在城市生活垃圾填埋場中，隨著填埋時間的推移，填埋垃圾中的有機物逐漸被分解，整個填埋區(qū)的厭氧發(fā)酵作用逐漸轉(zhuǎn)入產(chǎn)甲烷階段，填埋區(qū)內(nèi)大量揮發(fā)性脂肪酸（VFAs）轉(zhuǎn)化為CH4與CO2，同時在微生物作用下含氮有機物被分解氨化，導(dǎo)致垃圾滲濾液的氨氮濃度不斷提高。在這種情況下產(chǎn)生的老齡垃圾滲濾液具有氨氮濃度極高、可生化性較差、碳氮比失衡等特點。

粵西某市生活垃圾填埋場一期工程已運營5年，其垃圾滲濾液的氨氮濃度目前已升至3500mg/L，COD濃度降至6000mg/L，屬于典型的老齡垃圾滲濾液。一期工程原采用兩級A/O+MBR+RO工藝處理垃圾滲濾液，由于進(jìn)水水質(zhì)與建設(shè)初期相比變化較大，生化處理系統(tǒng)難以穩(wěn)定運行，出水氨氮和總氮濃度達(dá)標(biāo)壓力較大，并且外加碳源量不斷增多，大大增加了運營方的運維成本和難度。相比傳統(tǒng)硝化-反硝化脫氮工藝，部分亞硝化-厭氧氨氧化（Anammox）工藝能夠在無碳源投加的情況下，高效低碳去除氨氮和總氮污染物，同時降低能耗和減少剩余污泥產(chǎn)量。為了解決該垃圾填埋場存在的問題，運營方?jīng)Q定建設(shè)一套垃圾滲濾液厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)，用于減輕現(xiàn)有生化處理系統(tǒng)的脫氮壓力，降低運營成本。

1、工程項目概況

該垃圾滲濾液處理廠采用兩級A/O+MBR+RO工藝，原設(shè)計處理規(guī)模為250m3/d，由于設(shè)備老化、進(jìn)水水質(zhì)變化等原因，在實際運行中為確保系統(tǒng)穩(wěn)定運行，降低了處理量，目前整套系統(tǒng)的實際處理量約為150m3/d。結(jié)合現(xiàn)有廠區(qū)情況與水質(zhì)條件，新增的厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)決定采用前置反硝化部分亞硝化-厭氧氨氧化工藝，其中，前置反硝化的設(shè)置是為了去除垃圾滲濾液中含有的有機物和少量懸浮物，避免有機物對部分亞硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)器的運行造成影響。反應(yīng)器采用搪瓷罐形式設(shè)計建設(shè)，反硝化反應(yīng)器尺寸為Ø×H=4.2m×8.4m，有效容積約為100m3；亞硝化反應(yīng)器尺寸為Ø×H=7.0m×8.4m，有效容積約為250m3；厭氧氨氧化反應(yīng)器尺寸為Ø×H=7.0m×12m，有效容積約為440m3。厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)投產(chǎn)后可以增加廠區(qū)滲濾液處理能力，減輕現(xiàn)有生化處理系統(tǒng)的脫氮壓力，降低運營成本。

1.1 設(shè)計水質(zhì)

厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)設(shè)計處理垃圾滲濾液原液132m3/d，設(shè)計進(jìn)水水質(zhì)如表1所示。

1.2 工藝流程

工藝流程如圖1所示。受限于場地布置，結(jié)合兩級A/O運行情況，將一級A/O出水與垃圾滲濾液原液按10∶1~5∶1的比例混合后，進(jìn)入前置反硝化反應(yīng)器進(jìn)行脫氮除碳處理；混合進(jìn)水經(jīng)反硝化反應(yīng)器去除垃圾滲濾液中的大部分BOD后，進(jìn)入到沸石曝氣生物濾池（ZBAF）進(jìn)行部分亞硝化處理，處理后ZBAF出水中亞硝態(tài)氮與氨氮之比為1.0~1.4；然后再進(jìn)入到Anammox反應(yīng)器進(jìn)行脫氮處理，Anammox出水流入二級A/O池進(jìn)行進(jìn)一步的生化處理。ZBAF與Anammox反應(yīng)器設(shè)置有內(nèi)回流泵，ZBAF通過羅茨風(fēng)機進(jìn)行曝氣供氧，Anammox反應(yīng)器單獨投加營養(yǎng)液。

1.3 分析項目與方法

NH4+-N：納氏試劑分光光度法；NO2--N：N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法；NO3--N：紫外分光光度法；TN：堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法；COD：重鉻酸鉀滴定法；pH：便攜式pH計；溶解氧：哈希HQ-30d溶氧儀。

