两级Fenton-厌氧滤池-曝气生物滤池深度处理垃圾渗滤液.pdf

两级 Fenton － 厌氧滤池 － 曝气生物滤池深度 处理垃圾渗滤液 * 韩纪军汪晓军 华南理工大学环境科学与工程学院，广州 510006 摘要 浙江某生活垃圾填埋场采用两级 Fenton － 厌氧滤池 － 曝气生物滤池工艺对其渗滤液进行深度处理。工艺最终 出水ρ COD＜ 70 mg/L， 去除率达 96. 1 ; ρ TN＜ 40 mg/L， 去除率达 95. 9 ; ρ NH3-N＜ 10 mg/L， 工艺出水达 GB 168892008 生活垃圾填埋场污染控制标准 中一般地区表 2 排放标准。 关键词 渗滤液;总氮;曝气生物滤池;组合工艺 COMBINED PROCESSES OF TWO- STAGE FENTON- ANAEROBIC FILTER- BIOLOGICAL AERATED FILTER FOR ADVANCED TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE Han JijunWang Xiaojun School of Environmental Science and Engineering，South China University of Technology，Guangzhou 510006，China AbstractThe combined processes included two-stage Fenton-anaerobic filter-biological aerated filter were used as the advanced treatment of landfill leachate from a domestic refuse landfill in Zhejiang Province． The results show that the effluent COD is less than 70 mg/L，total nitrogen TNis less than 40 mg/L and the NH3-N is less than 10 mg/L． The removal rates of COD and TN are respectively 96. 1 and 95. 9 ． The effluent quality can meet the standard of table 2 in “Pollution Control on the Landfill Site of Municipal Solid” GB 168892008 ． Keywordslandfill leachate;total nitrogen;biological aerated filter;combined processes * 国家自然科学基金资助项目 51078149 。 0引言 垃圾渗滤液是一种高浓度难降解的有机废水， 其 毒性高危害大。为使杭州某垃圾填埋场的垃圾渗滤 液达 GB 168892008生活垃圾填埋场污染控制标 准 中一般地区表 2 排放标准， 渗滤液经过生化预处 理后必须进行深度处理。 1处理工艺及主要构筑物 1. 1进出水水质及处理量 设计处理量 1500 m3/d， 总停留时间为4. 4 d。设 计进出水水质见表 1。 表 1进水水质与排放标准 mg/L 水质指标ρ CODρ BODρ NH3-Nρ TNρ SS 进水水质1200 ～ 18005025150100 排放限值10030104030 1. 2工艺流程 深度处理工艺流程见图 1。 图 1深度处理工艺流程 1. 3工艺分析 由于垃圾渗滤液经过生化预处理后残留的有机 物大多数皆是难生化降解的有机物， 因此继续单独使 用生化方法难以达到进一步降低废水 COD 的目的。 9 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期 Fenton 试剂是由氧化剂 H2O2和催化剂 Fe2 组成， 适 用于一些难以生化降解的有机废水。Fenton 氧化法 不但氧化能力高， H2O2安全易得， 还可以使带有苯 环、 羟基、 CO2H， SO3H， NO2等取代基的有机物 氧化分解 ［1］， 提高垃圾渗滤液的可生化性和降低其 毒性。在 BAF 工艺处理废水过程中， 反硝化反应最 好采用外加碳源的办法来提高脱氮效率 ［2］。进行反 硝化反应时， 考虑到要外加碳源， 通常采用前置反硝 化工艺 ［3］， 因此采用厌氧滤池 AF－ 曝气生物滤池 BAF 联合工艺和外加碳源的方法， 用以脱除废水中 的总氮和部分有机物。