王 凱 王淑瑩 朱如龍 苗 蕾 彭永臻

(北京工業(yè)大學(xué)北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京100124)

垃圾滲濾液作為衛(wèi)生填埋的副產(chǎn)物,是一種具有大量有機(jī)物、氨氮和無(wú)機(jī)鹽的特種廢水[1-2].滲濾液如果直接排入水體,會(huì)對(duì)周圍的環(huán)境造成嚴(yán)重的危害,因此,必須在排放前對(duì)其進(jìn)行經(jīng)濟(jì)有效的處理,尤其是要減少其有機(jī)物和氮素對(duì)環(huán)境的影響[3-4].

目前,處理垃圾滲濾液的方法主要有物理方法[5-8]、化學(xué)方法[9-11]以及生物技術(shù)[12-15].物理和化學(xué)方法雖然具有基建費(fèi)用低、不受溫度影響、耐沖擊負(fù)荷等優(yōu)點(diǎn),但處理費(fèi)用較高,能耗大且會(huì)產(chǎn)生二次污染,因此實(shí)際應(yīng)用并不多.生物技術(shù)中的厭氧處理技術(shù)能有效地去除滲濾液中的有機(jī)物,但對(duì)氨氮的去除貢獻(xiàn)不大[16-18].而傳統(tǒng)的好氧工藝,無(wú)法實(shí)現(xiàn)氮素的徹底脫除.文獻(xiàn)[19-21]采用添加有機(jī)碳源后置反硝化以提高總氮的去除率,但此方法沒(méi)有充分利用滲濾液中的有機(jī)碳源,增加了處理費(fèi)用.

SBR由于反應(yīng)器結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單,耐沖擊負(fù)荷,操作靈活多變,被廣泛應(yīng)用于垃圾滲濾液的處理中[22-23].在傳統(tǒng)操作模式下,SBR可獲得良好的有機(jī)物去除效果,但對(duì)總氮的去除效果并不理想.主要原因是在曝氣階段,滲濾液中的有機(jī)物被好氧的異養(yǎng)菌利用,造成硝化結(jié)束后反硝化碳源的不足.同時(shí),異養(yǎng)菌的大量增長(zhǎng)將造成泥齡的縮短,不利于硝化細(xì)菌的富集.本試驗(yàn)以實(shí)際垃圾滲濾液為研究對(duì)象,以充分利用原水碳源進(jìn)行深度脫氮為目的,以SBR法靈活多變的操作為基礎(chǔ),改變傳統(tǒng)的運(yùn)行模式,采用進(jìn)水—攪拌/曝氣—攪拌—靜沉—排水—閑置運(yùn)行方式,考察改進(jìn)后運(yùn)行模式的脫氮能力,并考察了曝氣間隔對(duì)系統(tǒng)脫氮效率的影響.

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)備和種泥

SBR反應(yīng)器的有效容積為10 L,直徑為20 cm,由有機(jī)玻璃制成,并配備攪拌器(轉(zhuǎn)速為100 r/min),馴化階段的排水比為10%,改變運(yùn)行模式階段的排水比為15%.SBR系統(tǒng)內(nèi)設(shè)溫度控制及升溫裝置,使系統(tǒng)的溫度維持在(25±1) ℃.曝氣通過(guò)空氣泵及氣體流量計(jì)控制并在硝化階段維持溶解氧濃度在0.5 mg/L左右.種泥取自北京給排水集團(tuán)研發(fā)中心的中試階段,是處理生活污水的全程硝化污泥,接種時(shí)污泥濃度為3.5 g/L.

試驗(yàn)共分為2個(gè)階段:馴化階段(第0～60天)和改變運(yùn)行模式階段(第61～210天).

1.2 滲濾液水質(zhì)

試驗(yàn)所用滲濾液取自北京市六里屯垃圾衛(wèi)生填埋場(chǎng),其主要水質(zhì)指標(biāo)如表1所示.

