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中试规模动力波吹脱技术分离老龄化垃圾渗滤液中的高浓度氨氮

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蒋柱武, 王晟, 魏忠庆, 肖友淦, 李林, 颜丽红, 陈礼洪, 裴炎炎. 中试规模动力波吹脱技术分离老龄化垃圾渗滤液中的高浓度氨氮[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
引用本文: 蒋柱武, 王晟, 魏忠庆, 肖友淦, 李林, 颜丽红, 陈礼洪, 裴炎炎. 中试规模动力波吹脱技术分离老龄化垃圾渗滤液中的高浓度氨氮[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
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JIANG Zhuwu, WANG Sheng, WEI Zhongqing, XIAO Yougan, LI Lin, YAN Lihong, CHEN Lihong, PEI Yanyan. Separation of high concentration ammonia nitrogen from aged-landfill leachate by pilot-scale dynamic wave stripping[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
Citation: JIANG Zhuwu, WANG Sheng, WEI Zhongqing, XIAO Yougan, LI Lin, YAN Lihong, CHEN Lihong, PEI Yanyan. Separation of high concentration ammonia nitrogen from aged-landfill leachate by pilot-scale dynamic wave stripping[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
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中试规模动力波吹脱技术分离老龄化垃圾渗滤液中的高浓度氨氮

  • 1.

    福建工程学院生态环境与城市建设学院，福州 350118

  • 2.

    福州城建设计研究院有限公司，福州 350118

    • 作者简介: 蒋柱武(1974—)，男，博士，教授。研究方向：水污染控制与资源化。E-mail：jiangzhuwu@126.com
    通讯作者: 蒋柱武, E-mail: jiangzhuwu@126.com ; 
  • 基金项目:
    福建省建设科技研究开发项目(GY-H-17010)；国家自然科学基金资助项目(51878171)

  • 中图分类号: X703.1

Separation of high concentration ammonia nitrogen from aged-landfill leachate by pilot-scale dynamic wave stripping

  • 1.

    College of Ecological Environment and Urban Construction, Fujian University of Technology, Fuzhou 350118, China

  • 2.

    Fuzhou City Construction Design and Research Institute Co. Ltd., Fuzhou 350118, China

    • Corresponding author: JIANG Zhuwu, jiangzhuwu@126.com ; 

摘要

  • 摘要: 为解决老龄化垃圾渗滤液的脱氨难题，采用动力波吹脱技术对老龄化垃圾渗滤液进行氨氮吹脱分离，探究了吹脱时间、pH、气液比、温度和进水氨氮浓度对吹脱效能的影响。单因素实验结果表明：前3 h吹脱去除率增长最快，5 h后吹脱去除率变化较小；高pH下游离氨占比增大，对吹脱更为有利，pH为10.5左右时的工艺最为经济；动力波吹脱适用温度范围广，在10 ℃和25 ℃时，去除率可达72.62%和90.68%；增加气液比可提高吹脱效率，但当气液比超过129后，吹脱效果增幅不明显；氨氮浓度对吹脱去除率的影响较小。正交实验结果显示：温度方差最大，pH、气液比方差次之，进水氨氮浓度方差最小，即表明温度对动力波吹脱脱氨影响最为显著；pH、气液比也是重要影响因素；初始氨氮浓度对吹脱效率影响不显著。在25 ℃、pH=10.5、气液比为129时，吹脱5 h的最优条件下，氨氮去除率约91.25%~94.15%。相比传统吹脱工艺，动力波吹脱技术能大幅提高氨氮分离效率。
    Abstract: In order to solve the difficult problems of denitrification from aged-landfill leachate, a pilot experiment on stripping of ammonia from aged-landfill leachate was carried out by dynamic wave stripping technology. In this study, the effects of stripping time, pH, gas-liquid ratio, temperature and concentration of influent ammonia nitrogen concentration on stripping efficiency were investigated. The results of the single factor experiment showed that the stripping removal rate increased rapidly in the first 3 hours, and changed little after 5 hours. The proportion of free ammonia increased at high pH, which was more beneficial for stripping, and the most economical stripping result occurred a pH of around 10.5. The applicable temperature range of dynamic wave stripping was wide, the removel efficiencies could reach 72.62% and 90.68% at 10 ℃ and 25 ℃, respectively. The stripping efficiency could be improved by increasing the gas-liquid ratio, but when it was above 129, the insignificant increase of gas-liquid specific stripping effect occurred. The concentration of influent ammonia nitrogen concentration within the examined range had slight effect on ammonia stripping. The results of orthogonal test demonstrated that the temperature variance was the largest, the variances of pH and gas-liquid ratio were the second, and the variance of influent ammonia nitrogen concentration was the smallest. Therefore, the most influence factor on stripping was temperature, then the second ones were pH and gas-liquid ratio, and the final one was initial ammonia nitrogen concentration. Compared with traditional stripping process, the optimum conditions of stripping process were 25 ℃, pH 10.5, gas-liquid ratio of 129 and stripping time of 5 h, and the corresponding total removal rate of ammonia nitrogen could reach 91.25%~94.15% with enhanced separation efficiency of ammonia nitrogen.

  • 近年来，全球温室气体排放量持续上升，2018年已达到553×108 tCO2当量(包括森林砍伐等土地利用变化产生的碳排量)[1]。根据麦肯锡《应对气候变化：中国对策》报告，2016年中国的净碳排放量达16×108 tCO2当量，约占全球的1/5[2]。而世界资源研究所2016年统计全球温室气体排放的来源显示，废物处置占3.2%(垃圾填埋场占1.9%、废水占1.3%)[3]。因此，生活垃圾处理作为影响全球气候变化的重要碳源，近年来受到越来越多的关注。1997年联合国《<气候变化框架公约>京都议定书》[4]和2015年《巴黎协定》[5]均要求或鼓励削减垃圾处理的碳排放；同时，我国不断完善环境保护、循环经济、清洁生产和节约能源等相关法律法规。2020年4月，新修订的《固体废物污染环境防治法》[6]明确推行生活垃圾分类制度。2020年9月，我国郑重宣布，将力争于2030年前实现碳达峰，2060年前实现碳中和。2021年9月，中共中央、国务院印发《关于完整准确全面贯彻新发展理念做好碳达峰碳中和工作的意见》[7]，要求加快形成绿色生产生活方式，加强资源综合利用；2021年10月，国务院印发《2030年前碳达峰行动方案》[8]，具体部署了推进生活垃圾减量化资源化，发挥减少资源消耗和降碳协同作用的任务要求。本综述在回顾总结生活垃圾处理过程的碳排放及其核算方法的基础上，指出了当前我国垃圾处理碳排放核算体系的有关问题，并结合国内外“无废城市”理念与探索，分析论述了生活垃圾处理低碳化发展的法规政策方向，系统性梳理了资源回收、生物质利用和焚烧填埋等3个方面的技术路径，可为有关部门决策提供参考，以助力实现碳中和的目标。

