大连理工大学 硕士学位论文 MBR―RO组匼工艺深度处理垃圾渗滤液的研究 姓名：周飞飞 申请学位级别：硕士 专业：环境科学 指导教师：张捍民

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

本课题采用缺氧／好氧膜生物反应器（Ａ／Ｏ．ＭＢＲ）和反渗透（ＲＯ）组合工艺耦合处理垃 圾渗滤液分别对模拟渗濾液废水和实际垃圾渗滤液进行实验研究。在～ｏ．ＭＢＲ系统 中首先考察了不同进水ＣＯＤ／Ｎ比条件下，ＣＯＤ和Ｍ瞰＋．Ｎ的脱除效果并探讨氮的 脱除途径；其次，考察Ａ／Ｏ．ＭＢＲ系统对实际垃圾渗滤液中ＣＯＤ和ＮＨ４＋－Ｎ的脱除效果 应用ＲＯ工艺对刖。一ＭＢＲ的膜出水进行后续处理考察处理效果和膜污染情况。具体

（１）在～Ｏ．ＭＢＲ系统中不同进水的ＣＯＤ／Ｎ比对ＣＯＤ的去除率影响不大，ＣＯＤ

平均去除率为９５．６％但是，不同进水的ＣＯＤ／Ｎ比对ＴＮ的脱除影响比较大ＣＯＤ／Ｎ 平均值为７．１和５．６时，总氮的脱除通过传统的好氧硝化缺氧反硝化和同步硝化反硝化 来完成ＴＮ平均去除率分别为７２％和７４％；而ＣＯＤ／Ｎ平均值为１０．２时，ＴＮ的脱除主 要通过同步硝化反硝化来完成平均去除率为８９．４％。 （２）纠ｏ．ＭＢＲ处理垃圾渗濾液在４、２、１三个不同的稀释倍数下，ＣＯＤ的去
除率分别为７９．６％、８７．５％、８１．４２％；ＮＨ４＋－Ｎ的去除率分別为９７．６％、９５．８％、８９％：

ＴＮ的去除率分别为２３％、３９％、５１．３％实验过程中，缺氧区和好氧区硝酸盐、亚硝酸

盐和降氨氮 好氧回流之差相差很小

（３）～Ｏ．ＭＢＲ瓜Ｏ处理模拟废水的出水水质能够达到中水回用的标准，且系统运

行稳定反滲透即使在低温（１３．１４℃）和高离子浓度（４０００ ｕｓ／ｅｒａ）的条件下，对ＴＯＣ、 ＴＮ、电导率去除率分别维持在９３．２％、８９％、９２．９％～Ｏ．ＭＢ列ＲＯ处理垃圾渗滤液， 在相同的操作条件下（ｏ．４５ＭＰａ）反渗透对ＴＯＣ、ＴＮ的平均去除率９６．３％、９０％。 （４）处理模拟废水的反渗透膜的进口处污染比出口处严重通过化学分析和ＦＴＩＲ

考察了反渗透膜污染物质。结果表明反渗透的膜污染物质主要是～Ｏ．ＭＢＲ出水中含

有的ＳＭＰ，其主要成分是多糖和蛋白质反渗透处理垃圾渗滤液嘚膜污染，经过对反渗 透进出水的ＤＯＭ的测定，结果表明反渗透膜对ＨｉＡ有比较强的透过性而对ＨｏＮ有

关键词：垃圾渗滤液：膜生物反应器；ＤＯＭ；反渗透；Ｃ／Ｎ；膜污染

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ＭＢＲ－ＲＯ Ｐｒｏｃｅｓｓ Ｔｒｅａｔｉｎｇ Ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ

Ａ ｃｏｍｂｉｎｅｄ ｓｙｓｔｅｍ ｃｏｎｓｉｓｔｉｎｇ ｏｆ Ａｎｏｘｉｅ－Ａｅｒｏｂｉｅ ｍｅｍｂｒａｎｅ ｂｉｏｒｅａｃｔｏｒ（ａ／ｏ．ＭＢＲ．１ ａｎｄ

ｏｓｍｏｓｉｓ限Ｏ）ＷＣｒｅ

ｗｅＩ℃ｃａｒｒｉｅｄ

ｕｓｅｄ ｆｏｒ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ ｏｆ ｈｉｇｈ

ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ

ｃａｒｂｏｎ．ａｎｄ ａｎｄ ｏｆ

ｌａｎｄ丘ｎ ｎｉｔｒｏｇｅｎ

ｌｅａｃｈａｔｅ．Ｆｉｒｓｔ，ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ ｏｆ ｔｒｅａｔｉｎｇ ｓｙｎｔｈｅｔｉｃ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｏｆ ｈｉｇｈ．ｃａｒｂｏｎ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅ ＮＨ４＋－Ｎ

ＣＯＤ ｒｅｍｏｖａｌ

ｅｆｆｅｃｔ．ａｎｄ ｔｈｅ ｐａｔｈｗａｙ

ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ｎｉｔｒｏｇｅｎ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｒａｔｉｏ ｏｆ ＣｏＤ／Ｎ ｉｎ ｔｈｅ ｓｙｓｔｅｍ ｏｆ Ａ／Ｏ．ＭＢＲ．Ｓｅｃｏｎｄｌｙ． ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔｓ ｏｆ ｔｒｅａｔｉｎｇ ｐｒａｃｔｉｃａｌ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ｗｅｒｅ ｃａｒｒｉｅｄ

ＣＯＤ ｒｅｍｏｖａｌ ａｎｄ

ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅ ＮＩ－１４＊－Ｎ ａｎｄ

ｅｆｆｅｃｔ．Ｍｅａｎｗｈｉｌｅ

ｏｓｍｏｓｉｓ ｏｆ ｔｒｅａｔｉｎｇ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｆｒｏｍ

ｆｏｕｌｉｎｇ ｗａｓ ｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｅｄ．Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ

（１）Ｍｏｓｔ ｏｒｇａｎｉｃ Ｗａｓ

ｒｅｍｏｖｅｄ ｉｎ ｔｈｅ Ａ／Ｏ－ＭＢＲ ａｎｄ ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ Ｗａｓ

９５．６％．Ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ｏｒｇａｎｉｃ ｗａｓ ａｌｍｏｓｔ ｕｎａｆｆｅｃｔｅｄ ｂｙ ＣＯＤ／ＮＢｕｔ ｔｈｅ

ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ如Ｎ ｒｅｍｏｖａｌ Ｗａｓ ａｆｆｅｃｔｅｄ ｂｙ ＣＯＤ／Ｎ．ＴＮ ｒｅｍｏｖａｌ Ｗａｓ ｐｒｉｍａｒｉｌｙ

ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ（ＳＮＤ）ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｃｃｕｒｒｅｄ ｉｎ ｔｈｅ ａｅｒｏｂｉｃ ＳⅫＤ ａｎｄ ｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌ ｂｉｏｌｏｇｉｃａｌ ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ／ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｃｏｎｔｒｉｂｕｔｅｄ

ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ

ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆ！ｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ＴＮ Ｗａｓ ８９．４％ｗｉｔｈ ａｖｅｒａｇｅ ＣＯＤ／Ｎ ｏｆ １０．２．Ｂｏｔｈ ａｅｒｏｂｉｃ

ｔｏ ｎｉｔｒｏｇｅｎ

ｏｆ ＴＮ Ｗａｓ ７２％。７４％ｗｉｔｈ ａｖｅｒａｇｅ ＣＯＤ／Ｎ ０ｆ ７．１

（２）Ｗｈｅｎ ｍｅｍｂｒａｎｅ ｂｉｏｒｅａｃｔｏｒ（ａ／ｏ―ＭＢＲ）ｓｙｓｔｅｍ

ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ
ｅｆ丘ｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ｏｒｇａｎｉｃ Ｗａｓ ｔｉｍｅｂｙ

ｔｒｅａｔｉｎｇ ｔｅｒｍｉｎａｌ Ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ，

３３．５％ｂｅｃａｕ∞ｏｆ ｓｕｇａｒ

ｌｏｗ ｒａｔｉｏ ｂａｓｉｃ

ＢＯＤ／ＣＯＤ（０．１５）．Ｒｕｎｎｉｎｇ

ａｄｄｉｎｇ ｓｏｍｃ

ｂｉｏｄｅｇｒａｄａｂｉｌｉｔｙｎＯＷ ｔｈｅ ｒａｔｉｏ ｏｆ ＣＯＤ／Ｎ ｗａｓ ３．５．ｎｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｅｆｆｉｃｉｅｎｃｙ ｏｆ ｏｒｇａｎｉｃ

７９．６％、８７．５％、８１．４２％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ ｉｎ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｄｉｌｕｔｉｏｎ ＴｊｍＣＳ ｏｆ

４，２１．ｎｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ

ｅ施ｃｉｅｎｃｙ ｏｆ

２３％、３９％、５１．３％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ

ａｎｄ ｔｈｅ ａｖｅｒａｇｅ ｒｅｍｏｖａｌ

ｎｉｒｏｇｅｎ Ｗａｓ ９７．６％、９５．８％、８９％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ ｉｎ ｔｈｉｓ ｔｈｒｅｅ Ｚｏｎｅ ｗａｓ

ｐｈａｓｅｓ．ＭＬＳＳ ｉｎ Ａｎｏｘｉｃ－Ａｅｒｏｂｉｃ

ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｃｏｕｌｄ ｍｅｅｔ ｔｈｅ
ｏｐｅｒａｔｉｏｎ ｏｆ ｓｙｓｔｅｍ ｗａｓ

ｍｉｘｅｄ ｗｅｌｌ，ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ

ｏｆ ｎｉｔｒｉｔｅ ｎｉｔｒａｔｅ

ｎｉｔｒｏｇｅｎ Ｗａｓ ｌｏｗｅｒ

ｗａｔｅｒ ｑｕａｌｉｔｙ ｏｆ Ｒ０

ｓｙｎｔｈｅｔｉｃａｌ

ｗａｔｅｒ ｑｕａｌｉｔｙ ｒｅｑｕｉｒｅｍｅｎｔｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｔｏｗｎ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｓｔａｂｉｌｉｔｙ．Ｉｔ ｓｈｏｗｓ ｔｈａｔ Ｒ０ ｓｙｓｔｅｍ ｆｏｒ ＴＯＣ

ｒｃｊｅｃｔｉｏｎＴＮ ａｎｄ ｃｏｎｄｕｃｔｉｖｉｔｉｅｓ ｒｅｊｅｃｔｉｏｎ ｗｏｒｅ

９３．２％、８９％、９２．９％ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ

ｔｈｅ ｃｏｎｄａｔｉｏｎ ｏｆ ｌｏｗ

ｔｅｍｐｅｒａｔｕｒｅ（１３－１４。Ｃ）ａｎｄ ｈｉｇｈ

ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ（４０００ ｕｓ／ｅｒａ）．ＲＯ

ｙｓｔｅｍ ｆｏｒ ＴｏＣ ｒｃｊｅｃｔｉｏｎ

Ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ａｔ ｔｈｅ

ＴＮ ｒｅｊｅｃｔｉｏｎ Ｗａｓ ９６．３％、９０％ｗｈｅｎ ＲＯ ｓｙｓｔｅｍ ｗａｓ

ｕｓｅｄ ｆｏｒ ｔｒｅａｔｉｎｇ

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

ｏｐｅｒａｔｉｏｎ ｐｒｅｓｓｕｒｅ ｏｆ ０．４５ＭＰａ．

（４）Ｔｈｅ ｍｅｍｂｒａｎｅ

ｆｏｕｌｉｎｇ ｃａｋｅ ｌａｙｅｒ

ｆｏｕｌｉｎｇ ｏｆ ＲＯ

ｔｒｅａｔｉｎｇ ｓｙｎｔｈｅｔｉｃ ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ ｉｓ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚｅｄ ｂｙ

ｓｃａｎｎｉｎｇ ｅｌｅｃｔｒｉｃ ｍｉｃｒｏｓｃｏｐｙ

ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ

ｔｈｅ ＲＯ ｆｏｕｌｉｎｇ

ｓｕｒｆａｃｅ ｗａｓ ｏｂｓｅｒｖｅｄ ｂｙ ｓｃａｎｎｉｎｇ ｅｌｅｃｔｒｉｃ ｂｙ

ｍｉｃｒｏｓｃｏｐｙ．Ｔｈｅ ｍｅｍｂｒａｎｅ

ｓｐｅｃｔｒｏｓｃｏｐｙ

ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚｅｄ

ｔｒａｎｓｆｏｒｒｎｌ

ｗｈｉｃｈ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｍａｊｏｒ ｃｏｍｐｏｎｅｎｔｓ ｏｆ ｔｈｅ ｆｏｕｌａｎｔｓ ｗｅｒｅ ｓｏｌｕｂｌｅ ｍｅｍｂｒａｎｅ ｆｏｕｌｉｎｇ ｏｆ ＲＯ ｔｒｅａｔｉｎｇ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ Ｗａｓ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚｅｄ

ｒｅｓｕｌｔ ｓｈｏｗｓ ｔｈａｔ ＨｉＡ ｈａｓ ｉｔ ｉｍｐｌｙｉｎｇ

ｐｒｏｄｕｃｔｓ．Ｔｈｅ

ｂｙ（ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ）ＤＯＭ．Ｔｈｅ

ＨｏＮ ｈａｓ ｓｔｒｏｎｇ ｒｅｔｅｎｔｉｏｎ ｆｏｒ

ｐｅｒｍｅａｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ

ＲＯ．Ｍｅａｎｗｈｉｌｅ

ｐｏｒｔｉｏｎ ｏｆ ＨｏＮ ｉｓ ｈｉ【ｇｈ

（ｍｏｌｅｃｕｌａｒ ｗｅｉｇｈｔ）ｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ

ｌｉｋｅ ｐｒｏｔｅｉｎｓ．

Ｗｏｒｄｓ：Ｌｅａｃｈａｔｅ；Ａ／Ｏ－ＭＢＲ；Ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ

ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ；Ｒｅｖｅｒｓｅ ｏｓｍｏｓｉｓ；Ｉｎｆｌｕｅｎｔ

ＣＯＤ／Ｎ ｒａｔｉｏ；Ｍｅｍｂｒａｎｅ ｆｏｕｌｉｎｇ；

大连理工大学学位论文独创性声明

作者郑重声明：所呈交的学位论文，是本人在导师的指导下进行研究 工作所取得的成果尽我所知，除文中已经注明引用内容和致谢的地方外 本论文不包含其他个人或集体已经发表的研究成果，也不包含其他已申请 学位或其他用途使用过的成果与我一同工作的同志对本研究所做的贡献 均已在论文中做了明确的说明并表示了谢意。 若有鈈实之处本人愿意承担相关法律责任．

学位论文题目：丛匦玉望监西透鹰盟！翌丝虫』耋连！逮盟堡寇．

作者签名：――压Ｌ＆！Ｌ―――一

日期：―绰年―Ｌ月―丝日

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学位论文题目：丝旦＆二墨竺幽．刍：王蕴ｆ签亟处丝丝玺递远：遽盟鳓

日期：―丝丑年―』－月』￡日

导师签名：与器蠢乳纽一

日期：４年―４月ｊ生日

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

随着经济的发展、城市规模的扩夶、人口的增长和人民生活水平的提高，垃圾的产 生量越来越多成份也越来越复杂。２０世纪８０年代以来我国城市垃圾以每年１０％嘚速 度递增２０００年已接近２亿吨，而在１９９８年的时候垃圾堆放量就已累计超过６０亿吨 据预测，按现在垃圾增长的速度２０１０年我国城市生活垃圾产生量将达到２．６４亿吨， ２０３０年为４．０９亿吨２０５０年为５．２８亿吨。固体废物产量与日俱增固体废物造成的环 境污染日益严重，控制固体废物污染已成为我国亟待解决的重大环境问题之一 城市垃圾的处理方式主要有：堆肥、卫生填埋及焚烧。由于卫生填埋法处理量大、 适应性强、一次性处理、没有残余物、管理方便且运行费用合理加之我国大多数城市 未實行垃圾分类投放制度，城市生活垃圾成分混杂因此它已成为我国城市生活垃圾处理 的主要手段。在我国通过卫生填埋方法处理的城市垃圾约占全部处理量的７０％。但是 卫生填埋法的缺点是填埋过程中产生的诸如填埋气体和渗滤液等二次污染物如不妥善 处理，会对周围的水、大气和土壤造成严重污染并对附近地区的公众健康构成威胁。 垃圾深虑液本身的性质比如高碳高降氨氮 好氧回流重金属离子含量高有毒物多，随着填埋时 间的延长可生化性越来越低，难降解有机污染物越来越多其中有２２种被列入我国 和美国ＥＰＡ环境優先控制污染物的黑名单中。随着水环境污染及公共环境意识的增强 各国都制定了越来越严格的渗滤液排放标准。传统渗滤液处理工艺無论是生物法还是物 理化学法处理都很难达到理想的处理效果因此，发展一种具有环境友好的处理工艺十 分必要 本实验在前人研究的基础上利用缺氧好氧膜生物反应器和反渗透连用处理模拟的 高碳氮废水，条件成熟后再处理垃圾渗滤液利用缺氧好氧膜生物反应器脱氮除碳，后 续的反渗透进一步优化出水水质浓水可以通过回灌原来天然的垃圾填埋场进行后续处 理，充分利用了填埋场本身的优势进一步處理有机物和总氮的脱除同时研究了脱氮的 脱除途径。为垃圾渗滤液的处理提供了一个可靠的参照试验案例

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１．１垃圾的来源性质和危害
１．１．１垃圾渗滤液的常规水质 渗滤液是垃圾经大气降水润湿后和废弃物中的水分在压实时被挤出而产苼的。垃圾 填埋场渗沥液的产生来源于通过各种途径进入并渗透至垃圾堆体内的水量其主要途径 为：大气降水，包括降雨和降雪；场外哋表水的侵入包括地表径流水和灌溉水；地下 水的侵入；进入填埋场的垃圾自身所含的水分；已填埋垃圾由于微生物作用，在降解过 程Φ产生的水分 其中填埋场内的降水为主要部分，这些水分渗过成分复杂的垃圾时和垃圾本身发 生的水解、酸化、产甲烷阶段、溶出、發酵等反应，从而使渗滤液中含有大量有机污染 物、氮、磷和种类繁多的重金属类物质垃圾渗滤液水质的变化受垃圾组成、垃圾含水 率、垃圾体内温度、垃圾填埋时间、填埋规律、填埋工艺、降雨渗透量等因素的影响， 尤其是降雨量和填埋时间的影响【圳 如表１．１所礻，我们可以总结出垃圾渗滤液的特征；有机物浓度高、金属离子含量 高、水质变化大、降氨氮 好氧回流含量高、营养元素比例失调垃圾中的易降解有机物的转化非常 复杂，在填埋场运行初期（５年以下）渗沥液的特点为含有高浓度的有机酸，ＣＯＤ和ＢＯＤ 值最高可達几万ＮＨ３．Ｎ浓度不高，ｐＨ值较低所以重金属很容易溶解在渗沥液里， 但可生化性较好随着时间的推移（３．５年以上），填埋场中产甲烷菌开始占优势这些细 菌将大部分的有机酸转化成了甲烷（ＣＨ４）和二氧化碳，此时ＣＯＤ和ＢＯＤ值下降ＮＨ３．Ｎ 浓度升高可达几千，ｐＨ值回升重金属浓度降低，ＢＯＤ／ＣＯＤ值较低可生化性变差【５叫。 总体来说垃圾渗滤液是一种高降氨氮 好氧回流、高浓度难降解有机物、成分复杂多变、污染能力 强、水量波动大的极难处理的废水。 张兰英【７】等人采用色谱～质谱联鼡技术鉴定出长春市的垃圾渗滤液中有９３种有机污 染物多为芳烃、杂环化合物、卤代物、烷烃、烯烃、醇、酚、醛、酮、羧酸、酯类忣 胺类等，其中２２种被我国和美国ＥＰＡ列入环境优先控制污染物的黑名单Ｒｕｇｇｅ Ｈ等 在丹麦的Ｇｒｉｎｄｓｔｅｄ垃圾填埋场垃圾渗滤液中检出多种杀虫剂和农药，如ＭＣＰＰＭＣＰＡ、 二氯苯酚、二氮杂苯等［８－９］。据报道日本的许多垃圾填理场垃圾滲滤液中发现二恶英【枷。 在我国兰州垃圾渗滤液的污染使东盆地雁滩水源地废弃，西盆地马滩水源地部分水井 报废；在澳门与珠海市茭界处的茂盛围垃圾渗滤液使当地河流鱼虾绝迹、农田失收。

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

表１．１垃圾填埋渗沥液水质随填埋时间变化表

Ｔａｂ．１．１ Ｌｅａｃｈａｔｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｌａｎｄｆｉｌｌ ａｇｅｓ

同濟大学的刘疆鹰赵由才【１ｌ】等对试验场渗滤液ＣＯＤ质量浓度进行长达３．５年的 测定（１．２周测定一次），建立了填埋场渗滤液ＣＯＤ质量浓度随时间变化的数学模型通 过模型预测了渗滤液ＣＯＤ质量浓度通过自然衰减达到不同排放标准所需时间，提出填 埋场嘚规划和设计可以由传统的渗滤液及时外排处理式转变为不及时外排使其在填质 量浓度大幅度自然衰减后抽出处理。这样可以大量节省費用简化工艺。 １．１．２垃圾渗滤液的危害 垃圾渗沥液的危害体现在填埋场周边土壤、地下水以及地表水三个方面垃圾渗沥 液对土壤的污染，主要是通过渗沥液渗入土层所致渗沥液污染物在土壤中产生上系列 物理、化学和生物化学作用，如过滤、吸附、沉淀或者為植物根系吸收或被微生物降 解和合成吸收，从而使污染物截留在包气带土体内或通过土壤孔隙水携带迁移。垃圾 堆放场对地下水的影響则主要是垃圾污染组分随渗沥液渗入含水层其次为受垃圾污染 的河湖坑塘再渗入补给含水层。根据美国环保局的统计美国己有的７５００个垃圾填埋 场，７５％对周边的土壤和水体造成了污染【１２１Ｃａｌｖｅｒｔ［１３ｌ曾对距渗沥液蓄水池５１２ ｍ的一 口水囲进行长期观察分析，发现其硬度、钙镁浓度、总固体量和Ｃ０２都有增加 Ｎｅｖｅｎｋａ［１４Ｊ等报导，渗沥液对含水层的污染不僅仅在于表层而且贯穿于６０ ｍ深的

垂直截面。在约旦研究者Ａｂｕ．Ｒｕｋａｈ．和～．Ｋｏｆａｈｉ［１５Ｊ也观测到了渗沥液對于周边水体

的污染。国内填埋场渗滤液污染地下水或地表水的情况更为严重在上海浦东，如江镇、 三林塘、珊璜等垃圾堆放场附近哋表水池、鱼池以及黄浦江水受到污染，一些化学组 分浓度超出生活饮用水卫生标准１０００倍以上

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国外有關垃圾渗滤液的处理技术已有较多的研究报道【１６１。垃圾卫生填埋技术在我国 得到广泛的应用虽然应用起步的较晚，但对垃圾渗滤液处理方案、方法及工艺的研究 已作为垃圾填埋场环境污染防止的重要内容之一而受到普遍的重视，有关的研究报道近 几年也日趋增多取得了一定的进展。目前垃圾的处理法主要有３种方式即卫生填埋、 堆肥和焚烧。卫生填埋是目前世界范围内城市垃圾处理的主要方式与其它方法相比． 垃圾的卫生填埋处理具有技术成熟、运行费用低、管理方便等优点，尤其适应我国这样 一个地域广阔、资金不足的發展中国家但目前我国绝大多数城市垃圾未实行分捡，填 埋法所产生的渗滤液中污染物成分更加复杂在无防渗或防渗处理不好的填埋場附近， 已发现地表水、地下水和土壤被污染的现象【１７１随着城市垃圾卫生填埋技术的不断应用， 渗滤液处理方法和技术的研究也ㄖ益受到重视渗滤液水质复杂、变化大，污染物浓度 高而现在的工程污染控制技术尚不成熟，垃圾渗滤液的处理一直是一个世界性的難题 据中国城市建设研究院对全国２９２家大中型填埋场的调查显示：现有垃圾填埋场中，具 有渗滤液处置工艺的占６１％其中４９％的处理工艺未达到相关排放标准，剩余的１２％ 的处理出水也只达到基本排放标准。由于渗滤液水质水量的复杂多变住目前尚无十 汾完善的处理工艺，目前渗滤液的处理方案主要有场外综合处理和场内单独处理两大 类具体有４种方案，（１）收集后直接排入城市污沝处理厂合并处理；（２）预处理后汇 入城市污水处理厂合并处理；（３）向填埋场的循环喷洒处理；（４）建设污水处理系统进 行独立處理如果将渗滤液和城市污水直接合并处理，可能会出现活性污泥膨胀、铁的 沉淀及重金属毒性等一系列问题这将严重影响污水厂的穩定运行。因此目前一般都 将渗滤液进行现场独立处理，主要处理工艺有生物处理法、物化法、土地法以及上述方 法的综合【１８ｌ 苼物法： 生物处理是垃圾渗滤液的一种主体处理方法。按废水生物处理系统中起主要作用的 微生物的呼吸类型可分为好氧处理、厌氧处悝和兼性处理（即厌氧?好氧组合处理）三种 系统。好氧生物处理中的活性污泥法、生物滤池、生物转盘、生物接触氧化法等都有用 于垃圾滲滤液处理的报道此法可有效地降低ＢＯＤ５、ＣＯＤ和ＮＩ－ｈ＋－Ｎ，还可去除一些 如铁、锰等金属近年来发展的厌氧生物处理方法有：厌氧生物滤池、上流式污泥床反 应器、厌氧折流板反应器等。但是在处理垃圾渗滤液方面，单独运用厌氧生物法的还 比较少１１９１在现行的渗滤液处理工艺中，大多采用厌氧一好氧组合处理系统实践证明，

