生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除.
垃圾渗滤液中氨氮脱除技术研究进展
２ ℃， ５ 气液 比控 制在 ３０ 右 ， ５０左 渗滤 液 ｐ Ｈ值 控制在 １ ． ０５左 右时 ， 于氨氮浓度高 达 ２Ｏ ０ ０￣。Ｌ 的垃圾渗 滤液 ， 对 ＯＯ一４０ ｎ 去除率可达到 ９ ％以上 。廖 琳琳等 对 吹脱法 影响 因素 的研 ０ 究结果为 ， ｐ 当 Ｈ为 ９２ １５时 ， ． —１ ． 吹脱 效率 随 ｐ Ｈ值增 加 而 提高 ； 水温越高 ， 吹脱 效率越高 。Ｏ ｒ ￣ｌ ｋ等研 究 发现 ， 通过 机 械通风 ， ｐ 在 Ｈ为 １ ．， １５ 通风 ２ 时 ， 吹 脱 效率 最高 可 达 ４小 氨
可见 ， 氨吹脱效 果 明显 ， 理效 率较 高 。但 由于需要 调 处 节 ｐ 必 须投加 大量 的碱 ， Ｈ， 而且为 了曝气 ， 需要 提供一 定 还 的风量 ， 造成了处理费用偏高。同时氨吹脱 只是 将废水 中的 铵离子转化为游离 氨 ， 最后 将之排 放 到大气 中， 实质 上 氨的 污染 问题并未得到解 决。此外 ， 度 对氨 吹脱影 响较 大 ， 温 在
１ 渗滤 液氨 氮的物理 化学处理法
１ １ 吹 脱 法 ．
时间为 ４ 的条件 下 ， Ｏ ｈ Ｃ Ｄ和 Ｎｔ 一Ｎ的去 除率 分别 达到 了 ｉ ３
９ ．％和 １０ ， ０６ ０ ％ 并且发现 Ｓ Ｒ三元 电极板 明显 优 于 Ｄ Ａ二 Ｐ Ｓ
元 电极 和 石 墨 电 极 。
吹脱法是将渗滤液调节至碱性 ， 然后在汽提塔 中通入空 气或蒸汽 ， 通过气液 接触 中游离氨 吹脱至大气 中。因吹脱处 理能够达到调节 Ｃ Ｎ比 ， ／ 降低后续渗滤液生化 处理负荷 的作 用 ， 以吹脱法是处 理高浓 度氨氮废 水常用 的方 法。王文斌 所
水氨 氮具有重要意义。本文综述 了垃圾 渗滤液 中氨氮脱除技 术 ， 分析了传 统的物理化 学脱 氮法和 生物脱 氮法的优缺 点， 着重 讨论 了 新型生物脱氮技 术以及利 用填埋场处理功能脱除氨氮的研 究， 并提 出了垃圾填 埋场渗 滤液 中氨 氮脱除技 术研 究的发
处理垃圾渗滤液过程中脱氮问题解决办法
处理垃圾渗滤液过程中脱氮问题解决办法
2020年5月12日
众所周知，垃圾渗滤液的主要特点就是氨氮含量高，尤其是对于埋龄10年以上的垃圾填埋场，其氨氮值通常高达3000～4000 mg /L，甚至有的地方高达5000 mg /L以上，今天就带大家一起了解一下处理垃圾渗滤液过程中的脱氮问题如何解决吧。
1、硝化反硝化生物脱氮
优点是脱氮效果良好、运行稳定。
缺点是需要投加大量碳源，导致运行成本大幅升高。
而且出水总氮浓度较高，需要辅以深度处理才能使总氮达标排放。
由于一些老龄化垃圾填埋场需要投加大量碳源，费用远远高于渗滤液处理本身的费用。
所以这对于处理成本本来就较高的渗滤液处理工程来说，并不是一种好办法。
2、氨吹脱
特点是脱氮效率高，可以有效减轻后续生物脱氮的负荷，确保渗滤液处理达标排放。
其缺点是氨吹脱过程中需投加大量石灰，石灰的运输、储存和使用会污染周围的环境，而且吹脱出的氨需进行回收，回收的硫酸铵处置问题也是一个难点。
3、膜法脱氮
膜法脱氮(主要是反渗透)去除氨氮，利用反渗透膜对氨氮的截留作用达到去除氨氮的目的。
但反渗透产生的浓缩液仍含有大量的有机物和氨氮。
处理垃圾渗滤液过程中脱氮问题如何解决的内容今天就为大家介绍到这里了，希望对您有帮助。
目前我国已经运行的渗滤液处理工程能耗普遍偏高，处理工艺也存在许多问题。
要解决现有问题呢，就必须提高渗滤液处理率、节省能耗、研发新工艺。
南昌某垃圾填埋场渗滤液中高浓度氨氮的脱除研究
受下面反应平衡 的控制 ：Ｍ Ｎ ４Ｏ ＝Ｍ ２＋Ｎ ４＋ ｇ ＨＰ ４ ｇ ＋ Ｈ￣
ｐ０４ ３ －
垃圾 渗 滤 液 中 氨氮 通 常 高 达 １ ０ ｍ ／ 上 ，随着 ０ ｇＬ以 ０
垃圾填埋年龄的增长 ，其含量还将逐渐上升 。氨氮 对环境有很多危害 ，如消耗水体的溶解氧 、与氯作 用生成氯胺从而降低消毒效果 、对人体有毒害作用
研究与探讨
能 源研 究 与 管理 ２ １（ ） ００ ３
・ ３・ ２
南昌某垃圾填埋场渗滤液中高浓度氨氮环境与化 学工程学院 南昌 ３ ０３ ） ３０ １
摘 要：采用化学沉淀工艺 ，对垃圾填埋场渗滤液进行预处理 ，使氨氮等获得较好 的去除效果 ，为后续处理奠定 良 好基础 。通过单因素实验研究考察 了不 同反应 ｐ Ｈ值 、药剂配 比以及反应时间对氨氮去除率的影 响 ，确定 了实验 的 最佳条件 。实验初步探索 了反应生成 的沉淀物 一磷酸铵镁的产生量 ，其 成分 中含有大量 的氮磷等营养元素 ，可作 为
ｓ ｄ ｍｅ ｔ ｍａ ｎ ｓｕ ａ ｅ ｉ ｎ — ｇ ｅ ｉ ｍ ｍｍｏ ｉ ｍ ｈ ｓ ｈ ｔ ｓ ｅ ｐｏ ｄ ｈ ｃ ｏ ｔ ｉｅ ａ ｇ ｕ ｎ ｉ ｅ ｆｎ ｔ ｅ ｔ ｓ ｃ ｓ ｎ ｔ ｇ ｎ ａ ｄ ｎ ｕ ｐ ｏ ｐ ａｅ ｉ ｘ ｌｒ ．ｗ ｉｈ ｃ ｎａ ｎ ｄ ｌｒｅ ｑ ａ ｔ ｉｓ ｏ ｕｒ ｎ ｓ ｕ ｈ ａ ｉ ｏ ｅ ｎ ｅ ｔ ｉ ｒ
ａ ｏｉ ｎｔ ｇｎ Ｎ ３Ｎ． ｈ ｆ ｅｃｓ ｆ Ｈ ｖ ｕ，ｈ ｈ ｒ ａｙｒｔ ｄｒａｔ ｎｔ ｎｔ ｍ ｖ ｔｏ Ｈ 一 ｒ ｍｍ ｎ － ｉｏｅ （ Ｈ一 ）Ｔ ｅ ｎｕ ｎｅ ａ ｅ ｔ ｐ ａｍ ｃ ｉａ ｃｉ ｍｅ ｅｒ ｏａ ｒ ｅ ｆ ３ Ｎ ａｅ ａ ｒ ｉ ｌ ｏｐ ｌ ｅ ａｏ ｎ ｅ ｏ ｉ ｏ ｈ ｅ ｌ ａ Ｎ
化学沉淀法去除垃圾渗滤液中的氨氮
1999年9月ENV I RONM EN TAL SC IEN CESep.,1999化学沉淀法去除垃圾渗滤液中的氨氮赵庆良(哈尔滨建筑大学市政环境工程学院,哈尔滨 150090)李湘中(香港理工大学土木与结构工程系)摘要 为了有效地去除垃圾渗滤液中高浓度的N H +42N 而避免传统吹脱法造成吹脱塔内的碳酸盐结垢问题,探讨了采用化学药剂诸如M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O 或M gO 和H 3PO 4使N H +42N 生成磷酸铵镁的化学沉淀去除法.小试研究结果表明,当垃圾渗滤液中投加M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O 而使M g 2+∶N H +4∶PO 3-4的比例为1∶1∶1时,在最佳pH 为815～910的条件下原垃圾液中的N H +42N 可由5618m g L 降低到65m g L ;另外2种药剂M gO 和85%的H 3PO 4不如前者有效,在同等条件下只能使N H +42N 由5404m g L 降低到1688m g L .关键词 垃圾渗滤液,氨氮,沉淀,磷酸铵镁.