    1.   生活垃圾处理过程的碳排放问题

    生活垃圾产率及其成分因不同国家和地区的经济状况、人口数量、生活方式及垃圾管理制度等差异而不同。我国城市生活垃圾人均产生量已达1.17 kg·d−1(2016年)，低于美国的2.02 kg·d−1(2014年)[9]。生活垃圾中通常包含一定量的化石碳(如塑料、橡胶、纺织品、电子废弃物以及纸张、皮革中)和可降解有机碳(DOC，如剩菜剩饭、废弃食品、果皮菜叶等中的糖类、蛋白质)，而化石碳和有机碳的化学转化、生物降解以及垃圾收集压缩转运处理等过程的能源、资源(如电、煤、油、水)消耗都直接或间接的产生CH4、CO2以及较少量的N2O、NOX、CO[10-12]。

    1.1   填埋处置的碳排放

    垃圾填埋排放的CH4量占人类活动排放总量的12%[13]，是全球第三大CH4排放源，且全球变暖潜势(global warming potential，GWP)是CO2的29.8倍(100年)[14]。在填埋初期，产气主要为CO2；随着时间延长，CH4产气量也逐渐上升，通常在1~3 a后达到高峰，CH4和CO2浓度也会随着封场年数的增加而减少[15-16]。此外，渗滤液在调节池及处理过程中也会释放CH4和NO2等；同时，卫生填埋作业设备的电力和燃料的消耗会增加CO2排放量[11]。王敏等[17]认为，垃圾组成、有机质含量、含水量、温度和pH均是影响甲烷产生的重要因素；NIE等[18]发现，N2O排放通量与土壤温度呈正相关，而与土壤含水量呈负相关；聂发辉等[19]、王晓琳等[20]综述分析了甲烷好氧氧化和甲烷厌氧氧化的机理，以说明垃圾填埋场覆土具有甲烷氧化能力，从而导致甲烷释放量明显减少。

    1.2   焚烧处理的碳排放

    垃圾燃烧或加入化石燃料助燃过程会产生NO2、CO2、CO等，而在储坑中发酵和渗滤液处理时则产生CH4、CO2等。垃圾焚烧的碳排放量与垃圾中的DOC和化石碳含量(占比)密切相关，其能否实现碳减排则取决于焚烧发电效率(EF)和本地基准的燃煤发电参照值[10-11]；何品晶等[21]认为，降低入炉垃圾的含水率、提高其热值及发电量是提高垃圾焚烧厂碳汇的关键；PAPAGEORGIOU等[22]认为，通过机械-生物干燥预处理(回收材料或制备衍生燃料)、热电联产等可以提高垃圾焚烧的碳减排效益。

    1.3   生物处理的碳排放

    生物处理主要分为好氧堆肥和厌氧发酵。好氧堆肥产生的温室气体来源于动力消耗和微生物分解有机物产生的CO2及少量的N2O、CH4[12,23]。例如，好氧堆肥产物用于农林种植或土壤改良，可以替代部分化肥，并因腐殖质的固碳、固氮等作用减少温室气体排放[24]；垃圾厌氧发酵时会产生大量的CO2和CH4，其中CH4体积分数占40%~60%[11]，如果厌氧发酵产气稳定并用于发电，则具有显著的碳减排效益[23-25]。

    2.   生活垃圾处理过程的碳排放核算方法

    主要的碳排放核算方法可分为：实测法、质量平衡法(物料衡算法)和排放因子法(清单指南法)[26-28]。在垃圾处理中应用较多的核算指南(模型)有：IPCC(联合国政府间气候变化专门委员会)发布的国家温室气体清单指南(简称IPCC清单指南)、生命周期评价法(LCA)、清洁发展机制(CDM)、《温室气体排放企业核算与报告准则》(GHG Protocol)、上游—操作—下游(UOD)表格法等[29-31]。

    2.1   IPCC清单指南

    IPCC清单指南(2006年)通过对主要的碳排放源进行分类，再构建子目录，并提供了垃圾处理温室气体排放量的计算方法[32]，以及DOC、DOCf(分解的可降解有机碳比例)、F(CH4在垃圾填埋气体中的比例)、t1/2(垃圾的半衰期，a−1)、K(CH4产生率)、MCF(CH4修正转化因子)等缺省值[29,31]，主要用于国家、城市(地区)等层面的核算。如张涛等[11]核算得出苏州市垃圾处理的碳排放随着垃圾总量增加而提高，但因焚烧比例的提高使单位排放量有所下降；李文涛等[33]利用IPCC法核算了2011年我国城市生活垃圾处理CH4和CO2排放总量为0.77×108 t CO2当量；AMIRHOSSEIN[34]采用IPCC方法比较了马来西亚垃圾填埋、资源回收+厌氧消化与焚烧发电3种情景的碳减排效益，其中，资源回收+厌氧消化的单位净排量为−489 kg CO2当量。2019年5月，IPCC通过了《IPCC 2006年国家温室气体清单指南2019修订版》[32,35]，更新补充了固废及废水处理的排放因子和相关参数，基本覆盖了所有排放源，并完整提出基于遥感测量和地面基站测量的大气浓度反演的做法[35]，这有利于我国建立完善从微观(企业)到宏观(城市或区域)碳排放监测、报告、核查体系，提高“自下而上”的减排核算及验证能力。

    2.2   LCA模型

    LCA模型可以核算垃圾处理全过程中的碳排放，或用于计算某个项目(企业)、一个地区或者一个国家尺度的碳排放[29]。基于LCA原则，ISO(国际标准化组织)发布了ISO14040[36]、ISO14044[36]、ISO14064[37]和ISO14067[37]等标准，欧美国家开发了EASEWASTE、LCA-IWM、IWM2、ORWARE、WISARD、WRATE、CO2ZW、MSW-DST、ARES、EPIC/CSR、UMBERTO、SWOLF、WARM、WASTED等多种核算工具[38-40]；国内学者也采用LCA法研究了不同垃圾处理工艺的碳排放[24,41-42]，但由于原始数据的缺失、缺省值与各地实际的差异性、系统边界条件的不一致性或不确定性，都可能造成截然不同的核算结果。因此，LCA法难以作为权威的核算方法，往往需要结合IPCC国家清单数据、城市生活垃圾管理行业数据库等使用。

