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MBR孟 了1, 陈 石1, 谭俊伟2, 安京珍2(1.深圳市下坪固体废弃物填埋场,广东深圳518047;2.哈尔滨工业大学深圳研究生院,广东深圳518055) : 对高浓度氨氮的去除一直是垃圾渗滤液处理中的难点之一,为此利用膜生物反应器(MBR)对渗滤液进行了亚硝酸型硝化反硝化的中试研究。结果表明,当进水氨氮浓度1000mg/L、氨氮负荷为0.4kgNH+4-N/(m3·d)时,对氨氮的去除率可达80%～90%。当反应器中的游离氨浓度5mg/L时,NO-2-N的积累率可达80%以上,表明游离氨抑制是实现亚硝酸型硝化反硝化的主要原因。当进水碳氮比(2∶1)时,对总氮的去除率可达70%左右,对碳源的需求量明显低于传统的硝化反硝化工艺;当进水的碳氮比降至1∶1时,对总氮的去除率仅为30%左右。 :(03-2-049) : 垃圾渗滤液; 膜生物反应器; 亚硝酸型硝化反硝化; 氨氮:X703.1 :A :1000-4602(2007)21-0006-04TreatmentofLandfillLeachatebyNitrousNitrification/DenitrificationinMBRMENGLiao1, CHENShi1, TANJun-wei2, ANKyong-jin2(1.ShenzhenXiapingMunicipalSolidWasteLandfillSite,Shenzhen518047,China;2.ShenzhenGraduateSchool,HarbinInstituteofTechnology,Shenzhen518055,China) Abstract: Theremovalofhigh-concentrationammonianitrogenisalwaysoneofdifficultiesintreatmentoflandfillleachate.Therefore,apilot-studyonnitrousnitrification/denitrificationfortreatmentoftheleachatewascarriedoutinmembranebioreactor(MBR).Theresultsshowthatwhentheinfluentammonianitrogenconcentrationislessthan1000mg/Landtheammonianitrogenloadingisabout0.4kgNH+4-N/(m3·d),theremovalrateofammonianitrogencanreach80%to90%.Whenthefreeammoniaconcentrationinthereactorisabove5mg/L,thenitriteaccumulationratereaches80%,whichindicatesthattheinhibitionoffreeammoniaisthemaincauseleadingnitrousnitrification/denitrification.Thetotalnitrogenremovalrateisabout70%whentheinfluentC/Nratioisabove2∶1,suggestingthatthecarbonsourcedemandislessthanthatinconventionalnitrification/denitrificationprocess.However,whentheinfluentC/Nratioisdecreasedto1∶1,theremovalrateoftotalnitrogenisonly30%. Keywords: landfillleachate; membranebioreactor(MBR); nitrousnitrification/denitrifica-tion; ammonianitrogen 笔者采用膜生物反应器(MBR)处理垃圾渗滤液,通过游离氨对硝化菌的抑制作用,成功地实现了·6·第23卷 第21期2007年11月 中国给水排水CHINAWATER＆WASTEWATER Vol.23No.21Nov.2007亚硝酸型硝化反硝化。1 试验材料及方法1.1 试验装置如图1所示。1 MBRFig.1 Schematicdiagramofpilot-scaleMBR 膜生物反应器由缺氧池和好氧池组成,其长×宽×高=1.5m×1.0m×2.1m,两池的有效容积分别为0.7和1.8m3。膜组件放置在好氧池中,通过穿孔管曝气;在缺氧池中设有搅拌机。1.2 渗滤液通过格栅进入调节池(V=3m3),然后由进水泵提升到膜生物反应器的缺氧池中,通过流量计控制进水流量;好氧池的泥水混合液通过循环泵提升到缺氧池进行反硝化,回流比为5∶1。膜组件通过水泵抽吸出水,为了延缓膜污染,出水泵采用运行10min停2min的运行方式。在整个试验中,连续监测反应器的进水流量、水温、溶解氧和pH值,其他进、出水指标每天测定一次。试验时间为2006年2月—8月。除了启动阶段外,好氧池的DO2mg/L,缺氧池的DO0.2mg/L;水温在13～32℃之间变化,稳定运行期间的水温为28℃左右(见图2)。2 DOFig.2 WatertemperatureandDOinaerobicreactor1.3 以深圳市下坪固体废弃物填埋场的渗滤液作为研究对象,为了考察氨氮浓度对处理效果的影响,采用原水与渗滤液处理厂吹脱出水的混合水作为试验装置的进水,水质见表1。