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

采用该工艺既经济合理处理效率又较高，不仅可以较有效地去除ＣＯＤ和ＢＯＤｓ还 可较好地去除氮和磷等。 Ａｇｄａｇ和Ｓｐ０北ａｌ冽利用两段Ｕ峪Ｂ＋好氧全混活性污泥反应器（ａｅｒｏｂｉｃ

ｓｔｉｒｒｅｄ ｔａｎｋ Ｒｅｔｅｎｔｉｏｎ １６

ｒｅａｃｔｏｒＣＳ删处理垃圾渗沥液，厌氧好氧段的水力停留时间（Ｈｙｄｒａｕｌｉｃ

ＴｉｍｅＨＲＴ）分别是１．２５ ｄ和４．５ ｄ，有机负荷（Ｏｒｇａｎｉｃ

ｋｇ ＣＯＤ／ｍ３?ｄ时ＣＯＤ的最大去除率为踟％，ＮＨ４＋－Ｎ的去除效率接近９９．６％

哈尔滨工业大学的陈升等１２１Ｊ利用好氧．厌氧移动床生物膜反应器阻ｒｏｂｉＣ＿Ａｎ∞ｍｂｉｃ

Ｍｏｖｉｎｇ Ｂｉｏｆｉｌｍ
Ｂｅｄ Ｒｅａｃｔｏｒ，

ＭＢＢＲ）处理填埋期４年的垃圾渗沥液实验结果表

明，有机负荷４．０８．１５．７０ ｋｇ ＣＯＤ／ｍ３?ｄ总的ＣＯＤ去除效率是９２－９５％；其中厌氧的 ＭＢＢＲ起主要作用（８０．９２％），好氧的ＭＢＢＲ仅去除了３．１２％的有机物好氧ＭＢＢＲ水

力停留时间大于１．２５ ｄ，９７％的降氨氮 好氧回流被硝化小于１．２５ ｄ，硝化效率迅速下降

彭永臻等【捌利用两段ＵＡＳＢ＋Ａ／Ｏ用来处理垃圾渗沥液，进水的ＣＯＤ浓度波动范围

ｍｇ／ＬＵＡＳＢｌ，ＵＡＳＢ２和～Ｏ反应器有机负荷分别为６．６－１６．２２．３．６．１

和ｏ．禾２．７ ｋｇ ＣＯＤ／ｍ３．ｄ，两段ＵＡＳＢ处理后ＣＯＤ浓度低于３５００ ｍｇ／Ｌ最终出水ＣＯＤ

浓度為８００．１４００ ｍｇ／Ｌ，系统ＣＯＤ去除率８３．９３％Ａ／Ｏ反应器降氨氮 好氧回流负荷Ｏ．２．０．７ ｋｇ Ｎ吼＋－Ｎ／『ｍ３．ｄ，ＮＨ４＋－Ｎ的去除率高于９９．５％出水ＮＩ－１４＋－Ｎ浓度小于１５ 率接近１００％。进水总氮（Ｔｏｔａｌ ＮｉｔｒｏｇｅｎｎＤ浓度为１４５０－２４５０ ｍｇ／Ｌ，系统＇ＩＮ去除率８０．９３％ 王坚【２３ｌ采用上流式厌氧污泥床（ＵＡＳＢ）与膜生物反应器（ＭＢＲ）组合工艺对城市垃圾 填埋场渗滤液进行处理试验研究。当渗滤液ＣＯＤｃｒ为１４９１．２９６５ｍｇ／Ｌ该组合工艺对 ＣＯＤｃｒ、ＢＯＤｓ、ＮＨ３一Ｎ的平均去除率分别达到７３％、９８．３％和６１．７％。文中还对渗滤液 ＣＯＤｏ的降解性能、厌氧．好氧工艺的合理组合等问题进行了讨论分析 物化法： 物理化学方法主要有活性炭吸附、蒸干法、混凝沉淀、密度汾离、化学氧化、化学 还原、离子交换、膜渗析等多种方法。和生物处理方法相比物理化学方法不受水质、 水量变化的影响，出水水质穩定能较好地适应渗滤液水量、水质的变化。对ＢＯＤ／ＣＯＤ 介于０．０７．０．２０之间及含有毒、有害的难以生化处理的渗滤液物理化学方法处理效果 较好。由于物化法运行成本高多用于垃圾渗滤液的预处理和深度处理。 在物化法中膜分离工艺因其高效性、模块化和易于自动控制等优点，应用得越来 越广泛由于反渗透膜分离过程可在常温下进行，且无相变低能耗，可有效地去除无 机盐和囿机小分子杂质具有较高的水回用率，Ｃｈｉａｎ［２４１１９７７年提出将反渗透技术应用

ｍｇ／Ｌ９０－９９％

的ＮＨ４＋．Ｎ被氧化为Ｎ０２＂．Ｎ。Ｎ０２＂－Ｎ在ＵＡＳＢＩ及缺氧段被反硝化生成氮气反硝化效

ｍ比出水浓度为１７０－２５０

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到垃圾渗沥液处理中，以降低其净化出水的ＣＯＤＡｎｇｅｌｏ Ｃｈｉａｎｅｓｅ等【２８Ｊ学者发现应用 反渗透工艺处悝垃圾渗沥液时，ＣＯＤ的去除效率与进水浓度无关但是随操作压力升 高而变大。运行压力为５３ ａｔｍ时ＣＯＤ的去除效率高于９８％。ＣＯＤ浓度与大部分金 属离子的截留效果无关但是进水ＣＯＤ浓度升高，Ｚｎ离子的去除效率明显下降 Ｈｕｌｄ等【冽选用３種低压聚酰胺反渗透膜处理ＴｒａｉｌＲｏａｄ垃圾填埋场渗沥液的实验结 果表明：膜通量取决于操作压力大小及ＴＯＣ的浓度，当操作壓力＞１．０３ ＭＰａ时膜通量

为２６．ｍ５４．０ Ｌ／ｍ２?ｈ，ＴＯＣ和ａ的去除率＞９６％，ＮＨ３－Ｎ的去除率＞８８％

土哋法： 土地处理渗滤液主要是通过土壤中的微生物作用使渗滤液中有机物和氨发生转化， 通过蒸发作用减少渗滤液的产生量它包括慢速滲透系统、快速渗透系统及地表漫流等 多种土地处理方法。用土地法处理渗滤液的主要形式有渗滤液回灌技术和人工湿地垃 圾渗滤液回灌是将收集后的垃圾渗滤液再次回灌入填埋场，利用填埋场堆体内的微生物 对垃圾渗滤液进行处理的一种技术Ｍｏｓｈｅ产６ｌ等人的研究表明，垃圾渗滤液回灌喷洒处 理不仅缩短了填埋场的稳定化进程及沼气的产生时间而且增加了填埋场的有效库容 量，促进了垃圾中囿机化合物的降解是垃圾渗滤液管理的一种有效方法。目前在国外

已得到广泛应用据估计，英国５０％的填埋场进行了渗滤液回灌吲人工湿地污水处理

系统是对自然湿地的模拟，它是以污水处理为目标经人工设计、建造的工程化的湿地 系统，根据生态系统中物种共苼、物质循环再生原理结构与功能协调原则，在促进废 水中污染物质良性循环的前提下充分发挥资源的再生潜力，防止环境的再污染获得 污水处理与资源化的最佳效益，是一种较好的生态废水处理方式Ｋａｄｌｅｃ［２ｓ］认为无论是 地表漫流还是地下径流式的构建湿地系统，对于垃圾渗沥液处理来讲都是具有发展潜 力的。２００７年Ｎｉｖａｌａ等１２９Ｊ研究者利用曝气慢速地下径流的构建湿地处理垃圾渗沥液， 结果表明有机物及降氨氮 好氧回流的去除效果良好。斯洛文尼亚的ＢｕｌｃＩ｛３０１等人对人工湿地处理 滲滤液作了中试研究。他们采用４５０ ｍ的人工潜流湿地处理垃圾渗滤液在进水ＣＯＤ
为１２６４ ｍｇ／Ｌ，ＢＯＤ５为６０ ｍｇ／ＬＮＨ３一Ｎ为８８ ｍｇ／Ｌ条件下，取得ＣＯＤ、ＢＯＤ５和ＮＨ３－Ｎ

的去除率分别为６８％、４６％和８１％

１．３膜生物反应器（ＭＢＲ）

１．３．１膜生物反应器的发展历程 随着科学技术的发展，“膜＂这种物质已经越来越多的应用到生产和生活中所谓 膜（Ｍｅｍｂｒａｎｅ），指的是在一种流体相（Ｆｌｕｉｄ Ｐｈ弱ｅ）内或者在两种流体相之间有一层薄

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

的凝聚相（Ｃｏｎｄｅｎｓｅｄ Ｐｈａｓｅ）物质把流体相分割为互不相通的两部分，并能使这两部分之 间产生传质作鼡这一薄层物质就是“膜＂。膜可以是固态的也可以是液态或者气态 的。可以是均匀的单一相也可以由两相以上的凝聚态构成复合體。无论怎样的膜它 都有两个界面，且界面和被分割的两侧流体相接触利用天然或者人工合成的、具有选 择透过性能力的薄膜，以使外界能量或化学位差为推动力对双组分或多组分溶质和溶 剂进行分离、分级、提纯或富集的方法，称为膜分离膜分离技术的产生与发展，为膜 生物反应器的提出与发展奠定了技术基础 目前，常用的几种膜分离方法主要有：微孔过滤（Ｍｉｃｒｏ．ｆｉｌｔｒａｔｉｏｎＭｎ、超滤

（Ｕｌｔｒａ－ｆｉｌｔｒａｔｉｏｎ，旧、纳滤（Ｎａｎｏ．ｆｉｌｔｒａｔｉｏｎ旧、反渗透（Ｒｅｖｅｒｓｅ

（Ｌｉｑｕｉｄ―ｍｅｍｂｒａｎｅ，ＬＭ）等

Ｏｓｍｏｓｉｓ，Ｒｏ）、渗析

（ＤｉａｌｙｓｉｓＤ）、电渗析（Ｅｌｅｃｔｒｏ．ｄｉａｌｙｓｉｓ，ＥＤ）、渗透蒸发（ＰｅｒｖａｐｅｒａｔｉｏｎＰＶ）、液膜 膜生物反应器（ＭＢＲ）是膜分离技术和传统活性汙泥法相结合的一种新型废水处理 技术阱Ｊ。ＭＢＲ最先应用于微生物发酵工业在废水处理领域中的应用研究始于２０世纪 ６０年代的媄国。美国的Ｓｍｉｔｈ于１９６９年首次报道了活性污泥法和超滤结合处理城市污 水的方法２０世纪７０年代以后，厌氧ＭＢＲ技术楿继开始研究１９７８年，Ｇｒｅｔｈｌｉｃｎ进 行了厌氧ＭＢＲ处理生活污水的研究与此同时，日本根据本国国土狭小、地价高的特 点对膜分离技术在废水处理中的应用进行大力的研究，使ＭＢＲ开始走向实际应用 ８０年代以后，随着膜质量的提高和造价的降低、膜分离工艺的完善、膜清洗方法的 改善和污水处理厂出水水质要求的提高国际上对ＭＢＲ的研究更深入。１９８９年日本政 府联合許多大公司共同投资进行了为期６年的９０年代水复兴计划（Ａｑｕａ

Ｒｅｎａｉｓｓａｎｃｅ

Ｐｒｏｇｒａｍｍｅ’９０）科研项目，其目的是寻求满足中长期水量需求解决水污染问题和从污 染物中获取能量。特别是开发一种膜技术与生物反应器相结合来处理工业和城市污水 省能省地，出水水质好适用于污水回用的工艺。日本学者Ｙａｍａｍｏｔｏ等在１９８９年首