    2.3   CDM法

    CDM法是指《<气候变化公约>京都议定书》[4]框架下的一种灵活履约机制之一，它通过核实CDM项目监测报告中的实际排放数据，然后用基准线情形下的排放量减去项目的实际排放量，并根据泄漏进行调整，得到“核证减排量”(CERs)[43]。对于垃圾处理项目，CDM执行理事会提供了一套方法学指南，如ACM0001(填埋气体回收利用项目)[43-44]、ACM0022(替代废物处理工艺)[45]和AMS-Ⅲ.AO(利用可控制的厌氧发酵回收甲烷)[46]等，而项目基准线设定是CDM法的关键核心和计算减排增量成本的基础[43-46]。2012年起，我国逐步建立了自愿减排碳信用交易市场，经过第三方核证和主管部门备案签发的核证自愿减排量CCER可以在国内市场交易，而CCER的方法多由CDM转化而来，其基本计算原则是，项目减排量=基准线减排量－项目排放量－泄漏量[47]，如垃圾焚烧项目的基准线排放主要包括由项目活动替代的垃圾填埋处理产生的沼气排放。

    2.4   核算方法的有关问题

    在垃圾处理碳排量的实际核算工作中，由于各地管理模式、垃圾组分、工艺参数及核算方法等不同，加之各类能源消费统计及碳排放因子测度容易出现较大偏差，故碳排放核算量差别较大。如赵磊等[39]用LCA法核算的吨垃圾焚烧处理的温室气体减排量为597~660 kgCO2当量，略低于IPCC2006指南法核算量(648~747 kgCO2当量)，但与杨卫华等[48]采用CDM整合基准线和AM0025检测方法学计算的某垃圾焚烧厂平均减排量(约每吨垃圾286 kgCO2当量)有较大差距。KUMAR等[49]发现，工业元素分析所得的初始碳、化石碳和生物碳含量等是进行碳排量精确模型分析的必要参数，而我国还缺乏统一规范的、覆盖各地区和全生命周期的垃圾处理碳排量核算标准体系、工具模型及特征数据库，各地也需要加强碳排放现状调查及长期监测，尽快制定科学合理、切实可行的垃圾处理碳达峰或碳减排目标。

    3.   生活垃圾低碳化处理策略

    低碳化是通过政策法规、制度改革、技术创新、节能降耗、资源循环和新能源开发等各种手段，尽量减少化石能源消耗和温室气体排放的可持续发展形态，它与减量化、资源化和无害化的原则相辅相成、相互促进，已成为生活垃圾处理的重要发展目标[50]。而且，低碳化与“无废”、循环经济的理念高度契合，建设“无废城市”、推进生活垃圾污染防治和资源循环利用，“一头连着减污，一头连着降碳”[51]，也是实现低碳化发展的内在要求和主要途径。

    3.1   低碳化管理法规政策

    1)发达国家的低碳化管理经验。根据欧盟《废弃物框架指令》(2008)[52]的规定，固废处理优先采用预防产生、友好替代等源头减量的策略，其次鼓励物品的重复使用和材料的回收再生，再次要通过清洁高效的焚烧或制沼回收能源，将最终填埋处置量及其危害最小化，如图1所示。

    图 1  欧盟固废处理金字塔
    Figure 1.  Solid waste treatment hierarchy in Europe
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    2014-2015年，欧盟正式提出了“零废物”计划和循环经济一揽子计划[53-54]。日本在2001年实施了《循环型社会形成推进基本法》[55]，并出台了《资源有效利用促进法》[55]和《废弃物处理法》[55]，强调废物充分减量化及资源化、建设“无废社会”。21世纪以来，旧金山、温哥华、斯德哥尔摩和新加坡等城市(国家)也提出“无废城市”[52-53]；C40城市集团中的23个城市签署了《迈向零废物宣言》[56]。主要采取的政策包括：禁令(塑料、一次性物品)、绿色设计(包装)、公众教育、垃圾强制分类、按量计费(差别化收费)、生产者责任延伸(如押金返还、强制回收)、对垃圾堆肥或循环利用等给予财政补贴，或对垃圾填埋、塑料包装等增收税费等[57]。

    2)我国生活垃圾低碳化管理体系还不健全。近年来，我国先后出台或修订了《环境保护法》[58]、《固体废物污染防治法》[6]、《循环经济促进法》[59]、《清洁生产促进法》[60]、《反食品浪费法》[61]、《再生资源回收管理办法》[62]等政策法规，并积极推行生活垃圾分类制度[63]、“无废城市”建设试点[64]、禁止洋垃圾入境[65]、加强塑料污染治理[66]、建立健全绿色低碳循环发展经济体系[67]、推进非居民厨余垃圾处理计量收费[68]等，部分省、市也出台了相应的地方性法规、规章或方案。特别是2016年以来，46个重点城市生活垃圾分类和11+5个“无废城市”试点积累了经验，如深圳、三亚等城市推进垃圾少排放、资源全回用和末端趋零填埋[55]；2021年12月生态环境部等印发《“十四五”时期“无废城市”建设工作方案》[69]，强调要求：倡导“无废”理念，深入推进生活垃圾分类工作，加快构建废旧物资循环利用体系，提升厨余垃圾资源化利用和生活垃圾焚烧能力，促进减污降碳协同增效。

    但目前，我国在生活垃圾源头减量、“两网融合”、生产者责任延伸、碳排放交易和绿色低碳金融等方面还缺乏综合性法律，现有法规的协同性、针对性和约束性不强，建议借鉴欧美日等经验，尽快出台产品包装法、固体废弃物强制回收目录、生活垃圾按量计费制度、碳排放权交易管理条例等法规，完善相关标准规范、财税金融和奖惩激励体系；限制塑料包装、一次性用品，优先采用可循环、可再生的材料(包装)并实行逆向物流强制回收；同时，通过按量计费、低碳认证、以奖代补等政策，鼓励市民(产废单位)从源头做好垃圾减量和分类。

