（天津渤海職業(yè)技術(shù)學(xué)院，天津300402）

垃圾滲濾液是一種高強(qiáng)度廢水，含有高濃度的有機(jī)物和大量的氨氮、重金屬和無機(jī)鹽離子，如果處理不當(dāng)，會對周圍環(huán)境造成巨大威脅。老齡填埋場的垃圾滲濾液中氨氮濃度甚至高達(dá)每升上千毫克，高濃度氨氮會影響生物處理單元中微生物的活性，降低生物處理效果[1]；而且隨著填埋時間增加，垃圾滲濾液中氨氮濃度增加的同時可生化性有機(jī)物含量降低，造成碳氮比失衡，傳統(tǒng)硝化反硝化脫氮工藝就面臨嚴(yán)重的碳源不足問題，需要通過高成本的外加碳源來進(jìn)行補(bǔ)充。

短程硝化工藝是指控制適宜的氨氧化條件，將硝化過程限制在亞硝酸鹽（NO-2）階段，而不進(jìn)一步氧化為硝酸鹽（NO-3）的工藝過程。與常規(guī)硝化工藝相比，短程硝化具有能耗低、反應(yīng)歷程短、運(yùn)行成本低等優(yōu)點(diǎn)[2，3]。以短程硝化為基礎(chǔ)的“短程硝化-反硝化”、“短程硝化-厭氧氨氧化”等新型生物脫氮工藝，在曝氣能耗、碳源消耗等方面比傳統(tǒng)硝化-反硝化生物脫氮工藝都具有很大的優(yōu)勢[4]，特別適合于低碳氮比的老齡垃圾滲濾液處理。如何實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定高效的短程硝化是這些新型生物脫氮工藝成功應(yīng)用的關(guān)鍵。

本研究針對老齡化垃圾填埋場高含氮垃圾滲濾液，在SBR反應(yīng)器中進(jìn)行短程硝化快速啟動與影響因素試驗(yàn)研究，旨在為垃圾滲濾液生物脫氮新技術(shù)研發(fā)提供技術(shù)支持。

1 試驗(yàn)材料及方法

1.1 試驗(yàn)裝置

本研究采用的SBR反應(yīng)器材質(zhì)為有機(jī)玻璃，采用微孔曝氣頭進(jìn)行曝氣；在反應(yīng)器內(nèi)設(shè)置pH、ORP在線監(jiān)測儀。該反應(yīng)器進(jìn)水方式為瞬時進(jìn)水，設(shè)置運(yùn)行程序?yàn)檫M(jìn)水?dāng)嚢琛⑵貧?、沉淀及閑置四個步驟。在PLC控制器中內(nèi)置實(shí)時控制程序進(jìn)行自動控制運(yùn)行，pH、ORP在線監(jiān)測儀的信號輸入到PLC中，經(jīng)過程序處理后進(jìn)行判斷，并用于控制SBR反應(yīng)器的運(yùn)行（攪拌/曝氣/沉淀）。

反應(yīng)器內(nèi)接種污泥取自天津市某城市污水處理廠，初始接種污泥濃度（MLSS）為4000 mg/L。

1.2 試驗(yàn)原水

試驗(yàn)原水采集自天津市某老齡垃圾填埋場的垃圾滲濾液，主要水質(zhì)指標(biāo)（均值）如表1?？梢姡涸囼?yàn)所用垃圾滲濾液碳氮比（COD/TN）低，且原水中可生物利用有機(jī)基質(zhì)含量低。試驗(yàn)過程中，采用生活污水稀釋垃圾滲濾液并逐步提高后者比例的方法，使試驗(yàn)接種污泥逐步適應(yīng)垃圾滲濾液的水質(zhì)。

表1 試驗(yàn)所用垃圾滲濾液水質(zhì)

1.3 分析方法

化學(xué)需氧量（COD）、氨氮（NH3-N）、亞硝氮（NO2-N）、硝氮（NO3-N）和總氮（TN）的質(zhì)量濃度均采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定[5]。pH值采用HACH GLI pH分析儀測定，溶解氧（DO）采用HACH LDO溶解氧儀測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 短程硝化的快速啟動

在加入垃圾滲濾液啟動之前SBR反應(yīng)器進(jìn)水為低含氮生活污水，反應(yīng)器內(nèi)無亞硝氮積累，呈完全硝化狀態(tài)。垃圾滲濾液具有高有機(jī)污染和高含氮的特征，在反應(yīng)器啟動階段，采用生活污水對垃圾滲濾液進(jìn)行稀釋，逐步提高配水中垃圾滲濾液的比例。將反應(yīng)器啟動過程分為三個階段來考察（見圖1）。各階段反應(yīng)器出水NO2-N、NO3-N及亞硝氮積累率（NAR）的變化情況如圖1所示。

圖1 啟動階段SBR反應(yīng)器出水NOx-N濃度與亞硝氮積累率變化

2.1.1 第 I階段（40d）

為馴化污泥，開始采用低配比，垃圾滲濾液所占比例為10%。初始時基本為完全硝化，NAR接近于0，出水中以NO3-N為主。運(yùn)行約15 d后，通過控制溶解氧（＜1.0 mg/L），人為設(shè)定控制曝氣時間使出水氨氮濃度維持一定的水平（即氨氮不完全氧化），同時不斷增加進(jìn)水垃圾滲濾液比例以提高進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷。約25 d后NAR逐漸提高至約80%左右。

2.1.2 第 II階段（30d）

在第II階段降低了進(jìn)水中垃圾滲濾液的比例，導(dǎo)致進(jìn)水負(fù)荷降低，NAR下降，出水NO3-N增加。隨后通過提高進(jìn)水負(fù)荷，出水NO3-N逐步下降，NAR迅速恢復(fù)并達(dá)到90%以上。

