AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用

赵晴; 周浩; 吕慧; 张鑫; 孟了; 刁兴兴

doi:10.12030/j.cjee.202004110

AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用

1.
广州大学土木工程学院，广州 510006
2.
中山大学环境科学与工程学院，广州 510275
3.
中山大学深圳研究院，深圳 518057
4.
黑龙江工程学院土木与建筑工程学院，哈尔滨 150050
5.
深圳市下坪固体废弃物填埋场，深圳 518047
6.
深圳市利赛实业发展有限公司，深圳 518029

作者简介: 赵晴 (1983—)，女，博士，副教授。研究方向：污水生物处理技术。E-mail：gzdx_zq@163.com

通讯作者: 吕慧 (1982—)，男，博士，教授。研究方向：环境生物处理理论与技术。E-mail：lvhui3@mail.sysu.edu.cn;

基金项目:
国家自然科学基金资助项目 (42077155)；黑龙江省自然科学基金资助项目 (QC2017060)；深圳市科技计划项目 (JSGG20170824101458515)；哈尔滨市科技创新人才研究专项资金项目 (2017RAQXJ020)
中图分类号: X703.1

Pilot-scale test of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment

1.
School of Civil Engineering, Guangzhou University, Guangzhou 510006, China
2.
School of Environmental Science and Engineering, Sun Yat-Sen University, Guangzhou 510275, China
3.
Shenzhen Research Institute of Sun Yat-Sen University, Shenzhen 518057, China
4.
School of Civil and Architecture Engineering, Heilongjiang Institute of Technology, Harbin 150050, China
5.
Shenzhen Xiaping Municipal Solid Waste Landfill Site, Shenzhen 518047, China
6.
Shenzhen Lisai Development Co. Ltd., Shenzhen 518029, China

Corresponding author: LYU Hui, lvhui3@mail.sysu.edu.cn ;

摘要: 针对某垃圾渗滤液处理厂现有氨吹脱预处理工艺存在的脱氮效果不佳、运行费用高、易产生二次污染等问题，开展了基于短程硝化反硝化的AO-SBR垃圾渗滤液预处理中试研究，考察了反应系统的脱氮效能，分析了氮素的迁移转化途径，计算长期稳定时预处理工艺的主要运行成本。在中试实验中，垃圾渗滤液进水氨氮浓度为1 000~2 500 mg·L⁻¹，控制SBR池pH为 6.5~7.5、DO为 1.0~1.5 mg·L⁻¹，投加甲醇调节进水碳氮比为1.4~2.0，通过FNA抑制实现了短程硝化反硝化中试系统的启动和稳定运行。稳定阶段系统中的亚硝化率为90%以上，氨氮去除率为80%以上，总氮去除率为50%左右。典型周期氮元素平衡分析结果表明，通过短程硝化反硝化途径和硝化反硝化途径去除的总氮负荷分别占据总氮去除负荷的74.8%和13.5%。AO-SBR短程硝化反硝化作为垃圾渗滤液预处理工艺可以满足后续工艺流程进水要求，最终出水达到纳管标准，该垃圾渗滤液预处理工艺运行成本比氨吹脱降低约30%。短程硝化反硝化工艺替代氨吹脱工艺进行垃圾渗滤液预处理具有技术及经济可行性。以上研究结果可为垃圾渗滤液处理厂预处理工艺的升级改造提供技术支持。
- 垃圾渗滤液预处理 /
- 中试 /
- AO-SBR /
- 短程硝化反硝化
Abstract: When ammonia stripping is used as pretreatment process of a landfill leachate treatment plant, the problems such as poor denitrification effect, high operation cost and secondary pollution will occur. A pilot study of partial nitrification-denitrification based AO-SBR process for landfill leachate pretreatment was carried out to solve the above problems. Its nitrogen removal efficiency was investigated, the nitrogen migration and transformation path of a typical cycle in the reactor was analyzed, the final effluent water quality and operation costs of pretreatment process were also calculated. The results showed that when the influent ammonia was 1000~2500 mg·L⁻¹, the pH of SBR tank was 6.5~7.5, DO was 1~1.5 mg·L⁻¹, the ratio of carbon to nitrogen was adjusted to 1.4~2.0 by adding methanol, the start-up and stable operation of the partial nitrification-denitrification pilot system were realized. At the stable stage, the nitrification rate of the system reached above 90%, the removal rates of ammonia and total nitrogen were above 80% and around 50%, respectively. The nitrogen balance analysis indicated that 74.8% and 13.5% nitrogen loads were removed by the partial nitrification-denitrification and the complete nitrification-denitrification pathways, respectively. The effluent of partial nitrification-denitrification-based AO-SBR can meet the water inlet requirements of the subsequent processes, and the final water output can meet the pipe receiving standard. The main operating cost of AO-SBR was about 30% less than that of ammonia stripping process. It is technically and economically feasible to pretreat landfill leachate by partial nitrification-denitrification instead of ammonia stripping. This study provides technical support for upgrading the pretreatment process of landfill leachate treatment plant.
- landfill leachate pretreatment /
- pilot-scale /
- AO-SBR /
- partial nitrification-denitrification