    3.2   低碳化处理技术路径

    国内外对生活垃圾低碳化处理技术的研究已逐步深入到全生命周期过程。表1列举了碳减排的主要技术路径，主要包括3个方面。

    表 1  生活垃圾处理碳减排技术路径
    Table 1.  Technical paths of carbon emission reduction for municipal solid waste treatment
    生命周期过程主要技术路径参考文献
    1产生源头物尽其用、多次重复使用；少用或不用塑料袋、一次性用品；家庭厨余垃圾沥水后再投放；使用家庭厨余粉碎机[38,50,72,74]
    2收集运输优化收运（转运）系统；使用新能源汽车；分类收集有机垃圾；完善可回收物、有害垃圾等回收网点，分类回收玻璃金属塑料纸类和织物[70-72,74]
    3预处理转运站压缩减水；压榨干湿分离；人工或机械拆解、破碎、分选（分类、分质）[74-76]
    4资源利用替代原生资源，降低水耗、能耗和污染；生产高附加值再生产品[72,78]
    5生物处理分布式好氧堆肥；湿热处理，集中式厌氧消化，利用沼气发电或制备甲醇等；与剩余污泥等其他有机废物协同处理，提高沼气产率；沼渣沼液处理利用[23-25,42]
    6焚烧处理降低入炉含水率；优化工艺和设备，提高发电效率；热电联产（余热充分利用）；降低能耗、二次污染控制；焚烧烟气碳捕获、碳封存[21-22,48,50]
    7综合利用制备垃圾衍生燃料（RDF）；堆肥回田或改良土壤；飞灰、炉渣综合利用[22,31,79-80]
    8填埋处置避免或减少原生垃圾填埋；采用生物反应器填埋技术加速填埋场稳定；收集提纯填埋气体发电；渗滤液立体导排+渗滤液处理；采用好氧（兼氧）填埋方式、生物活性覆盖技术、改良填埋覆盖土壤、利用甲烷氧化菌复合微生物菌剂，提高日覆盖和中间覆盖材料的甲烷氧化率等碳捕集、甲烷氧化技术[18-20,31,81-83]
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    1)加大资源回收力度，促进源头减量。CALABRN[70]、COUTH[71]等认为，合理设置资源回收容器，从源头(家庭)或前端(收集点)分类回收玻璃、金属、塑料、纸类、织物等可用物质，这不仅减少了垃圾量，而且替代了产品再生产所需的部分原生材料，从而减少了化石资源能源的消耗、污染和垃圾中的化石碳含量，具有显著的碳减排效应[34,72-73]。但是，由于玻璃、塑料等附加值较低，市场动力往往不足，政府宜给予一定的补贴资金或税费减免，对资源回收处理过程的二次污染也要加以监管。此外，运输距离和运输车辆的燃料或动力消耗对碳排放影响较大[72]，如BASTIN等[74]比较了英国城镇分布式处理与集中式处理2种情景，集中收运(转运)处理模式会产生更多的交通流量、燃料成本和碳排放。因此，要合理规划满足垃圾分类功能的转运站，以便短途收集与中长途转运衔接，并逐步推广使用清洁能源车辆。

    2)加强生物质的物质和能量利用。家庭厨余沥水或粉碎减量[24,42,75]、分类收集厨余(餐厨)垃圾。通过压榨脱水、湿热水解等预处理方式降低厌氧发酵的处理难度，以提高沼气、能源、油脂产率[76-78]；或通过堆肥、饲料化、水热炭化等方式回收有机质[24,42,79]。陈海滨等[76]认为，通过压榨预处理可以使厨余垃圾干组分焚烧、湿组分厌氧发酵获得最大的碳减排潜力；边潇等[77]的研究表明，餐厨垃圾集中式厌氧发酵碳减排潜力是好氧堆肥的22倍，适合产量较大的城市，而分散式好氧堆肥适合在产量较小的地区推广，但应控制电耗；李欢等[24]指出，厨余垃圾处理的优先策略依次为，源头减量>饲料化>厌氧消化>好氧堆肥>混合焚烧，但对已有的焚烧设施，进炉垃圾中厨余含量在30%左右为宜；CHEN等[79]也提出，将厨余垃圾的分类收集率提高到60%以上，并不利于进一步削减碳排放。

    3)原生垃圾零填埋，控制温室气体排放。将剩余可燃垃圾焚烧[50]或通过机械生物、热处理转化为固体燃料用于发电和供热[22,72-73]，并在焚烧炉渣中回收铁、铝、金、铜等金属，以及制作免烧砖、混凝土骨料或路基填充料[80]。此外，垃圾焚烧厂烟气碳捕集及封存(CCS)技术也值得探索。为减少填埋场CH4等温室气体排放，要尽量避免原生垃圾填埋，或采用生物反应器填埋或生物活性覆盖技术[19-20]，以收集提纯填埋气体发电，防止沼气逸散(泄漏)或提高CH4氧化率[20, 81-83]。

    相对于欧洲、日本，我国生活垃圾处理以焚烧和填埋为主[72-73]。目前还需加快完善可回收物、厨余(餐厨)垃圾的分类投放收运系统，建设分选、再生、堆肥或沼气发电等处理设施；同时，还要降低垃圾(污水、臭气)处理过程的能耗物耗和污染，以促进物质能量循环或梯级利用，提高垃圾(沼气)焚烧发电的净能量输出。

    考虑到不同城市的垃圾产量成分、处理设施建设运行情况和经济社会发展水平等，曹艳乐等[84]认为，要将生命周期评价与成本效益分析相结合，采取环境和经济综合效益更好的垃圾分类处理方式。周晓萃等[12]通过对比处理工艺的资源能源消耗、碳排放潜值与资源化率，并结合约束条件下的定量优化得到最佳的填埋、焚烧和堆肥处理比例。赵薇等[85]综合气候变化、酸化、O3层损耗、富营养化等6种生态影响以及生命周期成本分析，认为天津市采用“厨余垃圾堆肥+残余物卫生填埋”模式仍具有潜在最优生态效率。而MICHEL等[86]的研究表明，由于焚烧和机械生物处理技术在巴西的成本较高，其生态性能最低。因此，在“无废”“碳中和”背景下，各地要结合实际，开展不同处理情景下全生命周期的经济效益、环境影响、气候变化等多目标绩效评估，采取因地制宜、系统优化的技术路线。

    4.   结语

    1)生活垃圾中的化石碳、可降解有机碳和氮元素是垃圾处理过程碳排放的根源，特别是垃圾填埋产气的无组织排放构成了重要的人为碳排放源。垃圾焚烧能否实现碳减排取决于焚烧发电效率和本地燃煤发电基准值；生物处理的减排效应主要基于生物质或其能量的资源化利用。

    2)垃圾处理碳排放核算方法主要有IPCC指南、LCA法和CDM法。在实际核算工作中，由于垃圾处理方式、能源消费统计及碳排放因子等参数、标准不同，故碳排放核算量可能与实际偏差较大。为更加准确、便捷地测算碳排放，我国还需建立符合国情的温室气体监测、报告、核查标准体系及工具模型。

    3)低碳化与“无废”、循环经济理念相辅相成，故需进一步完善垃圾源头减量、“两网融合”、生产者责任延伸、碳排放交易等方面的法律法规；此外，还需重点补齐可回收物和厨余垃圾分类处理短板，进一步提升焚烧产能和填埋气体利用率；为促进减污降碳协同增效，还需要开展全生命周期的多目标绩效评估和系统优化。

