垃圾填埋場滲濾液是一種成分復雜、 污染程度很高的有機廢水,其中高氨氮、 高有機物和營養(yǎng)元素比例失調(diào)等獨特的水質(zhì)特點使?jié)B濾液難于處理[1]. 由于生物脫氮可實現(xiàn)真正意義的氮去除,而非“污染轉(zhuǎn)嫁”,因此生物法是目前處理垃圾滲濾液應(yīng)用最廣泛的方法[2, 3, 4]. 研究表明,厭氧-好氧組合工藝可以同時去除滲濾液中有機物與氨氮,并且在厭氧反應(yīng)器內(nèi)可實現(xiàn)同步反硝化和產(chǎn)甲烷,以強化有機物和氮的去除. 因此,該工藝成為目前滲濾液生物處理的主導工藝[5, 6, 7].

　　由于滲濾液內(nèi)的高氨氮所形成的游離氨(FA)對硝化菌活性產(chǎn)生產(chǎn)生抑制作用,使硝化作用無法進行[8, 9]. 同時,硝化反硝化作用受溫度的影響較大,當溫度低于15℃時,硝化、 反硝化速率明顯降低,當溫度10℃以下時,反硝化作用將停止[10, 11]. 鑒于上述原因,本實驗針對實際垃圾填埋場滲濾液,采用單級UASB-SBR生化系統(tǒng)進行處理,基于623 d的連續(xù)實驗,考察系統(tǒng)在常、 低溫條件下的去有機物和除氮特性,力求實現(xiàn)高氨氮和有機物的同步、 深度去除， 同時考察SBR系統(tǒng)內(nèi)氮的轉(zhuǎn)化規(guī)律.

　　1 材料及方法

　　1.1 實驗用水來源與水質(zhì)特性

　　本研究所采用的垃圾滲濾液取自北京六里屯垃圾填埋場,其水質(zhì)特征見表 1.

　　表 1 滲濾液水質(zhì)特征/mg ·L-

　　1.2 接種污泥

　　UASB接種厭氧顆粒污泥取自哈爾濱啤酒廢水處理廠， SBR接種污泥取自本實驗室處理生活污水氧化溝內(nèi)具有良好脫氮活性的污泥，濃度為2 500 mg ·L-1

　　1.3 實驗裝置及運行方式

　　采用 UASB-SBR生化系統(tǒng)處理垃圾填埋場滲濾液,實驗裝置如圖 1所示.

　　圖 1 單級UASB-SBR生化系統(tǒng)示意

　　原水箱由不銹鋼制成,容積為50 L,水箱中間為容積10 L的水浴加熱區(qū). UASB反應(yīng)器的材質(zhì)為有機玻璃,有效容積為1.5 L. SBR反應(yīng)器由有機玻璃構(gòu)成,有效容積為12 L,采用鼓風曝氣,SBR在室溫下運行. 滲濾液從原水水箱通過蠕動泵與回流的 SBR硝化出水一起進入UASB反應(yīng)器,進行缺氧、 厭氧反應(yīng). 經(jīng)UASB處理的滲濾液進入SBR,完成生物脫氮的硝化-反硝化反應(yīng)及殘余有機物的去除. SBR運行模式：靜態(tài)進水→曝氣反應(yīng)→靜沉→硝化上清液回流→缺氧攪拌(投加碳源)→靜沉、排水.

　　1.4 水樣測定方法

　　NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N、 COD和堿度等水質(zhì)指標均采用國家規(guī)定的標準方法[12]. TN通過TN分析儀(Multi N/C3000,德國耶拿)測定. 采用WTW測定儀及相應(yīng)探針監(jiān)測液相內(nèi)DO、 ORP、 pH值.

　　1.5 實驗運行條件

　　本實驗共運行623 d,分4個階段, Ⅰ為實驗啟動階段, Ⅱ~Ⅳ為穩(wěn)定運行階段. 實驗運行條件如表 2所示. SBR運行參數(shù):進水 2 min,曝氣和缺氧攪拌反應(yīng)時間采用DO、 ORP、 pH儀實時控制,靜沉、 硝化上清液回流 30 min,靜沉、 排水30 min. 溶解氧(DO)濃度為1.0～2.5 mg ·L-1, SBR反硝化階段不進行曝氣,只進行缺氧攪拌,因此DO濃度始終小于0.06 mg ·L-1. 污泥濃度(MLSS) 2 500 mg ·L-1,污泥齡(SRT)30 d, 溫度10.4～32.1℃. UASB運行參數(shù)為:HRT 1 d, MLSS 20 g ·L-1, SRT 40 d.

