垃圾渗滤液反渗透浓缩液回灌处理中试研究

垃圾渗滤液反渗透浓缩液回灌处理中试研究（精选3篇）

1.垃圾渗滤液反渗透浓缩液回灌处理中试研究 篇一

垃圾填埋场中渗滤液回灌技术探讨

结合垃圾渗滤液的特点,介绍了填埋场渗滤液循环处理的技术特点及基本原理,对该技术的理论依据作了分析探讨,阐述了渗滤液循环处理的`主要方式,结合国内外学者研究成果论述了回灌对水质水量的影响,以期推广该技术的应用.

作 者：李冰 袁莉 张俊艳 LI Bing YUAN Li ZHANG Jun-yan 作者单位：李冰,张俊艳,LI Bing,ZHANG Jun-yan(上海固体废物处置中心,上海,36)

袁莉,YUAN Li(上海城投污水处理有限公司石洞口污水处理厂,上海,43)

刊 名：山西建筑英文刊名：SHANXI ARCHITECTURE年，卷(期)：200935(27)分类号：X705关键词：垃圾填埋场 渗滤液 循环处理 回灌

2.垃圾渗滤液反渗透浓缩液回灌处理中试研究 篇二

关键词：流离生化技术,垃圾渗滤液,污水处理工艺,中试研究

经济的发展和社会生活水平的提高, 使得生活垃圾种类和数量均越来越多, 并呈现着明显的增长趋势[1]。垃圾渗滤液是一种由于垃圾长期堆积分解、以及雨雪淋过后渗滤而下的污水[2], 该类污水异味重, 严重影响城市环境和接触者身体健康, 成为垃圾处理过程中产生的二次污染物, 需要及时利用化学、物理、生物等处理方法进行分解和清理[3]。生物处理方法具有能耗低、效率高、反应彻底、二次污染小等优势, 是垃圾渗滤的主要污水处理手法。其中微生物的缺氧或厌氧与好氧相结合的方法是近些年生物处理方法研究的重点课题之一[4]。而流离生化技术是在废水生物法处理的基础上改良的先进技术, 其具有积聚废水中悬浮物、有机物的作用, 并集活性污泥法与生物膜法于一身, 可通过曝气作用创造局部好氧、兼氧及厌氧的微环境, 呈现出良好的脱氮、除碳及耐冲击水质波动能力[5]。目前针对于流离生化技术处理垃圾渗滤液的相关报道尚少, 笔者通过中试试验, 提取和总结了处理过程中的相关数据及生化反应, 希望为科技发展提供有利依据。

1 材料与方法

1.1 试验装置和材料

采用自设计流离生化处理反应装置 (如图1所示) , 装置长×宽×高为1.9×8.0×1.5m, 为不锈钢材质, 装置内依次划分为均质池、厌氧池、曝气池、以及中间水池。将待处理垃圾渗滤液经进水口输入均质池进行水质均配;再将均质池处理后污水定量输注到厌氧流离生化池进行处理;处理后污水将自行流入曝气池, 两个曝气池底均有穿孔管曝气装置以向池内提供定量气源, 对污水实施曝气流离生化处理;最后, 处理后净水储入中间水池, 供后续深度处理试验。

主要材料为流离球, 由聚乙烯外壳和填料组成, 直径100mm。其中厌氧流离球填料使用化学改性火山岩, 池内填充比例40%, 粒径15mm~25mm;曝气流离球填料使用化学涂层的碎石块, 池内填充比例70%, 粒径12mm~20mm。

1.进水口;2.搅拌机;3.均质池;4.进水泵;5.布水器;6.厌氧流离生化池;7.厌氧流离球;8.曝气管;9.一级曝气流离生化池;1 0.二级曝气流离生化池;1 1.曝气流离球;1 2.回转式风机;1 3.中间水池

1.2 试验污水化学成份

垃圾渗滤液来源于江苏省宜兴市某垃圾中转站, 经化学实验获得数据:CODcr (8600~15000mg/L) , PH (7~8) , 总氮 (720~1010mg/L) , 氨氮 (500~890mg/L) , 悬浮固体 (900~1200mg/L) , 总磷 (25~55mg/L) 。

