某填埋場滲濾液不同工藝處理效果研究

李 翔，宋哲華，張慶喜，關 元，鐘建勛，景建兵

（1.北京環境衛生工程集團安定園區運營管理分公司，北京 100101；2.北京環境衛生工程集團南宮園區運營管理分公司，北京 100101）

1 引言

隨著城市不斷發展，生活垃圾產生量不斷增大，2021 年我國生活垃圾清運量達到2.7×108t［1］，城市垃圾總堆積量約為7.0×109t［2］。由于填埋處理成本低，21 世紀初我國普遍采用該方式處置生活垃圾［3-4］，但是垃圾填埋過程中因有機廢物分解、降雨下滲等多種因素影響，會產生大量垃圾滲濾液［5-6］。垃圾滲濾液是一種成分復雜、污染物濃度較高的有機廢水［7-9］，且具有氨氮含量高、有機物濃度高、水質變化大、可生化性差、重金屬含量高等特點［10-12］。隨著生活垃圾種類以及人工合成材料的增多，垃圾滲濾液的成分也日趨復雜［13-15］，若處理不當，則會對地表水、地下水甚至人體健康產生不利影響［16］。

經過十幾年的努力，我國已經建成了數百座垃圾滲濾液處理項目，對改善自然環境起到了重要作用［17］。滲濾液處理工藝也由最初以生物處理為主，逐步發展為以膜生物反應器+深度處理組合處理為主［18-19］。在此基礎上又不斷發展、改良出新的滲濾液處理工藝，通過研究對比不同處理工藝之間的運行特點，可以更好地掌握滲濾液運行規律，保證滲濾液得到及時有效的處理。因此，筆者選取北方某生活垃圾填埋場配套的3 座滲濾液處理設施，研究不同處理設施對滲濾液COD、總氮、氨氮的去除效果及對出水電導率的影響，以期為實際運行工作提供參考借鑒。

2 材料與方法

2.1 工藝介紹

垃圾滲濾液由北方某填埋堆體產生，該填埋場于1996 年正式投入使用，運營時間已超過20 a，隨著垃圾填埋量的日益增多，其滲濾液產生量顯著提高，原配套340 m3/d 滲濾液處理設施無法滿足其生產需求。為進一步提高園區垃圾滲濾液處理處置能力，2017 年新投入使用1 200 m3/d 處理設施（以下簡稱“設施A”），原配套340 m3/d 滲濾液處理設施于2019 年進行工藝改造（以下簡稱“設施B”，本研究討論的是改造后的新工藝），2019 年新投入使用500 m3/d 生物轉盤處理設施（以下簡稱“設施C”，該設施已于2022 年底停用），3 座滲濾液處理設施總體運行平穩，確保廠區滲濾液及時處理處置。設施A、B、C 共用1 座調節池，可保證進水水質相同。

設施A 設計時考慮接收部分堆肥、餐廚等高濃度COD 滲濾液，故前端使用能耗較低、有機物去除效率高的厭氧工藝，其處理流程如圖1 所示，采用工藝為：調節池+厭氧反應器+MBR 系統（兩級硝化反硝化系統+超濾系統）+膜深度處理系統（納濾系統+反滲透系統）。

圖1 滲濾液處理設施A 工藝流程示意Figure 1 Process flow schematic of leachate treatment facility A

設施B 改造時為加強老齡化滲濾液對氮類污染物、尤其是總氮污染物的去除效果，增加反硝化池容積，未采用厭氧工藝，其處理流程如圖2所示，采用工藝為：調節池+MBR 系統（兩級硝化反硝化系統+超濾系統）+膜深度處理系統（高壓反滲透系統+反滲透系統）。

圖2 滲濾液處理設施B 工藝流程示意Figure 2 Process flow schematic of leachate treatment facility B

設施C 為應急處理設施，結合建設周期、場地等多種因素，最終選擇組裝方便、占地面積小、能源消耗低的回轉圓盤式生物轉盤工藝，其處理流程如圖3 所示，采用工藝為：調節池+預處理生物轉盤系統+MBR 系統（一級硝化反硝化池+超濾系統）+膜深度處理系統（高壓反滲透系統）。微生物附著在盤內板狀回轉體上，通過控制轉速比，使廢水循環進行兼氧、好氧、厭氧處理，充分降解污水中的BOD、COD 等有機物質和氮類物質。

圖3 滲濾液處理設施C 工藝流程示意Figure 3 Process flow schematic of leachate treatment facility C

設施A、B、C 運行階段參數主要有兩點不同：①設施A、B 生化污泥濃度保持在20 mg/L 左右，設施C 生化污泥濃度保持在10 mg/L 左右；②設施A、B 溶解氧保持在1.5～2.0 mg/L 左右，設施C 溶解氧保持在1.0 mg/L 左右。

