老齡垃圾填埋場滲濾液短程硝化試驗研究

（天津渤海職業技術學院，天津300402）

垃圾滲濾液是一種高強度廢水，含有高濃度的有機物和大量的氨氮、重金屬和無機鹽離子，如果處理不當，會對周圍環境造成巨大威脅。老齡填埋場的垃圾滲濾液中氨氮濃度甚至高達每升上千毫克，高濃度氨氮會影響生物處理單元中微生物的活性，降低生物處理效果[1]；而且隨著填埋時間增加，垃圾滲濾液中氨氮濃度增加的同時可生化性有機物含量降低，造成碳氮比失衡，傳統硝化反硝化脫氮工藝就面臨嚴重的碳源不足問題，需要通過高成本的外加碳源來進行補充。

短程硝化工藝是指控制適宜的氨氧化條件，將硝化過程限制在亞硝酸鹽（NO-2）階段，而不進一步氧化為硝酸鹽（NO-3）的工藝過程。與常規硝化工藝相比，短程硝化具有能耗低、反應歷程短、運行成本低等優點[2，3]。以短程硝化為基礎的“短程硝化-反硝化”、“短程硝化-厭氧氨氧化”等新型生物脫氮工藝，在曝氣能耗、碳源消耗等方面比傳統硝化-反硝化生物脫氮工藝都具有很大的優勢[4]，特別適合于低碳氮比的老齡垃圾滲濾液處理。如何實現穩定高效的短程硝化是這些新型生物脫氮工藝成功應用的關鍵。

本研究針對老齡化垃圾填埋場高含氮垃圾滲濾液，在SBR反應器中進行短程硝化快速啟動與影響因素試驗研究，旨在為垃圾滲濾液生物脫氮新技術研發提供技術支持。

1 試驗材料及方法

1.1 試驗裝置

本研究采用的SBR反應器材質為有機玻璃，采用微孔曝氣頭進行曝氣；在反應器內設置pH、ORP在線監測儀。該反應器進水方式為瞬時進水，設置運行程序為進水攪拌、曝氣、沉淀及閑置四個步驟。在PLC控制器中內置實時控制程序進行自動控制運行，pH、ORP在線監測儀的信號輸入到PLC中，經過程序處理后進行判斷，并用于控制SBR反應器的運行（攪拌/曝氣/沉淀）。

反應器內接種污泥取自天津市某城市污水處理廠，初始接種污泥濃度（MLSS）為4000 mg/L。

1.2 試驗原水

試驗原水采集自天津市某老齡垃圾填埋場的垃圾滲濾液，主要水質指標（均值）如表1?？梢姡涸囼炈美鴿B濾液碳氮比（COD/TN）低，且原水中可生物利用有機基質含量低。試驗過程中，采用生活污水稀釋垃圾滲濾液并逐步提高后者比例的方法，使試驗接種污泥逐步適應垃圾滲濾液的水質。

表1 試驗所用垃圾滲濾液水質

1.3 分析方法

化學需氧量（COD）、氨氮（NH3-N）、亞硝氮（NO2-N）、硝氮（NO3-N）和總氮（TN）的質量濃度均采用標準方法測定[5]。pH值采用HACH GLI pH分析儀測定，溶解氧（DO）采用HACH LDO溶解氧儀測定。

2 結果與討論

2.1 短程硝化的快速啟動

在加入垃圾滲濾液啟動之前SBR反應器進水為低含氮生活污水，反應器內無亞硝氮積累，呈完全硝化狀態。垃圾滲濾液具有高有機污染和高含氮的特征，在反應器啟動階段，采用生活污水對垃圾滲濾液進行稀釋，逐步提高配水中垃圾滲濾液的比例。將反應器啟動過程分為三個階段來考察（見圖1）。各階段反應器出水NO2-N、NO3-N及亞硝氮積累率（NAR）的變化情況如圖1所示。

圖1 啟動階段SBR反應器出水NOx-N濃度與亞硝氮積累率變化

2.1.1 第 I階段（40d）

為馴化污泥，開始采用低配比，垃圾滲濾液所占比例為10%。初始時基本為完全硝化，NAR接近于0，出水中以NO3-N為主。運行約15 d后，通過控制溶解氧（＜1.0 mg/L），人為設定控制曝氣時間使出水氨氮濃度維持一定的水平（即氨氮不完全氧化），同時不斷增加進水垃圾滲濾液比例以提高進水氨氮容積負荷。約25 d后NAR逐漸提高至約80%左右。

2.1.2 第 II階段（30d）

在第II階段降低了進水中垃圾滲濾液的比例，導致進水負荷降低，NAR下降，出水NO3-N增加。隨后通過提高進水負荷，出水NO3-N逐步下降，NAR迅速恢復并達到90%以上。

