SBR 处理老龄垃圾渗滤液深度脱氮反应条件的优化

许磊 黄家榜 桑建伟 周锐 朱守诚

（污水净化与生态修复材料安徽省重点实验室合肥市东方美捷分子材料技术有限公司，安徽合肥 230088）

1 引言

垃圾渗滤液是由于垃圾填埋场中雨水或水分渗透而形成的高浓度难降解废水［1］。目前垃圾渗滤液常用处理方法主要有物化法和生化法，其中物化法由于处理成本高昂、工艺流程复杂、除氮效率低、操作管理难度大等问题，往往作为生物处理的一种补充手段来达到更佳的处理效果［2-6］。生化法由于处理成本低、可循环利用，常作为垃圾渗滤液处理的核心工艺阶段，不过其出水常存在无法达到排放标准的问题［7］。因此一般通过物化法去除老龄垃圾渗滤液生物难降解的有机物，再采用生化法深度去除氨氮。

序批式活性污泥法（SBR），由于具有实验装置结构简单、操作灵活、耐冲击负荷等优点，常用作垃圾渗滤液的生化处理工艺［8-9］。与传统活性污泥法相比，SBR 工艺简单、成本低、抗冲击负荷能力强、运行方法灵活多变、污泥沉降性能良好、不易发生污泥膨胀、脱氮除磷效率高［10］。现有研究大多集中于物化法与生化法耦合处理效果的比较，而对生化法处理条件的研究较少，其中，对SBR 系统处理老龄垃圾渗滤液的最佳脱氮条件的优化研究更少［11-13］。本研究以物化法处理后的垃圾渗滤液为对象，采用SBR工艺的中试设备处理垃圾渗滤液，研究分析SBR 实验装置的运行方式、曝气量、碳源补充量等对老龄垃圾渗滤液污染物去除效果的影响，以期为利用SBR实验装置处理老龄垃圾渗滤液提供理论依据。

2 材料与方法

2.1 实验装置及材料

SBR 实验装置由进水池、SBR 池和出水池3 部分组成，如图1 所示。进水池中安装搅拌装置，SBR池底部安装曝气喷头进行曝气供氧，右上角装置滗水器组件。实验用水在进水池中由自来水稀释后经进水泵从上部进入SBR 池，处理后由滗水器组件滗出至出水池；整个反应装置中进水流量、曝气量均由转子流量计监测。

图1 SBR 实验装置

2.2 实验用水及接种污泥特征

实验用水为某垃圾填埋场中老龄垃圾渗滤液经混凝沉淀、芬顿与臭氧处理后出水，其pH 为7～8，COD 浓度为450～650 mg/L，NH3－N 浓度为1 000～2 000 mg/L，TN，TP 浓度分别为1 500～2 500 mg/L，15～30 mg/L。以某生活污水处理厂生化处理的活性污泥作为接种污泥，接种后SBR 池污泥浓度为6 000 mg/L。

2.3 实验方法

常温条件下运行SBR 实验装置至出水COD 和NH3－N 去除率趋于稳定，即完成活性污泥的驯化过程。待驯化结束后，通过改变SBR 实验装置的运行方式、曝气量、外加碳源量、实验用水量，分析测定不同条件下对老龄垃圾渗滤液中污染物去除效果的影响。

2.3.1 运行方式的确定

通过外加碳源使得进水初始COD∶NH3－N＝25∶1，进水量为40 L（4 L 实验用水用自来水稀释至40 L），pH＝7.0～8.5，曝气量为0.5 m3/h，分别测定每小时后COD 和NH3－N 值，确定运行方式的最佳条件。

2.3.2 曝气量的确定

通过外加碳源使得进水初始COD∶NH3－N＝25∶1，进水量为40 L（4 L 实验用水用自来水稀释至40 L），pH＝7.0～8.5，分别采用0.50，0.75，1.00 m3/h 曝气量进行处理，曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，测定出水COD 和NH3－N 值，确定最佳曝气量。

