前置MAP-SBBR工艺处理早期及晚期垃圾渗滤液试验.pdf

前置 MAP-SBBR 工艺处理早期及 晚期垃圾渗滤液试验 ＊ 杨朝晖 李 晨 曾光明 高 锋 邓久华 湖南大学环境科学与工程学院, 长沙 410082 摘要 针对垃圾填埋渗滤液水质随填埋时间的延长而日渐恶化的特点, 设计前置MAP -SBBR 耦合工艺处理早、晚期垃 圾渗滤液。 试验结果表明, 在最佳运行条件下, 对早期垃圾渗滤液 NH 4-N 的总去除率为 99 . 6, CODCr的总去除率为 94. 0; 对晚期垃圾渗滤液NH 4-N 的总去除率为99. 3, CODCr, 的总去除率为87. 1。 前置MAP -SBBR耦合工艺适用 于各期垃圾渗滤液的处理。 关键词 垃圾渗滤液 MAP SBBR 脱氮 ＊国家自然科学基金资助项目 50478053 ; 国家863 高技术资助项目 No. 2003AA644010 0 引言 由于垃圾填埋场渗滤液的水质会随着填埋时间 的延长而出现较大的变化, 成分越来越复杂 ,生物难 降解的成分增加 ,可生化性下降,氨氮含量上升,一定 填埋时间后会出现 C N 3 的情况, 造成营养比例的 严重失调, 不利于有机质降解和生物脱氮反应的进 行 [ 1] 。生化法因其高效低耗的特点而在渗滤液处理 中被广泛采用 [ 2-5] , 然而单纯生化法工艺往往难以适 应渗滤液水质日趋恶化的特点, 处理效率日趋下降, 因此探求一种处理渗滤液的组合工艺, 使其既能充分 发挥生化法的优势, 又能适应渗滤液水质水量日趋变 化的特点 ,显得非常之必要。 本研究采用 MAP 磷酸铵镁沉淀法 -SBBR 序批 式生物膜反应器 工艺处理垃圾渗滤液。MAP 法具 有脱氮效果好、速度快等特点, 而且形成的磷酸铵镁 是一种很好的缓释性肥料 [ 6,7] , 通过MAP 法预处理将 渗滤液中大部分氨氮转化成了磷酸铵镁肥料 ,同时达 到了降低后续 SBBR生化处理负荷的目的, 并起到调 整废水C N 的作用 。SBBR 工艺是在 SBR 基础上发 展起来的一种新型水处理工艺 。既保留了 SBR工艺 具有脱氮除磷的功能等诸多优点, 又具备脱氮能力 强、 设备处理能力大、剩余污泥量少 、 动力消耗少、工 艺过程稳定等很多自身优势, 正被越来越多的应用于 中高浓度有机废水的处理 [ 8 -10] 。 1 试验材料与方法 1. 1 工艺路线 本研究提出了一套既能有效去除有机物又能高 效脱氮的垃圾渗滤液处理工艺 ,处理工艺见图 1。 图 1 处理工艺流程图 1. 2 废水水样 早期渗滤液取自湖南长沙黑靡峰垃圾填埋场 ,该 场于 2003 年初投入运行 ; 晚期渗滤液取自湖南衡阳 吉兴垃圾填埋场 ,该填埋场已运行10 a左右 。早晚期 渗滤液水质见表 1。 表 1 早晚期渗滤液水质对比mg L pH 除外 水质指标早期晚期 CODCr3 000～ 4 0001 700～ 1 800 BOD51 400～ 1 500340～ 360 NH 4-N 1 500～ 1 6001 000～ 1 100 pH7～ 88～ 9 PO3- 4 -P9～ 103～ 4 1. 3 试验装置 试验所用SBBR反应器为圆柱形有机玻璃容器, 有效容积2. 0 L ,以粘砂块作为微孔曝气头, 采用鼓风 曝气, 转子流量计调节曝气量 ; DHC 型可编程时控器 控制反应器中曝气和搅拌的交替进行,温控仪和加热 器控制水温 ,试验中反应器水温控制在 25～ 30 ℃。 1. 4 试验方法 MAP 法试验中采用数个400 mL烧杯盛取垃圾渗 滤液原水, 加入不同摩尔比例的Mg∶ N∶ P , 启动搅拌 器在不同搅拌速度下操作。反应结束后, 静止沉淀 20 min, 分离并取出上清液测定相关水质指标。分离 后的上清液在4 ℃条件下冷藏 , 作为 SBBR反应器的 试验用水。SBBR反应器的进出水均采用瞬时操作的 14 环 境 工 程 2006年 2 月第24 卷第1 期 进出水方式。试验中水质指标的测定均按国家标准 方法进行 [ 11] 。 2 结果与讨论 2. 1 前置MAP 试验 2. 1. 1 MAP 药剂组合的选择 以往磷酸铵镁法试验 ,多以MgCl2与NaH2PO4为 组合脱除氨氮。若作为工艺流程中唯一脱除氨氮的 方法是最为有效的 ,因为 MgCl2是易溶的 ,反应时间 很短 ,约15 min。但由于该种药剂组合含有大量的盐 类,在本试验中作为预处理会给后续 SBBR 处理带来 高盐度的负担 , 因此采用 MgO 与 NaH2PO4这一药剂 组合 。