采用CASS工藝協同處理滲濾液與城鎮污水的準入負荷

曾曉嵐，丁文川，徐洲，張勤，張智

(重慶大學 三峽庫區生態環境教育部重點實驗室，重慶，400045)

三峽庫區蓄水對庫區水體環境的保護提出了更高要求。對滲濾液進行有效收集和妥善處理，是垃圾填埋場亟待解決的環境問題[1]。目前，將晚期垃圾滲濾液按一定比例與鄰近小城鎮生活污水協同處理，因技術可行，經濟合理，實用性強，可作為生活垃圾滲濾液處理的有效方法[2]，并且在其接入量不超過允許范圍時，污水處理廠能夠正常運行[3]。由于滲濾液水質特性在不同填埋場差別較大，且即使在同一填埋場其季節性波動也比較大[4]。雖然在污水廠運行管理中控制滲濾液的體積混合比具有較好的操作性，但是，由于滲濾液的水質波動較大，相應于同一體積混合比的滲濾液中有機污染物含量差別較大，因此，即使對滲濾液混合比進行控制，依然會對污水廠的正常運行帶來沖擊[5-6]。為了提供一個保障系統正常運行的相對穩定控制指標，本文作者引入準入負荷概念，針對典型的污水處理CASS工藝，通過研究滲濾液與城鎮污水進行直接協同處理以及滲濾液經MAP法預處理后與城鎮污水進行協同處理情況下的滲濾液最大CODcr和TN準入負荷，以準確量化不同情況下滲濾液能夠接入CASS工藝并與城鎮污水協同處理的最大負荷量，從而為對進入污水處理廠的污染負荷進行有效控制提供可靠的數據支持[7-8]。

1 試驗材料、裝置與方法

1.1 試驗材料及裝置

本研究采用的CASS反應器有效容積為208 L，反應池長為1.32 m(其中生物選擇區長為0.12 m，缺氧區長為0.12 m，主反應區長為1.08 m)，寬為0.40 m，高為0.50 m(有效水深為0.40 m)，進水流量為100 L/h。反應裝置如圖1所示。

試驗用污泥取自重慶市江北區唐家沱污水處理廠二次曝氣池出口。

圖1 CASS反應器Fig.1 CASS reactor

1.2 試驗方法

1.2.1 試驗水樣

試驗采用滲濾液取自重慶市黑石子垃圾填埋場，屬于晚期滲濾液，CODcr、氨氮、TN和TP平均質量濃度分別為5 100.00，2 141.45，3 233.60和24.28 mg/L；污水采用重慶大學校內生活污水，CODcr、氨氮、TN和TP平均質量濃度分別為185.00，46.03，48.72和3.57 mg/L。

1.2.2 試驗內容

CASS工藝采用間接運行模式[9]，其運行參數為曝氣2.0 h，沉淀1.0 h，浸水0.5 h，閑置充水0.5 h，試驗1周期為4 h，每天共6個周期。對每周期的進、出水指標進行分析，每次取水做平行樣，最終結果取2次的平均值。因適宜的污泥負荷有利于提高CODcr和氨氮的去除率，同時有利于減少剩余污泥的排放[10]，本研究將CASS反應器中污泥質量濃度保持在2 500～3 500 mg/L，好氧區溶解氧濃度穩定在2～3 mg/L，待CASS反應器處理生活污水的出水常規指標穩定達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)一級B標后進行試驗。在對垃圾滲濾液與城鎮污水進行直接協同處理時，采用體積混合比(即滲濾液占混合液的混合比)0.50%，1.00%，1.50%，2.00%，2.50%，3.00%和3.50%；當滲濾液經MAP法預處理后，其生化性大大提高，故可提高進行協同處理的體積混合比范圍，即采用體積混合比1.00%，2.50%，3.00%，3.50%，4.00%和5.00%，以確定相應的準入負荷。由于對生物處理系統來說，CODcr和TN是出水中較難達標的參數[11]，因此，本文選擇其作為準入負荷的研究對象，即考察CODcr與TN準入負荷隨不同滲濾液混合比的變化，探討CASS工藝對垃圾滲濾液的最大CODcr和TN準入負荷。

1.2.3 主要測定指標與方法

本研究的檢測參數見表1。

表1 檢測項目及方法Table1 Detecting items and methods

2 結果與討論

2.1 準入負荷的概念

為給接納垃圾滲濾液進行協同處理的污水處理工藝提供一個穩定的有效控制指標，本文在每立方米池容積每日負擔有機物量的容積負荷[12]概念基礎上，提出準入負荷概念，即在達標排放的前提下，工藝系統在處理城鎮污水的同時，能夠額外接納的每立方米池容積每日負擔的有機物量，計量單位通常以kg/(m3·d)表示。計算方法為：將《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)中一級B標準所規定的標準質量濃度減去經反應后的出水質量濃度，再乘以進水流量后除以反應器有效容積，即得所規定標準下的準入負荷Fz，其計算表達式如下：

