ASBR與脈沖進(jìn)水SBR組合工藝處理垃圾滲濾液

王淑瑩，朱如龍，王 凱，苗 蕾

（北京工業(yè)大學(xué) 北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100124）

由于經(jīng)濟(jì)實(shí)力、技術(shù)水平等因素，決定了中國90%以上的城市垃圾采用衛(wèi)生填埋法處理。隨之而產(chǎn)生的垃圾滲濾液是一種CODcr濃度高、重金屬含量高，且成分復(fù)雜和水質(zhì)水量變化大的難處理高氨氮廢水。因此，垃圾滲濾液的處理一直是水處理領(lǐng)域的一個(gè)世界性的難題［1］。

目前處理垃圾滲濾液運(yùn)用較多的有生物法和物理化學(xué)法。其中物理化學(xué)方法包括反滲透、高級氧化等工藝。然而，上述2種工藝的處理成本較高，且反滲透工藝還存在膜易堵塞和濃水處理的問題。生物法作為現(xiàn)如今處理垃圾滲濾液較為高效和經(jīng)濟(jì)的方法，尤其在脫氮方面具有優(yōu)勢，例如厭氧氨氧化（Anammox）工藝、上流式厭氧污泥床（UASB）工藝、間歇式活性污泥法（SBR）工藝和連續(xù)流活性污泥法（A／O）工藝等［2－4］，而根據(jù)滲濾液的水質(zhì)采用一套合理的處理工藝是提高處理效率的關(guān)鍵。

ASBR反應(yīng)器具有工藝簡單、無需二沉池、操作靈活、反應(yīng)推動(dòng)力大、污泥沉降性好，耐沖擊負(fù)荷大等優(yōu)點(diǎn)［5－6］，所以被廣泛運(yùn)用于高濃度有機(jī)廢水的厭氧消化。當(dāng)ASBR運(yùn)行時(shí)，廢水中復(fù)雜有機(jī)物首先在產(chǎn)酸菌的作用下被分解為低分子有機(jī)酸和醇類，而在隨后的產(chǎn)甲烷階段，產(chǎn)甲烷菌將產(chǎn)酸階段產(chǎn)生的中間產(chǎn)物繼續(xù)分解為CH4、CO2等。但厭氧消化并不能去除廢水中的氨氮，氨氮的去除需要通過好氧處理。脈沖式SBR是在傳統(tǒng)SBR基礎(chǔ)上對其運(yùn)行方式改進(jìn)后的一種新型污水脫氮處理工藝，該工藝將SBR的進(jìn)水方式改為在時(shí)間上多段進(jìn)水的形式，使原水中的有機(jī)物被充分利用作為反硝化碳源，節(jié)省了曝氣量和外碳源的投加量［7］。因此，可以將ASBR反應(yīng)器和脈沖SBR反應(yīng)器串聯(lián)起來，形成一種序批式操作的滲濾液脫氮工藝。目前，國內(nèi)外對利用SBR工藝處理垃圾滲濾液的研究有一定的報(bào)道。李晨等［8］利用 ASBR＋SBR工藝，對滲濾液COD的去除率在88%～90%，總氮去除率在55%～84%。Hèctor等［9］將中試規(guī)模的SBR進(jìn)水方式改為分段進(jìn)水后處理滲濾液，在氮負(fù)荷在0.48kg N·m－3·d－1情況下，總氮的平均去除效率為80%。但是ASBR聯(lián)合脈沖SBR處理滲濾液的研究鮮有報(bào)道。本研究的目的是以實(shí)際垃圾滲濾液為對象，在不添加任何外碳源的情況下考察ASBR＋脈沖SBR處理滲濾液的脫氮和有機(jī)物去除效果，力求建立一種經(jīng)濟(jì)高效的處理滲濾液新技術(shù)。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置及水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)采用ASBR＋脈沖SBR組合工藝工藝流程見圖1。儲存在原水箱中的滲濾液進(jìn)入到ASBR反應(yīng)器中，ASBR的作用主要是去除滲濾液中的有機(jī)物。ASBR的出水進(jìn)入中間水箱，原滲濾液和脈沖SBR出水分別通過旁通管和回流管進(jìn)入中間水箱，待中間水箱中的滲濾液調(diào)整為試驗(yàn)所要求的濃度后進(jìn)入脈沖SBR，脈沖SBR主要進(jìn)行－N的硝化和－N的反硝化，去除滲濾液中的TN。原水箱、ASBR、脈沖SBR和中間水箱的材質(zhì)均為有機(jī)玻璃，其中原水箱和中間水箱的有效容積為6L，ASBR與脈沖SBR的有效容積為10L。ASBR反應(yīng)器中安裝有pH儀、機(jī)械攪拌器；脈沖SBR反應(yīng)器中安裝有DO儀、pH儀、ORP儀、機(jī)械攪拌器和曝氣頭。ASBR和脈沖SBR的運(yùn)行溫度由溫控箱和加熱帶實(shí)時(shí)控制和調(diào)整。

