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如何處理垃圾滲濾液?這有一篇經典案例

發布時間: 2017-07-05 13:34   522 次瀏覽

這小半年以來,水汙染問題被一次次提到明麵上,尤其是地下水汙染,讓人們大跌眼鏡,滲坑、垃圾滲濾液,這直接影響著快妖精飲用水的安全。滲坑問題已經被人們所熟知,今天,快妖精來談談垃圾滲濾液有什麽危害,以及如何防治垃圾滲濾液。



什麽是垃圾滲濾液

垃圾滲濾液是指來源於垃圾填埋場中垃圾本身含有的水分、進入填埋場的雨雪水及其他水分,扣除垃圾、覆土層的飽和持水量,並經曆垃圾層和覆土層而形成的一種高濃度的有機廢水。

垃圾滲濾液的特點

(1)水質複雜,危害性大。有研究表明,運用GC-MS聯用技術對垃圾滲濾液中有機汙染物成分進行分析,共檢測出垃圾滲濾液中主要有機汙染物63種,可信度在60%以上的有34種。其中,烷烯烴6種,羧酸類19種,酯類5種,醇、酚類10種,醛、酮類10種,酰胺類7種,芳烴類1種,其他5種。其中已被確認為致癌物1種,促癌物、輔致癌物4種,致突變物1種,被列入我國環境優先汙染物“黑名單”的有6種。

(2)CODcr和BOD5濃度高。滲濾液中CODcr和BOD5******分別可達90000mg/L、38000mg/L甚至更高。

(3)氨氮含量高並且隨填埋時間的延長而升高,******可達1700mg/L。滲濾液中的氮多以氨氮形式存在,約占TNK40%-50%。

(4)水質變化大。根據填埋場的年齡,垃圾滲濾液分為兩類:一類是填埋時間在5年以下的年輕滲濾液,其特點是CODcr、BOD5濃度高,可生化性強;另一類是填埋時間在5年以上的年老滲濾液,由於新鮮垃圾逐漸變為陳腐垃圾,其pH值接近中性,CODcr和BOD5濃度有所降低,BOD5/CODcr比值減小,氨氮濃度增加。

(5)金屬含量較高。垃圾滲濾液中含有十多種金屬離子,其中鐵和鋅在酸性發酵階段較高,鐵的濃度可達2000mg/L左右;鋅的濃度可達130mg/L左右,鉛的濃度可達12.3mg/L,鈣的濃度甚至達到4300mg/L1.6滲濾液中的微生物營養元素比例失調,主要是C、N、P的比例失調。


垃圾滲濾液處理工藝的關鍵技術

(1)高濃度氨氮處理技術

高濃度氨氮處理技術,目前應用較多的主要有氨吹脫和生物脫氨技術。氨吹脫技術大多用空氣為吹脫介質,低效率的吹脫設備吹脫的方式。相對而言,精餾塔脫氨是一種比較有前途的解決方案,雖然采用該法需要一定量的蒸汽,但由於水溫提高了,可以減少調整pH的酸堿用量,還可以減小氣液比,減少風機的電耗。另外,由於蒸餾後,脫氨尾氣可以通過冷凝直接轉換成液氨,可以回收利用,有效地解決了尾氣難以治理的問題。因此,新型高效吹脫裝置的開發,脫氨尾氣的妥善處理成為了今後研究的方向。


(2)滲濾液深度處理技術


對於老化滲濾液,由於生物處理基本無效,因此,必須采用以物化為主的深度處理技術處理。深度處理技術一般有深度氧化法,如臭氧氧化、臭氧+光催化氧化、臭氧催化氧化,以及膜處理技術等。


國內曾進行了用負鈦型TiO2作為催化劑進行光催化氧化的研究。國外對滲濾液的深度處理研究頗多,主要集中在光催化氧化和反滲透, A.Wenzel等人通過用鼓泡塔+薄膜光反應器對比UV/H2O2、UV/H2O2/O3、UV/O3等方法處理垃圾滲濾液的研究表明:從運行成本和去除效率來考慮,采用UV/O3方法處理滲濾液是***為有效的方法。深度氧化技術的研究主要集中在高效反應器的研製,以提高單位能耗的處理效率,降低反應的能量輸入,找出適合中國國情的滲濾液深度處理技術,使滲濾液達到相應排放標準。