式中：ρ0為標準排放質量濃度，mg/L；ρ2為出水質量濃度，mg/L；Q為進水流量，m3/d；V為反應器有效池容，m3

2.2 滲濾液與城鎮污水采用CASS工藝協同處理的CODcr準入負荷

CASS工藝直接協同處理不同體積混合比滲濾液與城鎮污水的CODcr去除效能如圖2所示。

圖2 CASS工藝直接協同處理不同混合比滲濾液與城鎮污水的CODcr去除效能Fig.2 CODcr removal of leachate and domestic wastewater with different volume ratios by CASS direct co-treatment

由圖2可見：隨著滲濾液占混合液的體積混合比的增加，出水CODcr質量濃度上升趨勢明顯；當單獨處理城鎮污水時，出水CODcr平均質量濃度為25 mg/L，當體積混合比為0.50%時，出水CODcr平均質量濃度提高1.5 mg/L；隨著體積混合比增至3.50%，出水CODcr平均質量濃度達到63 mg/L，超出《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)中CODcr一級B標規定的60 mg/L。其相應的去除率也明顯降低，原因可能是垃圾滲濾液過高的有機負載影響了CASS工藝的生化系統。

在滲濾液占混合液的不同體積混合比下，CODcr準入負荷與CASS工藝直接協同處理出水CODcr質量濃度關系如圖3所示。

圖3 相應不同體積混合比的CODcr準入負荷與CASS工藝直接協同處理出水CODcr濃度關系Fig.3 CODcr mass concentration of effluent and CODcr entry load with different volume ratios by CASS direct co-treatment

從圖3可知：隨著體積混合比的增加，CASS工藝相應的CODcr準入負荷逐漸減小；當體積混合比取值小于等于3.00%時，出水CODcr質量濃度均可達到一級B標規定(60 mg/L)，根據式（1）計算得出的CODcr準入負荷為正值，即CASS工藝仍能繼續接納CODcr負荷量，若體積混合比超出3.00%，出水CODcr質量濃度超過60 mg/L，即3.00%為該研究中最大體積混合比，根據式（1）計算得出的CODcr準入負荷為負值，即CASS工藝不能再接納CODcr負荷量，其出水CODcr質量濃度超出標準范圍的量為與之橫坐標對應數值的絕對值，此時滲濾液與城鎮污水采用CASS工藝進行直接協同處理的效果受到影響。在最大體積混合比3.00%時，CASS工藝仍能夠接納的CODcr負荷量為23.0 g/(m3·d)，即最大CODcr準入負荷為23.0 g/(m3·d)。

當滲濾液經MAP法預處理后與城鎮污水混合，采用CASS工藝協同處理，在不同體積混合比下，CODcr準入負荷與CODcr出水質量濃度關系如圖4所示。由圖4可見：CODcr準入負荷均隨體積混合比的增大而增大，當體積混合比達到3.50%時，出水CODCr平均質量濃度超出《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)中一級B標規定的60 mg/L。即3.00%為最大體積混合比，根據式(1)計算得出此時的CODcr準入負荷已為負值，CASS工藝不能再接納CODcr負荷量。在最大體積混合比3.00%時，CASS工藝仍能夠接納的CODcr負荷量為27.0 g/(m3·d)，即最大CODcr準入負荷為27.0 g/(m3·d)。

通過對CODcr準入負荷的研究發現：由于MAP法對CODcr 基本上沒有去除率，所以，在滲濾液預處理前后，CODcr質量濃度變化不大。CASS工藝在對垃圾滲濾液與城鎮污水的混合液進行直接協同處理以及對經磷酸銨鎂沉淀法(MAP法)預處理后的滲濾液與城鎮污水混合液進行協同處理時，隨著體積混合比的提高，其能夠承擔的滲濾液負荷量均隨之降低，且在最大體積混合比時滲濾液最大CODcr準入負荷相差不大，后者較前者僅提高14.81%。

圖4 滲濾液預處理后，相應不同混合比的CODcr準入負荷與CASS工藝協同處理出水CODcr濃度關系Fig.4 CODcr mass concentration of effluent and CODcr entry load with different volume ratios by CASS co-treatment after leachate pretreatment

