立體式厭氧/好氧反應(yīng)池處理垃圾滲濾液的工程應(yīng)用

關(guān)國強， 黃振興， 繆恒鋒， 任洪艷， 趙明星， 阮文權(quán)

（江南大學 環(huán)境與土木工程學院，江蘇 無錫 214122）

垃圾焚燒發(fā)電是城市生活垃圾減量化、無害化和資源化的重要方法之一，然而垃圾本身內(nèi)含的水以及垃圾在堆放、運輸、堆酵過程中產(chǎn)生的水分往往具有成分復雜、產(chǎn)生量和污染物濃度隨季節(jié)變化波動較大等特點[1-2]，因此垃圾滲濾液是較難處理的高濃度工業(yè)廢水。垃圾焚燒廠滲濾液中COD、SS和NH3-N的濃度均偏高，可生化性相對較差，因此在設(shè)計處理工藝時必須考慮上述污染物的去除。一般來說，COD可通過厭氧生物法去除[3-5]，而NH3-N的去除方法主要有空氣吹脫法[6-7]、化學沉淀法[8-9]、短程硝化-厭氧氨氧化法[10-12]、電催化氧化法[13-14]等，生物除磷主要依靠傳統(tǒng)的聚磷菌厭氧釋磷、好氧過量吸磷，以及新工藝反硝化除磷[15]。江蘇省某市垃圾焚燒發(fā)電廠日焚燒城市生活垃圾800 t，垃圾滲濾液最大產(chǎn)生量為150 t/d，配套建設(shè)200 t/d垃圾滲濾液處理系統(tǒng)。該系統(tǒng)由調(diào)節(jié)池、厭氧反應(yīng)池、立體式厭氧好氧反應(yīng)池及后續(xù)深度處理池組成。經(jīng)過厭氧反應(yīng)池去除部分有機污染物和SS后的廢水進入立體式厭氧好氧反應(yīng)池進行脫氮除磷，以及有機污染物的進一步去除。本文介紹了立體式厭氧/好氧反應(yīng)池處理垃圾焚燒廠滲濾液厭氧出水的工程應(yīng)用情況，并從工藝設(shè)計、啟動調(diào)試、運行等方面進行分析，以期為垃圾焚燒發(fā)電廠滲濾液工程處理提供經(jīng)驗參考。

1 工程設(shè)計參數(shù)及主要構(gòu)筑物

1.1 設(shè)計進出水水質(zhì)

工程建設(shè)兩組獨立的立體式厭氧好氧反應(yīng)池，每組設(shè)計處理量為100 m3/d，反應(yīng)池設(shè)計進水、出水水質(zhì)見表1。

表1 立體式厭氧/好氧反應(yīng)池設(shè)計進水、出水水質(zhì)Table 1 Designed influent and effluent quality （mg/L）

1.2 設(shè)計工藝流程

立體式厭氧/好氧反應(yīng)池工藝流程如圖1所示。

圖1 立體式厭氧/好氧反應(yīng)池工藝流程Fig.1 Flow chart of Stereo anaerobic/aerobic reactor

池內(nèi)分上下兩層，上層為厭氧區(qū)，下層為好氧區(qū)，前段厭氧出水由進水管道從反應(yīng)池頂部自流進入上層厭氧區(qū)，在潛水推流器的作用下在池內(nèi)沿著固定方向流動，流速約為0.1～0.2 m/s，流經(jīng)厭氧區(qū)后進入下層好氧區(qū)。好氧區(qū)充分曝氣，控制好氧區(qū)DO＞1.5 mg/L，好氧區(qū)內(nèi)潛水推流器推動污水沿著與厭氧區(qū)相反的方向流動，流過好氧區(qū)后重新進入?yún)捬鯀^(qū)，并與前段厭氧出水混合后繼續(xù)在反應(yīng)池內(nèi)進行生物降解。在反應(yīng)池內(nèi)兩臺潛水推流器的作用下，廢水在池內(nèi)形成流動式循環(huán)，依次經(jīng)過厭氧區(qū)、好氧區(qū)，處理完的污水通過溢流溝流入沉淀池。在沉淀池內(nèi)泥水分離后，上清液溢流入后續(xù)處理系統(tǒng)，污泥由泵部分回流至反應(yīng)池內(nèi)，剩余污泥由泵排入污泥濃縮池。該反應(yīng)池采用立體式結(jié)構(gòu)，節(jié)約占地面積，并且池內(nèi)污水呈特殊的循環(huán)流動方式，污染物可以得到充分的降解。同時反應(yīng)池能耗低，出水指標穩(wěn)定，運行操作簡單。