MgO 虽难溶 , 却是一种很好的缓冲碱剂 ,其饱 和溶液的 pH 值通常不超过 9. 5, 因此在预处理脱氨 氮过程中无需外加碱液既能满足垃圾渗滤液 MAP 法 的 pH 值 。 2. 1. 2 MAP 反应时间对处理效果的影响 若在一个确定的搅拌速度下, 使每一样参与反应 的物质摩尔数保持一定的值 , 则随着反应时间的加 长,由于镁盐、 磷盐的物质颗粒越来越小 ,与渗滤液中 的氨氮接触得愈加充分, 则反应得越彻底。但随着反 应时间的进一步加长 ,最终会到达一个极限值 。因此 试验中, 在搅拌速度130 r min ,Mg∶ N∶ P 摩尔比为 1∶ 1∶ 1的条件下, 研究了处理效果随反应时间的变化 ,具 体试验结果见图 2、图 3。 2. 1. 3 不同搅拌速度的影响 图 2 废水中 NH 4-N 及 CODCr浓度随搅拌时间的变化 早期渗滤液 图 3 废水中 NH 4-N 及 CODCr浓度随搅拌时间的变化 晚期渗滤液 在任何一个混凝沉淀试验中,搅拌速度都会对去 除效果产生影响。在较小的搅拌速度下, 药剂颗粒与 污染物质颗粒得不到充分的接触,反应不够彻底。但 并非搅拌速度越大越佳,搅拌速度过大,形成的絮凝体 会再次被打散,影响了混凝沉淀的效果。在一般的无 机混凝沉淀中, 适宜的搅拌速度在 100 ～ 200 r min之 间,因此本次试验在确定Mg∶ N∶ P 摩尔比为 1∶ 1∶ 1,及 反应时间为1 h的条件下, 考察了搅拌速度在 110 ～ 210 r min之间的混凝沉淀效果。具体试验结果见表2。 表 2 不同搅拌速度的去除效果mg L 指标 搅拌速度 rmin- 1 原水浓度 处理后早期渗滤液 110130150170190210 原水浓度 处理后晚期渗滤液 110130150170190210 NH 4-N 1 5605415194664124494821 078365351309286298326 去除率 65. 366 . 770 . 173 . 671. 269. 166 . 167 . 471 . 373. 772. 469. 8 CODCr 3 8473 4893 4583 2623 1433 1973 3581 7441 5661 5451 4671 4181 4671 521 去除率 9. 310 . 115 . 218 . 316. 912. 710 . 211 . 415 . 918. 715. 912. 8 2. 1. 4 不同Mg∶ N∶ P 摩尔比 影响 在搅拌速度为130 r min, 反应时间为1 h的操作 条件下 ,研究了不同Mg∶ N∶ P 摩尔比 对MAP 法试验 结果的影响 , 具体去除效果见表 3。从表 3 可以看 出,NH 4- N 的去除率随着 P 投加量的增加而上升 ,但 上升不明显 ,早期渗滤液 NH 4-N 去除率仅从 61. 2 上升至 66. 7; 晚期 渗滤液 NH 4- N 去除 率仅从 61. 6 上升至 67. 6,而且磷酸盐的费用通常占MAP 法药剂总费用的 80以上 ,而MgO 的价格便宜 ,因此 考虑通过增加Mg 的投加量来提高NH 4- N 的去除率。 从表 3可以看出, 固定N∶ P 为 1∶ 0. 8 ,NH 4- N 的去除 率随着 Mg 投加量的增加而上升 ,早期渗滤液 NH 4- N 去除率从 61. 2上升至 74. 2; 晚期渗滤液 NH 4- N 去除率从 61. 6上升至 76. 1。因此综合考虑选择 Mg∶ N∶ P 摩尔比 为 1. 5∶ 1∶ 0. 8 较合适。 2. 1. 5 MAP 试验结果讨论 15 环 境 工 程 2006年 2 月第24 卷第1 期 表 3 不同镁盐摩尔比的氨氮去除效果mg L pH 除外 项目 Mg∶ N∶ P 摩尔比 原水浓度 处理后早期渗滤液 1∶ 1∶ 0 . 81∶ 1∶ 11. 5 ∶ 1∶ 0 . 8 原水浓度 处理后晚期渗滤液 1∶ 1∶ 0 . 81∶ 1∶ 11. 5∶ 1∶ 0. 8 NH 4-N 1 5606055194021 078414349258 去除率 61 . 266 . 774. 261 . 667. 676. 1 CODCr3 8473 5743 4353 1741 7441 6081 5451 418 去除率 7. 110 . 717. 57. 811. 418. 7 pH7. 48. 38 . 99 . 38. 28. 99 . 39. 6 MAP 法的具体操作条件确定为 反应时间1 h ,搅 拌速度150 r min ,Mg∶ N∶ P 摩尔比为 1. 