处理垃圾渗滤液过程中脱氮问题解决办法
垃圾渗滤液脱氮新方法综述
Ｔ ｒｍｏ ａ．Ｒ ｃｎ ｅｒ，ｐｏ ｌ ｆｕ ｄａｒｂ ｅｉ ｉｃ ｔ ｎ ａ ａｒｂ ｍｍｏ ｉｍ ｘ ａｉｎ ＡＮＡ Ｎ ｅ ｖ１ ｅｅ ｔ ａ ｓ ｅｐｅ ｏ ｎ ｅ ｉ ｄ ｎｔｆ ａｉ ｔｎ ｅ ｉ ａ ｙ ｏ ｃ ｒ ｉ ｏ ｏ ｃ ｎｕ ｏ ｉ ｔ 《 ｄ ｏ ＭＭ０Ｘ）ｎ ｉｉｃ— ａ ｄｎｔ ｆ ａ ｒｉ
ｔ ｅｐ ｃ ｓ ｆＡＮ Ｍ Ｍ ０Ｘ。ａ ｈ ｒ ｅ ｓｏ ｏ Ａ ｍｍｏ ｉ ｏ ｖ ｒｅ ｏｎｔｏ ｅ ａ ｎ ｅ ｎ ｘｃｃ ｎ ｉｉｎ ｔ ｉ ｉ ｓｔｅｅｅｔｏ ｃ ｎ ｕ ｉ ｃ ｎ ｅ ｔｄ ｔ ｉ ｇ ｎ ｇ ｓｕ ｄ ｒａ ｏ ｏ ｄｔ ｓｗｉ ｎｔ ｔ ａ ｈ ｌｃ ｒｎ ａ — ｍ ｓ ｒ ｉ ｏ ｈ ｒｅ
些 方 法及 其在 实践 的 应 用进 行 了论 述 。
关键 词 渗滤 液
脱氮
好氧反硝化
厌氧氨氧化
短程硝化反硝化
Ａｂ ｔ ｃ Ｉ Ｓ ａ ｄ ｆｉｕ ｔ ｔ ｓ ｏ ｒ ｍｏ ｅ ｎ ｔｏ ｅ ｎ ｔ ｅ １ ｎ ｆ １ １ ｃ ａ ｅ ｅ ｆ ｃ ｉｅ ｙ Ｔｈ ｉ ｅ ｅ ｔ ｆ ｔ ａ ｉｉｎ １ ｓｒ ｔ ｔ ｉ ｉ ｃ ｌ ａ ｋ ｔ ｅ ｖ ｉ ｇ ｎ ｉ ｈ ａ ｄ ｉ ｅ ｈ ｔ ｆｅ ｔ ｌ ． ａ ｆ ｒ ｌ ａ ｖ ｅ ｍａｎ ｄ ｆ ｃ ｓ ｏ ｒ ｄ ｔ ａ ｏ ｗａ ｓ ｙ ｗｈ ｃ ｒ ｉ ｆ ａ ｉｎ ａ ｄ ｄ ｎ ｔｉｉａ ｉｎｔａ ｅ ｔ ｅ １ｃ ｆ ａ ｂ ｎ ｓ ｕ ｃ ｕ ｎ ｈ ｅ ｉ ｉｉａ ｉ ｎ ａ ｄ １ Ｗ ｆｉｉｎ ｆ ｔ ｉｈ ａ ｅ ｎ ｔ ｉ ｔ ｎ ｅ ｉ ｆ ｔ ｒ ｈ ａ ｋ ｏ ｒ ｏ ｏ ｒ ｅ ｄ ｒ ｇ ｔ ｅ ｄ ｎ ｔ ｆ ｔ ｎ Ｏ ｅ ｆ ｅ ｙ ｏ ｉ ｒ ｃ ｏ ｒ ｃ ｏ ｃ ｉ ｒ ｃ ｏ ｃ
垃圾填埋场渗滤液脱氮处理技术
经济合理 的方 法。 只能达到 国家渗滤液三级排放 标准 。因此 ， 圾渗滤 液的处理 是 技术可行 、 垃 ． ． 中 国未 来亟待 解决 的难题 。本 文针 对垃圾 渗滤 液的脱 氮处 理做 １ １ ３ 膜 法
一
个概述 ， 重点介绍 膜法水处理 技术及 新型生 物脱氮 工艺短 程硝
垃 圾 填 埋 场 渗 滤 液 脱 氮 处 理 技 术
耿 国 明 赵 宗升 魏 小 明
摘 要： 针对垃圾 渗滤液 的处 理 日益成 为人们重视 的 问题 ， 讨 了垃 圾渗滤 液脱氮方 法， 点介 绍 了膜分 离技术 以及 短 探 重 ｘ 在垃圾渗 滤液处理 中的应用 ， ） 以达 到经济性与处理效果 的平 衡。
磷 酸铵镁 沉淀法是 向渗 滤液 中投 加 镁盐 和磷 酸 盐 ， Ｎ ｇ 老虎 冲垃圾填埋场等 已建成 碟管式反渗透 系统并投 入运行。 使 Ｈ