近年来，由于世界范围内的工业发展，人们越来越重视污染物排放^[1-2]。静电除尘器(ESP)作为一种能够有效地从干或湿空气流中去除细微颗粒物的装置^[3-4]，被广泛应用于各种工业领域生产设施中的尾气处理^[5-7]，其总体除尘效率超过99%，并且具有效率高、阻力小、适用性强等优点。然而，由于细颗粒携带的电荷较低，传统的静电除尘器对亚微米颗粒的去除率相对较低，而且尺寸较小的颗粒更倾向于与烟气一起运动而被排放到空气中，这些细微颗粒物很可能被人体吸入肺部而引起各种呼吸道疾病，特别是对儿童和老年人造成巨大的健康危害^[8-9]。因此，提高静电除尘器对细微颗粒物的捕集性能，使其满足更严格排放标准已成为当前亟待解决的问题。

国内外学者对影响静电除尘器除尘效率的因素开展了较深入的研究，而烟气流速作为影响其性能的主要参数一直被广泛关注^[10-11]。东明等^[12]分析了不同烟气流速下静电除尘器的捕集性能，得出了烟气流速越大，颗粒捕捉效果越差、除尘性能就越低的结论。周海军^[13]探究了烟气流速对除尘效率的影响，并对引起烟气流速变化的原因及其最佳选取值进行了深入讨论。为了测试不同环境下烟气流速对ESP除尘性能的影响，沈之旸等^[14]针对宽间距ESP内大流量高温烟气中的细微颗粒物进行了研究，揭示了温度和烟气流速等关键因素对细微颗粒物静电捕捉的影响规律。

将磁场引入到ESP中因其良好的性能表现，而受到了广泛的重视^[15-20]。磁分离技术最早应用于工业中金属粒子的分离^[21-22]，之后将其引入到ESP^{[17, 20]}，发现可以有效地提高除尘效率。孙英浩^[23]分析了磁增强电晕放电的放电特性及其对细微颗粒物的荷电机理。米俊锋等^[24]比较了磁增强预荷电器和传统预荷电器的荷电效率，揭示了磁增强电晕放电的放电机理。毕业武等^[25]研究了磁增强负电晕放电特征，分析了这一过程的放电特性和磁场对极间不同区域的影响。ELABBAS^[26]实验表明，放电电极附近磁场的增强对放电电流的增加有显著影响。ZHANG等^[27]发现磁场对静电除尘器的捕集性能的促进作用。

鉴于上述的研究成果，为了更好地展现磁场对ESP颗粒物除尘效率的影响，本研究建立了磁场环境下静电除尘器的多场耦合模型，基于不同的烟气流速来探究ESP中同种颗粒的运动特性和捕集性能以揭示磁场的贡献及其规律，为设计新型ESP提供参考。

1. 理论模型

1.1 气体流场

烟气流动满足质量守恒方程(连续性方程)和动量守恒方程^[28](Navier-Stokes方程)见式(1)和式(2)。

$\frac{{\partial {\rho _{\rm{g}}}}}{{\partial t}} + \frac{\partial }{{\partial {x_i}}}({\rho _{\rm{g}}}{u_i}) = 0$

$(1)$

$\frac{\partial }{{\partial t}}({\rho _{\rm{g}}}{u_j}) + \frac{\partial }{{\partial {x_i}}}({\rho _{\rm{g}}}{u_j}{u_i}) = - \frac{{\partial P}}{{\partial {x_j}}} + {\mu _{{\rm{eff}}}}\frac{{{\partial ^2}{u_j}}}{{\partial {x_i}^2}} + {S_j}$

