我國的生活垃圾尚未實(shí)現分類(lèi)收集，較多的廚余物導致垃圾含水率較高，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(guò)程中會(huì )產(chǎn)生大量垃圾瀝濾液，其成分復雜、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(jìn)行適當處理，否則會(huì )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并不適用〔5〕。目前我國尚無(wú)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(chǎng)都采取將滲濾液送往城市污水廠(chǎng)合并處理的方式，成本高達80~100 元/t，且可能會(huì )對污水廠(chǎng)的穩定運行造成沖擊。
前期研究發(fā)現，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(jìn)行脫氮處理。然而由于垃圾瀝濾液水質(zhì)復雜、有機物和NH4+-N 濃度高，因此傳統的活性污泥法處理效果不理想〔7〕。移動(dòng)床生物膜反應器（MBBR）是在生物接觸氧化法和生物流化床基礎上研發(fā)的，具有水頭損失小、不堵塞、無(wú)需污泥回流和反沖洗等優(yōu)點(diǎn)，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(chǎng)滲濾液，當OLR 為4.08 kg/（m3·d），好氧MBBR 中的 HRT>1.25 d 時(shí)，系統對COD 和NH4+-N 的總去除率分別達到94%和97%以上，且具有很強的抗沖擊負荷性能。膜生物反應器（MBR）將傳統的生物處理工藝與膜分離技術(shù)結合，通過(guò)膜對微生物的截留作用延長(cháng)了污泥齡，有利于增殖緩慢的硝化菌的生長(cháng)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(chǎng)瀝濾液厭氧出水進(jìn)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。
1 材料和方法
1.1 實(shí)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 反應器均為圓柱形，材質(zhì)為有機玻璃。3 個(gè)MBBR 反應器的有效容積均為 2 L，高徑比3∶1，填料的表觀(guān)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(wú)機活性粒子的聚乙烯塑料（密度0.97~ 0.99 g/cm3）。MBR 反應器的有效容積為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(shí)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
該組合工藝共設置2 條硝化液回流管路，包括 MBR 出水回流和MBBR2 內硝化液回流。
1.2 實(shí)驗用水水質(zhì)
實(shí)驗所用垃圾瀝濾液取自北京市某垃圾焚燒廠(chǎng)的垃圾貯坑，取回后于4 ℃保存，1~2 個(gè)月取一次水樣。采用實(shí)驗室穩定運行的EGSB 厭氧反應器對取回的垃圾瀝濾液進(jìn)行處理，以其出水作為處理對象。實(shí)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，根據運行條件需要進(jìn)行適當稀釋。
1.3 工藝運行條件
缺氧/兩級好氧MBBR 系統和MBR 反應器在組合前已各自實(shí)現穩定運行，并具有良好的硝化效果。其中，缺氧/兩級好氧MBBR 系統在進(jìn)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(jìn)行處理，NH4+-N 去除率>80%，TN 去除率為71%左右。MBR 在HRT 為 24 h、進(jìn)水NH4+-N 為250 mg/L 左右的條件下運行， NH4+-N 去除率>90%。實(shí)驗期間，根據缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝運行條件的不同，分為“A~E”5 個(gè)運行階段，見(jiàn)表 1。MBBR2 和MBR 的回流量均設為200%，即系統總回流比為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Orion 3Star pH 計（美國Thermo 公司）測定；DO 以Oxi315i 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量采用最大可能計數法（MPN）〔10〕測定。
2 結果與討論
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(shí)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(jìn)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(jìn)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(jìn)水pH 的影響
A、B 階段的進(jìn)水流量為1.26 L/d，進(jìn)水NH4+-N 約為1 000 mg/L，碳氮比為5~6。改變進(jìn)水的pH，考察其對氨氮去除效果的影響，即A 階段進(jìn)水pH 用稀H2SO4 調節至7.0 左右，B 階段進(jìn)水不調節pH， pH 為8.5 左右。圖 2 表明，進(jìn)水pH 的變化對NH4+-N 總去除率影響不明顯，均能達到99%左右。但通過(guò)測定各反應器內的pH 發(fā)現，MBBR1、MBBR2 和 MBR 反應器中的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(shí)，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(niǎo) 階段各反應器內pH 升高至8.5 以上，對硝化過(guò)程不利。因此，在后續實(shí)驗中系統進(jìn)水pH 預先調節至中性。
2.1.2 碳氮比的影響