垃圾滲濾液的危害

有研究表明,運用GC-MS聯用技術對垃圾滲濾液中有機汙染物成分進行分析,共檢測出垃圾滲濾液中主要有機汙染物63種,可信度在60%以上的有34種。其中,烷烯烴6種,羧酸類19種,酯類5種,醇、酚類10種,醛、酮類10種,酰胺類7種,芳烴類1種,其他5種。其中已被確認為致癌物1種,促癌物、輔致癌物4種,致突變物1種,被列入我國環境優先汙染物,黑名單的有6種。


無論哪種廢水,無論哪種汙染,都對快妖精的健康有著極大地威脅,既然提到了垃圾滲透液,那麽,快妖精就來詳細介紹一例成功的垃圾滲透液處理案例。


合肥市龍泉山垃圾填埋場滲濾液處理實例
工程概況

合肥市屬亞熱帶季風濕潤氣候區,年平均降雨998.4mm,蒸發量1000mm,風速2.8m/s,人口135萬,日處理垃圾1200t,現產生垃圾滲濾液約600m3/d,滲濾液水質CODCr約為10000mg/L,氨氮約為1500mg/L,BOD5約為7000mg/L,

垃圾滲濾液水質水量變化大,尤其是BOD/COD變化範圍大。垃圾滲濾液處理廠目前已建成3年,實際運行中發現滲濾液廢水可生化性總體上還是很好的,氨氮濃度有逐年上升的趨勢,處理後排放水質標準為:CODCr<300mg/L,BOD5<150mg/L,NH3—N<25mg/L,SS<200mg/L。出水的主要控製指標是CODCr和NH3—N。

為滿足處理要求,滲濾液處理工藝采用生化處理和物化處理相結合的多級處理方案,工藝流程為:調節池—UASB—FEO反應器—氨吹脫—CASS反應池—混凝氣浮—消毒—氧化塘—出水。

表1各處理單元設計進出水情況



工藝流程及相關處理單元

本工程主要處理設施和設備包括:滲濾液調節池提升泵房,調節池(2座合建,分2格),UASB反應器(2座合建,分2格),初沉池(1座),氨吹脫塔(2座),吸收塔(2座),CASS反應池(2座合建,分4格),FEO反應器(3套),混凝氣浮池(2套),汙泥濃縮池,石灰加藥間,風機房(1座),泵房(與反應沉澱池合建,1座),事故放空池,監控樓。


UASB反應器

UASB反應器在實際運行中效果很好,完全可以滿足設計要求,其具有以下特點:①反應器內汙泥濃度高,處理效果穩定高效,耐衝擊負荷,尤其適合處理高濃度有機廢水;②剩餘汙泥產率低,無需經常排泥,操作管理簡單,同時具有很長的汙泥齡;③可在常溫下進行處理,無需專門的加熱設備,尤其是反應器被建成是地下式或半地下式時處理效果更好;④一般具有較高的容積負荷和產氣率。

FEO反應器

FEO是利用電解質溶液中鐵和其他金屬晶體結構與碳之間形成的許多局部微電池來處理有機廢水的一種電化學處理技術,其在無外加電能條件下,利用金屬—金屬、非金屬—非金屬之間的電位差而產生的無數微小電池的作用,使廢水中的汙染物通過電化氧化—還原反應、凝聚、氣浮和沉降等作用達到淨化的目的。

垃圾滲濾液與FEO反應器填料(主要由Fe、Al、C、Mn、Zn等20幾種物質按一定比例均勻混合而成)接觸相應時間後,會發生催化氧化還原反應,廢水中難生化、不可生化物質的分子結構發生變化,其雜環與雜鏈被打開,形成可生化的小分子物質,同時在反應過程中產生Fe2+及其他離子,互相作用具有較強的吸附及絮凝活性,可大量的吸附廢水中分散的微小離子和高分子物質,形成絮凝物可經沉澱或氣浮去除。FEO反應器對CODCr和NH3—N都有一定的去除效果,且可以降解相當數量的不可生化降解物質。