1.3 主要構(gòu)筑物和設(shè)備參數(shù)

1.3.1 反應(yīng)池 反應(yīng)池為鋼筋混凝土結(jié)構(gòu)，共兩組，單組設(shè)計尺寸16 m×5 m×7 m，有效水深6.25 m，單組總有效容積500 m3，HRT（水力停留時間）為5 d。池內(nèi)分上下兩層，上層為厭氧區(qū)，下層為好氧區(qū)，每層裝有一臺潛水推流器（2臺，n=63 r/min），同時池底均勻分布曝氣頭，采用羅茨風機曝氣（2臺，一用一備，Q=10.46 m3/min，P=68.6 kPa）， 并配備開式冷卻塔（1 座，Q=75 m3/h）。

1.3.2 沉淀池 沉淀池為鋼筋混凝土結(jié)構(gòu)，設(shè)計直徑 Φ 5 m，池邊深 3.5 m，表面負荷為 0.21 m3/（m2·h），沉淀時間為6～8 h。沉淀池底部裝有中心傳動刮泥機（1臺，v=0.026 m/s），污泥回流泵為臥式無堵塞自吸離心泵（2 臺，一用一備，Q=10 m3/h，H=12 m）。

1.4 分析測定方法

每日分別對反應(yīng)池進水和出水相關(guān)指標進行測定，具體測定方法[16]見表2。

表2 測定指標和方法Table 2 Items and methods of analysis

2 調(diào)試運行結(jié)果分析

2.1 污泥馴化

反應(yīng)池啟動調(diào)試前需對污泥進行馴化，使其適應(yīng)該垃圾滲濾液的水質(zhì)條件。反應(yīng)池接種污泥取自某城市污水處理廠的剩余污泥，投加種泥后，采用間歇式悶曝氣的方式進行污泥馴化。待污泥變?yōu)辄S褐色后，開始少量進廢水（1 m3/d）用以提供污泥生長所需的營養(yǎng)，同時大量回流沉淀池污泥，并且逐漸提高添加的廢水量，同時控制好氧區(qū)DO在3～4 mg/L。經(jīng)過30 d的馴化培養(yǎng)，污泥狀況已符合進水調(diào)試要求，污泥馴化結(jié)束。隨后開始進入調(diào)試階段，調(diào)試用的是前段厭氧系統(tǒng)的出水。

2.2 啟動調(diào)試期COD的去除

在反應(yīng)池啟動調(diào)試階段，先采用間歇進水的方式運行，初始處理量為10 m3/d，每隔6 h進水一次，每天進水4次，每7 d提升一次處理量，每次增加10 m3/d，至處理量達到70 m3/d后采用連續(xù)進水的方式運行。圖2顯示了調(diào)試啟動期間反應(yīng)池出水COD濃度、COD去除率與反應(yīng)池進水有機負荷之間的關(guān)系。調(diào)試開始階段，反應(yīng)池出水COD濃度較低且穩(wěn)定，隨著進水有機負荷的逐漸提升，出水COD濃度也逐漸升高，在前50 d內(nèi)，反應(yīng)池的COD去除率穩(wěn)定在80%以上，從第50天開始，出水COD濃度和COD去除率有明顯的下降。第64天達到滿負荷運行 （處理量100 m3/d，進水有機負荷COD 1.6 kg/（m3·d）），此后 7 d 內(nèi)，反應(yīng)池出水 COD 穩(wěn)定在1 800 mg/L左右，反應(yīng)池對COD的去除率穩(wěn)定在76%～80%。由于前段厭氧系統(tǒng)的出水COD濃度存在波動，反應(yīng)池進水有機負荷也存在小幅波動，但并未對出水COD濃度有影響。這說明反應(yīng)池抗負荷沖擊能力強，去除COD的效果良好。