考虑到 Fenton 可以提高废水 的可生化性， 与 AF-BAF 生化系统联用可以减少外加 碳源的投加量从而降低处理成本 ［4］。在处理成本可 以接受的前提下， 采用两级 Fenton-AF-BAF 系统能够 在有效保证出水水质达标排放的同时， 让整个深度处 理系统具有较强的抗冲击负荷能力及较强的稳定性。 1. 4主要构筑物 主要构筑物及设计参数见表 2。 表 2主要构筑物及其设计参数 主要构筑物尺寸数量主要设备及参数备注 一级 Fenton 反应池93 m 2. 7 m 4. 1 m1搅拌风机 Q 13 m3/min， N 18. 8 kW 2 台， 10 用 1 备 ; HRT 16. 5 h S 型回廊式结构， 内壁防腐 1 号沉淀池 6 m 6 m 8. 3 m2HRT 9. 6 h并联运行 一级厌氧滤池4. 8 m 4. 8 m 7. 5 m6HRT 16. 6 h并联运行 一级曝气生物滤池4. 8 m 4. 8 m 6 m6曝气风机 Q 27 m3/min， N 37. 5 kW 3 台， 2 用 1 备 ; HRT 13. 3 h 并联运行 1 号中间水池6 m 3. 4 m 3. 7 m 1 提升泵 Q 75 m3/h， H 18 m， N 7. 5 kW 2 台， 1 用 1 备 ; 回流泵 Q 62. 5 m3/h， H 18 m， N 7. 5 kW 2 台， 1 用 1 备 二级 Fenton 反应池60. 2 m 2. 7 m 4. 1 m1与一级共用风机; HRT 10. 6 hS 型回廊式结构， 内壁防腐 2 号沉淀池 6 m 6 m 8. 3 m2HRT 9. 6 h 二级厌氧滤池4. 8 m 4. 8 m 7. 5 m6HRT 16. 6 h并联运行 二级曝气生物滤池4. 8 m 4. 8 m 6 m6与一级共用曝气风机; HRT 13. 3 h并联运行 2 号中间水池6 m 3. 4 m 3. 7 m 1 回流泵 Q 62. 5 m3/h， H 18 m， N 7. 5 kW 2 台， 1 用 1 备 反冲洗清水池9 m 5. 2 m 3. 7 m1反冲洗水泵 Q 400 m3/h， H 15 m， N 30 kW 2 台， 1 用 1 备 ; 提升泵 Q 62. 5 m3/h， H 35 m， N 30 kW 2 台， 1 用 1 备 反冲洗废水池6 m 5 m 3. 7 m1提升泵 Q 12 m3/h， H 16 m， N 4. 5 kW 2 台， 1 用 1 备 2调试运行结果 2. 1Fenton 系统调试运行结果 在前 段 生 化 预 处 理 过 后，一 级 Fenton 进 水 ρ COD 在 1200 ～ 1800 mg/L， 其可生化性较差。调 试初始时进水流量为18 m3/h， 每日流量增加2 m3/h， 到第 30 天时， 进水流量达42 m3/h。由于深度处理系 统的调试与预处理的生化系统调试同步进行， 所以进 水水质波动较大。调整一级 Fenton 的加药量使其略 低于最佳投加量， 这样能够在节约药剂成本的同时为 后续的反硝化过程保留部分碳源。因为 Fenton 工艺 能够改善垃圾渗滤液的可生化性， 提高废水的 B /C 比 ［5］， 经过 Fenton 处理后， 部分难生化降解的有机物 变为易生化降解的物质， 可以被反硝化微生物用作碳 源。经过小试及中试实验确定 Fenton 药剂的最佳投 加量为 n Fe2 n H2O2 1，n H2O2 n COD 1。因为投加 Fenton 药剂的量一直处于不足的状态， 所以一级 Fenton 出水 COD 会因为进水 COD 波动而 产生比较明显的波动， 但其 COD 去除率维持在一个 比较高的水平， 平均值为 77. 1 ， 出水 COD 也较低， 其平均为308 mg/L。再经生化处理后， 二级 Fenton 进水ρ COD 平均值为165 mg/L。为了确保出水水 质 COD 达标， 二级 Fenton 系统的加药量必须足够。 因此， 二级 Fenton 出水 COD 并未随其进水 COD 的波 动而波动， 而是始终保持在109 mg/L左右， 其出水 ρ COD＜ 130 mg/L。处理效果见图 2。 2. 2AF-BAF 系统挂膜 在挂膜开始前已经往系统中注入足量的清水， 并 加入一定量菌种进行闷曝， 挂膜过程中根据出水水质 补充适量的特效菌种。挂膜开始时控制系统的进水 量为18 m3/h， 每天增加2 m3/h的流量。挂膜过程中 甲醇的投加量按 C∶ N 4∶ 1的比例投加。若出水总氮 偏高， 则适当加大甲醇的投加量。