ASBR與脈沖進水SBR組合工藝處理垃圾滲濾液

王淑瑩，朱如龍，王 凱，苗 蕾

（北京工業大學 北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室，北京 100124）

由于經濟實力、技術水平等因素，決定了中國90%以上的城市垃圾采用衛生填埋法處理。隨之而產生的垃圾滲濾液是一種CODcr濃度高、重金屬含量高，且成分復雜和水質水量變化大的難處理高氨氮廢水。因此，垃圾滲濾液的處理一直是水處理領域的一個世界性的難題［1］。

目前處理垃圾滲濾液運用較多的有生物法和物理化學法。其中物理化學方法包括反滲透、高級氧化等工藝。然而，上述2種工藝的處理成本較高，且反滲透工藝還存在膜易堵塞和濃水處理的問題。生物法作為現如今處理垃圾滲濾液較為高效和經濟的方法，尤其在脫氮方面具有優勢，例如厭氧氨氧化（Anammox）工藝、上流式厭氧污泥床（UASB）工藝、間歇式活性污泥法（SBR）工藝和連續流活性污泥法（A／O）工藝等［2－4］，而根據滲濾液的水質采用一套合理的處理工藝是提高處理效率的關鍵。

ASBR反應器具有工藝簡單、無需二沉池、操作靈活、反應推動力大、污泥沉降性好，耐沖擊負荷大等優點［5－6］，所以被廣泛運用于高濃度有機廢水的厭氧消化。當ASBR運行時，廢水中復雜有機物首先在產酸菌的作用下被分解為低分子有機酸和醇類，而在隨后的產甲烷階段，產甲烷菌將產酸階段產生的中間產物繼續分解為CH4、CO2等。但厭氧消化并不能去除廢水中的氨氮，氨氮的去除需要通過好氧處理。脈沖式SBR是在傳統SBR基礎上對其運行方式改進后的一種新型污水脫氮處理工藝，該工藝將SBR的進水方式改為在時間上多段進水的形式，使原水中的有機物被充分利用作為反硝化碳源，節省了曝氣量和外碳源的投加量［7］。因此，可以將ASBR反應器和脈沖SBR反應器串聯起來，形成一種序批式操作的滲濾液脫氮工藝。目前，國內外對利用SBR工藝處理垃圾滲濾液的研究有一定的報道。李晨等［8］利用 ASBR＋SBR工藝，對滲濾液COD的去除率在88%～90%，總氮去除率在55%～84%。Hèctor等［9］將中試規模的SBR進水方式改為分段進水后處理滲濾液，在氮負荷在0.48kg N·m－3·d－1情況下，總氮的平均去除效率為80%。但是ASBR聯合脈沖SBR處理滲濾液的研究鮮有報道。本研究的目的是以實際垃圾滲濾液為對象，在不添加任何外碳源的情況下考察ASBR＋脈沖SBR處理滲濾液的脫氮和有機物去除效果，力求建立一種經濟高效的處理滲濾液新技術。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置及水質

實驗采用ASBR＋脈沖SBR組合工藝工藝流程見圖1。儲存在原水箱中的滲濾液進入到ASBR反應器中，ASBR的作用主要是去除滲濾液中的有機物。ASBR的出水進入中間水箱，原滲濾液和脈沖SBR出水分別通過旁通管和回流管進入中間水箱，待中間水箱中的滲濾液調整為試驗所要求的濃度后進入脈沖SBR，脈沖SBR主要進行－N的硝化和－N的反硝化，去除滲濾液中的TN。原水箱、ASBR、脈沖SBR和中間水箱的材質均為有機玻璃，其中原水箱和中間水箱的有效容積為6L，ASBR與脈沖SBR的有效容積為10L。ASBR反應器中安裝有pH儀、機械攪拌器；脈沖SBR反應器中安裝有DO儀、pH儀、ORP儀、機械攪拌器和曝氣頭。ASBR和脈沖SBR的運行溫度由溫控箱和加熱帶實時控制和調整。