5∶ 1∶ 0. 8, 在此 最佳操作条件下 , 所得的早期渗滤液 CODCr、 NH 4- N 去除率分别为 22. 4,82. 3, 则 SBBR的进水 CODCr 为3 006 mg L ,NH 4- N 为276 mg L ; 晚期渗滤液 CODCr、 NH 4- N 去除率分别为 23. 2、83. 4, 则 SBBR 的进 水CODCr为1 339 mg L,NH 4- N 为179 mg L。 沉淀药剂除能够直接的去除 NH 4- N 外, 上述试 验还表明, 药剂亦能附带去除渗滤液中的 CODCr。这 可能是由于往水中加入沉淀药剂后 ,生成的磷酸铵镁 沉淀物具有较大的比表面积 , 可把微小的悬浮物吸 附,并一同下沉 ,这样,胶体类的CODCr就得到了去除。 2. 2 SBBR 试验结果及讨论 2. 2. 1 SBBR反应器的启动 为了缩短 SBBR反应器启动的时间, 将取自城市 污水处理厂的回流污泥作为接种污泥投加到反应器 中,并立即加入组合纤维填料进行浸泡 。本次试验根 据反应器及填料的大小, 估算了生物膜驯化成功后的 装填密度 ,从而预测了填料所占反应器的容积百分比 为30左右 。按此容积比将填料固定在反应器内 。 污泥驯化阶段以出水 CODCr去除率为控制指标 改变反应器的进水量, 当去除率达到 50并能稳定 运行10 d后方加大反应器的进水量 ,此次污泥驯化共 分4 个阶段进行 , 进水量分别为反应器有效容积的 20、 40、60和 70。最终处理早期渗滤液的反 应器中CODCr有机负荷稳定在 2～ 4 kg m 3d ,COD Cr 去除率达到 50～ 70; 处理晚期渗滤液的反应器 中CODCr有机负荷稳定在 1～ 2 kg m 3d ,COD Cr去除 率达到 50～ 70。此时认为污泥驯化成功 , 可进 行正常生化处理 。 因为经过MAP 处理后 ,SBBR 反应器进水中, 早 期渗滤液的负荷要高于晚期渗滤液 。故在驯化生物 膜的阶段, 利用早期渗滤液,可提高生物膜处理能力, 从而省去晚期渗滤液的驯化。 2. 2. 2 影响SBBR反应器处理效果的因素 SBBR反应器处理效果的影响因素有很多, 主要 有溶解氧 DO 、 温度、 工序运行等 。 试验室阶段的 SBBR反应器处理过程中 , 根据以 往的实践经验将溶解氧 DO 确定在 2 ～ 4 mg L 。因 为过高的溶解氧 ,除消耗较高的能量外 , 一方面会使 生物膜经受不住氧冲力, 脱落载体, 另一方面会使微 生物过度生长从而导致污泥膨胀,影响处理效果。相 反,过低的溶解氧,抑制微生物生长 ,降低了生物膜的 活性 ,影响了处理效果。 同样的 ,根据以往的经验将反应阶段的温度控制 在25～ 30 ℃ 之间。因为这一温度范围适合大部分硝 化菌生长, 当温度低于25 ℃或高于30 ℃时, 硝化菌将 生长缓慢。而这一温度同时也是大量的其他种类细 菌、 原生动物和后生动物的生长适宜温度 。正是这些 细菌、原生动物及后生动物构成了 SBBR 系统内的复 杂的生物相 ,从而提高了 SBBR相对于 SBR的较高处 理能力。 2. 2. 3 SBBR运行工序的确定 本试验研究了采用12 h为一个周期, SBBR 反应 器以 4 种不同运行工序 表 4 运行, 处理结果见表 5。 表 4 SBBR反应器的运行工序h 运行工序号进水闲置曝气闲置曝气沉淀排水 122422 223331 314241 4282 16 环 境 工 程 2006年 2 月第24 卷第1 期 表 5 SBBR反应器在各工序下的运行结果mg L 项目 早期渗滤液晚期渗滤液 进水 CODCr 出水 CODCr CODCr 去除率 进水 NH 4-N 出水 NH 4-N NH 4-N 去除率 进水 CODCr 出水 CODCr CODCr 去除率 进水 NH 4-N 出水 NH 4-N NH 4-N 去除率 工序13 00620793. 12768 . 896. 81 33925880 . 717910. 794. 0 工序23 00621992. 727611 . 995. 71 33927579 . 517912. 093. 3 工序33 00617994. 02766 . 697. 61 33922583 . 21797 . 395. 9 工序43 00629590. 227615 . 594. 41 33930477 . 317919. 489. 