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膨润土对垃圾渗滤液絮凝预处理的强化效果

杨昕达, 郝林林, 常达, 曾明, 王昶. 膨润土对垃圾渗滤液絮凝预处理的强化效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110
引用本文: 杨昕达, 郝林林, 常达, 曾明, 王昶. 膨润土对垃圾渗滤液絮凝预处理的强化效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110
YANG Xinda, HAO Linlin, CHANG Da, ZENG Ming, WANG Chang. Application of inorganic mineral bentonite to improve flocculation pretreatment of landfill leachate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110
Citation: YANG Xinda, HAO Linlin, CHANG Da, ZENG Ming, WANG Chang. Application of inorganic mineral bentonite to improve flocculation pretreatment of landfill leachate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110

膨润土对垃圾渗滤液絮凝预处理的强化效果

    作者简介: 杨昕达(1989—),男,硕士研究生。研究方向:水处理剂和高级氧化技术。E-mail:953292926@qq.com
    通讯作者: 王昶(1958—),男,博士,教授。研究方向:废水处理与资源化等。E-mail:wangc88@163.com
  • 基金项目:
    宁夏自治区科技厅资助项目(2019BBE02024)
  • 中图分类号: X703.1

Application of inorganic mineral bentonite to improve flocculation pretreatment of landfill leachate

    Corresponding author: WANG Chang, wangc88@163.com
  • 摘要: 依据反胶体絮凝相似相容原理,使用无机矿物材料膨润土(PRT),针对垃圾焚烧厂的垃圾渗滤液,采用絮凝强化工艺进行预处理,考察了PRT、聚合氯化铝(PAC)以及阳离子聚丙烯酰胺(C-PAM)对垃圾渗滤液的絮凝效果,研究了PRT与PAC之间的协同效应。结果表明:传统PAC和C-PAM对垃圾渗滤液具有一定的絮凝效果,在250 mL稀释5倍的渗滤液中分别投加3% PAC和0.1%C-PAM各8 mL和5 mL时,COD、浊度、SS、氨氮和总磷去除率分别为23.1%、93.4%、91.1%、1.2%和96.7%。PRT自身的胶体和颗粒物质量力作用,能够打破垃圾渗滤液的离子平衡,进而与PAC形成协同效应;且在C-PAM的作用下,PRT对垃圾渗滤液显现出较高的絮凝效果和沉降速度,在250 mL稀释5倍的渗滤液中分别投加PRT、PAC和C-PAM各为2 g、8 mL和5 mL时,上清液中的COD、浊度、SS、氨氮和总磷的去除率分别达到72.3%、97.6%、93.8%、18.4%以及97.5%。PRT的投加有效地促进了絮凝效果,与传统的方法相比,COD由16 483 mg·L−1降低到5 941 mg·L−1,上清液的浊度达到10.4 NTU;絮体由上浮形式转变为快速沉降,更加有利于后续的分离和生化处理。PAC投加对氨氮去除率影响不大,C-PAM对氨氮的去除效果影响较大,这说明垃圾渗滤液中氨氮主要是有机胺。PRT、PAC以及C-PAM的一级强化絮凝组合更高效,解决了只用PAC和C-PAM絮凝后出现絮体松散、上浮等难以分离的技术问题,可为后续新的生化处理模式的建立提供参考。
  • 进入环境中的重金属具有高毒性、持久性、不可生物降解性和生物累积性等的特点,不仅会威胁生态系统的安全,而且还可以通过食物链危及人群的身体健康[1-4]。底泥是重金属的重要载体。随着全球城镇化和工业化进程的加快,大量的重金属排入湖泊、水库和河流等地表水体,最终汇集到底泥中,造成水体底泥的重金属污染[1-4]。当外界环境条件合适时,底泥中累积的重金属会释放出来进入上覆水体中,成为水体重金属污染的内源,对水体造成二次污染[3-4]。目前,水体底泥的重金属污染已成为世界范围内的一个重要环境问题[5-6]。因此,控制水体污染底泥中重金属的释放刻不容缓。

    水体底泥重金属释放控制技术可分为两大类:异位和原位控制技术[5-7]。原位覆盖/改良技术,即将修复材料覆盖到底泥-水界面上方或直接添加进底泥中,被认为是一种极具应用前景的水体底泥重金属释放控制技术[5-7]。该技术具有运行简单、修复成本低、修复速度快和环境友好等的优点[5-7]。选择合适的修复材料,对于利用原位覆盖/改良技术控制底泥中重金属释放而言是非常重要的。目前,许多重金属污染底泥的修复材料已引起了人们的关注,包括磷灰石[8]、生物炭[9]、碳纳米管[10]、零价铁[10]、沸石[11]和铁氧化物[12]等。

    铜(Cu)和铅(Pb)是两种底泥中广泛存在的重金属。沸石是一种含水的碱或碱土金属铝硅酸盐矿物,不仅来源广泛、价格低廉,而且对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的吸附性能较好[13-14]。Xiong等研究发现,2 cm厚天然沸石覆盖层对底泥中Pb释放的抑制率可达85.7%[11]。方解石是一种分布很广的碳酸钙矿物。研究发现,方解石对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的去除性能较好[15-17]。另外,最近的研究发现,采用铁盐对方解石进行改性所获得的铁改性方解石(铁方解石)是一种非常有应用前景的用于控制水体底泥磷释放的活性覆盖材料[18]。考虑到铁氧化物对水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子具有较好的吸附能力[19-20],因此天然沸石和铁方解石的联合覆盖预计也可用于水体底泥中Cu和Pb等重金属释放的控制。但是,目前对天然沸石和铁方解石联合覆盖控制水体底泥Cu和Pb释放效果及机制的了解尚不十分清楚。

    为此,本研究分析了天然沸石和铁方解石对水中Cu2+和Pb2+的吸附特性,考察了天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu和Pb浓度动态变化的影响,辨析了联合覆盖对上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb分布特征的影响,观察了联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的影响,分析了被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的赋存形态,探讨了天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥中Cu和Pb释放的控制机制,以期为联合利用天然沸石和铁方解石作为覆盖材料控制水体底泥中重金属释放提供科技支撑。

    底泥取自上海市浦东新区上海海洋大学校园景观水体,自然风干并过100 目筛。氯化铁、硝酸铅、硝酸铜、硝酸、乙酸、盐酸羟胺、过氧化氢、乙酸、乙酸铵、氢氧化钠和盐酸等化学药剂均购自国药集团化学试剂有限公司,均为分析纯。天然沸石(NZ)来自浙江省缙云县某矿山。方解石(CA)来自浙江省长兴县某矿山。Chelex DGT(薄膜扩散梯度)装置由南京智感环境科技有限公司提供。实验所用的水为去离子水。分别采用Cu(NO3)2·3H2O和Pb(NO3)2配制硝酸铜和硝酸铅的储备液,再通过稀释的方式获得硝酸铜和硝酸铅的使用液。使用液中铜和铅的浓度均以元素铜和铅计。

    铁方解石(FeCA)的制备步骤为:称取20 g 过200 目筛的方解石粉末放入到500 mL 锥形瓶中,然后再向该锥形瓶中加入5 g FeCl3·6H2O,随后再向该锥形瓶中加入100 mL 去离子水并摇匀;接着,将该锥形瓶放置到磁力搅拌器上,再用1 mol·L−1氢氧化钠溶液以稳定的速度滴入到锥形瓶中,将悬浮液的pH值调节至10,然后继续搅拌反应1 h;随后采用离心分离的方式获得固体材料,再采用去离子水清洗材料5遍;再将所获得的固体材料放入到105℃的烘箱中进行烘干,烘干后将材料研磨收集即得到FeCA,并用自封袋密封备用。

    称取2 kg的风干底泥置于容器中;分别称取4.53 g Cu(NO3)2·3H2O(等同于向底泥中添加600 mg·kg−1的Cu)和3.20 g Pb(NO3)2(等同于向底泥中添加1000 mg·kg−1的Pb)置于同一个烧杯中,再加入500 mL去离子水,配成含硝酸铜和硝酸铅的混合溶液;然后将该混合溶液倒入到含有风干底泥的容器中并加以搅拌,接着分2次加入 500 mL去离子水;再手动搅拌40 min,然后静置过夜,制备得到重金属污染底泥。

    通过批量吸附实验研究溶液初始浓度对NZ和FeCA去除水中Cu2+的影响。实验步骤为:将25 mg NZ或FeCA加入到50 mL玻璃瓶中,再加入25 mL硝酸铜溶液,溶液的初始pH值设置为6,再将锥形瓶放置于水浴振荡器中恒温振荡24 h,温度设为25 ℃,转数为250 r·min−1;反应结束后离心分离获得上清液,再用原子火焰法测定上清液中铜的浓度。对于NZ吸附铜离子实验,初始浓度分别为5、10、15、20、25、30 mg·L−1。对于FeCA吸附水中铜离子实验,初始浓度分别为5、10、15、20、25、30、35、40、50 mg·L−1