2.2 進水水質

該填埋場垃圾滲濾液水質特點如下：①COD指標隨季節波動明顯，總體呈現夏季高冬季低的特點，夏季最高可達16 000 mg/L 左右，冬季最低為6 500～7 000 mg/L；②總氮、氨氮指標常年較高，不隨季節波動，原水總氮在3 000 mg/L 左右，氨氮在2 800 mg/L 左右；③含鹽量常年較高，不隨季節波動，原水電導率接近40 000 μS/cm。本研究選取1 a 中滲濾液水質較有代表性的3 種進水水質，以更好地研究不同處理工藝對該填埋場滲濾液的處理效果，具體水質如表1 所示。

表1 不同階段滲濾液原水水質Table 1 Leachate quality in each stage

2.3 實驗方法

COD、總氮、氨氮指標檢測采用分光光度法，使用WTW 7600 分光光度計；電導率指標檢測采用WTW Multi 3510 IDS 多參數水質測定分析儀。

3 結果與討論

3.1 COD 變化情況

圖4～圖6 分別為水樣1、2、3 在設施A、B、C的MBR 系統、深度處理系統的出水COD 變化情況；設施A、B、C 各環節對COD 的去除率如表2 所示。

表2 各設施各環節對COD 的去除率Table 2 The COD removal rate for each part of each facility

圖4 水樣1 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水COD 變化情況Figure 4 The effluent COD changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖5 水樣2 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水COD 變化情況Figure 5 The effluent COD changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖6 水樣3 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水COD 變化情況Figure 6 The effluent COD changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由圖4～圖6 和表2 可知，設施A、B、C 對COD 的去除率始終保持在較高水平，總去除率可達99.8%以上。其中，設施A 厭氧+好氧工藝段總停留時間接近14.4 d，有機污染物在厭氧菌和好氧菌的作用下得到有效去除；設施B 無厭氧工藝，但其好氧階段總停留時間最長，達到11.5 d，好氧微生物可以進行充分地代謝，降解、吸附有機污染物，且設施B 深度處理系統采用兩級反滲透膜設備，對污染物的截留能力更強，效果更好；設施C 通過生物轉盤裝置富集大量Bacillus菌，通過強降解作用進行兼氧、好氧、厭氧處理，充分降解COD。

當進水COD 較高時（15 575 mg/L），設施A的MBR 出水COD 更低，COD 去除率達93.2%，因其前端有厭氧工藝段，在厭氧菌的作用下使有機物發生水解、酸化，去除廢水中的有機物，還能提高廢水的可生化性，有利于后續處理。當進水COD 分別為10 918 mg/L 和6 832 mg/L 時，設施B 的MBR 對COD 的去除率更高，分別為91.6% 和86.9%。在實際工程應用中，若進水COD 較高，厭氧系統可以起到很好的緩沖作用，抗高濃度有機負荷沖擊能力較強；若進水COD 不高，且考慮到厭氧反應器去除有機物效果較好，可能造成進入膜生化反應器的滲濾液碳氮比失調，運行時部分可生化性和碳氮比較好的滲濾液可直接超越厭氧系統進入MBR 系統，比如設施A 在實際運行中當COD 超過10 000 mg/L 才會考慮啟用厭氧工藝。

3.2 氨氮變化情況

圖7～圖9 分別為水樣1、2、3 在設施A、B、C 的MBR 系統、深度處理系統的出水氨氮變化情況；設施A、B、C 各環節對氨氮的去除率如表3所示。

表3 各設施各環節對氨氮的去除率Table 3 The NH3-N removal rate for each part of each facility

圖7 水樣1 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水氨氮變化情況Figure 7 The effluent NH3-N changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖8 水樣2 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水氨氮變化情況Figure 8 The effluent NH3-N changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖9 水樣3 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水氨氮變化情況Figure 9 The effluent NH3-N changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由圖7～圖9 和表3 可知，設施A、B、C 對氨氮的去除率始終保持在較高水平，總去除率可達99.9% 以上。其中，設施B 的MBR 階段、膜深度處理階段出水氨氮均最低，對氨氮的去除效果最好。設施B 硝化段停留時間最長，長達11.5 d，約是設施A 和設施C 硝化段停留時長的1.4 倍，氨氮污染物在設施B 中可以進行更為充分的硝化反應，在硝化菌的作用下被充分氧化為亞硝酸鹽，再進一步被氧化為硝酸鹽。膜分離技術中，納濾和反滲透都可以對分子級別的污染物進行分離去除，不同的是納濾膜對二價鹽及大分子污染物截留率較高，對一價鹽類截留率很低，尤其是對氨氮污染的去除率明顯低于反滲透膜，所以設施B的兩級反滲透工藝對氨氮污染物的去除效果明顯優于納濾+反滲透（設施A）和單級反滲透（設施C）。

設施A、B、C 的MBR 系統對3 個水樣氨氮的平均去除率分別為99.4%、99.7% 和99.4%，深度處理系統對氨氮的平均去除率分別為89.6%、90.9% 和92.3%，說明氨氮去除主要發生在MBR 階段。

3.3 總氮變化情況

圖10～圖12 分別為水樣1、水樣2、水樣3 在設施A、B、C 的MBR 系統、深度處理系統的出水總氮變化情況；設施A、B、C 各環節對總氮的去除率如表4 所示。

