ゴミからの浸出液の特徴
ゴミからの浸出水とは、発酵、沈殿浸出、地表水および地下水の浸透により、集積および埋め立てプロセス中に発生する廃水を指します。ゴミからの浸出水の組成は、ゴミの組成、埋め立て時間、埋め立て技術、気候条件などの要因に影響されますが、その中で埋め立て時間は最も重要な影響要因です。埋立地の築年数に応じて分類すると、一般に埋立期間が1年未満のものを若い浸出水、埋立期間が1～5年のものを中年浸出水、埋立期間が長いものを中年浸出水とみなします。 5 年以上経過したものは古い浸出水とみなされます [1]。表 1 は、さまざまな種類のゴミからの浸出水の特性を示しています [2]。
ゴミの水質は一般に次のような特徴があります。 (1) さまざまな有機汚染物質、金属、植物栄養素を含む複雑な組成。 (2) 有機汚染物質の濃度が高く、COD と BOD は数万 mg/L に達します。 (3) 金属の種類は多く、金属イオンの種類は10種類以上。 (4) アンモニア性窒素が高く、バリエーションが広い。 (5) 組成と濃度は季節によって変化します [2]
現在、生ごみからの浸出液の処理方法は主に生物学的方法に依存しています。このうち、若い浸出水は生分解しやすい有機物の含有量が高く、B/C比が高く、アンモニア性窒素が低いため、生物学的手法を用いた処理に適しています。しかし、埋立地の老朽化が進むと、浸出水の生分解性が低下し、アンモニア性窒素が著しく増加し、生物処理の効果が阻害されます。したがって、中高年者の浸出液に対して直接生物処理を行うことは適さない。さらに、生物学的方法は温度、水質、水量の変化に敏感であり、生分解が難しい有機物を処理することはできません。物理化学的方法は、生分解性が悪くアンモニア態窒素の含有量が多い生ごみ浸出水に対しても良好な除去効果があり、水質や水量の変化に影響されません。排水の水質は比較的安定しており、ゴミ浸出水の前処理や深部処理に広く使用されています。既存の物理的および化学的処理技術に基づいて、著者は、吸着法、吹き飛ばし法、凝集沈殿法、化学沈殿法、化学酸化法、電気化学的方法、光触媒酸化法、逆浸透およびナノ濾過法の研究の進歩をレビューした。実務上の参考にさせていただきます。
2 物理的および化学的処理技術
2.1 吸着方法
吸着法は、多孔質固体物質の吸着効果を利用して、生ごみ浸出水中の有機物や金属イオンなどの有毒有害物質を除去する方法です。現在、活性炭吸着に関する研究が最も盛んに行われています。 J. ロドリゲスら。 [4] は、活性炭、樹脂 XAD-8、および樹脂 XAD-4 を使用して、嫌気性処理浸出水の吸着を研究しました。結果は、活性炭が最も強力な吸着能力を持ち、流入水の COD を 1500 mg/L から 191 mg/LN に削減できることを示しました。 [5] 生ごみからの浸出液を活性汚泥法で処理する場合に粉末活性炭を添加しました。その結果、活性炭を使用しない場合に比べてCODと色度の除去率が約2倍に向上し、アンモニア態窒素の除去率も向上したことがわかりました。張太夫ら。 [6] は、埋め立て浸出水中のホルムアルデヒド、フェノール、アニリンに対する活性炭の吸着挙動を研究し、その結果、活性炭の吸着等温線がフロイントリヒの経験式に一致することが示されました。また、活性炭以外の吸着剤もある程度研究されている。 M.Heaveyら。 [7] は、アイルランドのキレタレシャ埋立地からの浸出水を使用して石炭スラグの吸着実験を実施しました。結果は、石炭スラグ吸着処理後、平均 COD が 625 mg/L、平均 BOD が 190 mg/L、平均アンモニア態窒素が 218 mg/L の浸出水の COD 除去率が 69% であることを示しました。 BOD除去率96.6%、アンモニア態窒素除去率95.5%。石炭スラグ資源が豊富で再生可能であるため、二次汚染がなく、発展の見通しが良好です。活性炭吸着処理が直面する主な問題は、活性炭が高価であり、簡単で効果的な再生方法がないため、その促進と応用が制限されていることです。現在、ゴミからの浸出液を処理するための吸着方法はほとんどが実験室規模であり、実際に適用するにはさらなる研究が必要です。
2.2 ブローオフ方法
