許磊 黃家榜 桑建偉 周銳 朱守誠

（污水凈化與生態(tài)修復材料安徽省重點實驗室合肥市東方美捷分子材料技術有限公司，安徽合肥 230088）

1 引言

垃圾滲濾液是由于垃圾填埋場中雨水或水分滲透而形成的高濃度難降解廢水［1］。目前垃圾滲濾液常用處理方法主要有物化法和生化法，其中物化法由于處理成本高昂、工藝流程復雜、除氮效率低、操作管理難度大等問題，往往作為生物處理的一種補充手段來達到更佳的處理效果［2-6］。生化法由于處理成本低、可循環(huán)利用，常作為垃圾滲濾液處理的核心工藝階段，不過其出水常存在無法達到排放標準的問題［7］。因此一般通過物化法去除老齡垃圾滲濾液生物難降解的有機物，再采用生化法深度去除氨氮。

序批式活性污泥法（SBR），由于具有實驗裝置結構簡單、操作靈活、耐沖擊負荷等優(yōu)點，常用作垃圾滲濾液的生化處理工藝［8-9］。與傳統(tǒng)活性污泥法相比，SBR 工藝簡單、成本低、抗沖擊負荷能力強、運行方法靈活多變、污泥沉降性能良好、不易發(fā)生污泥膨脹、脫氮除磷效率高［10］。現(xiàn)有研究大多集中于物化法與生化法耦合處理效果的比較，而對生化法處理條件的研究較少，其中，對SBR 系統(tǒng)處理老齡垃圾滲濾液的最佳脫氮條件的優(yōu)化研究更少［11-13］。本研究以物化法處理后的垃圾滲濾液為對象，采用SBR工藝的中試設備處理垃圾滲濾液，研究分析SBR 實驗裝置的運行方式、曝氣量、碳源補充量等對老齡垃圾滲濾液污染物去除效果的影響，以期為利用SBR實驗裝置處理老齡垃圾滲濾液提供理論依據(jù)。

2 材料與方法

2.1 實驗裝置及材料

SBR 實驗裝置由進水池、SBR 池和出水池3 部分組成，如圖1 所示。進水池中安裝攪拌裝置，SBR池底部安裝曝氣噴頭進行曝氣供氧，右上角裝置潷水器組件。實驗用水在進水池中由自來水稀釋后經(jīng)進水泵從上部進入SBR 池，處理后由潷水器組件潷出至出水池；整個反應裝置中進水流量、曝氣量均由轉子流量計監(jiān)測。

圖1 SBR 實驗裝置

2.2 實驗用水及接種污泥特征

實驗用水為某垃圾填埋場中老齡垃圾滲濾液經(jīng)混凝沉淀、芬頓與臭氧處理后出水，其pH 為7～8，COD 濃度為450～650 mg/L，NH3－N 濃度為1 000～2 000 mg/L，TN，TP 濃度分別為1 500～2 500 mg/L，15～30 mg/L。以某生活污水處理廠生化處理的活性污泥作為接種污泥，接種后SBR 池污泥濃度為6 000 mg/L。

2.3 實驗方法

常溫條件下運行SBR 實驗裝置至出水COD 和NH3－N 去除率趨于穩(wěn)定，即完成活性污泥的馴化過程。待馴化結束后，通過改變SBR 實驗裝置的運行方式、曝氣量、外加碳源量、實驗用水量，分析測定不同條件下對老齡垃圾滲濾液中污染物去除效果的影響。

2.3.1 運行方式的確定

通過外加碳源使得進水初始COD∶NH3－N＝25∶1，進水量為40 L（4 L 實驗用水用自來水稀釋至40 L），pH＝7.0～8.5，曝氣量為0.5 m3/h，分別測定每小時后COD 和NH3－N 值，確定運行方式的最佳條件。

2.3.2 曝氣量的確定

通過外加碳源使得進水初始COD∶NH3－N＝25∶1，進水量為40 L（4 L 實驗用水用自來水稀釋至40 L），pH＝7.0～8.5，分別采用0.50，0.75，1.00 m3/h 曝氣量進行處理，曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，測定出水COD 和NH3－N 值，確定最佳曝氣量。

