专利名称：垃圾渗滤液在sbr反应器中同时硝化反硝化脱氮方法
技术领域：
本发明涉及一种废水处理，特别是垃圾渗滤液的同时硝化反硝化脱氮处理方法。
背景技术：
目前，我国有93％左右的城市固体废物处理采用填埋方法。随着时间的流逝，这些垃圾填埋体在压实作用和微生物的生化作用下，填埋体中所含的污染物将随水分溶出，并与降雨一起形成垃圾渗滤液。垃圾渗滤液成份复杂，污染负荷高，处理难度大，处理不当，垃圾渗滤液会对地下水、地表水及垃圾填埋场周围环境造成严重的污染，直接威胁饮用水和工农业用水水源的安全。因此，必须对垃圾渗滤液进行处理。尽管垃圾渗滤液处理技术已取得较大进展，但垃圾渗滤液的完全无害化处理，特别是其高氨氮的处理，仍是世界性难题。主要存在以下关键问题 (1)渗滤液水量变化较大。尤其是季节性变化量很大，在雨季水量比较大。针对这个问题，一般填埋场设置渗滤液收集调节池，进行水量调节水质均化处理。(2)渗滤液水质特性变化大。不同填埋场，由于诸多因素不同，其水质存在很大差异，所以适用于某填埋场渗滤液的处理方法不一定也适用于另一填埋场渗滤液的处理。(3)渗滤液中氨氮浓度高。且随着填埋场龄的增加而不断升高，其他组分的含量也很高。特别是老龄垃圾废水，具有氨氮含量高、不可生物降解COD物质复杂、含量高的特点。(4)渗滤液中碳源不足，特别是老龄垃圾填埋场渗滤液可生化性差。(5)投资成本、处理成本昂贵。
SBR反应器操作运行包括进水、反应、沉淀、出水、闲置运行周期5个典型阶段，对于SBR(序批式反应器)反应器常规的处理工艺是瞬时进水→曝气(2-6h)→沉淀(2-6h)→排水，SRT30d。该工艺存在主要问题是反硝化脱氮效率不高. 从目前的处理技术来看，能够使处理出水稳定达到国家标准《生活垃圾填埋场污染控制标准》(GB16889-1997)一级排放标准((化学需氧量)COD≤100mg·L-1、(生化需氧量)BOD≤30mg·L-1、NH4+-N≤15mg·L-1、SS≤70mg·L-1)的相对成熟的垃圾渗滤液大规模处理(200m3/d以上)处理工艺主要有厌氧(UASB--上流式厌氧污泥床+好氧(SBR或MBR(膜生物反应器))+膜(NF(纳滤)或RO(反渗透))技术。然而这些工艺存在着成本高、投资大、膜污染严重、浓缩液产率高(接近30％左右)且难处理等问题。另外，该工艺虽适合于较大型的垃圾填埋渗滤液处理，但其脱氮的关键是如何在好氧段，通过SBR或MBR的作用，尽量降低垃圾渗滤液中的氨氮含量，并进行反硝化脱氮，由于碳源不足，不能反硝化脱除的硝态氮通过后面的膜处理去除。因此，开展垃圾渗滤液大规模处理技术的同时硝化反硝化生物脱氮，具有重要的工程实际意义。
发明内容
本发明的目的在于针对国内外垃圾渗滤液大规模处理生物脱氮效率不高的缺点，开发一种垃圾渗滤液在SBR(Seqencing Batch Reactor)中实现高效生物脱氮的方法，通过同时硝化反硝化(Simultaneous Nitrification and Denitrification-SND)技术，使氨氮脱除率达到95％以上(优于国家一级排放标准，达到SBR出水NH4+-N≤5mg·L-1)，反硝化率达到90％以上。
为达到上述发明目的，本发明采取了如下技术方案 先将待处理垃圾废水(垃圾填埋场调节池水或UASB出水均可)置于配水池(2)中，然后通过泵(1)的作用，将垃圾废水引入装有活性污泥的SBR生物反应器中，通过液体流量计(3)控制其流量；同时，通过空气压缩设备(9)，将空气引入SBR反应器的下部，通过气体流量计(8)控制空气的流量，并通过微孔曝气管(5)，将压缩空气鼓入SBR(4)的下部；通过搅拌装置(6)使反应器中的活性污泥-垃圾废水-空气三相悬浮液实现均匀化；废水的温度为自然状态，广东地区为26～36℃。
