王 凯 王淑莹 朱如龙 苗 蕾 彭永臻

(北京工业大学北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京100124)

垃圾渗滤液作为卫生填埋的副产物,是一种具有大量有机物、氨氮和无机盐的特种废水[1-2].渗滤液如果直接排入水体,会对周围的环境造成严重的危害,因此,必须在排放前对其进行经济有效的处理,尤其是要减少其有机物和氮素对环境的影响[3-4].

目前,处理垃圾渗滤液的方法主要有物理方法[5-8]、化学方法[9-11]以及生物技术[12-15].物理和化学方法虽然具有基建费用低、不受温度影响、耐冲击负荷等优点,但处理费用较高,能耗大且会产生二次污染,因此实际应用并不多.生物技术中的厌氧处理技术能有效地去除渗滤液中的有机物,但对氨氮的去除贡献不大[16-18].而传统的好氧工艺,无法实现氮素的彻底脱除.文献[19-21]采用添加有机碳源后置反硝化以提高总氮的去除率,但此方法没有充分利用渗滤液中的有机碳源,增加了处理费用.

SBR由于反应器结构简单,耐冲击负荷,操作灵活多变,被广泛应用于垃圾渗滤液的处理中[22-23].在传统操作模式下,SBR可获得良好的有机物去除效果,但对总氮的去除效果并不理想.主要原因是在曝气阶段,渗滤液中的有机物被好氧的异养菌利用,造成硝化结束后反硝化碳源的不足.同时,异养菌的大量增长将造成泥龄的缩短,不利于硝化细菌的富集.本试验以实际垃圾渗滤液为研究对象,以充分利用原水碳源进行深度脱氮为目的,以SBR法灵活多变的操作为基础,改变传统的运行模式,采用进水—搅拌/曝气—搅拌—静沉—排水—闲置运行方式,考察改进后运行模式的脱氮能力,并考察了曝气间隔对系统脱氮效率的影响.

1 试验材料与方法

1.1 试验设备和种泥

SBR反应器的有效容积为10 L,直径为20 cm,由有机玻璃制成,并配备搅拌器(转速为100 r/min),驯化阶段的排水比为10%,改变运行模式阶段的排水比为15%.SBR系统内设温度控制及升温装置,使系统的温度维持在(25±1) ℃.曝气通过空气泵及气体流量计控制并在硝化阶段维持溶解氧浓度在0.5 mg/L左右.种泥取自北京给排水集团研发中心的中试阶段,是处理生活污水的全程硝化污泥,接种时污泥浓度为3.5 g/L.

试验共分为2个阶段:驯化阶段(第0～60天)和改变运行模式阶段(第61～210天).

1.2 渗滤液水质

试验所用渗滤液取自北京市六里屯垃圾卫生填埋场,其主要水质指标如表1所示.

表1 试验所用渗滤液主要水质指标

1.3 控制方法

在驯化阶段,SBR采用传统的操作模式,进水为晚期垃圾渗滤液,溶解氧浓度控制在0.5 mg/L以内,排水比为10%.由于主要目的是培养活性污泥的硝化性能,系统采取不固定水力停留时间而保证出水水质的控制方法,即利用过程控制,通过观察氨谷的出现判断系统硝化结束的终点,保证系统硝化完全.在改变运行模式阶段,进水为中期垃圾渗滤液,排水比为15%,其运行模式如图1所示.反应开始时先交替搅拌和曝气进行硝化和反硝化,曝气和搅拌间隔0.5 h,当系统在曝气阶段出现氨谷时,表明系统硝化结束,此时停止曝气,进行缺氧搅拌内源反硝化脱氮.在试验初期,为加快启动速度,采取相同反应时间的控制方法,将周期时长控制在34 h,即在保证硝化完全的情况下使HRT(hydraulic retention time)相同.如果系统在周期内不能完成脱氮,则额外添加碳源(乙醇)进行反硝化,直至系统完成脱氮再进行下一个周期.当系统在34 h以内实现深度脱氮后,采用过程控制的方法,即通过ORP(oxidation-reduction potential)所指示的硝酸盐膝来判断反应的终点.

图1 SBR中第2阶段运行模式

1.4 分析方法

COD(化学需氧量)、氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、碱度、MLSS(活性污泥浓度)等常规指标的测量均采用国家标准方法.溶解氧(dissolved oxygen,DO)、氧化还原电位(oxidation-reduction potential,ORP)、pH和温度通过在线测量(WTW DO 330i,WTW ORP 340i,WTW pH 340i),TN(总氮)等采用TN/TOC分析仪(Multi N/C3000,德国耶拿)测定,PHA采用文献[24]方法测量.