    通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ吸附水中Cu2+的影响。实验步骤为:分别称取质量为15、20、25、30、40、50、60 mg的NZ置于一系列的100 mL锥形瓶中,再加入pH值为6、浓度为10 mg·L−1的硝酸铜溶液50 mL,再置于水浴振荡器中振荡反应24 h;反应时间结束后,通过离心分离的方式获取上清液;然后采用原子火焰法测定上清液中残留的铜浓度。对于吸附剂投加量对FeCA去除水中铜离子的影响实验,吸附剂质量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,初始浓度为20 mg·L−1,实验步骤同上。

    通过批量吸附实验考察初始浓度对NZ和FeCA吸附水中Pb2+的影响。对于NZ的吸附实验,溶液体积为25 mL,吸附剂投加量为25 mg,溶液pH值为6,初始Pb浓度分别为75、100、125、150、200 mg·L−1,反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验,溶液体积为100 mL,吸附剂投加量为10 mg,溶液初始pH值为6,初始Pb浓度分别为10、20、40、60、80、100、150、200 mg·L−1,反应时间为24 h。

    通过批量吸附实验考察吸附剂投加量对NZ和FeCA吸附水中Pb2+的影响。对于NZ的吸附实验,溶液体积为50 mL,初始Pb浓度为10 mg·L−1,初始pH值为6,吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,反应时间为24 h。对于FeCA的吸附实验,溶液体积为50 mL,初始Pb浓度为20 mg·L−1,初始pH值为6,吸附剂投加量分别为15、20、25、30、40、50、60 mg,反应时间为24 h。

    NZ和FeCA对水中Cu(II)和Pb(II)的单位吸附量(Qe,mg·g−1)和去除率(RE,%)分别采用公式(1)和(2)进行计算。

    Qe=(C0Ce)×VM (1)
    RE=C0CeC0×100% (2)

    式中,C0Ce分别代表初始时刻和平衡时刻水中Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)的浓度(mg·L−1);V代表Cu(Ⅱ)或Pb(Ⅱ)溶液的体积(L);M代表NZ或FeCA的投加量(g)。

    称取634 g 湿的重金属污染底泥置于1.3 L玻璃瓶中,并对玻璃瓶中底泥进行以下处理:① 底泥不进行任何处理(对照组);② 将20 g NZ覆盖于底泥-水界面上方,并铺设均匀(沸石覆盖组);③ 将20 g FeCA均匀铺设到底泥-水界面上方(铁方解石覆盖组);④ 先将20 g NZ覆盖到底泥-水界面上方,再将20 g FeCA均匀铺设到沸石覆盖层上方(联合覆盖组)。配制含10 mmol·L−1 NaCl、1 mmol·L−1 NaHCO3和1 mmol·L−1 CaCl2的溶液,并将其pH值调节至7.5,然后采用亚硫酸钠氧化法去除溶液中的溶解氧(DO),使 DO浓度低于 0.5 mg·L−1。将配制好的溶液加入到玻璃瓶中,直至上覆水位到达玻璃瓶的瓶口,然后塞上橡胶塞,并用白凡士林涂抹封口,营造底泥处于缺氧状态的环境。每间隔一段时间采用便携式溶氧仪测定上覆水中DO 浓度,并采用原子吸收法测定上覆水中Cu和Pb的浓度。培养339 d之后,插入Chelex DGT测定上覆水和底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度。

    DGT膜中积累的Cu或Pb的质量(m,mg)根据公式(3)进行计算[21]

    m=Cl×(Vgel+Vacid)fe (3)

    式中,Cl为HNO3提取液中Cu或Pb的浓度(mg·L−1);Vgel是DGT凝胶的体积(L);Vacid为HNO3提取液的体积(L);fe为Cu或Pb的提取率。

    DGT有效态Cu或Pb浓度(CDGT,mg·L−1)根据公式(4)进行计算[21]

    CDGT=m×ΔgDd×A×T (4)

    式中,∆g为扩散层和滤膜的厚度(cm);Dd为Cu或Pb的扩散系数(cm2·s−1);A为DGT膜暴露面积(cm2);T为DGT放置时间(d)。

    底泥-水界面Cu或Pb的表面扩散速率[J,µg·(m2·d)−1]采用以下公式进行计算[22]

    J=Dw(CDGTxw)(x=0)ϕDs(CDGTxs)(x=0) (5)

    式中,Dw为Cu或Pb在水中的扩散系数(cm2·s−1);Ds为Cu或Pb在底泥中的扩散系数(cm2·s−1);(CDGTxw)(x=0)(CDGTxs)(x=0)分别为Cu或Pb在水相和底泥相中的浓度梯度[µg·(L·mm)−1]。Ds可根据以下公式进行计算[22]

    Ds=ϕ2DW (6)

    底泥培养实验结束之后,收集覆盖材料,并采用改进的BCR连续提取法[4]对覆盖材料中Cu和Pb的赋存形态进行分析。该方法将重金属的形态定义为可交换态(F1)、可还原态(F2)、可氧化态(F3)和残渣态(F4)4种形态。取0.5 g覆盖材料置于50 mL离心管中,然后分别采用不同的提取剂对覆盖材料中各形态Cu和Pb进行分级提取,再采用原子吸收法测定提取液中各形态Cu和Pb的含量。另外,本研究也采用改进的BCR连续提取法[4]对底泥中Cu和Pb的赋存形态进行分析。

    图1是吸附剂投加量对NZ和FeCA去除水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响。从图1可见,吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,NZ对水中Cu(Ⅱ)的去除率由25.2%增加到67.0%,而NZ对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量则由8.39 mg·g−1逐渐下降到5.58 mg·g−1。当吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,FeCA对水中Cu(Ⅱ)的去除率逐渐从43.0%增加到97.2%,这与吸附剂投加量影响NZ对水中Cu(Ⅱ)去除率的规律类似。与NZ略微不同的是,随着吸附剂投加量由0.3 g·L−1逐渐增加到1.2 g·L−1时,FeCA对水中Cu(Ⅱ)吸附量先略微增加(当吸附剂投加量从0.3 g·L−1增加到0.4 g·L−1时,吸附量从28.7 mg·g−1增加到31.5 mg·g−1)而后持续下降(当吸附剂投加量从0.4 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,吸附量从31.5 mg·g−1下降到16.2 mg·g−1)。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)去除率随着吸附剂投加量增加而增加的原因主要是:吸附剂投加量越大,提供的吸附剂活性点位越多,更有利于水中的Cu2+被吸附剂所吸附去除[23]。NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)单位吸附量随着吸附剂投加量增加而降低的原因主要是:吸附剂投加量的增加导致了吸附剂表面上活性位点的聚集以及吸附质扩散路径长度的增加[23]。从图1中还可见,当吸附剂投加量由0.3 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的去除率基本保持不变,分别位于98.6%—99.7%和99.7%—99.9%。此外,当吸附剂投加量由0.3 g·L−1增加到1.2 g·L−1时,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的单位吸附量则会逐渐下降,分别由33.0 mg·g−1下降到8.30 mg·g−1和由66.6 mg·g−1下降到16.6 mg·g−1。由以上分析可见,NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)均具有较强的吸附去除能力。

    图 1  吸附剂投加量对天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的影响
    Figure 1.  Effect of adsorbent dosage on Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) adsorption onto natural zeolite and iron-modified calcite

    图2为NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线。由图2可见,NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的单位吸附量随着吸附平衡浓度的增加而增加,直至达到吸附饱和或者接近饱和。随着水中Pb(Ⅱ)平衡浓度的逐渐增加,NZ和FeCA对Pb(Ⅱ)的单位吸附量逐渐增加直至达到吸附饱和或者接近饱和。进一步采用Langmuir [式(7)][24]和Freundlich [式(8)][24]等温吸附模型对图2中的实验数据进行拟合分析,所获得模型参数值列于表1。根据模型参数值计算得到的Langmuir和Freundlich等温线也列于图2