氨吹脫吸收塔

物化脫氮采用氨吹脫法,其參數設置已較成熟,滲濾液先用熟石灰在反應槽中調節pH至10~10.5,用汙水泵送至填料塔,離心風機從塔底送風,維持水氣比(1500~2000)∶1;逆流接觸,將水中遊離的NH3脫析至空氣中,一般pH越高,NH3的吹脫率越高,其吹脫效果可通過循環水量和pH來調節。實際運行過程中發現氨吹脫塔的效率很低,經常無法達到設計的去除率。出水pH由硫酸調節至下一階段好氧生化處理要求,排放的NH3須設置吸收裝置,吸收液可采用20%~25%的稀硫酸吸收。


CASS池

好氧生化處理工藝的選擇應重點考慮到要有較強的脫氮效果。目前,在實際應用中活性汙泥法的處理效果相當穩定,本係統選用CASS工藝,其在反應器的入口處設一生物選擇區,並進行了20%左右的汙泥回流,有利於提高汙泥的活性,並能使溶解性易降解基質得到快速的去除,進一步有效抑製絲狀菌的增殖,且反硝化量也有所增加。主反應區是好氧區,有機物在此得到充分的氧化分解。CASS工藝高效耐衝擊負荷且可靈活進行工藝調整以應對不同的情況,曝氣反應沉澱過程均在一個池中進行,防止汙泥膨脹提高了脫氮效果。並且在單池處理效果達不到要求時可考慮采用多級CASS池串聯係統。


混凝沉澱池

生化處理後的出水需設物化處理裝置以去除難生化降解和不可生化降解的有機物,目前考慮到降低運行成本可采用較為簡易的混凝沉澱法進行處理。滲濾液處理過程中預計產生的剩餘汙泥約為30m3/d,經汙泥濃縮池濃縮外運填埋,實際運行中剩餘汙泥的產率比預計值低很多。滲濾液處理後出水排放至天然形成並經過人工改造的氧化塘。


工程實際運行參數

合肥市龍泉山生活垃圾滲濾液處理廠於2005年初建成並投入運行。運行初期由於進水水質、水量沒有達到設計負荷,各單元處理效果尚可,出水基本滿足設計要求。隨著運行時間的延長進水水質、水量達到且超過設計負荷後將各處理單元的相關問題逐漸暴露出來,於是在2008年中期對龍泉山生活垃圾滲濾液處理廠實際運行過程中各處理單元的處理效果進行了全程監控,相關數值見下表。

表2各處理單元實際進出水情況


運行中主要存在的問題

根據表2發現本工程運行過程中******的問題就是氨吹脫吸收塔的處理效率過低,氨去除率隻有20%左右,遠達不到設計的80%。這也反映了我國現階段物化法脫氮的現狀,就是建設、運行費用高,運行維護困難。這點在處理化工、化肥等高氨氮工業廢水時已被多次證明,即便是對於技術相對成熟的氨吹脫吸收塔工藝同樣會因為設備本身原因如離心風機的效率和操作不當等原因而使得脫氮效率極低,尤其是循環水量不足和藥劑主要是石灰用量不足,使得氨吹脫塔進水pH過低(約為9),低於設計值(10~10.5),嚴重影響了氨氮的去除率,使得後續好氧處理單元長期在高氨氮(500~1000mg/L)環境下運行。但也正是因此原因給生物硝化法處理高氨氮廢水提供了一個難得的研究機會。以往普遍認為生物硝化法不宜處理高氨氮廢水,但本工程的實際運行情況卻證明生物硝化法處理高氨氮廢水是可行的,具體去除效果見表3。

表3

生物硝化法處理高氨氮廢水的分析研究

(1)在CASS池硝化過程中,氨被自養型微生物轉化為亞硝酸鹽和硝酸鹽,這些好氧自養型微生物對環境有相當高的要求,轉化進程由處理單元中的生長條件決定,主要影響因素有溶解氧、溫度、碳酸鹽含量及pH、SRT、活性汙泥濃度及性能、有毒有抑製作用的物質含量(重金屬、NH3—N、NO-x—N等)。在CASS池中生長的異養型微生物和自養型微生物之間存在相互關係,應選擇合適的生長條件來調節CODCr和NH3—N的去除率。由於CASS池內有機物的去除是必然因素,也就是隻可能發生去除有機物不去除氨氮的情況,不可能發生隻去除氨氮不去除有機物的情況。再加上本處理單元中NH3—N的去除率是控製因素,應優先考慮滿足適宜生物硝化的條件。