圖1 ASBR＋脈沖SBR生化系統示意圖

研究所采用的垃圾滲濾液取自北京某填埋場。該滲濾液COD濃度較高，B／C比為0.5以上，C／N為7～9，屬于早期垃圾滲濾液。為了防止滲濾液中的有機物自然降解，將其存儲在4℃冰箱當中。原水水質見表1，其pH值在7.7～8.2之間。

表1 垃圾滲濾液水質

1.2 試驗運行模式

試驗共分為系統啟動和串聯運行2個時期。啟動時期ASBR與脈沖SBR分開運行，污泥性能穩定后將ASBR與脈沖SBR按圖1所示串聯起來。兩個時期的ASBR運行模式相同，排水體積為5L（排水比為0.5），運行周期為1d，即HRT（水力停留時間）為2d，SRT（污泥齡）為25～30d，MLSS為15～20g·L－1，運行溫度為35℃。ASBR的運行分為進水（10min）、攪拌（22.5h）、沉淀（30min）、排水（20min）、閑置（30min）。串聯運行時期 ASBR 出水、原滲濾液和脈沖SBR出水進入中間水箱，按一定比例混合以后，達到試驗所需要的水質，其中ASBR多余的出水用于本實驗室其他研究。

在串聯運行時期脈沖SBR采用3次等量運行模式，即在操作過程中分3次投加滲濾液，每次投加滲濾液量相等。反應器有效體積10L，排水比為0.3，分3次投加滲濾液，每次投加1L。脈沖SBR運行策略如圖2所示，脈沖SBR的一個運行周期可分為：缺氧1（30min）→好氧1（實時控制）→缺氧2（實時控制）→好氧2（實時控制）→缺氧3（實時控制）→好氧3（實時控制）→缺氧4（實時控制）→沉淀（1h）→排水（10min）。其中3次進水都為瞬時進水，閑置時間不固定，好氧3結束后不投加外碳源，利用微生物內碳源進行反硝化（內源反硝化）。整個串聯運行時期MLSS和MLVSS分別維持在4500～5500 mg·L－1和4200～4800mg·L－1，SRT為20d，溫度控制在25.5～26.5℃，好氧過程曝氣量為95～105L·h－1，溶解氧控制在2mg·L－1以下。

系統啟動時期脈沖SBR運行方式與串聯運行時期相同，但在缺氧4開始時投加外碳源（無水乙酸鈉：2.5g）。脈沖SBR 2個不同運行時期的所有曝氣進程都由在線DO與pH判斷終點，缺氧2、缺氧3和缺氧4都由在線ORP判斷終點，其中缺氧2和缺氧3在出現終點后延長20min。

圖2 串聯運行時期脈沖SBR運行策略

1.3 分析項目與測定方法

水質指標分析方法有：SCOD（溶解性COD，文中以COD表示，采用重鉻酸鉀法測定）、BOD5（OC100，WTW）、MLSS和 MLVSS（濾紙重量法）、DO值（DO340i，WTW）、pH 值（pH340i，WTW ）和ORP（ORP340i，WTW）、－N［N－（1－萘基）－乙二胺分光光度法］、NO－3－N（麝香草酚分光光度法）、－N（納氏試劑分光光度法）、TN（TOC分析儀，德國耶拿）。

1.4 接種污泥

ASBR接種污泥取自北京六里屯衛生填埋場的厭氧消化性能良好的厭氧生物反應器，接種初始MLSS＝19780mg·L－1，MLVSS＝8775mg·L－1，VSS／SS＝44%，說明接種污泥中無機物質較多，活性偏低。

脈沖SBR的接種污泥取自本實驗室處理晚期垃圾滲濾液的SBR反應器內有良好短程硝化性能的活性污泥，接種初始 MLSS＝5365mg·L－1，MLVSS＝4237mg·L－1，SV＝27%，沉降性能良好。