    图 2  天然沸石和铁方解石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附等温线
    Figure 2.  Adsorption isotherms of Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) on natural zeolite and iron-modified calcite
    表 1  天然沸石和铁方解石吸附水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温线模型参数拟合结果
    Table 1.  Fitting results of isotherm models for Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake by natural zeolite and iron-modified calcite
    等温吸附模型Isotherm model参数Parameter天然沸石Natural zeolite铁方解石Iron-modified calcite
    Cu(Ⅱ)Pb(Ⅱ)Cu(Ⅱ)Pb(Ⅱ)
    LangmuirQMAX/(mg·g−1)7.9875.427.21150
    KL/(L·mg−1)4.290.25217.49.29
    R20.6850.5150.9830.722
    FreundlichKF5.4043.820.3685
    1/n0.1530.1140.1320.119
    R20.9680.7410.7700.454
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    LangmuirQe=QMAXKLCe1+KLCe (7)
    FreundlichQe=KFC1/ne (8)

    式中,Qe代表吸附剂对水中吸附质的吸附量(mg·g−1);Ce代表水中残留的吸附质浓度;QMax代表吸附剂对水中吸附质的最大单分子层吸附量(mg·g−1);KL代表Langmuir常数(L·mg−1);KF和1/n均代表Freundlich常数。

    表1中可见,与Langmuir模型相比,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为更适合采用Freundlich模型加以描述。与之相反的是,FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附行为则更适合采用Langmuir模型加以描述,说明FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附属于单分子层吸附。根据Langmuir等温吸附模型,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g−1和75.4 mg·g−1,接近根据实验确定的最大吸附量(Cu:8.69 mg·g−1;Pb:75.7 mg·g−1)。FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为27.2 mg·g−1和1150 mg·g−1,接近根据实验确定的最大吸附量(Cu:28.4 mg·g−1;Pb:1099 mg·g−1)。这说明,采用Langmuir等温吸附模型预测NZ和FeCA对水中Pb和Cu的最大吸附量是可靠的。很显然,FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单分子层吸附量高于NZ。这进一步说明了FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的吸附能力强于NZ。

    表2为国内外先前文献报道的沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大单位吸附量。从表2中可见,本研究所用的天然沸石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量(7.98 mg·g−1)小于先前文献报道的天然沸石(26.24 mg·g−1),也小于先前文献报道的人工合成沸石(57.803—202.76 mg·g−1)。另外,本研究所用的天然沸石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量(75.4 mg·g−1)介于先前文献报道的天然沸石的最大吸附量(14.2—89.096 mg·g−1)之间,但小于先前文献报道的人工合成沸石最大吸附量(109.890—441.336 mg·g−1)。虽然天然沸石对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量小于人工合成沸石,但是前者的成本通常是小于后者的。因此,从性价比的角度看,应用天然沸石作为覆盖材料控制底泥中Cu和Pb的释放预计是更有希望的。虽然铁方解石对水中Cu(Ⅱ)的最大吸附量小于先前文献报道的碳酸盐基材料(大理石),也小于人工合成的沸石,但是铁方解石对水中Pb(Ⅱ)的最大吸附量明显大于先前文献报道的天然沸石、人工合成沸石和碳酸盐基材料(碳酸盐基尾矿渣和球霰石型碳酸钙)。所以,从吸附容量的角度看,利用铁方解石作为覆盖材料控制底泥中Pb的释放是很有希望的。

    表 2  国内外沸石、碳酸盐基材料和铁氧化物对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的最大吸附量
    Table 2.  The maximum Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) uptake capacities for zeolite, carbonate-based material and iron oxide reported in previous literatures
    序号Number吸附剂名称Adsorbent nameCu(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g−1)Copper maximum adsorption capacityPb(Ⅱ)最大吸附量/(mg·g−1)Lead maximum adsorption capacity确定方法Determination method参考文献Reference
    1天然沸石14.2Langmuir模型[13]
    2天然沸石26.24(0.410 mmol·g−189.096(0.430 mmol·g−1Langmuir-Freundlich模型[14]
    3FAU型沸石57.803109.890Langmuir模型[25]
    4NaA型沸石202.76Langmuir模型[26]
    5NaY型沸石431.60Langmuir模型[27]
    6钙霞石型沸石133.18 (2.081 mmol·g−1)441.336 (2.130 mmol·g−1)Langmuir模型[28]
    7碳酸盐基尾矿渣832实验[29]
    8大理石222.84Langmuir模型[30]
    9球霰石型碳酸钙499.86实验[31]
    10NZ7.9875.4Langmuir模型本研究
    11FeCA27.21150Langmuir模型本研究
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    先前研究[23,32-33]已对沸石吸附水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的机制开展了研究,结果发现,阳离子交换和静电吸引是沸石吸附水中Cu2+和Pb2+等重金属阳离子的重要作用机制。因此,笔者推测,本研究所用NZ吸附水中Cu2+和Pb2+的主要机制涉及阳离子交换和静电吸引。Tang等研究发现,方解石溶解和含铜沉淀物形成是方解石去除水中Cu2+的重要机制[34]。Song等研究发现,方解石去除水中Cu2+的机制主要为表面吸附和化学沉淀作用[35]。内层配合物形成是铁氧化物吸附水中Cu2+和Pb2+的重要机制[36]。所以,笔者推测,铁方解石去除水中Cu2+和Pb2+的主要机制涉及表面吸附和化学沉淀。

    本研究所用底泥中可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Cu的含量分别为43.5、10.2、381 mg·kg−1和196 mg·kg−1,可交换态、可还原态、可氧化态和残渣态Pb的含量分别为209、326、86.9、592 mg·kg−1。在采用BCR法提取的4种形态重金属中,可交换态重金属被认为是最容易释放和最具生物有效性的[4]。可还原态重金属主要是指与铁锰氧化物/氢氧化物所结合的重金属,在缺氧条件下容易被释放出来[4]。本研究所用底泥中F1+F2态Cu和Pb含量分别为53.7 mg·kg−1和535 mg·kg−1。这说明本研究所用底泥中Cu和Pb存在释放的风险。底泥培养期间对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中DO浓度的最大值分别为0.65、0.17、0.79、0.25 mg·L−1。这说明,底泥培养期间各反应器中上覆水均处于缺氧状态。图3为对照组、NZ覆盖组、FeCA覆盖组和联合覆盖组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率。从中可见,对照组上覆水中Cu浓度位于0.223—0.447 mg·L−1。这说明缺氧条件下底泥中Cu会释放出来进入上覆水中。NZ覆盖组上覆水中Cu浓度为0.105—0.236 mg·L−1,低于对照组。计算得到的NZ覆盖对上覆水中Cu的削减率为37%—66%。这表明,天然沸石覆盖可以有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放。通常,底泥中物质向上覆水体释放的过程包括两个基本过程:(1)底泥中物质先释放进入间隙水中;(2)间隙水中溶解态物质通过分子扩散机制穿过底泥-水界面向上覆水迁移[37-38]。天然沸石对水中Cu2+具有较好的吸附能力(图1图2)。底泥间隙水中Cu2+穿越底泥-水界面时可被天然沸石覆盖层所吸附,进而导致底泥-水界面Cu扩散通量的下降,从而导致上覆水中Cu浓度的下降。从图3中还可见,FeCA覆盖组上覆水中Cu的浓度为0.044—0.066 mg·L−1,低于对照组。计算得到的FeCA覆盖对上覆水中Cu的削减率为80%—86%。这说明,铁方解石覆盖可有效降低底泥中Cu向上覆水体中的释放风险。铁方解石对水中Cu具有较好的吸附能力(图1图2)。铁方解石覆盖层可通过吸附作用拦截底泥间隙水中Cu向上覆水体的扩散,从而降低上覆水中Cu的浓度。铁方解石覆盖对上覆水中Cu的削减率高于天然沸石。这说明铁方解石覆盖控制底泥中Cu释放的效果优于天然沸石。联合覆盖组上覆水中Cu的浓度明显低于对照组,天然沸石和铁方解石联合覆盖对上覆水中Cu的削减率为81%—89%。由此可见,天然沸石和铁方解石联合覆盖同样可以有效控制底泥中Cu向上覆水体中的释放。这主要归功于联合覆盖层中天然沸石和铁方解石对底泥中Cu释放的拦截作用。另外,NZ/FeCA联合覆盖对底泥中Cu向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

    图 3  各实验组上覆水中Cu浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Cu的去除率
    Figure 3.  Change in Cu concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Cu by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

    图4为各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率。

    图 4  各实验组上覆水中Pb浓度随培养时间变化而变化的规律以及NZ覆盖、FeCA覆盖和联合覆盖对上覆水中Pb的去除率
    Figure 4.  Change in Pb concentration of overlying water in control, natural zeolite (NZ) capping, iron-modified calcite (FeCA) capping, and NZ/FeCA combined capping columns and the reduction efficiencies of overlying water Pb by the NZ capping, FeCA capping and NZ/FeCA combined capping