表1 試驗(yàn)所用滲濾液主要水質(zhì)指標(biāo)

1.3 控制方法

在馴化階段,SBR采用傳統(tǒng)的操作模式,進(jìn)水為晚期垃圾滲濾液,溶解氧濃度控制在0.5 mg/L以內(nèi),排水比為10%.由于主要目的是培養(yǎng)活性污泥的硝化性能,系統(tǒng)采取不固定水力停留時(shí)間而保證出水水質(zhì)的控制方法,即利用過(guò)程控制,通過(guò)觀察氨谷的出現(xiàn)判斷系統(tǒng)硝化結(jié)束的終點(diǎn),保證系統(tǒng)硝化完全.在改變運(yùn)行模式階段,進(jìn)水為中期垃圾滲濾液,排水比為15%,其運(yùn)行模式如圖1所示.反應(yīng)開(kāi)始時(shí)先交替攪拌和曝氣進(jìn)行硝化和反硝化,曝氣和攪拌間隔0.5 h,當(dāng)系統(tǒng)在曝氣階段出現(xiàn)氨谷時(shí),表明系統(tǒng)硝化結(jié)束,此時(shí)停止曝氣,進(jìn)行缺氧攪拌內(nèi)源反硝化脫氮.在試驗(yàn)初期,為加快啟動(dòng)速度,采取相同反應(yīng)時(shí)間的控制方法,將周期時(shí)長(zhǎng)控制在34 h,即在保證硝化完全的情況下使HRT(hydraulic retention time)相同.如果系統(tǒng)在周期內(nèi)不能完成脫氮,則額外添加碳源(乙醇)進(jìn)行反硝化,直至系統(tǒng)完成脫氮再進(jìn)行下一個(gè)周期.當(dāng)系統(tǒng)在34 h以內(nèi)實(shí)現(xiàn)深度脫氮后,采用過(guò)程控制的方法,即通過(guò)ORP(oxidation-reduction potential)所指示的硝酸鹽膝來(lái)判斷反應(yīng)的終點(diǎn).

圖1 SBR中第2階段運(yùn)行模式

1.4 分析方法

COD(化學(xué)需氧量)、氨氮、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、堿度、MLSS(活性污泥濃度)等常規(guī)指標(biāo)的測(cè)量均采用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法.溶解氧(dissolved oxygen,DO)、氧化還原電位(oxidation-reduction potential,ORP)、pH和溫度通過(guò)在線測(cè)量(WTW DO 330i,WTW ORP 340i,WTW pH 340i),TN(總氮)等采用TN/TOC分析儀(Multi N/C3000,德國(guó)耶拿)測(cè)定,PHA采用文獻(xiàn)[24]方法測(cè)量.