赵庆良:男,35岁,博士,副教授收稿日期:1998210217Amm on i a -n itrogen Rem ova l from Landf ill L eacha teby Chem ica l Prec ip ita tionZhao Q ingliang(Schoo l of M unici pal &Environ .Eng .,H arbin U niversity of C ivil Engineering &A rch itecture ,H arbin 150090,Ch ina )L i X iangzhong(D epartm ent of C ivil &Structural Engineering ,T he Hong Kong Po lytechnic U niversity ,Hong Kong ,Ch ina )Abstract To remove efficiently h igh strength of ammonia 2nitrogen from landfill leachate and to avo id carbonate scaling p roblem s in a conventi onal air 2stri pp ing tow er ,alab 2scale study w as conducted to p reci p itate the ammoni 2a in the fo r m of m agnesium ammom um pho sphate by app lying such chem icals as M gC l 2・6H 2O andN a 2H PO 4・12H 2O o r M gO and 85%H 3PO 4w ith different sto ich i om etric rati o s .T he experi m ental resultsdemonstrated that N H +42N w as effectively removed from initial 5618m g L dow n to final 65m g L w hen the rati oof M g 2+∶N H +4∶PO 3-4w as contro lled at 1∶1∶1by using analytical grade chem icals of M gC l 2・6H 2O andN a 2H PO 4・12H 2O ,w ith the op ti m al pH fo r the p reci p itati on about 815～910.T he o ther tw o chem icals of M gO and 85%H 3PO 4w ere also tested and found to be no t as efficient asM gC l 2・6H 2O and N a 2H PO 4・12H 2O to p re 2ci p itate N H +42N ,w h ich removed N H +42N from initial 5404m g L only dow n to final 1688m g L at the sam e experi 2m ental conditi ons .Keywords landfill leachate ,ammonia 2nitrogen ,p reci p itati on ,m agnesium ammonium pho sphate . 卫生填埋是目前世界范围内垃圾处理的主要方式[1～4].已有研究表明,采用磷酸铵镁沉淀法可有效地去除各种废水中的N H +42N[5～9],其费用消耗与lt 城市污水的硝化与反硝化处理接近[9],和吹脱法接近或略高出20%[6].本研究的目的就是考察磷酸铵镁沉淀法用于去除垃圾渗滤液中高浓度N H +42N 的性能状况.1 试验设施与方法试验垃圾渗滤液取自香港新界西(W EN T )卫生填埋场,放冷藏室待试.试验装置为500m l 的烧杯并附有磁力搅拌装置和pH自动检测计.分析纯化学药剂诸如M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・l 2H 2O 或M gO 和85%的H 3PO 4分别直接加入烧杯中垃圾渗滤液样品内使之与其中的N H +42N 反应生成磷酸铵镁的化学沉淀,反应进行15m in ,由恒定的pH 读数可知反应达到平衡状态.反应结束后,使烧杯中的样品沉淀15m in 并取上清液分析N H +42N 浓度.采用10m o l L N aOH 调整烧杯内样品的pH 值并测定不同pH 条件下沉淀上清液中N H +42N 的浓度.试验指标如pH 和N H +42N 浓度均采用离子分析仪(O ri on EA 940型)测定,COD 、BOD 5、挥发性脂肪酸(V FA )、总悬浮固体(T SS)、挥发性悬浮固体(V SS)、总溶解性固体(TD S)和无机总溶解性固体(FD S)等均按标准法测定[10].2 试验结果与讨论211 垃圾渗滤液的特性 填埋场自1993211投入运行以来主要用于处理城市生活垃圾,目前处于甲烷发酵阶段[11],垃圾渗滤液的产量约为40m3 d,溶解性COD为6000～7000m g L,BOD5 COD比值仅为0122,N H+42N浓度却高达5000m g L左右,并且具有较高的电导率和碱度(表1).显然,该垃圾渗滤液不能直接用于生物处理,有研究已经证实了高浓度N H+42N对微生物具有较强的抑制作用[12].表1 试验用垃圾渗滤液的特性 m g・L-1参数数值参数数值色度 H azen7800C l-3032气味略带氨味V FA420pH8122K3920电导率Λm bo・c m-137000N a2505浊度 N TU4100Ca1317总COD7511M g93溶解性COD6508Fe31811 BOD51436M n01182 T SS784N i01365 V SS654Cu01120 TD S12352Zn11155 FD S9420C r01553 N H+42N5000Cd01103总PO3-42P1613Pd未检出碱度(CaCO3)13195(<0101) 212 化学沉淀法去除垃圾渗滤液中N H+42N 磷酸氨镁M gN H4PO4・6H2O在0℃时的溶解度仅有01023g 100m l,其生成反应式如下:M g2+∶N H+4∶PO3-4←→M gN H4PO4 6H2Op K s=1216 (25℃) 由于M gN H4PO4・6H2O的分子量为245,从理论上讲每去除1g N H+42N就应生成1715g M gN H4PO4・6H2O.因为磷酸氨镁中含有与土壤施肥相似的组成成分N、P和M g,故该产物可作为堆肥、花园土壤或干污泥的添加剂[7],或用作结构制品的阻火剂[13].从M gN H4PO4・6H2O的生成式中可知, M g2+∶N H+4∶PO3-4的投配比应为1∶1∶1,但由于垃圾液的成分比较复杂,首先固定M g2+∶N H+4为1∶1而改变PO3-4 (N a2H PO4・12H2O)的投加量,再固定N H+4∶PO3-4为1∶1而改变M g2+(M gC l2・6H2O)的投加量,试验结果见图1和图2.可以看出,当M g2+∶N H+4∶PO3-4的投配比在1∶1∶1时, N H+42N浓度由原来的5618m g L降低到172m g L,过量投加10%的M g2+或PO3-4可进一步降低N H+42N浓度分别到112m g L和158m g L,再多投加M g2+或PO3-4不能再进一步去除残存的N H+42N,所以可按M g2+∶N H+4∶PO3-4为1∶1∶1的比例投加.图1 改变PO3-4投加比例时垃圾液中剩余N H+42N浓度及pH值的变化(M g2+∶N H+4为1∶1,药剂为M gC l2・6H2O和N a2H PO4・12H2O)图2 改变M g2+投加比例时垃圾液中剩余N H+42N浓度及pH值的变化(N H+4∶PO3-4为1∶1,药剂为M gC l2・6H2O和N a2H PO4・12H2O)在M g2+∶N H+4∶PO3-4的比例为1∶1∶1的195期 环 境 科 学 条件下,进一步确定生成沉淀的最佳pH 值,各pH 值条件下沉淀上清液中剩余N H +42N 的浓度和为达到此pH 值所消耗的10m o l L N aOH的体积见图3.