    图4中还可见,对照组上覆水中Pb的浓度为0.220—0.303 mg·L−1,说明底泥中Pb可被释放出来进入上覆水中。与对照组相比,NZ覆盖组和FeCA覆盖组上覆水中Pb的浓度更低。NZ覆盖和FeCA覆盖对上覆水中Pb的削减率分别为45.5%—75.0%和63.6%—81.3%。显然,前者对上覆水中Pb的削减率低于后者。这说明NZ覆盖和FeCA覆盖均可有效控制底泥中Pb向上覆水体中的释放,且后者控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效果优于前者。NZ对水中Pb2+具有一定的吸附能力,而FeCA对水中Pb2+的吸附能力强(图1和2)。NZ覆盖和FeCA覆盖之所以能有效控制底泥中Pb释放的主要原因之一是:NZ或FeCA覆盖层会吸附底泥间隙水中溶解态Pb,从而阻止了底泥间隙水中溶解态Pb向上覆水体中的扩散。从图4还可见,NZ和FeCA联合覆盖层同样可以有效地阻止底泥中Pb向上覆水体中的释放,导致上覆水中Pb的浓度明显低于对照组。NZ/FeCA联合覆盖层对上覆水中Pb2+的削减率为68.2%—87.5%。这主要归功于联合覆盖层中NZ和FeCA对底泥中Pb释放的拦截作用。另外,NZ/FeCA联合覆盖控制底泥中Pb向上覆水体中释放的效率要高于单独的NZ覆盖。

    图5是对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的分布特征。从中可见,对照组中底泥-水界面附近DGT有效态Cu和Pb浓度呈现显著的梯度变化。当深度从20 mm下降到0 mm时(正值表示底泥-水界面上方),上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度分别从1.20 µg·L−1增加到2.72 µg·L−1和从1.55 µg·L−1增加到3.48 µg·L−1。当深度从0 mm下降到-40 mm(负号表示底泥-水界面下方)时,底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度分别由2.72 µg·L−1急剧增加到12.7 µg·L−1和由3.48 µg·L−1急剧增加到18.6 µg·L−1。这证实了本研究所用底泥中Cu和Pb会逐渐从下层底泥向上层底泥迁移,而后穿越底泥-水界面再向上覆水体中释放。对于联合覆盖组而言,不同深度处上覆水中DGT有效态Cu和Pb的浓度水平差异很小,但是不同深度处底泥中DGT有效态Cu和Pb的浓度仍存在的差异。当深度从−30 mm下降到−40 mm时,底泥中DGT有效态Cu浓度会由1.49 µg·L−1增加到4.31 µg·L−1。当深度从0 mm下降到−40 mm时,底泥中DGT有效态Pb浓度会从0.219 µg·L−1增加到8.95 µg·L−1。这说明,NZ和FeCA联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb仍存在向间隙水和上覆水中释放的风险。

    图 5  对照组和联合覆盖组上覆水-底泥垂向剖面上有效态Cu和Pb的分布特征
    Figure 5.  Distribution of DGT-labile Cu and Pb in overlying water/sediment profile in control and natural zeolite/iron-modified calcite combined capping columns

    图5中还可以看出,联合覆盖组上覆水中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于对照组。计算确定的联合覆盖对上覆水中DGT有效态Cu和Pb的削减率分别为54.3%—78.5%和84.1%—93.7%。这说明NZ和FeCA联合覆盖可有效降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险。

    与对照组相比,联合覆盖组底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低。产生这种现象的原因推测是:利用DGT对底泥中有效态金属的测量结果不仅体现了间隙水中溶解态金属的浓度,而且体现了底泥中弱吸附态金属向液相的补给能力[39];在联合覆盖作用下,NZ和FeCA会吸附间隙水中溶解态Cu和Pb,可导致间隙水中溶解态Cu和Pb浓度的降低;当间隙水中溶解态Cu和Pb浓度下降后,底泥表面弱吸附态Cu和Pb会释放出来,以弥补间隙水中损失的溶解性Cu和Pb;NZ和FeCA对间隙水中Cu和Pb的吸附速率预计会大于底泥向间隙水的补充速率,从而导致联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度明显低于无覆盖条件下的浓度。计算确定的联合覆盖对底泥中有效态Cu和Pb的削减率分别为69.3%—81.2%和51.9%—91.7%。这说明,NZ和FeCA联合覆盖可以有效降低底泥中Cu和Pb向间隙水中释放的风险。

    间隙水和上覆水之间溶解态物质浓度差大小是影响间隙水中溶解性物质向上覆水中扩散的重要因素。联合覆盖作用下底泥中DGT有效态Cu和Pb浓度的下降,导致了底泥中Cu和Pb向间隙水中释放风险的降低,进而可降低底泥间隙水中Cu和Pb的浓度,从而可降低间隙水和上覆水之间Cu和Pb的浓度差,最终导致了联合覆盖组上覆水中Cu和Pb浓度明显低于对照组。由此可见,NZ和FeCA联合覆盖层对底泥中DGT有效态Cu和Pb的削减作用,对于其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放而言是至关重要的。

    根据公式(5)和(6),利用图5中的实验数据,计算得到对照组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为11.3 µg·(m2·d)−1和35.9 µg·(m2·d)−1,而联合覆盖组底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率分别为1.17 µg·(m2·d)−1和2.92 µg·(m2·d)−1。这说明,无覆盖条件下底泥中Cu和Pb可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中,并且联合覆盖条件下底泥中的Cu和Pb也可通过分子扩散机制穿越底泥-水界面进入上覆水中,分子扩散是无覆盖和联合覆盖作用下底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的重要机制。进一步计算确定,天然沸石和铁方解石联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减率分别为89.7%和91.9%。这说明,天然沸石和铁方解石的联合覆盖可有效降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散速率。因此,天然沸石和铁方解石的联合覆盖对底泥-水界面Cu和Pb扩散速率的削减,是其控制底泥中Cu和Pb释放进入上覆水体中的重要作用机制。

    分析覆盖层中重金属的形态分布特征,进而评估被覆盖层所吸附重金属的稳定性,对于利用活性覆盖技术控制底泥中重金属释放是很重要的。这是因为,如果被覆盖层所吸附的重金属会重新释放的话,那么活性覆盖技术控制底泥中重金属释放的长效性将很难得到保证。因此,分析NZ和FeCA联合覆盖层中Cu和Pb的形态分布特征,进而评估被该联合覆盖层所吸附Cu和Pb的稳定性,是非常必要的。从图6可见,联合覆盖层中各形态Cu含量从大到小依次为:可氧化态Cu(381 mg·kg−1)>残渣态Cu(196 mg·kg−1)>可交换态Cu(43.5 mg·kg−1)>可还原态Cu(10.2 mg·kg−1)。进一步计算确定,联合覆盖层中可氧化态、残渣态、可交换态和可还原态Cu占总可提取态Cu的比例分别为60.4%、31.1%、6.89%和1.62%。从图6中还可以看出,联合覆盖层中各形态Pb含量从大到小依次为残渣态Pb(592 mg·kg−1)>可还原态Pb(326 mg·kg−1)>可交换态Pb(209 mg·kg−1)>可氧化态Pb(86.9 mg·kg−1)。进一步计算确定,联合覆盖层中残渣态、可还原态、可交换态和可氧化态Pb占总可提取Pb的比例分别为48.8%、26.9%、17.2%和7.16%。培养实验结束之后,联合覆盖层中含一定数量的Cu和Pb,这证实了NZ和FeCA对底泥间隙水中溶解性Cu和Pb的吸附作用是联合覆盖层控制底泥中Cu和Pb释放的重要机制。

    图 6  被联合覆盖层所吸附Cu和Pb的形态分布特征
    Figure 6.  Fractionation of Cu and Pb in natural zeolite and iron-modified calcite combined capping layer after its application
    L1:可交换态exchangeable form;L2:可还原态reducible form;L3:可氧化态oxidable form;L4:残渣态residual form

    固体材料中重金属的生物可利用性和迁移能力与其赋存形态是密切相关的[40-42]。F1态金属对外界环境变化非常敏感,在偏酸性和中性条件下通常很容易释放出来[40-42]。F2态金属被认为在水体氧化还原电位降低或缺氧条件下较容易被释放出来[40-42]。F3态金属稳定性较高[42]。在强氧化条件下,F3态金属存在重新释放的可能性[42-43]。F4态金属通常情况下很难被释放出来[42]。联合覆盖层中F1和F2态Cu之和占总可提取态Cu的比例仅为8.51%。这说明被NZ和FeCA所吸附的Cu大部分(91.49%)以较为稳定或非常稳定的形态存在,重新释放的可能性很低。联合覆盖层中F1和F2态Pb之和占总可提取态Pb的比例为44.1%,而F3和F4态Pb之和占总可提取态Pb的比例为55.9%。由此可见,被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb中超过半数以较为稳定或非常稳定的形态存在,被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Pb总体上释放风险较低。需要指出的,F1+F2态Pb占总可提取态Pb的比例仍达到了44.1%。这说明,NZ和FeCA联合覆盖层吸附底泥中Pb饱和后,对其进行回收处理仍然是很有必要的。