2 結(jié)果與討論

2.1 馴化階段氮素的變化

馴化階段的氮素變化如圖2所示.此階段主要目的是培養(yǎng)硝化污泥,使活性污泥逐步適應(yīng)垃圾滲濾液的水質(zhì)并將使其轉(zhuǎn)變成短程硝化活性污泥.由圖2可知,馴化由2個(gè)階段組成：第1階段進(jìn)水為稀釋后的垃圾滲濾液1,氨氮濃度為600 mg/L左右.反應(yīng)開(kāi)始時(shí)混合液氨氮濃度為60 mg/L左右,此濃度與污泥接種前處理的生活污水的氨氮濃度相當(dāng).由于水質(zhì)的變化,在試驗(yàn)初期,硝化時(shí)間長(zhǎng)達(dá)4.5 h.隨著試驗(yàn)的不斷進(jìn)行,硝化時(shí)間不斷縮短.當(dāng)試驗(yàn)進(jìn)行到第15天時(shí),硝化時(shí)間為2 h,在此后的11 d中,系統(tǒng)的硝化時(shí)間一直維持在2 h左右,表明活性污泥已經(jīng)適應(yīng)了滲濾液的水質(zhì).值得注意的是,當(dāng)試驗(yàn)進(jìn)行到第10天時(shí),活性污泥的濃度由接種時(shí)的3.5 g/L減少至3.2 g/L,SVI值卻由接種時(shí)的142 mL/g增加到243 mL/g,污泥的沉降性明顯變差.通過(guò)鏡檢,未發(fā)現(xiàn)絲狀菌大量增殖.因此可以初步判斷,此時(shí)發(fā)生的污泥膨脹為黏性膨脹,是接種污泥不適應(yīng)滲濾液水質(zhì)的表現(xiàn).在此階段,系統(tǒng)延長(zhǎng)了沉淀時(shí)間,保證污泥不流失，從而保證了污泥中硝化細(xì)菌的數(shù)量.隨著試驗(yàn)的進(jìn)行,污泥的SVI值逐漸降低,到第1階段結(jié)束時(shí),其SVI值降至152 mL/g,污泥沉降性得到了恢復(fù).硝化時(shí)間的穩(wěn)定和污泥沉降性的恢復(fù)共同說(shuō)明系統(tǒng)已經(jīng)適應(yīng)了滲濾液的水質(zhì),在此階段,出水中的氮素以硝態(tài)氮為主,亞硝態(tài)氮和總氧化態(tài)氮的比值在第24天時(shí)達(dá)到最大,為30%左右,系統(tǒng)依然為全程硝化.從第15天以后,雖然硝化時(shí)間穩(wěn)定在2 h,但系統(tǒng)出水的硝態(tài)氮濃度依然很高,無(wú)法實(shí)現(xiàn)短程硝化,因此,從第25天開(kāi)始,試驗(yàn)進(jìn)入第2階段.第2階段的主要目的是使系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)短程硝化,主要的策略是通過(guò)高游離氨對(duì)NOB(nitrite oxidizing bacteria)的抑制作用,因此,此階段進(jìn)水為未稀釋的垃圾滲濾液1,進(jìn)水后混合液氨氮濃度提高至110 mg/L左右.在提高進(jìn)水氨氮濃度后,硝化開(kāi)始前系統(tǒng)的游離氨濃度由第1階段的1.292 mg/L提升至2.368 mg/L.較高的游離氨濃度會(huì)抑制AOB(ammonia oxidizing bacteria)和NOB的活性,但對(duì)NOB的抑制作用更大[25].因此,在FA的抑制作用下,系統(tǒng)逐漸由全程硝化向短程硝化轉(zhuǎn)變,亞硝積累率由最初的30%左右增加到第45天的95%左右.同時(shí),系統(tǒng)的硝化時(shí)間也在不斷縮短,由第25天的4.5 h逐漸縮短至第45天的2.8 h左右.試驗(yàn)從第45天開(kāi)始至第60天,硝化時(shí)間和亞硝積累率分別穩(wěn)定在2.8 h左右和98%左右,表明污泥馴化成功.馴化結(jié)束后,污泥濃度減少至3 g/L.