2.1.3 第 III階段（70d 之后）

在第III階段繼續增加進水中垃圾滲濾液比例至60%，系統內NAR長期穩定在95%以上，出水NO3-N低于15 mg/L。

2.2 進水氮負荷的影響

考察了啟動過程中進水氨氮負荷與NAR的關系，如圖2所示。同時，高濃度氨氮在進水pH值條件將產生一定的游離氨（FA），而FA對硝化菌具有一定的抑制作用，所以圖2同時顯示進水氨氮濃度的變化情況。

由圖2可見：在前15 d的運行過程中，進水氨氮容積負荷均值為178 g NH3-N/m3/d，同時進水氨氮濃度約120～140 mg/L，NAR處于較低水平，接近于0。從第17 d開始提高進水氨氮容積負荷，同時進水氨氮濃度略有增加，達到180～200mg/L，可以看到NAR隨之升高；當進水氨氮容積負荷均值達到310gNH3-N/m3/d時，NAR達到80%左右。

圖2 進水氨氮濃度及氨氮負荷對NAR的影響

進入第二階段后，由于進水氨氮濃度降低（降低垃圾滲濾液比例），NAR值隨之響應而降低。這意味著NOB重新在系統內獲得生長增殖的機會。為提高NAR值，增加了垃圾滲濾液的配水比例，進水氨氮容積負荷顯著提高（達到約850 g NH3-N/m3/d）。NAR值隨之快速恢復，在11 d后提高到90%以上。當NAR穩定后，到第60～80d期間進水氨氮負荷最低降至約350gNH3-N/m3/d，但NAR未再出現波動，始終保持NAR＞95%，這意味著NOB已基本從系統內被淘汰或活性受到嚴重抑制。

2.3 溫度對短程硝化的影響

在近一年的試驗過程中，水溫變化范圍為12～29℃，基本經歷了夏季高溫至冬季低溫的不同水溫條件?？疾煸诖诉^程中實時控制短程硝化系統的運行效果，其出水亞硝氮（NO2-N）、硝氮（NO3-N）及亞硝酸鹽積累率（NAR）的變化情況見圖3所示。

圖3 不同溫度條件下短程硝化效果

由圖3可見：SBR反應器的短程硝化效果未受到水溫變化的影響，整個實驗期間NAR＞95%，出水NO3-N平均值為8.52 mg/L。即使在冬季低水溫條件下（＜15℃）持續2個月的試驗中，短程硝化狀態仍能夠非常穩定地維持。

2.4 溶解氧的影響

在SBR系統的好氧反應初期，污水中的有機物和氨氮濃度較高，而反應后期，隨著可生物降解有機物被利用、氨氮逐步被氧化為NOx，水中剩余的耗氧污染物濃度低，因此在曝氣量基本恒定的情況下，在曝氣階段后期溶解氧（DO）就會不斷增加。

對SBR反應器進行一個曝氣周期的溶解氧監測（見圖4），好氧曝氣段的中前期（約好氧歷時的70%）DO值較穩定且處于較低水平（0.1～0.2 mg/L），而在好氧段后期，DO值則快速增加。在到達曝氣終點時，SBR反應器中DO達到了7.95mg/L，且曝氣階段后期長達200min內DO基本高于2.0mg/L。一般認為，如此高的溶解氧對短程硝化過程是不利的，可能導致亞硝酸鹽氧化菌（NOB）的生長，降低亞硝氮積累率。

由圖4可見：在好氧段前700 min內，DO均低于0.2 mg/L，NH3-N去除速率保持恒定，同時水中NO2-N濃度同步增加，而NO3-N始終低于8.0 mg/L。在曝氣反應的最后200 min內，盡管DO高達2.0 mg/L以上，但NO3-N濃度仍未有增加，可見NOB在這樣的情況下沒有恢復活性，或者說系統內剩余的NOB已非常有限。

圖4 SBR反應器好氧段氮素成分及溶解氧變化情況

3 結論

3.1 采用市政污水處理廠活性污泥接種SBR反應器，逐步增加進水中垃圾滲濾液比例，可使系統快速適應垃圾滲濾液的處理。

3.2 通過提高進水氮負荷至310 g NH3-N/m3/d以上，可以有效地促進生化系統由完全硝化狀態轉變為短程硝化狀態。

3.3 在水溫12～29℃范圍內，試驗SBR反應器內短程硝化效果未受到水溫變化的影響，即使在低溫條件下仍能維持95%以上的亞硝氮積累率。

3.4 SBR反應器曝氣階段后期顯著升高的溶解氧對亞硝氮積累率沒有影響，可能因為系統內亞硝酸鹽氧化菌已基本被抑制或淘汰。