    (1)与Langmuir模型相比,NZ对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据更适合采用Freundlich模型加以描述;与Freundlich模型相比,Langmuir模型更适合用于描述FeCA对水中Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)的等温吸附数据;根据Langmuir模型预测得到的NZ和FeCA对水中Cu(Ⅱ)的最大单分子层吸附量分别为7.98 mg·g−1和27.2 mg·g−1,NZ和FeCA对水中Pb(Ⅱ)的最大分子层吸附量分别为75.4 mg·g−1和1150 mg·g−1

    (2)NZ单独覆盖、FeCA单独覆盖和NZ/FeCA联合覆盖均可以有效地降低底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的风险,并且NZ和FeCA的联合覆盖控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的效率要高于NZ的单独覆盖。

    (3)NZ和FeCA联合覆盖不仅可有效地降低上覆水-底泥垂向剖面上DGT有效态Cu和Pb的浓度,而且可降低底泥-水界面Cu和Pb的扩散通量。

    (4)被NZ和FeCA联合覆盖层所吸附的Cu的存在形式为可氧化态(60.4%)>残渣态(31.1%)>可交换态(6.89%)>可还原态(1.62%),而Pb的存在形式则为残渣态(48.8%)>可还原态(26.9%)>可交换态(17.2%)>可氧化态(7.16%)。

    (5)NZ和FeCA联合覆盖对底泥中DGT有效态Cu和Pb以及底泥-水界面Cu和Pb扩散通量的削减,是其控制底泥中Cu和Pb向上覆水体中释放的关键。

  • 图 1  垃圾渗滤液絮凝前后效果图(左侧为原水,右侧为絮凝后)

    Figure 1.  Effect picture of landfill leachate before and after flocculation (raw water on the left and flocculated water on the right)

    图 2  絮凝效果图(从左到右PAC投加量依次为絮凝前、3、4、5、6、7、8 mL)

    Figure 2.  Flocculation effect picture (from left to right: PAC dosage is 0, 3, 4, 5, 6, 7, 8 mL, respectively)

    图 3  絮凝效果图(从左到右C-PAM投加量依次为絮凝前、2、3、4、5、6、7 mL)

    Figure 3.  Flocculation effect picture (from left to right: C-PAM dosage is 0, 2, 3, 4, 5, 6, 7 mL, respectively)

    图 4  絮凝效果图(从左到右PRT投加量依次为絮凝前、0、1、2、3、4和5 g)

    Figure 4.  Flocculation effect picture (from left to right: PRT dosage is before flocculation, 0, 1, 2, 3, 4 and 5 g, respectively)

    表 1  垃圾渗滤液絮凝前后的水质指标

    Table 1.  Water quality index of landfill leachate before and after flocculation

    水样COD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)氨氮/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSalpH
    絮凝前21 44043281069.94342.612.3312.337.06.1
    絮凝后17 02535.6792.41339.512.3112.306.96.0
    注:投加8 mL 3% PAC、4 mL 0.1% C-PAM。
    水样COD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)氨氮/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSalpH
    絮凝前21 44043281069.94342.612.3312.337.06.1
    絮凝后17 02535.6792.41339.512.3112.306.96.0
    注:投加8 mL 3% PAC、4 mL 0.1% C-PAM。
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    表 2  PAC投加量对垃圾渗滤液中水质指标的影响

    Table 2.  Influence of PAC dosage on the water quality index of landfill leachate

    PAC/mLCOD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSal氨氮/(mg·L−1)pH
    絮凝前21 44043281069.9412.3312.337.0342.66.1
    316 48334.2773.5912.2612.267.0325.56.0
    414 81624.9713.0912.2412.247.0324.76.0
    512 10819.6662.4511.9411.946.8323.96.0
    68 09114.3612.2311.8611.866.7322.86.0
    77 81613.5592.0111.5511.556.8320.96.0
    87 56612.6521.9711.5411.546.7320.56.0
      注:PRT投加量为2 g、0.1% C-PAM投加量为4 mL。
    PAC/mLCOD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSal氨氮/(mg·L−1)pH
    絮凝前21 44043281069.9412.3312.337.0342.66.1
    316 48334.2773.5912.2612.267.0325.56.0
    414 81624.9713.0912.2412.247.0324.76.0
    512 10819.6662.4511.9411.946.8323.96.0
    68 09114.3612.2311.8611.866.7322.86.0
    77 81613.5592.0111.5511.556.8320.96.0
    87 56612.6521.9711.5411.546.7320.56.0
      注:PRT投加量为2 g、0.1% C-PAM投加量为4 mL。
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    表 3  C-PAM投加量对垃圾渗滤液水质指标的影响

    Table 3.  Influence of C-PAM dosage on the water quality index of landfill leachate

    C-PAM/mLCOD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSal氨氮/(mg·L−1)pH
    211 10815.4582.4512.2512.257.3324.86.0
    39 09114.4562.3912.2212.227.3323.46.0
    47 56612.3521.9611.5411.546.7320.56.0
    55 94110.6501.7610.8010.806.1279.66.0
    66 60810.5441.7110.6510.656.0278.36.0
    77 71610.2321.6810.4610.465.8277.86.0
      注:PRT投加量为2 g,PAC投加量为8 mL。
    C-PAM/mLCOD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSal氨氮/(mg·L−1)pH
    211 10815.4582.4512.2512.257.3324.86.0
    39 09114.4562.3912.2212.227.3323.46.0
    47 56612.3521.9611.5411.546.7320.56.0
    55 94110.6501.7610.8010.806.1279.66.0
    66 60810.5441.7110.6510.656.0278.36.0
    77 71610.2321.6810.4610.465.8277.86.0
      注:PRT投加量为2 g,PAC投加量为8 mL。
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    表 4  PRT投加量对垃圾渗滤液水质指标的影响

    Table 4.  Influence of RTF dosage on the water quality index of landfill leachate