$(2)$

式中： ${\rho _{\rm{g}}}$ 为烟气密度， ${\rm{kg}} \cdot {{\rm{m}}^{ - 3}}$ ； ${u_i}$ 和 ${u_j}$ 为气体速度， ${\rm{m}} \cdot {{\rm{s}}^{ - 1}}$ ； $P$ 为气体平均静压， ${\rm{Pa}}$ ； ${\mu _{{\rm{eff}}}}$ 为有效扩散系数， ${\mu _{{\rm{eff}}}} = \mu + {\mu _t}$ ； $\mu$ 为气体动力粘性系数， ${\rm{kg}} \cdot {({\rm{m}} \cdot {\rm{s}})^{ - 1}}$ ； ${\mu _t}$ 为湍流动力黏性系数， ${\rm{kg}} \cdot {({\rm{m}} \cdot {\rm{s}})^{ - 1}}$ ； ${S_j}$ 为广义源项；下注“ $i$ ”和“ $j$ ”分别代表 $x$ 和 $y$ 方向。

1.2 电磁场

对于线板式静电除尘器，在电晕稳定放电情况下，可由Poisson方程和电流连续性方程^[29]进行描述，见式(3)和式(4)。

$\nabla \cdot \overset{\rightharpoonup } {E} = - {\nabla ^2}U = \frac{\rho }{{{\varepsilon _0}}}$

$(3)$

$\nabla \cdot \overset{\rightharpoonup } {J} = 0$

$(4)$

式中： $\overset{\rightharpoonup } {E}$ 为电场强度， ${\rm{N}} \cdot {{\rm{C}}^{ - 1}}$ ； $U$ 为电势， ${\rm{V}}$ ； ${\varepsilon _0}$ 为真空介电常数， ${\rm{F}} \cdot {{\rm{m}}^{{\rm{ - 1}}}}$ ； $\rho$ 为空间电荷密度， ${\rm{C}} \cdot {{\rm{m}}^{{\rm{ - 2}}}}$ ， $\overset{\rightharpoonup } {J}$ 为电流密度矢量，可分为 $x$ ， $y$ 方向的分量，各分量的单位为 $\operatorname{A} \cdot {m^{ - 2}}$ 。

电流密度可以简化为式(5)。

$\overset{\rightharpoonup } {J} = \rho {b_{{\rm{ion}}}}\overset{\rightharpoonup } {E}$

$(5)$

式中： ${b_{{\rm{ion}}}}$ 为离子迁移率， ${{\rm{m}}^{\rm{2}}} \cdot {{\rm{(V}} \cdot {\rm{s)}}^{{\rm{ - 1}}}}$ ； $\rho$ 为空间电荷密度， ${\rm{C}} \cdot {{\rm{m}}^{{\rm{ - 2}}}}$ 。

结合电场强度的表达式 $\overset{\rightharpoonup } {E} = - \nabla U$ ，式(5)可表示为式(6)。

$\overset{\rightharpoonup } {J} = - \rho {b_{{\rm{ion}}}}\nabla U$

$(6)$

考虑离子迁移率为常数， $\nabla {b_{{\rm{ion}}}} = 0$ ，结合式(3)和式(4)，得到电流连续性方程，见式(7)。

$\nabla U \cdot \nabla \rho = {\rho ^2}/{\varepsilon _0}$

$(7)$

需要指出的是，本研究引入线板式ESP中的磁场是稳恒的，在时间和空间上是不变的，不涉及方程组的求解。

1.3 颗粒动力场

细微颗粒物在外加磁场作用下，x-y坐标下的动量方程包含颗粒惯性力、洛伦兹力、电场力和拖曳力，由于细微颗粒物质量很小，重力被忽略，则具体颗粒动力场动量方程见式(8)。