ブロウオフ法とは、水中にガス（キャリアガス）を導入し、十分に接触させた後、水中の揮発性可溶性物質を気液界面を通じて気相に移動させ、汚染物質を除去する目的を達成する方法です。キャリアガスとしては空気が一般的に使用されます。中高年ごみの浸出水にはアンモニア態窒素の含有量が比較的多く、吹き飛ばし法によりアンモニア態窒素を効果的に除去できます。 SK マルティネンら。 [8] は、ゴミからの浸出液中のアンモニア性窒素を処理するためにブローオフ法を使用しました。 ｐＨ＝１１、２０℃、水圧保持時間２４時間の条件下では、アンモニア態窒素は１５０ｍｇ／Ｌから１６ｍｇ／Ｌに減少した。リャオ・リンリンら。 [9] は、ゴミ浸透における液体アンモニアの除去効率に影響を与える要因を研究し、pH、水温、気液比が除去効率に大きな影響を与えることを発見しました。脱窒効果は、pH 10.5 ～ 11 のときに向上しました。水温が高いほど脱窒効果は高くなります。気液比が 3000 ～ 3500 m3/m3 の場合、脱窒効果は周杰倫の新曲に示されているとおりです。アンモニア態窒素の濃度は吹き込み効率にほとんど影響を与えません。王宗平ら。 [10] は、ジェットエアレーション、ブラストエアレーション、および表面エアレーションという 3 つの方法を使用して、アンモニアストリッピングによる浸出水を前処理しました。結果は、ジェットエアレーションが同じ出力で効果的であることを示しました。海外のデータによると、ガス抽出と他の方法を組み合わせて処理した浸出水中のアンモニア性窒素の除去率は、99.5％にも達する可能性がある。しかし、この方法は運転コストが比較的高く、発生したNH3をブローオフ塔に酸を加えて除去する必要があり、そうしないと大気汚染の原因となります。さらに、炭酸塩スケールもブローオフ塔内で発生します。
2.3 凝集沈殿法
凝集沈殿法は、ごみの浸出水に凝集剤を添加し、浸出水中の懸濁物質やコロイドを凝集させてフロックを形成させ、分離する方法です。硫酸アルミニウム、硫酸第一鉄、塩化第二鉄などの無機凝集剤が一般的に使用されます。研究によると、ゴミからの浸出液の処理に鉄ベースの凝集剤のみを使用すると、COD 除去率 50% を達成でき、これはアルミニウムベースの凝集剤のみを使用した場合よりも優れていることが示されています。 AA タツィら。 [11] 浸出液を硫酸アルミニウムと塩化第二鉄で前処理しました。若い浸出水の場合、流入水 COD が 70,900 mg/L の場合、最も高い COD 除去率は 38% でした。中高年の埋め立て浸出水の場合、流入 COD が 5350 mg/L の場合、COD 除去率は 75% に達します。 pHが10で凝集剤が2g/Lに達すると、COD除去率は80%にも達します。近年、生物凝集剤が新しい研究の方向性となっています。 AI Zouboulis et al. [12] は、埋め立て浸出水に対する生物凝集剤の処理効果を研究し、埋め立て浸出水からフミン酸の 85% を除去するには、わずか 20 mg/L の生物凝集剤が必要であることを発見しました。凝集沈殿法は、ゴミからの浸出液処理のキーテクノロジーです。後処理工程の負担を軽減する前処理技術として、また処理工程全体を保証する深層処理技術として利用可能です[3]。しかし、その主な問題は、アンモニア性窒素の除去率が低く、大量の化学スラッジが生成され、金属塩凝集剤の添加が新たな汚染を引き起こす可能性があることです。したがって、安全で効率的かつ低コストの凝集剤の開発は、凝集沈殿法の処理効率を向上させるための基礎となります。
2.4 化学沈殿法
