城市垃圾填埋場滲濾液處理方案及其分析
隨著城市垃圾衛生填埋技術的不斷應用,對其二次環境污染問題的研究越來越廣泛深入。作為防止該技術應用過程中二次污染問題內容之一的滲濾液處理方法和技術的研究也日益得到重視。由于滲濾液水質水量的復雜多變性,目前尚無十分完善的處理工藝,大多根據不同填埋場的具體情況及其它經濟技術要求提出有針對性的處理方案和工藝。
垃圾填埋場滲濾液的處理技術既有與常規廢水處理技術的共性,也有其極為顯著的特殊性。滲濾液的處理有場內和場外兩大類處理方案。具體方案有以下幾種：
(1)直接排入城市污水處理廠進行合并處理；
(2)滲濾液向填埋場的循環噴灑處理；
(3)經必要的預處理后匯入城市污水處理廠合并處理；
(4)在填埋場建設污水處理站(廠)進行獨立處理。
這些處理方案須在充分的技術經濟比較和處理可行性研究的基礎上合理而慎重地選用。通常有兩方面的問題必須首先加以研究。首先是采用何種處理方案,其次是采用什么樣的處理工藝方法。本文就前一問題進行了分析探討。
1 與城市污水廠的合并處理(場外處理)
滲濾液與規模適當的城市污水處理廠合并處理是最為簡單的處理方案,它不僅可以節省單獨建設滲濾液處理系統的大額費用,還可以降低處理成本,利用污水處理廠對滲濾液的緩沖、稀釋作用和城市污水中的營養物質實現滲濾液和城市污水的同時處理。但這并非是普遍適用的方法。一方面,由于垃圾填埋場往往遠離城市污水處理廠,滲濾液的輸送將造成較大的經濟負擔；另一方面,由于滲濾液所特有的水質及其變化特點,在采用此種方案時,如不加控制,則易造成對城市污水處理廠的沖擊負荷,影響甚至破壞城市污水處理廠的正常運行。因而,在考慮合并處理方案時,必須研究其工藝上的可行性。對采用傳統活性污泥工藝的城市污水處理廠而言,不同污染物濃度滲濾液量與城市污水處理廠的處理規模的比例是決定其可行性的重要因素。有研究表明,當滲濾液的COD濃度為24000mg/L時,須嚴格控制上述比例。當兩者之體積比達4%～5%時,城市污水處理廠的運行將受到影響,出現污泥膨脹問題；當滲濾液的COD濃度為3500mg/L時,上述比例一般不得超過40%,否則須通過延長污泥齡的方法來保證處理系統中活性污泥的數量。為保證處理效果,可通過增加曝氣池中污泥濃度(X)的方法或擴大處理設施容積加以解決。但泥齡過長時,往往因污泥的活性低而影響處理效果,而擴大處理設施容積勢必帶來投資的不經濟。筆者在采用厭氧(ABR)(水解酸化)-活性污泥法處理滲濾液與城市污水的混合廢水時,當原滲濾液的COD濃度分別為3700mg/L～4500mg/L和6500mg/L～9000mg/L時,為保證系統的處理出水水質,宜將混合比分別控制在4∶6和2∶8[1]。
有報道表明[2],延時曝氣活性污泥系統可有效地處理滲濾液和生活污水的混合廢水,SBR系統處理混合廢水時可達到85%～90%和90%的TOC和BOD去除率。經馴化后的活性污泥,在處理過程中不管是否投加葡萄糖或其它營養元素,可使滲濾液中的有機物去除80%,滲濾液和城市污水混合4h后污泥微生物即發揮降解作用,若增加曝氣池中的污泥濃度,反應時間可進一步縮短。運行過程中,廢水的COD去除率一直比較穩定。在這種形式下運行,無需另外添加營養物質,故這種處理方案具有良好的經濟性。但該研究并未明確滲濾液與城市污水的比例。目前,國內的垃圾填埋場多未建設場內的獨立滲濾液處理系統,大多將滲濾液直接匯入城市污水處理廠進行合并處理,往往影響污水處理廠的正常運行。如蘇州七子山垃圾填埋場在運行初期,將滲濾液收集后直接送至當時(1993年)處理規模為5000m3/d的蘇州城西污水處理廠。雖然當時因滲濾液的產生量較小而并未對原有系統的正常運行造成危害,但隨著滲濾液量的增加(由占該廠處理能力的16.7%增加至48%,滲濾液的COD濃度為3500mg/L～6000mg/L),污水處理廠的運行受到嚴重干擾(該廠采用傳統的活性污泥處理工藝)。在將滲濾液停止引入后該廠運行則得到恢復。
