李軍1* 王寶貞2 王淑瑩3 趙紅靜4
(1北京工業大學建筑工程學院，北京，100022；
²哈爾濱工業大學市政與環境工程學院，哈爾濱，150008)

　　摘　要　 本文研究開發了高濃度垃圾滲濾液的適宜處理流程，并首次采用了復合式厭氧反應器和A／O淹沒式生物膜曝氣池及堿化吹脫塔三項技術，有效地去除了滲濾液中的COD、BOD5 和NH4+—N。該研究成果已用于深圳下坪垃圾衛生填埋場滲濾液的設計，也可應用于其他有機廢水的處理，具有較重要的理論意義和較大的工程實踐價值。
　　關鍵詞　 生活垃圾填理滲濾液；復合式厭氧反應器;A／O淹沒式生物膜曝氣池；堿化吹脫塔。

　　Abstract： A system was studied and developed for the treatment of a high—strength sanitary landfill leachate， which mainly consisted of (a) an upflow anaerobic sludge blanket／anaerobic filter (UASB—AF)hybrid anaerobic reactor， (b)an air stripper for NH₃ removal，and (c) an anoxic zone／aerobic zone(A／O)submerged biofilm aeration basin. these three units were used to treat　 high—strength leachate， with high removal efficiencies for COD，BOD5，and Nh4+-N.The re- search results have already been applied in the design if the treatment station of sanitary landfill　 Leachate at Xiaping Sanitary landfill，shenzhen City. The system is also available for the treat ment of other kinds of organic waste water.
　　Key Words：landfill leachate， Hybrid Anaerobic Reactor，　A／O Submerged Biofilm Aeration Basin，Ammo nia Stripper

1.處理工藝選擇

　　 垃圾填埋是一種廣泛應用的垃圾處置方法，而其生產的滲濾液會導致地下水和地表水的二次污染[1—3]，為防止滲濾液的污染，必須盡量減少滲濾液的產生量并根據滲濾液的水質、水量特點及排放要 求采用切實可行的方法。深圳市垃圾滲濾液的COD、BOD₅和NH₄⁺-N濃度明顯高于國內外其他城市，見表1。深圳市下坪垃圾填埋滲濾液處理后出水排入城市下水道，然后入賓河污水處理廠做最后處理。深圳環保局規定，垃圾滲濾液的出水需達到：COD＜600mg/L、NH₄⁺-N＜25mg／l。在充分研究了深圳市滲濾液特點和處理排放標準后，筆者進行了處理系統和工藝流程的研究探討。

表1 深圳市垃圾填埋滲濾液水質與其他城市比較表 參數 上海 杭州 廣州 深圳 臺北 Bry Posteg,UK[4] Barcelona, Spain[1] COD 1500-8000 1000-5000 1400-5000 15000-60000 4000-37000 5518 86000 BOD 200-400 400-2500 400-2000 5000-36000 6000-28000 3670 76000 TN 100-700 80-800 150-900 650-2000 200-2000 157 2750 SS 30-500 60-650 200-600 1000-6000 500-2000 184 1500 NH4=-N 60-450 50-500 160-500 400-1500 100-1000 130 1750 PH 5-6.5 6-6.5 6.5-8.0 6.2-8.0 5.6-7.5 5.0-8.0 6.2

　　由表1知深圳市垃圾填埋滲濾液水質與其他城市相比，具有COD、BOD和NH₄⁺-N濃度高的特 點。根據試驗期間對深圳市垃圾填埋場滲濾液的試驗結果，深圳市生活垃圾滲濾液BOD₅／COD一般 在0.4—0.7左右，屬于易生物降解的有機廢水，但COD典型值高達25000mg／L，若要達到處理后出水COD＜600mg／l，則其去除率要達到98.6％。故須選用高效節能的厭氧生物處理技術，后接好氧生物處理。同時，該滲濾液含氨氮高達400—1500mg／l，若要處理后出水達NH4+-N＜25mg/L，必須進行脫氮 處理。堿化鼓風吹脫，是首先將滲濾液加堿呈現性(PH＞9)使其中的氨離子轉化為游離氨(NH₃)，然后 送入吹脫塔中以噴淋方式和通過鼓風吹脫去除游離氨，以使后續的A／O淹沒式生物膜曝氣池進水C／N趨于合理，并在其中進行硝化，將氨氮轉化為硝態氮，同時通過回流硝化混合液在去除COO的同時， 去除IN。為了確保處理出水COD＜600mg/l，可在二沉池中輔以同步化學沉淀。因此，確定試驗流程 如下：
　　 原生滲濾液，復合式厭氧反應器，堿化吹脫塔，A／O兩段淹沒式生物膜曝氣池，混凝沉淀二沉 池。城市下水道