圖1 ASBR＋脈沖SBR生化系統(tǒng)示意圖

研究所采用的垃圾滲濾液取自北京某填埋場。該滲濾液COD濃度較高，B／C比為0.5以上，C／N為7～9，屬于早期垃圾滲濾液。為了防止?jié)B濾液中的有機(jī)物自然降解，將其存儲在4℃冰箱當(dāng)中。原水水質(zhì)見表1，其pH值在7.7～8.2之間。

表1 垃圾滲濾液水質(zhì)

1.2 試驗(yàn)運(yùn)行模式

試驗(yàn)共分為系統(tǒng)啟動(dòng)和串聯(lián)運(yùn)行2個(gè)時(shí)期。啟動(dòng)時(shí)期ASBR與脈沖SBR分開運(yùn)行，污泥性能穩(wěn)定后將ASBR與脈沖SBR按圖1所示串聯(lián)起來。兩個(gè)時(shí)期的ASBR運(yùn)行模式相同，排水體積為5L（排水比為0.5），運(yùn)行周期為1d，即HRT（水力停留時(shí)間）為2d，SRT（污泥齡）為25～30d，MLSS為15～20g·L－1，運(yùn)行溫度為35℃。ASBR的運(yùn)行分為進(jìn)水（10min）、攪拌（22.5h）、沉淀（30min）、排水（20min）、閑置（30min）。串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期 ASBR 出水、原滲濾液和脈沖SBR出水進(jìn)入中間水箱，按一定比例混合以后，達(dá)到試驗(yàn)所需要的水質(zhì)，其中ASBR多余的出水用于本實(shí)驗(yàn)室其他研究。

在串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期脈沖SBR采用3次等量運(yùn)行模式，即在操作過程中分3次投加滲濾液，每次投加滲濾液量相等。反應(yīng)器有效體積10L，排水比為0.3，分3次投加滲濾液，每次投加1L。脈沖SBR運(yùn)行策略如圖2所示，脈沖SBR的一個(gè)運(yùn)行周期可分為：缺氧1（30min）→好氧1（實(shí)時(shí)控制）→缺氧2（實(shí)時(shí)控制）→好氧2（實(shí)時(shí)控制）→缺氧3（實(shí)時(shí)控制）→好氧3（實(shí)時(shí)控制）→缺氧4（實(shí)時(shí)控制）→沉淀（1h）→排水（10min）。其中3次進(jìn)水都為瞬時(shí)進(jìn)水，閑置時(shí)間不固定，好氧3結(jié)束后不投加外碳源，利用微生物內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化（內(nèi)源反硝化）。整個(gè)串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期MLSS和MLVSS分別維持在4500～5500 mg·L－1和4200～4800mg·L－1，SRT為20d，溫度控制在25.5～26.5℃，好氧過程曝氣量為95～105L·h－1，溶解氧控制在2mg·L－1以下。

系統(tǒng)啟動(dòng)時(shí)期脈沖SBR運(yùn)行方式與串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期相同，但在缺氧4開始時(shí)投加外碳源（無水乙酸鈉：2.5g）。脈沖SBR 2個(gè)不同運(yùn)行時(shí)期的所有曝氣進(jìn)程都由在線DO與pH判斷終點(diǎn)，缺氧2、缺氧3和缺氧4都由在線ORP判斷終點(diǎn)，其中缺氧2和缺氧3在出現(xiàn)終點(diǎn)后延長20min。

圖2 串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期脈沖SBR運(yùn)行策略

1.3 分析項(xiàng)目與測定方法

水質(zhì)指標(biāo)分析方法有：SCOD（溶解性COD，文中以COD表示，采用重鉻酸鉀法測定）、BOD5（OC100，WTW）、MLSS和 MLVSS（濾紙重量法）、DO值（DO340i，WTW）、pH 值（pH340i，WTW ）和ORP（ORP340i，WTW）、－N［N－（1－萘基）－乙二胺分光光度法］、NO－3－N（麝香草酚分光光度法）、－N（納氏試劑分光光度法）、TN（TOC分析儀，德國耶拿）。