由图3可以看出,向烧杯中投加M gC l 2・6H 2O 和N aH PO 4・12H 2O 后,pH 值由原垃圾液的8186降低到6174,此时沉淀上清液中N H +42N 的浓度为210m g L ,加碱使pH 提高到8164,剩余N H +42N 的浓度可进一步降低至65m g L .由此可知,该垃圾液中N H +42N 沉淀生成M gN H 4PO 4・6H 2O 的最佳pH 值在815～910之间.图3 不同pH 值条件下垃圾液中剩余N H +42N 浓度的变化(药剂为M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O )在M g 2+∶N H +4∶PO 3-4的比例为1∶1∶1的条件下,还选择投加另外2种化学药剂M gO和85%的H 3PO 4进行试验并寻找沉淀所需的最佳pH 值,试验结果见图4.可以看出,向烧杯投加M gO 和H 3PO 4后,pH 值由原垃圾液的8110降低到5132,此时沉淀上清液中N H +42N的浓度为2150m g L ,加碱使pH 提高到8150,剩余N H +42N 的浓度仍为1688m g L ,此时N H +42N 的去除率仅为69%,这主要归因于M gO 在水中较低的溶解度.图4 不同pH 值条件下垃圾液中剩余N H +42N 浓度的变化(药剂为M gO 和85%的H 3PO 4)3 结论所研究的垃圾渗滤液具有较低的BOD 5 COD 值(0122),而N H +42N 浓度却高达5000m g L ,采用传统的吹脱技术会造成吹脱塔堵塞、臭味及大气污染等问题.本研究中采用的化学沉淀法能有效地使垃圾渗滤液中的N H +42N 生成M gN H 4PO 4・6H 2O 沉淀,可作为堆肥、花园土壤或干污泥的添加剂,或用作结构制品的阻火剂.当垃圾渗滤液中投加M gC l 2・6H 2O 和N a 2H PO 4・12H 2O 并使M g 2+∶N H +4∶PO 3-4的比例为1∶1∶1时,在最佳pH 值815～910的条件下原垃圾液中的N H +42N 可由5618m gL 降低到65m g L ,去除率高达98%以上.参考文献1 Shultz B and K jeldsen P .Screening of o rganic m atter inleachates from sanitary landfills using gas ch rom atogra 2phy com bined w ith m ass spectrom etry .W at .R es .,1986,20(8):965～9702 H alling 2S <rensen B and J <rgensen S E .T he removal of ni 2trogen compounds from w astew ater .L ondon and N ew Yo rk :E lsevier Science Publishers B .V .,1993.123 Ch ristensen T H et al .L andfilling of W aste:L eachate .L ondon and N ew Yo rk :E lsevier Science Publishers ,1992.417～4284 Ch ristensen T H et al .L andfilling of W aste :L eachate .L ondon and N ew Yo rk :E lsevier Science Publishers ,1992.313～3215 T ünay O et al.Ammonia removal by m agnesium ammoni 2um pho sphate in industrial w astew aters .W at .Sci.T ech 2no l.,1997,36(2～3):225～2286 K lute R et al .Chem icalW ater andW astew ater T reatm ent.Berlin :Sp ring V erlag ,1994.457～4657 Siegrist H .N itrogen removal from digester supernatant 2comparison of chem ical and bi o logical m ethods .W at .Sci.T echno l.,1996,34(1～2):399～4068 Zdybiew ska M W and Kula B .R emoval of ammonia N i 2trogen by the p reci p itati on m ethod ,on the examp le ofsom e selected w aste w aters .W at .Sci.T echno l .,1991,24(7):229～234.9 Schulze 2R ettm er R .T he si m ultaneous chem ical p reci p ita 2ti on of ammonium and pho sphate in the fo r m of m agne 2sium 2ammonium 2pho sphate .W at Sci.T echno l .,1991,23:659～66710 A PHA .Standard M ethods fo r the Exam inati on of W aterand W astew ater (16th ed .),W ash ington D C :Am erican Public H ealth A ssociati on,198511 H enry J G et al .R emoval of o rganics from leachates byanaerobic filter .W at .R es .,1987,21(11):1395～139912 L i X Z and Zhao Q L .Inh ibiti on of m icrobial activity ofactivated sludge by h igh strength of ammonia 2nitrogen in leachate .Paper p resented in 19th I AW Q B iennial Interna 2ti onal Conference &Inh ibiti on,21～26June ,1998,V an 2couver ,Canada13 Perry D L and Ph ili p s S L .H andbook of Ino rganic Com 2pounds.U SA :CRC P ress Inc .,1995.23529环 境 科 学20卷。
沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的研究
沸石吸附法去除垃圾渗滤液中氨氮的研究
蒋建国 陈 嫣 邓 舟 王 伟 赵 勤
提要 为了既有效地解决渗滤液中高浓度 N H3 - N 的问题又降低渗滤液处理的成本 ,探讨了沸 石吸附法去除垃圾渗滤液中 N H3 - N 的效果及可行性 。小试研究结果表明 :每克沸石具有吸附 1515 mgN H3 - N 的极限潜力 ,当沸石粒径为 30～16 目时 ,氨氮去除率达到了 7815 % ,且在吸附时间 、投 加量及沸石粒径相同的情况下 ,进水氨氮浓度越大 ,吸附速率越大 ,沸石作为吸附剂去除渗滤液中的 氨氮是可行的 。
图 ,其中 ,吸附试验的数据对于 Langmuir 公式符合 得很好 ,见图 3 。