1.3 试验方法

试验共分两个阶段: (1) 驯化阶段:采用逐渐提高合成污水浓度的方式对种污泥进行预驯化, 氨氮与COD最终达到垃圾渗滤液进水水质浓度; (2) 实际垃圾渗滤液生化处理阶段:垃圾渗滤液分别经过厌氧流离生化池、曝气流离生化池生化处理之后进入中间水池。

驯化具体步骤如下:取垃圾渗滤液和自来水一齐注入均质池, CODcr控制范围为1000~1200mg/L, 搅拌机混合搅拌约30min。水泵启动, 加入接种污泥, 控制MLSS范围7800~9620mg/L。注满厌氧池和曝气池, 控制MLSS为3560~4560mg/L。厌氧池面的水由进水泵送入十字形布水器, 形成内循环搅拌, 至CODcr值低于2000mg/L时, 关闭进水泵。静置2h后再次启动进水泵, 向厌氧池中注入约1/3进水量以及适量的种泥, 同样由进水泵进行内循环。直至填料和从池底排放出的污泥呈现致密的橙黑色, 至此厌氧流离生化池启动成功。启动回转式鼓风机对曝气池进行闷曝, 溶解氧浓度应控制在2~4mg/L间。检测CODcr低至500mg/L时, 采用低负荷间歇法, 通过进水泵向均质池中适当进水和接种污泥, 日进水时间相对增长, 直到填料上呈橙黄色膜, 说明生物膜培养完成。此时, 厌氧池和曝气池均停止接种污泥, 按设计量20%的进水量持续向均质池输注垃圾渗滤液, 检测CODcr低至500mg/L后, 进水量提升至设计量的30%~40%, 反复运作, 直到达成设计处理量。再按同等比例增加进水浓度, 直至到达垃圾渗滤液原水质浓度。

1.4 分析方法

CODcr、氨氮和总磷由快速测定仪测定 (北京连华大地科技发展公司生产) ;溶解氧由溶解氧测定仪测定 (上海精密科学仪器有限公司生产) ;pH测定采用便捷式pH计法;SS和MLSS测定采用重量法;TN测定采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法。

试验过程中定时取样, 每次取三份, 以平均值作为试验数据。

2 结果与分析

2.1 处理效果

该试验自反应装置启动至驯化结束且出水基本达到稳定时 (全驯化过程) , 共经历约40d。如表1为处理量为100L/h时的各池的处理效果。

如表1, 随着反应的进行和驯化过程的发展, COD、氨氮、TN、TP含量不断下降, pH值不断上升。厌氧池中, 由于生物降解负荷存在不稳定性, 促使产酸细菌更多的产生挥发性脂肪酸, 使池内pH值下降, 产甲烷细菌活性受到抑制, 厌氧系统的去除率因此而下降。而通过酸化细菌的水解酸化反应, 有效避免了厌氧反应中酸败的产生, 从而有助于pH值的提升, 促进甲烷细菌活性, 从而提升厌氧池的去除效率。而在整个驯化过程中, 由于硝化作用与反硝化, pH值出现上升;有机物分解后产生CO2吹脱, 使pH值上升;有机酸不断分解过程中引发pH值上升。整个驯化过程中, pH值不断提升。

2.2 水力停留 (HTR) 对生化处理的影响

从表2可知, 厌氧池COD去除率随着HTR时长的减少而逐渐降低。这是因为厌氧池中应用改性火山岩作载体, 能够在受到冲击负荷时吸附毒性物质, 随着废水得到处理, 根据生物再生机理渐渐地重新把毒性物质释放于水中。

由表3, 随着HTR时长的增加, 曝气池COD、氨氮、TN去除率逐渐增加。

曝气池中存在着好氧、缺氧、厌氧三种局部环境, 从而发生同步硝化反硝化、厌氧氨氧化等不同转化途径。HTR时长的增加, 好氧区微生物不断氧化和分解有机物, CO D去除率上升。氨氮和TN去除率的上升, 首先是因为厌氧氨氧化途径去除氨氮, 使硝化菌富集进而加速硝化反应, 整个系统的总氨氮去除率不断提升;其次, 缺氧区内有机物不断酸化并降解成小分子, 在反硝化开始的5min~15min, 反硝化菌以挥发性脂肪酸及醇类等易降解的厌氧发酵产物为碳源, 反应达到最高速率, 同时, 碳源不足时, 进行细胞内源反硝化, 提高了整个处理系统的反硝化程度, 从而利于提高脱氮效率。因此, 在工程中, 为了提高COD和总氮的去除率, 可以相应地增加渗滤液在系统中的停留时间。

