垃圾渗滤液处理短程硝化反硝化脱氮工艺技术研究

垃圾渗滤液处理短程硝化反硝化脱氮工艺技术研究

叶远彪

 珠海市伟力高生物科技有限公司   广东珠海   519000   

摘要：垃圾填埋场渗滤液是典型的高氨氮废水，脱氮是垃圾渗滤液处理的重点和难点，同时采用生物脱氮也是高耗能的问题，为了进一步提高现有垃圾渗滤液的脱氮能力，开发出一种新型的生物脱氮工艺——短程硝化反硝化工艺。采用中试设备通过对垃圾渗滤液进行短程硝化反硝化实验，考察系统中 COD、NH3-N、TN的去除效果，探讨影响短程硝化反硝化工艺处理垃圾渗滤液的主要因素。中试试验结果表明：采用短程硝化反硝化工艺可以正常启动运行，并且在各参数条件控制稳定、良好的情况下，可以实现短程硝化反硝化进行脱氮处理，不产生浓缩液问题。但同时发现过程中硝化细菌增殖速度慢引起总水力停留时间较长，使得构筑物体积增大，从而导致整个工艺存在运行费用较高的不足之处，不能广泛适用于大规模工程化应用。

通过对传统的硝化-反硝化的作用机理进行分析，脱氮过程中，在反硝化菌的作用下，反硝化过程即可从硝酸盐开始，也可以从亚硝酸盐开始。但由 NO2-转化为 NO3-，然后由 NO3-转化为 NO2-的重复转化过程中，要消耗更多的溶解氧和有机碳源。如果在实际过程中，控制这一转化过程，使NH4+全部或绝大部分转化为 NO2-而不是转化为 NO3-，由 NO2-直接进行反硝化，称此过程为短程硝化-反硝化，其转化历程为：

影响亚硝酸盐积累的因素：生物处理如何控制硝化停止亚硝化阶段是实现短程生物脱氮的关键。短程硝化主要是稳定且较高的亚硝酸积累，积压硝化率较高（至少大于 50%）。影响亚硝酸积累的因素主要有温度、pH、氨浓度、氮负荷、DO、有害物质及泥龄。

温度：生物硝化反应适宜温度在 20-35℃，一般低于 15℃硝化速度下降，并且低温对硝化产物及两类硝化菌活性影响也不同。12-14℃活性污泥中硝酸菌活性受到严重抑制，出现亚硝酸积累。15-30℃范围内，硝化过程中形成的亚硝酸可完全被氧成硝酸。温度超过 30℃ 又会出现 HNO2 积累。

pH 值：随着硝化的进行，硝化过程中产生的酸使废水 pH 不断降低。亚硝酸菌要求的最适 pH 在 7-8.5 之间，硝酸菌为 6-7.5。反应器中的 pH 低于 7 则整个硝化反应会受到抑制。pH 升高到 8 以上，则 HNO2 浓度升高，硝化产物中亚硝酸比例增加，出现 HNO2 积累。

NH3浓度与氮负荷：硝化杆菌属比亚硝化单胞菌属更易受 FA 的抑制，抑制亚硝酸菌的浓度为 10-150mg/l，抑制硝酸菌的浓度为 0.1-1.0mg/l，0.6mg/l 的 FA 几乎就可以全部抑制亚硝酸菌的活性，从而使氧化受阻，出现积累。另外，氨氮负荷过高时，在系统初期有利于繁殖较快的亚硝酸菌的增长，使 HNO2积累。

DO:活性污泥法中要维持正常的硝化效果，DO 应控制在 0.5mg/l 以上，而反硝化 DO 应控制在 0.5mg/l 以下。

有害物质：硝化菌对环境较为敏感。废水中酚、氰及重金属离子等有害物质对硝化过程有抑制作用。相对亚硝酸菌，硝酸菌对环境适应性慢，因而在接触有害物质的初期会受到抑制，出现 HNO2 积累。

泥龄：亚硝酸菌的世代时间较硝酸菌短，在悬浮处理系统中如泥龄介于硝酸菌和亚硝菌的最小停留时间之间时，系统中的硝酸菌会逐渐被淘汰掉，使亚硝酸菌成为系统中优势菌种， 硝化产物 HNO2。

1.材料与方法

1.1实验材料

实验所用水样取自珠海市西坑尾垃圾填埋场调节池中的渗滤液，水质特征：PH=7.5-8.0，COD=2800mg/l,NH4-N=2500mg/l,TN=2600mg/l,TP=21mg/l。实验所用的活性污泥取自于北区污泥处置中心，污泥为黄褐色，沉降性良好。实验药剂、自来水和电源及实验室器材、场地都由西坑尾垃圾渗滤液处理厂提供。

1.2实验装置

实验装置由四川一家环保公司提供，12米集装箱式反应池，分2段设计，有效容积为40m3，沉淀区采用斜管沉淀池，有效面积 2.8m2,采用管式曝气膜瀑气，6台曝气机、一台溶解氧、一台水质在线检测仪组成。

