某填埋场渗滤液不同工艺处理效果研究

2023-07-05宋哲华张庆喜钟建勋景建兵

环境卫生工程 2023年3期

李翔，宋哲华，张庆喜，关元，钟建勋，景建兵

（1.北京环境卫生工程集团安定园区运营管理分公司，北京 100101；2.北京环境卫生工程集团南宫园区运营管理分公司，北京 100101）

1 引言

随着城市不断发展，生活垃圾产生量不断增大，2021 年我国生活垃圾清运量达到2.7×108t［1］，城市垃圾总堆积量约为7.0×109t［2］。由于填埋处理成本低，21 世纪初我国普遍采用该方式处置生活垃圾［3-4］，但是垃圾填埋过程中因有机废物分解、降雨下渗等多种因素影响，会产生大量垃圾渗滤液［5-6］。垃圾渗滤液是一种成分复杂、污染物浓度较高的有机废水［7-9］，且具有氨氮含量高、有机物浓度高、水质变化大、可生化性差、重金属含量高等特点［10-12］。随着生活垃圾种类以及人工合成材料的增多，垃圾渗滤液的成分也日趋复杂［13-15］，若处理不当，则会对地表水、地下水甚至人体健康产生不利影响［16］。

经过十几年的努力，我国已经建成了数百座垃圾渗滤液处理项目，对改善自然环境起到了重要作用［17］。渗滤液处理工艺也由最初以生物处理为主，逐步发展为以膜生物反应器+深度处理组合处理为主［18-19］。在此基础上又不断发展、改良出新的渗滤液处理工艺，通过研究对比不同处理工艺之间的运行特点，可以更好地掌握渗滤液运行规律，保证渗滤液得到及时有效的处理。因此，笔者选取北方某生活垃圾填埋场配套的3 座渗滤液处理设施，研究不同处理设施对渗滤液COD、总氮、氨氮的去除效果及对出水电导率的影响，以期为实际运行工作提供参考借鉴。

2 材料与方法

2.1 工艺介绍

垃圾渗滤液由北方某填埋堆体产生，该填埋场于1996 年正式投入使用，运营时间已超过20 a，随着垃圾填埋量的日益增多，其渗滤液产生量显著提高，原配套340 m3/d 渗滤液处理设施无法满足其生产需求。为进一步提高园区垃圾渗滤液处理处置能力，2017 年新投入使用1 200 m3/d 处理设施（以下简称“设施A”），原配套340 m3/d 渗滤液处理设施于2019 年进行工艺改造（以下简称“设施B”，本研究讨论的是改造后的新工艺），2019 年新投入使用500 m3/d 生物转盘处理设施（以下简称“设施C”，该设施已于2022 年底停用），3 座渗滤液处理设施总体运行平稳，确保厂区渗滤液及时处理处置。设施A、B、C 共用1 座调节池，可保证进水水质相同。

设施A 设计时考虑接收部分堆肥、餐厨等高浓度COD 渗滤液，故前端使用能耗较低、有机物去除效率高的厌氧工艺，其处理流程如图1 所示，采用工艺为：调节池+厌氧反应器+MBR 系统（两级硝化反硝化系统+超滤系统）+膜深度处理系统（纳滤系统+反渗透系统）。

图1 渗滤液处理设施A 工艺流程示意Figure 1 Process flow schematic of leachate treatment facility A

设施B 改造时为加强老龄化渗滤液对氮类污染物、尤其是总氮污染物的去除效果，增加反硝化池容积，未采用厌氧工艺，其处理流程如图2所示，采用工艺为：调节池+MBR 系统（两级硝化反硝化系统+超滤系统）+膜深度处理系统（高压反渗透系统+反渗透系统）。

图2 渗滤液处理设施B 工艺流程示意Figure 2 Process flow schematic of leachate treatment facility B

设施C 为应急处理设施，结合建设周期、场地等多种因素，最终选择组装方便、占地面积小、能源消耗低的回转圆盘式生物转盘工艺，其处理流程如图3 所示，采用工艺为：调节池+预处理生物转盘系统+MBR 系统（一级硝化反硝化池+超滤系统）+膜深度处理系统（高压反渗透系统）。微生物附着在盘内板状回转体上，通过控制转速比，使废水循环进行兼氧、好氧、厌氧处理，充分降解污水中的BOD、COD 等有机物质和氮类物质。

图3 渗滤液处理设施C 工艺流程示意Figure 3 Process flow schematic of leachate treatment facility C

设施A、B、C 运行阶段参数主要有两点不同：①设施A、B 生化污泥浓度保持在20 mg/L 左右，设施C 生化污泥浓度保持在10 mg/L 左右；②设施A、B 溶解氧保持在1.5～2.0 mg/L 左右，设施C 溶解氧保持在1.0 mg/L 左右。