圖2 SBR馴化階段硝化時(shí)間及各基質(zhì)變化效果

2.2 滲濾液深度脫氮的啟動(dòng)及穩(wěn)定

在馴化結(jié)束后,SBR改變運(yùn)行模式,以考察系統(tǒng)利用原水中有機(jī)碳源脫氮的能力.進(jìn)水由垃圾滲濾液1改為碳氮質(zhì)量比為4∶1左右的垃圾滲濾液2.在試驗(yàn)期間,系統(tǒng)進(jìn)水COD為3.6～3.7 g/L,出水COD為0.4～0.5 g/L,COD的去除率保持在85%左右.SBR混合液進(jìn)出水氮素變化如圖3所示.由圖3可知,系統(tǒng)進(jìn)水氨氮濃度約為950 mg/L,進(jìn)水后混合液氨氮濃度約為140 mg/L.此階段硝化開(kāi)始前系統(tǒng)的游離氨濃度為3.014 2 mg/L,較高的游離氨濃度使系統(tǒng)一直保持了良好的短程硝化率,即在硝化結(jié)束時(shí),99%以上的氨氮轉(zhuǎn)變?yōu)閬喯鯌B(tài)氮.在試驗(yàn)初期,系統(tǒng)無(wú)法在周期內(nèi)完成完全的脫氮,在周期結(jié)束時(shí)只能去除35%左右的總氮,其中通過(guò)反硝化和SND可以去除系統(tǒng)25%左右的總氮,而內(nèi)源反硝化的作用不大,只能去除10%的總氮.但隨著試驗(yàn)的進(jìn)行,污泥濃度不斷增加,反硝化的作用逐漸增強(qiáng),系統(tǒng)在周期結(jié)束時(shí)剩余的總氮逐步降低.當(dāng)試驗(yàn)進(jìn)行至第80天時(shí),系統(tǒng)可以通過(guò)曝氣階段中的SND和硝化結(jié)束前攪拌階段的反硝化去除滲濾液中45%的總氮,通過(guò)內(nèi)源反硝化去除滲濾液中50%的總氮,在一個(gè)周期(34 h)之內(nèi)不添加有機(jī)碳源即可將滲濾液95%以上的總氮脫除,出水總氮小于40 mg/L，實(shí)現(xiàn)了利用原水碳源進(jìn)行徹底反硝化.在傳統(tǒng)的SBR處理垃圾滲濾液的研究中,一般只考察滲濾液中氨氮的去除率,但絕大部分去除的氨氮轉(zhuǎn)變成了NOx,工藝對(duì)滲濾液總氮的去除率在30%～80%左右,沒(méi)有實(shí)現(xiàn)對(duì)滲濾液的深度脫氮[26-27].有研究者通過(guò)添加外碳源的方法提高工藝的總氮去除率,但這無(wú)疑大大增加了處理的成本[19-21].本工藝由于改變了SBR的操作模式,充分利用了原水碳源,不僅達(dá)到了穩(wěn)定的深度脫氮,而且不用外加任何碳源,使每噸滲濾液的處理成本降低了5元以上.

圖3 間歇曝氣SBR處理滲濾液脫氮效果及污泥濃度變化圖

在前80天,為了在保證反硝化完全的條件下富集系統(tǒng)中反硝化菌的濃度,試驗(yàn)采用外加碳源的方法,因此,污泥濃度由最初的3 g/L逐漸增長(zhǎng)至6 g/L左右.當(dāng)系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)了利用原水碳源深度脫氮后,根據(jù)物料平衡算法可知,一個(gè)周期內(nèi)去除的有機(jī)物為3.75 g/L,而實(shí)現(xiàn)深度脫氮所需要的有機(jī)物含量需大于3.277 g/L,即原水中至少有87.4%的有機(jī)物被用于反硝化.由于原水中大量的有機(jī)物被用于反硝化,系統(tǒng)中好氧的異養(yǎng)菌增殖緩慢.因此,在長(zhǎng)達(dá)140多天的試驗(yàn)中,系統(tǒng)只通過(guò)出水排出了部分固體懸浮物(濃度為100～140 mg/L),污泥濃度一直穩(wěn)定在6 g/L左右,實(shí)現(xiàn)了有效的污泥減量.

2.3 不同運(yùn)行模式脫氮效果的比較

試驗(yàn)以交替攪拌和曝氣處理垃圾滲濾液效果良好的活性污泥為種泥,考察不同的運(yùn)行模式對(duì)SBR在不添加有機(jī)碳源的條件下脫除滲濾液總氮效果的影響.實(shí)驗(yàn)所用垃圾滲濾液的COD為4.3 g/L,氨氮為1.050 g/L.試驗(yàn)共分3組:第1組先交替攪拌和曝氣至硝化結(jié)束,間隔0.5 h;第2組同樣先交替攪拌和曝氣至硝化結(jié)束,間隔1 h;第3組采用傳統(tǒng)的運(yùn)行方式,持續(xù)曝氣至硝化結(jié)束.3組試驗(yàn)均在硝化結(jié)束后繼續(xù)缺氧攪拌進(jìn)行內(nèi)源反硝化,直至反應(yīng)結(jié)束.