化学沈殿法とは、ゴミの浸出液に特定の化学物質を添加し、化学反応により沈殿物を生成させ、これを分離して処理目的を達成する方法です。データによると、水酸化カルシウムなどのアルカリ性物質の水酸化物イオンは金属イオンとともに沈殿することができ、浸出水中の重金属の90％～99％とCODの20％～40％を除去できるという。鳥グアノ石沈殿法は化学沈殿法で広く使用されています。リン酸アンモニウムマグネシウム沈殿法としても知られるバードグアノ石沈殿法では、ゴミの浸出液にMg2+、PO43-、およびアルカリ剤を添加して、特定の物質と反応させて沈殿物を形成します。 XZ リーら。 [13] 生ゴミからの浸出液にMgCl2・6H2OとNa2HPO4・12H2Oを添加。 Mg2+対NH4+対PO43-の比が1:1:1でpHが8.45〜9の場合、元の浸出液中のアンモニア態窒素は15分以内に5600mg/Lから110mg/Lに減少した。 I.オズタークら。 [14] は、この方法を嫌気性消化からの浸出液の処理に使用しました。流入水の COD が 4024 mg/L、アンモニア性窒素が 2240 mg/L の場合、流出水の除去率はそれぞれ 50% と 85% に達しました。 B. Calli et al. [15] も、この方法を使用してアンモニア性窒素の 98% の除去率を達成しました。化学沈殿法は操作が簡単で、生成する沈殿物にはN、P、Mg、有機物などの肥料成分が含まれています。ただし、沈殿物には環境に危険を及ぼす可能性のある有毒物質が含まれる可能性があります。
2.5 化学酸化法
化学酸化法は浸出水中の難分解性有機化合物を効果的に分解し、浸出水の生分解性を向上させることができ、後の生物学的処理に有益です。そのため、生分解性の悪い中高年の浸出水の処理に広く使用されています。高度な酸化技術は、主にフェントン法、オゾン酸化法などを含む、高度に酸化力・OHを生成し、ゴミからの浸出水をより効果的に処理することができます。A. Lopez et al。 [16] はフェントン法を使用してゴミからの浸出水を処理しました。結果は、Fe2+投与量275mg/L、H2O2投与量3300mg/L、pH3、反応時間2時間の条件下で、B/C比が0.2から0.5に増加したことを示した。 Fe2+投与量が830 mg/L、H2O2投与量が10000 mg/Lの条件下では、COD除去率は最大60%に達し、10540 mg/Lから4216 mg/Lに減少します。イェ・シャオファンら。 [17] フェントン酸化活性炭吸着相乗的生ごみ浸出水の深部処理を使用。活性炭吸着を 30 分間追加し、その後フェントン試薬を 150 分間追加する方法は、最高の COD 除去効果を達成できます。 S.コルテスら。 [18] 古い生ごみ浸出液を O3/H2O2 法で処理しました。 O3 摂取速度が 5.6 g/h、H2O2 投与量が 400 mg/L、pH が 7、反応時間が 1 時間の場合、流出液の平均 COD は 340 mg/L で、除去率は72%、B/C は 0.01 から 0.24 に増加し、アンモニア性窒素は 714 mg/L から 318 mg/L に減少しました。フェントン法は低コストで操作が簡単ですが、低 pH 条件と処理廃水のイオン分離が必要です。オゾン酸化法のコストは比較的高く、反応プロセス中に生成される中間生成物により浸出水の毒性が増加する可能性があります。ますます厳しくなる環境要件に適応するには、さらなる研究が必要です。
2.6 電気化学的方法
電気化学的方法は、ゴミからの浸出液中の汚染物質を電場の作用下で電極上で直接電気化学反応させるか、電極表面で生成される・OHやClO-を利用して酸化還元反応を起こすプロセスです。現在では電解酸化が一般的に行われています。 PB モラエスら。 [19] は連続電解反応器を使用して、ゴミからの浸出水を処理しました。流入流量が２０００Ｌ／ｈのとき、電流密度は０．１１６Ａ／ｃｍ２、反応時間は１８０分、流入水ＣＯＤは１８５５ｍｇ／Ｌ、ＴＯＣは１２７０ｍｇ／Ｌ、アンモニア性窒素は１０６０ｍｇ／Ｌであった。 L、廃液除去率はそれぞれ 73%、57%、49% に達しました。 NN ラオら。 [20] は、三次元炭素電極反応器を使用して、高 COD (17 ～ 18400 mg/L) および高アンモニア性窒素 (1200 ～ 1320 mg/L) を含む浸出水を処理しました。 ６時間の反応後のＣＯＤ除去率は７６％〜８０％であり、アンモニア態窒素除去率は９７％に達することができた。 E.トゥーロら。 [21] は、電極として Ti/IrO2-RuO2、電解質として HClO4 を使用して、埋め立て浸出水の電解酸化処理に影響を与える要因を研究しました。