2.2 进水水质

该填埋场垃圾渗滤液水质特点如下：①COD指标随季节波动明显，总体呈现夏季高冬季低的特点，夏季最高可达16 000 mg/L 左右，冬季最低为6 500～7 000 mg/L；②总氮、氨氮指标常年较高，不随季节波动，原水总氮在3 000 mg/L 左右，氨氮在2 800 mg/L 左右；③含盐量常年较高，不随季节波动，原水电导率接近40 000 μS/cm。本研究选取1 a 中渗滤液水质较有代表性的3 种进水水质，以更好地研究不同处理工艺对该填埋场渗滤液的处理效果，具体水质如表1 所示。

表1 不同阶段渗滤液原水水质Table 1 Leachate quality in each stage

2.3 实验方法

COD、总氮、氨氮指标检测采用分光光度法，使用WTW 7600 分光光度计；电导率指标检测采用WTW Multi 3510 IDS 多参数水质测定分析仪。

3 结果与讨论

3.1 COD 变化情况

图4～图6 分别为水样1、2、3 在设施A、B、C的MBR 系统、深度处理系统的出水COD 变化情况；设施A、B、C 各环节对COD 的去除率如表2 所示。

表2 各设施各环节对COD 的去除率Table 2 The COD removal rate for each part of each facility

图4 水样1 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水COD 变化情况Figure 4 The effluent COD changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图5 水样2 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水COD 变化情况Figure 5 The effluent COD changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图6 水样3 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水COD 变化情况Figure 6 The effluent COD changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由图4～图6 和表2 可知，设施A、B、C 对COD 的去除率始终保持在较高水平，总去除率可达99.8%以上。其中，设施A 厌氧+好氧工艺段总停留时间接近14.4 d，有机污染物在厌氧菌和好氧菌的作用下得到有效去除；设施B 无厌氧工艺，但其好氧阶段总停留时间最长，达到11.5 d，好氧微生物可以进行充分地代谢，降解、吸附有机污染物，且设施B 深度处理系统采用两级反渗透膜设备，对污染物的截留能力更强，效果更好；设施C 通过生物转盘装置富集大量Bacillus菌，通过强降解作用进行兼氧、好氧、厌氧处理，充分降解COD。

当进水COD 较高时（15 575 mg/L），设施A的MBR 出水COD 更低，COD 去除率达93.2%，因其前端有厌氧工艺段，在厌氧菌的作用下使有机物发生水解、酸化，去除废水中的有机物，还能提高废水的可生化性，有利于后续处理。当进水COD 分别为10 918 mg/L 和6 832 mg/L 时，设施B 的MBR 对COD 的去除率更高，分别为91.6% 和86.9%。在实际工程应用中，若进水COD 较高，厌氧系统可以起到很好的缓冲作用，抗高浓度有机负荷冲击能力较强；若进水COD 不高，且考虑到厌氧反应器去除有机物效果较好，可能造成进入膜生化反应器的渗滤液碳氮比失调，运行时部分可生化性和碳氮比较好的渗滤液可直接超越厌氧系统进入MBR 系统，比如设施A 在实际运行中当COD 超过10 000 mg/L 才会考虑启用厌氧工艺。

3.2 氨氮变化情况

图7～图9 分别为水样1、2、3 在设施A、B、C 的MBR 系统、深度处理系统的出水氨氮变化情况；设施A、B、C 各环节对氨氮的去除率如表3所示。

表3 各设施各环节对氨氮的去除率Table 3 The NH3-N removal rate for each part of each facility

图7 水样1 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水氨氮变化情况Figure 7 The effluent NH3-N changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图8 水样2 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水氨氮变化情况Figure 8 The effluent NH3-N changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图9 水样3 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水氨氮变化情况Figure 9 The effluent NH3-N changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由图7～图9 和表3 可知，设施A、B、C 对氨氮的去除率始终保持在较高水平，总去除率可达99.9% 以上。其中，设施B 的MBR 阶段、膜深度处理阶段出水氨氮均最低，对氨氮的去除效果最好。设施B 硝化段停留时间最长，长达11.5 d，约是设施A 和设施C 硝化段停留时长的1.4 倍，氨氮污染物在设施B 中可以进行更为充分的硝化反应，在硝化菌的作用下被充分氧化为亚硝酸盐，再进一步被氧化为硝酸盐。膜分离技术中，纳滤和反渗透都可以对分子级别的污染物进行分离去除，不同的是纳滤膜对二价盐及大分子污染物截留率较高，对一价盐类截留率很低，尤其是对氨氮污染的去除率明显低于反渗透膜，所以设施B的两级反渗透工艺对氨氮污染物的去除效果明显优于纳滤+反渗透（设施A）和单级反渗透（设施C）。