为了实现SBR的SND生物脱氮，还需调整控制进水COD/NH4+-N比，根据发明人于国际上首先提出的硝化反应电子计量方程式 和生物反硝化脱氮COD/N比电子计量学关系式 分析可知通过亚硝酸氮途径的短程硝化反硝化与传统硝化反硝化工艺相比具有显著的优点，一是硝化阶段节约25％的需氧量，二是反硝化阶段节省约40％的碳源；试验研究结果表明通过NO3-途径的全程硝化反硝化需要的COD/N比一般在2.86以上范围内.因此，为实现垃圾渗滤水同时硝化反硝化(SND)脱氮，对COD/N比较低的垃圾水，可考虑添加粪水、甲醇等碳源，提高反硝化效果。
相对于现有技术，本发明具有的以下特点和效果 (1)改变传统SBR运行方式，使之具有A/O工艺特点或(A/O)2工艺特点，有利于氨氮的去除和反硝化脱氮效果。
(2)本发明将SBR反应器运行调整为按A/O工艺进行处理，依次经过厌氧、好氧过程，有利于总氮的去除，其去除率比传统工艺可提高15％以上。
(3)本发明将SBR反应器调整为按(A/O)2工艺运行，依次经过厌氧、好氧，再厌氧、好氧过程，不仅有利于氨氮的去除，还有利于反硝化效果的提高.其反硝化率比传统工艺可提高20％以上，特别是可实现同时硝化反硝化生物脱氮，使两个过程在COD及氧气的提供与消耗、碱度的产生与消耗等方面的互补，节省运行成本。
本发明对垃圾渗滤液和其它高氨氮有机废水具有重要的工程应用价值。
图1为本发明垃圾渗滤液硝化反硝化脱氮过程设备示意图； 图2为本发明实施例2所用组合SBR生物反应器示意图； 图3为本发明实施例2技改优化前对COD和氨氮的去除效果； 图4为本发明实施例2技改优化前对T-N的去除效果； 图5为本发明实施例2技改优化后对T-N的去除效果； 图6为本发明实施例3所用2个组合SBR生物反应器示意图； 图7为本发明实施例3SBR按优化工艺进行调试的COD去除效果图； 图8为本发明实施例3SBR按优化工艺进行调试的NH4+-N去除效果图。
具体实施例方式 以下结合说明书附图来对本发明作进一步说明，但本发明所要求保护的范围并不局限于具体实施方式
中所描述的范围。
如图1所示，本发明垃圾渗滤液硝化反硝化脱氮过程设备包括污水泵1、调节池2、液体流量计3、SBR生物反应器4、微孔曝气管5、搅拌器6、出水、取样口7、气体流量计8、增压泵9，其中污水泵1位于调节池2内，经管道与SBR生物反应器4连通，管道上设有液体流量计3，SBR生物反应器4设有搅拌器6与微孔曝气管5，微孔曝气管5经气体流量计8与增压泵9连接；SBR生物反应器4上设有出水、取样口7。
实施例1 SBR生物反应器采用有机玻璃材料制成，有效反应容积为0.05m3。试验废水为广东某市垃圾填埋场渗滤液(运行至今已有7年，已开始进入老龄期，为了加强生物反硝化脱氮效果，根据反硝化脱氮电子计量关系式，需提高CON/N比，故建议该填埋场向渗滤液投配池内投加了一定比例的粪水，使得渗滤液可生化性有所提高)，进水CODCr浓度为1249～3673mg/L，进水氨氮浓度变化较大，在448～923mg/L之间波动，大多在700～800mg/L之间，pH值7.61～8.64。将待处理垃圾废水置于调节池2中，然后通过泵1的作用，将垃圾废水引入装有活性污泥的SBR生物反应器4中，同时，通过空气增压泵9，将空气送入SBR反应器的下部，并通过微孔曝气管5在SBR生物反应器4的下部曝气；通过搅拌装置6使反应器中的活性污泥-垃圾废水-空气三相悬浮液实现均匀化；运行了130多天。
SBR生物反应器4运行开始的100余天采用传统工艺进行污泥驯化，COD去除与氨氮去除到稳定阶段后，改用A/O工艺和(A/O)2工艺各运行1周时间。
其中A/O工艺的具体方法是 一种垃圾渗滤液在SBR反应器通过A/O工艺同时硝化反硝化脱氮方法，包括如下步骤和工艺条件 (1)厌氧搅拌来自调节池中的垃圾渗滤液经泵送入生物反应器，启动搅拌器对垃圾渗滤液进行厌氧搅拌1-4h，转速为20～30rpm；垃圾渗滤液进入SBR反应器时的COD/N比范围是5.0-7.0，通过控制前面UASB(上流式厌氧污泥床)反应程度或在COD/N过低时加入一定量的粪水或甲醇予以调节和控制。
