2 結(jié)果及討論

2.1 pH對(duì)氨吹脫效果的影響

NaOH的投加量與相應(yīng)pH的關(guān)系見表3。

試驗(yàn)固定曝氣吹脫時(shí)間為4 h，氣液比為1 050，控制滲濾液溫度為(15±1) ℃，觀察不同pH下滲濾液氨氮、TN的去除效果，如圖2所示。

由圖2可知：pH低于10.25時(shí)的斜率比pH高于10.25時(shí)的斜率大。其原因可能是廢水中的酸堿緩沖體系被打破；當(dāng)pH大于10.25時(shí)，繼續(xù)提高滲濾液的pH，氨氮、TN的去除效率升高變緩。并且由表3可知：過高的pH不但要求在調(diào)節(jié)時(shí)加入大量的NaOH,而且在吹脫處理后，需要將過高含量的堿用酸回調(diào)，直到滲濾液接近中性才可進(jìn)入后續(xù)生化處理系統(tǒng)，這極大地增加了運(yùn)行成本；同時(shí)，高 pH容易導(dǎo)致吹脫過程中產(chǎn)生大量黏性氣泡，降低曝氣吹脫池的容積利用率。

表3 NaON投加量與pH的關(guān)系Table 3 Relationship between NaOH amount and pH

圖2 pH對(duì)氨氮和TN去除率的影響Fig.2 Influence of pH on ammonia nitrogen and TN removal rate

2.2 曝氣吹脫時(shí)間對(duì)氨吹脫效果的影響

中試用垃圾滲濾液初始pH和氨氮質(zhì)量濃度分別為8.32和950 mg/L，用氫氧化鈉調(diào)節(jié)pH至10.5，固定氣液比為1 050，曝氣吹脫時(shí)間分別取30，60，120，180，240，300和 360 min，氨氮和 TN去除效率見圖3。

從圖3可見：氨氮和TN去除率隨曝氣吹脫時(shí)間的增加而增大，但當(dāng)曝氣吹脫時(shí)間增大到一定程度時(shí)，吹脫效率增大不顯著；吹脫效率在4 h內(nèi)增加的速度較快，而在4 h以后，增加的速度明顯降低。這可能與氨氮、TN本身濃度有關(guān)，在吹脫初期，滲濾液中氨氮、TN濃度高，有利于氨的吹脫，去除率增加較快；隨著吹脫的進(jìn)行，滲濾液中氨氮、TN質(zhì)量濃度降低，去除率增長緩慢。

圖3 曝氣吹脫時(shí)間對(duì)氨氮和TN去除率的影響Fig.3 Influence of air stripping time on ammonia nitrogen and TN removal rate

2.3 氣液比對(duì)氨吹脫效果的影響

通過增加氣液界面的表面張力可以提高氨氮的吹脫效果，因此，選擇適當(dāng)?shù)臍庖罕纫彩翘岣叽得撔Ч闹匾獥l件。氣液比反映的是空氣對(duì)滲濾液的擾動(dòng)程度，隨著氣液比的增加，游離氨從水中逸出到大氣中速率增大，去除率也相應(yīng)增大。在pH為10.5，原水水溫為15 ℃的條件下，研究不同氣液比對(duì)氨氮、TN去除率的影響，其結(jié)果見圖4。

圖4 氣液比對(duì)氨氮和TN去除率的影響Fig.4 Influence of air-liquid ratio on ammonia nitrogen and TN removal rate

由圖4可見：當(dāng)氣液比為400～1 200時(shí)，氨氮、TN在氣液界面能達(dá)到平衡，吹脫效率與氣液比近呈線性關(guān)系；當(dāng)氣液比為1 200～1 800時(shí)，吹脫過程中單位吹脫效率提高較平緩，這主要在高度湍流情況下氣液兩相達(dá)到平衡較困難所致。

2.4 溫度對(duì)氨吹脫效果的影響

當(dāng)試驗(yàn)水樣水溫為7～26 ℃。調(diào)節(jié)pH為10.5，氣液比為1 050時(shí)，針對(duì)不同的滲濾液水溫進(jìn)行試驗(yàn)，其結(jié)果如圖5所示。

圖5 溫度對(duì)氨氮和TN去除率的影響Fig.5 Influence of temperature on ammonia nitrogen and TN removal rate

