垃圾渗滤液硝化动力学模型研究

邓建绵¹，李小毛²
(1.华北水利水电学院，河南 郑州 450008；2.安钢集团信钢分公司，河南 信阳 ，464194)

　　摘要：垃圾渗滤液硝化动力学模型不同于低浓度氨氮废水硝化动力学模型。国际水协建立的硝化动力学模型仅适用于城市污水等低浓度氨氮污水的硝化反应，不适用于垃圾渗滤液的硝化反应。通过对中山市老虎坑垃圾填埋场垃圾渗滤液处理厂试验研究，建立了适合于垃圾渗滤液的硝化动力学模型。
　　关键词：高氨氮废水；硝化；动力学模型　
　　中图分类号：X703.1 文献标识码：A 文章编号：1009-2455(2004)03-0008-03

A Study of Kinetic Modd of Nitrification of Garbage Percolate
DENG Jian-mian1，LI Xiao-mao2
(1.Huabei College of Hydraulic and Electricity，Zhengzhou 450008,China;2.Anyang Steel Company Xinyang
Branch，Xinyang 464194，China)

　　Abstract：The kinetic model of the nitrification of garbage perco1ate is different from that of sewage with　low-concentration of ammonia nitrogen.The kinetic model of nitrification developed by IWA is only applicable to　the nitrification of sewage with low concentration of ammonia nitrogen，such as municipal sewage，but not applicable to the nitrification of garbage percolate.A kinetic model of nitrification applicable to garbage percolate is　established through an experimental study of the garbage percolate treatment plant at the Laohukeng Garbage　Landfill Site in Zhongshan City.
　　Key words：high-ammonia nitrogen waste water；nitrification；kinetic model

　　垃圾渗滤液含有高浓度的氨氮和其它有毒物质，这些有毒物质影响氨氮的硝化。国际水协建立的硝化动力学模型不完全适应垃圾渗滤液的硝化反应。我们以广东省中山市老虎坑垃圾填埋场垃圾渗滤液处理厂改造调试研究结果为基础，建立了适合于垃圾渗滤液硝化的动力学模型，以期能对今后垃圾渗滤液的脱氮提供借鉴。

1 工艺流程

　　中山市老虎坑垃圾填埋场垃圾渗滤液的处理工艺流程如图1：

　　原水经吹脱池和等离子体反应器(通过高压放电产生等离子体)等组成的预处理单元去除大量NH₃-N后进入微氧曝气池。在微氧曝气池内，NH₃-N经吹脱和硝化、反硝化等作用得到大量去除。微氧曝气池的出水泵入氧化沟。在氧化沟内，NH₃-N经硝化、反硝化作用进一步得以去除。氧化沟出水部分回流到微氧曝气池，其余经絮凝沉淀处理后排放，最终出水达标排放。

2 试验用水

　　原水水质分析结果见表1。

3 硝化动力学

　　硝化是硝化菌把NH₃-N氧化为NO₂^--N和NO₃^--N的反应，其速率可用NH3-N浓度降低速率来描述。该工艺中，生物脱氮主要发生在氧化沟。因此，我们以氧化沟为对象来进行研究。由于垃圾渗滤液中由有机氮转来的NH3-N很少，可忽略不计，故用氧化沟进水NH₃-N浓度代表氧化沟初始NH₃-N浓度。硝化细菌对NH₃-N的氧化和微生物对有机物的氧化机理相同，因此，硝化反应速率公式可引用米—门公式来描述：

　　
　　式中：-dS/dt——NH3-N降解速率,mg/(L·h)；
　　　　　v_max——NH3-N最大降解速率，mg/(L·h)；
　　　　　Sel——氧化沟处水NH₃-N的质量浓度，mg/L；
　　　　　X——活性污泥的质量浓度，mg/L；
　　　　　K_S——半速率常数。

