混凝沉淀-氣浮-ABR-AA/O-MBR工藝處理垃圾中轉站滲濾液的試驗研究

2024-02-22 08:10蘇德欣金麗麗

能源環境保護 2024年1期

蘇德欣, 付元, 馬賽, 金麗麗, 程材, 肖艷

(中煤科工集團杭州研究院有限公司, 浙江杭州 311201)

0 引言

與垃圾填埋場滲濾液的水量水質特征相比[5-6],垃圾中轉站滲濾液既有相似之處又有獨特之處。垃圾中的廚余以及各種有機垃圾含水率較高,易產生滲濾液,而我國垃圾成分與季節有一定的相關關系[7-8],所以,垃圾中轉站滲濾液隨著季節的變化,水量也發生變化,冬季甚至出現斷流現象[9]。水質方面,由于垃圾在中轉站停留時間較短,產生的滲濾液均是未礦化的新鮮濾液[10],懸浮固體含量較高[1],還含有較高濃度的油脂[11]。綜上,垃圾中轉站滲濾液的水量水質的干擾因素復雜、難于界定,對其處理工藝的選擇難度大。

生物處理法結合物理化學處理法是垃圾填埋場滲濾液處理的常規工藝,發展較成熟[12]。生物處理法主要是厭氧消化結合活性污泥法或生物膜法去除有機物和氮,物理化學處理法主要是采用納濾結合反滲透深度處理生物處理出水,這可以借鑒到中轉站滲濾液處理中[13-14]。然而與填埋場滲濾液相比,中轉站滲濾液含有大量的懸浮固體和油脂,這些污染物為生化處理帶來高負荷和堵塞的弊端,影響反應的順利進行[15]。垃圾中轉站滲濾液中的油脂類更是危害后續反應的順利進行,它影響好氧生物處理的充氧效果,導致生物活性降低,出水質量下降[16]。此外,油脂類還會造成深度處理工藝的膜污染問題[17]。因此,垃圾中轉站滲濾液的處理不能簡單套用垃圾填埋場滲濾液處理工藝,采用合理、可靠的處理工藝非常必要。

本文綜合考慮垃圾中轉站滲濾液的水質水量特點,以實際污水為處理對象,基于污水的物化、生化處理技術,探究了混凝沉淀-氣浮-厭氧折流板反應器(Anaerobic Baffled Reactor, ABR)-厭氧-缺氧-好氧法(Anaerobic-Anoxic-Oxic, AA/O)-膜生物反應器(Membrane Bio-Reactor, MBR)工藝在處理垃圾中轉站滲濾液中的應用;對工藝的試驗參數、污染物去除情況等方面進行分析,為該工藝廣泛應用于該類型污水的處理提供工藝設計和運行調試等方面的參考。

1 試驗裝置與方法

1.1 試驗水質

本研究所用的垃圾中轉站滲濾液主要取自浙江省某垃圾中轉站出水,滲濾液呈黑色或灰褐色,同時帶有強烈惡臭。垃圾中轉站原有隔油裝置、沉淀池等,只能對滲濾液進行簡單預處理,不能有效去除滲濾液中的主要污染物,且設備目前已不能高效運轉。因此,將原有滲濾液處理設施進行拆除后空間再利用,建設一套滲濾液處理裝置,處理能力Q為50 m3/d,主體采用混凝沉淀-氣浮-ABR-AA/O-MBR工藝,產生的污泥采用疊螺壓濾機壓濾。排放水質達到《污水排入城鎮下水道水質標準》(GB/T 31962—2015)[18]中的排放標準,排入污水處理廠進行處理深度處理。進、出水水質指標見表1。