1.4 接種污泥

ASBR接種污泥取自北京六里屯衛(wèi)生填埋場的厭氧消化性能良好的厭氧生物反應(yīng)器，接種初始MLSS＝19780mg·L－1，MLVSS＝8775mg·L－1，VSS／SS＝44%，說明接種污泥中無機(jī)物質(zhì)較多，活性偏低。

脈沖SBR的接種污泥取自本實(shí)驗(yàn)室處理晚期垃圾滲濾液的SBR反應(yīng)器內(nèi)有良好短程硝化性能的活性污泥，接種初始 MLSS＝5365mg·L－1，MLVSS＝4237mg·L－1，SV＝27%，沉降性能良好。

2 結(jié)果與討論

2.1 啟動(dòng)時(shí)期ASBR生化性能

ASBR接種污泥取自衛(wèi)生填埋場處理實(shí)際滲濾液的厭氧反應(yīng)器。ASBR的啟動(dòng)分為2個(gè)階段，第1階段將原滲濾液與自來水按比例1∶1混合，進(jìn)水COD在3500～5500mg·L－1，即COD容積負(fù)荷（OLR）為1.75～2.75kgCOD·m－3·d－1，運(yùn)行10d以后出水COD穩(wěn)定在600～800mg·L－1。第二階段進(jìn)水為原滲濾液，進(jìn)水COD為7000～11000mg·L－1，即 OLR為3.5～5.5kgCOD·m－3·d－1，運(yùn)行10d后，ASBR出水COD穩(wěn)定在1000～1200mg·L－1，COD 去除率為85%～89%，ASBR生化性能趨于穩(wěn)定（連續(xù)5個(gè)周期COD去除率變化在10%之內(nèi)），啟動(dòng)結(jié)束。

2.2 啟動(dòng)時(shí)期脈沖SBR生化性能

脈沖SBR進(jìn)水為一定比例的原滲濾液、ASBR出水和自來水的混合液，每天運(yùn)行1個(gè)周期，進(jìn)水－N為248.1～252.3mg·L－1；COD為893～1032 mg·L－1。20d馴化后，出水－N＜10mg·L－1；TN＜20mg·L－1；COD＜300mg·L－1。硝化和反硝化效果良好，并趨于穩(wěn)定（出水各指標(biāo)去除率連續(xù)5個(gè)周期變化在10%之內(nèi)），出水水質(zhì)良好。其中出水COD為滲濾液中有機(jī)物的不可生物降解部分。

2.3 串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期ASBR生化性能

啟動(dòng)結(jié)束后將ASBR與脈沖SBR串聯(lián)運(yùn)行，整個(gè)串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期經(jīng)歷157d，ASBR的進(jìn)水為原滲濾液，如圖3所示，其COD為7338～10445mg·L－1，OLR為2.669～5.223kg COD·m－3·d－1。經(jīng)過厭氧消化后，ASBR出水COD為911～1355mg·L－1，COD去除率一直維持在83%以上。但是，ASBR的出水－N濃度普遍高于進(jìn)水－N濃度（圖中未顯示），－N濃度的略有上升（增幅為0.77%～6.11%）是因?yàn)樵趨捬跸^程中厭氧微生物細(xì)胞的增殖很少，故只有很少的氮轉(zhuǎn)化為細(xì)胞，大部分可生物降解的有機(jī)氮都被還原為消化液中的－N［10］。

圖3 串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期ASBR的COD變化規(guī)律

2.4 串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期脈沖SBR生化性能

串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期通過調(diào)節(jié)進(jìn)入中間水箱中的原滲濾液、ASBR出水和脈沖SBR出水的混合比例來控制脈沖SBR進(jìn)水－N濃度和COD／－N。脈沖SBR進(jìn)水－N濃度由低到高，總體上可以分為4個(gè)階段，但每個(gè)階段的進(jìn)水COD／－N都保持在3～5之間，脈沖SBR各階段參數(shù)及性能如表2所示。

表2 脈沖SBR各階段參數(shù)及性能

2.5 脈沖SBR脫氮性能特點(diǎn)