圖2 啟動調(diào)試期間反應(yīng)池COD的去除Fig.2 Removal of COD in commissioning

2.3 啟動調(diào)試期NH3-N的去除

圖3顯示了啟動調(diào)試期間反應(yīng)池出水NH3-N質(zhì)量濃度、NH3-N去除率與進水NH3-N負荷之間的關(guān)系。

圖3 啟動調(diào)試期間反應(yīng)池NH3-N的去除Fig.3 Removal of NH3-N in commissioning

調(diào)試開始階段，反應(yīng)池處理量較小，NH3-N去除率維持在較高的水平。之后隨著處理量的不斷提升，進水NH3-N負荷逐漸升高，反應(yīng)池出水NH3-N質(zhì)量濃度也小幅上升。第21天，反應(yīng)池進水NH3-N負荷達到 0.1 kg/（m3·d），反應(yīng)池出水 NH3-N 質(zhì)量濃度達到145 mg/L，但NH3-N去除率依然高于90%。第64天反應(yīng)池進水NH3-N達到滿負荷 （0.35 kg/（m3·d）），此后 7 d 內(nèi)，反應(yīng)池出水 NH3-N 質(zhì)量濃度穩(wěn)定在180 mg/L以下，反應(yīng)池對NH3-N的去除率穩(wěn)定在89%以上，處理效果符合設(shè)計要求。有研究表明，若進水NH3-N負荷過高，會影響硝化速率[17]，從而影響反應(yīng)池對NH3-N的去除效果。在啟動調(diào)試期當反應(yīng)池進水 NH3-N 負荷達到 0.35 kg/（m3·d）時（設(shè)計進水 NH3-N 負荷為0.3 kg/（m3·d）），反應(yīng)池對NH3-N的去除率依然可穩(wěn)定在88%以上，反應(yīng)池對NH3-N的去除效果并未受到顯著影響，說明利用該反應(yīng)池處理垃圾滲濾液等高濃度氨氮廢水可達到良好的氨氮去除效果。

2.4 啟動調(diào)試期TN、TP的去除

啟動調(diào)試期反應(yīng)池處理量、反應(yīng)池出水TN、TP質(zhì)量濃度與TN、TP去除率的關(guān)系如圖4所示。啟動調(diào)試前期，反應(yīng)池出水TN、TP質(zhì)量濃度相對較低，之后逐漸升高。第64天反應(yīng)池處理量達到滿負荷100 m3/d，此階段出水TN質(zhì)量濃度在470 mg/L左右，而TP質(zhì)量濃度在7 mg/L上下波動，反應(yīng)池對TN和TP的去除率分別為76%和81%。傳統(tǒng)的硝化、反硝化系統(tǒng)為分離式，需要將硝化液回流至反硝化池進行脫氮除磷，但硝化液的回流需要很大的能耗[18]。而該立體式厭氧/好氧反應(yīng)池兼顧好氧池與厭氧池，同時在潛水推流器的推動下使污水形成流動式循環(huán)，污水在池內(nèi)依次經(jīng)過厭氧區(qū)和好氧區(qū)。反應(yīng)池內(nèi)污水的特殊流動方式，使得污水可連續(xù)交替經(jīng)過厭氧區(qū)、好氧區(qū)，從而提高了反應(yīng)池對NH3-N、TN和TP的去除效率。因而反應(yīng)池具有很好的脫氮除磷的效果，并且能耗相對較少。

圖4 啟動調(diào)試期間反應(yīng)池TN、TP的去除Fig.4 Removal of TN and TP in commissioning

經(jīng)過70 d的啟動調(diào)試，反應(yīng)池處理量、出水中COD，NH3-N、TN和TP的質(zhì)量濃度均達到設(shè)計要求，表明反應(yīng)池啟動成功，調(diào)試完成。