2.3 溶解氧浓度 (D O) 对曝气池生化处理影响

曝气池的处理应用了双级模式, 若提高曝气量, 则对能耗要求较大, 因此需要研究和有效控制溶解氧的浓度。由表4的结果可知, 随着DO增大, 曝气池内好氧微生物数量明显增加, 分泌大量的胞外酶, 有机物得到不断降解, COD去除率逐渐升高;另外, 硝化脱氮作用需要大量氧自由基使氨氮向-NO2、-NO3转化, DO的增大使得氨氮的去除率也逐步增加。

2.4 容积负荷 (F r) 对特殊化处理的影响

一般情况下, 高浓度负荷进水不仅促进了污泥的增殖, 同时强化污泥中降解菌对难降解有机物的驯化作用 (包括共代谢作用) , 从而让反应器降解更多的剩余有机物。同时顶部的填料作用, 使反应器内生物量增加, 经流离作用将微生物和悬浮性物质截留于反应器中, 加强了系统处理能力, COD去除率相应地提高。但当达到微生物所能承受的负荷, 即生长代谢所需碳源过量时, 微生物反而会释放多余碳源, 使得COD有所增加。

如表5、6所示, 厌氧池COD去除率当Fr达到 (2.76~3.28) Kg/m3/d之间时最高, 曝气池Fr在 (1.28~1.39) Kg/m3/d时, COD去除率达到最高。提示反应器的抗冲击负荷能力在厌氧池容积负荷在范围 (2.76~3.28) 、以及曝气池抗冲击负荷在 (1.28~1.39) 时最优。

曝气池中随着Fr的增加, 厌氧氨氧化反应与好氧硝化反应活性没有受到明显抑制影响, 氨氮去除率逐渐上升 (见表7) 。

3 讨论

目前, 利用生物法对垃圾渗滤液进行处理具有明显的操作简单、成本低、耐受冲击负荷作用强等特点。流离生化技术是较先进的生物处理方法之一, 由于其在一些工业废水处理中已见成效, 也被尝试应用在生活污水处理工作当中[6]。流离生化技术巧妙的将活性污泥处理方法与生物膜处理方法结合在一起, 促使污水中的悬浮物、杂物、有机物等通过填料积聚起来, 再利用曝气作用, 形成良好的局部好氧、兼氧、厌氧微环境, 获得较好的除碳、脱氮、耐冲击水质波动等能力。

整个运行过程中始终未对进水pH值进行调节, 也没有向反应器中人为投加碱性物质, 反应器仍能正常运行, 对COD的去除率也保持稳定, 表明系统本身具有较强的抗pH变化能力, 并能对pH进行自行调节, 保证后续生物处理所需的酸碱度。

总之, 流离生化处理垃圾渗滤液具有较好的效果, 其有效结合了流离原理以及生物学的相关机制[7], 是污水处理相关领域的一项新的技术性突破, 尤其适合应用于小区、建筑物等的污水处理中, 具有广阔的发展远景。

参考文献

[1]宋晓岚.城市垃圾处理与可持续发展[J].长沙大学学报, 2001, 15 (4) :36～40.

[2]宋建华.垃圾渗滤液及其处理技术[J].农业与技术, 2007, 27 (4) :134～137.

[3]郑振晖, 王红梅, 于玉华, 等.垃圾渗滤液处理技术研究进展[J].安徽化工, 200 7, 33 (4) :53～55.

[4]石岩, 王启山, 岳琳.组合工艺处理城市垃圾渗滤液的研究进展[J].给水排水, 2007, 33 (增刊) :119～122.

[5]王云飞.流离生物床处理废水的无污泥特性试验与应用[J].上海环境科学, 2001, 20 (5) :231～232.

[6]何大伟, 武强.投加FSB流离球填料处理高浓度制药废水的中试研究[J].黑龙江科技信息科技论坛, 2005:50.