(2)好氧曝气厌氧搅拌后通过微孔曝气管和增压泵对垃圾渗滤液进行好氧曝气2-7h，通过曝气的流量调节，控制气水比为1∶1-1∶2.5； 所述控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度通过调节气体流量计控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度在0.5-2.0mg/l范围。
(3)沉淀好氧曝气后垃圾渗滤液在SBR反应器沉淀1-4h，排水； (4)污泥停留SBR反应器中的污泥在反应器中停留30～40天。
传动工艺可简化为 (1)好氧曝气厌氧搅拌后通过微孔曝气管和增压泵对垃圾渗滤液进行好氧曝气2-6h，通过曝气的流量调节，控制气水比为1∶1-1∶2.5； (2)沉淀好氧曝气后垃圾渗滤液在SBR反应器沉淀2-6h，排水； (3)污泥停留SBR反应器中的污泥在反应器中停留30～40天。
实施效果如表1所示 表1不同工况下主要污染物去除效果(单位mg/L)
注进出水及去除率均取平均值；(A/O)2工艺为本实施例工艺。
可见，改进后的运行工艺，出水COD浓度可达到国家二级排放标准(≤300mg/l)，出水NH4+-N浓度可达到国家一级排放标准(≤15mg/l)。其中，(A/O)2工艺的COD和氨氮去除率比传统工艺只有小量增加，但反硝化率有明显增加其总氮(T-N)出水浓度由242mg/l大幅降为98mg/l，T-N去除率相应从67.8％提高到87.2％，提高19.4％。
实施例2 附图2所示为广东某垃圾填埋场垃圾渗滤液SBR反应器，其有效容积为(1500m3)，共6格，为三套SBR并联。由于该垃圾填埋场已运营7年，开始进入老龄期，故首先在调节池中先加入一定的粪便废水，以提高此类废水的COD/N比值；然后，采用上述优化工艺对该工程实例进行优化运行，取得了良好效果。
SBR生物反应器运行开始的100余天采用传统工艺进行污泥驯化，COD去除与氨氮去除到稳定阶段后，改用A/O工艺和(A/O)2工艺运行1个时间。
其中A/O工艺的具体方法是 一种垃圾渗滤液在SBR反应器通过A/O工艺同时硝化反硝化脱氮方法，包括如下步骤和工艺条件 (1)厌氧搅拌来自调节池中的垃圾渗滤液经泵送入生物反应器，启动搅拌器对垃圾渗滤液进行厌氧搅拌1-4h，转速为20～30rpm；垃圾渗滤液进入SBR反应器时的COD/N比范围是5.0-7.0，通过控制前面UASB(上流式厌氧污泥床)反应程度或在COD/N过低时加入一定两粪水或甲醇予以调节和控制. (2)好氧曝气厌氧搅拌后通过微孔曝气管和增压泵对垃圾渗滤液进行好氧曝气2-7h，通过曝气的流量调节，控制气水比为1∶1-1∶2.5； 所述控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度通过调节气体流量计控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度在0.5-2.0mg/l范围。
(3)沉淀好氧曝气后垃圾渗滤液在SBR反应器沉淀1-4h，排水； (4)污泥停留SBR反应器中的污泥在反应器中停留30～40天。
传动工艺可简化为 (1)好氧曝气厌氧搅拌后通过微孔曝气管和增压泵对垃圾渗滤液进行好氧曝气2-6h，通过曝气的流量调节，控制气水比为1∶1-1∶2.5； (2)沉淀好氧曝气后垃圾渗滤液在SBR反应器沉淀2-6h，排水； (3)污泥停留SBR反应器中的污泥在反应器中停留30～40天。