1 Tab.1 Influentquality项目COD/(mg·L-1)NH+4-N/(mg·L-1)TN/(mg·L-1)pH范围1800～3500350～2100450～22007.8～8.21.4 COD:重铬酸钾法;BOD5:恒温培养法;NH+4-N:纳氏试剂分光光度法;NO-2-N:N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法;NO-3-N:酚二磺酸分光光度法;TN:紫外分光光度法;SS:重量法。1.5 试验所用污泥取自渗滤液处理厂的SBR池,该污泥通过长期的驯化后具有较强的硝化能力。试验从2月17日开始,通过两个月的培养,MLSS由4000mg/L逐渐提高到10000mg/L,氨氮负荷从0.1kgNH+4-N/(m3·d)提高到0.25kgNH+4-N/(m3·d)。此后通过排泥控制污泥龄为100d,进入稳定运行期。2 结果与讨论2.1 COD根据进水水质和水力停留时间的不同,整个试验可分为5个阶段,期间进、出水COD浓度的变化见图3。3 CODFig.3 CODremovalefficiencybyMBR 阶段Ⅰ:4月13日—26日,系统进水为吹脱后的出水,平均水力停留时间为1.93d。在该阶段系统出水COD保持在500mg/L左右,对COD的去除·7·孟 了,等:MBR处理垃圾渗滤液的亚硝酸型硝化反硝化研究第23卷 第21期率约为70%,出水COD浓度与现有渗滤液处理厂出水的相当,表明进水中含有较多的可溶但不可降解性有机物。阶段Ⅱ:4月27日—5月17日,系统进水为渗滤液原水与吹脱出水按1∶4的比例混合后的水,其COD平均浓度较阶段Ⅰ的略有提高,从2234mg/L提高到2566mg/L,同时氨氮平均浓度由490mg/L提高到800mg/L左右,平均水力停留时间为1.83d。系统出水COD浓度略有上升,为700mg/L左右。这主要有两方面的原因:一方面,由于进水COD浓度升高,导致不可生物降解COD的浓度也升高;另一方面,随着进水氨氮浓度的提高,NO-2-N出现了积累,而从化学计量关系上看,1gNO-2-N相当于1.14g的COD,因此NO-2-N浓度的升高导致出水COD浓度增加。阶段Ⅲ:5月18日—6月19日,渗滤液原水和吹脱出水的比例提高到1∶2,平均水力停留时间为2.13d;进水COD浓度变化较大,从初期的约3000mg/L降至末期的1500mg/L左右,进水氨氮浓度进一步提高到1000mg/L左右。系统出水COD平均为840mg/L,这主要是由于NO-2-N出现明显积累(平均为169mg/L)所致。阶段Ⅳ:6月20日—8月3日,进水为渗滤液原水,其C/N值为1∶1。系统对COD的去除率急剧下降,这主要是由于碳氮比太低,导致NO-2-N大量积累(出水NO-2-N平均为790mg/L),其一方面直接表现为出水COD,另一方面对异养菌的生长产生了严重抑制,使有机物得不到完全降解,进而导致出水COD浓度升高。阶段Ⅴ:8月4日—21日,进水C/N值升高到2∶1左右,出水NO-2-N浓度回落到100mg/L左右,出水COD平均浓度降至800mg/L左右。2.2 试验期间进、出水氨氮浓度的变化见图4。在前两个阶段,进水氨氮平均浓度从490mg/L逐渐提高到800mg/L,氨氮负荷逐渐提高到0.38kgNH+4-N/(m3·d),对氨氮的平均去除率可达90%左右,表明在此条件下,膜生物反应器具有较好的去除氨氮的效果。而目前该厂SBR的氨氮负荷只有约0.2kgNH+4-N/(m3·d),因此用MBR代替SBR处理渗滤液,氨氮负荷至少可提高一倍左右。在阶段Ⅲ,进水氨氮浓度进一步提高到1000mg/L左右,此时的氨氮负荷为0.47kgNH+4-N/(m3·d),对氨氮的平均去除率80%。在阶段Ⅳ,系统进水采用渗滤液原水,发生了NO-2-N的积累,由于亚硝酸的抑制作用,造成对氨氮的去除率下降(平均去除率只有70%左右),而较高的氨氮浓度反过来又可能对亚硝化细菌产生抑制作用,因此控制反应器中的氨氮和NO-2-N浓度对于渗滤液的处理显得尤为重要。在阶段Ⅴ,由于进水C/N值的升高,出水NO-2-N浓度开始降低,对氨氮的平均去除率提高到80%以上。4 Fig.4 AmmonianitrogenremovalefficiencybyMBR2.3 NO-2-N试验期间,对出水氨氮、NO-2-N、NO-3-N、游离氨(FA)、游离亚硝酸(FNA)浓度和NO-2-N积累率(DNA)的测定结果见表2,出水氨氮、NO-2-N和NO-3-N浓度随时间的变化见图5。2 Tab.2 Nitrogenconcentrationineffluent项目NH+4-N/(mg·L-1)FA/(mg·L-1)NO-2-N/(mg·L-1)FNA/(mg·L-1)pHT/℃DNA/%阶段Ⅰ312300.0006827.222阶段Ⅱ793.5630.0027.828.949阶段Ⅲ1345.71690.00557.7928.275阶段Ⅳ2646.77900.0487.530.280阶段Ⅴ28029.71090.00158.1530.695 从表2和图5可以看出,阶段Ⅰ和阶段Ⅱ的NO-2-N积累程度不高,至阶段Ⅲ后NO-2-N的积累率达到了80%左右,这与FA浓度的变化趋势一致,说明FA是影响硝化菌生长的抑制物。由于FNA的最高浓度只有约0.05mg/L,而根据An-thonisen的报道,抑制硝化菌生长的FNA浓度为0.2～2.8mg/L,因此可以排除FNA的抑制作用。·8·第23卷 第21期 中国给水排水 Fig.5 Variationofnitrogenconcentrationineffluent2.4 在阶段Ⅰ和阶段Ⅱ,由于进水的C/N值较高,为(4∶1)～(3∶1),因而对总氮的去除率可达70%～80%。在阶段Ⅲ,进水C/N值降低到2∶1,对总氮的去除率有所降低,平均去除率为65%,但此时COD和总氮去除量的比值为2.6,表明总氮主要是通过亚硝酸型硝化反硝化去除的,因为在全程硝化反硝化中,要求碳源一般在5倍以上。在阶段Ⅳ,进水C/N值降低到1∶1,对总氮