${m_{\rm{p}}}\frac{{du}}{{dt}} = {F_{\rm{m}}} + {F_{\rm{e}}} + {F_{\rm{D}}}$

$(8)$

式中： ${m_{\rm{p}}}$ 为颗粒质量， ${\rm{kg}}$ ； $u$ 为运动速度， ${\rm{m}} \cdot {{\rm{s}}^{{\rm{ - 1}}}}$ ；洛伦兹力 ${F_{\rm{m}}} = {Q_{\rm{p}}}{v_{\rm{p}}}B$ ，其中 ${Q_{\rm{P}}}={Q_{{\rm{diff}}}} + {Q_{{\rm{sat}}}}$ ， ${Q_{{\rm{diff}}}}$ 为扩散荷电带电量， ${Q_{{\rm{sat}}}}$ 为电场荷电带电量， ${v_{\rm{p}}}$ 为颗粒作回转的运动速度， $B$ 为磁感应强度；电场力可表示为 ${F_{\rm{e}}} = {Q_{\rm{P}}}E$ ；拖曳力 ${F_{\rm{D}}} = {m_{\rm{p}}}{F_{\rm{d}}}$ ，指的是颗粒和黏性流体进行相对运动时，流体作用于颗粒上的阻碍物体相对运动的力，其中 ${F_{\rm{d}}} = \frac{1}{2}{A_{\rm{p}}}{\rho _{\rm{g}}}{C_{\rm{D}}}\left( {{u_{\rm{g}}} - {u_{\rm{p}}}} \right)\left| {{u_{\rm{g}}} - {u_{\rm{p}}}} \right|$ ， ${A_{\rm{p}}}$ 为颗粒的迎流面积， ${u_{\rm{g}}}$ 和 ${u_{\rm{p}}}$ 分别为烟气平均流速 $\overline {{u_{\rm{g}}}}$ 和尘粒平均速度 $\overline {{u_{\rm{p}}}}$ 的标量值， ${C_{\rm{D}}}$ 是气流和颗粒间的阻力系数。

2. 网格无关性验证

图1给出二维线板式ESP的网格划分图。这里将计算区域分为3个电晕区和其他部分。由于电晕区附近的电势梯度较高，因此，需要对这一区域的网格进行细化以确保计算准确性。

图 1 ESP网格剖分图

Figure 1. Mesh diagram of ESP

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不同网格数下线板式ESP的除尘效率及其相对误差如图2所示，可以看出：随着网格数量的增加，除尘效率的相对误差呈下降的趋势。当网格数为41 440时，相对误差达到最小，仅为1.5%，满足工程实际计算的要求，因此，选择此网格数进行计算。

图 2 网格无关性验证

Figure 2. Verification of grid independence

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3. 数值模拟

3.1 可靠性验证

Deutsh-Anderson(D-A)公式是目前计算分级除尘效率普遍采用的公式，能准确地反映实际工况。为了使数值结果更加可靠，这里计算了与已有研究^[30]相同结构和工况下的线板式ESP分级除尘效率，并与D-A公式的计算结果进行了对比，如图3所示。不难看出：相比于D-A公式，本研究的数值模拟结果更加接近于文献实验数据，分级效率的计算精度更高，从而验证了本研究理论数值模型及计算方法的可靠性。

图 3 分级效率对比

Figure 3. Comparisons of grade efficiency

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3.2 不同烟气流速下的磁场效应

为了直观地考察磁场效应对颗粒轨迹的影响情况，本研究给出了工作电压为50 kV时2.5 μm粒径颗粒在线板式ESP的运动轨迹，如图4所示。可以发现：在同一烟气流速下，外加磁场作用时颗粒的运动轨迹更偏向于收尘板，这是由于磁场产生的洛伦兹力使得颗粒在ESP中作螺旋运动，颗粒荷电更充分，促进了颗粒的捕集作用；在同一外加磁场环境中，随着烟气流速的变小，颗粒更易靠近收尘板，这是因为烟气流速越小，颗粒停留时间越长，扩散荷电作用更明显，有利于颗粒的捕获。

图 4 有无外加磁场作用下的颗粒运动轨迹

Figure 4. Particle trajectories with or without external magnetic field

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图5给出了不同烟气流速下磁感应强度对颗粒除尘效率影响的曲线，可以发现：不论是否存在外加磁场，除尘效率均随着烟气流速的增大不断下降，且下降幅度逐步减小；在同一烟气流速下，相比无磁场环境，磁场效应能有效地提高除尘效率，并且随着磁感应强度的增大，除尘效率呈增大的趋势；随着烟气流速的增大，除尘效率随磁感应强度变化的上升曲线越陡峭，说明了磁场作用在高烟气流速下对ESP除尘性能的提升幅度更大；相邻2条曲线的除尘效率差值逐渐减小，表明了烟气流速削弱除尘效率的程度在低磁感应强度时更大，且在无外加磁场时最大。