    PRT/gCOD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSal氨氮/(mg·L−1)pH
    016 48328.4722.3413.2813.286.9338.46.0
    113 56823.9612.2111.2711.276.5294.36.0
    25 94110.6501.7610.8010.806.1279.66.0
    35 93910.4511.6910.7610.765.9278.96.0
    45 93610.3511.6110.6810.685.9277.36.0
    55 93110.1491.5910.5910.595.8276.56.0
      注:PAC投加量为8 mL、C-PAM投加量为5 mL。
    PRT/gCOD/(mg·L−1)浊度/NTUSS/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)电导率/(mS·cm−1)TDSSal氨氮/(mg·L−1)pH
    016 48328.4722.3413.2813.286.9338.46.0
    113 56823.9612.2111.2711.276.5294.36.0
    25 94110.6501.7610.8010.806.1279.66.0
    35 93910.4511.6910.7610.765.9278.96.0
    45 93610.3511.6110.6810.685.9277.36.0
    55 93110.1491.5910.5910.595.8276.56.0
      注:PAC投加量为8 mL、C-PAM投加量为5 mL。
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  • [1] 方成林, 陈林鑫, 魏连杰, 等. 我国垃圾焚烧发电行业投资前景分析[J]. 中国资源综合利用, 2020, 38(9): 58-60. doi: 10.3969/j.issn.1008-9500.2020.09.017
    [2] 陈澈. 城市垃圾填埋场渗滤液处理工程的控制[J]. 四川水泥, 2020(10): 113-114. doi: 10.3969/j.issn.1007-6344.2020.10.056
    [3] 李平, 高星, 吴锦华, 等. 垃圾焚烧厂渗滤液处置工艺中溶解性有机物变化特性[J]. 中国环境科学, 2014, 34(9): 2279-2284.
    [4] 陈静霞. 垃圾渗滤液处理技术研究进展探究[J]. 环境与发展, 2020, 32(8): 98-100.
    [5] 唐红玲, 刘坤, 阮文权. 浅谈垃圾渗滤液处理及资源化技术[J]. 广东化工, 2020, 47(8): 128-129. doi: 10.3969/j.issn.1007-1865.2020.08.060
    [6] 宋怡明, 徐少伟, 宋昊, 等. 高级氧化法污水处理技术综述[J]. 山东化工, 2019, 48(24): 211-213. doi: 10.3969/j.issn.1008-021X.2019.24.102
    [7] 马平元. 膜技术在垃圾渗滤液处理中的应用[J]. 甘肃科技纵横, 2020, 49(8): 27-29. doi: 10.3969/j.issn.1672-6375.2020.08.008
    [8] 王志科, 张兴, 赵峥, 等. 垃圾渗滤液处理方法研究进展[J]. 绿色科技, 2020(2): 113-116. doi: 10.3969/j.issn.1674-9944.2020.02.038
    [9] 张铁军, 臧晓峰. 垃圾渗滤液处理技术研究进展[J]. 天津化工, 2018, 32(6): 1-4.
    [10] ZHANG H Y, CHEN D H, ZHENG Y, et al. Advanced processing of biologically-treated leachate by PAC[J]. Key Engineering Materials, 2011, 476(474): 1057-1062.
    [11] 申丽芬, 孙宝盛, 张燕. PAC和PAM复合混凝剂对垃圾渗滤液预处理的研究[J]. 工业水处理, 2014, 34(2): 59-61. doi: 10.3969/j.issn.1005-829X.2014.02.016
    [12] 李亚峰, 杨严, 王建. PAC和PAM复合混凝剂处理垃圾渗滤液的试验研究[J]. 工业安全与环保, 2011, 37(10): 9-11. doi: 10.3969/j.issn.1001-425X.2011.10.004
    [13] 李志伟, 孙力平, 吴立. PAC和PAM复合混凝剂处理垃圾渗滤液的研究[J]. 中国给水排水, 2009, 25(23): 85-87. doi: 10.3321/j.issn:1000-4602.2009.23.025
    [14] 李志伟, 孙力平, 吴立, 等. PAC和PAM复合絮凝剂处理垃圾渗滤液[C]//2008年全国给水排水技术交流会暨全国水网理事会换届大会. 成都, 2008.
    [15] 鲁安怀. 矿物法: 环境污染治理的第四类方法[J]. 地学前缘, 2005(1): 196-205. doi: 10.3321/j.issn:1005-2321.2005.01.027
    [16] 许琳科, 刘继红, 夏俊方. 聚合氯化铝和聚丙烯酰胺混凝处理垃圾渗滤液的研究[J]. 安徽农业科学, 2011, 39(27): 16747-16749. doi: 10.3969/j.issn.0517-6611.2011.27.096
    [17] 李风亭. 混凝剂与絮凝剂[M]. 北京: 化学工业出版社, 2005.
    [18] 徐大融, 张忠智, 江浩, 等. PAC-PAM联用研究进展综述[J]. 中国石油和化工标准与质量, 2019, 39(6): 156-157. doi: 10.3969/j.issn.1673-4076.2019.06.077
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-10-22
  • 录用日期:  2021-01-29
  • 刊出日期:  2021-05-10
杨昕达, 郝林林, 常达, 曾明, 王昶. 膨润土对垃圾渗滤液絮凝预处理的强化效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110
引用本文: 杨昕达, 郝林林, 常达, 曾明, 王昶. 膨润土对垃圾渗滤液絮凝预处理的强化效果[J]. 环境工程学报, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110
YANG Xinda, HAO Linlin, CHANG Da, ZENG Ming, WANG Chang. Application of inorganic mineral bentonite to improve flocculation pretreatment of landfill leachate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110
Citation: YANG Xinda, HAO Linlin, CHANG Da, ZENG Ming, WANG Chang. Application of inorganic mineral bentonite to improve flocculation pretreatment of landfill leachate[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(5): 1549-1557. doi: 10.12030/j.cjee.202010110

膨润土对垃圾渗滤液絮凝预处理的强化效果

    通讯作者: 王昶(1958—),男,博士,教授。研究方向:废水处理与资源化等。E-mail:wangc88@163.com
    作者简介: 杨昕达(1989—),男,硕士研究生。研究方向:水处理剂和高级氧化技术。E-mail:953292926@qq.com
  • 天津科技大学海洋与环境学院,天津 300457
基金项目:
宁夏自治区科技厅资助项目(2019BBE02024)

摘要: 依据反胶体絮凝相似相容原理,使用无机矿物材料膨润土(PRT),针对垃圾焚烧厂的垃圾渗滤液,采用絮凝强化工艺进行预处理,考察了PRT、聚合氯化铝(PAC)以及阳离子聚丙烯酰胺(C-PAM)对垃圾渗滤液的絮凝效果,研究了PRT与PAC之间的协同效应。结果表明:传统PAC和C-PAM对垃圾渗滤液具有一定的絮凝效果,在250 mL稀释5倍的渗滤液中分别投加3% PAC和0.1%C-PAM各8 mL和5 mL时,COD、浊度、SS、氨氮和总磷去除率分别为23.1%、93.4%、91.1%、1.2%和96.7%。PRT自身的胶体和颗粒物质量力作用,能够打破垃圾渗滤液的离子平衡,进而与PAC形成协同效应;且在C-PAM的作用下,PRT对垃圾渗滤液显现出较高的絮凝效果和沉降速度,在250 mL稀释5倍的渗滤液中分别投加PRT、PAC和C-PAM各为2 g、8 mL和5 mL时,上清液中的COD、浊度、SS、氨氮和总磷的去除率分别达到72.3%、97.6%、93.8%、18.4%以及97.5%。PRT的投加有效地促进了絮凝效果,与传统的方法相比,COD由16 483 mg·L−1降低到5 941 mg·L−1,上清液的浊度达到10.4 NTU;絮体由上浮形式转变为快速沉降,更加有利于后续的分离和生化处理。PAC投加对氨氮去除率影响不大,C-PAM对氨氮的去除效果影响较大,这说明垃圾渗滤液中氨氮主要是有机胺。PRT、PAC以及C-PAM的一级强化絮凝组合更高效,解决了只用PAC和C-PAM絮凝后出现絮体松散、上浮等难以分离的技术问题,可为后续新的生化处理模式的建立提供参考。

English Abstract

  • 随着城市生活垃圾日益增多,若得不到妥善处理和处置,会产生一系列困扰居民日常生活的垃圾排放问题。除了传统的垃圾填埋方式外,垃圾焚烧厂这种资源化、无害化的焚烧模式也相继建立[1]。由于垃圾的成分十分复杂,含有水分,经化学变化将会产生一定量的垃圾渗滤液[2]。垃圾渗滤液也称为渗沥液,属于高色度、高浓度的有机化合物和无机化合物的混合液体,能散发出令人窒息的恶臭气味,含有多种有毒有害物质,如难降解的萘、菲等芳香族化合物,其中COD高达几万mg·L−1[3]。垃圾渗滤液如不能及时处理,一旦流入自然环境会造成水体、土壤以及大气等的严重污染,为此,其有效处理至关重要[4]。目前,垃圾渗滤液的处理技术主要包括物化处理[5]、高级氧化处理[6]、膜分离技术[7]和生物处理[8]等。不同的处理技术具有不同的特征,在具体的处理过程中需要结合具体的情况进行设计。一般情况下主要采用几种混合技术,比较常用的工艺方法是膜生物反应器(MBR)+双膜法(NF/RO),该组合工艺不仅结构紧凑,而且处理设施的占地面积比较小,能够有效的对垃圾渗滤液进行处理,而且在处理的过程中自动化程度比较高,便于集中管理[9]。也有采用多效蒸发的方式来处理垃圾渗滤液,但由于垃圾渗滤液浓度高,无机和有机物污染物复杂,该工艺往往会发生堵塞管路问题,影响连续操作。正是由于垃圾渗滤液成分复杂、色度高、浓度高,所采用的物理、物理化学以及生化方法,尤其是絮凝法、高级氧化法以及膜分离法的导入,使得处理费用居高不下。为了实现低成本的生化处理过程,降低浓度,提高生化性能成为解决这一问题的关键。混凝沉淀法一直是垃圾渗滤液预处理的重点,通过添加无机高分子聚合物絮凝剂PAC(PFS)以及助凝剂PAM,使垃圾渗滤液中的污染物随絮凝过程产生的絮体而沉降,从而获得浓度低,便于后续生化处理的上清液[10-14]。这类研究虽已有很多报道,但多是着重于提高上清液中污染物的去除率。而在实际应用中,更应关注絮体沉降速度、上清液体积与絮体体积的经时变化,即使上清液去除率很高,但因上清液体积少,絮体松散,沉降速度慢等难以实现产业化,因此,开发沉降速度快、絮体体积少以及易于脱水的絮凝过程的集成技术十分重要。