2.3.3 外加碳源量的確定

采用0.75 m3/h 曝氣量進行處理，進水量為40 L（4 L 實驗用水用自來水稀釋至40 L），pH＝7.0～8.5，外加碳源分別使得進水初始COD∶NH3－N 為30∶1，25∶1，20 ∶1，曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，測定出水COD和NH3－N 值，確定最佳外加碳源量。

2.3.4 試驗用水量的確定

通過外加碳源使得進水初始COD∶NH3－N＝25∶1，曝氣量為0.75 m3/h，pH＝7.0～8.5，進水量為40 L（分別添加3，4，5，6 L 實驗用水用自來水稀釋至40 L），曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，測定出水COD 和NH3－N 值，確定最佳實驗用水量。

2.4 分析方法

水質COD，NH3－N，TN 和TP 值采用《水和廢水監(jiān)測分析方法》［14］測定；pH 值采用pHS－3Cb 型pH計測定；MLSS 值采用CJ/T 211—2005《城市污水處理廠污泥檢驗方法》［15］測定。

3 結果與分析

3.1 運行方式對出水水質的影響

3.1.1 曝氣時間對出水水質的影響

通過外加碳源使得進水初始COD∶NH3－N＝25∶1，進水量為40 L（4 L 實驗用水采用自來水稀釋至40 L），pH＝7.0～8.5，曝氣量為0.50 m3/h，經(jīng)SBR 實驗裝置處理后，每隔1 h 測定出水COD 和NH3－N 值。不同曝氣時間對COD 去除率的影響見圖2。

圖2 不同曝氣時間對COD 去除率的影響

不同曝氣時間對NH3-N 去除率的影響見圖3。

圖3 不同曝氣時間對NH3－N 去除率的影響

由圖2 和圖3 可知，曝氣6 h 內，實驗裝置出水COD 和NH3－N 去除率逐漸上升后趨于穩(wěn)定。曝氣4 h后，出水COD 和NH3－N 去除率開始趨于穩(wěn)定（此時COD 去除率為90.60%，NH3－N 去除率為68.30%）。當曝氣時間大于4 h 后COD 與NH3－N 去除率增長緩慢，而曝氣不足4 h 出水NH3－N 值會較高，且為避免成本增高，故選擇曝氣時間為4 h。綜上所述，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 處理后，物化后老齡垃圾滲濾液中COD 和NH3－N 均有較好的去除效果，能有效降解其污染物。

3.1.2 靜置時間對出水水質的影響

通過外加碳源使得進水初始COD∶NH3－N＝25∶1，進水量為40 L（4 L 實驗用水采用自來水稀釋至40 L），pH＝7.0～8.5，曝氣量為0.50 m3/h，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 處理后開始靜置，每隔1 h 測定出水COD 和NH3－N 值。不同靜置時間對COD 去除率的影響見圖4。

圖4 不同靜置時間對COD 去除率的影響

不同靜置時間對NH3－N 去除率的影響見圖5。

圖5 不同靜置時間對NH3－N 去除率的影響

由圖4 和圖5 可知，靜置6 h 內，實驗裝置出水COD 和NH3－N 去除率先上升后穩(wěn)定。靜置4 h 后，出水COD 和NH3－N 去除率開始趨于穩(wěn)定（此時COD 去除率為12.60%，NH3－N 去除率為14.53%）。在曝氣階段，SBR 池中可生化性有機物已被消耗，轉化成硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮，反硝化微生物將其還原成氮氣揮發(fā)，故出水COD 和NH3－N 去除率較低［16］。綜上所述，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 處理后，物化后老齡垃圾滲濾液中COD 和NH3－N 均有一定程度的去除效果，有助于出水中污染物的降解與去除。

綜上實驗所述，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 處理后，物化后老齡垃圾滲濾液中COD 和NH3－N 均有較好的去除效果，能有效降解其污染物。故根據(jù)實驗結果可得到最佳運行方式為曝氣4 h 靜置4 h 一個循環(huán)。