图 5 除尘效率随磁感应强度的变化

Figure 5. Collection efficiency vs. magnetic induction intensity

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不同磁感应强度下除尘效率随速度的变化曲线如图6所示。由此得知：随着烟气流速的增大，除尘效率均呈非线性下降的趋势，并逐渐趋于平缓，而相邻2条曲线的差值逐渐变大，也说明了低烟气流速下磁场对颗粒物除尘效率的贡献更小；磁感应强度越大，除尘效率随速度变化的下降曲线越缓慢，说明了烟气流速降低除尘效率的幅度在高磁感应强度时更小；在同一烟气流速下，磁感应强度越大，颗粒的除尘效率越高，且随着磁感应强度等幅增大，除尘效率的增幅逐步减小，这表明磁场可有效地提高颗粒的捕集效果，但提高幅度随着磁感应强度的增大而降低。

图 6 除尘效率随烟气流速的变化

Figure 6. Collection efficiency vs. flue gas flow rate

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为了进一步分析磁场对颗粒捕集性能的影响，根据图6中的数据，给出了不同烟气流速下贡献率，如图7所示。可以看出：随着烟气流速的增大，磁场对颗粒捕集的贡献率均呈增大且逐渐变缓的趋势，相邻2条曲线的差值逐渐增大，同样说明了高烟气流速下外加磁场的贡献率更显著；在同一烟气流速下，磁感应强度的增大使得ESP中同种颗粒除尘效率的贡献率不断增大，而增幅逐步减小，也表明了磁场对颗粒捕集的促进效果随着磁感应强度的增大不断减小。

图 7 磁场贡献率随烟气流速的变化

Figure 7. Magnetic field contribution rate vs. flue gas velocity

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4. 结论

1)无论烟气流速为何值，磁场环境下ESP的除尘效率均更高，证明了磁场的引入可有效提高线板式ESP的除尘性能。

2)随着烟气流速的增大，颗粒的除尘效率逐渐下降，而外加磁场对其贡献逐渐升高，说明高烟气流速时磁场效应更明显。

3)在磁感应强度不断增大时，烟气流速对除尘效率的削弱程度逐步降低，且同种颗粒的除尘效率逐渐增大，但增长幅度不断较小，表明磁场对除尘性能的贡献程度随着磁感应强度的减小而逐步增大。

图 1 AO-SBR示意图和现场照片

Figure 1. Schematic diagram and site photo of the AO-SBR reactor

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图 2 AO-SBR中氮化物浓度及亚硝化率

Figure 2. Nitrogen concentration and nitrosation rate in the AO-SBR

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图 3 AO-SBR中总氮浓度及其去除率的变化

Figure 3. Changes of total nitrogen mass concentration and its removal rate in the AO-SBR

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图 4 典型周期反应器内氮素转化

Figure 4. Nitrogen conversion in a typical cycle

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图 5 系统最终出水水质

Figure 5. Water quality of final system effluent

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表 1 典型周期反应器进出水水质情况

Table 1. Water quality of influent and effluent in a typical cycle mg·L⁻¹

水样	碱度	COD	总氮	氨氮	亚硝态氮	硝态氮
反应器进水	10 023.50	2 486	2 442	2 160.41	0	0
反应器出水	1 006	1 356.42	1 015	269	597	36

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表 2 系统各工艺段出水水质

Table 2. Water quality of effluent from each process section of the system mg·L⁻¹

工艺段名称	COD	氨氮	亚硝态氮	硝态氮	总氮
原水	1 442±536	1 735±426	0	0	1 950±430
AO-SBR	1 759±411	234±106	524±126	15±5	835±210
EGSB	1 145±506	232±110	49±14	5±1	354±152
AO-MBR	837±522	12±7	0	6±4	45±12
NF	65±18	3±2	0	1.5±1	25±9

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表 3 AO-SBR与氨吹脱工艺的主要运行费用比较

Table 3. Comparison of main operating costs between AO-SBR and ammonia stripping

工艺	名称	数量	单价	费用/(元·m⁻³)	费用合计/(元·m⁻³)
AO-SBR	甲醇	1.2 kg·m⁻³	4元·kg⁻¹	4.800	9.571
	电费	5 kWh·m⁻³	0.732元·(kWh)⁻¹	3.660
	人工费	定员1人	4 000元·月⁻¹	1.111
氨吹脱	石灰	18 kg·m⁻³	0.3元·kg⁻¹	5.400	13.669
	98%硫酸	8 kg·m⁻³	0.3元·kg⁻¹	2.400
	电费	6.5 kWh·m⁻³	0.732元·(kWh)⁻¹	4.758
	人工费	定员1人	4 000元·月⁻¹	1.111

