生活垃圾瀝濾液處理工藝
我國的生活垃圾尚未實現分類收集，較多的廚余物導致垃圾含水率較高，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。堆酵過程中會產生大量垃圾瀝濾液，其成分復雜、毒性大，有機污染物極高（COD30000~80000mg/L），還含有高濃度的氨氮（NH4+-N300~1800mg/L），必須進行適當處理，否則會對環境造成嚴重污染。發達國家一般采用垃圾瀝濾液回噴焚燒爐燃燒的方式處理，但是我國垃圾含水率高，瀝濾液產量大，因此該種處理方式在國內并不適用。目前我國尚無一種成熟的經濟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80~100元/t，且可能會對污水處理廠的穩定運行造成沖擊。
前期研究發現，垃圾瀝濾液可生化性良好（B/C>0.3），經厭氧生物處理可去除80%以上的COD，而NH4+-N卻往往因為有機氮的降解而升高至1000mg/L以上。因此，垃圾瀝濾液經厭氧生物處理后必須進行脫氮處理。然而由于垃圾瀝濾液水質復雜、有機物和NH4+-N濃度高，因此傳統的活性污泥法處理效果不理想。移動床生物膜反應器（MBBR）是在生物接觸氧化法和生物流化床基礎上研發的，具有水頭損失小、不堵塞、無需污泥回流和反沖洗等優點，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滲濾液，當OLR為4.08kg/（m3-d），好氧MBBR中的HRT>1.25d時，系統對COD和NH4+-N的總去除率分別達到94%和97%以上，且具有很強的抗沖擊負荷性能。
膜生物反應器（MBR）將傳統的生物處理工藝與膜分離技術結合，通過膜對微生物的截留作用延長了污泥齡，有利于增殖緩慢的硝化菌的生長富集，提高硝化效率。鑒于MBBR和MBR工藝具有上述優勢，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碳源，筆者采用缺氧/兩級好氧MBBR—MBR組合工藝對垃圾焚燒廠瀝濾液厭氧出水進行處理，考察該工藝的運行效能，為垃圾瀝濾液處理工藝的選擇提供新的依據。
1、材料和方法
1.1實驗裝置和工藝流程
缺氧/兩級好氧MBBR—MBR組合工藝流程如圖1所示。MBBR和MBR反應器均為圓柱形，材質為有機玻璃。3個MBBR反應器的有效容積均為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），材質為混有無機活性粒子的聚乙烯塑料（密度0.97~0.99g/cm3）。MBR反應器的有效容積為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業有限公司，材質為聚偏氟乙烯（PVDF），膜孔徑0.02μm，膜絲的內外徑分別為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，而一級好氧MBBR（MBBR1）、二級好氧MBBR（MBBR2）、MBR底部均設砂芯曝氣頭，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控制。
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圖1組合工藝流程
該組合工藝共設置2條硝化液回流管路，包括MBR出水回流和MBBR2內硝化液回流。
1.2實驗用水水質
實驗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個月取一次水樣。采用實驗室穩定運行的EGSB厭氧反應器對取回的垃圾瀝濾液進行處理，以其出水作為處理對象。實驗期間，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，根據運行條件需要進行適當稀釋。
1.3工藝運行條件
缺氧/兩級好氧MBBR系統和MBR反應器在組合前已各自實現穩定運行，并具有良好的硝化效果。其中，缺氧/兩級好氧MBBR系統在進水流量為1.6L/d和回流比為300%的條件下對NH4+-N約為800mg/L的垃圾瀝濾液厭氧出水進行處理，NH4+-N去除率>80%，TN去除率為71%左右。MBR在HRT為24h、進水NH4+-N為250mg/L左右的條件下運行，NH4+-N去除率>90%。實驗期間，根據缺氧/兩級好氧MBBR—MBR組合工藝運行條件的不同，分為“A~E”5個運行階段，見表1。MBBR2和MBR的回流量均設為200%，即系統總回流比為400%。MBBR1中的DO為3~4mg/L，MBBR2和MBR中的DO為3.5~4.5mg/L。系統在室溫條件（22~28℃）下運行。
1.4分析項目和方法