2 对比表5 中的试验数据可以发现 ,在负荷相同情 况下,SBBR 反应器在工序 1、 工序 2 和工序 3 条件下 的运行效果明显好于工序 4 条件下的运行效果,又可 见以间歇曝气方式运行的 SBBR 反应器相比于其他 3 种的SBBR 反应器更适合于垃圾渗滤液等高浓度有 机废水的处理 。同时,在工序 1、 工序 2 和工序3 中又 以工序3 的运行效果最好, 有机物和氨氮的去除率都 最高, 表明工序 3 在时间顺序上适当的厌氧 、好氧的 比例关系为反应器中的微生物创造了良好的生长条 件,有利于反应器中各种微生物在协同作用下完成对 有机物和氨氮的降解 。因此, 将工序3 确定为本工艺 中SBBR 处理段反应器的运行方式 。 3 结论 1 针对垃圾填埋场渗滤液水质随填埋时间日趋 恶化的特点 , 确定了具有可持续发展观点的前置 MAP-间歇式SBBR渗滤液处理工艺 MAP 法的磷酸铵 镁可作植物肥料 , 生化处理部分不产生二次污染 问题 。 2 采用前置 MAP-间歇式 SBBR 工艺处理各期 垃圾渗滤液,经试验确定MAP 法的具体操作条件为 反应时间1 h, 搅拌速度150 r min ,Mg∶ N∶ P 摩尔比为 1. 5∶ 1∶ 0. 8; SBBR 反应器运行条件为 溶解氧控制在 2～ 4 mg L ,温度在 25～ 30 ℃ 之间 ,采用进水1 h,曝气 4 h,闲置2 h后再曝气4 h, 最后沉淀排水1 h的工序, 每1 周期12 h。 3 采用前置 MAP-间歇式 SBBR工艺处理早、晚 期垃圾渗滤液均取得了很好的处理效果 ,在最佳运行 条件下 , 对早期垃圾渗滤液 NH 4- N 的总去除率为 99. 6,CODCr的总去除率为 94. 0; 对晚期垃圾渗滤 液NH 4- N 的总去除率为99. 3,CODCr的总去除率为 87. 1。 4 垃圾渗滤液中含有较多难生化降解的物质, 达到生活垃圾填埋污染控制标准 GBl6889-1997 一级 标准的要求须进一步用其它方法去除。 参考文献 [ 1] 孙英杰, 徐迪民, 张隽超. 生活垃圾填埋场渗滤液中氨氮的脱 除. 给水排水, 2002, 28 7 35-37. [ 2] Yalmaz G. Biological ammonium removal from anaerobically pretreated landfill leachate in SBR. Water Sci. and the total removal rates of NH4-N and CODCrwere 99. 3and 87. 1respectively for the late landfill leachate. MAP -SBBR processwas suitable for the treatment of every period landfill leachate. Keywords landfill leachate, MAP, SBBR and nitrogen removal EXPERIMENT ON TREATMENT OF BEAN -PROCESSING WASTEWATER BY ASBR PROCESS Wang Liang Li Fengting Liu Hua 18 Abstract It was studied the bean -processing wastewater treatment using the anaerobic sequencing batch reactor ASBR.The results showed that The optimal ratio of the time of influent and reaction was 2. 5 hours 4. 5 hoursin this experiment which made the pH of influent decrease to 5. 0. So the NaHCO3dosage was reduced greatly; the treatment efficiency decreasedwith the decreasing of the temperature. The CODCr removal efficiency was 83. 45, 73 and 57 . 