2.3 滲濾液與城鎮污水采用CASS工藝協同處理的TN準入負荷

污水處理廠在處理城鎮生活污水時，脫氮本身便是處理的難題[13-14]，而當城鎮污水與高氨氮質量濃度的垃圾滲濾液混合以后，氨氮負荷大大增加。過高的氨氮質量濃度不但會抑制系統中微生物的活性，影響CASS工藝的正常運行，還會使整個系統中C和N質量濃度比嚴重失衡，此時系統中的反硝化菌不僅將有機物用作電子供體進行反硝化反應，還將其用于合成細胞物質[15]。因此，盡管CASS工藝有良好的硝化效果，但有機碳源不足，硝化過程就會受到抑制，從而影響脫氮效果。由圖5可知：當滲濾液投加比例增加至1%時，出水TN平均質量濃度穩定在34.99 mg/L；當滲濾液體積混合比繼續增加至2.50%時，出水TN平均質量濃度達94.35 mg/L，均遠遠超過《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)一級B標規定的TN質量濃度20 mg/L。實際上，在滲濾液投加比例為0.50%時，TN質量濃度便已超過排放標準，并且TN去除率在混合比為1.00%，2.00%和2.50%時出現大幅度下降，分別為55%，45%和30%。

圖5 CASS工藝直接協同處理不同體積混合比滲濾液與城鎮污水的TN去除效能Fig.5 TN removal of leachate and domestic wastewater with different volume ratios by CASS direct co-treatment

由此可知：采用CASS工藝對滲濾液進行協同處理可使主要污染物達標排放。TN是一個重要的限制性指標，因為滲濾液中氨氮含量質量濃度很高，往往加入少量滲濾液，會帶來極高的沖擊負荷，造成CASS工藝不能正常運行。當然，對工藝脫氮效果的影響除了沖擊負荷因素以外，進水中的碳源問題也是關系到反硝化效果的主要影響因素之一[16]。因此，本文對不同CODcr與TN質量濃度比下出水中TN質量濃度變化情況進行考察，并根據式(1)計算相應于不同混合比的滲濾液TN準入負荷。滲濾液TN準入負荷、出水TN質量濃度與混合液CODcr與TN質量濃度比的關系如圖6所示。由圖6可知：隨著滲濾液體積混合比的增加，CODcr與TN質量濃度比逐漸減小，可生化性降低，出水TN質量濃度大幅度提高；在滲濾液體積混合比為0.50%時，對應的TN準入負荷點剛好處于其標準出水質量濃度線下方，故可以將0.50%作為最大體積混合比。 在最大體積混合比0.50%時，根據式(1)計算得，CASS工藝仍能夠接納的TN負荷量為2.8 g/(m3·d)，即最大 TN準入負荷為2.8 g/(m3·d)。

當滲濾液經過MAP法預處理后，95%以上的氨氮被去除，出水中氨氮質量濃度明顯下降，在與城鎮污水混合，采用CASS工藝進行協同處理時，營養比例和碳源分別得到了調整和補充，滲透液的毒性被稀釋，生化性能也得到改善，C和N質量濃度比均處在可生化性范圍內，所以，處理效能明顯提升。由式(1)計算出相應于不同體積混合比的TN準入負荷，獲得滲濾液經MAP法預處理后在不同混合比時TN準入負荷、出水TN質量濃度與混合液CODcr/TN的關系如圖7所示。由圖7可知：當體積混合比2.50%時，出水TN質量濃度依然在一級B標規定的20 mg/L以下，即體積混合比2.50%為最大體積混合比，隨著體積混合比增加至3%時，出水TN質量濃度超過一級B標排放標準。根據式(1)計算出相應于滲濾液體積混合比為2.50%時，CASS工藝仍能接納的TN負荷量為17.0 g/(m3·d)，即最大TN準入負荷為17.0 g/(m3·d)。由此可知：與直接協同處理相比，在最大體積混合比提高至2.50%時，CASS工藝仍能接納相應的TN負荷量，即在各自不同的最大體積混合比條件下，經MAP法預處理后進行協同處理的滲濾液具有更高的最大TN準入負荷，即最大TN準入負荷與直接協同處理相比提高83.53%。

圖6 CASS工藝直接協同處理TN準入負荷、出水TN質量濃度與混合液CODcr/TN比的關系Fig.6 Relationship of CODcr entry load, TN concentration and mass concentration ratio of CODcr to TN by CASS direct co-treatment

圖7 CASS工藝協同處理預處理后滲濾液與城鎮污水的TN準入負荷、出水TN質量濃度與混合液CODcr/TN質量濃度比的關系Fig.7 Relationship of TN entry load, TN mass concentration and mass concentration ratio of CODcr to TN by CASS co-treatment after leachate pretreatment

3 結論

(1)CASS工藝對垃圾滲濾液與城鎮污水的混合液進行直接協同處理時，滲濾液的最大CODcr準入負荷為23.0 g/(m3·d)，最大TN準入負荷為2.8 g/(m3·d)。

(2)CASS工藝對經MAP法預處理后的垃圾滲濾液與城鎮污水的混合液進行協同處理時，滲濾液的最大CODcr準入負荷為27.0 g/(m3·d)，最大TN準入負荷為17.0 g/(m3·d)。

(3)采用MAP法對垃圾滲濾液進行預處理，可有效提高CASS工藝協同處理滲濾液與城鎮污水時滲濾液最大TN準入負荷(提高83.53%)，但對最大CODcr準入負荷的提高作用不大(僅提高14.81%)。

[1]Pelaez A I, Sanchez J, Almendros G.Bioreactor treatment of municipal solid waste landfill leachate: Characterization of organic fractions[J].Waste Management, 2009, 29: 70-77.