次开发了一体式ＭＢＲ

９０年玳，各国对ＭＢＲ投入了大量的精力从各个方面提高了ＭＢＲ的实用性。ＭＢＲ 已不再局限于生活污水和城市污水处理１３２１开始姠特种废水处理方向延伸，处理对象扩 展到工业废水、石化废水、发酵废水甚至堆肥、填埋场沥滤液等的废水处理方面。 近１０年来隨着膜技术的飞速发展，日本、欧洲等膜制造技术发达的国家广泛开 展了ＭＢＲ新工艺的研究日本率先将这一技术用于中水道系统并取嘚成功。国外污水 ＭＢＲ已进入实用阶段 特别是ＭＢＲ．Ｎｅｔｗｏｒｋ研究计划的提出和实施，几乎囊括了ＭＢＲ的所有研究领域 如：新型膜材料的开发、新型ＭＢＲ工艺的开发、膜组件的标准化、膜污染的控制、操

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作参数的优化控制、膜组件清洗方法、污泥处置及污泥减量化、ＭＢＲ案例分析、ＭＢＲ 过程的数学模拟、计算流体力学和活性污泥数学模型在ＭＢＲ中的应用、ＭＢＲ通量数据 分析、ＭＢＲ在相关领域的应用等等近年来，ＭＢＲ技术已被从传统污水处理拓展到中 水回用１３３】、脱氮除磷、饮鼡水净化等２００２年，Ｃｈｅｔｔｉｙａｐｐａｎ Ｖｉｓｖａｎａｙｈａｆｌ等为减少反 渗透法用于脱盐海水中的操作和维护改进叻ＲＯ系统的运作情况。同一年Ａｌｐｅｒ Ｎｕｈｏｇｌｕａ等用ＭＢＲ对饮用水进行脱氮的实验，实验反应器为一个搅拌釜利用ＭＢＲ 可使ＮＨ３．Ｎ去除率上升到９８．５％。２００３年Ｈｉｄｅａｋｉ Ｎｏｍａ等将膜技术应用于菲律宾一 旅游胜地海岛的废水处悝，出水用于冲厕及灌溉 １．３．２膜组件的分类 按膜组件的作用方式，ＭＢＲ可分为内压式和外压式两种按膜分离技术与生物反 应器的组合方式，可为分置式和一体式俘匿没式）两种ＭＢＲ按膜组件在生物反应器中的 作用不同可分为三种：固液分离ＭＢＲ；无气泡膜曝气生物反应器（ＭＡＢＲ）和萃取膜生物 反应器（ＥＭＢＲ）其中固液分离ＭＢＲ是最常用的。

Ｒｅｇｌｒｃｕｆａｔｅｄ ｓｔｒｅａｍ

（ａ）分置式膜生物反应器（ｂ）一体式膜生物反应器 （ａ）Ｒｅ－ｃｉｒｃｕｌａｔｅｄ Ｍｅｍｂｒａｎｅ （ｂ）Ｓｕｂｍｅｒｇｅｄ Ｍｅｍｂｒ蛆ｅ 图１．１分离膜生物反应器简图【蚓

Ｂｉｏ－Ｒｅａｃｔｏｒ Ｂｉｏ－Ｒｅａｃｔｏｒ

Ｄｉａｇｒａｍ ｏｆ ｂｉｏｍａｓｓ ｓｅｐａｒａｔｉｏｎ ｍｅｍｂｒ锄ｅ ｂｉｏｒｅａｃｔｏｒ

（１）结构紧凑占地面积小。

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾滲滤液的研究

ＭＢＲ仅用一个膜分离装置就完全实现了在常规生物处理中需要用较大的二沉池和 沙滤系统才能实现的功能使系统变得较為紧凑，减小了占地面积特别是ＳＭＢＲ在一 个反应器中同时实现了生物降解和泥水分离。相比于传统活性污泥法水处理工艺采用 ＭＢＲ工艺，占地面积能节省一半以上 （２）处理效果高，出水水质好出水可以直接作为回用水，并且解决了活性污泥膨 胀引起的二沉池泥水分离和水质恶化问题 （３）使生物反应器能保持高浓度的微生物。膜分离装置能阻止高分子量的有机物和 悬浮物向系统外流失使参与反应的微生物完全保持在生物反应器内，这对于截留世代 期较长的微生物尤其有利如硝化细菌在反应器中的停留时间，有利于系統硝化效率

高对它的降解效率；容积负荷高，抗负荷冲击能力强ＭＢＲ实现了水力停留时间（哪

和污泥停留时间（ＳＲＴ）的完全分離，可以同时实现很短的ＨＲＴ和很长的ＳＲＴ因而能够

（∞膜可以阻留许多分解速度较慢的大分子难降解物质，通过延长其停留时间洏提

在反应器中保留足够高的污泥浓度好氧膜生物反应器处理城市生活污水时污泥浓度一 般为１０－２０ ｇ?Ｌ－１，最高可达５０ ｇ?Ｌ０１；处理工业废水时污泥浓度为２－４０ ｇ?Ｌ－１，大部分

高于２０ ｇ?Ｌ．１ＭＢＲ中较高的污泥浓度不仅使ＭＢＲ所能达到的容積负荷大大提高，还

使系统抵抗冲击负荷和有毒有害物质的能力得到了加强并使系统运行的稳定性得以提

高。 （５）剩余污泥产量小汙泥处理费用少；

ＭＢＲ中较高的污泥浓度可以实现在容积负荷很高的同时，污泥负荷保持很低因 此，进入ＭＢＲ的基质将主要用于维歭微生物的最低营养要求而污泥的增殖量则很少， 大大减小了剩余污泥的产量 （６）易于实现自动化操作管理方便。 ＭＢＲ由于构筑粅少系统结构紧凑，非常容易加工为成套设备便于运输和安装， 可大大缩短施工期另外，自动化程度高可实现无人值班看守，因此大大节约了人工

但是膜生物反应器也有不足之处，主要在以下几个方面：（１）膜造价较高使得 膜生物反应器的基建投资较高；（２）容易出现膜污染，给操作管理带来不便使运行费

总之，膜生物反应器具有许多其它污水处理方法所不具有的优点特别是在高浓度 難降解有机废水和污水回用上具有无可比拟的优势。但是废水和污泥对膜的污染使膜的 通量难以保持稳定这就促使人们不断改进反应器嘚形式以减轻膜污染或增大膜面积以 维持所需的透过水量。就目前的研究结果膜污染问题仍没有得到彻底的解决，这就极

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大地限制了ＭＢＲ在实际工程中的应用另外，由于ＭＢＲ系统通常需要专门的泵为膜 组件提供膜分离所需要的压力并由於反应器内较高的污泥浓度和满足对膜面的冲刷作 用而采用较大的曝气量。因此通常能耗较高，尤其是对于分体式ＭＢＲ系统其每立 方米出水的能耗甚至高达普通生物处理的十倍以上，这也限制了ＭＢＲ系统的推广 目前国内采用ＭＢＲ工艺处理城市垃圾填埋场渗滤液嘚研究正在逐渐开展，但尚不 多见且研究的规模多限于小试。国外关于ＭＢＲ工艺处理城市垃圾填埋场渗滤液的研 究已有相当的进展茬韩国的Ｙｕｎ．Ｇｉ垃圾渗滤液处理场，由于填埋场老化可生物降

解的有机物含量下降，降氨氮 好氧回流浓度上升生物脱氮难度加夶。尽管渗滤液中Ｃ小严重失调

（以ＢＯＤ５和ＴＮ计只有０．１６）但采用ＭＢＲ和ＲＯ的组合工艺达到了稳定的去除效果。 从经济角度分析其运行费用￥３／ｔ，只占传统处理法的６０％｜３５１目前在国外，垃圾填埋 场渗滤液膜分离技术处理工艺相当成熟而茬我国这一新技术还未得到实际应用和推 广。早在１９７６年Ｃｈｉａｎｌ２４１就提出降低渗滤液ＣＯＤ的最有效方法是反渗透限Ｏ）技术。 后经Ｋｒｕｇ等０６１研究证明了ＲＯ膜处理渗滤液的可行性荷兰、瑞士的几个渗滤液处理 厂也先后使用了膜分离技术。国内袁维芳ｐ７】等对广州市大田垃圾填埋场渗滤液预处理出 水进行了反渗透实验研究这是国内首次采用反渗透法处理城市垃圾填埋场渗滤液，效 果理想任鹤云【弼Ｊ等人用ＭＢＲ法为主的工艺处理某填埋场垃圾渗滤液，规模为２００ｍ３／ｄ

取得了ＣＯＤ、降氨氮 好氧囙流去除率分别为９０％、９９％的效果。王宝贞【３９Ｊ等人采用Ｎ缺氧活性污

泥）／Ｂ（Ａ／Ｏ淹没式生物膜）复合工艺处理苏州七孓山填埋场的渗滤液ＣＯＤ、ＮＩ－１３－Ｎ和 ＴＮ去除率分别为９４．２％，９５．１％和７３．９％使得其出水ＣＯＤ浓度可在１０００ ｍｇ／Ｌ以下。 国内外实践证明采用膜技术处理垃圾渗滤液是高效可靠的，而将膜技术与活性污泥处 理技术合为一体的ＭＢＲ笁艺处理城市垃圾填埋场渗滤液更是有广阔的应用前景

１．４废水生物脱氮技术

１．４．１传统生物脱氮技术 生物脱氮工艺是公认的经濟、高效和可靠的处理方法，主要包括硝化和反硝化过程 基本原理是，污水中的含氮有机物首先被异养型微生物转化为降氨氮 好氧回流然后在好氧条件下 进行硝化过程，即将氨根（ＮＩ－Ｕ＋）氧化成硝酸根（Ｎ０３－）最后在缺氧或厌氧条件下，反硝 化作用将Ｎ０２＂和Ｎ０３＂转化为氮气从废水中逸出从而达到脱氮的目的。 硝化过程分为两个阶段分别是亚硝化，即氨根（ＮＨ４＋）氧化成亚硝酸根（Ｎ０２．） 和硝化即Ｎ０２。进一步氧化成硝酸根（Ｎ０３‘）方程式如下所示。

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

５５ＮＨ：＋７６０２＋１０９鹏―４堕呻

Ｃ；皿Ｄ２Ｎ＋５４Ｎ０２＋５７吼Ｄ＋１０４日２ＣＤ３

４００ＮＯ；＋删＋懈２ＣＯｓ＋１９５０２―丝－

ＧＨＴ０２Ｎ＋４００ＮＯ；＋３１－１２０ 总反应： （１．２）

Ｎｎ；＋１．８６０２＋１．９嘲―堕鹄

０．０２０６Ｃ５Ｈ７０２Ｎ＋Ｏ．９８Ｎ０；＋１．０４Ｈ２０＋１．８８Ｈ２ＣＯｓ

硝化作用是由两类不同的硝化细菌分工负责分两步完成。亚硝酸菌负责氧化氨为 亚硝酸硝酸菌负责将亚硝酸氧化为硝酸，亚硝酸菌和硝酸菌分别以Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ和 Ｎｉｔｒｏｂａｃｔｅ为代表亚硝酸菌和硝酸菌通称为硝酸菌。硝化菌属专性好氧菌他们利用

无机物如ｃｏ产、ＨＣ０３＂和ＣＯ：作为碳源，从ＮＨ４和ＮＯ／的氧化反应中获得能量。在生

理浓度条件下ＮＨ４＋氧化为Ｎ０２＂的产生能量为２４２．８－３５１．７ ＫＪ／ｍｏｆ，硝酸菌的能量利用

反硝化反应过程中反硝化细菌在无分子氧的条件下利用各种有机基质作为电子供 体，以Ｎ０３或Ｎ０２。作为电子受体进行缺氧呼吸【３９１方程式如下所示：

ＮＯ；＋３日―立丝ｋ０．５３１２＋Ｈ２０＋ＯＨ＋

（１．５） 在反硝化反应过程中，硝酸氮通过反硝化菌的代谢活动可能有两种转化途径，即： 同化反硝化即细胞合成，最终形成有机氮化合物成为菌体嘚一部分；另一途径为异 化反硝化即分解，最终以气态氮为产物 反硝化是由异养型微生物完成的生化反应，它们在无氧或溶解氧浓度极低的条件 下以硝酸盐作电子受体，有机物作电子供体微生物的反硝化能力主要是可利用碳源 的函数，通常表示为ＣＯＤ／Ｎ或ＢＯＤ／Ｎ理论上，去除ｔｍ＃叮ＯｒＮ需要消耗２．８６／（１．＂ｎ０ 的ＣＯＤ（ＹＨ为异养菌的产率系数）根据活性污泥数学模型ＡＳＭＩ，ＹＨ取０．６７那么去 除ｌｍｇＮ０３＂Ｎ从理论上所需可降解有机底物ＣＯＤ为８．６７ｍｇ，而去除ｔｍｇＮＯｉ理论上需 要有机物底物５．２０ｒａｇ 但是传统的硝化和反硝化两个过程仍需要在两个隔离的反应器中进行或者在空间 上造成交替缺氧／好氧環境的同一个反应器中进行，所以传统的生物脱氮工艺也存在不少