26 respectively when the temperature was 25 ℃, 20 ℃ and 15 ℃ respectively.The optimal frequency of mixing was 10 min h. The reactor had the capacity of adaptation to the impact of the pH. But the disinfectant was harmful to the treatment process and was difficult to resume. Keywords ASBR system, bean-processing wastewater and wastewater treatment TECHNIQUES FOR WATER QUALITY SECURITY ENSURING OF RECLAIMED WATER USED IN LANDSCAPE WATERHe Anqi He Miao Shi Hanchang 22 Abstract The risks of reclaimedwater used in landscape water were analyzed, and treatment techniques for water safely reclamation was proposed. The result shows that the main risk comes from the pathology pollutants, the toxin pollutants, the eutrophication pollutants and the secondary pollutionfrom sullage whenmunicipalwastewater is reclaimedfor landscape water. The major water quality standard including pathogenic microorganism, toxic organism, the heavy metal, the plant nutrients, such as N and P, and SS. The recommended techniques include secondary treatment -coagulation-filtration -disinfection, secondary treatment -activate carbon adsorption-disinfection, secondary treatment-membrane processes- disinfection. Keywords municipal wastewater, reclaimed water, landscape water and water quality security COMBINED MICRO -AEROBIC HYDROLYSIS AND ACIDIFICATION -AEROBIC PROCESS FOR ANTIBIOTIC WASTEWATER TREATMENTQi Peishi Ding Lei Liu Yunzhi et al 24 Abstract The principle of combinedmicro -aerobic hydrolysis and acidification -aerobic technology was introduced while the characteristicsof the technology for antibiotic wastewater treatmentwere analyzed. The effects of the project showed that the technology was capable of withstanding shock loadings, and it had good environment conditions and could be managed easily. Thus the difficultly biodegradable antibiotic wastewater was treated so well to reach the water quality standard for discharge. The technology would be used widely in project and for reference in wastewater treatment. 2 ENVIRONMENTAL ENGINEERING Vol. 24, No. 1,Feb. , 2006