    本研究针对天津市泰达环保城市垃圾焚烧厂的垃圾渗滤液,依据反胶体絮凝相似相容原理,借助于电中和、脱稳、絮凝、吸附团聚,快速去除垃圾渗滤液中的难以生化降解的颗粒物、胶团、大分子,从而获得浓度低、小分子污染物的上清液,调节后续的生化性能[15]。使用天然矿物材料容易形成胶体的特性,改变常规的絮凝过程,结合无机高分子聚合物聚合氯化铝(PAC)的强化水解的特性以及传统的阳离子聚丙烯酰胺(C-PAM)助凝剂的深度团聚的功能,研究了无机矿物材料在絮凝过程中与无机高分子聚合物PAC的协同效应,并确定了最佳操作条件,以期为城市垃圾渗滤液的优化处理提供参考。

  • 实验所用渗滤液来自天津市泰达环保城市垃圾焚烧厂,颜色为深绿色,原液经稀释5倍后,COD、BOD、SS、总磷、氨氮、分别为21 440、13 000、810、69.94、342.6 mg·L−1,浊度为432 NTU,电导率为12.33 mS·cm−1,TDS、Sal、pH分别为12.33、7.0、6.1。

    膨润土的化学成分为(Al2,Mg3)Si4O10OH2·nH2O,是以蒙脱石为主要矿物成分的非金属化合物。蒙脱石的结构是由2个硅氧四面体夹1层铝氧八面体组成的2∶1型晶体结构。由于蒙脱石晶胞形成的层状结构存在某些阳离子(Cu、Mg、Na、K等),且这些阳离子与蒙脱石晶胞的作用很不牢固,易被其他阳离子交换,故具有较好的离子交换性能。实验所用无机矿物材料膨润土(PRT)来自石家庄航全矿产品有限公司,其化学成分为50.95% SiO2、16.54% Al2O3、0.26% FeO、2.26% CaO、4.65% MgO、0.47% K2O、23.29% H2O。3.0%的聚合氯化铝(PAC)溶液和0.1%的阳离子聚丙烯酰胺(C-PAM)溶液均由实验室配制而成。实验中使用的98%聚合氯化铝、>99%L-抗坏血酸(AR)、99%硫酸汞(AR)、99%过硫酸钾(AR)均购自于MACKLIN公司,硫酸(AR)购自于天津风船化学试剂科技有限公司,重铬酸钾(AR)购自于天津市大茂化学试剂厂,阳离子聚丙烯酰胺(AR)、硫酸银(AR)购自于天津市光复精细化工研究所。

  • 实验使用的主要仪器有六连同步混凝搅拌器JJ-4(金坛市城西瑞昌实验仪器厂)、pH3210精密酸度仪(德国WTW公司)、Turb550便携式浊度仪(德国WTW公司)、便携式电导率测试仪Cond 3210(德国WTW公司)、氨氮、硝态氮水质在线分析仪(德国WTW,DIQ/S 182)、立式压力蒸汽灭菌锅(上海博讯实验有限公司)、紫外可见分光光度计(北京普析通用仪器有限责任公司)及CR2200 COD消解仪(德国WTW公司)等。

  • 依据前期预实验的结果,当浓度很高的渗滤液原液被稀释5倍后,这有利于絮凝沉降,故本研究将50 mL垃圾渗滤液原液倒入250 mL烧杯中,稀释5倍后开展絮凝实验。先加入PRT快速搅拌(350 r·min−1) 2 min,然后加入3% PAC并调整转速至250 r·min−1搅拌60 s,再加入0.1% C-PAM搅拌20 s,调整转速到50 r·min−1搅拌40 s,最后静置5 min后取上清液,测量化学需氧量COD、生化需氧量BOD、浊度、悬浮物SS、总磷、电导率、总溶解固体TDS、盐度Sal、氨氮、pH等数据。

  • 一般来说,PAC是一种传统的絮凝剂,主要是通过自身的强化水解,形成不同大小的高分子聚合物,以吸附、卷扫等形式形成絮体[16]。为了研究无机矿物材料对PAC絮凝的协同效应,首先对PAC对垃圾渗滤液的絮凝效果进行研究,从初步的实验发现PAC和C-PAM投加量不同,絮凝效果也是不同的。表1为稀释后原液和絮凝后上清液对应的水质指标,图1是絮凝前后的效果对比图。

    根据表1中的数据推算,絮凝之后的COD、浊度、SS以及总磷去除率分别达到20.6%、91.8%、90.3%和96.6%,这说明加入PAC和C-PAM对浊度、悬浮颗粒物以及总磷均具有较好的去除效果。在实验过程中发现,加入PAC后,在垃圾渗滤液中出现了小的絮体,然后再加入一定的C-PAM助凝剂后,很快就会出现大量的絮体团聚;随着搅拌的不断进行,这些絮体逐步上浮,并且在上浮的絮体下方的溶液里仍然漂浮有细小的絮体,难以沉降,但底部仍然有一些沉积物。根据絮凝后溶液的浊度(35.6 NTU)可知,溶液并不是很清澈,COD仍为17 025 mg·L−1。此外,还观察到絮凝过程对总磷具有很好的去除效果,该去除主要依赖于PAC中的铝离子对含磷化合物的作用,生成难溶的磷酸铝盐类,进而包裹在絮体之中;而絮凝剂对氨氮却几乎没有去除作用,这也许是水解后的正离子的氢氧化铝聚合物与正离子形态的有机胺和无机氨等相互排斥的缘故所致;絮凝过程中电导率、TDS以及Sal絮凝前后几乎没有变化。但由图1絮凝的前后对比可以看出,影响絮凝过程的关键因素除了上清液的水质之外,还有一些很重要的操作因素,即絮凝固体的沉降速度、沉降固体体积(即上清液的体积)。由于PAC的强化水解,形成了大量松散絮体,但对垃圾渗滤液中较大的胶团以及大分子污染物而言,这些松散絮体因其质量力不够,吸附作用不够显著,即使在助凝剂C-PAM的作用下,也难以形成密实的絮体结团。换言之PAC的强化水解特性决定了对液固分离极为不利,而且松散的絮体也难以脱水,这也是絮凝沉降法不能很好地应用于垃圾渗滤液处理中的一个关键原因。因此,需要解决絮体松散问题,增加絮体的质量力,使形成的絮凝具有吸附、卷扫等功能,从而实现高效絮凝和快速沉降。

  • 无机矿物材料混入水中将会产生大量的胶体,而且其颗粒物也因为粒径小和表面能大,而具有较强的吸附能力。借助于这一规律,使用常规的无机矿物材料膨润土(PRT),可破坏垃圾渗滤液的原有平衡,然后发挥PAC的絮凝作用和C-PAM的助凝作用,以达到更好的絮凝效果。

    为了查明PRT对不同投加量PAC的协同效应,在PRT投加量为2 g、0.1% C-PAM投加量为4 mL的条件下,观察3% PAC投加量分别为3、4、5、6、7和8 mL时的絮凝效果,其结果如表2图2所示。由表2可知,当PAC投加量为8 mL时,絮凝效果最佳,上清液的COD、SS、氨氮、总磷分别为7 566、52、320.5、1.97 mg·L−1,浊度为12.6 NTU,COD、浊度、SS、氨氮、总磷去除率分别为64.71%、97.08%、93.58%、6.90%、97.18%。在PRT和C-PAM不变的条件下,絮凝后上清液的COD在PAC投加量为3 mL的情况下,COD就由原始的21 440 mg·L−1下降到16 483 mg·L−1,与表1中所列没有添加PRT时PAC投加量为8 mL的处理效果几乎相同,COD去除率也达到了23.1%。这说明PRT的添加有利于对COD的去除。随着PAC的投加量继续增加,当投加量为8 mL时,COD降低到7 566 mg·L−1,去除率达到64.7%,与没有添加PRT时在相同PAC投加量下的絮凝效果相比,COD又降低了54.1%,而且絮凝下来的污染物一般是难以生化处理的部分,这将为后续的生化处理减少了很大的负荷,可提高处理的经济效应。浊度虽然不是水质指标,但通过前后上清液的对比,可以定性反映出絮凝的处理效果。随着PAC的增加,浊度也呈现出刚开始的急剧下降,然后逐步变缓的变化趋势。但在PAC为4 mL(有PRT)时,浊度的去除率即达94.2%,高于表1中PAC投加量为8 mL(没有PRT)的去除率(93.4%),而当PAC的投加量为8 mL时,浊度去除率则达到97.1%。颗粒悬浮物的变化规律与浊度相同,此时的SS为52 mg·L−1,去除率为93.6%。这充分说明,SS大量的减少,实际是减少了上清液中的难以生化降解的污染物,即通过一级强化絮凝预处理,将大量难以生化降解的污染物转移到了沉降的絮体中,从而大大地降低了上清液中的COD和浊度。总磷的去除依赖于PAC的添加量,即便如此,是否有PRT的加入对最终的絮凝效果也是有影响的,即PRT的投加有助于污染物的去除。由PAC投加量与污染物的去除率之间的关系可见,投加量7 mL和8 mL对COD、浊度、SS、总磷等的去除率变化很小,另外再考虑到实际使用的成本,所以把8 mL作为最佳投加量。由图2可观察到,在PRT和C-PAM的投加量固定的前提下,随着PAC投加量的增加,上清液变得更加澄清;与图1(未投加PRT和C-PAM)相比,最大的差别是在添加PRT后,絮凝开始沉降。在实际絮凝过程中观察到,在事先添加PRT的前提下,在投加PAC后,经过搅拌就会发现大量的絮体产生,要比没有事先添加PRT下的絮体更大,絮体与水之间形成很大的对比,在此基础上再投加一定量的助凝剂C-PAM时,这些絮体便迅速团聚,并向下快速沉降,絮体压缩而密实,烧杯中90%以上是上清液。这一现象对于后续分离,及提高单位时间内处理效率均是有益的。此外,絮凝沉降亦更加符合实际工业化操作。这说明PRT在絮凝过程中与PAC之间存在协同效应,这不仅是对COD、浊度、SS具有较好的去除效果,而且形成的絮体具有更好的密实性,自身的质量力也起到了吸附以及沉降的作用。