結果は、反応時間、反応温度、電流密度、および pH が処理効果に影響を与える主な要因であることを示しました。温度80℃、電流密度0.032A/cm2、pH=3の条件下で、反応時間4時間でCODは2960mg/Lから294mg/Lに減少し、TOCは1150mg/Lから減少した。 402 mg/L に達すると、色除去率は 100% に達する可能性があります。電気化学的方法は、プロセスが簡単で、制御性が高く、設置面積が小さく、処理プロセス中に二次汚染を生成しません。デメリットは電気代がかかり、治療費が高額になることです。現在、それらのほとんどは実験室研究規模です。
2.7 光触媒酸化
光触媒酸化は新しいタイプの水処理技術であり、他の方法よりも特定の特殊な汚染物質の処理に優れているため、ゴミからの浸出水の深層処理に応用できる可能性が十分にあります。この方法の原理は、廃水に一定量の触媒を添加し、光の照射によりフリーラジカルを発生させ、フリーラジカルの強力な酸化力を利用して処理目標を達成することです。光触媒酸化に用いられる触媒には主に二酸化チタン、酸化亜鉛、酸化鉄があり、中でも二酸化チタンが広く使用されています。 DE ミーロフら。 [22] は、触媒として TiO2 を使用した浸出水の光触媒酸化実験を実施しました。 4時間のUV光触媒酸化後、浸出液のCOD除去率は86%に達し、B/C比は0.09から0.14に増加し、アンモニア態窒素除去率は71%、色度除去率は90%でした。反応完了後、TiO2 の 85% を回収できます。 R. ポブレテら。 [23] は、二酸化チタン産業からの副生成物（主に TiO2 と Fe で構成される）を触媒として使用し、触媒の種類、難分解性有機物の除去速度、触媒の添加量、および反応時間の点で市販の TiO2 と比較しました。結果は、副生成物がより高い活性とより良い処理効果を有し、光触媒酸化の触媒として使用できることを示した。無機塩の含有量が、ゴミからの浸出液の処理における光触媒酸化の有効性に影響を与える可能性があることが研究で判明しました。 J. Wiszniowski et al. [24] は、懸濁した TiO2 を触媒として使用し、浸出液中のフミン酸の光触媒酸化に対する無機塩の影響を研究しました。生ごみ浸出液中にCl - (4500 mg/L)とSO42 - (7750 mg/L)のみが存在する場合、フミン酸の光触媒酸化効率には影響を与えませんが、HCO3 - の存在により光触媒酸化が大幅に低下します。効率。光触媒酸化には、操作が簡単、エネルギー消費が少なく、耐負荷性があり、無公害であるという利点があります。しかし、実用化するには反応器の種類や設計、触媒の効率や寿命、光エネルギーの利用率などを検討する必要がある。
2.8 逆浸透（RO）
RO膜は溶媒選択性を有しており、膜の両側の圧力差を駆動力として溶媒の浸透圧に打ち勝ち、浸出液中の各種物質と生ごみを分離します。 Fangyue Liら。 [25] は、ドイツのコーレンフェルト埋め立て地からの浸出水を処理するためにスパイラル RO 膜を使用しました。 COD は 3100 mg/L から 15 mg/L に減少し、塩化物は 2850 mg/L から 23.2 mg/L に減少し、アンモニア性窒素は 1000 mg/L から 11.3 mg/L に減少しました。 Al3+、Fe2+、Pb2+、Zn2+、Cu2+などの金属イオンの除去率はすべて99.5%を超えます。研究により、pH がアンモニア性窒素の除去効率に影響を与えることが示されています。 LDパルマら。 [26] まず、ゴミから浸出液を蒸留し、次に RO 膜で処理して、流入水の COD を 19000 mg/L から 30.5 mg/L に減少させました。アンモニア性窒素の除去速度は、pH 6.4 で最も高く、217.6 mg/L から 0.71 mg/LM に減少します。 [27] は、二段階連続 RO 膜を使用して生ごみからの浸出水を浄化するパイロット実験を実施し、アンモニア性窒素の除去率は pH が 5 に達したときに最も高く、142 mg/L から 8.54 mg/L に低下することを発見しました。逆浸透法は効率が高く、管理が成熟しており、自動制御も容易であるため、生ごみからの浸出水の処理への応用が進んでいます。しかし、膜コストが比較的高く、膜負荷を軽減するために使用前に浸出水の前処理が必要であり、そうしないと膜の汚染や閉塞が起こりやすくなり、処理効率が大幅に低下します。