3.垃圾渗滤液反渗透浓缩液回灌处理中试研究 篇三

垃圾渗滤液的水质较为复杂，采用单一的物理化学或生化的处理方法均难以达到较满意的处理效果。本研究介绍了强化复合厌氧生物床反应器（ECAB）+好氧反应器（复合式SBR）+混凝后处理+超滤+纳滤的生化与物化集成处理的技术路线。该工艺系统运行稳定，对有机物及总氮具有良好的去除效果；内部填料对ECAB和复合式SBR具有强化处理的效果；膜处理出水达到《生活垃圾填埋污染控制标准》（GB16889-1997）一级标准；以实际工程建设与运行来核算，单位垃圾渗滤液处理成本较低。1试验工艺及试验用水 工艺路线见图1。

图1工艺流程

试验用水取自北京市六里屯垃圾填埋场调节池，分别为第一期和第二期填埋场内的渗滤液，其中一期属于年轻垃圾渗滤液，可生化性较强；二期则属于年老垃圾渗滤液，可生化性相对较差。其综合水质见表1。其中着重对几种重金属元素化合物进行了检测，检测结果见表1。表1渗滤液水质指标

2复合厌氧生物床（ECAB）反应器处理垃圾渗滤液 2.1试验装置

填料安装在反应器中部。反应区高1.0m，有效容积约18L。废水由蠕动泵匀速定量地从反应器底部泵入，反应器底部布置有锥形布水装置，均匀配水后与污泥床进行接触反应，向上流经填料区和沉淀区，最后出水。反应中产生的沼气经三相分离器分离后进入气体流量计。采用电热丝衬保温层进行加热保温。

2.2厌氧在不同工况下对渗滤液的净化特性 试验中对系统出水的VFA（挥发性脂肪酸）、SS浓度以及碱度进行了相应的考察，如表2所示。

表2不同负荷状态下系统的运行工况

由表2可以看出,系统在中高低三个负荷状态下的运行工况均为稳定运行工况：

(1）低负荷时（2.1～5.1kgCOD/m3•d），进出水COD、VFA、SS浓度以及碱度均能达到常规厌氧系统稳定运行时的条件和工况；中等负荷时（5.1～7.3kgCOD/m3•d），COD去除率较好，出水VFA、SS偏高；高负荷时（>7.3kgCOD/m3•d），COD去除率下降较快，出水VFA、SS也在增长。

(2）中高负荷时，出水浓度大于300mg/L，高于通常认为的稳定运行条件，但因为系统碱度充足（碱度/VFA为10～11），完全可以抑制酸积累的发生，因此系统运行还是稳定的。(3）中高负荷时，出水SS仍有较高的去除率，显示强化厌氧系统有较强的适应能力，SS去除率达到了80%左右。

2.3填料对ECAB系统的强化作用

作为生物填料的PELIA生物载体是一种独有的专利复合材料，由聚乙烯、粘土及其他助剂烧结而成。试验后期将填料取出，并将系统容积负荷稳定在4.5kgCOD/m3•d左右，连续培养了一个月，然后考察无填料厌氧系统的降解特性，并与装设填料的情况进行对比（见图2）。

图2填料对厌氧系统降解特性的影响

由图2可以看出，装设填料对系统的处理能力有明显的强化效果。(1）低负荷时（容积负荷<2kgCOD/m3•d），系统强化效果较低，装设填料时降解能力约提高5%；

(2）中高负荷时（容积负荷为2～7kgCOD/m3•d），系统强化效果较高，装设填料时降解能力可提高12%～22.5%。

究其原因，系统处于低负荷时污染物在污泥床层已经得到较好的降解，废水达到位于反应器中上部位的填料部分时可降解的污染物已经很少，因此填料的强化作用并不明显；中高负荷时填料接触的污染物较多，强化作用得到了明显的体现。3复合式SBR工艺处理垃圾渗滤液 3.1试验装置

试验装置采用复合式SBR生物反应器。反应器由有机玻璃制成，容积为18L。反应器内设挡板，上面放置填料，底部连接空压机，内设曝气管，上面放置搅拌器，用于搅拌。整套设备连接到一台自控装置上，用于控制反应器序批式的运行。其中，进水通过计算泵的流量，然后在自控装置上设定进水时间，以达到控制进水量的要求，排水由电磁阀控制，在排水阶段，电磁阀打开，排水口自动排水。