  • 图 1  动力波吹脱中试研究装置

    Figure 1.  Pilot equipment for dynamic wave stripping

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    图 2  氨氮吹脱效能随时间的变化

    Figure 2.  Variation of ammonia nitrogen stripping efficiency with time

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    图 3  pH对氨氮吹脱效能的影响

    Figure 3.  Effect of pH on ammonia nitrogen stripping efficiency

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    图 4  气液比对氨氮吹脱效能的影响

    Figure 4.  Effect of different ratios of gas/liquid on ammonia nitrogen stripping efficiency

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    图 5  温度对氨氮吹脱效能的影响

    Figure 5.  Effect of different ratios of temperature on ammonia nitrogen stripping efficiency

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    图 6  初始氨氮浓度对氨氮吹脱效能的影响

    Figure 6.  Variation of ammonia nitrogen stripping efficiency with initial concentration

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    图 7  吹脱过程中氮素的变化

    Figure 7.  Nitrogen change during stripping

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    图 8  动力波吹脱与传统吹脱的原理对比

    Figure 8.  Comparison of the principle of dynamic wave stripping and traditional stripping

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    表 1  正交实验设计

    Table 1.  Design of orthogonal test

    序号pH温度/℃气液比进水氨氮浓度/(mg·L−1)
    110.020.029500
    210.525.0129700
    311.030.0225900
    序号pH温度/℃气液比进水氨氮浓度/(mg·L−1)
    110.020.029500
    210.525.0129700
    311.030.0225900
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    表 2  正交实验直观分析

    Table 2.  Range analysis of orthogonal test scheme

    序号pH温度/℃气液比进水氨氮浓/(mg·L−1)氨氮去除率/%
    110.020.02950080.26
    210.025.012970085.62
    310.030.022590094.62
    410.520.012990084.17
    510.525.022550092.36
    610.530.02970091.06
    711.020.022570088.68
    811.025.02990090.86
    911.030.012950095.58
    K1260.50253.11262.18268.20
    K2267.59268.84265.37265.36
    K3275.12281.26275.66269.65
    R14.6228.1513.484.29
    序号pH温度/℃气液比进水氨氮浓/(mg·L−1)氨氮去除率/%
    110.020.02950080.26
    210.025.012970085.62
    310.030.022590094.62
    410.520.012990084.17
    510.525.022550092.36
    610.530.02970091.06
    711.020.022570088.68
    811.025.02990090.86
    911.030.012950095.58
    K1260.50253.11262.18268.20
    K2267.59268.84265.37265.36
    K3275.12281.26275.66269.65
    R14.6228.1513.484.29
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    表 3  方差分析结果

    Table 3.  Results of analysis of variance

    序号因素氨氮去除率/%区组总值区组平均值
    (A) pH(B)温度/℃(C)气液比(D)进水氨氮浓度/(mg·L−1)区组1区组2
    110.0202950080.2680.62160.8880.44
    210.02512970085.6285.46171.0885.54
    310.03022590094.6295.10189.7294.86
    410.52012990084.1785.24169.4184.71
    510.52522550092.3693.43185.7992.90
    610.5302970091.0690.34181.4090.70
    711.02022570088.6889.32178.0089.00
    811.0252990090.8690.63181.4990.75
    911.03012950095.5895.81191.3995.70
    T1521.68508.29523.77538.06803.21805.951 609.16
    T2536.60538.36531.88530.48
    T3550.88562.51553.51540.62
    ˉX186.9584.7287.3089.68
    ˉX289.4389.7388.6588.41
    ˉX391.8193.7592.2590.10
    序号因素氨氮去除率/%区组总值区组平均值
    (A) pH(B)温度/℃(C)气液比(D)进水氨氮浓度/(mg·L−1)区组1区组2
    110.0202950080.2680.62160.8880.44
    210.02512970085.6285.46171.0885.54
    310.03022590094.6295.10189.7294.86
    410.52012990084.1785.24169.4184.71
    510.52522550092.3693.43185.7992.90
    610.5302970091.0690.34181.4090.70
    711.02022570088.6889.32178.0089.00
    811.0252990090.8690.63181.4990.75
    911.03012950095.5895.81191.3995.70
    T1521.68508.29523.77538.06803.21805.951 609.16
    T2536.60538.36531.88530.48
    T3550.88562.51553.51540.62
    ˉX186.9584.7287.3089.68
    ˉX289.4389.7388.6588.41
    ˉX391.8193.7592.2590.10
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    表 4  正交实验资料的方差分析表

    Table 4.  ANOVA table for orthogonal test data

    变异来源平方和自由度均方差F值F0.05F0.01显著水平
    A71.06235.53197.404.107.55显著
    B245.962122.98683.22显著
    C78.78239.39218.84显著
    D9.2724.6325.75显著
    区组0.4210.422.334.9610.10不显著
    误差1.4480.18
    总和406.9317203.14
    变异来源平方和自由度均方差F值F0.05F0.01显著水平
    A71.06235.53197.404.107.55显著
    B245.962122.98683.22显著
    C78.78239.39218.84显著
    D9.2724.6325.75显著
    区组0.4210.422.334.9610.10不显著
    误差1.4480.18
    总和406.9317203.14
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    表 5  动力波吹脱氨氮实验处理效率与传统吹脱法对比

    Table 5.  Comparison of dynamic wave stripping efficiency and traditional stripping