[2]盧寧川, 陳天宏, 劉志宏.生活垃圾填埋場滲濾液與鄰近小城鎮生活污水協同處理[J].環境導報, 2002(2): 18-19.LU Ning-chuan, CHEN Tian-hong, LIU Zhi-hong.The co-treatment of leachate from solid waste landfill and sewage from nearby small towns[J].Environment Herald, 2002(2):18-19.

[3]嚴素定, 陳玉成.三峽庫區重慶小城鎮污水現狀與處理工藝[J].人民長江, 2006, 37(7): 9-11.YAN Su-ding, CHEN Yu-cheng.The status of sewage in small town and treatment process in Three Gorges reservoir in Chongqing[J].Yangtze River, 2006, 37(7): 9-11.

[4]Albers M A, Anerobic H.Pre-treatment of concentrate landfill leachate[C]//Water Treatment Conference.Netherlands: EWPCA,1986.

[5]張大鈴, 李小平, 冀世峰, 等.垃圾填埋場滲濾液與城鎮污水協同處理生化試驗研究[J].環境科學與管理, 2008, 33(11):85-88.ZHANG Da-ling, LI Xiao-ping, JI Shi-feng, et al.Biochemical research on co-treatment of leachate and domestic wastewater[J].Environmental Science and Management, 2008, 33(11): 85-88.

[6]Wichern M, Lindenblatt C, Bken M L, et al.Experimental results and mathematical modelling of an autotrophic and heterotrophic biofilm in a sand filter treating landfill leachate and municipal wastewater[J].Water Research, 2008, 42(14): 3899-3909.

[7]石明巖, 馮兆繼, 余建恒, 等.垃圾滲濾液與城市污水協同處理脫氮[J].節水灌溉, 2009(8): 10-12, 16.SHI Ming-yan, FENG Zhao-ji, YU Jian-heng, et al.Removal nitrogen technology on co-treatment of leachate and domestic wastewater[J].Water-saving Irrigation, 2009(8): 10-12, 16.

[8]婁保鋒, 臧小平, 吳炳方.三峽水庫蓄水運用期化學需氧量和氨氮污染負荷研究[J].長江流域資源與環境, 2011, 20(10):1268-1273.LOU Bao-feng, ZANG Xiao-ping, WU Bing-fang.Study on Pollution Loads of CODcr and Ammonia-N into the Three Gorges Reservoir during operation period from first impoundment to completion[J].Resources and Environment in the Yangtze Basin, 2011, 20 (10): 1268-1273.

[9]王秋艷, 林華東.CASS工藝在重慶某污水處理廠的應用[J].市政技術, 2008, 26(6): 526-527.WANG Qiu-yan, LIN Hua-dong.The application of CASS process in a sewage treatment plant in Chongqing[J].Municipal Technology, 2008, 26(6): 526-527.

[10]秦俊芳, 楊曉麗.CASS工藝污泥負荷的實驗研究[J].環境科學與管理, 2008, 33(11): 113-114.QIN Jun-fang, YANG Xiao-li.The experimental study on the sludge load in CASS process[J].Environmental Science and Management, 2008, 33(11): 113-114.

[11]Mantis I, Voutsa D, Samara C.Assessment of the environmental hazard from municipal and industrial wastewater treatment sludge by employing chemical and biological methods[J].Ecotoxicology and Environmental Safety, 2005, 62(3): 397-407.

[12]Koiv M, Vohla C, Motlep R, et al.The performance of peat-filled subsurface flow filters treating landfill leachate and municipal wastewater[J].Ecological Engineering, 2009, 35(2):204-212.

[13]Demoulin G, Mervyn C.C0.2 current nitrification/denitrification and biological P-removal in cyclic activated sludge plants by redox controlled cycle operation[J].Wat Sci Tech, 1997, 35(1):215-224.

[14]Pothitou P, Voutsa D.Endocrine disrupting compounds in municipal and industrial wastewater treatment plants in Northern Greece[J].Chemosphere, 2008, 73(11): 1716-1723.

[15]Klimiuk E, Kulikowska D.Organics removal from landfill leachate and activated sludge production in SBR reactors[J].Waste Management, 2006, 26(10): 1140-1147.

[16]Neczaj E, Kacprzak M, Kamizela T, et al.Sequencing batch reactor system for the co-treatment of landfill leachate and dairy wastewater[J].Desalination, 2008, 222(1/2/3): 404-409.