垃圾滲濾液兩級DTRO濃縮液生物蒸發處理研究

楊 卉,楊本芹,楊金明,王清作,李緒坤,莫倩雯,潘學軍 (昆明理工大學環境科學與工程學院,云南 昆明650500)

垃圾滲濾液兩級DTRO濃縮液生物蒸發處理研究

楊 卉,楊本芹*,楊金明,王清作,李緒坤,莫倩雯,潘學軍 (昆明理工大學環境科學與工程學院,云南 昆明650500)

以生物膜海綿為微生物載體和膨脹劑,餐廚垃圾為補充碳源,生物蒸發處理垃圾滲濾液兩級DTRO濃縮液.同時優化了生物蒸發過程中的COD濃度、最佳通風速率和每輪的投加量.結果表明:生物蒸發處理垃圾滲濾液濃縮液是可行的,且COD濃度越高,生物蒸發效果越佳,當COD濃度為160g/L時,四輪堆體最高溫為72℃,水分總去除率為85.2%;雖然低風速堆體溫度相對較高,但水分去除相對較少.所以綜合堆體溫度及水分去除效果,選擇通風速率為0.5L/min作為生物蒸發最佳風速;混合液投加量為85%時水分和VS的去除效果最佳,所以選擇最佳投加量為85%.

生物蒸發；垃圾滲濾液濃縮液；餐廚垃圾；生物膜海綿

隨著社會經濟的快速發展和人民生活水平的不斷提高,我國城市生活垃圾產生量每年以約10%的速度迅猛增長[1].據統計,2013年我國城市垃圾產量約1.72億噸,無害化處理率為89.3%[2],現常用的城市生活垃圾處理技術中衛生填埋應用最早且使用最廣泛[3-7],但其會生成色度高,惡臭,毒性大,污染物成分復雜多變,難處理的滲濾液[8].在垃圾滲濾液的處理工藝中,兩級 DTRO (Disc-Tube Reverse Osmosis)是國內外近年來運用較多且具有發展潛力的工藝,但其工藝會產生污染物濃度更高、處理難度更大、處理成本更高的 20%～25%的濃縮液[9-13].而目前國內外濃縮液的處理有回灌、焚燒、固化、蒸餾干燥和真空干燥等方法,但與回灌法相比,其他方法的設備投資和運行費用都非常昂貴,相當于膜處理設備總投資的 1/2,所以濃縮液常用回灌處理[14-15],但回灌不能完全消除滲濾液,仍有部分滲濾液須外排等處理,而且由于滲濾液在垃圾層中的不斷循環,會導致其氨氮、重金屬和鹽的不斷積累[16-17].因此急需尋求一種經濟有效的處理方法以突破垃圾滲濾液濃縮液處理的瓶頸.

“生物蒸發(Bioevaporation)”一詞最初是由楊本芹等在2013年提出來的,是一項處理高濃度有機廢水的新興技術,該技術是在生物干化[18-20]和堆肥[21-22]的基礎上發展起來的,主要利用高濃度有機廢水本身所具有的有機物好氧降解釋放的代謝熱來蒸發廢水,達到廢水中有機物和水分的同步去除[23],此技術經濟、節能、環保.因此,可以考慮用該技術對濃縮液進行處理.楊本芹等[23-26]研究中,生物干化污泥和生物膜海綿[27-28]均可用作生物蒸發的微生物載體和膨脹劑.因生物膜海綿質輕、價廉、自身無異味,且其性質結構穩定,無生物毒性,耐老化,可進行回收和重復利用,所以本研究用生物膜海綿作微生物載體和膨脹劑.

當用生物膜海綿作微生物載體和膨脹劑時,要求廢水COD濃度最低為200g/L[25],因此,要實現生物蒸發處理濃縮液首先需要解決濃縮液碳源不足的問題,而餐廚垃圾本身作為一種難處理高濃度有機廢水[23],且已被證實可用生物蒸發處理,所以可考慮外加餐廚垃圾作為補充碳源,實現濃縮液和餐廚垃圾的聯合處理.