　　表 2 實驗運行條件

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 垃圾滲濾液內(nèi)有機物去除的長期穩(wěn)定性

　　圖 2為單級UASB-SBR生化系統(tǒng)對滲濾液內(nèi)有機物去除的長期穩(wěn)定性. 階段Ⅰ,采用逐步提高UASB進水有機負荷的方式運行,通過將垃圾滲濾液用自來水分別按5 ∶1(0～26 d)、 4 ∶1(27～58 d)、 3 ∶1(59～74 d)、 1.5 ∶ 1(75～96 d)和不稀釋(97～115 d)來運行,相應(yīng)的進水有機負荷(以COD計，下同)分別為4.45、 5.81、 8.67、 9.24和11.95 kg ·(m3 ·d)-1. 經(jīng)過115 d的運行,系統(tǒng)對有機物的去除率在90%以上,最終出水COD小于390 mg ·L-1,系統(tǒng)啟動成功. 此后運行過程中,由于原滲濾液的特性不同,導致進水COD出現(xiàn)了較大的波動. 實驗期間,進水COD介于1 000～13 800 mg ·L-1之間,出水COD濃度為150.1～1 234 mg ·L-1,平均去除率在90%以上. UASB反應(yīng)器的進水負荷在1.0～13.8 kg ·(m3 ·d)-1范圍內(nèi)波動,平均值為5.92 kg ·(m3 ·d)-1. 4個階段的最終出水COD平均值分別為201、 315、 364和387 mg ·L-1,實現(xiàn)了有機物深度去除. 需要指出的是,原滲濾液中有機物的去除主要在UASB反應(yīng)器內(nèi)(反硝化作用和厭氧生物降解)完成的, SBR實現(xiàn)了UASB出水中有機物的深度去除. 由于UASB 反應(yīng)器的效能和進水有機負荷關(guān)系較大,當原滲濾液有機物濃度較高時,UASB反應(yīng)器的效能越高,反之當進水COD較低時,UASB反應(yīng)器的效能越低.

　　圖 2 UASB-SBR生化系統(tǒng)對滲濾液內(nèi)有機物去除的長期穩(wěn)定性

　　2.2 垃圾滲濾液內(nèi)氨氮去除的長期穩(wěn)定性

　　圖 3為氨氮在單級UASB-SBR生化系統(tǒng)內(nèi)的去除情況. 在階段Ⅰ,系統(tǒng)處于啟動過程,隨著原水稀釋比例的逐漸減小,進水NH+4-N濃度逐漸增加. 啟動過程,在4種條件下,UASB的進水有機負荷(以N計)分別為0.33、 0.44、 0.63和0.91 kg ·(m3 ·d)-1. 從第97 d開始,原滲濾液直接進入反應(yīng)器,運行至115 d,系統(tǒng)獲得了穩(wěn)定的氮去除效果,至此完成了實驗啟動. 在以后的運行過程中,階段Ⅱ和Ⅳ階段的原滲濾液NH+4-N濃度較高,平均值分別為1 927 mg ·L-1和1 789.5 mg ·L-1,屬于較為典型的晚期垃圾滲濾液. 階段Ⅲ,原滲濾液NH+4-N濃度較低,平均值為906 mg ·L-1,屬于早期滲濾液.

　　圖 3 單級UASB-SBR生化系統(tǒng)對滲濾液內(nèi)氨氮去除的長期穩(wěn)定性

　　從圖 3(a)還可看出,相對于原滲濾液,UASB出水NH+4-N濃度有了較大程度的降低,這是由于SBR硝化液回流稀釋作用,而非生物降解作用. 整個實驗期間,SBR出水NH+4-N平均濃度穩(wěn)定在10 mg ·L-1以下,這也是系統(tǒng)的最終出水,因此,單級UASB-SBR系統(tǒng)獲得了穩(wěn)定的氮去除.

　　圖 3(b)為SBR系統(tǒng)內(nèi)NH+4-N去除率和溫度的變化關(guān)系圖. 整個實驗期間,由于SBR反應(yīng)器在室溫條件下運行,季節(jié)的更替導致了SBR內(nèi)水溫的不斷變化. 對于硝化反應(yīng),文獻報道適宜溫度范圍為20～30℃,一般溫度低于15℃時,硝化速率明顯降低,硝化反應(yīng)受到明顯抑制. 本實驗過程中,溫度波動較大,最高為32.1℃,最低為10.2℃左右,系統(tǒng)在較長期的低溫條件下運行,其中15℃的運行天數(shù)共計為171 d,但SBR系統(tǒng)仍然維持了幾乎為100%的NH+4-N去除率,并且硝化速率并未受到明顯影響.