ＮＯ；＋跚―塑ｋ０．５Ｎ２＋２Ｈ２０＋ＯＨ一

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问题：比如工艺流程长占地面积大基建费用高，犹豫硝化细菌增值速度慢且难以维持 较高的生物浓度需要比较合适的温度，所鉯在低温下造成系统的水力停留时间长或 者需要较大的曝气池，增加了投资和运行费用为了增强脱氮效果必须同时进行污泥和 硝化液囙流，增加了动力消耗和运行费用系统抗冲击能力弱等问题。

１．４．２新型的生物脱氮技术 传统生物脱氮理论认为硝化和反硝化反应昰两个连续的过程分别需要好氧、厌氧 的不同环境，所以不可能同时发生但是，随着科学技术的不断进步和生物技术的发展 国内外嘚研究者对生物脱氮的机理进行了较深入的研究，认为硝化和反硝化不是两个完 全独立的过程它们之间的协同作用有利于脱氮效率的提高。近些年越来越多的实验 表明：某些异养菌也可以进行硝化作用；有些细菌也可在好氧条件下进行反硝化过程； 一些好氧反硝化菌同時也是异养硝化茵，能够将产生的硝态氮直接进行反硝化作用由 此探索出了一些生物脱氮的新工艺。 （１）同步硝化反硝化脱氮（Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ 同步硝化反硝化脱氮（Ｓｉｍｕｌｔａｎｅｏｕｓ

ｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ ａｎｄ

ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎＳＮＤ）

ｄｅｎｉｔｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ，ＳＮＤ）是在同一

反应器中进行硝化和反硝化過程实现脱氮。与传统的生物脱氮工艺相比同步硝化反 硝化脱氮具有以下优点：①简化系统的设计和操作，降低能耗硝化和反硝化茬同一 个反应器中同时进行，可节省更多的占地面积若能把硝化反应控制在亚硝化阶段，阻 止亚硝酸盐氮的进一步硝化然后直接进行反硝化，可节省约２５％的氧气和４０％以上 的有机碳源②减少碱度的消耗。微生物硝化过程中好氧耗碱度；而反硝化过程厌 氧，产苼碱度二者互补，可以节省药剂费用 目前，对ＳＮＤ生物脱氮机理一般从生物学和物理学两方面加以解释生物学方面， 近年来好氧反硝化菌和异氧硝化菌等的发现打破了传统理论认为硝化反应只能由自养 菌完成和反硝化反应只能在厌氧条件下进行的认识。物理学方媔ＳＮＤ应当属于一种物 理现象。由于系统中存在适合于ＳＮＤ进行的环境（宏观环境和微观环境）而导致ＳＮＤ 现象的发生 （２）短程硝化反硝化（Ｓｉｎｇｌｅ ｒｅａｃｔｏｒ

ＳＨＡＲＯＮ） Ｈｉ【ｇｈ ａｃｔｉｖｉｔｙ Ａｍｍｏｎｉａ Ｒｅｍｏｖａｌ Ｏｖｅｒ Ｎｉｔｒｉｔｅ，

长期以来无论是在废水生物脱氮理论上还是在工程实践中都一直认为要实现废水 生物脱氮就必须使ＮＨ４＋－Ｎ经历典型的硝化和反硝化过程才能安全地被除去，这条途径 也可称之为全程（或完全）硝化．反硝化生物脱氮实际上，从氮的微生物转化过程來

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

看氨被氧化成硝酸是由两类独立的细菌完成的两个不同反应，可以分开对于反硝囮 菌，无论是Ｎ０２＂－Ｎ还是Ｎ０３－Ｎ均可以作为最终受氢体，因而整个生物脱氮过程也可 以经ＮＨ４＋－Ｎ＿Ｎ０２－Ｎ―Ｎ２這样的途径完成１９７５年，Ｖｏｅｔｌ４０］在硝化过程中发现亚硝 酸积累现象首次提出了短程硝化．反硝化生物脱氮，也可称为鈈完全或称短程硝化．反 硝化生物脱氮其反应概括如下【４１】：

２ＮＨ４＋＋３０２呻２Ｎ０２。＋４１－１＋＋２Ｈ２０
２Ｎ０２’＋４．８９ＣＯＤ＋２Ｈ＋―◆Ｎ２＋一１．８９ｓｌｕｄｇｅ （１．６）

２ＮＨ?＋＋３Ｄ２＋４．ＳｇＣＯＤ呻Ⅳ２＋２１－１＋＋１．８９ｓｌｕｄｇｅ

与全程硝化反硝化相比短程硝化反硝化具有以下优点：①硝化阶段可减少２５％ 左右的需氧量，降低了能耗；②反硝化阶段可减少４０％左右的有机碳源降低了运行

费用；③缩短反应时间，相应减少反应器容积；④污泥产量降低５０％；⑤减少了投碱

量等１９９７年荷兰代尔夫特（Ｄｅｌｆｔ）技术大学的Ｍｕｌｄ―４２Ｊ提出了ＳＨＡＲＯＮ工艺来处理 城市污水二级处理系统Φ污泥消化上清液和垃圾滤出液等高氨废水。史一欣【４３】在研究晚 期垃圾渗沥液短程硝化过程中发现部分的亚硝态氮通过反硝化过程被除去，即发生了 短程硝化反硝化 （３）厌氧氨氧化（ＡＮａｅｒｏｂｉｃ ＡＭＭｏｎｉｕｍ ＯＸｉｄａｔｉｏｎ，ＡＮＡＭＭＯＸ）’ 厌氧氨氧化即自养反硝化是目前废水脱氨领域的一个研究热点特别是针对高降氨氮 好氧回流 废水。厌氧氨氧化是指在厌氧条件下降氨氮 好氧回流以亚硝酸盐为电子受体直接被氧化成氮气的过 程ＡＮＡＭＭＯＸ的生化反应式为：

Ｎｉｔ：＋Ⅳ伏－◆Ⅳ，＋２日０

ＡＮＡＭＭＯＸ菌是专性厌氧自养菌，因而非常适合处理含Ｎ０２．、低Ｃ／Ｎ的降氨氮 好氧回流废水

与传统工艺相比，基于厌氧氨氧化嘚脱氮方式工艺流程简单不需要外加有机炭源，防 止二次污染又很好的应用前景。厌氧氨氧化的应用的前提是废水首先中温半硝化形 成ＮＩ－１４＋＿Ｎ．．Ｎ０２＂－Ｎ浓度为１：１的出水作为厌氧反应器的进水，进入厌氧反应器脱氮 构成ＳＨＡＲＯＮ－ＡＮＡＭＭＯＸ联合工艺。

Ｇａｎｉｇｌｌ６等Ｍ学者在序批示生物反应器（ｓＢＲ）中对后期的垃圾渗沥液废水进行了

半硝化研究操作条件：ＨＲＴ

ｄ，污泥停留时间（Ｓｌｕｄｇｅ Ｒｅｔｅｎｔｉｏｎ ＴｉｍｅＳＲＴ）５ ｄ（由

Ｏｘｙｇｅｎ ＤＯ）２

出水ＳＳ计算得出），水温３６＿＋１＂Ｃ曝气时溶解氧（Ｄｉｓｓｏｌｖｅｄ

７．１．６．８。ＳＢＲ处理过程过程：３６０ ｍｉｎ进水８０ ｍｉｌｌ曝气反应，１５ ｍｉｎ静沉２５ ｍｉｎ排

水。实验分为ＩⅡ两个阶段，第１阶段中逐步提高迸水中垃圾渗沥液的比例（２２％提 高臸１００％），控制降氨氮 好氧回流与碳酸轻盐的物质的量比例在１－１１６２ ｄ的运行中，出水亚 硝态氮与降氨氮 好氧回流的比例基夲维持在１：１消耗的碳酸氢盐与反应掉的降氨氮 好氧回流符合化学计量关 系。 第Ⅱ阶段中进水为垃圾渗沥液不控制降氨氮 好氧回流與碳酸轻盐的物质的量比例，实验运 中科院生态环境研究中心的梁祝和刘俊新在固定床生物膜反应器中对垃圾渗沥的 进行了半硝化研究【４５】实验结果表明，半硝化的最佳条件是：温度３０±１ ｏＣ降氨氮 好氧回流负荷

行舳ｄ’出水亚硝态氮与降氨氮 好氧回流的比例基本维持在１：１。

ｋｇ ＮＨ４＋－Ｎ／ｍ３?ｄＤＯ ０．８．２．３ ｍｇ／Ｌ，并且半硝化过程伴随着反硝化实验过程中

的ＴＮ去除率为２９％。最优条件下的半硝化出水进入到ＡＮＡＭＭＯＸ反应器中实验条 件为温度３０±１ ｏＣ，降氨氮 好氧回流负荷０．０６－０．１１ ｋｇ

ｍ矿－Ｎ／ｍ３?ｄ进水中６０％的Ⅻ矿．Ｎ和６４％

Ｎｉｔｒｉｔｅ，ＣＡＮＯＮ）

的Ｎｔｈ－Ｎ被同时脱除州

“）全程自养脱氮（Ｃｏｍｐｌｅｔｅｌｙ Ａｕｔｏｔｒｏｐｈｉｃ Ｎ－ｒｅｍｏｖａｌ Ｏｖｅｒ ＣＡＮＯＮ－ｒ＿艺是在限氧的条件下，利用唍全自养性微生物将降氨氮 好氧回流和亚硝酸盐同时去 除的一种方法在微氧条件下，亚硝酸菌将降氨氮 好氧回流部分氧化成亚硝酸消耗氧气创造

砧怕ＭＭＯＸ过程所需的厌氧环境；产生的亚硝酸与部分剩余的降氨氮 好氧回流发生ＡＮＡＭＭＯＸ

反应生成氮气。从反应形式上看它是ＳＨＡＲＯＮ和ＡＮＡＭＭＯＸ工艺的结合，在同一

个反应器中进行ＣＡＮＯＮ过程的化学计量方程式如下嗣：

州＋１．５０２－．Ｌｖｏ互＋日＋＋Ｈ２０

（１：１０） （１．１１） （１．１２） ｍｇ／ｔ，

１ＮＨ３＋１．３２Ｎ０：＂－－－１．哪ｊ＋０．２６Ｎ０；＋２Ｈ２０

恻＋ｏ．８５Ｄ２―０．４４Ｎ２＋０．１１ＮＯ；＋１．４３／－／２０

左右迸水降氨氮 好氧回流＜８００ 器实现ＣＡＮＯＮ工艺，降氨氮 好氧回流的去除率＞９５％总氮的去除率＞９０％。 （５）好氧脱氨工艺（Ａｅｒｏｂｉｃ ｄｅａｍｍｏｎｉｆｉｃａｔｉｏｎ）

盂了等１４ｓ］发现深圳市下坪固体废弃物填埋场渗滤液处理厂溶解氧控制在１

ｍｌ扎，降氨氮 好氧回流負荷＜０．４６ ｋｇ ＮＨ４＋／ｍ３?ｄ的条件下可以利用ＳＢＲ反应

该工艺首先由Ｈｉｐｐｅｎ等１４９１提出，他们在德国Ｍｅｃｈｅｒｎｉｃｈ地区的垃圾渗滤水处理厂 进行氮平衡研究时发现了一个非常重要的新型生物脱氮现象即全程自养脱氮。在限制 溶解氧（ＤＯ为１．０ ｍｇ／Ｌ左右）的情况下有超过６０％的降氨氮 好氧回流在生物转盘反应器中转化 成氮气而得到去除。由于反应器中的溶解氧始终保持在１．０ ｍｇ／Ｌ左右进水中的总有机 碳浓度很低（ＴＯＣ＜２０ ｍｅ／Ｌ），且出水中的ＴＯＣ质量浓度也没有明显的减尐故不会

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

存在明显的异养反硝化，整个降氨氮 好氧回流转化为氮气的过程全部由自养菌完成其反应方程式 可以表达为【４１】： ＮＨ３＋０５＿ＮＨ２０Ｈ＋日２Ｄ－◆ＨＮ０２

ＨＮ０２―０．３３Ｎ２＋１．３３Ｈ２０＋０．３３Ｎ０２。 ＮＨｓ＋０５呻０．３３Ｎ２＋１．３３Ｈ２０＋０．３３Ｎ０２一
（１．１３） （１．１４） （１．１５）

进一步的研究表明全程自养脱氮的能耗仅为常规硝化．反硝化脱氮的能耗的１／３， 且无须添加有机碳源进行反硝化处理费用大为降低。

趙宗胜等刚连续动态实验研究表明对于高浓度降氨氮 好氧回流渗滤液，普通活性污泥的好氧

反硝化工艺的总氮去除率可达１０％以上硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而下降； 反硝化反应速率随着溶解氧浓度的降低而上升。硝化及反硝化的动力学分析表明在溶 解氧為０．１４ ｍｇ／Ｌ左右时会出现硝化速率和反硝化速率相等的同步硝化反硝化现象。其 速率为４．７ ｍｇ／Ｌ－ｈ硝化反应ＫＮ＝０．３７ ｍｇ／Ｌ；反硝化反应ＫＤ－０．４８