本研究首次嘗試將濃縮液與餐廚垃圾混合進行生物蒸發聯合處理,研究生物蒸發處理濃縮液的可行性,同時優化適合生物蒸發的最佳通風速率和投加量(下一輪添加的濃縮液和餐廚垃圾相對于上一輪添加的濃縮液和餐廚垃圾的比值).

1 材料與方法

1.1 實驗材料

本研究所處理的垃圾滲濾液濃縮液(Concentrated landfill leachate, LH)是兩級DTRO工藝產生的,取自云南省“通海縣垃圾滲濾液處理站”;活性污泥取自昆明市一個污水處理廠(AA/O工藝),餐廚垃圾(Food waste, FW)取自昆明理工大學學生食堂,包含米飯、面條、蔬菜、肉類等,將其用攪拌機(HR2094)攪碎至直徑小于1mm,實驗材料相關參數見表1.

表1 活性污泥、垃圾滲濾液濃縮液和餐廚垃圾相關性質參數Table 1 Characteristics of the activated sludge, concentrated landfill leachate and food waste

1.2 實驗裝置

因泡沫具有質輕、保溫性能良好且不滲水的特性,所以本研究采用容積為4.92L的泡沫盒子(長×寬×高:275mm×225mm×325mm,厚壁50mm)[22]作為批式生物蒸發反應器.實驗整體密閉進行,通過直徑為 4mm的硅膠管經空氣泵(DY-120V150)連接氣體流量計再連接到反應器底部的曝氣球通入空氣,堆體溫度通過插入到堆體內部的溫度探頭每15min瞬時測定,探頭連接連續溫度記錄儀,反應器蓋子內填充脫脂棉,用于吸收反應蒸發的水蒸氣,防止水蒸氣冷凝再次回到堆體中,反應器外圍包裹 40～60mm厚的棉花進行保溫,防止熱量的散失.生物蒸發實驗裝置示意見圖1.

圖1 生物蒸發實驗裝置Fig.1 The reactor system of the bioevaporation process

1.3 實驗方法

1.3.1 生物膜海綿的制備 將聚氨酯海綿用攪拌機攪碎至直徑為 1～2mm 的細小顆粒,放入18.84L有機玻璃反應器(D=200mm,H=600mm,壁厚 3mm)中,加入 COD為 850mg/L的合成廢水

[29-30],再接種一定量的活性污泥使圓柱形反應器中的 MLVSS為 300～400mg/L,在圓柱形反應器底部放置曝氣盤按2L/min的速度曝氣.以28L/ min的速度用蠕動泵(BT100-1L-A)加入合成廢水,連續培養 4-7d,便可在海綿表面形成一層生物膜.將海綿從反應器中取出,擠去水分,便可作為生物蒸發的微生物載體和膨脹劑[25].

1.3.2 生物蒸發處理濃縮液的可行性實驗 將111.33,87.02,60.62,31.72g的濃縮液分別與 14.8, 43.49,74.72,108.85g的餐廚垃圾混合調節 COD濃度為 40,80,120,160g/L,同時選取 115g去離子水(COD=0g/L)、123.88g濃縮液(COD=18g/L)和146.31g餐廚垃圾(COD=200g/L)作對比再分別與286g準備好的生物膜海綿(含水率為79%)混合均勻置于 7個反應器中進行多輪生物蒸發.此組實驗中,通風速率為 0.3L/min,投加量為 100% (每輪投加相同質量的去離子水、濃縮液和餐廚垃圾).

1.3.3 通風速率優化 將 126.88g的濃縮液與435.4g餐廚垃圾混合調節COD濃度為160g/L,再與準備好的1144g生物膜海綿(含水率為78%)混合均勻平均分成4份置于4個反應器中,設定四組不同的通風速率(0.1,0.3,0.5,0.7L/min)進行多輪生物蒸發.此組實驗中,投加量為100%.