2.1.3 第 III階段（70d 之后）

在第III階段繼續(xù)增加進(jìn)水中垃圾滲濾液比例至60%，系統(tǒng)內(nèi)NAR長期穩(wěn)定在95%以上，出水NO3-N低于15 mg/L。

2.2 進(jìn)水氮負(fù)荷的影響

考察了啟動過程中進(jìn)水氨氮負(fù)荷與NAR的關(guān)系，如圖2所示。同時，高濃度氨氮在進(jìn)水pH值條件將產(chǎn)生一定的游離氨（FA），而FA對硝化菌具有一定的抑制作用，所以圖2同時顯示進(jìn)水氨氮濃度的變化情況。

由圖2可見：在前15 d的運(yùn)行過程中，進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷均值為178 g NH3-N/m3/d，同時進(jìn)水氨氮濃度約120～140 mg/L，NAR處于較低水平，接近于0。從第17 d開始提高進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷，同時進(jìn)水氨氮濃度略有增加，達(dá)到180～200mg/L，可以看到NAR隨之升高；當(dāng)進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷均值達(dá)到310gNH3-N/m3/d時，NAR達(dá)到80%左右。

圖2 進(jìn)水氨氮濃度及氨氮負(fù)荷對NAR的影響

進(jìn)入第二階段后，由于進(jìn)水氨氮濃度降低（降低垃圾滲濾液比例），NAR值隨之響應(yīng)而降低。這意味著NOB重新在系統(tǒng)內(nèi)獲得生長增殖的機(jī)會。為提高NAR值，增加了垃圾滲濾液的配水比例，進(jìn)水氨氮容積負(fù)荷顯著提高（達(dá)到約850 g NH3-N/m3/d）。NAR值隨之快速恢復(fù)，在11 d后提高到90%以上。當(dāng)NAR穩(wěn)定后，到第60～80d期間進(jìn)水氨氮負(fù)荷最低降至約350gNH3-N/m3/d，但NAR未再出現(xiàn)波動，始終保持NAR＞95%，這意味著NOB已基本從系統(tǒng)內(nèi)被淘汰或活性受到嚴(yán)重抑制。

2.3 溫度對短程硝化的影響

在近一年的試驗(yàn)過程中，水溫變化范圍為12～29℃，基本經(jīng)歷了夏季高溫至冬季低溫的不同水溫條件。考察在此過程中實(shí)時控制短程硝化系統(tǒng)的運(yùn)行效果，其出水亞硝氮（NO2-N）、硝氮（NO3-N）及亞硝酸鹽積累率（NAR）的變化情況見圖3所示。

圖3 不同溫度條件下短程硝化效果

由圖3可見：SBR反應(yīng)器的短程硝化效果未受到水溫變化的影響，整個實(shí)驗(yàn)期間NAR＞95%，出水NO3-N平均值為8.52 mg/L。即使在冬季低水溫條件下（＜15℃）持續(xù)2個月的試驗(yàn)中，短程硝化狀態(tài)仍能夠非常穩(wěn)定地維持。

2.4 溶解氧的影響

在SBR系統(tǒng)的好氧反應(yīng)初期，污水中的有機(jī)物和氨氮濃度較高，而反應(yīng)后期，隨著可生物降解有機(jī)物被利用、氨氮逐步被氧化為NOx，水中剩余的耗氧污染物濃度低，因此在曝氣量基本恒定的情況下，在曝氣階段后期溶解氧（DO）就會不斷增加。

對SBR反應(yīng)器進(jìn)行一個曝氣周期的溶解氧監(jiān)測（見圖4），好氧曝氣段的中前期（約好氧歷時的70%）DO值較穩(wěn)定且處于較低水平（0.1～0.2 mg/L），而在好氧段后期，DO值則快速增加。在到達(dá)曝氣終點(diǎn)時，SBR反應(yīng)器中DO達(dá)到了7.95mg/L，且曝氣階段后期長達(dá)200min內(nèi)DO基本高于2.0mg/L。一般認(rèn)為，如此高的溶解氧對短程硝化過程是不利的，可能導(dǎo)致亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的生長，降低亞硝氮積累率。

由圖4可見：在好氧段前700 min內(nèi)，DO均低于0.2 mg/L，NH3-N去除速率保持恒定，同時水中NO2-N濃度同步增加，而NO3-N始終低于8.0 mg/L。在曝氣反應(yīng)的最后200 min內(nèi)，盡管DO高達(dá)2.0 mg/L以上，但NO3-N濃度仍未有增加，可見NOB在這樣的情況下沒有恢復(fù)活性，或者說系統(tǒng)內(nèi)剩余的NOB已非常有限。

圖4 SBR反應(yīng)器好氧段氮素成分及溶解氧變化情況

3 結(jié)論

3.1 采用市政污水處理廠活性污泥接種SBR反應(yīng)器，逐步增加進(jìn)水中垃圾滲濾液比例，可使系統(tǒng)快速適應(yīng)垃圾滲濾液的處理。

3.2 通過提高進(jìn)水氮負(fù)荷至310 g NH3-N/m3/d以上，可以有效地促進(jìn)生化系統(tǒng)由完全硝化狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)槎坛滔趸癄顟B(tài)。

3.3 在水溫12～29℃范圍內(nèi)，試驗(yàn)SBR反應(yīng)器內(nèi)短程硝化效果未受到水溫變化的影響，即使在低溫條件下仍能維持95%以上的亞硝氮積累率。

3.4 SBR反應(yīng)器曝氣階段后期顯著升高的溶解氧對亞硝氮積累率沒有影響，可能因?yàn)橄到y(tǒng)內(nèi)亞硝酸鹽氧化菌已基本被抑制或淘汰。