1.3实验目标

规模为 5m3/h 垃圾渗滤液原液短程硝化反硝化一体化装置，处理后出水水质达到《生活垃圾填埋场污染物控制标准》（GB16889-2008）表二及广东省《水污染排放限值标准》（DB44/2001）第二段一级标准要求中之严者控制指标要求，主要指标下表。

表 1 设计出水水质指标（单位：mg/l）

1.4实验过程

实验装置安装完成后，首先进行清水试机，检查管道安装是否正确，气管是否出现漏气现象，曝气装置是否运行正常，出气是否均匀，再将检查出来的问题项安排逐一进行处理，直至整改完成。经清水试机完成后，符合活性污泥接种条件，将采用槽式吸肥车将新鲜的市政活性污泥运输到实验点，投加量为8吨，污泥含水率为92%，投加污泥时一边曝气一边补充自来水进行稀释，直到液位到达设计液位高度；污泥投加完成并液位控制正常后，正式进入污泥培养阶段，待生化池中DO升到4mg/l后，开启DO自控模式，由PLC自控微电脑进行控制风机的运行（参数控制如表2），保证短程硝化反硝的参数在设计范围内。经连续运行4天后，生化池中的污泥浓度逐步上升,同时开启水泵小水量进水，调试初期进水量控制在1m

3/d（后期将根据水质浓度进行调整进水量）,投加碳源为葡萄糖，按照碳氮比6：1的比例与原水混合投加，即1m3混合投加15kg葡萄糖（后期将根据水质浓度变化调整投加量），用蠕动泵连续投加到生化池。

表 2 实验运行条件

1.5分析方法

1.5.1水样分析

COD、NH4-N、TN采用实验室哈希试剂分光光度法检测，pH值采用在线pH计检测，DO采用在线DO检测。

2.结果与讨论

实验三个阶段分析：

第一阶段：微生物培训驯化阶段，此阶段前4天为适应阶段或参数调整阶段，主要是控制pH值和溶解氧，此阶段硝化反应和反硝化反应并没有同步，氨氮降解之后硝态氮升高，硝态氮降解之后氨氮又升高，经过连续几天的反复调试之后，约一周时间，硝化反应和反硝化反应第一次开始同步进行，连续进水的情况下，氨氮和硝态氮均小于5mg/l。此阶段进水量一直保持在40L/h连续不间断进水。生化段 COD 约为700-860mg/l,去除率为75%左右，氨氮为31.6mg/l,去除率为98%左右，总氮为 42mg/l,去除率为98%左右,此部分出水指标主要是受前期污泥接种时投加了大量的自来水影响，所以按照40吨池容计算，约一个半月的时间才能将全部自来水置换过来，所以此阶段数据只能做为参考，生化段参数指标的趋势走向还是有一定的参考价值。

第二阶段：微生物同步硝化反硝化进行中，但系统不稳定，氨氮和硝态氮都呈增长趋势，需频繁通过调节系统参数控制生化同步硝化反硝化的进行，主要调整参数有pH、DO、碳源投加量，可以将总氮控制在较低水平，这一阶段变化波动比较大，各参数指标上下波动，时高时低，给控制带来一定的难度。并且发现投加碳源量对同步硝化反硝化影响特别大，在保证处理效果的前提下，实验中碳源投加量远远大于预期理论计算6：1比值。通过此阶段的调试发现，对于高氨氮垃圾渗滤液不仅抑制硝化菌生长，而且较低的C/N 比在反硝化脱氮过程中远远不能满足碳源的需求，致使脱氮过程中需要大量投加反硝化有机碳源。

第三阶段：生化稳定期，通过第二阶段的实践性调试，对各参数都有了深入的了解，当进水1.0-2.2吨/小时，运行条件为：PH=7-8.5，O2=0.1-0.5mg/l,MLSS=4500-6000mg/l，碳源投加量比较大约20-25kg/m3；处理后COD<90mg>

3. 结论

（1）垃圾渗滤液脱氮处理采用短程硝化反硝化处理工艺，经驯化培养后是可以稳定去除 COD、氨氮、总氮指标，去除效率高，不产生浓缩液，但比传统的二级 A0+NF/RO 稳定性较差，硝化细菌和反硝化菌增殖速度慢引起总水力停留时间较长，使得构筑物体积增大。

（2）本工艺不太适合较低的 C/N 比渗滤液处理，主要在反硝化脱氮过程中远远不能满足碳源的需求，致使脱氮过程中需要大量投加反硝化有机碳源。

（3）按照实验结果，设计 5 吨/小时，而实际只能达到 2 吨/小时，并且微生物增殖慢，所以相对构筑物体积大，碳源投加量大等因素，导致本工艺较难大规模工程化应用。

参考文献

［1］王胤：主流厌氧氨氧化工艺研究与应用发展。

［2］敖良根、胡斌、田文龙.垃圾渗滤液新型生物脱氮研究现状及展望。科技咨讯，2009。

［3］袁林江：短程硝化-反硝化生物脱氮，中国给水排水，2000.16。

［4］余春非，生物膜法短程硝化反硝化研究进展，广州市环境保护公司设计院有限公司。