1.3.4 投加量優化 將 181.74g的濃縮液與169.53g餐廚垃圾混合調節COD濃度為160g/L,再與660g準備好的生物膜海綿(含水率為80%)混合均勻平均分成三份置于 3個反應器中,設定三組不同投加量(下一輪投加量為上一輪濃縮液和餐廚垃圾投加量的 95%、90%、85%)進行多輪生物蒸發.此組實驗中,通風速率為0.3L/min.

1.4 取樣及分析方法

生物膜海綿培養前后,通過蛋白濃度的測定[25]定量海綿上附著的生物膜:稱取 1g含水率為80%的海綿放入50mL離心管中,加入25ml去離子水,用1mol/L的NaOH調pH到12,在室溫下用恒溫振蕩器(ZWY-2102C)振蕩6h后取1mL混合液在4℃、10000r/min的高速離心機(Beckman Allegra 64R)下離心10min,上清液用考馬斯亮藍法測定蛋白濃度,在595nm下用紫外分光光度計(L5S)讀取吸光度,蛋白濃度通過蛋白標準曲線計算可得.同時選取海綿培養前后冷凍干燥(FD-1A-50)樣品進行掃描電鏡(Nova Nano SEM 450)分析,觀察海綿培養前后表面的形態.

每輪實驗待堆體溫度達到室溫進行補料,同時測定反應前后堆體質量、體積、含水率(Moisture content, MC)、揮發性有機物(Volatile solids, VS)和自由空域(Free air space, FAS)[30-32]:反應前后將堆體混合均勻,取 2個平行樣在105

℃烘箱(202系列)中烘 24h,再將烘干后樣品于550℃馬弗爐(SX2-8-10NP)煅燒3h,通過恒重法計算 MC、VS.生物蒸發去除的水分(mH2O),降解的VS(mVS)和堆體FAS變化由以下(1)(2)(3)公式可得[25],

式中:m初始,m結束,MC初始,MC結束,VS初始, VS結束,BD分別為生物蒸發前后堆體總固體干重,水分,揮發性有機物和密度;dw,dVS,dASH為水,揮發分,無機組分的密度,值分別為1.0×103,2.5×103,1.6×103kg/m3.

2 結果與討論

2.1 生物膜海綿掃描電鏡分析

圖2為生物膜海綿培養前后3000倍掃描電鏡下表面的形態,可以看出培養前(A)海綿表面是平整且相對光滑的,培養一周后(B)海綿表面布滿了粘膜狀的物質,說明海綿培養后表面附著了微生物及細胞聚合物,培養后海綿表面的生物膜通過蛋白測定得蛋白濃度為19.8mg/g TS海綿.

2.2 生物蒸發處理濃縮液可行性實驗

圖3(A)為堆體的溫度變化.從圖中可以看出,第一輪堆體溫度相對較低,且每一輪的處理時間隨著實驗的進行而縮短.這是由于隨著生物蒸發的進行逐漸馴化出了大量適應降解混合液的中、高溫微生物,從而減短了每一輪的啟動時間以及反應時間,其中第一輪因缺乏中、高溫微生物導致堆體溫度相對較低[23].另外從圖中還可以看出隨著混合液 COD濃度的增加,堆體溫度也隨著增高,因為 COD濃度更高的混合液中加入了更多的 VS,微生物好氧降解釋放的代謝熱也更多.其中當混合液COD濃度為160g/L時,四輪堆體溫度最高為 44～72℃,高溫(40～72℃)持續時間為1.02～1.37d.