由图 3 求 (
x/
m) 0
=
1 641706
= 01015
5
mg/ mg ,
b
=
641183 12 482
=
01005
L/
mg
( 641706
为图
3
曲线的斜
率 ,12 482 为图 3 曲线的截距) 。得到本试验中沸石
本次试验所用的渗滤液取自北京北神树垃圾填 埋场 。该填埋场运行近 5 年 ,垃圾渗滤液全部采取 喷灌式方法回灌 ,渗滤液回灌加快了垃圾降解速度 , 使渗滤液较快地转变为中性或弱碱性溶液 , 且其 BOD/ COD 的值和 COD 值均较低[13 ] 。所取水样的 水质情况见表 1 。 112 沸石吸附剂的特征
空气吹脱法在生活垃圾渗滤液氨氮脱除中的实验研究
５ ０ ２２， ｎａ； ． ｃ ｏ ｌｏ ３０ Ｃｈｉ ２ Ｓ ｈ ｏ ｆＥｎｖｒ ｎｍｅ ， ａ ｘｉＵｎ ｖ ｒ ｉｙ， ｎ ｎ Ｇｕ ｎ ｉ ５３ ０ ４， ｉ ａ） ｉｏ ｎｔ Ｇｕ ｎｇ ｉ ｅ ｓｔ Ｎａ ｎｉ ｇ， ａ ｇｘ ， ０ ０ Ｃｈ ｎ
ห้องสมุดไป่ตู้
摘 要 ： 集 生 活 垃 圾 填 埋 场 渗 滤 液 样 品 ， １ 石 灰 乳 和 ｌ Ｎ ＯＨ 溶 液 调 节 ｐ 值 至 ８０ ９ ０ １ ． ，１ ０ 采 用 Ｏ ０ ａ Ｈ ． ，． ，０ ０ １． ， １． ，３ ０ ， 鼓 风 空气 吹脱 法 进 行 氨 氮 脱 除 实 验 。结果 表 明 ， 常 温 、 气 量 为 １１ ｍｉ、 气 强 度 为 ３ ｍ。 ２ ０ １． 后 用 ， 在 曝 ０／ ｎ曝 ０ ／
９ Ｏ Ｗ ｈ ｎ ｐ 一 １ ． ｎ ｓ ｌ ｕ ｄ ｒ ｔｏ ａ ｏ ｄ ２ ０～ ２ ０ ｔ ｍ ｍｏ ｉ ｉｒ ｇ ｎ ｒ ｍｏ ａ ａ ｅ ．． ｅ Ｈ １ ０ ａ ｄ ｇａ —ｉ ｉ ａ ｉ ｒ ｕｎ ００ ｑ ５ ０，ｈｅ ａ ｎ ａ ｎ ｔｏ ｅ ｅ ｖ ｌｒ ｔ
（ ・ ） ｍ ｈ 条件 下 ， 渗 滤 液 的 ｐ 值 提 高 至 １ ． ～ １ ． 再 进 行 吹脱 ， 利 于 氨 从 渗 滤 液 中 逸 出 ， 将 Ｈ ０ Ｏ １０后 有 吹脱 后 ｐ 值 Ｈ
化学沉淀法去除垃圾渗滤液中的氨氮分析
2016年9月化学沉淀法去除垃圾渗滤液中的氨氮分析杜恒逸（湖北师范大学化学化工学院，湖北黄石435002）摘要：某垃圾填埋场垃圾成份中过滤出来的滤液含有浓度为6808mg/L的COD以及3220mg/L的NH3—N。
我们对这种含有较高有机物的废水进行处理时，通过会采用厌氧生物处理法，NH3—含量过高的液态环境会毒害或抑制周围生物的生长，我们需要减少其中NH3—N的深度以提高渗滤液的可生化性。
我们在实验中利用磷酸、氧化镁和盐酸作为沉淀药剂来去除渗滤液中的NH3—N。
滤液中的NH3—N与沉淀药剂发生化学反应，生成MgNH4PO4°6H2O也就是六水硫酸铵镁沉淀物。
这种方法不会产生二次污染而且反应速度比较快，其经过化学反应所生成的六水硫酸铵镁又可以作用农作物的复合肥料加以重复利用。
关键词：化学沉淀；氨氮；垃圾渗滤液依照渗滤液中氮化合物的组成不同以及氮浓度的高低不同，去除渗滤液中氨氮元素的处理方法包括化学沉淀法、生物法、离子交换法、折点加氯法、吹脱法等，采用化学沉淀法和吹脱法对高浓度NH3—N渗滤液中的NH3—N进行处理是日前最经济的方法。
以往经常使用的吹脱技术法往往会造成严重的吹脱塔堵塞，同时会挥发出大量的硫化氢、苯苯酚和氨等气体，这些挥发出来的气体具有很大的毒性和刺激性气味，所造成的二次环境污染十分严重。
1化学沉淀法反应机理化学沉淀法的反应原理用反应平衡式表达方式如下：MbNH4PO4=Mg2++NH43-（1），式中，MgNH4PO4的溶度积K s=[Mg2+][NH4+][PO43-]=2.5×10-13，当垃圾垃圾渗滤液中Mg2+、NH4+以及PO43-的摩尔尝试的乘积[Mg2+][NH4+][PO43-]>2.5×10-13时，理论上讲NH3—N得以沉淀去除。
反应过程中的许多因素都可以影响到渗滤液中Mg2+、NH4+和PO43-的浓度。
其中影响程度最大的是渗滤液中的酸碱度，酸碱度会影响以下3个反应平衡式Mg2++OH-=MgOH+（2）NH4++OH-=NH3°H2O（3）PO43-+H+=HPO42-（4）随着（2）（3）式中pH的升高，反应向右移动，同时，NH4+和Mg2+的浓度就会下降，不利生成MgNH4PO4沉淀物。
硅酸盐水泥去除垃圾渗滤液氨氮的技术研究
水泥中有氧化镁 、 氧化钙存在 ， 这些物质溶出后 ， 与渗滤
液中的氨氮发生 反应 ， 生成 不溶 性 Ｍ Ｎ ３０ 沉淀 物 ， ｇＨＰ ４ 从而
２ ２ 反应时间对氨 氮去除率 的影响 ．
起到去除氨氮的效果。 本文对硅酸盐水泥去除垃圾 渗滤液 中的氨氮 进行 了研
究， 研究结果表 明去除效果明显。
理， 需要较大的池容 和充 氧动力 ， 反硝化 时也需要 较长的停
龉
・
腻
留时间。如果在垃圾渗滤液 处理之前减少氨氮浓度 ， 有利 于 生物处理 的顺利进行 ， 短硝化 和反硝化时 间 ， 可以节省 缩 还
工 程 投 资和 运 行 费 用 。
水泥投加量／ Ｌ ） （ － ｇ・
图 １ 水泥投加量与氨氮去除率的关 系
通过前期 的定性试验确定水泥投加量 为６ ６ ／， —１ｇＬ 垃圾
渗滤液的氨氮质量浓度为 ３４０ｍ ／ ， ０ ｇ Ｌ搅拌强度 ２０ｒｒｎ反 ３ ａ 、 ／ｉ 应时间 ３５ｈ水泥对氨氮 的去 除效 果明显 ， ． ， 随着水泥投加量
的增加 ， 去除率增加（ 如图 １。 ）
如此高的氨氮浓度 ， 对微生 物活性有 很强的抑制作
１ 试 验 设计
由于水泥是 固体物 质 ， 在反 应 过程 中需要 一定 时间转 化， 首先是物质从 固体 中溶解 出来 ， 然后再参 与反应 。研究
用， 影响生化处理效果 。 随着 Ｇ １８９— ２０ 《 活垃圾填埋 场污染控 制标准》 Ｂ ６８ ０８ 生
的实施 ， 不仅氨氮浓 度控制更加严 格 ， 且总氮排 放质量浓 而
度限值要求 ４ ｒ ０ｍ／Ｌ以下 ， 增加 了垃 圾渗滤液处理 的技术难 度。如果垃圾渗滤液中的氨氮 采用生物脱 氨氮进 行硝化处
脱除垃圾渗滤液中的高氨氮的方法
脱除垃圾渗滤液中的高氨氮的方法
目前主要有三种方法，吹脱法、生化法鸟粪石沉淀法。
吹脱法
吹脱法，是一种物理处理方法。
它通过投加碱，再鼓入空气，将水中的氨氮转移到空气中来。
这种方法要加碱，加热，且有将污染物氨氮从水中向空气中转移的风险，目前已基本没有应用。
生化法
生化法，生化法又分三种：完全硝化反硝化、短程硝化反硝化和厌氧氨氧化法。
这三种生物脱氮法，厌氧氨氧化是节能，低碳的处理工艺，也是目前理论研究多，而工程应用少的工艺，俗称脱氮红菌。
鸟粪石沉淀法
鸟粪石沉淀法法采用镁粉或镁盐，再投加磷酸或磷酸根，与垃圾渗滤液中的氨氮，形成微溶的磷酸铵镁——鸟粪石，从而脱除垃圾渗滤液中比较麻烦的氨氮。
鸟粪石沉淀法必须使用镁或镁盐，镁与水，或磷酸极有可能生成氢气，氢气遇火发生爆炸燃烧。
如何去除垃圾渗滤液中的有机物和氨氮