2.5.1 單個(gè)周期內(nèi)好氧進(jìn)程氮變化規(guī)律 通過數(shù)據(jù)檢測發(fā)現(xiàn)串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期脈沖SBR單個(gè)周期內(nèi)的氮變化具有相同的規(guī)律性，現(xiàn)以階段Ⅳ脈沖SBR運(yùn)行的全周期為例，如圖4所示，進(jìn)水－N濃度為952.9mg·L－1，第一次進(jìn)水完成后反應(yīng)器內(nèi)－N濃度為124.48mg·L－1，上周期未排出的滲濾液稀釋了進(jìn)水－N濃度。每個(gè)好氧進(jìn)程結(jié)束時(shí)，－N濃度＜15mg·L－1，分析原因?yàn)椋涸囼?yàn)中的脈沖SBR使用3次等量進(jìn)水模式，好氧1、好氧2和好氧3分別把第1、2和3次進(jìn)水中的－N氧化為－N，－N濃度在第一次進(jìn)水結(jié)束后達(dá)到最大，但是理論上只為1次進(jìn)水模式最大－N濃度的5／12，降低了FA對硝化進(jìn)程的抑制影響。

如圖4所示，好氧1進(jìn)程的反應(yīng)時(shí)間明顯較好氧2和好氧3長，分析原因?yàn)椋旱?次和第3次進(jìn)水中的COD大部分作為缺氧2和缺氧3的反硝化碳源被利用，減少了有機(jī)物對硝化反應(yīng)的影響。好氧2和好氧3初始階段就開始硝化反應(yīng)，而好氧1，由于自養(yǎng)菌和異養(yǎng)菌的競爭處于劣勢，硝化反應(yīng)在降解COD之后才能得以進(jìn)行。同時(shí)由于反應(yīng)器內(nèi)滲濾液的稀釋作用，好氧2和好氧3開始時(shí)的FA濃度低于好氧1開始時(shí)的濃度，對硝化進(jìn)程的抑制影響減小。

好氧1、好氧2和好氧3進(jìn)程末都出現(xiàn)了亞硝氮累積，累積率在90%以上，實(shí)現(xiàn)了短程硝化。

圖4 階段Ⅳ脈沖SBR單個(gè)周期內(nèi)COD與氮的變化

2.5.2 單個(gè)周期內(nèi)缺氧進(jìn)程氮變化規(guī)律 如圖4所示，缺氧1進(jìn)程的COD濃度變化不大，這是因?yàn)樯现芷诜磻?yīng)結(jié)束時(shí)－N已被徹底反硝化，缺氧1進(jìn)程基本不進(jìn)行反硝化。缺氧2和缺氧3的反硝化進(jìn)程結(jié)束時(shí)－N＜1mg·L－1，并且缺氧2僅用了85min將系統(tǒng)中的－N從106.53mg·L－1降低至0.46mg·L－1，缺氧3僅用了70min將系統(tǒng)中的－N從95.63mg·L－1降低至1.45mg·L－1。分析原因?yàn)椋好}沖SBR的進(jìn)水COD／－N為3～5，第2次進(jìn)水和第3次進(jìn)水中的有機(jī)物為缺氧2和缺氧3進(jìn)程提供了充足的反硝化碳源，利用原水中的碳源進(jìn)行反硝化的速率較快。在本試驗(yàn)中脈沖SBR采用3次等量進(jìn)水的模式，進(jìn)水中至少2／3的TN是在外碳源充足的條件下通過反硝化去除的，不僅提高了反硝化速率，還充分利用了原滲濾液中的碳源。

厭氧狀態(tài)下，有機(jī)氮在氨氧化菌的作用下會繼續(xù)氨化［13］，缺氧2和缺氧3進(jìn)程反硝化結(jié)束后，系統(tǒng)進(jìn)入?yún)捬鯛顟B(tài)，使得－N濃度略有上升。缺氧4進(jìn)程中－N濃度同樣會上升，因?yàn)槿毖?進(jìn)程在缺少外碳源的情況下部分細(xì)胞裂解來作為反硝化的碳源，同時(shí)釋放出一定的－N。

如圖4所示，缺氧4進(jìn)程中COD并沒有明顯的下降過程，波動(dòng)幅度較小，說明在不投加外碳源的情況下滲濾液中已沒有充足的外碳源，－N（90%以上為－N）通過內(nèi)源反硝化去除，缺氧4結(jié)束時(shí)－N＜1mg·L－1。通過對缺氧4進(jìn)程中－N濃度的反復(fù)檢測，發(fā)現(xiàn)在一個(gè)缺氧4進(jìn)程中其反硝化速率（DNR）會由快（DNR1）變慢（DNR2）。圖4中缺氧4的DNR明顯分為2個(gè)階段，其中DNR1高達(dá)2.04mgN·h－1·gMLVSS－1，DNR2＝0.80mgN·h－1·gMLVSS－1，DNR1明顯大于DNR2，分析原因?yàn)椋喝毖?的反硝化進(jìn)程耗盡了污泥中儲存的某種內(nèi)碳源，導(dǎo)致內(nèi)源反硝化所利用的內(nèi)碳源種類發(fā)生變化，而碳源種類的變化會引起內(nèi)源反硝化速率出現(xiàn)階段性變化［14］。Lei等［15］發(fā)現(xiàn)當(dāng)污泥的PHB低于某一個(gè)值時(shí)，微生物停止利用PHB作為反硝化的內(nèi)碳源，轉(zhuǎn)而將其用于維持基本生命活動(dòng)。內(nèi)源反硝化利用的內(nèi)碳源和機(jī)理有待進(jìn)一步研究。