3.2 复合式SBR对有机物的去除特性（见图3）

图3COD去除率随时间的变化 由图3可以看出，在试验初期的驯化阶段，采用经过适当稀释的原水作为复合式SBR反应器的进水，控制进水COD在1200～1300mg/L，随着试验的进行，COD去除率不断升高，在第50天时，逐步加入ECAB反应器出水作为复合式SBR的进水，即两个反应器进行串联。

可以看出，去除率明显下降，究其原因，进水COD明显升高，由原来的1300mg/L左右提高到5000mg/L左右，冲击负荷过大，最终导致系统发生非丝状菌膨胀，经过近半个月的驯化与调整，COD去除率逐步趋于稳定，最终在85%以上。在试验后期，进水水质可生化性变差，BOD/COD由原来的0.6降为0.2，去除率又有降低的趋势。在本试验的正常运行阶段，系统容积负荷为2.16kgCOD/m3•d，出水COD在500mg/L左右，去除率为87%左右。这说明复合式SBR系统降解有机物取得了良好的处理效果。其原因一方面是因为该试验阶段的垃圾渗滤液属早期阶段的渗滤液，垃圾渗滤液的可生化性相对较好；另一方面由于填料上附着的生物膜微生物有较长的停留时间，能够维持相当高的硝化率，大大降低了渗滤液中游离氨对微生物的生物抑制作用，加强了系统的处理能力。3.3复合式SBR中填料对有机物去除的强化作用

为了验证PELIA生物填料对有机物的去除效果，故对加入填料和没有加入填料的反应器对有机物的去除效果作了对比，见图4。

图4PELIA生物填料对COD 去除的强化作用

图4对比了本试验过程中生物反应器和PELIA生物填料对COD去除的相对贡献。由图4可知，当进水COD浓度在1046～3856mg/L之间变化时，没有加入PELIA生物填料的SBR反应器的出水COD浓度为226～628mg/L，相应加入了PELIA生物填料的复合式SBR反应器的出水COD浓度为182～322mg/L，尤其在第4～10d期间进水COD浓度变化较大，没有加入PELIA生物填料的SBR反应器的出水COD浓度比加入了PELIA生物填料的SBR反应器的出水COD浓度高且变化较大。生物反应器对COD总的去除率在71.6%～83.9%之间，其中生物膜降解对COD的去除率为3.3%～10.2%。3.3 系统对总氮的去除情况（见图5）

图5系统对TN的去除规律

由图5可知，在前110d，COD/NH3-N（C/N）为5.2，随着一个多月驯化阶段的完成，系统对总氮的去除率基本稳定在70%以上，这表明在此条件下系统对总氮有较好的去除效果。尤其在第55～81d之间，系统对总氮的去除率高达75.2%～79.2%。这主要是因为除反硝化脱氮外，微生物合成代谢也利用了其中一部分的N。在试验后期（第150～180d）系统的脱氮效果逐渐变差，总氮去除率由第110d的75%左右下降到最后的56%左右。

这主要是因为垃圾渗滤液的水质发生了变化，C/N由5.2降至2.0。垃圾渗滤液中的碳源严重不足且不易被利用，大大限制了反硝化菌的活性，造成了TN的去除率不断下降。理论上一般认为进水COD/TN达到3左右即可满足反硝化对碳源的要求，实用中则常认为该值应大于8。

对系统脱氮效果产生影响的主要因素是C/N，试验结果表明：随着进水C/N的增加，反硝化程度随之增加，出水NOx--N下降，总氮去除率提高，也就是说，在其它条件适宜的情况下，垃圾渗滤液中充足的碳源是反硝化进行彻底的保证。4深度处理 4.1试验方法

图6所示为超滤、纳滤的工艺流程。

图6膜过滤工艺流程

混凝沉淀作为预处理，超滤的出水作为纳滤的进水。通过调节回流液、浓缩液、透过液的流量来调节操作压力。当单独进行超滤或纳滤试验时，因为前面工序产水量有限，故采用将透过液回流到原水箱（或中间水箱）与浓缩液、回流液混合的循环式操作方法。4.2试验结果