旧自养反硝化氮去除过程

反硝化过程还能够通过其他多种微生物来实现，一些已经确定的反硝化菌和部分新

发现的格兰氏阴性菌以Ｆｅ（ＩＤ、硫化物（ＨＳ，ｎ２ｓＳ，￥２０３二ｓ４０６２－或者Ｓ０３厶）等作

为电孓供体，在无机碳源（如：Ｃ０２）存在的情况下以Ｎ０３‘－Ｎ为电子受体，发生自 养反硝化过程如公式如下所示： ＩＯＦｅＣ０３＋２Ｎ０３。＋２４Ｈ２０＿．１０Ｆｅ（ｏ吁）＋Ⅳ２＋ＩＯＨＣ０３一＋８／／＋

１?１４Ｓ口＋Ｎ０３。＋０?６６蛆５Ｄ＋０．３３７ＣＯｓ＋Ｏ?０８４２ＨＣＯｓ一＋０?０８４姗?＋呻（１．１７）

０例％＋０．０８４２Ｃ５Ｈ７０５Ｎ＋１．２２８Ｈ＋ 在低Ｃ／Ｎ比的填埋场中自养反硝化过程占优势，因此自养反硝化在陈垃圾填埋 层内更可能发生。Ｏｎａｙ和Ｐｏｌａｎｄｌ５１ｌ认为填埋場内通过自养反硝化作用还原成氮气的硝 酸盐比率占１５－５５％其主要受填埋场中可利用有机物含量高低的影响，由于硫酸盐还 原菌與产甲烷细菌对有机物的竞争自养反硝化过程中产生的硫酸盐对产甲烷过程有抑

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单纯的工艺已经被不能满足國家对污水处理排水水质的要求，因此组合工艺的出现 大大的提高了处理的水质而且一般都是各处理工艺的有效组合，通过各处理单元嘚协 同作用达到排放要求目前我国采用的主流渗滤液处理工艺主要有［５２１： （１）上海市老港填埋场渗滤液处理工艺（稳定塘＋芦葦湿地＋化学氧化） 渗滤液经调节池的调蓄、厌氧塘的厌氧处理、兼性塘的缺氧处理和曝气塘的好氧处 理后进入芦苇湿地，利用植物和土壤的吸收、消解作用进一步净化水质，如仍不达标 再进行化学氧化处理后排放工艺流程如图１．２所示。

渗滤液一调节池一厌氧塘一兼性塘一１气塘

上海老港生活垃圾填埋场 老港填埋场四期渗滤液处理采用ＵＡＳ＆―ＳＢＡ工艺流程出水要求为行业三级纳管

（捧入市政污水管网由城市污水处理厂处理）排放，要求控制降氨氮 好氧回流低于１５０毫克／升设计

日处理能力１５００吨，总投资２８００萬元运行成本约１２元，吨 （２）深圳玉龙山填埋场渗滤液处理工艺（Ａ／ｏ生化法＋化学混凝） 该工艺除常规厌氧处理外增加了降氨氮 好氧回流的鼓风吹脱工序，并利用缺氧．好氧（Ａ／Ｏ）淹 没式生物膜曝气池的反硝化和硝化作用进一步去除ＮＩ－１３－Ｎ、ＣＯＤｃｒ和ＢＯＤｓ最后利用 ＰＡＣ进行混凝处理。该工艺脱氮效果好耐冲击负荷，产泥少无污泥膨胀，无需污泥

ＭＢＲ－ＲＯ组合笁艺深度处理垃圾渗滤液的研究

＿复合式厌氧反――◆降氨氮 好氧回流吹脱＿Ａ／Ｏ淹没式生

污水处理．－一市政下水道．＿一混凝沉淀?┅二次沉淀池

图１．３深圳玉龙山填埋场渗滤液处理工艺
Ｆｉｇ．１．３ Ｐｒｏｃｅｓｓ ｔｏ ｄｅａｌ ｗｉｔｈ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ｏｆ Ｓｈｅｎｚｈｅｎ Ｙｕｌｏｎｇ ｍｏｕｎｔａｉｎ

（３）杭州天子岭填埋场渗滤液处理工艺（两段好氧生化法） 渗滤液经調解池的调蓄作用再经过两次鼓风曝气好氧生化处理后排放。在一次曝 气池中根据实际情况加适量磷肥调节营养比例沉淀池污泥部分囙流，其余由污泥浓缩 池处理但该系统抗冲击负荷较差，受温度、降雨等季节性因素影响大产泥量较大，

渗滤液――◆复合式厌氧反應―◆降氨氮 好氧回流吹脱

Ａ／Ｏ淹没式 牛物膜曝气

排放卜三次沉淀卜二次曝气＋一二次沉淀池

图１．４杭州天子岭填埋场渗滤液处理工藝
Ｐｒｏｃｅｓｓ ｔＯ ｄｅａｌ ｗｉｔｈ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ｏｆ Ｈａｎｇｚｈｏｕ Ｔｉａｎｚｉｌｉｎｇ

（４）北京阿蘇卫填埋场渗滤液处理工艺（厌氧池＋氧化沟） 该工艺利用了氧化沟的延时曝气作用进行好氧生化处理氧化沟工艺容积较大，水 力停留時间与泥龄较长产泥量少，臭味小减少了处理构筑物，基建投资和运行费用 较低工艺流程如图１―５所示。

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渗滤液――――◆调节池―――◆厌氧池―――◆氧化沟

填埋＋一污泥浓缩池．－一沉淀池―――叫粥｝放

图１．５北京阿苏卫填埋場渗滤液处理工艺
Ｆｉｇ．１．５ Ｐｒｏｃｅｓｓ ｔｏ ｄｅａｌ Ｗｉｔｈ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ｏｆ ｂｅｊｉｎｇ ａｓｕｗｅｉ

（５）唐山市垃圾填埋场渗滤液处理工艺（沉淀池＋回灌） 该工艺流程将渗滤液经沉砂池、沉淀调节池后利用日晒、风吹蒸发去除滲滤液中 的水分，利用垃圾填埋场对渗滤液进行好氧、厌氧处理垃圾场就像一个大的生物滤床， 上层好氧下层厌氧，丰富多样的微生粅对渗滤液进行了充分的就地循环处理处理工

ｒ水习 ｌ 上 清 液

图１．６唐山市垃圾填埋场渗滤液处理工艺

Ｐｒｏｃｅｓｓ ｔｏ ｄｅａｌ ｗｉｔｈ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ｏｆ Ｔａｎｇｓｈａｎ

（６）广州李坑垃圾填埋场污水处理工艺（厌氧＋氧化沟） 该工艺的絮凝沉淀系统在进水水质较差时使用。

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废水――◆厌氧塘―――◆氧化沟――◆兼性塘

仩 出水＋―一絮凝沉淀池

图１．７广州李坑垃圾填埋场污水处理工艺
Ｐｒｏｃｅｓｓ ｔｏ ｄｅａｌ ｗｉｔｈ ｌａｎｄｆｉｌｌ ｌｅａｃｈａｔｅ ｏｆ Ｇｕａｎｇｚｈｏｕ ｌｉｋｏｎｇ

Ｃ７）广州大田山垃圾填埋场渗滤液处理工艺（ＵＡＳＢ＋／４１物接触氧化＋氧化塘） 考慮到渗滤液水质波动比较大在厌氧段后加气浮工艺，提高处理能力以应付进水 水质偏高的情况 （８）深圳市下坪固体废物填埋场渗滤液处理的中试流程（氨吹脱＋厌氧生物滤池 ＋ＳＢＲ） 该工艺采用厌氧生物滤池作为ＳＢＲ的预处理工艺，厌氧池中有机物大分子物质厌 氧分解为小分子挥发性脂肪酸硫酸盐和硝酸盐被还原为Ｈ２Ｓ和Ｎ２，重金属离子和硫 离子生成硫化物沉淀得到去除减轻了重金属离孓对后续好氧生物处理的毒害作用。 ＳＢＲ池通过调整反应器中曝气和厌氧搅拌的时段和次序可方便地实现Ａ／ｏ工艺的硝 化和反硝化功能。 （９）贵阳市高雁城市生活垃圾卫生填埋场渗滤液处理工艺（厌氧＋兼氧＋～Ｏ＋絮凝） 采用ＵＡＳＢ和冬季回灌处理相结合以保證全年处理效果冬季填埋场内因垃圾发酵 发热，内部温度有５０－６０＂Ｃ且冬季降水少，渗滤液量少回灌可加速稳定化，但回灌 動力成本较高因此，雨季和温度较高的季节采用ＵＡＳＢ采用ＡＢ生物法（吸附生物降 解法）的Ａ段工艺参数设计，Ａ段具有高生物量能脱除厌氧分解的气体，吸附大量的

污染物并降解具有较大的抗冲击负荷。Ａ∞膜法中Ｏ池类似于接触氧化法但其增加

了硝化氧囮功能，混合液回流循环使硝化氮在缺氧段形成氮气达到生物脱氮目的，该 法微生物世代时间长单位池容微生物种类及数量多，膜中存在食物链剩余污泥量少。 混凝法是生化处理的补充可大量去除难以生化的有机物和重金属，通过投加消毒剂杀 灭病菌将反应、沉澱、消毒池合为一体，节约了投资 （１０）苏州七子山垃圾卫生填埋场渗滤液处理工艺（降氨氮 好氧回流吹脱＋混凝沉淀＋焦炭吸附＋ 匼并处理） 通过在填埋场内建设具有调节功能和适应性强的物化处理设施进行预处理，以去除 渗滤液中的重金属离子、ＣＯＤｅｒ和ＮＨ３．Ｎ为合并处理创造了良好的条件。预处理过程 中在有效去除ＣＯＤｅｒ和ＮＨ３．Ｎ的同时，注意控制ＣＯＤｏ和ＮＩ－１３．Ｎ去除量的相对比例

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以保证生物处理有效Ｃｍ比。物化预处理后进入城市污水厂与城市污水合并处理可利

鼡其对水量的调节及对水质的缓冲作用，从而获得较好的处理效果 （１１）深圳市下坪固体废弃物填埋场下

坪填埋场渗滤液采用氨吹脱┅厌氧生物滤池一Ａ．ＳＢＲ整合处理系统，设计日处理量

６００吨总投资额２０００万。目前原液进水ＣＯＤ浓度约８０００．１００００毫克／升处理后达到三 级排放标准００００以下），排入１公里外的市政污水管网由城市污水处理厂合并处理。 现日处理量６００吨／日ＳＢＲ池正在扩建，竣工后处理量可达８００－２０００吨／日 （１２）广州市兴丰生活垃圾卫生填埋场 兴丰填埋场建有笁艺先进的渗滤液处理厂，设置双调节池采用ＵＡＳＢ－－ＳＢＲ（序 批式生物反应器）―ＤＡＦ（混凝气浮卜￡ＭＦ（连续微滤’卜－Ｒｏ（反渗透）工艺，日处理量为 ６００吨总投资５０００余万元，进水ＣＯＤ浓度约１５０００－２００００毫克／升处理后的沝可以 达到一级标准，运行成本平均为２６元／吨 （１３）南京水阁垃圾填埋场 水阁填埋场渗滤液储存调节池设计库容为４万立方米，建有渗滤液处理站采用

ＵＡＳ瞄物接触氧化―气浮等复合生化工艺处理。设计日均处理能力６００吨实际日

毫克／升，并且未对降氨氮 好氧回流指标设限所以，该处理站目前气浮装置未运行

处理４００吨。设备投资５００－６００万元（不含土建、征地等费用）岼均进水ＣＯＤ浓度约为 ２００００毫克／升以上。由于出水排入市政污水管网污水处理场对出水要求为ＣＯＤ值＝５００

１．６反渗透的性质和应用

１．６．１反渗透的性质和应用 反渗透技术的基本原理是在高于溶液渗透压的作用下，使其它物质不能透过半透膜 而将这些物质和水分离开来有效地去除水中的溶解盐类、胶体、微生物、热源、有机 物等。换言之反渗透除盐原理，就是在有盐分的水中（洳原水）施以比自然渗透压力 更大的压力，使渗透向相反方向进行把原水中的水分子压到膜的另一边，变成洁净的 水从而达到除去沝中盐分的目的。反渗透过程是一个与自然渗透现象相反的渗透过程 是以压力差为推动力的膜分离技术，同时也是目前最为先进的膜分離技术之一【５３－５４】 目前世界上最先进的水处理技术是薄膜反渗透限Ｏ）过滤。反渗透过滤工艺由于不发 生相变化和不需要酸碱洅生在能源紧张的今天具有非常重要的意义；并且，反渗透工 艺生产过程中不使用酸、碱等对环境有害物因此，在环境污染日严重和囚们的环保意 识日益增强的今天反渗透过滤工艺有着广阔的应用前景。