圖5表示了串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期內(nèi)源反硝化（缺氧4）的理論反硝化速率（TDNR）變化規(guī)律，其計(jì)算公式為：

圖5 脈沖SBR串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期缺氧4TDNR變化

從圖5可知串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期脈沖SBR的缺氧4的TDNR保持在相對穩(wěn)定的水平，其平均值（TDNRm）達(dá)到了1.531mgN·h－1·gMLVSS－1，標(biāo)準(zhǔn)偏差為0.177。本試驗(yàn)中脈沖SBR缺氧4進(jìn)程的內(nèi)源反硝化速率普遍高于先前研究的一般值［16－17］，其原因?yàn)椋好}沖SBR中污泥濃度較高（MLVSS＝4500mg·L－1），而高的污泥濃度有利于內(nèi)源反硝化［18］；在本試驗(yàn)中脈沖SBR的運(yùn)行方式下，缺氧1、缺氧2和缺氧3在－N被徹底反硝化以后進(jìn)入?yún)捬鯛顟B(tài)，厭氧狀態(tài)下，多余的有機(jī)物會被微生物合成為細(xì)胞內(nèi)碳源［19］，提高了缺氧4的內(nèi)源反硝化速率。整個(gè)串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期進(jìn)水－N濃度逐步提高，但是缺氧4的TDNR并沒有隨著降低，而是保持在一個(gè)穩(wěn)定的水平。這與Bernat等［20］研究結(jié)果相符，其發(fā)現(xiàn)進(jìn)水C／N會影響內(nèi)源反硝化速率，因此在進(jìn)水C／N保持相對恒定時(shí)，缺氧4內(nèi)源反硝化速率變化幅度較小。

2.6 串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期系統(tǒng)運(yùn)行效果

如圖6所示，整個(gè)串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期（2011－04－2011－09），共運(yùn)行157d。系統(tǒng)的進(jìn)水COD為7338～10445mg·L－1，出水COD在900mg·L－1以下，COD去除率為87.77%～96.44%。進(jìn)水－N濃度為837～1442mg·L－1（圖中未顯示），出水－N濃度在25mg·L－1以下，－N去除率為97.85%～99.77%。TN 濃度為1139～1703mg·L－1，出水TN濃度在40mg·L－1以下，TN去除率為97.32%～98.87%，在不外加碳源的情況下實(shí)現(xiàn)了深度脫氮的目的。

圖6 串聯(lián)運(yùn)行時(shí)期系統(tǒng)運(yùn)行效果

3 結(jié)論

1）采用ASBR＋脈沖SBR系統(tǒng)處理垃圾滲濾液，不經(jīng)物化處理，不外加碳源的情況下實(shí)現(xiàn)了COD、－N和TN的高效去除，其中－N和TN的去除率都保持在97%以上，出水TN＜40mg·L－1，符合國家有關(guān)垃圾滲濾液排放標(biāo)準(zhǔn)中的總氮要求。

2）ASBR的主要作用是去除滲濾液中的COD；中間水箱中的滲濾液由ASBR出水、原滲濾液和脈沖SBR出水按一定比例組成，起到了給脈沖SBR進(jìn)水調(diào)節(jié)C／N和進(jìn)水－N濃度的作用；脈沖SBR主要去除滲濾液中的TN。

3）脈沖SBR的采用3次等量進(jìn)水模式，其進(jìn)水中的絕大部分有機(jī)物用于反硝化，提高反硝化效率和TN去除率，并且縮短了好氧降解有機(jī)物的反應(yīng)時(shí)間，提高系統(tǒng)反應(yīng)效率。

4）脈沖SBR的缺氧4（內(nèi)源反硝化）進(jìn)程中的反硝化效率分為快和慢2個(gè)階段。

5）在不投加外碳源的情況下，脈沖SBR缺氧4進(jìn)程的 TDNRm達(dá)到了 1.531mgN·h－1·g MLVSS－1，說明脈沖SBR的運(yùn)行方式有利于微生物內(nèi)碳源的儲存和利用。

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