我國(guó)的生活垃圾尚未實(shí)現(xiàn)分類收集，較多的廚余物導(dǎo)致垃圾含水率較高，因此垃圾在送入焚燒爐前需要在垃圾貯坑中堆酵3~7d以瀝出水分、提高熱值。堆酵過程中會(huì)產(chǎn)生大量垃圾瀝濾液，其成分復(fù)雜、毒性大，有機(jī)污染物極高（COD30000~80000mg/L），還含有高濃度的氨氮（NH4+-N300~1800mg/L），必須進(jìn)行適當(dāng)處理，否則會(huì)對(duì)環(huán)境造成嚴(yán)重污染。發(fā)達(dá)國(guó)家一般采用垃圾瀝濾液回噴焚燒爐燃燒的方式處理，但是我國(guó)垃圾含水率高，瀝濾液產(chǎn)量大，因此該種處理方式在國(guó)內(nèi)并不適用。目前我國(guó)尚無一種成熟的經(jīng)濟(jì)有效的垃圾瀝濾液處理工藝，很多垃圾焚燒廠都采取將滲濾液送往城市污水處理廠合并處理的方式，成本高達(dá)80~100元/t，且可能會(huì)對(duì)污水處理廠的穩(wěn)定運(yùn)行造成沖擊。

前期研究發(fā)現(xiàn)，垃圾瀝濾液可生化性良好（B/C>0.3），經(jīng)厭氧生物處理可去除80%以上的COD，而NH4+-N卻往往因?yàn)橛袡C(jī)氮的降解而升高至1000mg/L以上。因此，垃圾瀝濾液經(jīng)厭氧生物處理后必須進(jìn)行脫氮處理。然而由于垃圾瀝濾液水質(zhì)復(fù)雜、有機(jī)物和NH4+-N濃度高，因此傳統(tǒng)的活性污泥法處理效果不理想。移動(dòng)床生物膜反應(yīng)器（MBBR）是在生物接觸氧化法和生物流化床基礎(chǔ)上研發(fā)的，具有水頭損失小、不堵塞、無需污泥回流和反沖洗等優(yōu)點(diǎn)，除碳和脫氮效果良好。ShengChen等采用厭氧—好氧MBBR工藝處理垃圾填埋場(chǎng)滲濾液，當(dāng)OLR為4.08kg/（m3-d），好氧MBBR中的HRT>1.25d時(shí)，系統(tǒng)對(duì)COD和NH4+-N的總?cè)コ史謩e達(dá)到94%和97%以上，且具有很強(qiáng)的抗沖擊負(fù)荷性能。

膜生物反應(yīng)器（MBR）將傳統(tǒng)的生物處理工藝與膜分離技術(shù)結(jié)合，通過膜對(duì)微生物的截留作用延長(zhǎng)了污泥齡，有利于增殖緩慢的硝化菌的生長(zhǎng)富集，提高硝化效率。鑒于MBBR和MBR工藝具有上述優(yōu)勢(shì)，并考慮到采用前置反硝化工藝可以有效利用厭氧處理出水中剩余的有機(jī)碳源，筆者采用缺氧/兩級(jí)好氧MBBR—MBR組合工藝對(duì)垃圾焚燒廠瀝濾液厭氧出水進(jìn)行處理，考察該工藝的運(yùn)行效能，為垃圾瀝濾液處理工藝的選擇提供新的依據(jù)。