如何去除垃圾渗滤液中的有机物和氨氮垃圾填埋场渗滤液是一种成分复杂、污染程度很高的有机废水,其中高氨氮、高有机物和营养元素比例失调等独特的水质特点使渗滤液难于处理[1]. 由于生物脱氮可实现真正意义的氮去除,而非“污染转嫁”,因此生物法是目前处理垃圾渗滤液应用最广泛的方法[2, 3, 4]. 研究表明,厌氧-好氧组合工艺可以同时去除渗滤液中有机物与氨氮,并且在厌氧反应器内可实现同步反硝化和产甲烷,以强化有机物和氮的去除. 因此,该工艺成为目前渗滤液生物处理的主导工艺[5, 6, 7].由于渗滤液内的高氨氮所形成的游离氨(FA)对硝化菌活性产生产生抑制作用,使硝化作用无法进行[8, 9]. 同时,硝化反硝化作用受温度的影响较大,当温度低于15℃时,硝化、反硝化速率明显降低,当温度10℃以下时,反硝化作用将停止[10, 11]. 鉴于上述原因,本实验针对实际垃圾填埋场渗滤液,采用单级UASB-SBR生化系统进行处理,基于623 d的连续实验,考察系统在常、低温条件下的去有机物和除氮特性,力求实现高氨氮和有机物的同步、深度去除，同时考察SBR系统内氮的转化规律.1 材料及方法1.1 实验用水来源与水质特性本研究所采用的垃圾渗滤液取自北京六里屯垃圾填埋场,其水质特征见表 1.表 1 渗滤液水质特征/mg ·L-1.2 接种污泥UASB接种厌氧颗粒污泥取自哈尔滨啤酒废水处理厂， SBR接种污泥取自本实验室处理生活污水氧化沟内具有良好脱氮活性的污泥，浓度为2 500 mg ·L-11.3 实验装置及运行方式采用 UASB-SBR生化系统处理垃圾填埋场渗滤液,实验装置如图 1所示.图 1 单级UASB-SBR生化系统示意原水箱由不锈钢制成,容积为50 L,水箱中间为容积10 L的水浴加热区. UASB反应器的材质为有机玻璃,有效容积为1.5 L. SBR反应器由有机玻璃构成,有效容积为12 L,采用鼓风曝气,SBR在室温下运行. 渗滤液从原水水箱通过蠕动泵与回流的 SBR硝化出水一起进入UASB反应器,进行缺氧、厌氧反应. 经UASB处理的渗滤液进入SBR,完成生物脱氮的硝化-反硝化反应及残余有机物的去除. SBR运行模式：静态进水→曝气反应→静沉→硝化上清液回流→缺氧搅拌(投加碳源)→静沉、排水.1.4 水样测定方法NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD和碱度等水质指标均采用国家规定的标准方法[12]. TN通过TN分析仪(Multi N/C3000,德国耶拿)测定. 采用WTW测定仪及相应探针监测液相内DO、 ORP、 pH值.1.5 实验运行条件本实验共运行623 d,分4个阶段, Ⅰ为实验启动阶段, Ⅱ~Ⅳ为稳定运行阶段. 实验运行条件如表 2所示. SBR运行参数:进水 2 min,曝气和缺氧搅拌反应时间采用DO、 ORP、 pH 仪实时控制,静沉、硝化上清液回流 30 min,静沉、排水30 min. 溶解氧(DO)浓度为1.0～2.5 mg ·L-1, SBR反硝化阶段不进行曝气,只进行缺氧搅拌,因此DO浓度始终小于0.06 mg ·L-1. 污泥浓度(MLSS) 2 500 mg ·L-1,污泥龄(SRT)30 d, 温度10.4～32.1℃. UASB 运行参数为:HRT 1 d, MLSS 20 g ·L-1, SRT 40 d.表 2 实验运行条件2 结果与讨论2.1 垃圾渗滤液内有机物去除的长期稳定性图 2为单级UASB-SBR生化系统对渗滤液内有机物去除的长期稳定性. 阶段Ⅰ,采用逐步提高UASB进水有机负荷的方式运行,通过将垃圾渗滤液用自来水分别按5 ∶1(0～26 d)、4 ∶1(27～58 d)、 3 ∶1(59～74 d)、 1.5 ∶ 1(75～96 d)和不稀释(97～115 d)来运行,相应的进水有机负荷(以COD计，下同)分别为4.45、 5.81、 8.67、 9.24和11.95kg ·(m3 ·d)-1. 经过115 d的运行,系统对有机物的去除率在90%以上,最终出水COD小于390 mg ·L-1,系统启动成功. 此后运行过程中,由于原渗滤液的特性不同,导致进水COD 出现了较大的波动. 实验期间,进水COD介于1 000～13 800 mg ·L-1之间,出水COD浓度为150.1～1 234 mg ·L-1,平均去除率在90%以上. UASB反应器的进水负荷在1.0～13.8 kg ·(m3 ·d)-1范围内波动,平均值为5.92 kg ·(m3 ·d)-1. 4个阶段的最终出水COD 平均值分别为201、 315、 364和387 mg ·L-1,实现了有机物深度去除. 需要指出的是,原渗滤液中有机物的去除主要在UASB反应器内(反硝化作用和厌氧生物降解)完成的, SBR 实现了UASB出水中有机物的深度去除. 由于UASB 反应器的效能和进水有机负荷关系较大,当原渗滤液有机物浓度较高时,UASB反应器的效能越高,反之当进水COD较低时,UASB反应器的效能越低.图 2 UASB-SBR生化系统对渗滤液内有机物去除的长期稳定性2.2 垃圾渗滤液内氨氮去除的长期稳定性图 3为氨氮在单级UASB-SBR生化系统内的去除情况. 在阶段Ⅰ,系统处于启动过程,随着原水稀释比例的逐渐减小,进水NH+4-N浓度逐渐增加. 启动过程,在4种条件下,UASB的进水有机负荷(以N计)分别为0.33、 0.44、 0.63和0.91 kg ·(m3 ·d)-1. 从第97 d 开始,原渗滤液直接进入反应器,运行至115 d,系统获得了稳定的氮去除效果,至此完成了实验启动. 在以后的运行过程中,阶段Ⅱ和Ⅳ阶段的原渗滤液NH+4-N浓度较高,平均值分别为1 927 mg ·L-1和1 789.5 mg ·L-1,属于较为典型的晚期垃圾渗滤液. 阶段Ⅲ,原渗滤液NH+4-N浓度较低,平均值为906 mg ·L-1,属于早期渗滤液.图 3 单级UASB-SBR生化系统对渗滤液内氨氮去除的长期稳定性从图 3(a)还可看出,相对于原渗滤液,UASB出水NH+4-N浓度有了较大程度的降低,这是由于SBR硝化液回流稀释作用,而非生物降解作用. 整个实验期间,SBR出水NH+4-N平均浓度稳定在10 mg ·L-1以下,这也是系统的最终出水,因此,单级UASB-SBR系统获得了稳定的氮去除.图 3(b)为SBR系统内NH+4-N去除率和温度的变化关系图. 整个实验期间,由于SBR反应器在室温条件下运行,季节的更替导致了SBR内水温的不断变化. 对于硝化反应,文献报道适宜温度范围为20～30℃,一般温度低于15℃时,硝化速率明显降低,硝化反应受到明显抑制. 本实验过程中,温度波动较大,最高为32.1℃,最低为10.2℃左右,系统在较长期的低温条件下运行,其中15℃的运行天数共计为171 d,但SBR系统仍然维持了几乎为100%的NH+4-N去除率,并且硝化速率并未受到明显影响.2.3 系统内有机物和氮的物料衡算表 3为整个实验期间,生化系统内UASB和SBR单元内有机物和氮的物料衡算关系. 由此可知,不同的运行阶段,由于进水COD和NH+4-N浓度差异较大,因此去除机制也不尽相同. 在阶段Ⅰ和Ⅲ,进水COD浓度较高,而NH+4-N浓度较低时,渗滤液内的有机物主要通过UASB 内的厌氧产甲烷作用去除, UASB内的反硝化和SBR的硝化作用去除贡献为20%左右. 在阶段Ⅱ和Ⅳ,进水COD浓度较低,而NH+4-N浓度较高时,渗滤液内的有机物主要通过UASB内的反硝化作用去除, UASB内的厌氧产甲烷作用和SBR的硝化作用去除贡献约为20%左右.表 3 生化系统UASB和SBR单元的有机物和氮的物料衡算关系1)此外,对于渗滤液内的NH+4-N,主要通过SBR的好氧硝化作用去除,贡献率为95%以上. UASB反应器内去除少量NH+4-N,应为微生物的同化作用利用. 对于渗滤液内的TN去除,主要在UASB和SBR反应器内完成,两者贡献大小主要取决于SBR硝化液的回流比. 当回流比较大时, UASB作为TN去除的主要角色. 当回流比较小时,TN去除主要在SBR内完成. 需要指出的是, SBR好氧过程,TN损失是由于系统内存在同步硝化-反硝化作用,而缺氧过程TN去除是因为氧化态氮被还原成氮气,从系统中逸出.2.4 低温条件下SBR系统深度脱氮图 4为低温条件下SBR内氮的转化规律. 