2.試驗裝置及試驗結果

2.1復合式厭氧反應器
　　本試驗采用復合式厭氧反應器，它由底部的UASB和上部ABF(厭氧生物膜區)組成，因而具有這兩種厭氧反應器的優點。由于其上部的生物膜載體填料(盾式復合材料)對懸浮污泥具有很好的捕集 截留效能，而且也不影響氣體的分離，因此其上部不必設三相分離器，只設溢流出水槽和集氣室即可。 其生物量大，生物相豐實，可承受較高的有機負荷，這樣的厭氧反應器比UASB構造簡單，且處理效果好。
　　 試驗用的復合式厭氧反應器，呈圓筒形，直徑0.8m，底部為截頭圓錐體，頂部為溢流堰槽和集氣室組成，總高度為2.5m，反應器主體分為上下兩部分，下部為污泥床，高1.1m，其中錐體部分0，5m，上部為淹沒式生物膜區，高0.9m，其中裝填復合式填料。淹沒式生物膜層之上有0.25m高的澄清區，澄清水經周邊式溢流堰流人圓環形集水槽中。厭氧反應器的總容積為1.16m³，其中污泥床區點0.4m³，淹沒式生物膜區0.43m³，澄清區0.13m³和集氣室0.2m³。厭氧反應器接種城市污水廠消化池污泥，隨著培養時間的延長，其COD去除率逐漸提高。三個月后，COD去除率達70％，并有沼氣產生，此時底部的厭氧污泥和填料上生物膜趨于成熟。在穩定運行時,進水量Q＝20l/h(0.48m³／d)，其水力停留時間為2天，從第3個月至第6個月，厭氧反應器內溫度為20℃至34℃。
　　厭氧反應器的COD去除效率受溫度影響較大。20℃時，COD和BOD5的平均去除率分別為70.9％和77.3％；水溫34℃時，COD和DOD5的平均去除率上升到83.3％和88.4％，此時進水的COD 和BOD₅的均值為23888mg／l和15250mg/l，出水的COD和BOD₅均值為4060mg/l和1771mg/l，故適 合的處理溫度為34℃，此時的水力停留時間為2天，平均COD容積負荷為9.5kgCOD／m³／d?？傆袡C 揮發酸TVA與COD變化趨勢基本一致，出水TVA隨著出水COD降低而降低，當出水TVA為700mg/l左右時，出水COD＜4500mg/l實驗證明，TVA積累過多，將會抑制甲烷菌的活性，因此TVA可作為厭氧反應器是否正常運行的主要判斷和控制指標。厭氧反應器出水堿度和PH均較進水高，這是由于甲烷菌將揮發脂肪酸轉化為甲烷的同時，產生了重碳酸鹽，因而使出水堿度和PH上升。出水堿度在2500—5000之間，說明該滲濾液堿度有一定的緩沖能力。
2.2 堿化吹脫塔
　　厭氧反應器出水氨氮含量很高，達1000mg/l以上，且COD／NH₄⁺-N比值僅為4左右，若讓其直接進入A／O淹沒式生物膜曝氣池，很難實現生物脫氮，因此利用鼓風吹脫塔進行部分脫氮，以增加COD/NH₄⁺-N的比值和減少氨氮的濃度，有利于在A／O池中進行有效的生物脫氮。試驗用的吹脫塔 用圓筒形，直徑0.8m，高2.0m，其中裝填1.2m高的球形朔料填料，厭氧反應器出水流入循環水池，用泵抽送至吹脫塔頂部進行噴淋布水，在吹脫塔后部安裝兩臺鼓風機，強制空氣流自上而下流經填料，與水滴逆流接觸。