1、材料和方法

1.1實(shí)驗(yàn)裝置和工藝流程

缺氧/兩級(jí)好氧MBBR—MBR組合工藝流程如圖1所示。MBBR和MBR反應(yīng)器均為圓柱形，材質(zhì)為有機(jī)玻璃。3個(gè)MBBR反應(yīng)器的有效容積均為2L，高徑比3∶1，填料的表觀填充比為50%。所用填料為帶有支架的空心圓柱體（D10mm×12mm），材質(zhì)為混有無機(jī)活性粒子的聚乙烯塑料（密度0.97~0.99g/cm3）。MBR反應(yīng)器的有效容積為0.8L，中空纖維超濾膜組件為自制，其中的膜絲購自海南立升凈水科技實(shí)業(yè)有限公司，材質(zhì)為聚偏氟乙烯（PVDF），膜孔徑0.02μm，膜絲的內(nèi)外徑分別為1、1.8mm，總膜面積0.055m2。MBR為間歇出水（抽吸7min，停3min）。缺氧MBBR（AMBBR）配置攪拌器，而一級(jí)好氧MBBR（MBBR1）、二級(jí)好氧MBBR（MBBR2）、MBR底部均設(shè)砂芯曝氣頭，由氣泵曝氣供給微生物所需要的溶解氧，曝氣量由氣體流量計(jì)控制。

圖1組合工藝流程

該組合工藝共設(shè)置2條硝化液回流管路，包括MBR出水回流和MBBR2內(nèi)硝化液回流。

1.2實(shí)驗(yàn)用水水質(zhì)

實(shí)驗(yàn)所用垃圾瀝濾液取自北京市某垃圾焚燒廠的垃圾貯坑，取回后于4℃保存，1~2個(gè)月取一次水樣。采用實(shí)驗(yàn)室穩(wěn)定運(yùn)行的EGSB厭氧反應(yīng)器對(duì)取回的垃圾瀝濾液進(jìn)行處理，以其出水作為處理對(duì)象。實(shí)驗(yàn)期間，EGSB出水pH為7.9~8.5，堿度為7000~10000mg/L，COD為6000~12000mg/L，NH4+-N、TN分別為1500~1800、1800~2200mg/L，根據(jù)運(yùn)行條件需要進(jìn)行適當(dāng)稀釋。

1.3工藝運(yùn)行條件

缺氧/兩級(jí)好氧MBBR系統(tǒng)和MBR反應(yīng)器在組合前已各自實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定運(yùn)行，并具有良好的硝化效果。其中，缺氧/兩級(jí)好氧MBBR系統(tǒng)在進(jìn)水流量為1.6L/d和回流比為300%的條件下對(duì)NH4+-N約為800mg/L的垃圾瀝濾液厭氧出水進(jìn)行處理，NH4+-N去除率>80%，TN去除率為71%左右。MBR在HRT為24h、進(jìn)水NH4+-N為250mg/L左右的條件下運(yùn)行，NH4+-N去除率>90%。實(shí)驗(yàn)期間，根據(jù)缺氧/兩級(jí)好氧MBBR—MBR組合工藝運(yùn)行條件的不同，分為“A~E”5個(gè)運(yùn)行階段，見表1。MBBR2和MBR的回流量均設(shè)為200%，即系統(tǒng)總回流比為400%。MBBR1中的DO為3~4mg/L，MBBR2和MBR中的DO為3.5~4.5mg/L。系統(tǒng)在室溫條件（22~28℃）下運(yùn)行。

1.4分析項(xiàng)目和方法

NH4+-N采用納氏試劑光度法測(cè)定；NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法測(cè)定；NO3--N采用紫外分光光度法測(cè)定；COD采用快速消解法測(cè)定；堿度采用電位滴定法測(cè)定；pH以O(shè)rion3StarpH計(jì)（美國(guó)Thermo公司）測(cè)定；DO以O(shè)xi315i便攜式溶解氧測(cè)定儀（德國(guó)WTW公司）測(cè)定；亞硝酸菌和硝酸菌的數(shù)量采用最大可能計(jì)數(shù)法（MPN）測(cè)定。

2結(jié)果與討論

2.1氮的處理效果及影響因素分析

缺氧/兩級(jí)好氧MBBR—MBR組合工藝對(duì)NH4+-N和TN的處理效果如圖2、圖3所示。

圖2組合工藝對(duì)NH4+-N的處理效果

圖3組合工藝對(duì)TN的處理效果

由圖2可以看出，實(shí)驗(yàn)期間缺氧MBBR出水中的NH4+-N大幅降低，這主要?dú)w因于回流水的稀釋作用。缺氧MBBR出水經(jīng)兩級(jí)好氧MBBR和MBR進(jìn)一步處理后，NH4+-N依次降低，并主要發(fā)生在MBBR2和MBR處理段，MBBR1中NH4+-N濃度降幅很小。由圖3可以看出，TN主要在缺氧MBBR中被去除，僅有少量在MBBR1、MBBR2和MBR中被去除。這是由于缺氧MBBR中的反硝化菌利用垃圾瀝濾液厭氧出水中的有機(jī)碳源作為電子供體，將進(jìn)水及回流液中的NOx-N最終還原成氣態(tài)產(chǎn)物N2。