表4 各設施各環節對總氮的去除率Table 4 The TN removal rate for each part of each facility

圖10 水樣1 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水總氮變化情況Figure 10 The effluent TN changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖11 水樣2 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水總氮變化情況Figure 11 The effluent TN changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖12 水樣3 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水總氮變化情況Figure 12 The effluent TN changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由圖10～圖12 和表4 可知，設施A、B、C 對總氮的去除率始終保持在較高水平，總去除率可達99.6% 以上。其中，設施B 總氮去除率最高，其MBR 階段、膜深度處理階段出水總氮值均最低，對總氮的去除效果最好。設施B 反硝化段停留時間最長，長達8.4 d，分別是設施A、C 反硝化段停留時長的1.8 倍、2.1 倍；設施B 反硝化池容積/硝化池容積約為0.7，高于設施A 和設施C，更加強化系統對于總氮的去除效率；設施B 中可以進行更為充分的反硝化反應，在微生物的作用下更好地將硝酸鹽還原為氮氣。反滲透膜對總氮的去除效率高于納濾膜，所以設施B 膜深度處理出水總氮最低。

設施A、B、C 的MBR 系統對3 個水樣總氮的平均去除率分別為90.1%、94.3% 和91.1%，深度處理系統對總氮的平均去除率分別為95.8%、95.2%和95.6%，膜深度處理階段對總氮的去除率更高，單純的依靠微生物處理很難保證出水總氮達標排放，需依靠膜設備的截留能力保障對總氮的去除。

3.4 電導率變化情況

圖13～圖15 分別為水樣1、2、3 在設施A、B、C 的MBR 系統、深度處理系統的出水電導率變化情況；設施A、B、C 各環節電導率降低率如表5 所示。

表5 各設施各環節對電導率的降低率Table 5 The conductivity reduction rate for each part of the facilities

圖13 水樣1 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水電導率變化情況Figure 13 The effluent conductivity changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖14 水樣2 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水電導率變化情況Figure 14 The effluent conductivity changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

圖15 水樣3 在各設施MBR 系統、深度處理系統的出水電導率變化情況Figure 15 The effluent conductivity changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由圖13～圖15 和表5 可知，設施A、B、C 內電導率的降低率始終保持在較高水平，總降低率可達95.0% 以上。其中，設施B 內電導率的降低率更高，基本維持在98% 以上，因深度處理系統采用兩級反滲透膜設備，電導率的下降效果更好。

電導率在MBR 階段降低率不高，一般通過沉淀、吸附等方式去除部分金屬離子，效果并不明顯；電導率下降主要發生在深度處理階段，通過膜設備對離子進行截留。設施A、B、C 的MBR 系統對3 個水樣電導率的平均降低率分別為44.0%、47.7%和39.4%，深度處理系統內電導率的平均降低率分別為93.5%、97.4%和96.0%。

通過相關數據分析，可知從處理效果來看，設施B 對各污染物的去除率較高，設施C 對各主要污染物的去除效果僅略好于設施A，并無明顯差距。

從能源消耗、運營成本、濃縮液產生量等方面進行分析，以設施A 相關數據為基準值，具體結果見表6。

由表6 可知，能源消耗方面，設施C 最低，設施B 次之，設施A 最高，因設施C 生物轉盤溶解氧維持在1.0 mg/L 左右，大功率曝氣風機耗電量較少，設施A 和設施B 溶解氧均維持在1.5～2.0 mg/L，但設施B 無厭氧工藝，整體耗電量較設施A 低；運營成本方面，設施C 最低，設施A 和設施B 無明顯差距，主要滲濾液進入設施C 后先經過生物轉盤進行預處理，為后續反應創造有利條件，在動力費、藥劑費等方面減少成本支出；濃縮液產生量方面，設施B 最少（每噸進水產生反滲透濃縮液共計0.38 t），設施A（每噸進水產生納濾濃縮液和反滲透濃縮液共計0.43 t）和設施C（每噸進水產生反滲透濃縮液共計0.44 t）無明顯差別。因此，生物轉盤工藝具有能源消耗低、運行成本低等優點，采用MBR 系統+高壓反滲透系統+反滲透系統工藝代替MBR 系統+納濾系統+反滲透系統工藝具有良好的實際效果。

4 結論

1）3 座滲濾液處理設施在不同水質下對各主要污染物有很好的去除效果，對COD、氨氮、總氮的平均去除率均在99.0% 以上，設施內電導率降低率在95.0%以上。

2）從能源消耗、運營成本、濃縮液產生量、處理效果等多方面進行綜合分析，采用MBR 系統+高壓反滲透系統+反滲透系統工藝代替MBR 系統+納濾系統+反滲透系統工藝具有良好的實際效果，尤其是可以加強對總氮的去除。

3）對比MBR 系統和膜深度處理系統對污染物的處理效果，可知膜深度處理系統對COD、總氮的去除率更高，該系統內電導率降低率也更高；MBR 系統對氨氮的去除率更高。

4）生物轉盤工藝具有能源消耗低、運行成本低、占地面積小等優點，作為預處理可改善進水可生化性，為后續反應創造有利條件。