第1組試驗(yàn)一個(gè)周期內(nèi)氮素及COD變化如圖4(a)所示.由圖可知,第1組試驗(yàn)共用31 h,其中從開(kāi)始反應(yīng)至硝化結(jié)束共9 h,缺氧攪拌段為22 h.試驗(yàn)開(kāi)始后的0～0.5 h為厭氧攪拌段,COD、氨氮和總氮均有小幅的下降,此為活性污泥吸附的結(jié)果.在隨后的攪拌和曝氣階段,COD和氨氮出現(xiàn)了同步降解,表明系統(tǒng)內(nèi)的硝化細(xì)菌活性較強(qiáng),能夠與好氧的異養(yǎng)菌爭(zhēng)奪溶解氧.由于COD和氨氮能同步降解,在缺氧攪拌段,系統(tǒng)發(fā)生了明顯的反硝化作用,亞硝態(tài)氮濃度和總氮濃度在此階段出現(xiàn)了較大幅度的降低.當(dāng)反應(yīng)進(jìn)行4 h后,系統(tǒng)中99%的可生化COD被降解.此后,系統(tǒng)的COD基本保持不變.在COD降解結(jié)束后,硝化速率明顯加快,同時(shí)總氮也大幅度降低,表明此時(shí)系統(tǒng)利用內(nèi)碳源進(jìn)行反硝化.整個(gè)曝氣過(guò)程中,硝態(tài)氮一直維持在很低的水平,說(shuō)明系統(tǒng)短程硝化效果良好.在交替攪拌和曝氣階段,系統(tǒng)可以通過(guò)缺氧段的反硝化和SND,脫除滲濾液中45%左右的總氮.硝化結(jié)束時(shí),氨氮濃度為2 mg/L,亞硝態(tài)氮濃度達(dá)到最大(90 mg/L左右),總氮濃度為112 mg/L,隨后系統(tǒng)進(jìn)入缺氧攪拌段.在缺氧攪拌段,反硝化菌利用內(nèi)碳源反硝化,亞硝態(tài)氮和總氮濃度不斷降低.當(dāng)試驗(yàn)進(jìn)行到31 h后,系統(tǒng)內(nèi)的總無(wú)機(jī)氮濃度低于5 mg/L,總氮濃度低于25 mg/L,在不添加有機(jī)碳源的條件下實(shí)現(xiàn)了對(duì)滲濾液的深度脫氮.

圖4 間歇曝氣SBR一個(gè)周期內(nèi)各基質(zhì)變化圖

第2組試驗(yàn)一個(gè)周期內(nèi)氮素和COD的變化如圖4(b)所示.由圖可知,第2組試驗(yàn)共用36 h,其中從開(kāi)始反應(yīng)至硝化結(jié)束共8 h,缺氧攪拌段為28 h.在反應(yīng)開(kāi)始后1 h的厭氧攪拌段,系統(tǒng)的氨氮濃度和COD濃度由于污泥的吸附作用同樣出現(xiàn)了小幅的下降.COD在第1個(gè)曝氣階段出現(xiàn)大幅度的降解,隨后降解速率趨于穩(wěn)定.由于在曝氣階段亦出現(xiàn)了COD和氨氮的同步降解,在硝化期間進(jìn)行缺氧攪拌時(shí),亞硝態(tài)氮濃度和總氮濃度都出現(xiàn)了下降.與第1組試驗(yàn)相比,第2組試驗(yàn)硝化時(shí)間為8 h,縮短了1 h,可能的原因是較長(zhǎng)的曝氣時(shí)間更有利于發(fā)揮硝化細(xì)菌的活性.但硝化結(jié)束后,亞硝態(tài)氮濃度為107 mg/L,總氮濃度為132 mg/L,分別比第1組試驗(yàn)高17和20 mg/L,總氮的去除率相比第1組試驗(yàn)低20%.由于第2組硝化結(jié)束時(shí)脫氮效果比第1組試驗(yàn)差,因而第2組試驗(yàn)時(shí)長(zhǎng)(實(shí)現(xiàn)深度脫氮共耗時(shí))為36 h,比第1組試驗(yàn)的周期時(shí)長(zhǎng)多5 h.由此可知,較長(zhǎng)的硝化時(shí)長(zhǎng)可以縮短系統(tǒng)的硝化時(shí)間,但會(huì)對(duì)反硝化產(chǎn)生不利影響,延長(zhǎng)了整個(gè)反應(yīng)周期的時(shí)間.