從圖5可見：當(dāng)控制水樣溫度為15 ℃時(shí)，氨氮去除率＞85%；當(dāng)水溫為10～15 ℃時(shí)，氨氮去除率與之基本呈線性關(guān)系；當(dāng)水溫＞15 ℃時(shí),氨氮去除率趨于平緩。試驗(yàn)結(jié)果表明：當(dāng)水溫在15 ℃以下時(shí)，水溫降低，對(duì)氨氮和TN的去除率有顯著影響。

2.5 經(jīng)濟(jì)分析

考慮到一般后續(xù)生物處理系統(tǒng)對(duì)氨氮有一定的去除能力，在選用曝氣吹脫作為預(yù)處理工藝時(shí)，其操作參數(shù)可結(jié)合后續(xù)生物處理需要的吹脫效率來確定。因曝氣吹脫處理滲濾液的運(yùn)行成本主要由調(diào)節(jié) pH的NaOH(工業(yè)級(jí))和電耗組成，本研究針對(duì)曝氣吹脫預(yù)處理氨氮去除率為55%以下的情況進(jìn)行分析。NaOH投加量與費(fèi)用的關(guān)系、曝氣吹脫時(shí)間與電耗費(fèi)用的關(guān)系以及氨氮去除率與總處理費(fèi)用的關(guān)系分別見圖6、圖7和圖8。

圖6 NaOH投加量與費(fèi)用的關(guān)系Fig.6 Relationship between NaOH mass concentration and cost

圖7 曝氣吹脫時(shí)間與電耗費(fèi)用的關(guān)系Fig.7 Relationship between stripping time and cost

圖8 氨氮去除率與總費(fèi)用的關(guān)系Fig.8 Relationship between ammonia nitrogen removal rate and total cost

從圖6可以看出：當(dāng)NaOH投加量為2.5 kg/m3之前，垃滲透液的pH快速增大；當(dāng)滲透液pH達(dá)10.25后，其增速減緩。其原因可能是在pH為10.25之前，破壞垃圾滲濾液的酸堿平衡需要消耗大量的堿；而在pH為11.75(NaOH投加量為3.5 kg/m3)后，滲濾液pH隨NaOH投加量的增加增速減慢。因此，NaOH投加量對(duì)滲濾液pH值影響的取值范圍為2.5～3.5 kg/m3。

從圖7可以看出：當(dāng)氨氮去除率為0～50%時(shí)，隨著曝氣時(shí)間的增加，垃圾滲濾液的氨氮去除率增大，兩者呈現(xiàn)出良好的線性關(guān)系。而曝氣時(shí)間與電耗費(fèi)用也具有明顯的線性關(guān)系，這意味著高氨氮去除率的獲得是以增加電耗費(fèi)用為代價(jià)的。因此，后接生物處理工藝的曝氣吹脫預(yù)處理應(yīng)盡量減少曝氣時(shí)間，從而達(dá)到降低滲濾液處理費(fèi)用的目的。

從圖 8可以算出：總處理費(fèi)用中的電耗費(fèi)用占70%左右，比藥劑費(fèi)用高，因此，確定曝氣吹脫預(yù)處理最優(yōu)的操作參數(shù)時(shí)應(yīng)主要以控制曝氣時(shí)間為主。本試驗(yàn)是在氣液比為250，水度為15 ℃條件下開展的，在pH為10.5，曝氣時(shí)間為4 h，NH3-N的去除率為52%左右時(shí)，對(duì)應(yīng)的總?cè)コM(fèi)用為17.5元/m3。

廖玲玲等[18]采用吹脫塔處理垃圾滲濾液進(jìn)行研究發(fā)現(xiàn)：在pH為10.5～11.0，氣液比為3 150，進(jìn)水水溫為 16 ℃的試驗(yàn)條件下，NH3-N的去除率為68%。與吹脫塔工藝相比，本研究采用的微孔曝氣軟管曝氣方式具有明顯低氣液比優(yōu)勢(shì)，低氣液比即意味著低能耗，因此，可以認(rèn)為曝氣吹脫方式是經(jīng)濟(jì)和高效的。

3 結(jié)論

(1) pH、吹脫時(shí)間、氣液比和溫度對(duì)曝氣吹脫預(yù)處理垃圾滲濾液的吹脫效率影響顯著。各因素的較佳取值如下：pH為10.25～11.75，曝氣吹脫時(shí)間≤4 h，氣液比為400～1 200，滲濾液水溫為10～15 ℃。

(2) 在同等氨氮去除率條件下，與傳統(tǒng)吹脫塔工藝相比，采用曝氣軟管曝氣的吹脫方式具有氣液比低的優(yōu)勢(shì)。

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