在温度分别为 14.9、 11.05、 17.1和13.4℃条件下,获得了充分的全程生物脱氮[图 4(a)、 4(b)]和短程生物脱氮[图 4(c)、 4(d)]. 对于全程生物脱氮,2种温度下出水NH+4-N分别为0.12 mg ·L-1和 0.6 mg ·L-1,出水TN 分别为4.13 mg ·L-1和16.5 mg ·L-1,实现了深度脱氮. 即使在11.05℃时,NH+4-N和TN 的去除率仍高达99.8%和86.7%. 需要指出,反硝化过程中出现NO-2-N积累，积累浓度分别为21.5 mg ·L-1和34.9 mg ·L-1,这种现象已被观察到[13, 14],认为NO-2-N的还原速率低于NO-3-N还原速率是主要原因.图 4 低温条件下,SBR典型周期内TN、 NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N的变化规律对于短程生物脱氮,2种温度条件下,SBR实现了充分短程硝化. 在硝化过程中NH+4-N降低,相应地NO-2-N上升. 硝化过程TN损失了约17.6%～5.2%,可认为是同步硝化反硝化作用. 硝化结束时,SBR内亚硝积累率分别为96.7%和96.8%,维持了稳定的短程硝化. 反硝化过程中,随着NO-2-N的迅速还原,TN和NO-2-N不断降低. 2种温度下,SBR出水TN分别为15.9 mg ·L-1和26.4 mg ·L-1,实现了氮的深度去除.具体参见污水宝商城资料或更多相关技术文档。
吹脱法去除垃圾渗滤液中的氨氮研究
ｓｔｒｉｐＤ浓度的影响 试验中发现，吹脱法在吹脱氨氮的同时，也去除
了部分的ｃＯＤ，如表３所示，原因可能是由于在ｐＨ 值的变化中，一些物质发生了化学反应，使其中的部 分ＣＯＤ得到了去除。
３
ｐｒｅｔｒｅａｔｍｅｎｔ
ｆｏｒ ｌａｎｄ６ｌｌ ｌｅ８ｃｈａｔ ｅ．Ｗａｔｅｒ，Ａｉｒ ａｎｄ Ｓｏｉｌ ＰｏｌＩｕｔｉｏｎ，１９９７． ９４：２０９～２２ｌ
ｅｍｃｉｅｎｃｙ
Ｏｆ
ＣｏＤ
ａｎｄ
ｅｍｃｉｅｎｃｙ
ＮＨ３ ｒｅｍＯＶａｌ
（１）控制吹脱效率高低的关键因素是水温、气
表２水力停留时间与去除率的关系
ＴａｂＩｅ ２ Ｔｈｅ ｒｅｌａｔｌＯｎ ｂｅｔｗｅｅｎ ｄｅｔｅｎｔｉｏｎ ｔｉｍｅ
液比和ｐＨ值。当水温在３０℃以下时，随着水温的
ａｎｄ ｔｈｅ
ｅ腑ｃＩｅｎｃｙ ｏｆ ＮＨ３ ｒｅｍｏＶａｌ
２８６２和３５８７，分别测定ｐＨ值同氨吹脱的关系。
固定气液比为２８６２和３５８７时，试验结果如图３
为研究原水氨氮浓度和去除率的关系，固定原 水的ｐＨ值和气液比为常数，吹脱前渗滤液的ｐＨ值
在１１左右，气液比３５００。并投加硫酸氨调节原水
所示。气液比为２８６２时，ｐＨ值在９一ｌＯ之间，随着
ｐＨ值的升高，氨脱除的效率急剧升高。当ｐＨ值达 到１０以上时，氨吹脱的效率升高变缓。继续提高渗
水从塔的上部淋洒到填料而形成水滴，在填料的间 隙中次第落下，再用风机从塔底向上吹空气，使氨成 为气体从水中逸出，含氨尾气进入氨吸收塔。脱氨
后的渗滤液流入加药反应池，投加有效的混凝剂并
收稿日期：２００３一０７一１５；修订日期：２００３—０９—２３
物化法去除垃圾渗滤液中氨氮的处理技术
等采用电解氧化 法对广州大田山
等的研究表明, 在
[ 7]
垃圾卫生填埋场渗滤液 进行深度处理的 研究表 明 : 在 pH 为 4 . 0 左右 , C l 浓度为 5 000 m g /L, 电 流密度 10 A /dm , 用三元电极为阳极 , 电解时间 4 h , 处理氨氮浓度为 263 m g /L, CODC r为 693 mg /L, NH 3 - N 去除率 100 % , CODC r去除率为 90 . 63 %。 王鹏
, 垃圾填埋场渗滤液主要是指垃圾分解后产
生的内源水与外源水 ( 如大气降水、 地表水、 地下 水入侵 ) , 与一般城市污水相比 , 其水质复杂、 多 变、 污染物浓度高 , 净化处理难度大。而由此产生 的垃圾渗滤液的处理则是一个非常棘手的问题。 目前国内外普遍采用生化法处理垃圾渗滤液。由 于垃圾渗滤液含有高浓度的氨氮 ( NH 3 - N ) ( 尤 其是老龄填埋场的渗滤液 ) , 而高浓度的氨氮对
等利用天津市 弘仁科技有限公
司提供的难降解废水电气氧化处理 54 仪 ( 韩国
814
江
西
科
学
2008年第 26 卷
产 ) , 与天津弘仁科技有限公司韩国技术 人员合
实验, 设定电压 40V, 电流 50A, 电解时间 40m in ,
作 , 对双口填埋场 2 种不同的渗滤液水样做处理 水样处理情况如表 2 。 表 2 不同渗滤液水样电解氧化效果
[ 11] 2
25 ∀ , p H = 10 . 5~ 11 . 0 , 气液比为 2900~ 3 600 的 条件下, 吹脱效率可达 95 % 以上。陈石 等研究 表明 , 在 20 ∀ , p H = 10 . 8 , 气液比为 5 000~ 6 000 , 3 2 水力负荷 2 . 83 m /m h 的条件下 , 氨氮去除率 达到 80 % 以上。倪佩兰
膜吸收法去除垃圾渗滤液中氨氮的技术进展
膜吸收法去除垃圾渗滤液中氨氮的技术进展摘要：当前城市化进程的速度进一步加快，在堆放和填埋城市生活垃圾的时候，往往会出现一些垃圾渗滤液。
由于垃圾里面会分解一些有机物出水、下渗的地下水、垃圾当中的游离水、还有自然降水的都会在淋溶作用的条件下形成污水，为了让垃圾渗滤液当中的生化处理符合相关要求，一定要先进行脱氨氮的操作。
关键词:垃圾渗滤液；去除氨氮；膜吸收法1 在进行垃圾渗滤液处理过程中处理高浓度氨氮的必要性当前世界范围内对垃圾进行处理的主要方式是城市垃圾卫生填埋，这样会造成大量的垃圾渗滤液，这是一种高浓度、难处理、有毒有害的有机废水，而且其成分相对比较复杂，不单单含有很难进行生物降解的有机物，另外还有很多重金属，氨氮等，另外处理的过程中会根据垃圾处理厂的厂龄其浓度会进一步增加，当前国内外依然没有很好的方法，对垃圾渗滤液进行有效的处理，主要原因在于因为城市垃圾渗滤液当中，高浓度的氨氮会直接抑制微生物活性，造成生物处理法的应用受到限制。
2 膜吸收法脱氨原理膜吸收法是一种非常先进的新型脱氨技术，具有非常优异的脱氨性能，在不同氨氮废水处理的时候能够将自身作用充分的发挥出来，膜吸收法通过易挥发组分在膜两边近的分压差进行驱动，能够进一步让组份从料液侧透过膜孔转移到吸收液侧，膜吸收法脱氨的主要流程如下所述，首先含氨料液进一步聚集与膜组件的一侧，而吸收液在另一侧和料液之间进行流动，通常条件下，可以将ph值调到碱性的料液中的氨气穿过模孔，另外可以在微孔膜和吸收液的界面进行化学反应，形成氨盐，这样能够让料液当中的氨氮得到进一步的脱除，实现脱氨的目的。
膜吸收法能够通过近常压操作的模式进行处理，对此，电能只是用于对料液通过膜组件进行驱动，所以，在消耗能源方面具有很强的环保性，这种方法的传质效率相对比较高，而且膜组件和设备可以通过模块化进行设计和生产。
与此同时可以依照企业的要求对脱氨副产品进行灵活的调整，可以综合利用废水当中的氨氮，使之成为资源，让膜吸收法脱氨的处理成本大幅度得到控制。
生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除
生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除
孙英杰;徐迪民;张隽超
【期刊名称】《给水排水》
【年(卷),期】2002(028)007
【摘要】从垃圾填埋场渗滤液中氨氮的特性及其对渗滤液生化处理的影响出发,对渗滤液氨氮的脱除技术--氨吹脱、电化学氧化、生物脱氮进行了综述;并结合渗滤液回灌对生物脱氮新技术在渗滤液脱氮中的应用进行了探讨.