圖2 3000倍掃描電鏡下的聚氨酯海綿: (A)培養前新鮮海綿; (B)培養后附著生物膜的海綿Fig.2 SEM images of the sponge surface at 3000× magnification: (A) sponge without biofilm before culture; (B) biofilm-developed sponge after culture

圖3(B)、(C)為堆體單輪水分的去除,圖3(D)為四輪水分的總去除.從圖中可以看出,與圖3(A)堆體溫度曲線相對應,隨著混合液 COD濃度的增加,生物蒸發去除的水分也更多,且因第一輪微生物好氧代謝產生的熱量較少,堆體去除的水分也相對較低.COD 濃度為 0,18,40,80,120,160, 200g/L,四輪堆體總的水分去除率依次為 16.0%, 19.6%,24.0%,35.9%,53.8%,85.2%,97.4%,其中單輪每組實驗添加的混合液中均含115g水,四輪總含460g水.

圖 3(E)為堆體密度的變化.從圖中可以看出COD濃度越小,堆體密度變化越大,這是因為COD濃度越低,水分去除率越低,水分在堆體內積累越多,致使質量變大,而體積變化不大.高 COD濃度密度變化不大說明生物蒸發可有效繼續進行.COD濃度為 0,18,40,80,120,160,200g/L,實驗初始至實驗結束堆體密度分別從 116.76, 121.11,119.20,126.55,121.90,133.72,126.01g/L上升到 225.42,249.80,230.86,210.88,178.77,160.86, 132.17g/L.

以上分析結果可得COD濃度越高,生物蒸發效果越佳.然而雖然對比實驗(餐廚垃圾: COD=200g/L)水分去除率更高,但其沒有實現對濃縮液的處理.所以當濃縮液與餐廚垃圾的混合液COD為160g/L時,可以實現生物蒸發處理.以上證明生物膜海綿作為微生物載體和膨脹劑生物蒸發處理垃圾滲濾液濃縮液是可行的.

圖3 生物蒸發處理濃縮液的可行性實驗Fig.3 The feasibility of bioevaporation treatment of concentrated landfill leacahte

2.3 不同通風速率優化

圖 4(A)為堆體的溫度變化.從圖中可以看出低風速下,堆體溫度相對較高;高風速下,堆體溫度反而較低.這是由于四組實驗中加入的 VS一致,不同通風速率下微生物均能保持一定活性降解 VS產生代謝熱,然而風速過低導致供氧不足而過高的風速會帶走過多的熱量而導致堆體溫度相對較低,從而影響生物蒸發的進行.生物蒸發14d后,風速為0.1,0.3,0.5,0.7L/min堆體的最高溫分別可達 50.4～67.3、45.6～71.3、43.3～66.4、37.9～60.3℃.風速為0.7L/min,第二、三、四輪堆體更早達到最高溫,因為高風速使堆體可降解有機物迅速降解,更快達到高溫.

圖 4(B)、(C)為堆體單輪水分的去除,4(D)為四輪水分的總去除.從圖中可以看出,風速越高,去除的水分越多;風速越低,去除的水分越少.結合堆體溫度曲線,風速越高堆體溫度越低,但水分去除越高,說明高風速下去除的水分部分由代謝熱蒸發,而其余更多由于風干作用,同時高風速會產生高能耗;而風速越低一方面導致供氧不足,另一方面被蒸發的水分不易被通風帶出反應堆體,部分水蒸氣冷凝返回堆體.生物蒸發14d后,風速為0.1,0.3,0.5,0.7L/min,水分總的去除率依次是 59.4%、86.9%、92.8%、99.9%,其中單輪添加的混合液含 115g水,四輪總含460g水.

圖 4(E)為堆體密度的變化.從圖中可以看出堆體密度都在降低,且風速越高,堆體密度變化越小.這是因為風速越高,水分去除的越多,堆體內水分累積較少,堆體質量和體積都變化不大,致使風速越高堆體密度變化越小.生物蒸發14d后,風速為0.1,0.3,0.5,0.7L/min,堆體密度分別由131.05, 138.72,131.93,119.13g/L上升到 165.25,170.86, 146.00,134.05g/L.

圖4 不同通風速率優化Fig.4 Optimization of the airflow rate

以上分析可得風速為0.3,0.5,0.7L/min時,基本能實現混合液的處理,綜合堆體溫度及水分去除,選擇0.5L/min為生物蒸發的最佳風速.