    在事先投加PRT的情况下,电导率、TDS以及Sal在絮凝过程中均随着PAC投加量的增加有所下降。PRT的投加会产生大量的胶体,从而改变渗滤液的内部离子平衡,对一些离子产生吸附作用,这些离子在PAC和C-PAM的共同作用下被去除。氨氮和pH主要还是受PAC投加量的影响,在投加PAC后,会强化水解生成Al(H2O)3+6、Al(OH)2+、Al(OH)3、[Al6(OH)14]2+、[Al7(OH)17]4+、[Al8(OH)20]4+、[Al13(OH)34]5+等成分,使溶液的pH值略有变化,这与实验中观察到的上清液pH随PAC增加而略有降低的现象相吻合[17]

  • 对于浓度高、组分复杂的垃圾渗滤液,通过有效的一级强化絮凝预处理工艺,可去除复杂的、难以生化降解的污染物,从而可简化后续生化过程并降低处理费用。助凝剂C-PAM在絮凝过程具有举足轻重的作用,能够将促使较小的絮体发生二次聚团,从而有利于沉降和分离。同时,C-PAM属于高分子有机聚合物,从聚合物的分子结构可知,该聚合物对于极性和非极性的有机污染物均具有亲和性,从而易于吸附这些污染物分子,有助于污染物的去除。为优化C-PAM最佳投加量,设定PRT投加量为2 g,PAC投加量为8 mL,考察不同C-PAM投加量对絮凝效果的影响,其结果如表3图3所示。

    表3可知,当C-PAM投加量为5 mL时,絮凝效果最佳,上清液的COD、SS、氨氮、总磷分别为5 941、50、279.6、1.76 mg·L−1,浊度为10.6 NTU,COD、浊度、SS、氨氮、总磷去除率分别为72.29%、97.55%、93.83%、18.39%、97.48%。助凝剂C-PAM的投加量对上清液的水质指标影响较大,但并不是投加的越多越好,随着C-PAM的投加量的增加,COD呈现先降低后增加的趋势。当C-PAM投加量为5 mL时,COD由4 mL投加量的7 566 mg·L−1降低到5 941 mg·L−1,去除率达到72.3%,在4 mL的基础上又进一步增加了21.5%。但投加量再继续增加后,COD反而升高,这是由于过量的C-PAM自身就含有较高的COD,所以C-PAM存在一个最佳的投加量。正是由于C-PAM属于助凝剂,主要依托于C-PAM的大分子链的优良延展性,故可配合PAC中的Al3+与PAM中的-O结合形成更稳定的网络结构,进而在该网络结构能够将渗滤液中固体颗粒等杂质稳定包络其中,对絮凝过程的浊度、SS以及总磷去除都有很好的促进作用;而且,絮凝作用越好,则对水中的离子的吸附性就越强,从而导致电导率、TDS以及Sal均有所下降。对于氨氮而言,则C-PAM投加量越多,其去除率也就越大,这也许反映了垃圾渗滤液中氨氮的一部分存在形式是有机胺,易与C-PAM亲和吸附[18]

    图3可以看出,随着C-PAM投加量的增加,沉降絮体的结团由小变大,上清液逐步澄清,便于后续分离,但是浊度不是水质指标,处理效果还需由COD来决定,总磷在垃圾渗滤液排放标准是3 mg·L−1,本研究的结果基本均可以满足此标准。由整体处理效果来看,在各条件下均可以看穿到烧杯对面的刻度,操作条件的微小波动并不影响实际絮凝效果的影响。

  • 图1图2可知,PRT的投加不仅有利于对污染物的去除,而且还可以提高絮凝效果,可实现絮凝快速沉降。在絮凝过程中,PRT可提供微粒子胶体以及颗粒物拥有的质量力,从而破坏垃圾渗滤液的离子平衡,吸附脱稳后的离子、大分子等污染物,其与PAC协同作用,可形成密实的絮体,实现絮凝沉降。PRT投加量也是一个关键的因素,在PAC投加量为8 mL、C-PAM投加量为5 mL的优化条件下,考察不同投加量的PRT对絮凝效果的影响,其实验结果如表4图4所示。

    表4可知,随着PRT投加量的增加,COD降低程度完全不同。即使投加1 g PRT,COD也会由没有投加PRT的絮凝过程中的16 483 mg·L−1降低到13 568 mg·L−1,虽此时降低不明显,但絮凝产物的表现形式却发生了巨大变化,由原来的上浮转化为沉降。由图4可以看出,此时的沉降絮体仍然不够密实,上清液也不是较为透明,浊度仅由28.4 NTU降低到23.9 NTU,其他的水质指标均变化较小,这基本上是来自于PAC的絮凝作用。但是,当PRT投加量为2 g时,COD、浊度、SS和总磷的去除率均有较为显著的提高,由PRT为1 g时的36.7%、94.5%、92.5%和96.8%分别上升到72.3%、97.6%、93.8%和97.5%,其中影响最为显著的是COD的去除率;此外,沉降絮体变得密实,反光性更强,这也是垃圾渗滤液一级强化絮凝处理的真正目的,尽可能去除渗滤液中的难以生化降解的胶体、大分子污染物,形成的絮体沉降快速。随着PRT投加量的进一步增加,除了絮体结团更大,沉降速度更快外,其他水质指标都没有明显的变化,尤其是氨氮浓度变化更小,这也说明垃圾渗滤液中的氨氮以有机胺为主。PRT属于无机矿物材料,与有机胺并不亲和,即使增加投加量,也难以去除氨氮。所以,在絮凝处理过程中,PRT在经济上存在一个2 g的最佳投加量,此时上清液的COD、SS、氨氮、总磷分别为5 941、50、279.6、1.76 mg·L−1,浊度为10.6 NTU,COD、浊度、SS、氨氮、总磷去除率分别为72.29%、97.55%、93.83%、18.39%、97.48%,即使PRT稍微过量也不会影响整个处理效果。

    PAC和C-PAM与PRT的协同作用,对垃圾渗滤液具有很好的絮凝效果,从而达到去除难降解污染物的目的,但由于对氨氮的去除率较低,这对于后续的生化处理仍然有影响。对于这些主要的有机胺,还需继续研究,以开发降低氨氮的技术,为实际应用提供新的具有创新意义的集成技术。

  • 1) PRT形成的胶体以及自身的颗粒物质量力的作用,可打破垃圾渗滤液的离子平衡,并与PAC形成协同效应,在C-PAM的共同作用下,展示出较高的絮凝效果和沉降速度。当PRT、PAC和C-PAM的投加量分别为2 g、8 mL和5 mL时,上清液中的COD、浊度、SS、NH3-N和TP的去除率分别达到72.3%、97.6%、93.8%、18.4%以及97.5%。

    2) PRT的投加有效地促进了絮凝效果,当PAC和C-PAM投加量分别为8 mL和5 mL条件下,PRT投加量2 g与没有投加相比,COD由16 483 mg·L−1降低到5 941 mg·L−1,上清液的浊度由28.4 NTU降到10.4 NTU;絮体由上浮形式转变为快速沉降,更加有利于后续的分离和生化处理。

    3)投加PRT对氨氮去除率无明显影响,对氨氮有去除作用的主要是C-PAM。这也说明垃圾渗滤液中的氨氮主要是有机胺。

参考文献 (18)

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