    来源年份pH温度/℃气液比时间/h处理量/L氨氮初始浓度/(mg·L−1)氨氮去除率/%
    梁良等[20]20187.935.02 50010201 500~1 80043.37
    陈建[21]201210.520.04 0001 800~2 30094.00
    吴方同等[22]200110.5~11.025.02 900~3 6005201 500~2 50095.00
    沈耀良等[23]200011.022.566652 30082.50
    吴家前等[24]201011.025.02 000~2 5002.55900~1 60090.00
    傅金祥等[25]201111.040.036010.51 00087.47
    MARTTINEN等[26]200211.020.01 00024101 00089.00
    代晋国等[27]201110.5~11.025.03 000~3 800551 500~2 00090.00
    倪佩兰等[28]200111.030.02 347800~1 50090.00
    张萍等[29]200711.022.0170079.70
    陈石等[30]200010.820.05 000~6 00080.00
    刘文龙等[31]200811.580.030020.24 30099.20
    本研究202010.510.0129542986.5874.00
    本研究202010.525.0129542995.9791.25
    本研究202010.530.0129542528.2694.55
    来源年份pH温度/℃气液比时间/h处理量/L氨氮初始浓度/(mg·L−1)氨氮去除率/%
    梁良等[20]20187.935.02 50010201 500~1 80043.37
    陈建[21]201210.520.04 0001 800~2 30094.00
    吴方同等[22]200110.5~11.025.02 900~3 6005201 500~2 50095.00
    沈耀良等[23]200011.022.566652 30082.50
    吴家前等[24]201011.025.02 000~2 5002.55900~1 60090.00
    傅金祥等[25]201111.040.036010.51 00087.47
    MARTTINEN等[26]200211.020.01 00024101 00089.00
    代晋国等[27]201110.5~11.025.03 000~3 800551 500~2 00090.00
    倪佩兰等[28]200111.030.02 347800~1 50090.00
    张萍等[29]200711.022.0170079.70
    陈石等[30]200010.820.05 000~6 00080.00
    刘文龙等[31]200811.580.030020.24 30099.20
    本研究202010.510.0129542986.5874.00
    本研究202010.525.0129542995.9791.25
    本研究202010.530.0129542528.2694.55
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出版历程
  • 收稿日期:  2019-12-17
  • 录用日期:  2020-05-09
  • 刊出日期:  2020-11-10
蒋柱武, 王晟, 魏忠庆, 肖友淦, 李林, 颜丽红, 陈礼洪, 裴炎炎. 中试规模动力波吹脱技术分离老龄化垃圾渗滤液中的高浓度氨氮[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
引用本文: 蒋柱武, 王晟, 魏忠庆, 肖友淦, 李林, 颜丽红, 陈礼洪, 裴炎炎. 中试规模动力波吹脱技术分离老龄化垃圾渗滤液中的高浓度氨氮[J]. 环境工程学报, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
shu
JIANG Zhuwu, WANG Sheng, WEI Zhongqing, XIAO Yougan, LI Lin, YAN Lihong, CHEN Lihong, PEI Yanyan. Separation of high concentration ammonia nitrogen from aged-landfill leachate by pilot-scale dynamic wave stripping[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
Citation: JIANG Zhuwu, WANG Sheng, WEI Zhongqing, XIAO Yougan, LI Lin, YAN Lihong, CHEN Lihong, PEI Yanyan. Separation of high concentration ammonia nitrogen from aged-landfill leachate by pilot-scale dynamic wave stripping[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2020, 14(11): 3042-3052. doi: 10.12030/j.cjee.201912103
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中试规模动力波吹脱技术分离老龄化垃圾渗滤液中的高浓度氨氮

    通讯作者: 蒋柱武, E-mail: jiangzhuwu@126.com ; 
    作者简介: 蒋柱武(1974—)，男，博士，教授。研究方向：水污染控制与资源化。E-mail：jiangzhuwu@126.com
  • 1. 福建工程学院生态环境与城市建设学院，福州 350118
  • 2. 福州城建设计研究院有限公司，福州 350118
  • 收稿日期:  2019-12-17
  • 录用日期:  2020-05-09
  • 网络出版日期:  2020-11-11
基金项目:
福建省建设科技研究开发项目(GY-H-17010)；国家自然科学基金资助项目(51878171)

摘要: 为解决老龄化垃圾渗滤液的脱氨难题，采用动力波吹脱技术对老龄化垃圾渗滤液进行氨氮吹脱分离，探究了吹脱时间、pH、气液比、温度和进水氨氮浓度对吹脱效能的影响。单因素实验结果表明：前3 h吹脱去除率增长最快，5 h后吹脱去除率变化较小；高pH下游离氨占比增大，对吹脱更为有利，pH为10.5左右时的工艺最为经济；动力波吹脱适用温度范围广，在10 ℃和25 ℃时，去除率可达72.62%和90.68%；增加气液比可提高吹脱效率，但当气液比超过129后，吹脱效果增幅不明显；氨氮浓度对吹脱去除率的影响较小。正交实验结果显示：温度方差最大，pH、气液比方差次之，进水氨氮浓度方差最小，即表明温度对动力波吹脱脱氨影响最为显著；pH、气液比也是重要影响因素；初始氨氮浓度对吹脱效率影响不显著。在25 ℃、pH=10.5、气液比为129时，吹脱5 h的最优条件下，氨氮去除率约91.25%~94.15%。相比传统吹脱工艺，动力波吹脱技术能大幅提高氨氮分离效率。

English Abstract

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  • 垃圾在堆放和填埋过程中经历发酵、雨水冲刷、淋溶和地表水及地下水浸泡等过程，会产生大量的垃圾渗滤液[1]，其氨氮浓度会随填埋龄延长而逐年增高。老龄化垃圾渗滤液为典型的高氨氮、低C/N比废水[2-3]，对其进行高效脱氮处理是亟需攻克的难题。

    对氨氮废水的处理，一般需要物化法与生物法[4]的紧密结合。常见的物化脱氮方法主要有吸附法[5]、离子交换法[6]、折点氯化法[7]、化学沉淀法(又称磷酸铵镁(magnesium ammonium phosphate)沉淀法，简称MAP法)[8]等。这些方法大多只适合中低浓度氨氮废水的处理，对高氨氮垃圾渗滤液而言，即使加大吸附剂、交换树脂使用剂量或化学药剂投加量，也难以达到理想效果，出水氨氮仍然很高，导致后续生物脱氮压力极大，无法解决脱氮难题。传统吹脱法由于水气界面作用不充分，氨逸出速率低及设备易结垢的问题，导致吹脱效率不高，分离效果差[9-10]。目前，在实践中广泛采用的“双膜”[11]处理工艺，由于维护费用和浓缩液处理的问题，受到业界诸多诟病。

    动力波(dynawave)洗涤装置是美国杜邦公司于20世纪70年代开发的一种高效分离专利技术，主要应用于废酸回收、冶炼烟气处理、硫酸净化、粉煤锅炉尾气处理等40多个不同生产领域[12]。本课题组以老龄化垃圾渗滤液为处理对象，研究利用动力波泡沫区气液两相接触面积大且接触表面不断迅速更新的极大优势，对垃圾渗滤液进行氨分离，为后续生化处理创造有利条件。本研究探讨吹脱时间、pH、气液比、温度、进水氨氮浓度等多种因素对氨氮吹脱效能的影响，在单因素实验的基础上，通过正交实验考察最优工艺条件，为垃圾渗滤液中氨氮的高效分离提供创新方法。

1.   材料与方法

    1.1.   废水来源与水质

  • 实验用水取自福州市红庙岭垃圾渗滤液厂均衡池，具体水质情况：pH为7.8~8.7，温度10~30 ℃，总氮浓度为800~1 200 mg·L−1，其中氨氮的浓度为500~1 000 mg·L−1、BOD5和COD的浓度分别为300~600、2 000~4 000 mg·L−1。该渗滤液氨氮占总氮60%~85%，高效分离氨氮可大大降低总氮含量，为后续生物处理创造良好条件并节约脱氮成本。