3.2 曝氣量對出水水質的影響

通過外加碳源使得進水初始COD∶NH3－N＝25∶1，進水量為40 L（4 L 實驗用水采用自來水稀釋至40 L），pH＝7.0～8.5，分別采用0.50，0.75，1.00 m3/h 曝氣量，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，測定出水COD 和NH3－N 值，結果見表1。由表1 可知，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，不同曝氣量對出水NH3－N 均具有不同去除效果，其中，0.75 m3/h 曝氣量處理對出水NH3－N 的去除效率最高（去除率為86.72%）；不同曝氣量對出水COD的去除效果無顯著差異，其COD 去除率均達95.00%以上。綜上所述，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h靜置4 h 運行1 d 后，曝氣量0.75 m3/h 對出水NH3－N的去除效率最高，去除率達86.72%。

表1 不同曝氣量對COD 與NH3－N 去除率的影響

3.3 外加碳源量對出水水質的影響

采用0.75 m3/h 曝氣量進行處理，進水量為40 L（4 L 實驗用水采用自來水稀釋至40 L），pH＝7.0～8.5，外加碳源分別使得進水初始COD ∶NH3－N 為30 ∶1，25 ∶1，20∶1，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，測定出水COD 和NH3－N 值，結果見表2。由表2 可知，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，不同初始COD/NH3－N 比值對出水NH3－N 均具有不同去除效果，其中，進水初始COD/NH3－N＝33.30 時，出水NH3－N 的去除效率最高（去除率為88.08%）；進水初始COD/NH3－N＝25.45 時，NH3－N 去除率次之。由于進水初始COD/NH3－N 比值越高，其污泥負荷值越高，此時活性污泥增長速率和氧的利用速率均高，污泥不易凝聚沉降，與水分離較差，而且進水初始COD/NH3－N 為33.30 與25.45 對出水NH3－N 去除率影響差異不大，為節(jié)約資源消耗，故采用初始COD/NH3－N＝25.45 進行實驗處理。綜上所述，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，采用進水初始COD/NH3－N＝25.45 進行處理對出水NH3－N 的去除效率較好，污泥負荷適中，更有利于活性污泥凝聚沉降。

表2 不同外加碳源量對NH3－N 去除率的影響

3.4 實驗用水量對出水水質的影響

通過外加碳源使得進水初始COD∶NH3－N＝25∶1，曝氣量為0.75 m3/h，pH＝7.0～8.5，進水量為40 L（分別添加3，4，5，6 L 實驗用水采用自來水稀釋至40 L），經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d后，測定出水COD 和NH3－N 值，結果見表3。由表3可知，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d后，不同實驗用水量對出水NH3－N 均具有不同去除效果，其中，實驗用水量為4 L 時對出水NH3－N 的去除效率最高（去除率為86.85%）；不同實驗用水量對出水COD 的去除效果無顯著差異，其COD 去除率均達95.00%以上。綜上所述，經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行1 d 后，實驗用水量為4 L 時對出水NH3－N 的去除效率較好，更有利于老齡垃圾滲濾液中污染物的降解。

表3 不同實驗用水量對COD 與NH3－N 去除率的影響

4 結論

（1）經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 處理后，物化后老齡垃圾滲濾液中COD 和NH3－N 均有較好的去除效果，有效降解其污染物，確定最佳運行方式為曝氣4 h 靜置4 h 一個循環(huán)。

（2）經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行處理1 d 后，采用曝氣量0.75 m3/h 對出水NH3－N 的去除效率最高，去除率達86.72%。

（3）經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行處理1 d 后，采用初始COD/NH3－N≈25 時對出水NH3－N 的去除效率較好，污泥負荷適中，更有利于活性污泥凝聚沉降。

（4）經(jīng)SBR 實驗裝置曝氣4 h 靜置4 h 運行處理1 d 后，采用實驗用水量為4 L 時對出水NH3－N的去除效率較好，更有利于老齡垃圾滲濾液中污染物的降解。