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期刊类型引用(1)

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垃圾渗滤液是生活垃圾在卫生填埋或堆放过程中，由于垃圾内有机物分解、自身水分、以及落在垃圾上的大气降水所形成的一种高浓度废水。垃圾渗滤液水质受垃圾的组成、填埋时间、地质情况、温度和含水量等多种因素影响而变化^[1]，但其一般特点是高氨氮(氨氮质量浓度为1 000~3 000 mg·L⁻¹)、低碳氮比(老龄垃圾渗滤液COD/N<0.1)，有机物种类多且复杂等。垃圾渗滤液若不经处理或处理不当排放至自然环境中，将严重威胁填埋场区域水、土环境的安全^[2]。

目前，垃圾渗滤液处理主要采用物化法与生化法相结合的方式，通过预处理、生化处理、深度处理等系列工序达到排放标准^[3-4]。吹脱法脱氨效果稳定、氨去除率高，常被用作垃圾渗滤液预处理工艺^[5-6]。但吹脱法亦存在明显的缺点^[7-8]：操作过程需要大幅度调节 pH、耗费大量酸碱调节药剂、增加成本；使用石灰药剂产生水垢，增大设备维护难度；吹脱产生气态氨，易造成大气污染等。而生物法因为其操作简单、工艺成本低、脱氮高效稳定等特点，逐渐成为国内外填埋场渗滤液脱氮的核心处理技术。但由于垃圾渗滤液碳氮比低，直接采用传统硝化反硝化脱氮工艺处理时，存在碳源投加量大、运行能耗高、脱氮效率低等问题^[9-10]。短程硝化反硝化(PND)工艺是指将硝化过程控制在亚硝态氮阶段，再利用反硝化作用直接将亚硝态氮转化为氮气的过程^[11]。与传统硝化反硝化相比，理论上可节约25%的耗氧量和40%的碳源量^[12]。尽管一些研究者对短程硝化反硝化处理垃圾渗滤液进行了大量研究，通过控制pH、温度、溶解氧、FNA(游离亚硝酸)、FA(游离氨)、污泥龄等条件^[13-18]实现亚硝态氮的积累，但研究多为实验室小试实验，大规模应用研究还鲜见报道。

本研究针对深圳市某垃圾渗滤液处理厂氨吹脱预处理工艺存在的脱氮效果不佳、运行费用较高等实际问题，开展了基于短程硝化反硝化的垃圾渗滤液预处理的中试研究。中试处理水量最高可达200 m³·d⁻¹，相当于小型垃圾渗滤液处理厂规模。由于垃圾渗滤液处理厂大多采用膜生物反应器(MBR)多级硝化反硝化技术，为方便渗滤液处理厂进行技术改造，本研究选用AO-SBR反应器开展中试实验。考察了短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理工艺启动及稳定运行控制的影响因素，解析了典型反应周期氮素平衡关系，探讨了短程硝化反硝化作为垃圾渗滤液预处理工艺的可行性。本研究将为垃圾渗滤液处理厂预处理工艺的升级改造提供实验基础与经验参考。

3. 结论

1)中试规模的AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理工艺脱氮效果良好。当平均进水氨氮负荷为0.489 kg·(m³·d)⁻¹时，氨氮去除率可达80%以上，且碳氮比为1.8时，总氮去除率为50%左右，满足后续工序进水要求。

2)当AO-SBR反应器进水总氮负荷为0.739 kg·(m³·d)⁻¹时，通过短程硝化反硝化途径去除的总氮负荷为0.323 kg·(m³·d)⁻¹，占据总氮去除负荷的74.8%，系统以短程硝化反硝化脱氮途径为主。

3) AO-SBR短程硝化反硝化预处理工艺出水经过后续EGSB厌氧生物反应器、二级AO-MBR、NF工艺处理后可以满足排放标准，AO-SBR主要运行成本为9.571元·m⁻³，是氨吹脱工艺主要运行成本的70%。

参考文献 (20)

AO-SBR短程硝化反硝化垃圾渗滤液预处理中试应用

作者简介: 赵晴 (1983—)，女，博士，副教授。研究方向：污水生物处理技术。E-mail：gzdx_zq@163.com

通讯作者: 吕慧 (1982—)，男，博士，教授。研究方向：环境生物处理理论与技术。E-mail：lvhui3@mail.sysu.edu.cn;