好氧反應(yīng)器中TN的降低可能是因?yàn)槲⑸锏耐饔�，還可能是因?yàn)榘l(fā)生了同步硝化反硝化。

2.1.1進(jìn)水pH的影響

A、B階段的進(jìn)水流量為1.26L/d，進(jìn)水NH4+-N約為1000mg/L，碳氮比為5~6。改變進(jìn)水的pH，考察其對(duì)氨氮去除效果的影響，即A階段進(jìn)水pH用稀H2SO4調(diào)節(jié)至7.0左右，B階段進(jìn)水不調(diào)節(jié)pH，pH為8.5左右。圖2表明，進(jìn)水pH的變化對(duì)NH4+-N總?cè)コ视绊懖幻黠@，均能達(dá)到99%左右。

但通過測(cè)定各反應(yīng)器內(nèi)的pH發(fā)現(xiàn)，MBBR1、MBBR2和MBR反應(yīng)器中的pH已分別由A階段的8.5、8.35和8.5左右升高至B階段的8.75、8.65和8.7左右。與此同時(shí)，MBBR2出水中的NH4+-N平均質(zhì)量濃度也由A階段的18.5mg/L升高至42.0mg/L。由于MBBR2出水NH4+-N比較低，MBR硝化效果基本未受影響。一般亞硝酸菌適宜的pH為7.0~8.5，硝酸菌適宜的pH為6.0~7.5。而B階段各反應(yīng)器內(nèi)pH升高至8.5以上，對(duì)硝化過程不利。因此，在后續(xù)實(shí)驗(yàn)中系統(tǒng)進(jìn)水pH預(yù)先調(diào)節(jié)至中性。

2.1.2碳氮比的影響

D、E階段進(jìn)水為未經(jīng)稀釋的垃圾瀝濾液厭氧處理出水，碳氮比分別為5.1~6.8、3.2~4.2。由圖2可見，D階段NH4+-N處理效果呈下降趨勢(shì)，第53天系統(tǒng)的NH4+-N總?cè)コ式抵?9.9%，這可能是因?yàn)镈階段進(jìn)水COD過高（約10000mg/L），對(duì)兩級(jí)好氧MBBR的硝化過程產(chǎn)生不利影響。當(dāng)E階段降低碳氮比（即COD降至6500mg/L左右）后，系統(tǒng)的處理效果逐漸恢復(fù)，NH4+-N總?cè)コ始s為99%。

因此，垃圾瀝濾液高濃度的NH4+-N決定了該系統(tǒng)應(yīng)在較低碳氮比下運(yùn)行。由圖3可知，E階段系統(tǒng)的TN總?cè)コ始s為81%，其中缺氧MBBR出水中NO2--N接近0，NO3--N約為5mg/L，說明盡管碳氮比較低，但碳源對(duì)于反硝化作用而言仍比較充足。一般認(rèn)為，每完全反硝化1g硝氮需消耗3.7~6.6gCOD，反硝化1g亞硝氮?jiǎng)t僅需消耗1.8~2.5gCOD。E階段MBBR2和MBR中的亞硝氮積累率分別達(dá)到90%、80%左右（見圖4），這是系統(tǒng)在較低碳氮比下獲得較高TN去除率的重要原因。