设施A、B、C 的MBR 系统对3 个水样氨氮的平均去除率分别为99.4%、99.7% 和99.4%，深度处理系统对氨氮的平均去除率分别为89.6%、90.9% 和92.3%，说明氨氮去除主要发生在MBR 阶段。

3.3 总氮变化情况

图10～图12 分别为水样1、水样2、水样3 在设施A、B、C 的MBR 系统、深度处理系统的出水总氮变化情况；设施A、B、C 各环节对总氮的去除率如表4 所示。

表4 各设施各环节对总氮的去除率Table 4 The TN removal rate for each part of each facility

图10 水样1 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水总氮变化情况Figure 10 The effluent TN changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图11 水样2 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水总氮变化情况Figure 11 The effluent TN changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图12 水样3 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水总氮变化情况Figure 12 The effluent TN changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由图10～图12 和表4 可知，设施A、B、C 对总氮的去除率始终保持在较高水平，总去除率可达99.6% 以上。其中，设施B 总氮去除率最高，其MBR 阶段、膜深度处理阶段出水总氮值均最低，对总氮的去除效果最好。设施B 反硝化段停留时间最长，长达8.4 d，分别是设施A、C 反硝化段停留时长的1.8 倍、2.1 倍；设施B 反硝化池容积/硝化池容积约为0.7，高于设施A 和设施C，更加强化系统对于总氮的去除效率；设施B 中可以进行更为充分的反硝化反应，在微生物的作用下更好地将硝酸盐还原为氮气。反渗透膜对总氮的去除效率高于纳滤膜，所以设施B 膜深度处理出水总氮最低。

设施A、B、C 的MBR 系统对3 个水样总氮的平均去除率分别为90.1%、94.3% 和91.1%，深度处理系统对总氮的平均去除率分别为95.8%、95.2%和95.6%，膜深度处理阶段对总氮的去除率更高，单纯的依靠微生物处理很难保证出水总氮达标排放，需依靠膜设备的截留能力保障对总氮的去除。

3.4 电导率变化情况

图13～图15 分别为水样1、2、3 在设施A、B、C 的MBR 系统、深度处理系统的出水电导率变化情况；设施A、B、C 各环节电导率降低率如表5 所示。

表5 各设施各环节对电导率的降低率Table 5 The conductivity reduction rate for each part of the facilities

图13 水样1 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水电导率变化情况Figure 13 The effluent conductivity changes of sample 1 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图14 水样2 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水电导率变化情况Figure 14 The effluent conductivity changes of sample 2 on MBR and the advanced treatment system of each facility

图15 水样3 在各设施MBR 系统、深度处理系统的出水电导率变化情况Figure 15 The effluent conductivity changes of sample 3 on MBR and the advanced treatment system of each facility

由图13～图15 和表5 可知，设施A、B、C 内电导率的降低率始终保持在较高水平，总降低率可达95.0% 以上。其中，设施B 内电导率的降低率更高，基本维持在98% 以上，因深度处理系统采用两级反渗透膜设备，电导率的下降效果更好。

电导率在MBR 阶段降低率不高，一般通过沉淀、吸附等方式去除部分金属离子，效果并不明显；电导率下降主要发生在深度处理阶段，通过膜设备对离子进行截留。设施A、B、C 的MBR 系统对3 个水样电导率的平均降低率分别为44.0%、47.7%和39.4%，深度处理系统内电导率的平均降低率分别为93.5%、97.4%和96.0%。

通过相关数据分析，可知从处理效果来看，设施B 对各污染物的去除率较高，设施C 对各主要污染物的去除效果仅略好于设施A，并无明显差距。

从能源消耗、运营成本、浓缩液产生量等方面进行分析，以设施A 相关数据为基准值，具体结果见表6。

由表6 可知，能源消耗方面，设施C 最低，设施B 次之，设施A 最高，因设施C 生物转盘溶解氧维持在1.0 mg/L 左右，大功率曝气风机耗电量较少，设施A 和设施B 溶解氧均维持在1.5～2.0 mg/L，但设施B 无厌氧工艺，整体耗电量较设施A 低；运营成本方面，设施C 最低，设施A 和设施B 无明显差距，主要渗滤液进入设施C 后先经过生物转盘进行预处理，为后续反应创造有利条件，在动力费、药剂费等方面减少成本支出；浓缩液产生量方面，设施B 最少（每吨进水产生反渗透浓缩液共计0.38 t），设施A（每吨进水产生纳滤浓缩液和反渗透浓缩液共计0.43 t）和设施C（每吨进水产生反渗透浓缩液共计0.44 t）无明显差别。因此，生物转盘工艺具有能源消耗低、运行成本低等优点，采用MBR 系统+高压反渗透系统+反渗透系统工艺代替MBR 系统+纳滤系统+反渗透系统工艺具有良好的实际效果。