　　我们对氧化沟进行NH₃-N物料平衡，如图2：

　　由氧化沟NH₃-N的物料平衡得：
　　QS₀₁ - QS_el + V dS/dt = 0 　　　　　(2)
　　其中 S₀₁ 卫氧化沟进水NH₃-N的质量浓度。
　　整理式(2)得：
　　- dS/dt = Q(S₀₁ - S_{el)/V　　　　　　(3)
　　由式(1)和式(3)得：}

_{对于该工艺，运行稳定后，氧化沟内的污泥浓度、水力停留时间和NH3-N最大降解速率均卫常数，因此，可令X·t·vmax=K1，K1为常数，则式(5)可化为：}

_{可将式(6)按 Y = aX + b 考虑，1/(S01 - Sel)是随1/Sel变化的线性函数，以1／Sel为横坐标，以1/(S01 - Sel)为纵坐标作图，则纵坐标截距为- 1/Ks。用实验所得数据作直线如图3和图4：}

　　由图3得直线在Y轴截距为0.0241，则K₁=１/0.0241＝41.5。
　　由图4得直线在X轴上截距为-1.13，则K_s=1/1.13=0.885。
　　由于 K_s/S_e＝0.885/18.77=0.0471
　　其中，S_{e为运行稳定后测得出水}NH₃-N平均值，由于K_s远远小于S_el,式(1)可简化为：
　　- dS/dt = v_max X　　　　　　　　(7)
　　对上式在［S₀₁，S_el］与［0,t］上积分得：
　　S₀₁，S_el = X·t·vmax　　　　　　(8)
　　可见，硝化量与污泥浓度和水力停留时间及最大硝化速率成正比。
　　回流前，2002年8月3日的出水NH3-N的质量浓度为123.9mg／L，代入式(8)得：
　　S01=Sel+X·t·Vmax=123.9+41.5×12=621.8(mg／1)
　　(其中，回流前水流停留时间是回流后水力停留时间的12倍，故该处t应乘以12)。
　　测量值为547.6mg／L，理论值大于测量值，说明氧化沟内存在抑制生物活性的因素，对硝化菌产生了抑制作用，使污泥活性降低，从而降低了硝化能力及其速率。对硝化影响因素有氨、硝酸根离子、亚硝酸根离子、温度、溶解氧等的浓度。由于影响因素太多，国内外的研究发现，N02-对硝化反应有重要影响，我们在研究中也发现出水NH₃-N随出水和进水中N0₂^--N浓度变化。为简化数学模型，忽略次要因素，只考虑主要因素亚硝酸根对硝化的影响，在(8)式右边乘以一个修正系数，设为：
　　
　　调试中测得的数据如表2：

　　表2中，S01，，Sel分别为进、出氧化沟污水中NH₃-N的质量浓度，mS／L；Se2为氧化沟出水NO₂^--N的质量浓度，mg／L。
　　把表2数据代入式(10)并解方程组得：
　　K=1.18，a≈1.04
　　Vmax≈0.001mg/(L·h)
　　代入式(10)得：
　　
　　把2002年8月15日测得的出水NH₃-N的质量浓度24.3mg/L和NO₂^--N的质量浓度42.5mg/L代入式(11)得：
　　S₀₁= 42.5/(42.5^1.04+1.18)×4050×0.001×10＋24.3=58.3(mg/L)
　　测量值为60.7mg/L，误差为3.96%，在允许误差范围内。
　　把2002年8月19日测得的出水中NH₃-N的质量浓度22.6mg/L和NO₂^--N的质量浓度22.3mg/L代入式(11)得：
　　S₀₁= 22.3/(22.3^1.04+1.18)×4170×0.001×10＋22.6=58.3(mg/L)
　　测量值为59.4mg/L，误差为1.8%，未超出允许误差范围内。其它数据代入式(10)，误差均在允许范围内。
　　因此，该工艺硝化动力学公式为：
　　
　　　其中15.6mg/L为研究中测得的NO₂^--N最低质量浓度，220mg/L为研究中测得的NO₂^--N最高质量浓度。

4 结论

　　通过实验研究，我们得出了垃圾渗滤液硝化动力模型，该模型应用于垃圾渗滤液硝化处理，效果良好。