NH4+-N采用納氏試劑光度法測定；NO2--N采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法測定；NO3--N采用紫外分光光度法測定；COD采用快速消解法測定；堿度采用電位滴定法測定；pH以Orion3StarpH計（美國Thermo公司）測定；DO以Oxi315i便攜式溶解氧測定儀（德國WTW公司）測定；亞硝酸菌和硝酸菌的數量采用最大可能計數法（MPN）測定。
2結果與討論
2.1氮的處理效果及影響因素分析
缺氧/兩級好氧MBBR—MBR組合工藝對NH4+-N和TN的處理效果如圖2、圖3所示。
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圖2組合工藝對NH4+-N的處理效果
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圖3組合工藝對TN的處理效果
由圖2可以看出，實驗期間缺氧MBBR出水中的NH4+-N大幅降低，這主要歸因于回流水的稀釋作用。缺氧MBBR出水經兩級好氧MBBR和MBR進一步處理后，NH4+-N依次降低，并主要發生在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碳源作為電子供體，將進水及回流液中的NOx-N最終還原成氣態產物N2。
好氧反應器中TN的降低可能是因為微生物的同化作用，還可能是因為發生了同步硝化反硝化。
2.1.1進水pH的影響
A、B階段的進水流量為1.26L/d，進水NH4+-N約為1000mg/L，碳氮比為5~6。改變進水的pH，考察其對氨氮去除效果的影響，即A階段進水pH用稀H2SO4調節至7.0左右，B階段進水不調節pH，pH為8.5左右。圖2表明，進水pH的變化對NH4+-N總去除率影響不明顯，均能達到99%左右。
但通過測定各反應器內的pH發現，MBBR1、MBBR2和MBR反應器中的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，MBBR2出水中的NH4+-N平均質量濃度也由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階段各反應器內pH升高至8.5以上，對硝化過程不利。因此，在后續實驗中系統進水pH預先調節至中性。
2.1.2碳氮比的影響
D、E階段進水為未經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，第53天系統的NH4+-N總去除率降至89.9%，這可能是因為D階段進水COD過高（約10000mg/L），對兩級好氧MBBR的硝化過程產生不利影響。當E階段降低碳氮比（即COD降至6500mg/L左右）后，系統的處理效果逐漸恢復，NH4+-N總去除率約為99%。
因此，垃圾瀝濾液高濃度的NH4+-N決定了該系統應在較低碳氮比下運行。由圖3可知，E階段系統的TN總去除率約為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，但碳源對于反硝化作用而言仍比較充足。一般認為，每完全反硝化1g硝氮需消耗3.7~6.6gCOD，反硝化1g亞硝氮則僅需消耗1.8~2.5gCOD。E階段MBBR2和MBR中的亞硝氮積累率分別達到90%、80%左右（見圖4），這是系統在較低碳氮比下獲得較高TN去除率的重要原因。
2.1.3進水NH4+-N的影響
比較A、C、E3個運行階段的NH4+-N處理效果可以發現（見圖2），在實驗條件下，進水NH4+-N對系統處理效果的影響較小，穩定運行時出水NH4+-N＜15mg/L。C階段中第31~34天出現NH4+-N去除率突然下降的情況，這是由于當時MBR的曝氣泵出現故障，曝氣量降低導致反應器中的DO降低至1~2mg/L。當DO恢復至>3.5mg/L后，NH4+-N總去除率迅速回升至99%以上。
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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。據報道，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）質量濃度分別為0.1~1.0、10~150mg/L。
因此認為兩個反應器中亞硝酸鹽積累越來越明顯是因為長期在pH>8.0、FA>1mg/L的環境下運行。第31~34天，MBR積累率突然升高是由前述DO變化造成的。因為亞硝酸菌和硝酸菌的溶解氧飽和常數一般分別為0.2~0.4、1.2~1.5mg/L，在低DO下亞硝酸菌的生長速率大于硝酸菌的生長速率，亞硝化過程占優。