2 結果與討論

2.1 啟動時期ASBR生化性能

ASBR接種污泥取自衛生填埋場處理實際滲濾液的厭氧反應器。ASBR的啟動分為2個階段，第1階段將原滲濾液與自來水按比例1∶1混合，進水COD在3500～5500mg·L－1，即COD容積負荷（OLR）為1.75～2.75kgCOD·m－3·d－1，運行10d以后出水COD穩定在600～800mg·L－1。第二階段進水為原滲濾液，進水COD為7000～11000mg·L－1，即 OLR為3.5～5.5kgCOD·m－3·d－1，運行10d后，ASBR出水COD穩定在1000～1200mg·L－1，COD 去除率為85%～89%，ASBR生化性能趨于穩定（連續5個周期COD去除率變化在10%之內），啟動結束。

2.2 啟動時期脈沖SBR生化性能

脈沖SBR進水為一定比例的原滲濾液、ASBR出水和自來水的混合液，每天運行1個周期，進水－N為248.1～252.3mg·L－1；COD為893～1032 mg·L－1。20d馴化后，出水－N＜10mg·L－1；TN＜20mg·L－1；COD＜300mg·L－1。硝化和反硝化效果良好，并趨于穩定（出水各指標去除率連續5個周期變化在10%之內），出水水質良好。其中出水COD為滲濾液中有機物的不可生物降解部分。

2.3 串聯運行時期ASBR生化性能

啟動結束后將ASBR與脈沖SBR串聯運行，整個串聯運行時期經歷157d，ASBR的進水為原滲濾液，如圖3所示，其COD為7338～10445mg·L－1，OLR為2.669～5.223kg COD·m－3·d－1。經過厭氧消化后，ASBR出水COD為911～1355mg·L－1，COD去除率一直維持在83%以上。但是，ASBR的出水－N濃度普遍高于進水－N濃度（圖中未顯示），－N濃度的略有上升（增幅為0.77%～6.11%）是因為在厭氧消化過程中厭氧微生物細胞的增殖很少，故只有很少的氮轉化為細胞，大部分可生物降解的有機氮都被還原為消化液中的－N［10］。

圖3 串聯運行時期ASBR的COD變化規律

2.4 串聯運行時期脈沖SBR生化性能

串聯運行時期通過調節進入中間水箱中的原滲濾液、ASBR出水和脈沖SBR出水的混合比例來控制脈沖SBR進水－N濃度和COD／－N。脈沖SBR進水－N濃度由低到高，總體上可以分為4個階段，但每個階段的進水COD／－N都保持在3～5之間，脈沖SBR各階段參數及性能如表2所示。

表2 脈沖SBR各階段參數及性能

2.5 脈沖SBR脫氮性能特點

2.5.1 單個周期內好氧進程氮變化規律 通過數據檢測發現串聯運行時期脈沖SBR單個周期內的氮變化具有相同的規律性，現以階段Ⅳ脈沖SBR運行的全周期為例，如圖4所示，進水－N濃度為952.9mg·L－1，第一次進水完成后反應器內－N濃度為124.48mg·L－1，上周期未排出的滲濾液稀釋了進水－N濃度。每個好氧進程結束時，－N濃度＜15mg·L－1，分析原因為：試驗中的脈沖SBR使用3次等量進水模式，好氧1、好氧2和好氧3分別把第1、2和3次進水中的－N氧化為－N，－N濃度在第一次進水結束后達到最大，但是理論上只為1次進水模式最大－N濃度的5／12，降低了FA對硝化進程的抑制影響。