2 结果与讨论

2.1 驯化阶段氮素的变化

驯化阶段的氮素变化如图2所示.此阶段主要目的是培养硝化污泥,使活性污泥逐步适应垃圾渗滤液的水质并将使其转变成短程硝化活性污泥.由图2可知,驯化由2个阶段组成：第1阶段进水为稀释后的垃圾渗滤液1,氨氮浓度为600 mg/L左右.反应开始时混合液氨氮浓度为60 mg/L左右,此浓度与污泥接种前处理的生活污水的氨氮浓度相当.由于水质的变化,在试验初期,硝化时间长达4.5 h.随着试验的不断进行,硝化时间不断缩短.当试验进行到第15天时,硝化时间为2 h,在此后的11 d中,系统的硝化时间一直维持在2 h左右,表明活性污泥已经适应了渗滤液的水质.值得注意的是,当试验进行到第10天时,活性污泥的浓度由接种时的3.5 g/L减少至3.2 g/L,SVI值却由接种时的142 mL/g增加到243 mL/g,污泥的沉降性明显变差.通过镜检,未发现丝状菌大量增殖.因此可以初步判断,此时发生的污泥膨胀为黏性膨胀,是接种污泥不适应渗滤液水质的表现.在此阶段,系统延长了沉淀时间,保证污泥不流失，从而保证了污泥中硝化细菌的数量.随着试验的进行,污泥的SVI值逐渐降低,到第1阶段结束时,其SVI值降至152 mL/g,污泥沉降性得到了恢复.硝化时间的稳定和污泥沉降性的恢复共同说明系统已经适应了渗滤液的水质,在此阶段,出水中的氮素以硝态氮为主,亚硝态氮和总氧化态氮的比值在第24天时达到最大,为30%左右,系统依然为全程硝化.从第15天以后,虽然硝化时间稳定在2 h,但系统出水的硝态氮浓度依然很高,无法实现短程硝化,因此,从第25天开始,试验进入第2阶段.第2阶段的主要目的是使系统实现短程硝化,主要的策略是通过高游离氨对NOB(nitrite oxidizing bacteria)的抑制作用,因此,此阶段进水为未稀释的垃圾渗滤液1,进水后混合液氨氮浓度提高至110 mg/L左右.在提高进水氨氮浓度后,硝化开始前系统的游离氨浓度由第1阶段的1.292 mg/L提升至2.368 mg/L.较高的游离氨浓度会抑制AOB(ammonia oxidizing bacteria)和NOB的活性,但对NOB的抑制作用更大[25].因此,在FA的抑制作用下,系统逐渐由全程硝化向短程硝化转变,亚硝积累率由最初的30%左右增加到第45天的95%左右.同时,系统的硝化时间也在不断缩短,由第25天的4.5 h逐渐缩短至第45天的2.8 h左右.试验从第45天开始至第60天,硝化时间和亚硝积累率分别稳定在2.8 h左右和98%左右,表明污泥驯化成功.驯化结束后,污泥浓度减少至3 g/L.

图2 SBR驯化阶段硝化时间及各基质变化效果

2.2 渗滤液深度脱氮的启动及稳定

在驯化结束后,SBR改变运行模式,以考察系统利用原水中有机碳源脱氮的能力.进水由垃圾渗滤液1改为碳氮质量比为4∶1左右的垃圾渗滤液2.在试验期间,系统进水COD为3.6～3.7 g/L,出水COD为0.4～0.5 g/L,COD的去除率保持在85%左右.SBR混合液进出水氮素变化如图3所示.由图3可知,系统进水氨氮浓度约为950 mg/L,进水后混合液氨氮浓度约为140 mg/L.此阶段硝化开始前系统的游离氨浓度为3.014 2 mg/L,较高的游离氨浓度使系统一直保持了良好的短程硝化率,即在硝化结束时,99%以上的氨氮转变为亚硝态氮.在试验初期,系统无法在周期内完成完全的脱氮,在周期结束时只能去除35%左右的总氮,其中通过反硝化和SND可以去除系统25%左右的总氮,而内源反硝化的作用不大,只能去除10%的总氮.但随着试验的进行,污泥浓度不断增加,反硝化的作用逐渐增强,系统在周期结束时剩余的总氮逐步降低.当试验进行至第80天时,系统可以通过曝气阶段中的SND和硝化结束前搅拌阶段的反硝化去除渗滤液中45%的总氮,通过内源反硝化去除渗滤液中50%的总氮,在一个周期(34 h)之内不添加有机碳源即可将渗滤液95%以上的总氮脱除,出水总氮小于40 mg/L，实现了利用原水碳源进行彻底反硝化.在传统的SBR处理垃圾渗滤液的研究中,一般只考察渗滤液中氨氮的去除率,但绝大部分去除的氨氮转变成了NOx,工艺对渗滤液总氮的去除率在30%～80%左右,没有实现对渗滤液的深度脱氮[26-27].有研究者通过添加外碳源的方法提高工艺的总氮去除率,但这无疑大大增加了处理的成本[19-21].本工艺由于改变了SBR的操作模式,充分利用了原水碳源,不仅达到了稳定的深度脱氮,而且不用外加任何碳源,使每吨渗滤液的处理成本降低了5元以上.