挂膜进行到第 8 天 以后， 一级 TN 稳定在20 mg/L以下， 二级 TN 稳定在 10 mg/L以下， 此时可以认为系统挂膜已经成功。由 01 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期 图 2Fenton 系统对 COD 的脱除效果 于是第二次启动， 系统挂膜成功所耗费的时间仅为 8 d， 说明在低负荷下以硝化反硝化为主要生物滤池 中的微生物活性保持较好， 这与王华 ［6］等人的实验 结果一致。 2. 3AF-BAF 系统处理效果 一级 AF-BAF 系统进水流量与 Fenton 系统相同， 进水ρ COD 在320 mg/L左右， 出水ρ COD 平均值 为181. 6 mg/L; 进水ρ TN 平均值为195. 2 mg/L， 出 水ρ TN 平均值为50. 9 mg/L 见图 3 。 图 3一级 AF-BAF 对废水 TN 的去除效果 调试和运行过程中， 为了提高反硝化脱氮效率， 在厌氧滤池配水槽投加适量的甲醇作为碳源， 甲醇的 投加比例为 C∶ N 4∶ 1， 回流比约为 3∶ 1。在稳定运 行的前17 d， 进水ρ TN 平均值为132. 8 mg/L， 出水 ρ TN 平均值为27 mg/L， ρ TN 去除率为 80 。第 18 天的进水流量为39 m3/h， 此时关闭一级 AF-BAF 其中 3 组滤池， 即两级各保留其中的 3 组滤池正常进 水， 此 时 AF 的 TN 负 荷 从 0. 178 kg/ m3d变 为 0. 374 kg/ m3d ， 待稳定后继续增加进水流量。从 实验结果可以看出， 负荷增加的第 1 天去除率有一个 突然的明显降低， 到第 2 天去除率便恢复 80 左右。 第 20 天后， 由于进水 TN 持续增高， 并且增速过快， 一级 AF-BAF 系统出水 TN 也有比较明显上升。第 28 天， 进水流量为42 m3/h， AF 的 TN 负荷已经上升 到1. 022 kg/ m3d ， 而此时的出水 TN 虽然也升为 113 mg/L， 但 TN 去除率依旧达 75 。可见， 以反硝 化为主要目的厌氧生物滤池与碳氧化为主要目的的 曝气生物滤池一样也具有抗冲击负荷强的特点。为 了确保最终出水 TN 达到 GB 168892008 的表 2 标 准， 一级出水总氮应保持在120 mg/L以下才会比较安 全。由此推断， 一级 AF-BAF 系统的 TN 负荷也应控 制在1. 1 kg/ m3d 以下。 二级 AF-BAF 系统进水流量和运行情况与一级 相同。二级进水ρ COD 平均值为107. 4 mg/L， 出水 ρ COD平 均 为 49. 1 mg/L;进 水 ρ TN平 均 为 46. 1 mg/L， 出水ρ TN 平均值为12. 7 mg/L 见图 4 。 图 4二级 AF-BAF 对废水 TN 的脱除效果 为保证出水 COD 稳定达标， 二级系统甲醇投加 量采用灵活投加的方式。调试前17 d， 由于二级进水 的 TN 和 COD 都较低， 甲醇投加量为50 L/d， 折合 COD 为66 kg/d; 第 18 天开始， 二级的进出水 TN 都 开始上涨， 这时甲醇的投加量变为以 C∶ N 4∶ 1的比 例投加。系统的回流比与第一级系统相同。与第一 级系统一样， 第 18 天时关闭 6 组滤池中的 3 组， 仅留 3 组正常进水， 此时二级 AF 的 TN 负荷比正常进水 提高近 1 倍， 为0. 097 kg/ m3d 。 在面对 TN 负荷突 然变化的过程中， 第二级 AF-BAF 系统与第一级系统 具有相似的 TN 去除规律， 再次证明 AF 具有较强的 抗冲击负荷能力。第 23 天后， 二级系统便已适应了 新的负荷， TN 去除率稳定在 80 左右。调试过程 中， 二级 AF 最高 TN 负荷为0. 3 kg/ m3d ， 而出水 ρ TN 稳定在40 mg/L以内， 达 GB 168892008 表 2 标准。 2. 4深度处理系统处理效果及其稳定性 整个深度处理系统的出水水质及去除率如图 5 11 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期 所示。系统进水ρ COD 平均为1406. 1 mg/L， 出水 ρ COD 平均为49. 1 mg/L; 进出水ρ TN 平均值分别 为313. 5 mg/L和12. 7 mg/L; 进出水ρ NH3-N 平均值 分别为 1. 7，1. 4 mg/L; TN 和 COD 最终去除率平均 都在 95 以上， 可保证出水稳定达 GB 168892008 表 2 的排放要求。 