如圖4所示，好氧1進程的反應時間明顯較好氧2和好氧3長，分析原因為：第2次和第3次進水中的COD大部分作為缺氧2和缺氧3的反硝化碳源被利用，減少了有機物對硝化反應的影響。好氧2和好氧3初始階段就開始硝化反應，而好氧1，由于自養菌和異養菌的競爭處于劣勢，硝化反應在降解COD之后才能得以進行。同時由于反應器內滲濾液的稀釋作用，好氧2和好氧3開始時的FA濃度低于好氧1開始時的濃度，對硝化進程的抑制影響減小。

好氧1、好氧2和好氧3進程末都出現了亞硝氮累積，累積率在90%以上，實現了短程硝化。

圖4 階段Ⅳ脈沖SBR單個周期內COD與氮的變化

2.5.2 單個周期內缺氧進程氮變化規律 如圖4所示，缺氧1進程的COD濃度變化不大，這是因為上周期反應結束時－N已被徹底反硝化，缺氧1進程基本不進行反硝化。缺氧2和缺氧3的反硝化進程結束時－N＜1mg·L－1，并且缺氧2僅用了85min將系統中的－N從106.53mg·L－1降低至0.46mg·L－1，缺氧3僅用了70min將系統中的－N從95.63mg·L－1降低至1.45mg·L－1。分析原因為：脈沖SBR的進水COD／－N為3～5，第2次進水和第3次進水中的有機物為缺氧2和缺氧3進程提供了充足的反硝化碳源，利用原水中的碳源進行反硝化的速率較快。在本試驗中脈沖SBR采用3次等量進水的模式，進水中至少2／3的TN是在外碳源充足的條件下通過反硝化去除的，不僅提高了反硝化速率，還充分利用了原滲濾液中的碳源。

厭氧狀態下，有機氮在氨氧化菌的作用下會繼續氨化［13］，缺氧2和缺氧3進程反硝化結束后，系統進入厭氧狀態，使得－N濃度略有上升。缺氧4進程中－N濃度同樣會上升，因為缺氧4進程在缺少外碳源的情況下部分細胞裂解來作為反硝化的碳源，同時釋放出一定的－N。

如圖4所示，缺氧4進程中COD并沒有明顯的下降過程，波動幅度較小，說明在不投加外碳源的情況下滲濾液中已沒有充足的外碳源，－N（90%以上為－N）通過內源反硝化去除，缺氧4結束時－N＜1mg·L－1。通過對缺氧4進程中－N濃度的反復檢測，發現在一個缺氧4進程中其反硝化速率（DNR）會由快（DNR1）變慢（DNR2）。圖4中缺氧4的DNR明顯分為2個階段，其中DNR1高達2.04mgN·h－1·gMLVSS－1，DNR2＝0.80mgN·h－1·gMLVSS－1，DNR1明顯大于DNR2，分析原因為：缺氧4的反硝化進程耗盡了污泥中儲存的某種內碳源，導致內源反硝化所利用的內碳源種類發生變化，而碳源種類的變化會引起內源反硝化速率出現階段性變化［14］。Lei等［15］發現當污泥的PHB低于某一個值時，微生物停止利用PHB作為反硝化的內碳源，轉而將其用于維持基本生命活動。內源反硝化利用的內碳源和機理有待進一步研究。

圖5表示了串聯運行時期內源反硝化（缺氧4）的理論反硝化速率（TDNR）變化規律，其計算公式為：

圖5 脈沖SBR串聯運行時期缺氧4TDNR變化

從圖5可知串聯運行時期脈沖SBR的缺氧4的TDNR保持在相對穩定的水平，其平均值（TDNRm）達到了1.531mgN·h－1·gMLVSS－1，標準偏差為0.177。本試驗中脈沖SBR缺氧4進程的內源反硝化速率普遍高于先前研究的一般值［16－17］，其原因為：脈沖SBR中污泥濃度較高（MLVSS＝4500mg·L－1），而高的污泥濃度有利于內源反硝化［18］；在本試驗中脈沖SBR的運行方式下，缺氧1、缺氧2和缺氧3在－N被徹底反硝化以后進入厭氧狀態，厭氧狀態下，多余的有機物會被微生物合成為細胞內碳源［19］，提高了缺氧4的內源反硝化速率。整個串聯運行時期進水－N濃度逐步提高，但是缺氧4的TDNR并沒有隨著降低，而是保持在一個穩定的水平。這與Bernat等［20］研究結果相符，其發現進水C／N會影響內源反硝化速率，因此在進水C／N保持相對恒定時，缺氧4內源反硝化速率變化幅度較小。