2.9 ナノ濾過 (NF)
NF 膜には 2 つの大きな特徴があります。1 つは約 1 nm の微細孔構造を持ち、分子量 200 ～ 2000 u の分子を遮断することができます。 NF膜自体が帯電しており、無機電解質に対して一定の保持率を持っています。 HK ヤコポビッチら[28] NF UF を比較し、3 つのオゾン技術を使用した埋め立て浸出水中の有機物の除去により、実験室条件下では、さまざまな UF 膜が古い埋め立て浸出水に対して 23% の COD 除去率を達成できることが示されました。オゾンによる COD の除去率は 56% に達します。 COD by NF におけるジェイ・チョウの新曲の削除率は 91% に達することがあります。 NF は浸出液中のイオンに対して比較的理想的な除去効果もあります。 LB チャウダリら。 [29] は、インドのグジャラート埋立地からの古い浸出水の電解質を処理するために NF-300 を使用しました。 2 つの実験用水の硫酸塩レベルはそれぞれ 932 および 886 mg/L で、塩化物イオンはそれぞれ 2268 および 5426 mg/L でした。実験の結果、硫酸塩の除去率はそれぞれ83%、85%、塩化物イオンの除去率はそれぞれ62%、65%であった。この研究では、NF 膜による Cr3+、Ni2+、Cu2+、および Cd2+ の除去率が 99%、97%、97%、96% に達したこともわかりました。 NFを他のプロセスと組み合わせると、より優れた後処理効果が得られます。 T. Robinson [30] は、MBR+NF 複合プロセスを使用して、英国のビーコンヒルからの浸出水を処理しました。 CODは5000mg/Lから100mg/L未満に、アンモニア性窒素は2000mg/Lから1mg/L未満に、SSは250mg/Lから25mg/L未満に減少しました。 NF技術は、エネルギー消費量が少なく、回収率が高く、大きな可能性を秘めています。しかし、最大の問題は、長期使用後に膜がスケールし、膜の流束や保持率などの性能に影響を与えることです。これをエンジニアリングの実践に適用するには、さらなる研究が必要です。
3 結論
上記の物理的・化学的処理技術は一定の成果を上げていますが、吸着剤の再生、光触媒酸化触媒の回収、電気化学的方法による高エネルギー消費、膜ファウリングなど多くの課題も抱えています。したがって、ごみからの浸出液は単一の物理的・化学的処理では国の排出基準を満たすことが難しく、複数の処理技術を組み合わせて処理する必要がある。一般ゴミ浸出水の完全な処理プロセスには、前処理、本処理、深処理の 3 つの部分が含まれます。重金属イオン、アンモニア性窒素、色度を除去したり、生ごみからの浸出水の生分解性を改善したりするために、ブローオフ、凝集沈殿、化学沈殿などの前処理方法が一般的に使用されます。主な処理には、大部分の有機物を除去し、アンモニア性窒素などの汚染物質の含有量をさらに削減することを目的として、生物学的方法、化学酸化およびその他の複合プロセスなどの低コストで高効率のプロセスを採用する必要があります。最初の 2 段階の処理後も、特定の汚染物質がまだ存在する可能性があるため、光触媒による酸化、吸着、膜分離などの方法を使用して、徹底的な処理が必要になります。
浸出水の組成は複雑で、時間や場所によって変動するため、実際の工学では、浸出水を処理する前にまず組成を測定し、その特性を詳細に分析し、適切な処理技術を選択する必要があります。現在、生ごみ浸出液の処理技術にはそれぞれ一長一短があります。このため、既存技術の高度化・革新、効率的な新たな処理技術の開発、異種技術間の融合研究開発（光触媒酸化技術と生化学的処理技術の融合、沈殿法と膜処理の融合等）を強化する。浸出水の全体的な処理効率を向上させ、投資と運営コストを削減することは、ゴミからの浸出水に関する将来の研究の焦点となるでしょう。