滲濾液與城市污水的合并處理不失為一種經濟的處理方案,在我國目前尚無足夠的經濟實力都建場內滲濾液處理廠的情況下,采用此方案有其實用意義,但有必要根據實際情況及滲濾液的特性作深入的可行性研究,以確定合理的滲濾液與城市污水的比例及必要的預處理方法,同時結合城市污水廠的建設,采用穩定可靠、高效的合并處理工藝系統。
2 循環噴灑處理(場內處理)
滲濾液的循環噴灑是一種較為有效的處理方案。通過回噴可提高垃圾層的含水率(由20%～25%提高到60%～70%),增加垃圾的濕度,增強垃圾中微生物的活性,加速產甲烷的速率、垃圾中污染物溶出及有機物的分解。其次,通過回噴,不僅可降低滲濾液的污染物濃度,還可以因噴灑過程中揮發等作用而減少滲濾液的產生量,對水量和水質起穩定化的作用,有利于廢水處理系統的運行,節省費用。Robinson和Maris等人的研究表明,將滲濾液收集并通過回灌使之回到填埋場,除有上述作用外,還可以加速垃圾中有機物的分解,縮短填埋垃圾的穩定化進程(使原需15年～20年的穩定過程縮短至2年～3年)[3]。Chian等人報道,通過回流循環,滲濾液的BOD5和COD可分別降到30mg/L～350mg/L和70mg/L～500mg/L[4]。北英格蘭的Seamer Carr垃圾填埋場將一部分滲濾液循環噴灑,20個月后噴灑區滲濾液的COD值有明顯的降低,金屬濃度則大幅度下降,NH3-N濃度基本保持不變,說明金屬離子濃度下降不僅由稀釋作用引起,垃圾中無機物的吸附作用也不可忽視[5]。
美國Pittsburgh大學土木與環境工程系教授Pohland等人把垃圾填埋場看作生物反應器(Bio-reactor)進行了深入的滲濾液噴灑回灌研究[6]。在采用噴灑處理方案時,必須注意噴灑的方式和噴灑的量。一方面,噴灑的滲濾液量應根據垃圾的穩定化進程而逐步提高。一般在填埋場處于產酸階段早期時,回噴的滲濾液量宜少不宜多,在產氣階段則可以逐漸增加。由于垃圾填埋場本身是一個生物反應器,因而回灌的滲濾液量除可根據其最佳運行的負荷要求確定外,還可以根據填埋場的產氣情況來確定。另一方面,填埋場內不同位置的垃圾可能處于不同的穩定化階段,因而為保證噴灑的應用效果,應將穩定化程度高的垃圾層區(產甲烷區)所排出的滲濾液回噴至新填入的垃圾層(產酸區),而將新垃圾層所產生的滲濾液回噴至老的穩定化區,這樣有利于加速污染物的溶出和有機污染物的分解,同時加速垃圾層的穩定化進程。典型的滲濾液噴灑系統(生物反應器)如圖1所示。
 圖1 典型的滲濾液噴灑回灌(生物反應器)系統 |
滲濾液的循環噴灑處理法的提出已有多年,但其實際應用則是近10多年的事。目前美國已有200多座垃圾填埋場采用了此技術。該方法除具有加速垃圾的穩定化、減少滲濾液的場外處理量、降低滲濾液污染物濃度等優點外,還有比其它處理方案更為節省的經濟效益。Pohland以每公頃填埋場的年總費用單位(Total Annual Cost Units, TACU--包括垃圾處理和滲濾液處理的投資及運轉費用)對滲濾液處理的不同方案所作的經濟比較表明,循環噴灑法可比其它方法節省一個平均TACU,是最省的方法。Mosher等人的研究表明,滲濾液回灌噴灑處理不僅縮短了Keele Valley填埋場的穩定化進程及沼氣的產生時間,而且增加了填埋場的有效庫容量,促進了垃圾中有機化合物的降解[7]。