图3 间歇曝气SBR处理渗滤液脱氮效果及污泥浓度变化图

在前80天,为了在保证反硝化完全的条件下富集系统中反硝化菌的浓度,试验采用外加碳源的方法,因此,污泥浓度由最初的3 g/L逐渐增长至6 g/L左右.当系统实现了利用原水碳源深度脱氮后,根据物料平衡算法可知,一个周期内去除的有机物为3.75 g/L,而实现深度脱氮所需要的有机物含量需大于3.277 g/L,即原水中至少有87.4%的有机物被用于反硝化.由于原水中大量的有机物被用于反硝化,系统中好氧的异养菌增殖缓慢.因此,在长达140多天的试验中,系统只通过出水排出了部分固体悬浮物(浓度为100～140 mg/L),污泥浓度一直稳定在6 g/L左右,实现了有效的污泥减量.

2.3 不同运行模式脱氮效果的比较

试验以交替搅拌和曝气处理垃圾渗滤液效果良好的活性污泥为种泥,考察不同的运行模式对SBR在不添加有机碳源的条件下脱除渗滤液总氮效果的影响.实验所用垃圾渗滤液的COD为4.3 g/L,氨氮为1.050 g/L.试验共分3组:第1组先交替搅拌和曝气至硝化结束,间隔0.5 h;第2组同样先交替搅拌和曝气至硝化结束,间隔1 h;第3组采用传统的运行方式,持续曝气至硝化结束.3组试验均在硝化结束后继续缺氧搅拌进行内源反硝化,直至反应结束.

第1组试验一个周期内氮素及COD变化如图4(a)所示.由图可知,第1组试验共用31 h,其中从开始反应至硝化结束共9 h,缺氧搅拌段为22 h.试验开始后的0～0.5 h为厌氧搅拌段,COD、氨氮和总氮均有小幅的下降,此为活性污泥吸附的结果.在随后的搅拌和曝气阶段,COD和氨氮出现了同步降解,表明系统内的硝化细菌活性较强,能够与好氧的异养菌争夺溶解氧.由于COD和氨氮能同步降解,在缺氧搅拌段,系统发生了明显的反硝化作用,亚硝态氮浓度和总氮浓度在此阶段出现了较大幅度的降低.当反应进行4 h后,系统中99%的可生化COD被降解.此后,系统的COD基本保持不变.在COD降解结束后,硝化速率明显加快,同时总氮也大幅度降低,表明此时系统利用内碳源进行反硝化.整个曝气过程中,硝态氮一直维持在很低的水平,说明系统短程硝化效果良好.在交替搅拌和曝气阶段,系统可以通过缺氧段的反硝化和SND,脱除渗滤液中45%左右的总氮.硝化结束时,氨氮浓度为2 mg/L,亚硝态氮浓度达到最大(90 mg/L左右),总氮浓度为112 mg/L,随后系统进入缺氧搅拌段.在缺氧搅拌段,反硝化菌利用内碳源反硝化,亚硝态氮和总氮浓度不断降低.当试验进行到31 h后,系统内的总无机氮浓度低于5 mg/L,总氮浓度低于25 mg/L,在不添加有机碳源的条件下实现了对渗滤液的深度脱氮.