第3組試驗(yàn)一個(gè)周期內(nèi)氮素和COD的變化如圖5所示.由圖可知,第3組試驗(yàn)曝氣時(shí)長(zhǎng)為4 h,缺氧攪拌34 h.硝化結(jié)束后,系統(tǒng)總氮濃度為156 mg/L,亞硝態(tài)氮濃度為132 mg/L,通過(guò)SND只去除了總氮的14.3%.由于硝化階段脫氮效果較差,在隨后的缺氧攪拌階段,系統(tǒng)在34 h內(nèi)仍無(wú)法實(shí)現(xiàn)深度脫氮,出水中亞硝態(tài)氮濃度為24 mg/L,總氮濃度為43 mg/L.

圖5 持續(xù)曝氣SBR一個(gè)周期內(nèi)各基質(zhì)變化圖

3組試驗(yàn)的反應(yīng)器混合液在一個(gè)周期內(nèi)各總氮去除及污泥內(nèi)PHA含量的變化如圖6所示.由圖可知,污泥中的PHA含量是影響系統(tǒng)脫氮效率的重要因素.第1組和第2組試驗(yàn)由于在曝氣前進(jìn)行有厭氧攪拌,因此,在試驗(yàn)開(kāi)始1 h后,污泥中的PHA含量明顯高于第3組.當(dāng)?shù)?組硝化結(jié)束時(shí),第1組和第2組污泥中單位活性污泥的PHA含量分別為27.74和24.85 mg/g,比第3組19.46 mg/g高出了42.5%和27.7%.此時(shí),3組的總氮去除率十分相近.當(dāng)?shù)?組硝化結(jié)束時(shí),即試驗(yàn)進(jìn)行8 h時(shí),第1組污泥中PHA的含量依然最高.同時(shí),由于在硝化的過(guò)程中加入了間歇攪拌,脫氮效率也最高.此時(shí),第2組和第3組脫氮效率相同,但第2組污泥中PHA的含量比第3組高出35.3%.當(dāng)試驗(yàn)進(jìn)行9 h時(shí),即第1組硝化結(jié)束時(shí),第1組試驗(yàn)的脫氮效率和污泥中PHA的含量依然最高,但第3組試驗(yàn)由于污泥中PHA含量最少,脫氮效率開(kāi)始逐漸低于第2組.

圖6 3組對(duì)比試驗(yàn)脫氮效率及污泥內(nèi)碳源變化

當(dāng)3組試驗(yàn)均進(jìn)入缺氧攪拌反硝化階段后,污泥中PHA的含量是決定系統(tǒng)脫氮效率的關(guān)鍵因素.第1組試驗(yàn)由于存儲(chǔ)了大量的PHA,且在硝化過(guò)程中損失最少,因此脫氮效率最高,僅用31 h便完成了深度脫氮.第2組試驗(yàn)中由于污泥也含有大量的PHA,在35 h后也完成了脫氮,但脫氮效率比第1組低13%.按照傳統(tǒng)模式運(yùn)行的第3組試驗(yàn),由于前期沒(méi)有厭氧攪拌環(huán)節(jié),在硝化的過(guò)程中又消耗了大量的PHA,因此,運(yùn)行38 h,總氮去除率只有76%,依然無(wú)法實(shí)現(xiàn)深度脫氮.通過(guò)第1組試驗(yàn)和第2組、第3組試驗(yàn)的對(duì)比可以發(fā)現(xiàn),硝化前的厭氧攪拌對(duì)活性污泥儲(chǔ)存內(nèi)碳源,對(duì)提高系統(tǒng)的脫氮效率至關(guān)重要,同時(shí),短間隔的曝氣可減輕氧氣對(duì)反硝化菌存儲(chǔ)碳源的損耗,進(jìn)一步提高系統(tǒng)的脫氮效率.