Ｒ Ｏ膜处理 技术 水 回收率 较低 ， 一般 为 ７ ％～８ ％。相 比之 ０ ０ 去 除 氨 氮 的 目 的 。一 般 采 用 Ｍｇ ＋ Ｎａ ２ Ｏ Ｏ ｌ ｉ Ｐ ４或 Ｍｇ １ 下 ， Ｃ２＋ ＮＦ的出水水 质虽然不抵 Ｒ 但其 能耗明显下降 ， Ｏ， 一部分 的盐 Ｎａ ２ Ｏ 两种方案投加药剂 。前者所需 反应时间长 ， ＨＰ ４ 去除 效果没 进入 到出水 中减少 了浓缩液 处理 的难 度 ， 回收率 较高 。但受 到 水
１ ０４ ００ ４ １０ ４ ００ ４ １０ ４ ００ ４
・Ｒ ． Байду номын сангаас ，８・ ）
．
４ 第 ３ 卷 ３ ２０ ０ ８ １２
年 曹 月
山 西 建 筑
以及 良好 的脱 氮除磷 效果 。ＭＢ Ｒ一 般 由前置式 反硝 化 、 硝化 反 时仍 然能够 保 证 亚 硝 酸盐 的积 累 ， 当温 度在 ３ ０℃ 以上 、Ａ＞ Ｆ 应器和超滤单兀组成 ， 该处理系统中污泥浓度可高达 １ ／ ２ ５ｍｇ Ｉ时 ， 在 ５ｇ Ｌ～ ． ／ 亚硝酸 的积 累现象更 加 日 。有学 者研究 了 自由 月 ３ ／ 有机物得 到有效 降解 ， ５ｇ１， 氨氮 和有机 氮达 到 高效脱 除。采 氨 （ Ａ） 亚硝 酸氧 化 菌 的抑 制 作 用 ， 出 通 过 控 制 水 中 Ｆ 浓 度 Ｆ 对 指 Ａ 用单体 ＭＢ Ｒ膜通 量下降较快 ， 因此 多增加前 处理工艺 。Ｌ ｉｎｎ 可 以达 到 ＮＯ ａ ｉｅ ｔ ￣积累。赵宗 升等 的研究表 明由于亚硝 酸氧化菌对 等Ｉｊ 采用 Ｓ Ｒ＋ＭＢ 二 Ｂ Ｒ］ 艺处理垃圾 渗滤 液 ， 系统对 Ｓ ， Ｏ ５Ｐ， 抑制 的适应 ，Ａ抑 制氨氧 化过程 存在 多稳 态现象 【 ， 问学 者 ＳＢ Ｄ ， Ｆ ”Ｊ不
活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析
活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析活性污泥法是一种常见的污水处理技术，通过将氧气输送到反应器中，使微生物在含氧环境中代谢有机物质并去除氨氮。
近年来，随着垃圾渗滤液的排放量不断增加，对其处理技术的要求也越来越高。
传统的活性污泥法在处理垃圾渗滤液时，会出现一些问题，比如对氮的去除效率不高，氨氮的去除效果有限。
针对这些问题，国内外的研究者们纷纷提出了新型的脱氮技术，以期提高垃圾渗滤液处理的效率和质量。
本文将对活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术进行浅析，以期能够为相关领域的研究和实践提供一些参考。
一、活性污泥法处理垃圾渗滤液存在的问题活性污泥法是目前处理垃圾渗滤液的常见方法之一，其优点是操作简单、成本低廉，但同时也存在一些问题。
传统的活性污泥法处理垃圾渗滤液往往会出现氮的去除效果不佳的情况。
这是因为垃圾渗滤液中含有较高浓度的氨氮，而传统活性污泥法处理氨氮时存在一定限制，容易出现氮的去除效率低的问题。