如图3所示为综合技改优化前的COD、氨氮去除效果。工艺技改前进水浓度在1207mg/L到3061mg/L之间波动，出水COD浓度在272mg/L到429mg/L之间波动，平均出水COD浓度和平均COD去除率分别为348.71mg/L，82.34％；反应器出水COD浓度仍高于国家二级标准300mg/L，技改优化后，出水COD浓度有所降低，但仍稍高于300mg/L，主要是因为老龄垃圾填埋场渗滤液中存在大量不可生物降解的COD物质。采用新工艺前后NH4+-N进水平均浓度分别为767.78mg/L和609.64mg/L，出水NH4+-N平均浓度分别为5.79mg/L和1.65mg/L，去除效果差距不大，且均稳定可靠，出水NH4+-N平均浓度均优于国家一级排放标准(≤15mg/l)。但是，技改前后的T-N变化很大，采用新工艺前，T-N去除率在19.07％到41.50％之间波动，平均去除率为31.95％，如图4所示；采用新工艺后，T-N去除率在70.21％到83.37％之间波动，平均去除率为79.76％，比技改优化前提高了47.81％，说明反硝化效果有显著提高，如图5所示。该多组SBR反应器中实现了高效同时硝化反硝化脱氮。
实施例3 如附图6所示为广州某大型垃圾填埋场垃圾渗滤液SBR反应池，共2个SBR并联。该垃圾填埋场已运营4年，所以垃圾渗滤液浓度较高，故首先在SBR池前面采用厌氧污泥床(UASB)进行厌氧处理，以适当降低原水COD浓度，将此类废水的COD/N比保持在合适的范围(3.1-8.9)；然后，采用上述优化工艺对该工程实例的SBR调试与运行进行优化，曝气阶段通过调整曝气设备控制溶解氧浓度在2.0-2.5mg/L，取得了良好效果。
SBR生物反应器运行污泥驯化调试后，开始采用A/O工艺进行处理，为进一步优化处理效果，COD去除与氨氮去除到稳定阶段后，改用(A/O)2工艺，各运行1月时间。
其中A/O工艺的具体方法是 一种垃圾渗滤液在SBR反应器通过A/O工艺同时硝化反硝化脱氮方法，包括如下步骤和工艺条件 (1)厌氧搅拌来自调节池中的垃圾渗滤液经泵送入生物反应器，启动搅拌器对垃圾渗滤液进行厌氧搅拌1-4h，转速为20～30rpm；垃圾渗滤液进入SBR反应器时的COD/N比范围是5.0-7.0，通过控制前面UASB(上流式厌氧污泥床)反应程度或在COD/N过低时加入一定两粪水或甲醇予以调节和控制. (2)好氧曝气厌氧搅拌后通过微孔曝气管和增压泵对垃圾渗滤液进行好氧曝气2-7h，通过曝气的流量调节，控制气水比为1∶1-1∶2.5； 所述控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度通过调节气体流量计控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度在0.5-2.0mg/l范围。
(3)沉淀好氧曝气后垃圾渗滤液在SBR反应器沉淀1-4h，排水； (4)污泥停留SBR反应器中的污泥在反应器中停留30～40天。
如图7、图8所示为SBR按优化工艺进行调试的COD、NH4+-N去除效果。由图7可见，在调试运行的一年里，SBR进水COD浓度变化很大，在1980mg/L到12000mg/L之间波动，但出水COD浓度控制在1000mg/L以下，COD平均去除率分别为83.9％、最高去除率为96.0％，SBR反应器出水COD浓度低于国家三级标准1000mg/L，达到了设计要求，进入后续流程的微滤和反渗透深度处理后，出水COD浓度控制在1000mg/L，达到国家一级排放标准，并可以实现回用。由图8可见，在调试运行的近一年里，SBR进水NH4+-N浓度随季节变化很大，在0mg/L到1798mg/L之间波动，但出水NH4+N浓度控制在5mg/L以下，多数情况下出水NH4+-N浓度低于检测限，为0mg/L，最高去除率为100％，且运行稳定可靠，出水NH4+-N平均浓度均优于国家一级排放标准(≤15mg/l)。说明该SBR反应器运行工艺有很好的硝化效果。
但是，由于垃圾渗滤液存在水质波动大的特点，该SBR进水COD/N较低时，存在反硝化不理想的问题，如表2所列为某一个月内SBR系统进出水的NH4+-N、NO3--N浓度值。
表2某月SBR主要进出水数据