3 結(jié)論

1) 試驗(yàn)以處理生活污泥的全程硝化污泥為種泥,經(jīng)過(guò)60 d的培養(yǎng),由處理普通生活污水的全程硝化活性污泥轉(zhuǎn)變成能適應(yīng)晚期垃圾滲濾液水質(zhì)的短程硝化污泥,短程硝化率穩(wěn)定在90%以上.

2) 系統(tǒng)的活性污泥馴化結(jié)束后,系統(tǒng)進(jìn)水由晚期滲濾液改為碳氮質(zhì)量比為4∶1的垃圾滲濾液,并改變操作模式為硝化階段間歇曝氣和攪拌,硝化結(jié)束后持續(xù)攪拌.在改變操作模式40 d后,系統(tǒng)能在34 h之內(nèi)完成對(duì)垃圾滲濾液的深度脫氮,在不添加任何外加碳源的情況下,可以脫除系統(tǒng)95%以上的總氮.

3) 通過(guò)3組對(duì)比試驗(yàn)考察不同曝氣間隔對(duì)滲濾液總氮去除的差異.試驗(yàn)結(jié)果表明,污泥中PHA的含量是決定系統(tǒng)脫氮性能的重要因素.硝化前的厭氧攪拌和短時(shí)的曝氣間隔有利于提高污泥內(nèi)碳源的存儲(chǔ)量,從而提高系統(tǒng)的脫氮效率.傳統(tǒng)的持續(xù)曝氣后缺氧攪拌無(wú)法完全實(shí)現(xiàn)對(duì)滲濾液的深度脫氮.

)

[1]Renou S, Givaudan J G, Poulain S, et al. Landfill leachate treatment: review and opportunity[J].JournalofHazardousMaterials, 2008,150(3): 468-493.

[2]王寶貞, 王琳. 城市固體廢物滲濾液處理與處置[M]. 北京:化學(xué)工業(yè)出版社, 2005.

[3]樓子陽(yáng), 趙由才. 滲濾液處理處置技術(shù)及工程實(shí)例[M]. 北京:化學(xué)工業(yè)出版社, 2006.

[4]Silva A C, Dezotti M, Sant’Anna J G L. Treatment and detoxication of a sanitary landfill leachate[J].Chemosphere, 2004,55(2): 207-214.

[5]Chianese A, Ranauro R, Verdone N. Treatment of landfill leachate by reverse osmosis[J].WaterResearch, 1999,33(3): 647-652.

[6]Singh S K, Townsend T G, Mazyck D, et al. Equilibrium and intra-particle diffusion of stabilized landfill leachate onto micro-and meso-porous activated carbon [J].WaterResearch, 2012,46(2):491-499.

[7]Amokrane A, Comel C, Veron J. Landfill leachates pretreatment by coagulation-flocculation[J].WaterResearch, 1997,31(11):2775-2782.

[8]Zouboulis A I, Jun W, Katsoyiannis A I. Removal of humic acids by flotation [J].ColloidsSurfaceA:PhysicochemicalandEngineeringAspects, 2003,231(1/2/3):181-193.

[9]Wu J J, Wu C C, Ma H W, et al. Treatment of landfill leachate by ozone-based advanced oxidation processes[J].Chemosphere, 2004,54(7):997-1003.