2.3.3 外加碳源量的确定

采用0.75 m3/h 曝气量进行处理，进水量为40 L（4 L 实验用水用自来水稀释至40 L），pH＝7.0～8.5，外加碳源分别使得进水初始COD∶NH3－N 为30∶1，25∶1，20 ∶1，曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，测定出水COD和NH3－N 值，确定最佳外加碳源量。

2.3.4 试验用水量的确定

通过外加碳源使得进水初始COD∶NH3－N＝25∶1，曝气量为0.75 m3/h，pH＝7.0～8.5，进水量为40 L（分别添加3，4，5，6 L 实验用水用自来水稀释至40 L），曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，测定出水COD 和NH3－N 值，确定最佳实验用水量。

2.4 分析方法

水质COD，NH3－N，TN 和TP 值采用《水和废水监测分析方法》［14］测定；pH 值采用pHS－3Cb 型pH计测定；MLSS 值采用CJ/T 211—2005《城市污水处理厂污泥检验方法》［15］测定。

3 结果与分析

3.1 运行方式对出水水质的影响

3.1.1 曝气时间对出水水质的影响

通过外加碳源使得进水初始COD∶NH3－N＝25∶1，进水量为40 L（4 L 实验用水采用自来水稀释至40 L），pH＝7.0～8.5，曝气量为0.50 m3/h，经SBR 实验装置处理后，每隔1 h 测定出水COD 和NH3－N 值。不同曝气时间对COD 去除率的影响见图2。

图2 不同曝气时间对COD 去除率的影响

不同曝气时间对NH3-N 去除率的影响见图3。

图3 不同曝气时间对NH3－N 去除率的影响

由图2 和图3 可知，曝气6 h 内，实验装置出水COD 和NH3－N 去除率逐渐上升后趋于稳定。曝气4 h后，出水COD 和NH3－N 去除率开始趋于稳定（此时COD 去除率为90.60%，NH3－N 去除率为68.30%）。当曝气时间大于4 h 后COD 与NH3－N 去除率增长缓慢，而曝气不足4 h 出水NH3－N 值会较高，且为避免成本增高，故选择曝气时间为4 h。综上所述，经SBR 实验装置曝气4 h 处理后，物化后老龄垃圾渗滤液中COD 和NH3－N 均有较好的去除效果，能有效降解其污染物。

3.1.2 静置时间对出水水质的影响

通过外加碳源使得进水初始COD∶NH3－N＝25∶1，进水量为40 L（4 L 实验用水采用自来水稀释至40 L），pH＝7.0～8.5，曝气量为0.50 m3/h，经SBR 实验装置曝气4 h 处理后开始静置，每隔1 h 测定出水COD 和NH3－N 值。不同静置时间对COD 去除率的影响见图4。

图4 不同静置时间对COD 去除率的影响

不同静置时间对NH3－N 去除率的影响见图5。

图5 不同静置时间对NH3－N 去除率的影响

由图4 和图5 可知，静置6 h 内，实验装置出水COD 和NH3－N 去除率先上升后稳定。静置4 h 后，出水COD 和NH3－N 去除率开始趋于稳定（此时COD 去除率为12.60%，NH3－N 去除率为14.53%）。在曝气阶段，SBR 池中可生化性有机物已被消耗，转化成硝态氮和亚硝态氮，反硝化微生物将其还原成氮气挥发，故出水COD 和NH3－N 去除率较低［16］。综上所述，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 处理后，物化后老龄垃圾渗滤液中COD 和NH3－N 均有一定程度的去除效果，有助于出水中污染物的降解与去除。

综上实验所述，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 处理后，物化后老龄垃圾渗滤液中COD 和NH3－N 均有较好的去除效果，能有效降解其污染物。故根据实验结果可得到最佳运行方式为曝气4 h 静置4 h 一个循环。