2.1.3進(jìn)水NH4+-N的影響

比較A、C、E3個(gè)運(yùn)行階段的NH4+-N處理效果可以發(fā)現(xiàn)（見圖2），在實(shí)驗(yàn)條件下，進(jìn)水NH4+-N對(duì)系統(tǒng)處理效果的影響較小，穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)出水NH4+-N＜15mg/L。C階段中第31~34天出現(xiàn)NH4+-N去除率突然下降的情況，這是由于當(dāng)時(shí)MBR的曝氣泵出現(xiàn)故障，曝氣量降低導(dǎo)致反應(yīng)器中的DO降低至1~2mg/L。當(dāng)DO恢復(fù)至>3.5mg/L后，NH4+-N總?cè)コ恃杆倩厣?9%以上。

圖4MBBR2和MBR中游離氨及亞硝氮積累率的變化

由圖4可見，不同進(jìn)水NH4+-N濃度下，MBBR2在A階段的亞硝氮平均積累率為73.3%，C階段和E階段>90%；MBR中的亞硝氮積累率由A階段的＜10%逐漸上升至E階段的80%左右。據(jù)報(bào)道，硝酸菌和亞硝酸菌的最適宜pH分別為6.0~7.5、7.0~8.5〔13〕，其受抑制的游離氨（FA）質(zhì)量濃度分別為0.1~1.0、10~150mg/L。

因此認(rèn)為兩個(gè)反應(yīng)器中亞硝酸鹽積累越來越明顯是因?yàn)殚L(zhǎng)期在pH>8.0、FA>1mg/L的環(huán)境下運(yùn)行。第31~34天，MBR積累率突然升高是由前述DO變化造成的。因?yàn)閬喯跛峋拖跛峋娜芙庋躏柡统?shù)一般分別為0.2~0.4、1.2~1.5mg/L，在低DO下亞硝酸菌的生長(zhǎng)速率大于硝酸菌的生長(zhǎng)速率，亞硝化過程占優(yōu)。

此外，MBBR2接入系統(tǒng)前亞硝氮積累率為85%左右，這是MBBR2在運(yùn)行初期就有明顯亞硝酸積累的主要原因之一。MBR在A運(yùn)行階段亞硝氮積累率較低可能是因?yàn)樵撾A段進(jìn)水NH4+-N相對(duì)較低，MBBR2出水NH4+-N平均已降至16.5mg/L，導(dǎo)致MBR中可利用的亞硝化過程的底物（NH4+-N）很少，主要發(fā)生NO2--N氧化為NO3--N的反應(yīng)，而且MBR接入系統(tǒng)前亞硝氮積累率僅為15%左右。隨著進(jìn)水NH4+-N增加，MBBR2出水中NH4+-N也相應(yīng)升高，這是運(yùn)行后期MBR實(shí)現(xiàn)短程硝化的必要條件之一。

綜上，在進(jìn)水流量為1.0L/d，pH約為7.0，COD約為6500mg/L，好氧MBBR、MBR中DO為3~4.5mg/L的條件下，即使進(jìn)水NH4+-N高達(dá)1650mg/L左右，組合工藝對(duì)NH4+-N和TN的去除率仍能達(dá)到約99%和81%，出水NH4+-N質(zhì)量濃度低于15mg/L，缺氧/兩級(jí)好氧MBBR—MBR組合工藝能夠有效去除垃圾瀝濾液厭氧處理出水中的高濃度NH4+-N。而且在MBBR2和MBR中實(shí)現(xiàn)了短程硝化，降低了反硝化對(duì)碳源的需求量，系統(tǒng)無需外加碳源。

2.2COD的去除效果

實(shí)驗(yàn)期間，缺氧/兩級(jí)好氧MBBR—MBR組合工藝對(duì)COD的去除效果見圖5。

圖5組合工藝對(duì)COD的去除效果

圖5表明，實(shí)驗(yàn)期間系統(tǒng)對(duì)COD的總?cè)コ瘦^穩(wěn)定，在77%~89%。在A、B、C、E運(yùn)行階段，COD主要在缺氧MBBR中通過反硝化作用被去除。系統(tǒng)進(jìn)水COD為4700~7800mg/L時(shí)，缺氧MBBR實(shí)際進(jìn)水COD（考慮回流）經(jīng)計(jì)算可知約為1500~2500mg/L，缺氧段出水COD為800~1600mg/L，僅剩余少量可降解COD在好氧MBBR1中被異養(yǎng)菌消耗。

