我國的生活垃圾尚未實現(xiàn)分類收集，較多的廚余物導(dǎo)致垃圾含水率較高，因此垃圾在送入焚燒爐前需要在垃圾貯坑中堆酵3~7 d 以瀝出水分、提高熱值〔1- 2〕。堆酵過程中會產(chǎn)生大量垃圾瀝濾液，其成分復(fù)雜、毒性大，有機污染物極高（COD 30 000~ 80 000 mg/L），還含有高濃度的氨氮（NH4+-N 300~ 1 800 mg/L），必須進行適當(dāng)處理，否則會對環(huán)境造成嚴重污染〔3, 4〕。發(fā)達國家一般采用垃圾瀝濾液回噴焚燒爐燃燒的方式處理，但是我國垃圾含水率高，瀝濾液產(chǎn)量大，因此該種處理方式在國內(nèi)并不適用〔5〕。目前我國尚無一種成熟的經(jīng)濟有效的垃圾瀝濾液處理工藝，很多垃圾焚燒廠都采取將滲濾液送往城市污水廠合并處理的方式，成本高達80~100 元/t，且可能會對污水廠的穩(wěn)定運行造成沖擊。

前期研究發(fā)現(xiàn)，垃圾瀝濾液可生化性良好（B/C>0.3），經(jīng)厭氧生物處理可去除80%以上的 COD，而NH4+-N 卻往往因為有機氮的降解而升高至 1 000 mg/L 以上〔6〕。因此，垃圾瀝濾液經(jīng)厭氧生物處理后必須進行脫氮處理。然而由于垃圾瀝濾液水質(zhì)復(fù)雜、有機物和NH4+-N 濃度高，因此傳統(tǒng)的活性污泥法處理效果不理想〔7〕。移動床生物膜反應(yīng)器（MBBR）是在生物接觸氧化法和生物流化床基礎(chǔ)上研發(fā)的，具有水頭損失小、不堵塞、無需污泥回流和反沖洗等優(yōu)點，除碳和脫氮效果良好〔8〕。Sheng Chen 等〔9〕采用厭氧—好氧MBBR 工藝處理垃圾填埋場滲濾液，當(dāng)OLR 為4.08 kg/（m3·d），好氧MBBR 中的 HRT>1.25 d 時，系統(tǒng)對COD 和NH4+-N 的總?cè)コ�率分別達到94%和97%以上，且具有很強的抗沖擊負荷性能。膜生物反應(yīng)器（MBR）將傳統(tǒng)的生物處理工藝與膜分離技術(shù)結(jié)合，通過膜對微生物的截留作用延長了污泥齡，有利于增殖緩慢的硝化菌的生長富集，提高硝化效率。鑒于MBBR 和MBR 工藝具有上述優(yōu)勢，并考慮到采用前置反硝化工藝可以有效利用厭氧處理出水中剩余的有機碳源，筆者采用缺氧/ 兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝對垃圾焚燒廠瀝濾液厭氧出水進行處理，考察該工藝的運行效能，為垃圾瀝濾液處理工藝的選擇提供新的依據(jù)。

1 材料和方法
 
1.1 實驗裝置和工藝流程
 
缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝流程如 圖 1 所示。MBBR 和MBR 反應(yīng)器均為圓柱形，材質(zhì)為有機玻璃。3 個MBBR 反應(yīng)器的有效容積均為 2 L，高徑比3∶1，填料的表觀填充比為50%。所用填料為帶有支架的空心圓柱體（D 10 mm×12 mm），材質(zhì)為混有無機活性粒子的聚乙烯塑料（密度0.97~ 0.99 g/cm3）。MBR 反應(yīng)器的有效容積為0.8 L，中空纖維超濾膜組件為自制，其中的膜絲購自海南立升凈水科技實業(yè)有限公司，材質(zhì)為聚偏氟乙烯（PVDF），膜孔徑0.02 μm，膜絲的內(nèi)外徑分別為1、 1.8 mm，總膜面積0.055 m2。MBR 為間歇出水（抽吸 7 min，停3 min）。缺氧MBBR（AMBBR）配置攪拌器，而一級好氧MBBR （MBBR1）、二級好氧MBBR （MBBR2）、MBR 底部均設(shè)砂芯曝氣頭，由氣泵曝氣供給微生物所需要的溶解氧，曝氣量由氣體流量計控制。

圖 1 組合工藝流程 

該組合工藝共設(shè)置2 條硝化液回流管路，包括 MBR 出水回流和MBBR2 內(nèi)硝化液回流。

1.2 實驗用水水質(zhì)
 