D、E 階段進(jìn)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(jiàn)，D 階段NH4+-N 處理效果呈下降趨勢，第53天系統的NH4+-N 總去除率降至89.9%，這可能是因為D 階段進(jìn)水COD 過(guò)高（約10 000 mg/L），對兩級好氧 MBBR 的硝化過(guò)程產(chǎn)生不利影響〔14〕。當E階段降低碳氮比（即COD 降至6 500 mg/L左右）后，系統的處理效果逐漸恢復，NH4+-N 總去除率約為99%。因此，垃圾瀝濾液高濃度的NH4+-N決定了該系統應在較低碳氮比下運行。由圖 3可知，E階段系統的TN總去除率約為81%，其中缺氧MBBR出水中NO2--N接近 0，NO3--N 約為5 mg/L，說(shuō)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(jiàn)圖 4），這是系統在較低碳氮比下獲得較高TN 去除率的重要原因。
2.1.3 進(jìn)水NH4+-N 的影響
比較A、C、E 3 個(gè)運行階段的NH4+-N 處理效果可以發(fā)現（ 見(jiàn)圖 2），在實(shí)驗條件下，進(jìn)水NH4+-N 對系統處理效果的影響較小，穩定運行時(shí)出水NH4+-N＜15 mg/L。C 階段中第31~34 天出現NH4+-N 去除率突然下降的情況，這是由于當時(shí)MBR 的曝氣泵出現故障，曝氣量降低導致反應器中的DO 降低至1~2 mg/L。當DO 恢復至>3.5 mg/L 后，NH4+-N 總去除率迅速回升至99%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(jiàn)，不同進(jìn)水NH4+-N 濃度下，MBBR2 在A(yíng) 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(gè)反應器中亞硝酸鹽積累越來(lái)越明顯是因為長(cháng)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(cháng)速率大于硝酸菌的生長(cháng)速率，亞硝化過(guò)程占優(yōu)〔17〕。此外，MBBR2 接入系統前亞硝氮積累率為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(yíng) 運行階段亞硝氮積累率較低可能是因為該階段進(jìn)水NH4+-N 相對較低，MBBR2 出水NH4+-N 平均已降至16.5 mg/L，導致MBR 中可利用的亞硝化過(guò)程的底物（NH4+-N）很少，主要發(fā)生NO2--N 氧化為NO3--N 的反應，而且MBR 接入系統前亞硝氮積累率僅為15%左右。隨著(zhù)進(jìn)水NH4+-N 增加， MBBR2 出水中NH4+-N 也相應升高，這是運行后期 MBR 實(shí)現短程硝化的必要條件之一。
綜上，在進(jìn)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(jìn)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(shí)現了短程硝化，降低了反硝化對碳源的需求量，系統無(wú)需外加碳源。
2.2 COD 的去除效果
實(shí)驗期間，缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝對COD 的去除效果見(jiàn)圖 5。
圖 5 組合工藝對COD 的去除效果
圖 5 表明，實(shí)驗期間系統對COD 的總去除率較穩定，在77%~89%。在A(yíng)、B、C、E 運行階段，COD 主要在缺氧MBBR 中通過(guò)反硝化作用被去除。系統進(jìn)水COD 為4 700~7 800 mg/L 時(shí)，缺氧MBBR 實(shí)際進(jìn)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 中被異養菌消耗。而在D 運行階段，由于該階段進(jìn)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�(jiàn)MBBR1 的設置減小了進(jìn)水COD 波動(dòng)對系統去除效果的影響。MBBR2 和MBR 對COD 去除作用不明顯，有時(shí)甚至出現出水COD 升高的現象，原因可能是其出水中含有更高濃度的亞硝氮，然而實(shí)驗所采用的COD 測定方法無(wú)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
為深入分析反應器運行狀態(tài)間的差異及反應器中短程硝化的實(shí)現機制，在E 階段系統穩定運行時(shí)，采用MPN 計數法對MBBR1、MBBR2 和MBR內的微生物進(jìn)行亞硝酸菌、硝酸菌數量測定，見(jiàn) 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分別為4.5×106 和4.5×103；MBR 反應器污泥混合液中所含的亞硝酸菌和硝酸菌最大可能數分別為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(gè)數量級，這是MBBR1 硝化效果相對較差的根本原因。且由上述計算結果可見(jiàn)，MBBR1 中的硝酸菌數量很少，亞硝酸菌為優(yōu)勢菌，因此MBBR1 中主要發(fā)生的是亞硝化過(guò)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 計數結果可知2 個(gè)反應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量比為1 000∶1，MBR 中為24.4∶1，這是這兩個(gè)反應器都能實(shí)現短程硝化的原因之一。但由于2 個(gè)反應器中也大量存在硝酸菌，因此在較高pH 條件下，反應器中高濃度的FA 對硝酸菌活性的抑制作用也是實(shí)現短程硝化的重要因素。具體參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結論
（1）缺氧/兩級好氧MBBR—MBR 組合工藝對垃圾焚燒廠(chǎng)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(jìn)水pH 約為7、進(jìn)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(shí)，系統對COD、NH4+-N、TN 的去除率仍分別達到80%、99%、81%左右，系統無(wú)需外加碳源，出水NH4+-N＜15 mg/L。
（2）系統穩定運行時(shí)，MBBR2、MBR 中的亞硝酸鹽平均積累率分別約90%、80%，實(shí)現了短程硝化。較高的pH 和FA 是反應器亞硝酸積累的重要原因。
（3）MPN 計數法測定結果表明，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量比為1 000 ∶1，MBR 中為 24.4∶1，亞硝酸菌的數量占優(yōu)勢。