2.5 反應(yīng)池滿負荷運行效能

啟動調(diào)試階段結(jié)束后，垃圾焚燒發(fā)電廠滲濾液年高峰期已近，在隨后120 d的運行中，反應(yīng)池出水的各項指標如表3所示。

表3 立體式厭氧/好氧反應(yīng)池運行效果Table 3 Effect of stereo anaerobic/aerobic reactor

此階段反應(yīng)池對 COD、NH3-N、TN、TP、SS 的平均去除率均達到設(shè)計要求，并且出水水質(zhì)指標較穩(wěn)定。盡管立體式厭氧/好氧反應(yīng)池進水污染物濃度存在波動，對反應(yīng)器存在沖擊，但并沒有影響反應(yīng)器的運行效能。研究結(jié)果說明，該立體式厭氧/好氧反應(yīng)池可穩(wěn)定處理垃圾焚燒廠滲濾液厭氧出水，且取得了良好的運行處理效果。

3 結(jié)語

1）采用立體式厭氧/好氧反應(yīng)器對垃圾焚燒發(fā)電廠滲濾液厭氧出水進行處理，經(jīng)過70 d的啟動和運行調(diào)試，出水COD，NH3-N、TN和TP質(zhì)量濃度均達到設(shè)計要求，說明該反應(yīng)器在顯著減少占地面積的同時可以有效去除污染物。

2）通過啟動、調(diào)試以及后續(xù)滿負荷運行，結(jié)果顯示，當進水COD和NH3-N負荷高于設(shè)計負荷時（設(shè)計進水 COD 負荷為 1.5 kg/（m3·d）， 設(shè)計進水NH3-N 負荷為 0.3 kg/（m3·d））， 反應(yīng)池仍然可以穩(wěn)定運行，而且出水指標符合設(shè)計要求。由此說明該處理工藝具有較好的抗沖擊負荷能力和穩(wěn)定性。

3）本項目中采用兩組獨立的立體式厭氧/好氧反應(yīng)池，可以隨著季節(jié)交替獨立或同時運行；在滲濾液量較少的冬天可單組運行，從而減少運行維護費用。

[1]黃志聰，汪曉軍，劉宇斌.A/O2-Fenton-BAF工藝處理焚燒垃圾滲濾液試驗研究[J].水處理技術(shù)，2012，38（2）：112-114.HUANG Zhicong，WANG Xiaojun，LIU Yubin.Waste leachate treatment using A/O2-Fenton-BAF process[J].Technology of Water Treatment，2012，38（2）：112-114.（in Chinese）

[2]肖誠斌，龐保蕾，任艷雙，等.垃圾焚燒發(fā)電廠垃圾滲濾液處理工程實例[J].中國給水排水，2012，28（10）：77-79.XIAO Chengbin，PANG Baolei，REN Yanshuang，et al.Landfill leachate treatment project in refuse incineration power plant[J].China Water ＆ Wastewater，2012，28（10）：77-79.（in Chinese）

[3]陳旭孌，李軍.垃圾滲濾液的處理現(xiàn)狀及新技術(shù)分析[J].給水排水，2009，35（zl）：30-34.CHEN Xulan，LI Jun.Situation and new technical analysis in treatment of landfill ieachate[J].Water&Wasterwater Engineering，2009，35（zl）：30-34.（in Chinese）

[4]宋燕杰，彭永臻，劉牡，等.生物組合工藝處理垃圾滲濾液的研究進展[J].水處理技術(shù)，2011，37（4）：9-13.SONG Yanjie，PENG Yongzheng，LIU Mo，et al.The research progress of bio-integrated process for landfill leachate treatment[J].Technology of Water Treatment，2011，37（4）：9-13.（in Chinese）

[5]Osman N A，Delia T S.Anaerobic/aerobic treatment of municipal landfill leachate in sequential two-stage up-flow anaerobic sludge blanket reactor（UASB）/completely stirred tank reactor（CSTR） systems[J].Process Biochemistry，2005，40（2）：895-902.