　　從循環貯水池用泵抽循環水Qr＝500l/h至吹脫塔，從該池排出的水量為20l/h，循環比為25：1；鼓風機吹送空氣量為70m³/h/臺，2臺供氣量為140m³/h，氣水比為280：1。循環集水槽內水的體積為102L，其水力停留時間(HRT)為5h。
　　氨氮隨吹脫時間延長而下降，在吹脫時間為5h和PH＝8.0的條件下(即厭氧出水直接進吹脫塔) 時，NH4+-N去除率為35.3%;將PH用石灰調到9.1時，NH4+-N去除率上升到67.8％，這是由于PH對水中游離氨和銨離子分布的影響。從節省藥劑和提高除氨率的折衷考慮，確定適宜的PH為9.1。吹脫后，GOD也得到了部分去除，其去除率為19.7％，吹脫后出水的COD/NH₄⁺-N為8，水中DO＜0.2mg/L，有利于后續的A／O他的脫氮。此外，取吹脫塔內塑料環填料上的生物膜做鏡檢分析，發現其生物相豐滿、呈多樣性，有鐘蟲、累枝蟲等原生動物。因此空氣吹脫逸出氨氣的同時，微生物對COD和BOD也有一定的降解作用。
2.3 淹沒式生物膜A／O池
　　A／O 淹沒式軟填料生物膜法的優點是通過在載體上附著形成的生物膜，在不同的部位有不同的優勢菌種，即在A段有以反硝化和降解有機物的異氧菌為主的微生物群落，而在O段的前部和后部分別 以降解有機物的異氧菌和硝化菌為優勢菌種[5]。由于在淹沒式生物膜中硝化和反硝化菌各有自己的專用領地，其生存環境遠比活性污泥法優越，因此完成硝化和反硝化的時間短，約為延時曝氣池法的1／3—1/2。此外，淹沒式軟填料生物膜的另一個優點是生物膜上的生物菌種更為多樣性，相交構成的食物鏈長，增長的生物膜大部分被原生動物和后生動物作為食料消耗掉。所以、其剩余生物膜僅為活性污泥法剩余污泥量的1／10—1／5[6，7]。
　　淹沒式生物膜A／O池采用城市污水處理廠二沉池中污泥接種，動態培養，歷時二個月后，O池中，前段生物膜厚，后段生物膜薄，顏色為棕褐色，生物相鏡檢發現有大量草履蟲和線蟲，A池中填料上生物膜呈黑褐色，密度較大并有小氣泡吸付在填料表面，這說明反硝化菌已開始在填料表面上初步形成， 將少量的硝酸鹽還原成氮氣。
　　深圳市垃圾滲濾液NH4+-N含量高，經堿化吹脫塔除氨后出NH₄⁺-N仍在300mg/l左右.但 此時COD／NH₄⁺-N為8左右,趨于合理，因此選擇A／O淹沒式生物膜曝氣池處理吹脫塔出水，在去除COD的同時，可脫氮。為了進一步探索A／O池運行的最佳條件。進行了混合液回流比、水力停留時間 等因素的影響試驗。
　　實驗證明，淹沒式生物膜A／O池適宜的運行條件為：HRT＝22.1h(其中A段為6.5h、O段為15.6h)，回流比R=3。在此運行條件下，當進水COD平均濃度為2290mg／l、NH₄⁺-N平均濃度為 218mg/l時，出水COD平均濃度為662mg/l，COD平均去除率為71.1％，出水NH₄⁺-N平均濃度為 20mg／l，NH₄⁺-N平均去除率為90.8％。
2.4 混凝沉淀
　　選用PAC和FeCL₃兩種常用混凝劑進行對比試驗，發現：同一藥劑用量條件下，PAC對COD去除率高于FeCl₃；PAC適宜的投加量為200—300mg／1，相應COD去除率約為32.6％，從而使最后出水COD＜600mg/l。