2、結(jié)果與分析

2.1 反硝化與亞硝化的啟動

由于有機物對亞硝化菌和厭氧氨氧化菌活性有很大影響，且亞硝化出水水質(zhì)達(dá)到厭氧氨氧化進(jìn)水水質(zhì)要求才可以進(jìn)行Anammox反應(yīng)器調(diào)試，因此本次調(diào)試思路為先啟動反硝化與ZBAF，待具備Anammox反應(yīng)器調(diào)試條件后再啟動Anammox反應(yīng)器。具體做法如下：將反硝化反應(yīng)器加滿A1反應(yīng)池（一級A/O中的A池）內(nèi)的泥水混合物，一級A/O出水與垃圾滲濾液原液按10∶1的比例混合后進(jìn)入反硝化反應(yīng)器開始啟動反硝化，啟動期內(nèi)視出水情況提高進(jìn)水流量與流量比；反硝化出水部分進(jìn)入ZBAF啟動亞硝化，ZBAF在前3d以吸附狀態(tài)運行，隨后投加O1反應(yīng)池（一級A/O中的O池）污泥悶曝5d進(jìn)行掛膜，掛膜成功后按亞硝化負(fù)荷調(diào)控進(jìn)水流量與曝氣量，使ZBAF出水的亞硝態(tài)氮與氨氮之比為1.0~1.4。

由于反硝化接種污泥為A1池污泥，進(jìn)水后即觀察到反硝化現(xiàn)象(見圖2（a）)，隨著進(jìn)水流量不斷提升，反硝化負(fù)荷亦不斷提高。由于反硝化出水總氮濃度遠(yuǎn)高于氨氮濃度(見圖2（b）)，推斷限制反硝化效率的主要原因是進(jìn)水BOD濃度低，因此在第8和15天將混合進(jìn)水流量比分別調(diào)整為7∶1和5∶1，以提高反硝化混合進(jìn)水BOD濃度。調(diào)整流量比后反硝化混合進(jìn)水COD濃度升高，而出水COD濃度變化不大(見圖2（c）)，這表明反硝化去除的BOD量增多，同時反硝化的總氮去除率也從8.1%升高到13.0%。隨著進(jìn)水流量的提高，反硝化脫氮除碳負(fù)荷也隨之增加，啟動21d后反硝化脫氮負(fù)荷達(dá)到0.71kg/（m3·d），滲濾液原液處理量達(dá)到132m3/d，達(dá)到了設(shè)計目標(biāo)。

ZBAF的啟動情況如圖3所示。啟動前3dZBAF出水氨氮濃度較低，主要是因為沸石起到了吸附氨氮的作用。自第4天起ZBAF進(jìn)行悶曝掛膜，出水中開始檢測到亞硝態(tài)氮，出水硝態(tài)氮濃度明顯升高，這表明污泥硝化活性較好，而亞硝酸鹽氧化菌（NOB）在游離氨（FA）抑制作用下活性減弱，ZBAF表現(xiàn)出亞硝化能力。由于沸石的吸附-解吸氨氮作用，在悶曝階段ZBAF出水氨氮濃度較低，出水亞硝態(tài)氮濃度則從5mg/L升高至79mg/L。隨著沸石表面逐漸形成生物膜，悶曝階段ZBAF的亞硝化負(fù)荷不斷升高。因此第9天開始連續(xù)進(jìn)水，ZBAF出水氨氮濃度迅速升高，對NOB的抑制也進(jìn)一步增強，出水硝態(tài)氮濃度顯著降低，亞硝化率升高。第12天，ZBAF出水亞硝態(tài)氮與氨氮之比達(dá)到1.16，這標(biāo)志著ZBAF已成功實現(xiàn)對垃圾滲濾液的部分亞硝化處理。啟動階段后期ZBAF出水硝態(tài)氮濃度低于進(jìn)水，這可能是因為滲濾液經(jīng)過好氧處理后可生化性提高，在沸石層缺氧區(qū)出現(xiàn)反硝化反應(yīng)。完成部分亞硝化啟動后，通過調(diào)控進(jìn)水負(fù)荷與曝氣量，ZBAF出水亞硝態(tài)氮與氨氮之比能夠穩(wěn)定保持在1.0~1.4之間，達(dá)到了啟動Aammox反應(yīng)器的水質(zhì)條件。

2.2 各反應(yīng)器的長期運行情況

反硝化與ZBAF亞硝化啟動完成后，第22天向Anammox反應(yīng)器投加厭氧氨氧化菌進(jìn)行啟動，初始進(jìn)水流量為2m3/h，停留時間為225h，根據(jù)出水濃度調(diào)整進(jìn)水流量。反硝化總進(jìn)水流量保持在33m3/h，ZBAF進(jìn)水流量維持在12m3/h，第100天后ZBAF出水完全進(jìn)入Anammox反應(yīng)器。各反應(yīng)器的進(jìn)出水水質(zhì)變化情況如圖4所示。

從圖4（a）和（b）可以看出，滲濾液原液與O1池出水混合后進(jìn)入反硝化反應(yīng)器，反硝化出水氨氮濃度降至500~700mg/L，總氮濃度則大約在550~750mg/L，這說明流量比為5∶1時能保障反硝化進(jìn)水硝態(tài)氮充足，提高反硝化的碳源利用率。反硝化出水經(jīng)ZBAF亞硝化處理后，氨氮濃度降至200~250mg/L，總氮降至500~600mg/L，COD亦從1100~1500mg/L降至900~1300mg/L(見圖4（c）)，這表明在長期運行過程中，ZBAF內(nèi)已形成穩(wěn)定的亞硝化-反硝化耦合體系。