2.4 不同投加量優化

圖5(A)為溫度變化.從圖中可以看出,相比第二、三輪,第一輪堆體溫度相對較低;第二、三輪三組投加量(95%、90%、85%)堆體溫度相當,且最高溫都出現在第二輪,分別為63.9,64.2,64.1℃.第四、五輪,投加量為95%時堆體溫度最高,投加量為 90%、85%的堆體溫度相對較低且相當.這是由于投加量為95%時,加入的VS最多,微生物分解碳源產生的代謝熱更多.

圖5 投加量優化Fig.5 Optimization of the addition

圖5(B)為FAS變化.從圖中可以看出堆體的FAS都在降低,這是因為隨著反應的進行,水分在堆體內累積,使得MC都在增大,載體內部的空隙被累積的水分充滿,所以FAS在逐輪減小.其中投加量為 95%的降低幅度更大,這是由于濃縮液和餐廚垃圾投加太多,會使生物膜海綿的濕度過高,導致液膜過厚,增大氧的傳質阻力,降低氧的擴散速率[34-35]從而影響生物蒸發效果.而水分去除效果越差,MC變化更大.而投加量為85%的降低幅度最小,說明能繼續有效的進行多輪生物蒸發.

圖5(C)為單輪水的去除率.圖5(D)為五輪水的總去除.從圖 5(C)可以看出第一輪三組實驗水分的去除率相對較低,不到60.0%,第二、三、四、五輪投加量為 85%時水的去除率最高,可達73.1%.而投加量為 95%時堆體溫度相對更高,但水的去除率相對較低,是由于投加量為 95%時加入的水分也更多,導致 FAS減少,影響氧氣傳質,生物蒸發效果相對較差.實驗結果可得投加量為95%、90%、85%五輪總的水分去除率分別為51.2%、53.4%、58.1%,其中五輪投加的混合液中總含水分別為452.44、410、371g.

圖5(E)為單輪VS的去除率,圖5(F)為五輪VS總去除.從圖5(E)可以看出,第一輪消耗的VS相對較少,第一、二、三、五輪,投加量為85%的VS的去除率最高,投加量為 95%和 90%的相對次之.從圖5(F)可得投加量為95%、90%、85%五輪VS的總去除率分別為51.6%、54.9%、59.5%.其中五輪投加的混合液中總含VS分別為63.53、57.59、52.21g.

由以上分析可得,投加量為85%時,堆體水分和 VS去除效果最佳,且生物蒸發可繼續有效進行,所以選擇生物蒸發最佳投加量為85%.

3 結論

3.1 垃圾滲濾液濃縮液能實現生物蒸發處理,且隨著 COD濃度的增加,堆體溫度隨著增高,去除的水分也更多.COD濃度為160g/L時,四輪堆體溫度最高可達 72℃,高溫(40～72℃)持續時間為1.02～1.37d,堆體水分總去除率為85.2%.

3.2 COD濃度為 160g/L,投加量為 100%時,綜合堆體溫度和水分的去除效果,最理想的通風速率為0.5L/min,該風速下,堆體最高溫可達66.4℃,水分總去除率為 92.8%,同時反應前后密度變化幅度較小,生物蒸發可繼續有效進行.

3.3 COD濃度為 160g/L,通風速率為 0.3L/min時,最佳投加量為 85%,該投加量下,堆體最高溫可達64.1℃,五輪水分和VS總去除率分為58.1%和59.5%.同時,反應前后FAS變化幅度較小,生物蒸發可繼續有效進行.

[1]張英民,尚曉博,李開明,等.城市生活垃圾處理技術現狀與管理對策 [J]. 生態環境學報, 2011,20(2):389-396.

[2]中華,人民,共和,等.中國統計年鑒2014[EB/OL]. 2015—06—01]. http://www. stats. gov.～ tjsj/ndsj, 2012.