　　

2.5 系統串聯運行試驗
　　 確定了各構筑物的優化運行參數后，做整個系統串聯運行的試驗。結果如圖2，圖3所示(圖中數據為連續8次檢測結果的均值)，可見該工藝可使處理后出水達到排入當地城市下水道標準。

3.填料上生物膜沉降特姓及生物量測定

　　 首先在A／O池中沿水流方向確定四個取樣點，然后把有代表性的填料從系統中取出，編號為1# (A池)，2#(O池前端)、3#(O池中部)，4#(O池末端)，同樣在厭氧反應器中取出有代表性的填料編號為5#，從吹脫塔中取出有代表性的濾球編號為6#。將填料分別放人容器中加入一定量的自來水搓洗，把含洗脫膜的水傳入1000m1量筒中，重復搓洗3—5次，直至填料上的膜全部洗脫下來而填料變 成白色為止。再往盛洗脫膜的量筒中加蒸餾水至滿刻度。把量筒中的混合液混均，然后讓其進行靜置 沉淀，分別記下靜沉時間及污泥沉淀層容積。實驗結果匯于表2。由表2知，堿化吹脫塔內球形填料上的生物膜和A／O池好氧段纖維填料上生物膜都具有較好的沉降性，O池中，后段生物膜較前段具有更 好的沉降性，有利于脫落生物膜沉淀，使出水水質穩定。
　　分別取上述混勻的洗脫膜的混合液100ml，測定103℃一105℃的烘干殘渣，得各池中生物量為：

表2 洗脫膜SVI值（mg／l) 　 樣品號 1# 2# 3# 4# 5# 6# SVI(mg/l） 206 200 159 126 206 131

　　厭氧反應器中，MLSS＝3389mg/l
　　堿化吹脫塔內，MLSS＝2157mg/l
　　A／O池缺氧段，MLSS＝2828mg/l
　　A／O池好氧段，MLSS＝4699mg/l

5.結論

　　深圳市垃圾滲濾液含有高濃度COD、BOD和NH₄⁺-N，其適合的處理系統為原生滲濾液→復合 式厭氧反應器→堿化吹脫塔→A／O淹沒式生物膜曝氣池→混凝沉淀→出水。該系統出水COD＜600 mg/l、NH₄⁺-N＜25mg/l，可達到排入當地城市下水道標準。
　　復合式厭氧反應器水力停留時間2.0d、容積負荷9.5kgCOD／m³／d、水溫34℃時，COD去除率達 83.3％、BOD5去除率達88.4％；在PH9.1、HRT5h、水循環比25：1、汽水比280：1時，堿化吹脫塔NH4 -N去除率達67.8%、同時COD去除率為19.7％，吹脫后出水C／N從4上升到8，有利于A／O池脫 氮；A／O掩沒式生物膜曝氣池適合的HRT為22.1h(其中厭氧段6.5h、好氧段15.6hm³)、混合液回流比為3，在該工藝參數下COD去除率為71.1％、NH₄⁺-N去除率為90.8％；A／O池出水經同步化學沉淀，可使最終出水達到排入當地城市下水道標準。

參考文獻

　　1. J.Albaiges, F, Casado and F. Ventura, Organic indivatonrs of groundwater pollution by a sanitary landfill, water Res. 20(9),1153-1159,1986
　　2. H. D . Robinson and P/J Naris. Water Pollut, Control Fed. 27(1),30-38,1985
　　3. Aeidi zui, U.R.Salim and F. Othenan, The effect of landfill leachate on the environment, proceedings of 3rd intemational conference on appropriate waste Management Technologies for Developing Countries, Nerri, Nagpur, Fez 25-26. vol.1 pp. 8210828,1995.
　　4. H.D. Robinson and G. Grantham, The treatment of landfill leachate in on site aerated lagoon plant: Experience in Britain and Ireland, Water Res, 22(6),733---747, 1988.
　　5. B.Wang , G, Li and R. Liu, Nitrogen removal by a submerged biofilm process with fibrous carriers, Water Sci. Technol, 26(9-11).2039-2042,1992.
　　6. B. Wang. Q. Tang, R. Liu, J. Unan, F. Ma, J. He and G. Li, A study on simultaneous organics and nitrogen removal by extended aeration submerged biofilm process, Water Sci. Technol.24(5),197-214, 1991.
　　7. Wang Baozhen and Li Jun, Simultaneous Phosplorus and Partial Nitrogen Removal by Submerged Biofilm SBR System, Lst World Water Congress of the International Water Association (IWA), 2000,July.

---

　　 (李軍(1964—)，男，山東淄博人，北京工業大學副教授，博士后，主要從事污水生物處理技術研究。 分別于1997年、1996年獲建設部科技進步二等獎、黑龍江省科技進步三等獎、黑龍江省環境保護科技進步一等獎，2000年入選北京市科技新星。電話：(010)65958512(H)67391648(O))