膜对污染物的去除率见表3。

由表3可见，超滤对浊度、色度的去除效果非常明显，去除率达90%以上，表明超滤对悬浮物、胶体等的去除能力很强。但对COD的去除率很低，仅为4%，这是因为超滤膜对COD的去除主要取决于原水中有机污染物的分子量及其形状，本试验中的COD去除率较低是因为有机污染物的分子量相对要小于超滤膜的截流分子量，并且外形呈线性的较多。超滤对氨氮的去除效果也极低，另外超滤出水SDI最大值为2.2，远小于反渗透进水SDI值不高于5的要求。总之，超滤对污水浊度、色度的去除效果较好，产水浊度小于1NTU，SDI值较低，可以满足进入下一工序纳滤的要求。表3膜对污染物的去除效果

注：SDI（污染指数值）也称为FI（Fouling Index）值，是水质指标的重要参数之一。SDI值越 低，水对膜的污染阻塞趋势越小。大多数反渗透企业推荐的反渗透进水SDI值不高于5。

在四种不同的进水条件下，纳滤膜对COD的去除率较高，约70%，出水COD均在100mg/L以下，浊度检测结果显示为0，色度为1度，氨氮的去除率约为50%，出水氨氮浓度小于15mg/L，出水电导率2500～3000us/cm。由此可见，垃圾渗滤液经膜法深度处理后出水可满足《生活垃圾填埋污染控制标准》（GB16889-1997）一级标准。5技术经济评估

为了估算本工艺在实际工程中的可能投资水平及生产运行成本，现以国内较为常见的400m3/d规模的垃圾渗滤液处理厂为例，初步计算以本工艺为处理主体的工程建设投资及处理成本。

工程建设投资预测见表

4、生产成本预测见表5。表4工程建设投资预算

注：1.表中数据为国内3家同等规模污水处理厂的投资费用的平均值。

2、设备费用是以本工艺为基础，建造400m3/d规模的垃圾渗滤液处理厂所需的各种设备。设备总费用和安装总费用各占总投资额的48.59%和16.79%。

3、其他费用包括设计费、调试费等。表5生产成本预算

注：以上数据为北京市3家污水处理厂的相应费用的平均值。折合单位垃圾渗滤液处理成本为17.23元/m3，年经营成本为191.024万元；折合单位垃圾渗滤液处理成本为13.083元/m3。6存在的问题和结论

（1）试验后期用水取自北京市六里屯垃圾填埋场调节二期出水，其生化性较差，试验过程中出现了污泥膨胀及生化出水水质变差的现象，虽然在后期深度处理上控制住了出水水质，但是给后期膜处理造成了很大压力，增加了处理费用，这说明本工艺在处理年老垃圾渗滤液方面仍存在问题。

（2）本试验后期深度处理采用膜工艺，膜分离方法无论采用纳滤还是反渗透，都会产生或多或少的浓缩液，浓缩液会对水资源产生进一步污染，浓缩液的处理是一件非常困难的事情。本研究课题中产生的膜分离浓缩液，拟采用回灌填埋场的方法，但是在实际工程应用方面仍存在可行性的问题，需要进一步研究。

（3）当ECAB反应器的容积负荷为7.3kgCOD/m3•d时，COD去除率可达82.7%。

（4）复合式SBR反应器对有机物的去除效果较好，运行稳定，在历时180d的运行过程中COD的去除率基本保持在80%～90%之间，总氮去除率最高将近80%。PELIA生物填料起到了稳定和加强系统出水水质的作用，并对系统内硝化菌种群的优化提供了良好条件。（5）纳滤系统操作压力为0.3MPa时，出水COD浓度在100mg/L以下，浊度检测结果为0，色度为1度，氨氮浓度小于15mg/L，电导率为2500～3000us/cm。满足《生活垃圾填埋污染控制标准》（GB16889—1997）一级标准。

（6）以实际工程建设与运行来核算，使用本工艺可能的单位垃圾渗滤液处理成本为13.083元/m3；加上折旧其预测成本为17.23元/m3。

（7）填埋场内的自然降雨和径流是渗滤液产生的主要途径，其产生量占总污水量的比例很小，故本处理工艺可完全适用于处理规模在600m3/d以下的城市垃圾渗滤液处理厂。参考文献：