[3]李 娜,李小明,楊 麒,等.微波/活性炭強化過硫酸鹽氧化處理垃圾滲濾液研究 [J]. 中國環境科學, 2014,34(1):91-96.

[4]Renou S, Givaudan J G, Poulain S, et al. Landfill leachate treatment: review and opportunity [J]. Journal of hazardous materials, 2008,150(3):468-493.

[5]Abood A R, Bao J, Abudi Z N. Biological nutrient removal by internal circulation upflow sludge blanket reactor after landfill leachate pretreatment [J]. Journal of Environmental Sciences, 2013,25(10):2130-2137.

[6]Kjeldsen P, Barlaz M A, Rooker A P, et al. Present and long-term composition of MSW landfill leachate: a review [J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2002,32(4): 297-336.

[7]Lina W U, Chengyao P, ZHANG S, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal landfill leachate [J]. Journal of Environmental Sciences, 2009,21(11):1480-1485.

[8]陳衛國,徐 濤,彭玉凡,等.電催化系統-電生物炭接觸氧化床處理垃圾滲濾液 [J]. 中國環境科學, 2002,22(2):0-0.

[9]Bright M I, Thornton S F, Lerner D N, et al. Attenuation of landfill leachate by clay liner materials in laboratory columns, 1. Experimental procedures and behaviour of organic contaminants [J]. Waste Management and Research, 2000,18(3):198-214.

[10]Kang K H, Shin H S, Park H. Characterization of humic substances present in landfill leachates with different landfill ages and its implications [J]. Water research, 2002,36(16):4023-4032.

[11]Chai X, Takayuki S, Cao X, et al. Spectroscopic studies of the progress of humification processes in humic substances extracted from refuse in a landfill [J]. Chemosphere, 2007,69(9):1446-1453.

[12]Zhang L, Li A, Lu Y, et al. Characterization and removal of dissolved organic matter (DOM) from landfill leachate rejected by nanofiltration [J]. Waste Management, 2009,29(3):1035-1040.

[13]Chianese A, Ranauro R, Verdone N. Treatment of landfill leachate by reverse osmosis [J]. Water Research, 1999,33(3):647-652.

[14]徐睿楓.應用于水處理的反滲透濃縮液處理和資源化技術綜述[J]. 環境保護與循環經濟, 2013,33(8):38-41.

[15]Wang H, Wang Y, Li X, et al. Removal of humic substances from reverse osmosis (RO) and nanofiltration (NF) concentrated leachate using continuously ozone generation-reaction treatment equipment [J]. Waste Management, 2016,56:271-279.

[16]蔣建國.固體廢物處置與資源化 [M]. 北京:化學工業出版社, 2008.

[17]王寶貞,王 琳.城市固體廢物滲濾液處理與處置 [J]. 北京:化學工業出版社, 2005.

[18]Frei K M, Cameron D, Stuart P R. Novel drying process using forced aeration through a porous biomass matrix [J]. Drying Technology, 2004,22(5):1191-1215.

[19]Navaee-Ardeh S, Bertrand F, Stuart P R. Emerging biodrying technology for the drying of pulp and paper mixed sludges [J]. Drying Technology, 2006,24(7):863-878.

[20]Velis C A, Longhurst P J, Drew G H, et al. Biodrying for mechanical—biological treatment of wastes: a review of process science and engineering [J]. Bioresource Technology, 2009, 100(11):2747-2761.

[21]Ryckeboer J, Mergaert J, Vaes K, et al. A survey of bacteria and fungi occurring during composting and self-heating processes [J]. Annals of Microbiology, 2003,53(4):349-410.

[22]De Guardia A, Petiot C, Rogeau D. Influence of aeration rate and biodegradability fractionation on composting kinetics [J]. Waste Management, 2008,28(1):73-84.

[23]Yang B, Zhang L, Lee Y, et al. Novel bioevaporation process for the zero-discharge treatment of highly concentrated organic wastewater [J]. Water Research, 2013,47(15):5678-5689.