[6]王保學.空氣吹脫+UASB處理垃圾滲濾液的工藝試驗研究[D].武漢：武漢理工大學，2007.

[7]王宗平，陶濤，袁居新，等.垃圾滲濾液預處理——氨吹脫[J].給水排水，2001，27（6）：15-19.WANG Zongping，TAO Tao，YUAN Juxin，et al.Study on refuse landfill leachate pretreatment by ammonia stripping[J].Water&Wasterwater Engineering，2001，27（6）：15-19.（in Chinese）

[8]張道斌，呂玉娟，張暉.化學沉淀法去除垃圾滲濾液中氨氮的試驗研究[J].環(huán)境化學，2007，26（1）：62-65.ZHANG Daobin，LU Yujuan，ZHANG Hui.Ammonia-nitrogen removal from landfill leachate by chemical precipitation[J].Environmental Chemistry，2007，26（1）：62-65.（in Chinese）

[9]LI X Z，ZHAO Q L，HAO X D.Ammonium removal from landfill leachate by chemical precipitation[J].Waste Management，1999，19（6）：409-415.

[10]張宗農(nóng)，孟了.高濃度氨氮滲濾液脫氮方式的比較及選擇[J].給水排水，2008，34（4）：22-27.ZHANG Zongnong，MENG Liao.Comparison and selection of nitrogen removal methods for refuse disposal leachate with high ammonia concentration[J].Water&Wasterwater Engineering，2008，34（4）：22-27.（in Chinese）

[11]付麗霞，吳立波，宮玥，等.厭氧氨氧化工藝在垃圾滲濾液脫氮中的應(yīng)用[J].中國沼氣，2009，27（6）：7-10.FU Lixia，WU Libo，GONG Yue，et al.A review on ANAMMOX process applied in landfill leachate denitroification[J].China Biogas，2009，27（6）：7-10.（in Chinese）

[12]LIU Jie，ZUO Jian’e，YANG Yang，et al.An autotrophic nitrogen removal process：Short-cut nitrification combined with ANAMMOX for treating diluted effluent from an UASB reactor fed by landfill leachate[J].Journal of Environmental Sciences，2010，22（5）：777-783.

[13]岳琳，王啟山，郭建博，等.電催化氧化法去除垃圾滲濾液中的氨氮[J].工業(yè)水處理，2010，30（10）：52-55.YUE Lin，WANG Qishan，GUO Jianbo，et al.Removal of ammonia-nitrogen from landfill leachate by electro-catalytic oxidation process[J].Industrial Water Treatment，2010，30（10）：52-55.（in Chinese）

[14]Yang Deng，James D Englehardt.Electrochemical oxidation for landfill leachate treatment[J].Waste Management，2007，41（3）：380-388.

[15]鄒華，阮文權(quán)，陳堅.反硝化除磷工藝研究[J].食品與生物技術(shù)學報，2007，26（2）：71-75.ZOU Hua，RUAN Wenquan，CHEN Jian.Study of denitrifying dephosphatation process[J].Journal of Food Science and Biotechnology，2007，26（2）：71-75.（in Chinese）

[16]國家環(huán)?？偩?水和廢水監(jiān)測分析方法[M].4版.北京：中國環(huán)境科學出版社，2002：210-284．

[17]王春英.堿度、氨氮負荷和COD對獨立硝化的影響[J].四川環(huán)境，2009，28（4）：16-19.WANG Chunying.Effect of basicity，ammonia-N and COD on independent nitrification[J].Sichuan Environment，2009，28（4）：16-19.（in Chinese）

[18]彭永臻，王曉蓮，王淑瑩.A/O脫氮工藝影響因素及其控制策略的研究[J].哈爾濱工業(yè)大學學報，2005，37（8）：1053-1057.PENG Yongzhen，WANG Xiaolian，WANG Shuyin.Study on influence factors and control strategies of A/O nitrogen removal process[J].Journal of Harbin Institute of Technology，2005，37（8）：1053-1057.（in Chinese）