传统活性污泥法处理垃圾渗滤液还可能引起一些副产物的生成，如硫化物、硫化氢等，对环境造成二次污染。
二、新型脱氮技术的介绍为了解决传统活性污泥法处理垃圾渗滤液的问题，研究者们提出了一些新型的脱氮技术。
这些新技术主要包括改良活性污泥法、生物脱硝法、硝化反硝化过程等。
改良活性污泥法主要是通过改变传统活性污泥工艺中的一些环境因素，如氧化还原电位、温度、pH值等，来增强活性污泥对氨氮的去除能力。
生物脱硝法则是通过引入具有脱硝功能的微生物来去除活性污泥中的氨氮。
硝化反硝化过程则是利用反硝化微生物将硝酸盐还原为氮气，从而达到脱氮的目的。
相比传统的活性污泥法，新型的脱氮技术在处理垃圾渗滤液时具有一些明显的优势。
新技术能够显著提高垃圾渗滤液中氮的去除效率，降低废水中氮的浓度，减少对水体的污染。
新技术在脱氮过程中减少了副产物的生成，避免了二次污染的发生。
新技术还能够降低处理成本，提高处理效率，为垃圾渗滤液的处理提供了新的途径。
垃圾填埋场渗滤液地下原位脱氮技术综述
１ 高氨氮渗滤液对地 下水 的影响
我 国 地 下 水 资 源 保 护 和 地 下 水 污 染 治 理 形 势 不容 乐观 ，国土资 源部 ２０ 年公 布 的报告 指 出 ： ０２ 中国 约 有 一 半 城 市 市 区 的 地 下 水 污 染 严 重 地 下 水 水质呈下降趋势 ，全国约有 ７ ０ ０万人仍在饮用不 ０ 符合饮用标准的地下水【。三氮污染物对人类的危 ｏ 】 害仅 次 于农 药 的污染 ，地 下含 水 层对 三氮 污染 物 的 自净 能力很 弱 ，因此地 下水 氮素 污染 的治 理 工作成
器填埋的实际应用设计研究 。
关键词 ：垃圾渗滤液 ；氨氮脱除 ；原位处理
中图分类号 ：Ｘ ０ ７５ 文献标识码 ：Ａ 文章 编号 ：１７ — １５（ ０ ７） ６１ １ －５ ６ ２２ ７ 已经有 多年 历史 ，在 国内 外被广 泛 应 用 。我国城市垃圾采用填埋方法处理的约占全部处 理量的 ７ ％…。 ０ 现代垃圾填埋场的主要 目标是减少
垃圾填埋场渗滤 液地 下原位脱 氮技 术综述
丁爱 中 ，张 慧 ，李 宗 良
Ｉ 北京 师范 大学 水科 学研 究 院， 育部 水沙 科学 重点 实验 室 ，北京 １０ ７ ；２ ． ， 教 ０ ８ ５ ．中国交 通建设 集 团水运 规 划设 计院 有限 公 司 ，北 京 １０ ０ ００ ７
。
征 ，其中因氨氮浓度高、持续 时间长 、污染地下水 而备受关注。其结果表明渗滤液的毒性主要依赖于 氨氮浓度 ， 氨氮浓度降解到可以忍受的程度时渗滤 液的毒性就非常低 ； 若老龄填埋场 （ Ｏ ５ ） ３～ ０ 防护 ａ 层失效 ，其风险可只以氨氮浓度计算…】 。 渗滤液渗漏是通过穿透 防渗底层垂 直或水 平 迁 移进 入 到地 下水体 中ｕ 。其影 响 范 围主要取 决 于 填 埋 场周边 的水文地 质 特征 ，在纵 向 （ ０ｍ ） 横 ６ 和 向 （ ２０ｍ ） 可形 成污染 羽 【 。丹 麦 的一个 填 埋 １０ 都 】 引