【总页数】3页(P35-37)
【作者】孙英杰;徐迪民;张隽超
【作者单位】200092,同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室;200092,同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室;266003,青岛市环保局
【正文语种】中文
【中图分类】X799
【相关文献】
1.垃圾填埋场渗滤液中的氨氮脱除技术 [J], 刘琼霞;姚志湘;黄继伟
2.生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除技术综述 [J], 赵莉;陈涛
3.生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除技术综述 [J], 赵莉;陈涛
4.南昌某垃圾填埋场渗滤液中高浓度氨氮的脱除研究 [J], 樊华;赵利利
5.空气吹脱法在生活垃圾渗滤液氨氮脱除中的实验研究 [J], 吴家前;张健;李英花因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
垃圾填埋渗滤液氨氮的吹脱处理工艺技术研究
Ieachate anaIysis and discussion on the factors of infIuence，such as pH，temperature，gas / Iiguid and the time of bIow during bIowing-off process，show that it is feasibIe bIowing-off the high concentration of NH3 - N from the IandfiII waste Ieachate . Key words LandfiII waste Ieachate BIowing-off NH3 - N
! 吹脱法去除氨氮。
NH3 + H2 O = NH4+ + OH 3
（1）
1 1.1 1.2 1.3
试验 试验规模 3 m / d。 工艺路线 试验材料及设备
这个关系式受 pH 值的影响，当 pH 值高时， 平衡向左移动，游离氨的比例较大，当 pH 为 11 左右时，游离氨大致占 90% 。氨与氨离子之间的 百分分配率可用下式进行计算：
杭州市天子岭废弃物处理总场，310022 收稿日期：2000—10—09 杭州
!
环境卫生工程 2001 年 9 月第 9 卷第 3 期 ・ 134 ・ ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! ! !
环境卫生工程 2001 年 9 月第 9 卷第 3 期 ・ 133 ・ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $ $
生活垃圾渗滤液氨氮的去除及厌氧生物处理的研究的开题报告
生活垃圾渗滤液氨氮的去除及厌氧生物处理的研究的开题报告一、选题背景随着人口增加和城市化进程的加快，生活垃圾越来越成为城市管理中的一项难题。
生活垃圾中含有大量的有机物质，其中一部分在运输、储存和处理过程中会产生渗滤液。
生活垃圾渗滤液中含有高浓度的氨氮等有害物质，对环境和人类健康造成较大的威胁。
目前，生活垃圾渗滤液的处理方式主要包括传统的物理化学处理和生物处理两种。
物理化学处理方法效率较高，但处理成本较高，且难以降低污染物排放量；而生物处理方法则具有成本低、能耗低、排放量小等优点，但处理效率较低。
基于生物处理方法，本研究旨在探究生活垃圾渗滤液中氨氮的去除及厌氧生物处理的可能性和适用性，为城市管理和环境保护提供技术支持和理论基础。
二、研究目的1. 探究生活垃圾渗滤液中氨氮的去除机理，明确氨氮去除的关键环节和操作参数；2. 研究不同反应条件对氨氮去除率的影响，寻找最佳反应条件；3. 设计并建立厌氧生物处理装置，进行生物处理实验，考察不同处理时间、浓度、温度等因素对氨氮去除效果的影响；4. 分析生物处理过程中微生物群落结构的变化，评估氨氮去除的稳定性和可行性。
三、研究内容1. 生活垃圾渗滤液中氨氮的去除机理探究通过室内实验和分析测试，研究生活垃圾渗滤液中氨氮的去除机理。
探究渗滤液中氨氮去除的关键环节和操作参数，包括pH值、温度、厌氧反应时间、厌氧反应器的填料等因素。
2. 操作参数优化实验设计在研究生活垃圾渗滤液中氨氮的去除机理的基础上，设计实验方案，研究不同操作参数对氨氮去除效果的影响。
包括不同pH值、不同温度、不同反应时间等。
3. 厌氧生物处理装置的设计与建立针对生活垃圾渗滤液中氨氮的去除，设计并建立厌氧生物处理装置。
包括恒温水浴反应器、搅拌器、气体调节和采样系统、底部采样管等设备。
4. 厌氧生物处理实验及微生物群落结构分析在建立好的厌氧生物处理装置中进行生物处理实验，研究不同处理时间、浓度、温度等因素对氨氮去除效果的影响。
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生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱除孙英杰徐迪民张隽超提要从垃圾填埋场渗滤液中氨氮的特性及其对渗滤液生化处理的影响出发，对渗滤液氨氮的脱除技术--氨吹脱、电化学氧化、生物脱氮进行了综述；并结合渗滤液回灌对生物脱氮新技术在渗滤液脱氮中的应用进行了探讨。
关键词垃圾填埋场渗滤液氨氮吹脱电化学氧化短程硝化厌氧氨氧化渗滤液NH3-N的处理技术有曝气吹脱、电化学氧化、生物脱氮技术等，本文将从渗滤液填埋场内单独处理的角度对以上技术进行探讨。
1 渗滤液中NH3-N的特性及其对处理的影响渗滤液中NH3-N的主要来源是填埋垃圾中蛋白质等含氮类物质的生物降解。
渗滤液NH3-N具有浓度高(可达几千mg/L)、浓度变化范围大(在整个填埋期内可以从低于100 mg/L到几千mg/L)等特点。
过高的NH3-N浓度不仅增加了渗滤液生化处理系统的负荷，并且随着填埋时间的延长渗滤液中COD浓度呈下降趋势，C/N呈下降趋势，一定填埋时间后会出现C /N＜3的情况，造成营养比例的严重失调，影响生化处理系统稳定有效的运行。
高浓度游离氨也降低了微生物活性。
赵庆良［1］等对NH3-N对微生物活性指标--脱氢酶活性的研究表明，NH3-N的浓度从50 mg/L 升高到800 mg/L，脱氢酶的活性从11.04 μgTF/m gMLSS降至4.22 μgTF/mgMLSS,相应的COD的平均去除率从95.1%降至79.1%。
2 渗滤液NH3-N处理技术2.1 调整C/N比为目的的预处理技术鉴于晚期渗滤液营养比例失调的问题，对进生化处理系统的渗滤液进行氨吹脱调整C/N 比是预处理脱氨的主要目的。
预处理脱氨对于中、晚期渗滤液尤为重要，预处理脱氨技术分为曝气吹脱与吹脱塔吹脱两类。
2.1.1 曝气吹脱技术曝气吹脱是直接或调整pH后在调节池或专门吹脱池中曝气，达到脱氨和改善营养比例的作用。
沈耀良［2］，胡勤海［3］，王小虎［4］，王宗平［5］等对曝气吹脱用于渗滤液脱氨预处理进行了研究。
沈耀良等在对苏州七子山垃圾填埋场渗滤液吹脱预处理试验中发现，在温度为25.5 ℃，pH为11左右，吹脱时间5 h，吹脱效率超过 82.5%，但文献中未明确气水比。