1.2 試驗流程

針對懸浮固體較高還含有較高濃度的油脂的水質特點,采用“混凝沉淀+氣浮”串聯組成的預處理單元,包括混凝反應器、混凝沉淀區,氣浮反應區和氣浮接觸區?；炷磻獏^用于投加混凝劑和助凝劑等試劑進行反應,混凝沉淀區用于對反應后生成的絮體進行沉淀分離;氣浮反應區用于投加助凝劑進行反應,氣浮接觸區用于通入高壓溶氣水進行氣浮。針對有機物、總氮、氨氮等污染物濃度較高的水質特點,采用“ABR+AA/O”串聯組成的生化處理單元。ABR內設有若干交錯排布的折流隔板,折流隔板一端與池的側壁連接,另一端與池的相對一側側壁之間形成過水通道,可延長滲濾液在ABR的流動路線,減小ABR面積的同時延長反應時間,提高處理效率。AA/O包括相連通的厭氧池、缺氧池和好氧池,均設有活性污泥。在厭氧池,污泥中的聚磷菌進行磷的釋放和低級脂肪酸等的吸收;在缺氧池,污泥中的反硝化菌將硝酸鹽轉化為氮氣;在好氧池,污泥中的硝化細菌將氨氮氧化成硝酸鹽,經好氧處理后的硝化液可由硝化液回流泵泵入缺氧池繼續進行反硝化。為提高出水水質,生化反應后采用MBR進行深度處理,反應器內的泥水混合物部分回流到厭氧池內。垃圾中轉站滲濾液處理工藝如圖1所示。

圖1 垃圾中轉站滲濾液處理試驗流程Fig. 1 Treatment flow chart of leachate from the refuse transfer station

1.3 試驗參數

主要試驗參數詳見表2。

表2 主要試驗參數

1.4 試驗方法及設備

2 結果與討論

2.1 混凝沉淀-氣浮的處理效果

以調節后的垃圾中轉站滲濾液為進水(主要污染物指標見表1),連續運行,對混凝沉淀-氣浮組合預處理單元進行15周取樣分析,結果如圖2和圖3所示。

圖2 混凝沉淀-氣浮對SS的去除效果Fig. 2 Removal effect of coagulation precipitation and air flotation for SS

圖3 混凝沉淀-氣浮對CODCr的去除效果Fig. 3 Removal effect of coagulation precipitation and air flotation for CODCr

在混凝沉淀-氣浮預處理中,進水SS為4 330～6 317 mg/L,平均為5 270 mg/L,懸浮固體含量較高,遠超垃圾填埋場滲濾液[19]。出水SS在183～351 mg/L,平均為258 mg/L,SS去除率基本在94.00%以上,最高達到了96.91%。在該處理單元,滲濾液、混凝劑和助凝劑充分混合,通過電中和、吸附架橋和網捕的協同作用,SS聚集并形成沉淀得以去除;再加入助凝劑進一步反應后,通入高壓溶氣水,難以自然沉降或懸浮的乳化油和微小懸浮顆粒等污染物黏附于氣泡表面并隨之上浮到水面,通過刮渣得以去除?？梢?氣浮作為混凝沉淀的后續處理,提高了預處理效果。進水CODCr為15 130～20 540 mg/L,平均為17 460 mg/L,有機污染物含量較高;出水CODCr最高為8 197 mg/L,最低為4 819 mg/L,平均為6 742 mg/L。從CODCr的去除率來看,均達到50%以上,最高去除率達到了68.93%,CODCr的平均去除率為61.29%?；炷恋?氣浮處理垃圾中轉站滲濾液取得良好效果,也說明了垃圾中轉站滲濾液中的懸浮固體主要由CODCr構成。良好的預處理效果為后續生化處理減輕負擔,同時也避免了反應器堵塞造成流態改變等問題。

2.2 ABR-AA/O的處理效果

ABR-AA/O單元對CODCr的去除效果如圖4所示。進水CODCr為4 819～8 197 mg/L(平均為6 742 mg/L),進水濃度波動均較大。出水CODCr為214～481 mg/L(平均為334 mg/L),出水CODCr比較平穩,最高CODCr濃度與最低CODCr濃度相差267 mg/L,僅為進水CODCr平均濃度的4%。這可能與高污染物濃度進水情況下ABR高產氣量有關。有機物在ABR內進行水解、酸化、產氫產乙酸和產甲烷等過程的厭氧發酵,反應器可以厭氧發酵產生的氣體作為動力推動內部混合物均勻[20-21]。在沒有外部驅動力的情況下,這種循環膨脹并使污泥床流態化,有效地改善了活性生物質和有機污染物的接觸機會[22],提高了污水和污泥之間的傳質效率[23]。污泥床流態化更加理想,污水和污泥之間的傳質效率進一步提高。從CODCr的去除率也可以看出,ABR-AA/O單元對CODCr的去除率在93.14%～97.03%(平均為95.00%)。