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。
活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析
活性污泥法处理垃圾渗滤液新型脱氮技术浅析1. 引言1.1 研究背景研究背景：垃圾渗滤液是由固体垃圾中的水分和溶解性有机物质经过微生物降解产生的污水，含有大量氮源物质，如氨氮和有机氮等。
传统垃圾渗滤液处理工艺中，氮源物质往往成为难以处理的关键因素，容易导致水体富营养化和污染物迁移现象。
研究开发一种高效脱氮技术，成为当前垃圾渗滤液处理领域的重要研究内容。
本文将针对活性污泥法处理垃圾渗滤液中氮源物质的特点和传统脱氮技术存在的问题进行深入分析，并就新型脱氮技术的原理、优势以及工程应用前景进行探讨，旨在为解决垃圾渗滤液处理过程中氮源物质处理难题提供新的思路和方法。
1.2 研究意义活性污泥法处理垃圾渗滤液是当前环境保护领域亟待解决的重要问题之一。
垃圾渗滤液中含有大量氮源物质，如果不经过有效处理直排入环境，将会导致水体富营养化、鱼类大量死亡等严重问题。
研究新型脱氮技术对于解决垃圾渗滤液处理中氮源物质去除的效率和经济性具有重要意义。
传统脱氮技术存在着处理效率低、能耗高、易产生二次污染等问题，迫切需要开发出更加高效、环保的新型脱氮技术。
通过深入研究新型技术原理和优势，可以推动工程应用的发展，为解决垃圾渗滤液处理难题提供技术支持。
对新型脱氮技术的研究不仅具有重要的理论意义，还能为环境保护和资源利用提供可靠保障，推动城市垃圾渗滤液处理领域的技术进步和工程应用。
【2000字】2. 正文2.1 活性污泥法处理垃圾渗滤液概述活性污泥法是一种利用活性污泥微生物对有机废水进行处理的生物反应器技术。
而活性污泥法处理垃圾渗滤液是指利用活性污泥技术处理垃圾渗滤液中的废水，通过微生物的代谢和降解作用，将垃圾渗滤液中的有机物质和氮磷等物质转化为稳定的污泥，达到净化水质的目的。
活性污泥法处理垃圾渗滤液主要包括预处理、生化反应池、沉淀池、曝气池等单元。
在预处理过程中，对垃圾渗滤液中的杂质和固体颗粒进行过滤、沉淀等处理，以保证后续生化反应的效果。
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。
- 1、下载文档前请自行甄别文档内容的完整性，平台不提供额外的编辑、内容补充、找答案等附加服务。
- 2、"仅部分预览"的文档,不可在线预览部分如存在完整性等问题,可反馈申请退款(可完整预览的文档不适用该条件!)。
- 3、如文档侵犯您的权益，请联系客服反馈,我们会尽快为您处理(人工客服工作时间：9:00-18:30)。
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。