[10]Meeroff D E, Bloetscher F, Reddy D V, et al. Application of photochemical technologies for treatment of landfill leachate[J].JournalofHazardousMaterials, 2012,209-210: 299-307.

[12]Kennedy K J, Lentz E M. Treatment of landfill leachate using sequencing batch and continuous flow upflow anaerobic sludge blanket (UASB) reactors [J].WaterResearch, 2000,34(14): 3640-3656.

[13]Im J H, Woo H J, Choi M W, et al. Simultaneous organic and nitrogen removal from municipal landfill leachate using an anaerobic-aerobic system[J].WaterResearch, 2001,35(10):2403-2410.

[14]Loukidou M X, Zouboulis A I. Comparison of two biological treatment process using attached-growth biomass for sanitary landfill leachate treatment[J].EnvironmentPollution, 2001,111(2):273-281.

[15]Ahmed F N, Lan C Q. Treatment of landfill leachate using membrane bioreactors: a review [J].Desalination, 2012,287:41-54.

[16]Timur H, Ozturk I. Anaerobic sequencing batch reactor treatment of landfill leachate [J].WaterResearch, 1999,33(15): 3225-3230.

[17]Imen S, Ismail T, Sami S, et al. Characterization and anaerobic batch reactor treatment of Jebel Chakir Landfill leachate[J].Desalination, 2009,246(1/2/3): 417-424.

[18]Bohdziewicz J, Neczaj E, Kwarciak A. Landfill leachate treatment by means of anaerobic membrane bioreactor[J].Desalination, 2008,221(1/2/3):559-565.

[19]Wu L, Peng C Y, Zhang S J, et al. Nitrogen removal via nitrite from municipal landfill leachate[J].JournalofEnvironmentalSciences, 2009,21(11): 1480-1485.

[20]Sun H W, Yang Q, Peng Y Z, et al. Advanced landfill leachate treatment using a two-stage UASB-SBR system at low temperature[J].JournalofEnvironmentalSciences, 2010,22(4): 481-485.

[21]Canziani R, Emondi V, Garavaglia M, et al. Effect of oxygen concentration on biological nitrification and microbial kinetics in a cross-flow membrane bioreactor (MBR) and moving-bed biofilm reactor (MBBR) treating old landfill leachate [J].JournalofMembraneScience, 2006,286(1/2): 202-212.

[22]Wei Y J, Ji M, Li R Y, et al. Organic and nitrogen removal from landfill leachate in aerobic granular sludge sequencing batch reactors [J].WasteManagement, 2012,32(3): 448-455.

[23]Spagni A, Marsili-Libelli S. Nitrogen removal via nitrite in a sequencing batch reactor treating sanitary landfill leachate[J].BioresourceTechnology, 2009,100(2):609-614.

[24]Zeng R J, Lemaire R, Yuan Z G, et al. Simultaneous nitrification, denitrification, and phosphorus removal in a lab-scale sequencing batch reactor[J].BiotechnologyBioengineering, 2003,84(2):170-178.

[25]Vadivelu V M, Keller J, Yuan Z. Free ammonia and free nitrous acid inhibition on the anabolic and catabolic processes of nitrosomonas and nitrobacter[J].WaterScienceandTechnology, 2007,56(7): 89-97.

[26]李晨, 高鋒, 金衛(wèi)紅. 城市生活垃圾滲濾液的ASBR-SBR生物脫氮研究[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù),2008, 31(5):107-111.

Li Chen, Gao Feng, Jin Weihong. Biological nitrogen removal of municipal landfill leachate by ASBR-SBR system [J].EnvironmentalScience&Technology, 2008,31(5):107-111. (in Chinese)

[27]Shuokr Q A, hamidi A A, Mohd S Y, et al. Landfill leachate treatment using powdered activated carbon augmented sequencing batch reactor (SBR) process: optimization by response surface methodology [J].JournalofHazardousMaterials, 2011,189(1/2):404-413.