　　2.3 系統(tǒng)內(nèi)有機物和氮的物料衡算

　　表 3為整個實驗期間,生化系統(tǒng)內(nèi)UASB和SBR單元內(nèi)有機物和氮的物料衡算關(guān)系. 由此可知,不同的運行階段,由于進水COD和NH+4-N濃度差異較大,因此去除機制也不盡相同. 在階段Ⅰ和Ⅲ,進水COD濃度較高,而NH+4-N濃度較低時,滲濾液內(nèi)的有機物主要通過UASB內(nèi)的厭氧產(chǎn)甲烷作用去除, UASB內(nèi)的反硝化和SBR的硝化作用去除貢獻為20%左右. 在階段Ⅱ和Ⅳ,進水COD濃度較低,而NH+4-N濃度較高時,滲濾液內(nèi)的有機物主要通過UASB內(nèi)的反硝化作用去除, UASB內(nèi)的厭氧產(chǎn)甲烷作用和SBR的硝化作用去除貢獻約為20%左右.

　　表 3 生化系統(tǒng)UASB和SBR單元的有機物和氮的物料衡算關(guān)系1)

　　此外,對于滲濾液內(nèi)的NH+4-N,主要通過SBR的好氧硝化作用去除,貢獻率為95%以上. UASB反應(yīng)器內(nèi)去除少量NH+4-N,應(yīng)為微生物的同化作用利用. 對于滲濾液內(nèi)的TN去除,主要在UASB和SBR反應(yīng)器內(nèi)完成,兩者貢獻大小主要取決于SBR硝化液的回流比. 當回流比較大時, UASB作為TN去除的主要角色. 當回流比較小時,TN去除主要在SBR內(nèi)完成. 需要指出的是, SBR好氧過程,TN損失是由于系統(tǒng)內(nèi)存在同步硝化-反硝化作用,而缺氧過程TN去除是因為氧化態(tài)氮被還原成氮氣,從系統(tǒng)中逸出.

　　2.4 低溫條件下SBR系統(tǒng)深度脫氮

　　圖 4為低溫條件下SBR內(nèi)氮的轉(zhuǎn)化規(guī)律. 在溫度分別為 14.9、 11.05、 17.1和13.4℃條件下,獲得了充分的全程生物脫氮[圖 4(a)、 4(b)]和短程生物脫氮[圖 4(c)、 4(d)]. 對于全程生物脫氮,2種溫度下出水NH+4-N分別為0.12 mg ·L-1和 0.6 mg ·L-1,出水TN分別為4.13 mg ·L-1和16.5 mg ·L-1,實現(xiàn)了深度脫氮. 即使在11.05℃時,NH+4-N和TN的去除率仍高達99.8%和86.7%. 需要指出,反硝化過程中出現(xiàn)NO-2-N積累，積累濃度分別為21.5 mg ·L-1和34.9 mg ·L-1,這種現(xiàn)象已被觀察到[13, 14],認為NO-2-N的還原速率低于NO-3-N還原速率是主要原因.

　　圖 4 低溫條件下,SBR典型周期內(nèi)TN、 NH+4-N、 NO-3-N、 NO-2-N的變化規(guī)律

　　對于短程生物脫氮,2種溫度條件下,SBR實現(xiàn)了充分短程硝化. 在硝化過程中NH+4-N降低,相應(yīng)地NO-2-N上升. 硝化過程TN損失了約17.6%～5.2%,可認為是同步硝化反硝化作用. 硝化結(jié)束時,SBR內(nèi)亞硝積累率分別為96.7%和96.8%,維持了穩(wěn)定的短程硝化. 反硝化過程中,隨著NO-2-N的迅速還原,TN和NO-2-N不斷降低. 2種溫度下,SBR出水TN分別為15.9 mg ·L-1和26.4 mg ·L-1,實現(xiàn)了氮的深度去除.具體參見污水寶商城資料或http://www.dongaorq.cn更多相關(guān)技術(shù)文檔。

　　3 結(jié)論

　　(1)單級UASB-SBR系統(tǒng)可實現(xiàn)滲濾液內(nèi)高濃度有機物的長期穩(wěn)定去除,在進水COD為1 000～13 800 mg ·L-1條件下,出水COD為150～1 234 mg ·L-1,去除率維持在90%左右. 基于UASB內(nèi)高效的反硝化和厭氧生物降解作用,去除了原水中大部分有機物,SBR實現(xiàn)了UASB出水中有機物的深度去除.

　　(2) 單級UASB-SBR生化系統(tǒng)實現(xiàn)了長期穩(wěn)定的氮去除. 在進水NH+4-N濃度為574～2 360 mg ·L-1條件下,出水NH+4-N小于10 mg ·L-1,去除率維持在95%以上,實現(xiàn)了氨氮的深度去除. 此外,UASB 和SBR系統(tǒng)內(nèi)充分的反硝化為SBR硝化過程提供了充足的堿度,使得硝化反應(yīng)過程得以順利進行.

　　(3)低溫條件下,SBR系統(tǒng)獲得穩(wěn)定的生物脫氮特性,成功跨越2個冬季,15℃以下共計171 d,最低溫度為10.2℃.