實驗所用垃圾瀝濾液取自北京市某垃圾焚燒廠的垃圾貯坑，取回后于4 ℃保存，1~2 個月取一次水樣。采用實驗室穩(wěn)定運行的EGSB 厭氧反應(yīng)器對取回的垃圾瀝濾液進行處理，以其出水作為處理對象。實驗期間，EGSB 出水pH 為7.9~8.5，堿度為7 000~ 10 000 mg/L，COD 為6 000 ~12 000 mg/L，NH4+-N、 TN 分別為1 500~1 800、1 800~2 200 mg/L，根據(jù)運行條件需要進行適當(dāng)稀釋。

1.3 工藝運行條件
 
缺氧/兩級好氧MBBR 系統(tǒng)和MBR 反應(yīng)器在組合前已各自實現(xiàn)穩(wěn)定運行，并具有良好的硝化效果。其中，缺氧/兩級好氧MBBR 系統(tǒng)在進水流量為1.6 L/d 和回流比為300%的條件下對NH4+-N 約為800 mg/L 的垃圾瀝濾液厭氧出水進行處理，NH4+-N 去除率>80%，TN 去除率為71%左右。MBR 在HRT 為 24 h、進水NH4+-N 為250 mg/L 左右的條件下運行， NH4+-N 去除率>90%。實驗期間，根據(jù)缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝運行條件的不同，分為“A~E”5 個運行階段，見表 1。MBBR2 和MBR 的回流量均設(shè)為200%，即系統(tǒng)總回流比為400%。MBBR1 中的DO 為3~4 mg/L，MBBR2 和MBR 中的DO 為3.5~4.5 mg/L。系統(tǒng)在室溫條件（22~28 ℃）下運行。

 1.4 分析項目和方法
 
NH4+-N 采用納氏試劑光度法測定；NO2--N 采用N-（1-萘基）-乙二胺光度法測定；NO3--N 采用紫外分光光度法測定；COD 采用快速消解法測定；堿度采用電位滴定法測定；pH 以O(shè)rion 3Star pH 計（美國Thermo 公司）測定；DO 以O(shè)xi315i 便攜式溶解氧測定儀（德國WTW 公司）測定；亞硝酸菌和硝酸菌的數(shù)量采用最大可能計數(shù)法（MPN）〔10〕測定。

2 結(jié)果與討論
 
2.1 氮的處理效果及影響因素分析
 
缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝對NH4+-N 和TN 的處理效果如圖 2、圖 3 所示。

圖 2 組合工藝對NH4+-N 的處理效果  

圖 3 組合工藝對TN 的處理效果  

由圖 2 可以看出，實驗期間缺氧MBBR 出水中的NH4+-N 大幅降低，這主要歸因于回流水的稀釋作用。缺氧MBBR 出水經(jīng)兩級好氧MBBR 和MBR 進一步處理后，NH4+-N 依次降低，并主要發(fā)生在 MBBR2 和MBR 處理段，MBBR1 中NH4+-N 濃度降幅很小。由圖 3 可以看出，TN 主要在缺氧MBBR 中被去除，僅有少量在MBBR1、MBBR2 和MBR 中被去除。這是由于缺氧MBBR 中的反硝化菌利用垃圾瀝濾液厭氧出水中的有機碳源作為電子供體，將進水及回流液中的NOx-N 最終還原成氣態(tài)產(chǎn)物N2 〔11〕。

好氧反應(yīng)器中TN 的降低可能是因為微生物的同化作用，還可能是因為發(fā)生了同步硝化反硝化〔12〕。

2.1.1 進水pH 的影響
 
A、B 階段的進水流量為1.26 L/d，進水NH4+-N 約為1 000 mg/L，碳氮比為5~6。改變進水的pH，考察其對氨氮去除效果的影響，即A 階段進水pH 用稀H2SO4 調(diào)節(jié)至7.0 左右，B 階段進水不調(diào)節(jié)pH， pH 為8.5 左右。圖 2 表明，進水pH 的變化對NH4+-N 總?cè)コ�率影響不明顯，均能達到99%左右。但通過測定各反應(yīng)器內(nèi)的pH 發(fā)現(xiàn)，MBBR1、MBBR2 和 MBR 反應(yīng)器中的pH 已分別由A 階段的8.5、8.35 和8.5 左右升高至B 階段的8.75、8.65 和8.7 左右。與此同時，MBBR2 出水中的NH4+-N 平均質(zhì)量濃度也由A 階段的18.5 mg/L 升高至42.0 mg/L。由于 MBBR2 出水NH4+-N 比較低，MBR 硝化效果基本未受影響。一般亞硝酸菌適宜的pH 為7.0~8.5，硝酸菌適宜的pH 為6.0~7.5〔13〕。而B 階段各反應(yīng)器內(nèi)pH 升高至8.5 以上，對硝化過程不利。因此，在后續(xù)實驗中系統(tǒng)進水pH 預(yù)先調(diào)節(jié)至中性。