2.6 串聯運行時期系統運行效果

如圖6所示，整個串聯運行時期（2011－04－2011－09），共運行157d。系統的進水COD為7338～10445mg·L－1，出水COD在900mg·L－1以下，COD去除率為87.77%～96.44%。進水－N濃度為837～1442mg·L－1（圖中未顯示），出水－N濃度在25mg·L－1以下，－N去除率為97.85%～99.77%。TN 濃度為1139～1703mg·L－1，出水TN濃度在40mg·L－1以下，TN去除率為97.32%～98.87%，在不外加碳源的情況下實現了深度脫氮的目的。

圖6 串聯運行時期系統運行效果

3 結論

1）采用ASBR＋脈沖SBR系統處理垃圾滲濾液，不經物化處理，不外加碳源的情況下實現了COD、－N和TN的高效去除，其中－N和TN的去除率都保持在97%以上，出水TN＜40mg·L－1，符合國家有關垃圾滲濾液排放標準中的總氮要求。

2）ASBR的主要作用是去除滲濾液中的COD；中間水箱中的滲濾液由ASBR出水、原滲濾液和脈沖SBR出水按一定比例組成，起到了給脈沖SBR進水調節C／N和進水－N濃度的作用；脈沖SBR主要去除滲濾液中的TN。

3）脈沖SBR的采用3次等量進水模式，其進水中的絕大部分有機物用于反硝化，提高反硝化效率和TN去除率，并且縮短了好氧降解有機物的反應時間，提高系統反應效率。

4）脈沖SBR的缺氧4（內源反硝化）進程中的反硝化效率分為快和慢2個階段。

5）在不投加外碳源的情況下，脈沖SBR缺氧4進程的 TDNRm達到了 1.531mgN·h－1·g MLVSS－1，說明脈沖SBR的運行方式有利于微生物內碳源的儲存和利用。

［1］龍騰銳，易潔，林于廉，等.垃圾滲濾液處理難點及其對策研究［J］.土木建筑與環境工程，2009，31（1）：114－119.Long T R，Yi J，Lin Y L，et al.Treatment difficulties and strategies for landfill leachate［J］.Journal of Civil，Architectural ＆ Environmental Engineering，2009，31（1）：114－119.

［2］Castillo E，Vergara M，Moeno Y.Landfill leachate treatment using a rotating biological contactor and an upward－flow anaerobic sludge bed reactor ［J］.Waste Management，2007，27（5）：720－726.

［3］劉智萍，郭勁松，Abdulhussai A A，等.Fenton－SBR工藝對滲濾液溶解性有機物的去除特性［J］.土木建筑與環境工程，2010，32（4）：96－100.Liu Z P，Guo J S，Abdulhussai A A，et al.Removal characteristics of DOM in landfill leachate by fenton－SBR process ［J］.Journal of Civil，Architectural ＆Environmental Engineering，2010，32（4）：96－100.

［4］Wang C C，Lee P H，Kumar M，et al.Simultaneous partial nitrification，anaerobic ammonium oxidation and denitrification（SNAD）in a full－scale landfill leachate treatment plant ［J］.Journal of Hazardous Mateials，2010，175：622－628.

［5］Cheona D Y，Hansem C L.Effect of feeding strategy on the stability of anaerobic sequencing batch reactor responses to organic loading conditions［J］.Bioresource Technology，2008，99（11）：5058－5068.