不难看出进水COD/N比为6.22，COD去除率为88.9％，硝化率为100％，反硝化率为66.4％。平均出水NO3-N浓度高达269.7mg/l。
通过进一步优化工艺操作、控制进水水质和DO浓度，反硝化效果可得到大幅度提高。如表3所示为工艺优化稳定后，某一个月内SBR系统进出水的NH4+-N、NO3--N浓度值。
表3进一步优化运行后某月SBR主要进出水数据
不难看出工艺进一步优化后，进水平均COD/N比上升为7.42，COD去除率为90.4％，硝化率仍为100％，反硝化率上升为97.82％，平均出水NO3-N浓度大幅度降为19.7mg/l。
达到了很好的同时硝化反硝化效果。
应该指出由于垃圾渗滤水复杂多变，这种高效SND脱氮不易长期维持，需要根据实际情况，根据奔本发明技术方案调整SBR的优化运行条件，才能做到。
权利要求
1.一种垃圾渗滤液在SBR反应器同时硝化反硝化脱氮方法，其特征在于包括如下步骤和工艺条件
(1)厌氧搅拌来自调节池中的垃圾渗滤液经泵送入生物反应器，启动搅拌器对垃圾渗滤液进行厌氧搅拌1-4h，转速为20～30rpm；
(2)好氧曝气厌氧搅拌后通过微孔曝气管和增压泵对垃圾渗滤液进行好氧曝气2-7h，通过曝气的流量调节，控制气水比为1∶1-1∶2.5；
(3)沉淀好氧曝气后垃圾渗滤液在SBR反应器沉淀1-4h，排水；
(4)污泥停留SBR反应器中的污泥在反应器中停留30～40天。
2.根据权利要求1所述的垃圾渗滤液在SBR反应器同时硝化反硝化脱氮方法，其特征在于所述垃圾渗滤液进入SBR反应器时的COD/N比(5.0-7.0)∶1
3.根据权利要求1所述的垃圾渗滤液在SBR反应器同时硝化反硝化脱氮方法，其特征在于通过调节气体流量计控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度在0.5-2.0mg/l范围。
4.一种垃圾渗滤液在SBR反应器同时硝化反硝化脱氮方法，其特征在于包括如下步骤和工艺条件
(1)厌氧搅拌来自调节池中的垃圾渗滤液经泵送入生物反应器，启动搅拌器对垃圾渗滤液进行厌氧搅拌1-5h，转速为20～30rpm；
(2)好氧曝气厌氧搅拌后通过微孔曝气管和增压泵对垃圾渗滤液进行好氧曝气2-10h，通过曝气的流量调节，控制气水比为1∶1-1∶2.5；
(3)二次厌氧搅拌；搅拌1-4h；搅拌器转速为20～30rpm；
(4)二次好氧曝气好氧曝气1-6h
(5)沉淀好氧曝气后垃圾渗滤液在SBR反应器沉淀1-2h，排水；
(6)污泥停留SBR反应器中的污泥在反应器中停留30～40天。
5.根据权利要求4所述的垃圾渗滤液在SBR反应器同时硝化反硝化脱氮方法，其特征在于所述垃圾渗滤液进入SBR反应器时的COD/N比范围是5.0-7.0，通过控制UASB反应程度或在COD/N过低时加入粪水或甲醇予以调节和控制。
6.根据权利要求4所述的垃圾渗滤液在SBR反应器同时硝化反硝化脱氮方法，其特征在于通过调节气体流量计控制SBR反应器中垃圾渗滤液溶解氧浓度在0.5-2.0mg/l范围。
全文摘要
本发明公开了垃圾渗滤液在SBR反应器中同时硝化反硝化脱氮方法。该方法将待处理垃圾废水置于调节池中，然后通过泵的作用，将垃圾废水引入装有活性污泥和垃圾渗滤液的SBR生物反应器中，并鼓入压缩空气。针对SBR反应器操作运行进水、反应、沉淀、出水、闲置运行周期5个典型阶段，分别按传统工艺和A/O工况运行，并根据进水水质情况，调整控制进水COD/N比和溶解氧浓度，达到高效去除COD和同时硝化反硝化脱氮的效果。该方法实现好氧硝化与厌氧反硝化过程的互补，具有硝化率可达到95％以上、反硝化效率高达90％乃至95％以上的效果，且具有节省生物处理工艺占地面积、节省投资成本和运行成本的优点。
文档编号C02F9/14GK101767903SQ20091019351
公开日2010年7月7日 申请日期2009年10月30日 优先权日2009年10月30日
发明者周少奇 申请人:华南理工大学