 圖2 滲濾液場內硝化-反硝化結構模型 |
雖然滲濾液的場內噴灑處理法有前述諸多優點,但至少還存在以下兩個問題：
(1)不能完全消除滲濾液。由于噴灑或回灌的滲濾液量受填埋場特性的限制,因而仍有大部分滲濾液須外排處理；
(2)通過噴灑循環后的滲濾液仍需進行處理方能排放,尤其是由于滲濾液在垃圾層中的循環,導致其NH3-N不斷積累,甚至最終使其濃度遠高于其在非循環(Single Pass Leachating)滲濾液中的濃度[6,8]。第一個問題是由此方法的特性決定的。對于第二個問題,如將含高濃度NH3-N的滲濾液作場外處理,則有增加額外處理費用的問題。為解決此問題,Onay等人開展了場內處理的研究[9]。他們根據硝化和反硝化原理及滲濾液噴灑后的垃圾層中流態,提出了缺氧→厭氧→好氧→缺氧的三組分模擬垃圾填埋系統(如圖2所示)。圖2中位于上部的缺氧區和底部的好氧區用于NH3-N的轉化和去除,中間的厭氧區用于產氣。該模型運行時,通過滲濾液的循環,將脫氮過程所需要的碳源和硝態氮從底部的好氧區送至頂部的缺氧區,而厭氧區中殘留的C和N則相應地送至好氧區,從而實現硝化和反硝化,NH3-N的轉化率達95%。同時,滲濾液中硫化物也可得到有效的去除。
滲濾液循環噴灑的場內處理方法在我國的應用并不多見,除了上述兩個原因及我國處于垃圾填埋技術應用的初級階段外,尚有在回噴過程中所帶來的環境衛生問題、安全及設計技術問題[10]。在采用循環噴灑技術時,要求在填埋場的頂部有部分敞開便于設立規則性排列的溝道及回噴配水系統；回噴后所排出的中低濃度的滲濾液仍需經進一步處理后才能排放。
3 預處理-合并處理(場內-場外處理)
預處理-合并處理是基于減輕進行直接混合處理時滲濾液中有害的毒物對城市污水處理廠的沖擊危害而采取的一種場內外聯合處理方案。滲濾液首先通過設于填埋場內的預處理設施進行處理,以去除滲濾液中的重金屬離子、氨氮、色度以及SS等污染物質或通過厭氧處理以改善其可生化性、降低負荷,為合并處理正常運行創造良好的條件。
對于"年輕"和"年老"的混合型垃圾填埋場(指垃圾中含有一定數量的工業廢棄物)產生的滲濾液及城市污水處理廠規模較小而采用合并處理的情形,進行物理化學等預處理去除滲濾液中的重金屬離子、氨氮等尤為必要。滲濾液中不僅含有多種金屬或重金屬離子,而且它們的含量可達到較高的數值。但無論采用何種處理方案,生物處理是滲濾液的一種必不可少的主體處理方法。無論是厭氧處理還是好氧處理,有機污染物的去除或轉化均是通過微生物的作用完成的,因而微生物在處理工藝設施中的良好生長繁殖是保證處理效果的前提。為使微生物正常生長,除了使其物化環境中含有可降解的有機基質及必要的營養存在外,還須保證廢水中適量的營養物質和微量元素。營養物質確定的主要依據是微生物細胞的化學組成。滲濾液中主要營養物質的實際含量大多遠高于微生物所需的濃度,若不作適當的預處理則將給生物處理造成危害。
化學物質對微生物活性的影響與其濃度有密切的關系。大多數化學物質在濃度很低時對生物活性有一定的刺激作用(或促進作用)；當濃度較高(超過臨界濃度)時則產生抑制作用,且濃度愈高抑制作用愈強烈。研究表明,幾乎所有微生物的生長都離不開鉀、鎂、鈣、鈉、鐵、錳、鈷、銅、鎳、鋅、鉬和釩等金屬元素。當這些金屬適量存在時,對于微生物的生長具有作為酶催化劑、在氧化還原反應中傳遞電子(將ADP轉化為ATP)以及調節微生物滲透壓等作用。若在處理過程中,這些痕量元素的含量不足,可引起污泥的膨脹問題[11]。但對于年輕填埋場的滲濾液而言,其所含大多數重金屬離子濃度的高限要遠超過重金屬元素對微生物毒害作用的最低限值(如好氧條件下：汞0.01mg/L、鎘0.1mg/L、銅1.0mg/L、六價鉻0.01mg/L、鎳0.1mg/L～1mg/L等),因而其對微生物的不良影響則是毒害作用。