3.2 曝气量对出水水质的影响

通过外加碳源使得进水初始COD∶NH3－N＝25∶1，进水量为40 L（4 L 实验用水采用自来水稀释至40 L），pH＝7.0～8.5，分别采用0.50，0.75，1.00 m3/h 曝气量，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，测定出水COD 和NH3－N 值，结果见表1。由表1 可知，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，不同曝气量对出水NH3－N 均具有不同去除效果，其中，0.75 m3/h 曝气量处理对出水NH3－N 的去除效率最高（去除率为86.72%）；不同曝气量对出水COD的去除效果无显著差异，其COD 去除率均达95.00%以上。综上所述，经SBR 实验装置曝气4 h静置4 h 运行1 d 后，曝气量0.75 m3/h 对出水NH3－N的去除效率最高，去除率达86.72%。

表1 不同曝气量对COD 与NH3－N 去除率的影响

3.3 外加碳源量对出水水质的影响

采用0.75 m3/h 曝气量进行处理，进水量为40 L（4 L 实验用水采用自来水稀释至40 L），pH＝7.0～8.5，外加碳源分别使得进水初始COD ∶NH3－N 为30 ∶1，25 ∶1，20∶1，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，测定出水COD 和NH3－N 值，结果见表2。由表2 可知，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，不同初始COD/NH3－N 比值对出水NH3－N 均具有不同去除效果，其中，进水初始COD/NH3－N＝33.30 时，出水NH3－N 的去除效率最高（去除率为88.08%）；进水初始COD/NH3－N＝25.45 时，NH3－N 去除率次之。由于进水初始COD/NH3－N 比值越高，其污泥负荷值越高，此时活性污泥增长速率和氧的利用速率均高，污泥不易凝聚沉降，与水分离较差，而且进水初始COD/NH3－N 为33.30 与25.45 对出水NH3－N 去除率影响差异不大，为节约资源消耗，故采用初始COD/NH3－N＝25.45 进行实验处理。综上所述，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，采用进水初始COD/NH3－N＝25.45 进行处理对出水NH3－N 的去除效率较好，污泥负荷适中，更有利于活性污泥凝聚沉降。

表2 不同外加碳源量对NH3－N 去除率的影响

3.4 实验用水量对出水水质的影响

通过外加碳源使得进水初始COD∶NH3－N＝25∶1，曝气量为0.75 m3/h，pH＝7.0～8.5，进水量为40 L（分别添加3，4，5，6 L 实验用水采用自来水稀释至40 L），经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d后，测定出水COD 和NH3－N 值，结果见表3。由表3可知，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d后，不同实验用水量对出水NH3－N 均具有不同去除效果，其中，实验用水量为4 L 时对出水NH3－N 的去除效率最高（去除率为86.85%）；不同实验用水量对出水COD 的去除效果无显著差异，其COD 去除率均达95.00%以上。综上所述，经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行1 d 后，实验用水量为4 L 时对出水NH3－N 的去除效率较好，更有利于老龄垃圾渗滤液中污染物的降解。

表3 不同实验用水量对COD 与NH3－N 去除率的影响

4 结论

（1）经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 处理后，物化后老龄垃圾渗滤液中COD 和NH3－N 均有较好的去除效果，有效降解其污染物，确定最佳运行方式为曝气4 h 静置4 h 一个循环。

（2）经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行处理1 d 后，采用曝气量0.75 m3/h 对出水NH3－N 的去除效率最高，去除率达86.72%。

（3）经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行处理1 d 后，采用初始COD/NH3－N≈25 时对出水NH3－N 的去除效率较好，污泥负荷适中，更有利于活性污泥凝聚沉降。

（4）经SBR 实验装置曝气4 h 静置4 h 运行处理1 d 后，采用实验用水量为4 L 时对出水NH3－N的去除效率较好，更有利于老龄垃圾渗滤液中污染物的降解。