鄧建綿¹，李小毛²
(1.華北水利水電學院，河南 鄭州 450008；2.安鋼集團信鋼分公司，河南 信陽 ，464194)

　　摘要：垃圾滲濾液硝化動力學模型不同于低濃度氨氮廢水硝化動力學模型。國際水協建立的硝化動力學模型僅適用于城市污水等低濃度氨氮污水的硝化反應，不適用于垃圾滲濾液的硝化反應。通過對中山市老虎坑垃圾填埋場垃圾滲濾液處理廠試驗研究，建立了適合于垃圾滲濾液的硝化動力學模型。
　　關鍵詞：高氨氮廢水；硝化；動力學模型　
　　中圖分類號：X703.1 文獻標識碼：A 文章編號：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

　　垃圾滲濾液含有高濃度的氨氮和其它有毒物質，這些有毒物質影響氨氮的硝化。國際水協建立的硝化動力學模型不完全適應垃圾滲濾液的硝化反應。我們以廣東省中山市老虎坑垃圾填埋場垃圾滲濾液處理廠改造調試研究結果為基礎，建立了適合于垃圾滲濾液硝化的動力學模型，以期能對今后垃圾滲濾液的脫氮提供借鑒。

1 工藝流程

　　中山市老虎坑垃圾填埋場垃圾滲濾液的處理工藝流程如圖1：

　　原水經吹脫池和等離子體反應器(通過高壓放電產生等離子體)等組成的預處理單元去除大量NH₃-N后進入微氧曝氣池。在微氧曝氣池內，NH₃-N經吹脫和硝化、反硝化等作用得到大量去除。微氧曝氣池的出水泵入氧化溝。在氧化溝內，NH₃-N經硝化、反硝化作用進一步得以去除。氧化溝出水部分回流到微氧曝氣池，其余經絮凝沉淀處理后排放，最終出水達標排放。

2 試驗用水

　　原水水質分析結果見表1。

3 硝化動力學

　　硝化是硝化菌把NH₃-N氧化為NO₂^--N和NO₃^--N的反應，其速率可用NH3-N濃度降低速率來描述。該工藝中，生物脫氮主要發生在氧化溝。因此，我們以氧化溝為對象來進行研究。由于垃圾滲濾液中由有機氮轉來的NH3-N很少，可忽略不計，故用氧化溝進水NH₃-N濃度代表氧化溝初始NH₃-N濃度。硝化細菌對NH₃-N的氧化和微生物對有機物的氧化機理相同，因此，硝化反應速率公式可引用米—門公式來描述：

　　
　　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——氧化溝處水NH₃-N的質量濃度，mg/L；
　　　　　X——活性污泥的質量濃度，mg/L；
　　　　　K_S——半速率常數。

　　我們對氧化溝進行NH₃-N物料平衡，如圖2：

　　由氧化溝NH₃-N的物料平衡得：
　　QS₀₁ - QS_el + V dS/dt = 0 　　　　　(2)
　　其中 S₀₁ 衛氧化溝進水NH₃-N的質量濃度。
　　整理式(2)得：
　　- dS/dt = Q(S₀₁ - S_{el)/V　　　　　　(3)
　　由式(1)和式(3)得：}

_{對于該工藝，運行穩定后，氧化溝內的污泥濃度、水力停留時間和NH3-N最大降解速率均衛常數，因此，可令X·t·vmax=K1，K1為常數，則式(5)可化為：}

_{可將式(6)按 Y = aX + b 考慮，1/(S01 - Sel)是隨1/Sel變化的線性函數，以1／Sel為橫坐標，以1/(S01 - Sel)為縱坐標作圖，則縱坐標截距為- 1/Ks。用實驗所得數據作直線如圖3和圖4：}

　　由圖3得直線在Y軸截距為0.0241，則K₁=１/0.0241＝41.5。
　　由圖4得直線在X軸上截距為-1.13，則K_s=1/1.13=0.885。
　　由于 K_s/S_e＝0.885/18.77=0.0471
　　其中，S_{e為運行穩定后測得出水}NH₃-N平均值，由于K_s遠遠小于S_el,式(1)可簡化為：
　　- dS/dt = v_max X　　　　　　　　(7)
　　對上式在［S₀₁，S_el］與［0,t］上積分得：
　　S₀₁，S_el = X·t·vmax　　　　　　(8)
　　可見，硝化量與污泥濃度和水力停留時間及最大硝化速率成正比。
　　回流前，2002年8月3日的出水NH3-N的質量濃度為123.9mg／L，代入式(8)得：
　　S01=Sel+X·t·Vmax=123.9+41.5×12=621.8(mg／1)
　　(其中，回流前水流停留時間是回流后水力停留時間的12倍，故該處t應乘以12)。
　　測量值為547.6mg／L，理論值大于測量值，說明氧化溝內存在抑制生物活性的因素，對硝化菌產生了抑制作用，使污泥活性降低，從而降低了硝化能力及其速率。對硝化影響因素有氨、硝酸根離子、亞硝酸根離子、溫度、溶解氧等的濃度。由于影響因素太多，國內外的研究發現，N02-對硝化反應有重要影響，我們在研究中也發現出水NH₃-N隨出水和進水中N0₂^--N濃度變化。為簡化數學模型，忽略次要因素，只考慮主要因素亞硝酸根對硝化的影響，在(8)式右邊乘以一個修正系數，設為：
　　
　　調試中測得的數據如表2：

　　表2中，S01，，Sel分別為進、出氧化溝污水中NH₃-N的質量濃度，mS／L；Se2為氧化溝出水NO₂^--N的質量濃度，mg／L。
　　把表2數據代入式(10)并解方程組得：
　　K=1.18，a≈1.04
　　Vmax≈0.001mg/(L·h)
　　代入式(10)得：
　　
　　把2002年8月15日測得的出水NH₃-N的質量濃度24.3mg/L和NO₂^--N的質量濃度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)
　　測量值為60.7mg/L，誤差為3.96%，在允許誤差范圍內。
　　把2002年8月19日測得的出水中NH₃-N的質量濃度22.6mg/L和NO₂^--N的質量濃度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)
　　測量值為59.4mg/L，誤差為1.8%，未超出允許誤差范圍內。其它數據代入式(10)，誤差均在允許范圍內。
　　因此，該工藝硝化動力學公式為：
　　
　　　其中15.6mg/L為研究中測得的NO₂^--N最低質量濃度，220mg/L為研究中測得的NO₂^--N最高質量濃度。

4 結論

　　通過實驗研究，我們得出了垃圾滲濾液硝化動力模型，該模型應用于垃圾滲濾液硝化處理，效果良好。