图4 间歇曝气SBR一个周期内各基质变化图

第2组试验一个周期内氮素和COD的变化如图4(b)所示.由图可知,第2组试验共用36 h,其中从开始反应至硝化结束共8 h,缺氧搅拌段为28 h.在反应开始后1 h的厌氧搅拌段,系统的氨氮浓度和COD浓度由于污泥的吸附作用同样出现了小幅的下降.COD在第1个曝气阶段出现大幅度的降解,随后降解速率趋于稳定.由于在曝气阶段亦出现了COD和氨氮的同步降解,在硝化期间进行缺氧搅拌时,亚硝态氮浓度和总氮浓度都出现了下降.与第1组试验相比,第2组试验硝化时间为8 h,缩短了1 h,可能的原因是较长的曝气时间更有利于发挥硝化细菌的活性.但硝化结束后,亚硝态氮浓度为107 mg/L,总氮浓度为132 mg/L,分别比第1组试验高17和20 mg/L,总氮的去除率相比第1组试验低20%.由于第2组硝化结束时脱氮效果比第1组试验差,因而第2组试验时长(实现深度脱氮共耗时)为36 h,比第1组试验的周期时长多5 h.由此可知,较长的硝化时长可以缩短系统的硝化时间,但会对反硝化产生不利影响,延长了整个反应周期的时间.

第3组试验一个周期内氮素和COD的变化如图5所示.由图可知,第3组试验曝气时长为4 h,缺氧搅拌34 h.硝化结束后,系统总氮浓度为156 mg/L,亚硝态氮浓度为132 mg/L,通过SND只去除了总氮的14.3%.由于硝化阶段脱氮效果较差,在随后的缺氧搅拌阶段,系统在34 h内仍无法实现深度脱氮,出水中亚硝态氮浓度为24 mg/L,总氮浓度为43 mg/L.

图5 持续曝气SBR一个周期内各基质变化图

3组试验的反应器混合液在一个周期内各总氮去除及污泥内PHA含量的变化如图6所示.由图可知,污泥中的PHA含量是影响系统脱氮效率的重要因素.第1组和第2组试验由于在曝气前进行有厌氧搅拌,因此,在试验开始1 h后,污泥中的PHA含量明显高于第3组.当第3组硝化结束时,第1组和第2组污泥中单位活性污泥的PHA含量分别为27.74和24.85 mg/g,比第3组19.46 mg/g高出了42.5%和27.7%.此时,3组的总氮去除率十分相近.当第2组硝化结束时,即试验进行8 h时,第1组污泥中PHA的含量依然最高.同时,由于在硝化的过程中加入了间歇搅拌,脱氮效率也最高.此时,第2组和第3组脱氮效率相同,但第2组污泥中PHA的含量比第3组高出35.3%.当试验进行9 h时,即第1组硝化结束时,第1组试验的脱氮效率和污泥中PHA的含量依然最高,但第3组试验由于污泥中PHA含量最少,脱氮效率开始逐渐低于第2组.

图6 3组对比试验脱氮效率及污泥内碳源变化

当3组试验均进入缺氧搅拌反硝化阶段后,污泥中PHA的含量是决定系统脱氮效率的关键因素.第1组试验由于存储了大量的PHA,且在硝化过程中损失最少,因此脱氮效率最高,仅用31 h便完成了深度脱氮.第2组试验中由于污泥也含有大量的PHA,在35 h后也完成了脱氮,但脱氮效率比第1组低13%.按照传统模式运行的第3组试验,由于前期没有厌氧搅拌环节,在硝化的过程中又消耗了大量的PHA,因此,运行38 h,总氮去除率只有76%,依然无法实现深度脱氮.通过第1组试验和第2组、第3组试验的对比可以发现,硝化前的厌氧搅拌对活性污泥储存内碳源,对提高系统的脱氮效率至关重要,同时,短间隔的曝气可减轻氧气对反硝化菌存储碳源的损耗,进一步提高系统的脱氮效率.

3 结论

1) 试验以处理生活污泥的全程硝化污泥为种泥,经过60 d的培养,由处理普通生活污水的全程硝化活性污泥转变成能适应晚期垃圾渗滤液水质的短程硝化污泥,短程硝化率稳定在90%以上.

2) 系统的活性污泥驯化结束后,系统进水由晚期渗滤液改为碳氮质量比为4∶1的垃圾渗滤液,并改变操作模式为硝化阶段间歇曝气和搅拌,硝化结束后持续搅拌.在改变操作模式40 d后,系统能在34 h之内完成对垃圾渗滤液的深度脱氮,在不添加任何外加碳源的情况下,可以脱除系统95%以上的总氮.

3) 通过3组对比试验考察不同曝气间隔对渗滤液总氮去除的差异.试验结果表明,污泥中PHA的含量是决定系统脱氮性能的重要因素.硝化前的厌氧搅拌和短时的曝气间隔有利于提高污泥内碳源的存储量,从而提高系统的脱氮效率.传统的持续曝气后缺氧搅拌无法完全实现对渗滤液的深度脱氮.

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