而在D運(yùn)行階段，由于該階段進(jìn)水COD已升至約10000mg/L，因此缺氧段出水中可降解COD增多，MBBR1對(duì)COD的去除作用明顯增加�？梢奙BBR1的設(shè)置減小了進(jìn)水COD波動(dòng)對(duì)系統(tǒng)去除效果的影響。MBBR2和MBR對(duì)COD去除作用不明顯，有時(shí)甚至出現(xiàn)出水COD升高的現(xiàn)象，原因可能是其出水中含有更高濃度的亞硝氮，然而實(shí)驗(yàn)所采用的COD測(cè)定方法無法消除亞硝氮對(duì)測(cè)定的影響。

2.3生物膜和污泥中的硝化細(xì)菌特性分析

為深入分析反應(yīng)器運(yùn)行狀態(tài)間的差異及反應(yīng)器中短程硝化的實(shí)現(xiàn)機(jī)制，在E階段系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)，采用MPN計(jì)數(shù)法對(duì)MBBR1、MBBR2和MBR內(nèi)的微生物進(jìn)行亞硝酸菌、硝酸菌數(shù)量測(cè)定，見表2。

查表可得，MBBR1中每顆填料生物膜上的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數(shù)分別為4.5×104和90；MBBR2中每顆填料生物膜上的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數(shù)分別為4.5×106和4.5×103；MBR反應(yīng)器污泥混合液中所含的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數(shù)分別為1.1×106mL-1和4.5×104mL-1。

與MBBR2相比，MBBR1中的亞硝酸菌和硝酸菌均小2個(gè)數(shù)量級(jí)，這是MBBR1硝化效果相對(duì)較差的根本原因。且由上述計(jì)算結(jié)果可見，MBBR1中的硝酸菌數(shù)量很少，亞硝酸菌為優(yōu)勢(shì)菌，因此MBBR1中主要發(fā)生的是亞硝化過程，其出水中硝酸鹽幾乎為0。

MBBR2和MBR中的亞硝氮平均積累率分別約為90%、80%，由MPN計(jì)數(shù)結(jié)果可知2個(gè)反應(yīng)器中都是亞硝酸菌相對(duì)更占優(yōu)勢(shì)，其中MBBR2中亞硝酸菌與硝酸菌的數(shù)量比為1000∶1，MBR中為24.4∶1，這是這兩個(gè)反應(yīng)器都能實(shí)現(xiàn)短程硝化的原因之一。但由于2個(gè)反應(yīng)器中也大量存在硝酸菌，因此在較高pH條件下，反應(yīng)器中高濃度的FA對(duì)硝酸菌活性的抑制作用也是實(shí)現(xiàn)短程硝化的重要因素。

3結(jié)論

（1）缺氧/兩級(jí)好氧MBBR—MBR組合工藝對(duì)垃圾焚燒廠瀝濾液厭氧處理出水具有良好的處理效果，尤其能有效去除瀝濾液中高濃度的NH4+-N。在進(jìn)水pH約為7、進(jìn)水流量1.0L/d、總回流比400%的條件下，即使瀝濾液中NH4+-N約為1650mg/L，COD約為6500mg/L時(shí)，系統(tǒng)對(duì)COD、NH4+-N、TN的去除率仍分別達(dá)到80%、99%、81%左右，系統(tǒng)無需外加碳源，出水NH4+-N＜15mg/L。

（2）系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)，MBBR2、MBR中的亞硝酸鹽平均積累率分別約90%、80%，實(shí)現(xiàn)了短程硝化。較高的pH和FA是反應(yīng)器亞硝酸積累的重要原因。

（3）MPN計(jì)數(shù)法測(cè)定結(jié)果表明，MBBR2和MBR中都大量存在亞硝酸菌和硝酸菌，其中MBBR2中亞硝酸菌與硝酸菌數(shù)量比為1000∶1，MBR中為24.4∶1，亞硝酸菌的數(shù)量占優(yōu)勢(shì)。

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