圖5為Anammox反應(yīng)器啟動過程的氮負(fù)荷和氮濃度變化。從圖5（a）可以看出，厭氧氨氧化前期進(jìn)水總氮負(fù)荷增長速度較慢，為了加速啟動度過前期低負(fù)荷期，在第37和58天分別投加厭氧氨氧化菌。由于厭氧氨氧化菌的低增長速度特性，啟動期過半時Anammox反應(yīng)器的總氮去除負(fù)荷只有0.22kg/（m3·d），如何快速度過厭氧氨氧化低負(fù)荷階段將是未來厭氧氨氧化工程化應(yīng)用的研究重點。啟動期負(fù)荷提升策略較為保守，前100d總氮平均去除率為81.26%，出水氨氮與亞硝態(tài)氮濃度均低于50mg/L，有效避免了啟動階段出現(xiàn)基質(zhì)濃度過高而導(dǎo)致厭氧氨氧化菌活性受到抑制，如圖5（b）所示。

滿負(fù)荷運行階段（115~130d），Anammox反應(yīng)器進(jìn)水和出水總氮平均濃度分別為587、156mg/L，總氮平均去除率為73.3%，平均總氮去除負(fù)荷為0.74kg/（m3·d），實現(xiàn)了高效節(jié)能去除垃圾滲濾液中氮污染物的目標(biāo)。整個啟動期Anammox反應(yīng)器出水硝態(tài)氮平均濃度只比進(jìn)水高30.15mg/L，低于理論應(yīng)產(chǎn)生的硝態(tài)氮值（53.68mg/L），表明在Anammox系統(tǒng)中依然存在較微弱的反硝化作用，這與圖4（c）中Anammox反應(yīng)器出水COD濃度低于ZBAF出水COD濃度相對應(yīng)。

2.3 成本分析

該厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)的運行費用主要由營養(yǎng)液消耗與電耗構(gòu)成。取以設(shè)計流量運行的15d數(shù)據(jù)進(jìn)行成本核算。該厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)全天運行的設(shè)備有：污水提升泵4臺、總功率為8.8kW，回流泵2臺、總功率為18.7kW，羅茨風(fēng)機1臺、功率為30kW，日均耗電量為1380kW·h，電價按0.7元/（kW·h）計。Anammox反應(yīng)器需要投加專屬營養(yǎng)液，日均消耗量為100kg，單價按15元/kg計。計算得到整套厭氧氨氧化脫氮系統(tǒng)日均運行費用為2466元，日處理垃圾滲濾液原液132m3、去除總氮444kg，則去除單位TN的成本為5.55元/kg。原生化系統(tǒng)日處理垃圾滲濾液150m3、去除總氮523kg，生化系統(tǒng)工藝段全天運行的設(shè)備總功率為118.7kW，日均耗電量為2848.8kW·h，藥劑乙酸鈉日均消耗4.3t、單價按3500元/t計，則原生化系統(tǒng)日均運行費用為16694元，去除單位TN的成本為31.92元/kg。由于厭氧氨氧化系統(tǒng)無需投加外碳源，處理垃圾滲濾液這類高氨氮低碳氮比廢水可以節(jié)約大量藥劑費用，與原生化處理系統(tǒng)相比，厭氧氨氧化系統(tǒng)可節(jié)約54.0%的能耗和82.6%的處理費用。

3、結(jié)論

①將一級A/O出水與垃圾滲濾液原液按比例混合，可以通過反硝化去除垃圾滲濾液中的BOD，滿足后續(xù)亞硝化和厭氧氨氧化反應(yīng)器的進(jìn)水水質(zhì)要求。

②采用沸石-曝氣生物濾池可以快速啟動亞硝化，通過調(diào)控進(jìn)水負(fù)荷與曝氣量可以實現(xiàn)亞硝化出水滿足厭氧氨氧化反應(yīng)器的進(jìn)水水質(zhì)要求。

③經(jīng)過反硝化處理后的垃圾滲濾液，在亞硝化與厭氧氨氧化反應(yīng)器中會有少部分COD被轉(zhuǎn)化為BOD，導(dǎo)致亞硝化與厭氧氨氧化反應(yīng)器內(nèi)存在微弱的反硝化作用。

④通過多次投加厭氧氨氧化菌和控制出水濃度的策略，可以較快啟動厭氧氨氧化反應(yīng)器；經(jīng)過前置反硝化-亞硝化處理后的垃圾滲濾液，可以通過厭氧氨氧化作用實現(xiàn)高效低碳脫氮的目的。

⑤對于該工程中的高氨氮低碳氮比老齡垃圾滲濾液，相比傳統(tǒng)的硝化-反硝化工藝，厭氧氨氧化工藝可節(jié)約54.0%的能耗和82.6%的處理費用，去除單位TN的成本僅為5.55元/kg。（來源：廣州市華綠環(huán)�？萍加邢薰�司，佛山市化爾銨生物科技有限公司，華南理工大學(xué)環(huán)境與能源學(xué)院）