2.1.2 碳氮比的影響
 
D、E 階段進水為未經(jīng)稀釋的垃圾瀝濾液厭氧處理出水，碳氮比分別為5.1~6.8、3.2~4.2。由圖 2可見，D 階段NH4+-N 處理效果呈下降趨勢，第53天系統(tǒng)的NH4+-N 總?cè)コ�率降�?9.9%，這可能是因為D 階段進水COD 過高（約10 000 mg/L），對兩級好氧 MBBR 的硝化過程產(chǎn)生不利影響〔14〕。當(dāng)E階段降低碳氮比（即COD 降至6 500 mg/L左右）后，系統(tǒng)的處理效果逐漸恢復(fù)，NH4+-N 總?cè)コ�率約為99%。因此，垃圾瀝濾液高濃度的NH4+-N決定了該系統(tǒng)應(yīng)在較低碳氮比下運行。由圖 3可知，E階段系統(tǒng)的TN總?cè)コ�率約為81%，其中缺氧MBBR出水中NO2--N接近 0，NO3--N 約為5 mg/L，說明盡管碳氮比較低，但碳源對于反硝化作用而言仍比較充足。一般認為，每完全反硝化1 g 硝氮需消耗3.7~6.6 g COD，反硝化1 g 亞硝氮則僅需消耗1.8 ~ 2.5 g COD 〔15〕。E 階段 MBBR2 和MBR 中的亞硝氮積累率分別達到90%、 80%左右（見圖 4），這是系統(tǒng)在較低碳氮比下獲得較高TN 去除率的重要原因。

2.1.3 進水NH4+-N 的影響
 
比較A、C、E 3 個運行階段的NH4+-N 處理效果可以發(fā)現(xiàn)（ 見圖 2），在實驗條件下，進水NH4+-N 對系統(tǒng)處理效果的影響較小，穩(wěn)定運行時出水NH4+-N＜15 mg/L。C 階段中第31~34 天出現(xiàn)NH4+-N 去除率突然下降的情況，這是由于當(dāng)時MBR 的曝氣泵出現(xiàn)故障，曝氣量降低導(dǎo)致反應(yīng)器中的DO 降低至1~2 mg/L。當(dāng)DO 恢復(fù)至>3.5 mg/L 后，NH4+-N 總?cè)コ�率迅速回升�?9%以上。

圖 4 MBBR2 和MBR 中游離氨及亞硝氮積累率的變化  

由圖 4 可見，不同進水NH4+-N 濃度下，MBBR2 在A 階段的亞硝氮平均積累率為73.3%，C 階段和E 階段>90%；MBR 中的亞硝氮積累率由A 階段的＜10%逐漸上升至E 階段的80%左右。據(jù)報道，硝酸菌和亞硝酸菌的最適宜pH 分別為6.0~7.5、7.0~ 8.5 〔13〕，其受抑制的游離氨（FA） 質(zhì)量濃度分別為 0.1~1.0、10~150 mg/L〔16〕。因此認為兩個反應(yīng)器中亞硝酸鹽積累越來越明顯是因為長期在pH>8.0、FA> 1 mg/L 的環(huán)境下運行。第31~34 天，MBR 積累率突然升高是由前述DO 變化造成的。因為亞硝酸菌和硝酸菌的溶解氧飽和常數(shù)一般分別為0.2~0.4、1.2~ 1.5 mg/L，在低DO 下亞硝酸菌的生長速率大于硝酸菌的生長速率，亞硝化過程占優(yōu)〔17〕。此外，MBBR2 接入系統(tǒng)前亞硝氮積累率為85%左右，這是MBBR2 在運行初期就有明顯亞硝酸積累的主要原因之一。 MBR 在A 運行階段亞硝氮積累率較低可能是因為該階段進水NH4+-N 相對較低，MBBR2 出水NH4+-N 平均已降至16.5 mg/L，導(dǎo)致MBR 中可利用的亞硝化過程的底物（NH4+-N）很少，主要發(fā)生NO2--N 氧化為NO3--N 的反應(yīng)，而且MBR 接入系統(tǒng)前亞硝氮積累率僅為15%左右。隨著進水NH4+-N 增加， MBBR2 出水中NH4+-N 也相應(yīng)升高，這是運行后期 MBR 實現(xiàn)短程硝化的必要條件之一。

綜上，在進水流量為1.0 L/d，pH 約為7.0，COD 約為6 500 mg/L，好氧MBBR、MBR 中DO 為3~4.5 mg/L 的條件下，即使進水NH4+-N 高達1 650 mg/L左右，組合工藝對NH4+-N 和TN 的去除率仍能達到約99%和81%，出水NH4+-N 質(zhì)量濃度低于15 mg/L，缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝能夠有效去除垃圾瀝濾液厭氧處理出水中的高濃度NH4+- N。而且在MBBR2 和MBR 中實現(xiàn)了短程硝化，降低了反硝化對碳源的需求量，系統(tǒng)無需外加碳源。