［6］Oliveira R P，Ratusznei S M，Rodrigues J A D，et al.Interaction effects of organic load and cycle time in an AsBr applied to a personal care industry wastewater treatment［J］.Journal of Environmental Management，2010，91（12）：2499－2504.

［7］郭建華，彭永臻，楊慶，等.脈沖SBR處理城市污水深度脫氮的工藝特性［J］.中國環境科學，2007，27（1）：62－66.Guo J H，Peng Y Z，Yang Q，et al.The characteristics of the pulsed SBR for advanced nitrogen removal of municipal wastewater ［J］.China Environmental Science，2007，27（1）：62－66.

［8］李晨，高峰，金衛紅.城市生活垃圾滲濾液的ASBR－SBR生物脫氮研究［J］.環境科學與技術，2008，31（5）：107－111.Li C，Gao F，Jin W H.Biological nitrogen removal of municipal landfill leachate by ASBR－SBR system ［J］.Environmental Science ＆ Technology，2008，31（5）：107－111.

［9］Hèctor M，SebastiàP，Marta C，et al.Nitrogen removal from landfill leachate using the SBR technology ［J］.Environmental Technology，2009，30（3）：283－290.

［10］Largus T A，Shihwu S，et al.Methanogenic population dynamics during startup of a full－scale anaerobic sequencing batch reactor treating swine waste ［J］.Water Research，2002，36：4648－4654.

［11］吳莉娜，彭永臻，劉牡，等.晚期垃圾滲濾液兩級UASBA／O－SBR工藝短程深度脫氮［J］.四川大學學報：工程科學版，2011，43（3）：182－187.Wu L N，Peng Y Z，Liu M，et al.Advanced nitrogen removal via nitrite from mature landfill leachate by the two－stage UASB－A／O－SBR process ［J］.Journal of Sichuan University：Engineering Science Edition，2011，43（3）：182－187.

［12］Bu L，Wang K，Zhao Q L，et al.Characterization of dissolved organic matter during land？ll leachate treatment by sequencing batch reactor，aeration corrosive cell－Fenton，and granular activated carbon in series［J］.Journal of Hazardous Materials，2010，179：1096－1105.

［13］Peng X Y，Jia C X，Liu G T.Nitrogen transformation characteristic in two phase anaerobic digention of OFMSM with digestive effluent reuse ［J］.Journal of Central South University of Technology，2007，14（3）：334－339.

［14］Vocks M，Adam C，Lesjean B，et al.Enhanced postdenitrification without addition of an external carbon source in membrane bioreactors［J］.Water Research，2005，39（14）：3360－3368.

［15］Lei Q，Yu L.Denitrification on poly－b－hydroxybutyrate in microbial granular sludge sequencing batch reactor［J］.Water Research，2005，39：1503－1510.

［16］Bernat K，Wojnowska B I.Carbon source in aerobic denitrification ［J］.Biochemical Engineering Journal，2007，36（2）：116－122.

［17］Kampas P，Parsons S A，Pearce P，et al.An internal carbon source for improving biological nutrient removal［J］.Bioresource Technology，2008，100（1）：149－154.

［18］王少坡，彭永臻，王淑瑩，等.溫度和污泥濃度對短程內源反硝化脫氮的影響［J］.環境科學與技術，2005，28（4）：85－103.Wang S P，Peng Y Z，Wang S Y，et al.Effects of temperature and MLSS on endogenous denitrification via nitrite［J］.Environmental Science and Technology，2005，28（4）：85－103.

［19］Vocks M，Adam C，Lesjean B，et al.Enhanced postdenitrification without addition of an external carbon source in membrane bioreactors［J］.Water Research，2005，39（14）：3360－3368.

［20］Bernat K， Wojnowska B L， Dobrzynska A.Denitrification with endogenous carbon source at low C／N and its effect on P（3HB）accumulation ［J］.Bioresource Technology，2008，99（7）：2410－2418.