在運行研究過程中,CASS池內的DO一般保持在2mg/L以上,溫度大於20℃,SRT超過60天,進水重金屬含量很低,對微生物幾乎沒有影響,這些因素都滿足生物硝化的******條件。

而關於活性汙泥濃度及性能、碳酸鹽含量及pH、NH3—N、NO-x—N濃度對硝化進程的影響比較複雜,所以有必要對這些影響因素進行全麵的分析和監控。

CASS係統在處理中低濃度氨氮廢水時的一個重要特征是硝化和反硝化在曝氣階段同時進行,運行時控製溶解氧濃度可使活性汙泥外部好氧內部缺氧,絮體外部好氧硝化內部反硝化以達到完全脫氮的效果。但在處理高氨氮廢水時若要滿足處理要求就需要考慮采用多池串聯的運行方式,先將廢水中的氨氮降至200mg/L以下再進行硝化和反硝化的後續脫氮處理,根據生物反應動力學原理,采用多級CASS池串聯運行,使廢水在池內的流動呈現整體推流而在不同區域內為完全混合的複雜流態,保持穩定的處理效果,提高容積利用率。在******個CASS池內應側重生物硝化,盡可能提高氨氮轉化率,這就需要保持較長的水力停留時間和生物固體停留時間,保證在池內保持較高數量的硝化菌。根據實際情況發現,N/MLSS負荷率應盡量小於0.3,高於此值脫氮的效果會急劇下降,在進水氨氮一定的情況下需要盡可能地提高MLSS,使其不能低於3000mg/L。在CASS池實際運行中可采取極高的MLSS(>10000mg/L)進行生化處理運行依舊平穩,氨氮去除率達80%左右,CASS池內活性汙泥的監測情況見表4。

表4CASS池內各運行參數及活性汙泥微生物鏡檢情況

(2)活性汙泥濃度的提高是通過改善汙泥沉降性能來實現的,SVI應低於50mL/g,本係統處理單元的SVI一般隻有25mL/g左右,如此良好的沉降性能是由於FEO反應器內產生的鐵鹽和外加的混凝劑PAC、PAM等改善了汙泥的絮凝效果。

(3)除了高活性汙泥濃度外,碳酸鹽的用量及pH同樣對生物硝化脫氮有較大影響。氨氮完全氧化所需的碳酸鹽約為7.1mg碳酸鹽/mg氨氮,且必須有足夠的堿度以防止反應過程中出現酸性,碳酸鹽不足時硝化進程難以順利進行,除非有足量的無機碳(在運行中不太可能實現),在本係統的實際運行中發現石灰用量不足(低於4.2t/d)會直接影響氨氮的去除率。

(4)pH對硝化作用的影響現有的各種觀點有些分歧,目前普遍認為******值為7~8.5,要將CASS池內的大部分處理區域的pH控製在此範圍內,需要將CASS池的進水pH控製在8.4~8.9,因為在處理高氨氮廢水過程中生成了較多的強酸(HNO3)使得CASS池的pH值下降較多,一般情況下CASS池的進水pH在8.5以上,出水pH就會在7以下,這樣就可以保證CASS池內大部分區域的處理效果。本係統對各處理單元的pH進行了監控,進水pH為7.5~7.9時,UASB進水pH7.5~7.9,出水7.6~7.9,氨吹脫吸收塔進水pH9~10.5,出水8.6~9.5,CASS池進水pH8.4~9,出水6.5~7.1。這反映出垃圾填埋場運行了3年多時間後,其產生的滲濾液pH就已轉至弱堿性。從目前看來滲濾液pH的變化呈現較為穩定的規律,隨著時間的增長滲濾液pH逐漸由弱酸性轉至弱堿性。

在實際運行中發現氨吹脫吸收塔進水pH為9時的脫氮效率還達不到pH為10.5時的1/3,所以石灰的投加量不足也就是氨吹脫吸收塔脫氮效率低的一個重要原因。CASS池進水pH為8.6時,出水pH一般約為6.7,在這種狀態下NH3—N的去除率能達到80%左右,出水NH3—N基本能控製在200mg/L以下,隻需要再對其進行相應的後續生化處理就可以了。


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