    • 1.2.   实验试剂与仪器

  • 实验所用药剂有氢氧化钠(NaOH)、酒石酸钾钠(KNaC4H4O6·4H2O)、碘化汞(HgI)、碘化钾(KI)、碱性过硫酸钾(K2O8S2)、盐酸(HCl)。主要仪器有高压蒸汽灭菌锅、雷磁pHS-3C型pH计、HACH COD消解器、HACH便携式多参数比色计、HACH生化需氧量分析仪等。

    • 1.3.   实验装置

  • 动力波吹脱中试实验装置如图1所示。其中，调节池(尺寸：50 cm×20 cm×40 cm=40 L)、反应循环箱体(尺寸：90 cm×30 cm×40 cm=108 L)，箱体采用PP材质，一次吹脱处理水量为42 L。

    中试实验流程：1)将渗滤液加入调节池内，调节pH和温度；2)开启可调速风机，改变风机气量，控制气液比，并启动污水离心泵，即可进行吹脱实验；3)风机将空气自动力波反应器的上方鼓入，垃圾渗滤液由离心泵经转子流量计自下而上，由特制的喷头呈幅射状旋流射入动力波吹脱装置的波管中；4)动力波吹脱后的液体流入反应循环箱体，在箱体中安装隔板，强化水力搅拌；5)在箱体中强化搅拌后的液体经循环管道再次由污水离心泵送至动力波装置进行循环吹脱；6)实验中，定时从排水管取样检测，以研究不同因素对吹脱效果的影响。

    • 1.4.   分析方法

  • pH采用雷磁pHS-3C型pH计现场检测，温度在监测控制装置上直接读取。COD采用快速消解分光光度法[13]，用HACH DR900仪器测量；BOD5采用稀释与接种法[14]用HACH BODTrakTMⅡ生化需氧量分析仪测量；TN和氨氮浓度按照国标法[15-16]进行检测。

2.   结果与讨论

    2.1.   吹脱时间对氨氮吹脱效能的影响

  • 调节废水温度为30 ℃，气液比为129∶1，pH为10.5，在不同的时间间隔取样，检测氨氮的浓度，结果见图2。垃圾渗滤液氨氮浓度随吹脱时间的增加而降低，前3 h为吹脱的高效段，氨氮去除率高达90%以上，当吹脱时间到5 h时，氨氮浓度由950.10 mg·L−1降至55.60 mg·L−1，吹脱7 h后，氨氮浓度为42.63 mg·L−1。到吹脱后期，随着时间的延长，氨氮的脱除效果并无显著变化。这是由于此时废水中氨氮浓度已经非常低，要将离子态的铵(NH+4)转换为游离态的氨(NH3)，需要更为理想的条件，但这会导致吹脱成本增加。综合考虑，动力波吹脱时间控制在5 h。

    • 2.2.   pH对氨氮吹脱效能的影响

  • 调节废水温度为25 ℃，气液比为129∶1，废水pH分别为8.0、9.0、10.0、10.5、11.0、12.0时，测定吹脱5 h后废水氨氮的浓度，结果如图3所示。氨氮吹脱效率随pH增大而升高，是因废水中NH3-N的吹脱去除效果与废水中游离氨NH3和铵离子NH+4有关，pH增加使得NH3的含量越高，吹脱效果越好。废水中NH3和NH+4间的平衡关系为：NH+4+OH−=NH3+H2O，保持其他条件不变，当渗滤液的初始pH≤9.0时，渗滤液含有大量的NH+4，NH+4有较强的缓冲作用，吹脱时氨逸出量很小，此时吹脱效果不理想，pH=8.0时吹脱去除率仅为70%左右，pH=9.0时吹脱去除率也只有80%左右；当pH>9.0时，氨的电离平衡被打破，平衡向着转化为游离氨方向变动，NH3浓度增加，吹脱过程容易进行[17]，吹脱去除率达90%以上。虽然废水pH升高平衡向右移动，氨氮吹脱效果越好，但调节pH大于10.5，污水中的氨氮以NH3形式为主，此时，提高pH仅增加少量NH3。考虑到碱投加量会导致成本升高，在实际工程应用中，pH调节为10.5左右最为经济。

    • 2.3.   气液比对氨氮吹脱效能的影响

  • 调节废水温度为25 ℃，pH为10.5，进水量为1.2 m3·h−1，控制气量分别为35、75、155、195和270 m3·h−1(即对应气液比为29、62、129、163和225)，检测吹脱5 h后出水氨氮的浓度，实验结果如图4所示。垃圾渗滤液氨氮浓度随气液比的增大而下降，当气液比为129，吹脱5 h后，氨氮浓度由817.84 mg·L−1降低至62.23 mg·L−1，氨氮脱除率达92.34%，若继续增加气液比至225，相较于气液比为129时去除率仅增加2.18%。表明气液比高于129时，氨氮的去除率呈缓慢增长趋势，这是因为在气液比为129左右时，动力波吹脱洗涤管中即可形成稳定泡沫区，在泡沫区，空气与水的比表面积增加，气泡的破裂和更新导致了气相界面面积的增加。动力波吹脱过程中所形成泡沫区气泡的大小会影响NH3的转移速率，NH3在较大气泡中的传质速度较慢，气液比低于129时，动力波吹脱泡沫区气泡较大，吹脱去除率较低；气液比大于或等于129时，形成较为理想的泡沫区，有利于NH3在液相和气相之间的传质[18]。考虑到实际应用时的能耗问题，气液比控制在129较为理想。

    • 2.4.   温度对氨氮吹脱效能的影响

  • 调节废水pH为10.5，液气比为129，进水量为1.2 m3·h−1，在温度分别为10、15、20、25、30和35 ℃时，检测吹脱5 h后出水氨氮的浓度，结果见图5。由图5可知，垃圾渗滤液中氨氮的去除率随温度的升高而持续升高。当温度为10、25和35 ℃时，废水的氨氮吹脱去除率分别为72.62%，91.25%和96.03%，可见废水温度对氨氮的脱除影响大。这是因为当温度升高时，游离氨的含量也不断增大，分子扩散快，传质系数增大[19]；另外，在一定压力下，温度升高使氨的平衡分压增加，降低了氨在废水中的溶解度，有利于氨气的析出。从节约成本的角度综合考虑，吹脱温度为25 ℃较为理想。在实际工程应用中，因冬季气温比较低，往往吹脱效果不佳，一般会在吹脱处理前对垃圾渗滤液进行加热升温。根据本研究的结果，采用动力波吹脱装置预处理脱氨，即使在低温条件下也能实现较高的氨氮去除率。废水温度为10 ℃时，吹脱去除率高达70%以上，相比于传统的吹脱方式具有较大优势。