中科院生態環境研究中心在半連續投料及完全混合方式條件下對鉻、銅、鎳、鉛和鋅等重金屬的抑制作用的研究表明,在厭氧條件下上述各離子的抑制濃度分別為0.4mg/L～1.0mg/L, 0.5mg/L～2.0mg/L, 2.5mg/L～4.0mg/L, 0.1mg/L～0.3mg/L和0.7mg/L～1.2mg/L,毒性大小的次序大致為鉛＞鉻＞銅＞鋅＞鎳。此外,當幾種重金屬離子共存時所產生的毒性要比單獨存在時大,亦即污泥對混合離子協同作用的承受能力要比任一單個離子的承受能力低[12]。
有關滲濾液中重金屬離子及NH3-N去除的預處理工藝已有較多的研究報道[12～15]。重金屬離子的去除多采用物理化學法,而NH3-N的去除除吹脫等物理化學方法外,可結合合并生物處理工藝系統的設計加以考慮。
滲濾液中高濃度的NH3-N是影響滲濾液生物處理的另一重要因素。過高的NH3-N濃度亦將抑制微生物的正常生長及合并處理的有效運行。同時,傳統的生物處理工藝難以有效去除NH3-N。因而或須進行預處理或考慮采用具生物脫氮功能的A2/O(或A/O)處理系統才能有效地將其去除。
4 建設獨立的場內完全處理系統
由于城市垃圾填埋場通常位于離城市較遠的偏遠山谷地帶,當城市污水處理廠離填埋場較遠時,采用與城市污水處理廠合并處理的方案往往因滲濾液遠距離輸送的費用較高而不經濟,此時建設場內獨立的完全處理系統便成為一種可資選擇的方案。但由于滲濾液的污染負荷很高,尤其是有毒有害物含量較高,因而其處理工藝系統須為多種處理方法的有機組合。目前多采用預處理→生物處理→后處理的工藝流程。建設場內獨立處理系統困難在于：
(1)滲濾液的水質隨填埋場年齡的變化而有較大的變化,在考慮其處理時必須采用抗沖擊負荷能力和適應性強的工藝系統。對于"年輕"填埋場滲濾液宜于采用生物處理工藝,而對"年老"填埋場滲濾液,則宜采用物化處理。因而其處理工藝流程操作管理復雜,運行效果難以得到長期的保證；
(2)滲濾液中往往含有多種重金屬離子和較高濃度的NH3-N,需采用化學等方法加以必須的預處理乃至后處理,故其運轉費用較高；
(3)滲濾液中的營養比例(C∶N∶P)往往失調,其突出特點是氮含量過高和磷含量不足,需要在處理過程中削減氮而補充必須的磷；
(4)填埋場滲濾液的產量與城市污水處理廠處理規模相比往往較小,因而單獨設置小規模的處理系統在運轉費用方面缺乏經濟上的優越性。
5 結語
滲濾液有不同的處理方案,但應因地制宜地通過技術經濟比較后合理地選擇。在經濟發達且實際條件許可的情況下,可建設場內獨立的完全處理系統；在經濟尚不發達的地區則可采用預處理*.合并處理的方案；在無力建設處理設施的情況下則可采用回灌與合并處理相結合或直接將滲濾液排入就近城市污水廠合并處理的方案。應該說,場內預處理-場外合并處理是一種較為理想的處理方案。在場內建設物化預處理設施,不僅可大大減輕其后續合并處理對城市污水處理廠的壓力,而且物化處理方式運轉靈活,便于根據水質的變化及時調整工藝運行參數。經預處理后的滲濾液匯入城市污水處理廠合并處理則既可借助于城市污水中的營養物質又可合理利用其較大的處理規模而節省運轉費用。但采用此方案時,須根據具體情況(滲濾液的日平均產生量、水質及城市污水處理廠的規模)對滲濾液量與城市污水量的混合比例作充分的可行性研究,這也是有關管理人員,尤其是城市污水廠的管理人員關心和擔心的問題。
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