2.2 COD 的去除效果
 
實驗期間，缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝對COD 的去除效果見圖 5。

圖 5 組合工藝對COD 的去除效果  

圖 5 表明，實驗期間系統(tǒng)對COD 的總?cè)コ�率較穩(wěn)定，在77%~89%。在A、B、C、E 運行階段，COD 主要在缺氧MBBR 中通過反硝化作用被去除。系統(tǒng)進水COD 為4 700~7 800 mg/L 時，缺氧MBBR 實際進水COD（考慮回流）經(jīng)計算可知約為1 500~2 500 mg/L，缺氧段出水COD 為800~1 600 mg/L，僅剩余少量可降解COD 在好氧MBBR1 中被異養(yǎng)菌消耗。而在D 運行階段，由于該階段進水COD 已升至約 10 000 mg/L，因此缺氧段出水中可降解COD 增多， MBBR1 對COD 的去除作用明顯增加�？梢奙BBR1 的設(shè)置減小了進水COD 波動對系統(tǒng)去除效果的影響。MBBR2 和MBR 對COD 去除作用不明顯，有時甚至出現(xiàn)出水COD 升高的現(xiàn)象，原因可能是其出水中含有更高濃度的亞硝氮，然而實驗所采用的COD 測定方法無法消除亞硝氮對測定的影響。

2.3 生物膜和污泥中的硝化細菌特性分析
 
為深入分析反應(yīng)器運行狀態(tài)間的差異及反應(yīng)器中短程硝化的實現(xiàn)機制，在E 階段系統(tǒng)穩(wěn)定運行時，采用MPN 計數(shù)法對MBBR1、MBBR2 和MBR內(nèi)的微生物進行亞硝酸菌、硝酸菌數(shù)量測定，見 表 2。

 查表可得〔10〕，MBBR1 中每顆填料生物膜上的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數(shù)分別為4.5×104 和90； MBBR2 中每顆填料生物膜上的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數(shù)分別為4.5×106 和4.5×103；MBR 反應(yīng)器污泥混合液中所含的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數(shù)分別為1.1×106 mL-1 和4.5×104 mL-1。與MBBR2 相比，MBBR1 中的亞硝酸菌和硝酸菌均小2 個數(shù)量級，這是MBBR1 硝化效果相對較差的根本原因。且由上述計算結(jié)果可見，MBBR1 中的硝酸菌數(shù)量很少，亞硝酸菌為優(yōu)勢菌，因此MBBR1 中主要發(fā)生的是亞硝化過程，其出水中硝酸鹽幾乎為0。 MBBR2 和MBR 中的亞硝氮平均積累率分別約為90%、80%，由MPN 計數(shù)結(jié)果可知2 個反應(yīng)器中都是亞硝酸菌相對更占優(yōu)勢，其中MBBR2 中亞硝酸菌與硝酸菌的數(shù)量比為1 000∶1，MBR 中為24.4∶1，這是這兩個反應(yīng)器都能實現(xiàn)短程硝化的原因之一。但由于2 個反應(yīng)器中也大量存在硝酸菌，因此在較高pH 條件下，反應(yīng)器中高濃度的FA 對硝酸菌活性的抑制作用也是實現(xiàn)短程硝化的重要因素。具體參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

3 結(jié)論
 
（1）缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝對垃圾焚燒廠瀝濾液厭氧處理出水具有良好的處理效果，尤其能有效去除瀝濾液中高濃度的NH4+-N。在進水pH 約為7、進水流量1.0 L/d、總回流比400%的條件下，即使瀝濾液中NH4+-N 約為1 650 mg/L， COD 約為6 500 mg/L 時，系統(tǒng)對COD、NH4+-N、TN 的去除率仍分別達到80%、99%、81%左右，系統(tǒng)無需外加碳源，出水NH4+-N＜15 mg/L。

（2）系統(tǒng)穩(wěn)定運行時，MBBR2、MBR 中的亞硝酸鹽平均積累率分別約90%、80%，實現(xiàn)了短程硝化。較高的pH 和FA 是反應(yīng)器亞硝酸積累的重要原因。

（3）MPN 計數(shù)法測定結(jié)果表明，MBBR2 和MBR 中都大量存在亞硝酸菌和硝酸菌，其中MBBR2 中亞硝酸菌與硝酸菌數(shù)量比為1 000 ∶1，MBR 中為 24.4∶1，亞硝酸菌的數(shù)量占優(yōu)勢。