    • 2.5.   进水氨氮浓度对吹脱效能的影响

  • 调节废水温度为25 ℃，pH为10.5，液气比为129，进水量为1.2 m3·h−1时，在渗滤液初始浓度(由于渗滤液水质变化大，不同批次的水样氨氮浓度不同，实验中将不同批次水样进行混合的方式得到不同氨氮浓度的渗滤液)分别为512.13、632.46、749.21、822.30、900.10和995.97 mg·L−1时，检测吹脱5 h后出水氨氮的浓度，实验结果如图6所示。由图6可知，在初始氨氮浓度为500~1 000 mg·L−1的情况下，保持温度、pH、气液比和进水量不变，吹脱5 h后氨氮的去除率均为90%~92%，这表明氨氮吹脱效率与垃圾渗滤液中初始氨氮浓度关系不大。

    • 2.6.   正交分析

  • 为比较pH、温度、气液比和进水氨氮浓度4个因素对吹脱效果影响的大小，进行了正交实验分析，每个因素选用3个水平，实验设计见表1。

    以垃圾渗滤液氨氮去除率为指标，按L9(34)安排实验，对试验数据分别进行直观分析和方差分析，实验结果见表2~表4。由表2可知，R2>R1>R3>R4，KA3>KA2>KA1，KB3>KB2>KB1，KC3>KC2>KC1表明氨氮的吹脱效果在一定条件下是随着pH、温度和吹脱时间的增大而变大，与氨氮进水浓度关系不大。为进一步确定不同因素对氨氮去除率影响的显著程度，对实验数据进行了方差分析。因F检验需要计算误差偏差平方和以及自由度，在进行方差分析时所选正交表应留出一定空列。本实验为4因素3水平实验无空列，采用重复实验来估计实验误差，实验方案及实验结果见表3。对实验结果进行方差分析，列于表4。F检验结果表明，pH(A)、温度(B)、气液比(C)3因素对氨氮去除率都有极显著影响；进水氨氮浓度(D)相对其他3因素对氨氮去除率影响不显著，区组间差异不显著，且温度(B)影响显著性>气液比(C)>pH(A)。综合直观分析和方差分析得出，此实验设计的最优组合为A3B3C3。而实际工程中氨氮吹脱往往受到运行成本、投药量、环境等因素的影响，限制了最优吹脱条件的选择。若将原水氨氮浓度降低到150 mg·L−1以下，再进入后续生化处理系统，对于生化处理系统中的菌群来讲，此浓度既不超过菌群自身的处理能力，反之还可为反硝化过程提供一定的氮源。综合考虑，垃圾渗滤液吹脱较适宜的条件为pH=10.5，温度为25 ℃，气液比为129。由表3可知，在此条件下，氨氮吹脱率介于84.17%~95.81%，而对应的剩余氨氮浓度为20.95~142.47 mg·L−1。由此可知，对垃圾渗滤液进行吹脱处理，可以实现高效生物脱氮，大幅度减轻后续生物处理负担。

    • 2.7.   吹脱过程氮素的变化

  • 由图7可知，垃圾渗滤液中氨氮占TN 80%左右，硝态氮占TN 2.09%、亚硝态氮占0.11%；在动力波吹脱5 h后，氨氮的浓度显著下降，而NO3−-N和NO2−-N的浓度基本不发生变化，说明吹脱过程主要是去除氨氮，对硝态氮和亚硝态氮的去除效果不明显。

    • 2.8.   动力波吹脱氨氮实验处理效率与传统吹脱法对比及机理分析

  • 由表5可知，在氨氮去除率达到90%以上时，传统吹脱所耗时间久、气液体积比大、pH一般控制在11左右，且处理水量较小。而本研究所采用的动力波吹脱技术，在pH为10.5，温度为25 ℃，气液比为129时，一次吹脱42 L的废水，可达到91.25%，表现出极大的优势。

    对传统吹脱和动力波吹脱进行对比分析，结果见图8。已有研究[32]表明，吹脱过程中形成气泡尺寸、上升速度和局部含气量等都会影响液相与气相之间的传质，从而响应氨分离效率。对传统吹脱而言，废水一般从上部进入，空气由底部鼓入，塔内可添加填料，最终吹脱出的气体从塔的顶部排出，从吹脱塔的底部往上，气泡的大小迅速增加，此时空气与水比表面积随气泡尺寸的增大而减小，因存在从小到大气泡的压差，当气泡到达液相表面时，它们会因为内部压差而破裂，无法进一步随气流上升排出游离氨，这也是为什么NH3在较大气泡中的传质速度较慢的原因。对于动力波吹脱而言，装置由上而下进气，液相由下往上射出，装置中特制喷头起到关键作用，喷头逆向喷射出污水与气相高速逆向对撞，当气相与液相达到动量平衡时，动力波吹脱波管中会形成一个高度湍动的泡沫区，在该区域内气液两相呈高速湍流接触，一方面泡沫层的大量气泡可增加气液两相的接触，另一方面高速流动的气液两相相互挤压使气泡破裂，使气液两相得以分离，由此在泡沫层有极高的更新频率，极大强化了气液两相间的反应，从而使动力波吹脱装置具有良好的传质和分离效率。垃圾渗滤液中存在大量的悬浮物，废水在传统吹脱池和填料塔中的流速较慢，随着时间的推移易容易停滞积累结垢，出现堵塔现象，而动力波吹脱高速流动的气液两相碰撞形成泡沫区，气液两相不断迅速更新，不易发生结垢现象。

3.   结论

  • 1)中试实验结果表明，前3 h为吹脱的高效段，故吹脱5 h比较经济合理。pH增加对吹脱有利，而pH为10.5左右时最经济。本研究采用的动力波吹脱技术适用温度范围广，即使在低温下(10 ℃)也能有较高的吹脱去除率。气液比增加能提高吹脱效率，从节省能耗的角度考虑，气液比为129比较合理；氨氮浓度对吹脱去除率的影响较小。

    2)正交实验结果表明，在动力波吹脱过程中不同因素的影响不同(温度>气液比>pH)，垃圾渗滤液初始氨氮浓度对吹脱效率影响不大。经正交实验优化得到最佳工艺条件为：温度25 ℃，pH=10.5，气液比129，吹脱时间5 h。此时可达较高的去除率，约91.25%~94.15%，同时也能降低投药量。

    3)动力波吹脱所产生的泡沫区，气液接触界面不断迅速更新，克服了传统吹脱法受温度和结垢等多种不利因素的限制，实现了高效脱氨。

    4）本研究采用的动力波吹脱技术，相较于传统的吹脱法具有占地面积小、投药量更低、不易结垢、低温也能稳定运行等明显的优势，能为老龄化填埋场设计改造提供指导和参考，具有十分广阔的应用前景。

参考文献 (32)

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