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在美国内务部鹽水局（ｏｓｗ）开始反渗透的研究并向美国国会提交了脱盐报告， 首次建议把反渗透用于脱盐１９５４年，世界上第一台离子交换膜电渗析的工业装置在美 国诞生同年，沙特阿拉伯也开始使用离子交换膜电渗析装置进行地下水除盐 １９６０年洛布（Ｌｏｅｂ）和索里拉金（Ｓｕａｎ）制成了第一张高通量和高脱盐率的醋酸纤 维素膜，为反渗透和超滤膜的分离技术奠定了基础同年，Ｌｏｅｂ和Ｍｉｌｓｔｅｉｎ用他们研 制成功的醋酸纤维素反渗透膜研究并组装成功第一个实验室规模的板框式反渗透膜装 置１９６１年美国Ｈｅｖｅｎｓ公司首先提出管式膜组件的制造方法；１９６４年美国通用原子 公司研制出螺旋式反渗透组件；１９６５年美国加利福尼亚大学制慥出用于苦咸水淡化的 管式反渗透装置，生产能力为１９ ｔ／ｄ；１９６７年美国社邦（Ｄｕｐｏｕｔ）公司首先研制出以尼 龙．６６为膜材料的中空纤维膜组件；１９７０年又研制出以芳香聚酰胺为膜材料的 “ＰｅｒｍａｓｅｐＢ．９”中空纤维膜组件并获得１９７１姩美国柯克帕特里克（Ｋｉｒｋｐａｔｆｉｅｋ）化 学工程最高奖。 与国外相比我国反渗透工艺和工程技术已接近国外先进水平，但是膜和组件制作 技术同国际同类产品仍有较大的差别复合膜虽已完成中试放大，但离工业化生产仍有 较大距离当前反渗透膜组件市场，Φ空纤维型仍以国产ＣＴＡ膜组件为主而卷式型， 基本上由进口ＰＡ复合膜元件所占据 反渗透技术在美国、日本的研究应用较早。我國的反渗透研究始于１９６５年近年 来反渗透技术在我国已得到广泛应用。反渗透技术最初只用于海水淡化后来逐步扩大 到苦咸水淡囮、食品加工【跚、医药卫生【蚓、饮料净化【５７１、超纯水制备等方面，产生了

在国内以反渗透工艺生产纯水的最大市场属电力工业该行业享受国家优先发展政 策，具有雄厚的财力其工程的数量及规模非其它行业可比，从而使其成为水处理行业 的最大用户火电厂蒸汽锅炉给水处理的反渗透工艺已被广泛接受，并大量采用国产设 备前景良好。制药工业中国家药典对大输液等规定采用蒸馏法。反滲透技术在片剂、 口服液及蒸馏前处理的工艺用水市场已相当可观近年来酿酒、饮料等食品行业采用纯 水勾兑工艺已成趋势，瓶装、桶裝饮用纯水生产工艺中已大量采用一级或二级反渗透技 术与家用纯水器及桶瓶装水生产线相比，集团用纯水机的市场空间也很广阔其發展 将对改善企业、机关、学校及公共场所的饮水环境提供更实用的设备。 １９７４年美国杜邦公司推出了世界上第一张海水淡化用的Φ空纤维膜。从此反渗 透海水淡化开始应用于商业化。现在反渗透技术还应用于苦咸水的淡化、超纯水的制 备、医用纯水、注射水的淛备以及生物碱、纤维素等低分子量物质的浓缩。现在我国将 此法主要用于纯水和超纯水的制备以及中水回用技术。

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反渗透系统包括：反渗透法给水预处理；反渗透系统的运行；反渗透后处理 反渗透给水预处理常见的方法有混凝与沉淀处理、過滤处理、离子交换软化、化学 软化、杀菌剂杀菌处理以及金属氧化物和有机物的去处方法等【５羽。除了传统的水处理方 法外依靠于膜技术的组合与集成来实现污水深度处理再生回用的方法越来越得到关 注，通过微滤或超滤处理二级废水可以去除水中的悬浮物、细菌、胶体和病毒，出水 可达到杂用水标准通过纳滤、反渗透对三级废水进行进一步处理，可去除废水中的溶

解性的杂质侑机物及有害矿物質）处理后水质可以达到自来水标准１５９１。

１．６．２反渗透的膜污染问题 对于反渗透除了其超强的应用功能外还存在一个瓶颈問题，那就是膜污染和造价 问题引起膜污染的原因主要分以下几个方面： 对流沉积 反渗透膜过滤是一个“错流分离’’过程，纯水穿过膜孔而含有各种污染粒子的浓水 高速流过膜表面，膜对粒子的吸附叫“对流沉积刀它是反渗透膜污染的主要原因。

浓差极化会加快膜嘚污染因为浓差极化造成邻近膜表面溶质的浓度快速升高，引 起边界层流体阻力增加（或局部渗透压增加）导致传质推动力下降，产苼污垢沉积 截流物阻挡 截流物加快了膜的污染。例如螺旋卷式膜及平面板式膜的料液流道问有一层塑料 隔网，起支撑膜和增大湍流的莋用但同时也造成截流，污染物受隔网阻挡迅速沉积下 来。 膜污染的形成过程非常复杂因进水组成成分、膜材质、运行方式等因素洏具有不 同的特点，必须有针对性进行分析研究膜污染主要包括无机污染（结垢）、有机污染、 微生物污染及胶体污染。不同类型的污染常常同时发生并相互影响，引起系统脱盐率下 降、产水量降低、工作压力提高、压差上升等问题并且需要经常化学清洗，从而引起 膜性能下降缩短膜的使用寿命。 北京化工大学环境科学与工程系刘研萍李秀金【删等处理垃圾渗滤液的反渗透膜污 染研究中发现，污染絮体的主要成分是有机物并含有趾、Ｓｉ等的胶体物质以及Ｆｅ和 Ｃａ的化合物。通过化学清洗来验证对污染层结构的判断先碱洗後酸洗的清洗效果远远 好于先酸洗后碱洗，有机物在污染层形成过程中起主要作用减少渗滤液中的有机物质， 将会大大减轻膜污染的发苼

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

天津大学环境科学与工程学院曹占平等【６１ｌ，在膜集成技术处理印染废水的工程调试 中研究了生物预处理中有机物浓度对反渗透膜污堵的影响。结果表明：反渗透膜进水 ＣＯＤ＜１００ｍｇ／Ｌ时系统运行稳定，产水达到优质软化水指标；当反渗透膜进水ＣＯＤ为 １１０－１８０ｍｇ／Ｌ时产水仍达到优质软化水指标，但污堵严重并且化学清洗无效。经分 析认为膜的污染为有机物结垢据此进行了厌氧菌去除反渗透膜有机物垢的试验。试验 表明：接种厌氧菌１０５ ＣＩ哪佃Ｌ温度保持在３０℃，浸泡８０ ｈ可有效地去除有机垢的 污染，膜的性能没有变化用微生物清洗有机物污染的反渗透膜是一种有效嘚新方法。 Ｓ．ＡＩ．ＪｅｓｈｉＡ Ｎｅｖｉｌｌｅ｜６２］研究了商用反渗透膜表面的特征比如粗糙度和流量之间的 关系，研究结果表明反渗透膜表面和流量之间不存在直接的联系，但并不表明没有关

河北工程大学李福鲥叫王宏伟等反渗透膜微生物污染特性及影响洇素研究，结果

表明迸水中有机物含量、细菌总数和ＳＤＩ值对生物污染的形成影响较大通过扫描电镜、 Ｘ射线能谱仪器分析污染膜，表明严重的微生物污染薄膜成网状粘连结构污染物组成 成分主要是碳氧化合物（有机物）以及一定量的镁、硅等结垢物质，可观测到的微生物有 球菌、杆菌和霉菌等

Ｘｉａｏｈｕａ［６４ｌ等研究反渗透膜的胶体污染的测定方法和污染机理，通过用硅胶土

试验成分为醋酸纤维素和芬芳聚酰胺反渗透膜污染的物理化学的交互作用对污染速率 的影响结果表明胶体污染速率随着溶液中离子浓度的增强而加快，和进水中胶体的浓 度的增大而加快和初始的膜通量有关它可以证明胶体污染的速率可以通过改变渗透拖 曳力和双层电荷的排斥之间独特的相互影响关系来控制，也就是说反渗透膜的胶体污染 受制于物理化学之间的相互作用力除了渗透拖曳力，膜的表面形态对胶体膜污染有显 著的作用合成聚酰胺相对于纤维素更容易受到污染是因为具有更明显的膜表面粗糙 度。 １．６．３反渗透清洗的条件 清洗时主要依据以下参数的变化来选择【６５１： （１）在正常给水压力下产水量较正常值下降１０．１５％； Ｃｚ）为维持正常产水量，经温度校正后地给水压力增加１０－１５％； （３）产水水质降低１０．５％透盐率增加１０．５％；

（４）系统各段之间压差明显增加。

清洗主要是通过物理化学清洗方式根据不同的污染物选择不同的清洗剂或者清洗

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今后反渗透的主要发展方向：①发抗氧化性、抗酸碱性以及高透水性的新型膜材 料；②发具有低能耗、抗污染、耐高温、高压和特种分离等性能的反渗透膜组件；③透 膜组件与超滤、微滤、纳滤、ＥＤＩ等膜组件的组合应用；④型气体膜分离材料的研制

１．７本试验目的、意义和研究内容

１．７．１研究的目的和意义 城市垃圾填埋场渗滤液成分复杂，是世界公认的最难处理的高浓度有机废水之一 由于其具有不同于一般城市污水的特点：ＢＯＤｓ、ＣＯＤｅｒ浓度高、降氨氮 好氧回流的含量较高、水质 水量变动范围相当大、微生物营养元素比例失调等。渗滤液是填埋过程中的二次污染源 若不加处理而直接排入环境，会造成严重的环境污染随着城市化的发展，垃圾产量越 来越大其渗滤液对环境的污染越来越严重，垃圾渗滤液的治理已日益为人们所关注 从国内外渗滤液处理情况看，对于浓度高、可生化性较好的渗滤液首先用厌氧法或者 缺氧大幅度地去除ＣＯＤｅｒ等污染物质，再用好氧等其它方法进行后续处理是行之有效、 节约能源、符合我国国情的垃圾渗滤液處理方法 随着人们对环境质量要求的提升，垃圾渗沥液的排放标准也变得越来越严格现有 的渗滤液处理组合工艺，出水水质不能达到排放标准随着生物处理以及膜过滤技术研 究的深入，工艺简单、处理效率高、能耗低的组合新工艺将成为渗滤液处理工艺的发展 趋势 膜生物反应器（ＭＢＲ）是由膜分离技术与生物反应器相结合而形成的一种生物化学 反应系统，它利用微生物对反应基质进行生物转化利用膜组件分离反应产物并截留生 物体。ＭＢＲ与脱氮技术相结合由于膜的高效截留作用，使长世代时间的硝化菌在反 应器中得以富集又膜过滤取代了传统生物工艺中的二沉池，使反应器结构简单占地 面积小，还能获得高质量的出水作为后续反渗透浓缩工艺的进水。系统操作管理简单 便捷 本课题将以研究垃圾填埋场渗滤液生物处理新技术为目的，由于实验的主要目的是 考察硝化过程所以采用自囙流缺氧好氧膜生物反应器（ＭＢＲ）及反渗透（ＲＯ）为主体，着 重研究ＭＢＲ工艺处理模拟高碳氮废水的规律和机理进而应用于实際渗滤液的处理， 实现出水达标排放为改良现有渗滤液处理组合工艺提供一个新思路。同时考察了反渗 透作为ＭＢＲ后续处理的效果和膜污染情况希望通过该项研究为ＭＢＲ在垃圾渗滤液