王宗平等在对武汉青山垃圾填埋场渗滤液小试和中山市垃圾填埋场渗滤液中试研究表明：曝气吹脱预处理是经济有效的，不仅可以去除氨氮，COD 也大幅度下降，氨氮去除率可达68%，COD去除率达到76%，而在不曝气的情况下，氨氮与COD 的去除率仅分别为27%和22%；王宗平等在对穿孔管曝气、表面曝气和射流曝气3种曝气方式的研究中发现，射流曝气效果最好，原因是该种方式具有较强的传质能力及切割搅拌作用。
王宗平等［6］将射流曝气吹脱技术用于广东中山市垃圾渗滤液处理厂改造工程，在调节池前端增加曝气吹脱池，投加石灰调pH，采用射流曝气使调节池前端处于好氧状态，DO 为1 mg/L左右，后端处于缺氧状态，DO为0.5 mg/L左右。
改造后调节池出水经生化处理后，出水氨氮＜25 mg/L，达到GB16889-97二级标准要求。
就国内曝气吹脱研究与应用而言，在吹脱时间上应保证4～5 h，但在气水比和调节pH方面则各不相同，这是由于研究的进水氨氮与COD浓度以及出水要求的不同造成的。
因为从预处理的目的与要求而言，曝气吹脱的条件应根据后续生化处理对C/N比要求而调整。
因此在曝气吹脱系统的运行过程中，应根据进水氨氮与COD浓度及C/N比对运行参数进行调整。
曝气吹脱技术存在的主要问题是吹脱气体的二次污染，吹脱气体会造成周围大气环境质量的下降。
2.1.2 吹脱塔脱氨陈石［7］，夏素兰［8］，吴方同［9］，倪佩兰［10］等都采用严格意义上的吹脱塔对渗滤液进行了预处理研究。
吴方同的研究表明：在温度为25 ℃，pH为10.5～11.0，气水比为2 900～3 600的条件下，吹脱效率在95%以上，COD/N 的比值得到明显改善。
陈石在温度为20 ℃，pH为10.8，气水比为5 000～6 000，水力负荷为 2.83 m3／(m２·h)的条件下，进水氨氮浓度2 000 mg/L时，去除率达到80%以上。
倪佩兰的研究表明，pH在10.5～11.0，气水比控制在2 500左右，温度在10～25 ℃的条件下，吹脱效率在70%～80%，温度高于25 ℃去除率提高较快。
吹脱塔脱氨除了存在二次污染的问题以外，还存在结垢、回调pH、初期投资较大等问题。
2.2 出水达标为目的的氨氮处理技术渗滤液经吹脱预处理脱氨后，氨氮浓度大为降低，营养比例失调的问题得到解决，但出水中氨氮达不到填埋场渗滤液出水GB16889-97二级标准，须进行进一步处理。
2.2.1 生物脱氮技术目前渗滤液生物处理采用较多的工艺流程为厌氧+好氧工艺。
厌氧一般采用UASB；从脱氮考虑，好氧一般采用活性污泥法及其变形，如氧化塘，SBR等。
近几年，SBR因其工艺优势，为国内外众多渗滤液处理研究者应用。
陈石［7］，王小虎［4］，胡勤海［3］等都对SBR处理渗滤液进行了研究。
陈石的研究表明，利用SBR，进水NH-N 在150～250 mg/L，出水基本维持在10 mg/L左右，去除3率在90%以上。
王小虎的研究表明，对新渗滤液控制污泥负荷为0.055 8 kgCOD/(kgMLSS·d)，对老渗滤液控制污泥负荷为0.035 2 kgCOD/(kgMLSS·d)，出水中NH3-N＜25 mg/L，达到GB16889-97二级标准，但出水COD达不到二级排放标准。
国外的研究［11］也表明：经过SBR工艺处理的渗滤液出水NH3-N可以降到较低水平，但出水COD很难达标，这是由于渗滤液中难降解物质含量高造成的。
2.3 电化学氧化除氨电化学氧化除氨是指在电场的作用下，将氨氧化为N2等含氮物质，达到去除氨氮的作用与目的。
王鹏［12］，李小明［13］等对渗滤液电化学氧化处理进行了研究。
李小明的研究表明：在电化学氧化中，氨氮先于COD被去除，在pH 为4.0左右，［Cl-］＝500 0 mg/L，电流密度为10 A/dm2，用SPR三元电极为阳极，电解时间4 h，氨氮浓度为263 mg/L，COD为693 mg/L时，去除率分别为100%和90.6%；在对电极的比选中，发现SPR三元电极明显优于DSA二元电极和石墨电极。
王鹏在对香港某填埋场渗滤液处理研究中发现，原水经UASB处理后进入电化学反应器，进水氨氮1 480±150 mg/L，COD为1610±170 mg/L，控制条件pH为9左右，电流密度32.3 mA/cm2，水样循环流速0.1 cm/s ，电解时间6 h，［Cl-］＞4 000 mg/L(进水中［Cl-］＝2 110±40 mg/L),氨氮去除率达到100%，COD去除率达到87%。
李小明与王鹏的研究表明电化学氧化不仅可以去除COD(去除率80%以上)，对氨氮的去除率更在100%，具有较好的处理效果。
王鹏还对电化学氧化的机理进行了研究，认为主要是电解过程中产生的C1２的氧化作用起到了氧化脱氨和去除COD的作用。
3 基于渗滤液回灌的生物脱氮新技术初步探讨短程硝化反硝化和厌氧氨氧化(ANAMOX)是当前生物脱氮研究领域内的新技术，前者的技术关键是控制生化脱氮中硝化为亚硝酸型硝化，在反硝化中不经历传统的NO3-阶段，从而降低了氧的需求量和反硝化所需的外加碳源量，大大降低了运行费用。
SHARON工艺［4］是目前唯一应用于实践的亚硝酸型硝化反硝化工艺，该工艺的研究表明，亚硝酸型硝化对 NH3-N浓度高，可生化降解COD浓度低的废水尤为适合，而这正是填埋场晚期渗滤液的特点，也是造成渗滤液难生化降解的原因之一。
厌氧氨氧化则是在厌氧条件下，自养的厌氧氨氧化细菌以NH3为电子供体，以NO2-和NO3-为电子受体将NH3-N与NONOx--N转化为NNO2等气态物质的过程。
与传统脱氮工艺相比，厌氧氨氧化［15］具有不需要氧气，不需要外加碳源，生物产量低，因而污泥量低等优点。
该工艺存在的缺点是因生物产率低造成系统停留时间长，所需反应器容积大。
对于填埋场系统而言，目前和今后一段时间内，大多仍将是厌氧填埋，从基于渗滤液回灌的填埋场生物反应器的角度考虑，厌氧填埋单元是一个可以利用的大容积厌氧生物反应器，利用填埋场生物反应器可以避免厌氧氨氧化工艺要求大容积反应器的缺点。
因此，在晚期渗滤液处理中，对于其中高浓度氨氮，可以利用生化系统进行部分硝化，控制 NH3与NOx-的比例，再结合渗滤液回灌操作将部分硝化的渗滤液回灌至填埋单元，利用厌氧填埋单元的厌氧环境实现厌氧氨氧化脱氮与脱氨。
其简单流程如下：高氨渗滤液→部分亚硝酸型硝化→回灌至垃圾填埋单元脱氮脱氨该设计工艺从理论上讲是可行的，但需要以下几方面的技术支持，即如何实现部分硝化特别是亚硝酸型硝化的稳定控制，回灌技术的成熟与应用，厌氧氨氧化技术的深入研究。
特别是亚硝酸型硝化与厌氧氨氧化应用于渗滤液氨氮处理在国内目前尚未开始。
4 结语在渗滤液氨氮的处理中，吹脱预处理能够达到调节C/N比，降低后续生化处理负荷的作用，曝气吹脱相对于吹脱塔吹脱更具有经济与技术优势，需要解决的是二次污染问题；渗滤液脱氨应与COD去除作为整体进行考虑，探索的工艺或技术应能同时解决氨氮与COD 问题，因为氨氮对环境的危害特别是富营养化要比COD更甚。
常规生物脱氮与电化学氧化脱氮可以使出水NH3-N达到标准要求，但出水COD不达标，同时使出水NH3-N和COD达标并适应渗滤液水质变化的处理工艺和运行方式是今后研究的重点。
氨氮的脱除应结合渗滤液的特点如C/N较低考虑新的脱氮技术进行研究，如亚硝酸型硝化反硝化，以及结合渗滤液回灌利用填埋场的厌氧环境实现厌氧氨氧化脱氮。
从系统的角度来看，渗滤液中高浓度氨氮是一种营养物质，而常规处理技术将其转化为 N2，处理过程要消耗大量能源，因而探索渗滤液中氨氮的回收利用应得到重视。
例如在垃圾综合处理系统中，吹脱的氨氮经简单净化后可以引入焚烧炉内，利用NH3与NONOx-在高温下反应生成N2减少NOx-的排放，也减轻了吹脱气对空气环境质量的影响；晚期渗滤液的硫酸铵镁化学沉淀法处理制造复合肥料也是研究的方向之一。