此外，MBBR2接入系統前亞硝氮積累率為85%左右，這是MBBR2在運行初期就有明顯亞硝酸積累的主要原因之一。MBR在A運行階段亞硝氮積累率較低可能是因為該階段進水NH4+-N相對較低，MBBR2出水NH4+-N平均已降至16.5mg/L，導致MBR中可利用的亞硝化過程的底物（NH4+-N）很少，主要發生NO2--N氧化為NO3--N的反應，而且MBR接入系統前亞硝氮積累率僅為15%左右。隨著進水NH4+-N增加，MBBR2出水中NH4+-N也相應升高，這是運行后期MBR實現短程硝化的必要條件之一。
綜上，在進水流量為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，即使進水NH4+-N高達1650mg/L左右，組合工藝對NH4+-N和TN的去除率仍能達到約99%和81%，出水NH4+-N質量濃度低于15mg/L，缺氧/兩級好氧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中實現了短程硝化，降低了反硝化對碳源的需求量，系統無需外加碳源。
2.2COD的去除效果
實驗期間，缺氧/兩級好氧MBBR—MBR組合工藝對COD的去除效果見圖5。
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圖5組合工藝對COD的去除效果
圖5表明，實驗期間系統對COD的總去除率較穩定，在77%~89%。在A、B、C、E運行階段，COD主要在缺氧MBBR中通過反硝化作用被去除。系統進水COD為4700~7800mg/L時，缺氧MBBR實際進水COD（考慮回流）經計算可知約為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中被異養菌消耗。
而在D運行階段，由于該階段進水COD已升至約10000mg/L，因此缺氧段出水中可降解COD增多，MBBR1對COD的去除作用明顯增加。可見MBBR1的設置減小了進水COD波動對系統去除效果的影響。MBBR2和MBR對COD去除作用不明顯，有時甚至出現出水COD升高的現象，原因可能是其出水中含有更高濃度的亞硝氮，然而實驗所采用的COD測定方法無法消除亞硝氮對測定的影響。
2.3生物膜和污泥中的硝化細菌特性分析
為深入分析反應器運行狀態間的差異及反應器中短程硝化的實現機制，在E階段系統穩定運行時，采用MPN計數法對MBBR1、MBBR2和MBR內的微生物進行亞硝酸菌、硝酸菌數量測定，見表2。
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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分別為4.5×106和4.5×103；MBR反應器污泥混合液中所含的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數分別為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個數量級，這是MBBR1硝化效果相對較差的根本原因。且由上述計算結果可見，MBBR1中的硝酸菌數量很少，亞硝酸菌為優勢菌，因此MBBR1中主要發生的是亞硝化過程，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計數結果可知2個反應器中都是亞硝酸菌相對更占優勢，其中MBBR2中亞硝酸菌與硝酸菌的數量比為1000∶1，MBR中為24.4∶1，這是這兩個反應器都能實現短程硝化的原因之一。但由于2個反應器中也大量存在硝酸菌，因此在較高pH條件下，反應器中高濃度的FA對硝酸菌活性的抑制作用也是實現短程硝化的重要因素。
3結論
（1）缺氧/兩級好氧MBBR—MBR組合工藝對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。在進水pH約為7、進水流量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，系統對COD、NH4+-N、TN的去除率仍分別達到80%、99%、81%左右，系統無需外加碳源，出水NH4+-N＜15mg/L。
（2）系統穩定運行時，MBBR2、MBR中的亞硝酸鹽平均積累率分別約90%、80%，實現了短程硝化。較高的pH和FA是反應器亞硝酸積累的重要原因。
（3）MPN計數法測定結果表明，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量比為1000∶1，MBR中為24.4∶1，亞硝酸菌的數量占優勢。
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