[24]Yang B, Zhang L, Jahng D. Importance of initial moisture content and bulking agent for biodrying sewage sludge [J]. Drying Technology, 2014,32(2):135-144.

[25]Yang B, Jahng D. Repeated Batch-Fed Bioevaporation of Food Waste Using Biofilm-Developed Sponge [J]. Drying Technology, 2016,34(1):76-90.

[26]Yang B, Jahng D. Optimization of food waste bioevaporation process using response surface methodology [J]. Drying Technology, 2015,33(10):1188-1198.

[27]Jianlong W, Hanchang S, Yi Q. Wastewater treatment in a hybrid biological reactor (HBR): effect of organic loading rates [J]. Process Biochemistry, 2000,36(4):297-303.

[28]Surampalli R Y, Vigneswaran S, Tyagi R D, et al. Membrane technology and environmental applications [C]//2012, American Society of Civil Engineers, New York.

[29]Beun J J, Van Loosdrecht M C M, Heijnen J J. Aerobic granulation in a sequencing batch airlift reactor [J]. Water Research, 2002,36(3):702-712.

[30]Liu L, Wang Z, Yao J, et al. Investigation on the properties and kinetics of glucose-fed aerobic granular sludge [J]. Enzyme and Microbial Technology, 2005,36(2):307-313.

[31]Iqbal M K, Shafiq T, Ahmed K. Characterization of bulking agents and its effects on physical properties of compost [J]. Bioresource Technology, 2010,101(6):1913-1919.

[32]Zhao L, Gu W M, He P J, et al. Biodegradation potential of bulking agents used in sludge bio-drying and their contribution to bio-generated heat [J]. Water Research, 2011,45(6):2322-2330.

[33]Ruggieri L, Gea T, Artola A, et al. Air filled porosity measurements by air pycnometry in the composting process: a review and a correlation analysis [J]. Bioresource Technology, 2009,100(10):2655-2666.

[34]Haug R T. The Practical Handbook of Composting Engineering. 1993, CRC Press, Lewis Publisher, Boca, FL, USA.

[35]Tchobanoglous G, Burton F L, Stensel H D. Wastewater engineering: Treatment, disposal, and reuse [M]. 2004, McGraw-Hill, New York.

Bioevaporation treatment of concentrated landfill leachate from two-stage DTRO.

YANG Hui, YANG Ben-qin*,

YANG Jin-ming, WANG Qing-zuo, LI Xu-kun, MO Qian-wen, PAN Xue-jun (Faculty of Environmental Science and Engineering, Kunming University of Science and Technology, Kunming 650500, China). China Environmental Science, 2017,37(9)：3437～3445

Bioevaporation treatment of concentrated landfill leachate, which was collected from two-stage DTRO (Disc-Tube Reverse Osmosis), has been conducted. Sponge-biofilm was used as the microbial carrier and bulking agent, and food waste (FW) was used as the supplementary carbon source. Meanwhile, the conditions of COD, airflow rate and addition of the mixture in each cycle were also optimized. The results indicated that the concentrated landfill leachate could be effectively treated by the bioevaporation process. The bioevaporation performance was improved with the increase of mixture COD. The water removal with 85.2% was observed in the trial with mixture COD of 160g/L and highest temperature of 72oC. When pile was under lower airflow rate, the higher temperature and less water removal were observed. Comprehensive consideration of the pile temperature and water removal, airflow rate with 0.5L/min was chosen as the optimal airflow rate in the bioevaporation process. The highest water and VS removal was achieved with addition rate of 85%, thus addition rate of 85% was thought to be the optimal addition.

bioevaporation；concentrated landfill leachate；food waste；sponge-biofilm

X705

A

1000-6923(2017)09-3437-09

2017-02-17

國家自然科學基金(51608241)

* 責任作者, 副教授, ynybq87@kmust.edu.cn

楊 卉(1991-),云南怒江人,昆明理工大學碩士研究生,主要從事生物蒸發處理高濃度有機廢水.