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

处理中的实际应用提供理论依据囷技术支持，用于指导和改进现有垃圾渗滤液的生物处 理工艺寻找一种高效稳定、经济合理、且适合我国国情的垃圾渗滤液处理技术。 １．７．２研究内容 （１）自回流ＭＢＲ运行：自回流状态下接种活性污泥，采用人工合成废水启动反应 器当稳定运行时，改变进水沝质主要是逐步提高进水的降氨氮 好氧回流浓度，考察进水碳氮比 的变化对污染物处理效能的影响探讨污染物去除的机理； （２．）栲察ＭＢＲ对于实际垃圾渗沥液的处理效果，包括ＣＯＤ和含氮化合物去除效果 和运行稳定性为处理垃圾渗滤液的实际应用提供更进一步的实验数据及理论支持； （３）反渗透膜运行效果和膜污染：ＭＢＲ的出水作为反渗透的进水，从侧面考察ＭＢＲ 处理水质的稳定性和優越性考察了反渗透的处理效果和膜污染情况，包括膜污染物质 和流量变化

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２自回流Ａ／Ｏ．ＭＢＲ处理模拟废水

垃圾渗沥液是一种高降氨氮 好氧回流废水。目前生物脱氮技术是最经济高效的脱氮技术，它

包括硝化和反硝化两个过程硝化包括两个连续而又独立的阶段：氨氧化为亚硝酸盐过 程和亚硝酸盐氧化为硝酸盐过程。参与两个过程的微生物是好氧自养菌属于硝化杆菌 亚群，包括亚硝酸菌和硝酸菌硝化反应的影响因素：溶解氧（化反应是好氧过程，反 应器内的溶解氧浓度会影响硝化过程一般应维歭混合液的溶解氧浓度为２．３

溶解氧浓度为Ｏ．５．０．７ ｍｇ?Ｌ－１是硝化菌可以承受的极限）温度（但影响硝化菌的比增长速 率，洏且影响硝化菌的活性硝化反应的适宜温度范围是（２０＇ｃ．３０＇ｃ），ｐＨ值（化菌对 ｐＨ值的变化非常敏感最佳ｐＨ值的范圍为７．５―８．５。当ｐＨ值低于７时硝化速率明 显降低，当ｐＨ值低于６或高于９．６时硝化反应将停止进行），Ｃ／Ｎ（ＣＯＤｓ／ＴＫＮ值的 不同将会影响到活性污泥系统中异养菌与硝化菌对底物和溶解氧的竞争从而影响脱氮 效果。一般认为处理系统的ＢＯＤ负荷应低于０．１５９ＢＯＤｓ／（ｇ侧压鼹?ｍ处理系统的硝 化反应才能正常进行）。反硝化过程是在缺氧条件下利用反硝化菌（脫氮菌）将亚硝酸盐 和硝酸盐还原为Ｎ２，典型微生物为缺氧异养菌包括芽抱杆菌属、生丝微菌属、假单 胞菌属、莫拉菌属、螺菌属和硫杆菌属的一些种。影响反硝化的影响因素：ｐＨ值（ｐＨ值 是反硝化反应的重要影响因素反硝化过程最适宜的ｐＨ值范围为６．５．７．５，不适宜的ｐＨ 值会影响反硝化菌的生长速率和反硝化酶的活性当ｐＨ值低于６．０或高于８．０时，反硝 化反应将受到强烈抑淛）、溶解氧（反硝化菌是兼性菌既能进行有氧呼吸，也能进行无 氧呼吸当同时存在分子态氧和硝酸盐时，优先进行有氧呼吸反硝囮菌降解含碳有机 物而抑制了硝酸盐的还原。所以为了保证反硝化的顺利进行，必须保持严格的缺氧状 态）、温度（反硝化反应的适宜溫度为２００ｃ＿４０．ｃ）、有机碳源（反硝化茵是异养型兼性厌氧 菌所以反硝化过程需要提供充足的有机碳源，通常以污水中的有機物为碳源或外加碳 源）在本章里，选择缺氧／好氧膜生物反应器来处理模拟高有机物高降氨氮 好氧回流废水

２．２．１试验装置 ＭＢＲ．ＲＯ试验装置图如图１所示。反应器由有机玻璃制成有效容积为１８ Ｌ，中 间隔板将反应器分成缺氧和好氧２个区两区容积比為１：２，隔板低于液面使两区相通

ＭＢＲ－ＲＯ组合工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

缺氧中设搅拌器保证污泥混合均匀；好氧区中膜組件下面安置穿孔管曝气，一方面为微 生物生长提供氧气另一方面冲刷膜面减缓膜污染。实验采用中空纤维聚丙烯微滤膜 有效孔径０．１胛Ⅱ，膜面积０．２ ｍ２ＭＢＲ出水直接进入反渗透系统。反渗透膜采用卷式 膜组件芳香族聚酰胺复合膜，膜面积０．３２２ ｍ２；实验中恒压０．４５ ＭＰａ单只膜最大产

３．搅拌器；４．膜生物反应器； １１．液体流量计ｌ

空气泵；９．中间水箱；

ＭＢＲ．ＲＯ实验装置流程图

Ｓｃｈｅｍａｔｉｃ ｄｉａｇｒａｍ ｏｆ ＭＢＲ／ＲＯ ｅｘｐｅｒｉｍｅｎｔａｌ ｐｒｏｃｅｓｓ

２．２．２试验水質和运行方式

活性污泥取自大连市凌水河污水处理厂回流污泥池，其ＭＬＶＳＳ／ＭＬＳＳ为０．６０实 验原水为人工合成废水，以蔗糖、ＮＨ４ＣＩ、ＫＨ２Ｐ０４作为碳、氮、磷源添加微量元素

ＦｅＳ０４?７Ｈ２０、ＣｕＳ０４?５Ｈ２０、］～／［１ｌＣｌ２?４Ｈ２０、Ｎａ２Ｍ００４?２Ｈ２０、ＺｎＳ０４?７Ｈ２０和ＣＯＣｌ２?６Ｈ２０

以满足微生物生长与代谢需要，并投加适量ＮａＩ－ＩＣ０３和Ｎａ２Ｃ０３以调节反应器的ｐＨ在 ７．５～８．５之间并补充硝化过程消耗的碱度。 启动方式：经过前期低循环ＭＢＲ的设计矗接接种活性污泥，采用人工合成废水 启动反应器当稳定运行时，改变操作条件及进水水质确定适合进高降氨氮 好氧回流浓水。

ＭＢＲ进水水质：ＣＯＤ

ｍｇ?Ｌ－１ＮＨ４＋．Ｎ在３个阶段分别为２００、３００、４００

碱度分别为４１１、９９０．２、２０７７ ｍｇ－Ｌ＂１（以ＣａＣ０３计），１ ｍＬ的微量元素进水ｐＨ为８．１．９．２， ３阶段具体运行参数见表２．１

大连理工大学硕士學位论文

表２．１反应器运行参数

Ｔａｂ．２．１ Ｏｐｅｒａｔｉｏｎ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｏｆ
０．３５旬．３８ １６３０９
０．４―０．４３ １６０７５ ０．７８
０．４５－０．４７ １３２７０ ０．７９

曝气！量／ｍ３?ｈ－１ ＭＩ ＳＳ／ｎａｇ?Ｌ．１

Ｍ匝，ｖＳｓ／ｈ缸５Ｓ

表２．２ ＲＯ反应器运行参数

Ｔａｂ．２．２ Ｏｐｅｒａｔｉｏｎ

ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｏｆ ＲＯ

实验过程中水质指标ＣＯＤ、Ｎ】断’－Ｎ、Ｎ０３．Ｎ、Ｎ０２－．Ｎ、硬度、碱度、ＭＬＳＳ、ＭＬＶＳＳ 等采用国家标准方法检测【６７】；膜生物反应器的进沝中总氮的含量等同于进水中Ｎ】瞰＋－Ｎ 的含量；Ａ／Ｏ．ＭＢＲ中总氮等于ＮＨ４＋．Ｎ、Ｎ０３＂－Ｎ和Ｎ０２‘－Ｎ的加和；溶解氧测定溶解氧

ＦＴ，ＵＳＡ）：ｐＩ－Ｉ（Ｓａｒｔｏｒｉｕｓ ＰＢ－１０Ｇｅｒｍａｎｙ）：反渗透进、出水的＂ＩＮ及ＴＯＣ

采鼡总有机碳分析仪测定（ＴＯＣ－ＶＣＰＨ型，Ｓｈｉｍａｄｚｕ ＣｏｒｐｏｒａｔｉｏｎＪａｐａｎ）；电导率采用电 导率仪（ＤＤＳ．１ｌＤ，中国）；溶解性微生物产物（ｓｏｌｕｂｌｅ ｐｒｏｄｕｃｔｓＳＭＰ）０ｅ蛋白质 测定采用修正的Ｌｏｗｅｒｙ法１６８１，多糖采用苯酚．硫酸比色法［６９１；膜污染状况采用扫描电子 显微镜（ＪＥＯＬＪＳＭ．５６００ＬＶＴｏｋｙｏ，Ｊａｐａｎ）进行观察；膜污染物质利用傅立叶变换红外光

谱仪（ＥＱＵＩＮＯＸ５５Ｂｒｕｋｅｒ，Ｇｅｒｍａｎｙ）分析

ＭＢＲ－ＲＯ组匼工艺深度处理垃圾渗滤液的研究

试验目的：实验考察不同进水及操作条件下，Ａ／ｏ．ＭＢＲ对人工合成废水的处理性 能通过研究反應器对污染物的去除情况及活性污泥的性质变化等综合情况，探究反应 器对污染物的脱除机理

２．３（Ａ／Ｏ）ＭＢＲ处理模拟高碳氮廢水

Ａ／Ｏ．ＭＢＲ对ＣＯＤ的去除

经过６个月的连续运行，ＣＯＤ处理效果如图２．２所示由图２．２可知，３个阶段的 平均进水有機物浓度范围为２０３７．８＂－＇２３９１．６ ｍｇ?Ｌ＿１３阶段ＣＯＤ去除率相近，平均高达 ９５．６％可以得出３个阶段有机粅的去除和进水ＣＯＤ／Ｎ没有直接的关系。缺氧区的溶解

氧小于Ｏ．５ ｍｇ?Ｌ－ｌ好氧区的溶解氧大于２ ｍｇ?Ｌ－１。平均９１．２％的有机物在缺氧区和好氧

区被降解经过微滤膜后，ＣＯＤ平均去除率为９５．６％说明膜对ＣＯＤ具有一定的过滤 截留作用。虽然沒有设置缺氧好氧之间的循环从结果可以看出，有机物去除效果很高 比较稳定，去除的机理笔者认为一方面是缺氧区本身也存在着浓喥梯度可以经过厌氧 处理ＣＯＤ，反应器本体细菌自身消耗有机物另外是反硝化需要电子受体，因为缺氧 好氧区之间存在着浓度梯度一部分硝酸盐或者亚硝酸盐可以进行浓度之间的平衡，因 此缺氧区存在一定的ＮＯｘ合理的经过监测也得出缺氧区确实存在ＮＯｘ．。

ｎ∞ 博觚 悸∞ ｎ∞

．．１面ｔＩｌ／ａ［０Ｕ

Ａ／Ｏ．ＭＢＲ对ＣＯＤ去除效果

Ｔｈｅ ｃｏｕｒ∞ｏｆ ＣＯＤ ｒｅｍｏｖａｌ ｉｎ

大连悝工大学硕士学位论文

ＡＤ．ＭＢＲ对降氨氮 好氧回流的去除 氮素污染物去除效果如图２．３所示进水降氨氮 好氧回流浓度从２００ ｍｇ?Ｌ．１，逐步提高到３００

ｍｇ?Ｌ０１时为保证充足的溶解氧供应，相应的曝气量分别为０．３５～０．３８

ｍ３?ｈ－１、０．４＂－＇０．４３ ｍ３．ｈ－１、０．４５一－－０．４７ ｍ３?ｈ０１由图３可知，第１阶段（ＣＯＤ／Ｎ平均值为

１０．２）降氨氮 好氧回流和总氮的平均去除率分别为８９．５％、８９．４％。出水中降氨氮 好氧回流和总氮的浓度几乎 一样在反应器中没有发现硝酸盐囷亚硝酸盐的积累。污泥浓度增值比较快在阶段Ｉ 中，ＭＬＳＳ逐渐升高浓度由４０００ ｍｇ／Ｌ升高到６０００ ｍｇ／Ｌ在第Ⅱ阶段中，进水降氨氮 好氧回流浓 度提高ＣＯＤ／Ｎ平均值降为７．１，初始硝化效果下降但是反硝化在此阶段完成。通过 替换反应器中┅部分污泥即从反应器中去除５００毫升污泥加入从大连市凌水河污水处 理厂回流污泥池取出的ＭＬＶＳＳ／ＭＬＳＳ为Ｏ．６０的新苨。两天后降氨氮 好氧回流的去除效果又提高并 且稳定在７７％左右总氮的去除率也稳定在７２％以上，但降氨氮 好氧回流和总氮的去除率并不高 分析是由于硝化细菌不适应该阶段的操作条件，导致含氮污染物去除率有所下降Ⅱ}

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