图 5深度处理系统出水水质及处理效果 从图 5 可以看出 出水 TN 从第 14 天开始上升比 较明显， 这是由两个原因导致的 第 1 个原因是由于 在提高负荷的过程中前段的生化预处理系统的处理 效果波动比较大， 导致深度处理系统进水ρ TN 上升 较快。 从 第 12 天 开 始，进 水 TN 从 第 11 天 的 180 mg/L上 升 到 了 325 mg/L，并 且 一 直 上 升 见 图 3 ， 这期间进水ρ TN 平均值为409 mg/L; 第 2 个 原因是因为从第 18 天开始， 关闭了一级和二级 AF- BAF 系统各 3 组池子， 使负荷提升了 1 倍。尽管出水 总氮有比较明显的上升趋势， 但系统能够比较快地适 应高负荷， 之后出水 TN 便开始下降， 并且整个过程 中 TN 均控制在40 mg/L以下。这说明两级 Fenton- AF-BAF 系统深度处理垃圾渗滤液具有负荷高、 较强 的抗冲击负荷能力并具有较好的稳定性， 可使该废水 稳定达标排放。 3工程经济性分析 根据各个处理单元泵和风机额定功率计算耗电 量， 核算出电力成本约为 3. 4 元 /t。根据小试及中试 实验结果， 按最佳处理效果的投药量核算出 Fenton 药剂 FeSO4 7H2O 和 H2O2 成本约 31. 6 元 /t。其他 药剂主要调节 pH 的酸碱、 污泥沉淀和脱水用的絮凝 剂和调理剂， 成本约为 0. 3 元 /t。由于系统自动化程 度较高， 每班需要的操作工只需要 2 名， 一日三班， 每 名操作工工资按 100 元 /日计算， 人工成本约为 0. 8 元 /t。深度处理系统合计运行成本约为 36. 1 元 /t。 以上核算过程均按设计处理量1500 m3/d进行核算。 处理成本见表 3。 表 3深度处理系统运行成本 元 /t 项目电费Fenton 药剂其他药剂人工合计 费用3. 431. 60. 30. 836. 1 4结论 1 采用两级 Fenton-AF-BAF 系统深度处理垃圾 渗滤液能够使出水稳定达到 GB 168892008 表 2 标 准， 处理成本为 36. 1 元 /t， 具有较好的环境和经济 效应。 2 以脱除 TN 为目的， AF-BAF 系统具有较高的 处理效率和较强的抗冲击负荷能力。 3 一、 二级 AF-BAF 系统的 TN 安全负荷分别为 1. 1，0. 3 kg/ m3d 。 参考文献 ［1］Seott J P， Quis D F．Inetgration of chemical and biological OxidationProcessesforwatertreatmentreviewand recommendation［J］． Environment Progress， 1995， 142 88- 103． ［2］Pujol R． Biological aerated filtersassessment of the process based on sewage treatment plants ［J］． Water Science and Technology， 2004，29 10 /11 13- 22． ［3］Kent T，Fitzpatriek C，Williams S． Testing of Biological aerated filter media［J］． Water Science and Technology，2006， 34 363- 370． ［4］汪晓军， 简磊， 李景达， 等． 混凝 /化学氧化 /曝气生物滤池深度 处理垃圾渗滤液［J］． 中国给水排水． 2008， 24 6 72- 74． ［5］Josmaria LopesdeMorais， PatricioPeraltaZamora．Useof advanced oxidation processes to improve the biodegradability of mature landfill leachates ［J］．Journal of Hazardous Materials， 2005， 123 181- 186． ［6］王华， 刘翔， 杜尔登， 等． 曝气生物滤池快速启动和活性保持性 能研究［J］． 环境科学与技术，2006， 29 2 77- 79． 作者通信处汪晓军510006 广州市番禺区大学城外环东路 382 号 环境学院 B4- 301 E- mailcexjwang scut． edu． cn 2012 － 02 － 24 收稿 21 环境工程 2012 年 10 月第 30 卷第 5 期