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城市固体废弃物 (MSW) 的时变性会影响填埋体的稳定 [1-3]。MSW组分复杂,随着填埋龄期增加,大量有机物和纤维状物质产生降解,其抗剪强度也会随之改变。而抗剪强度的降低是造成分层垃圾填埋体滑移的主要原因[4-6]。填埋体的滑移失稳破坏会导致大量填埋垃圾和渗滤液滑出场外,造成严重的环境污染及财产损失[7]。
抗剪强度是MSW重要的力学性能之一,其变化规律与填埋龄期密切相关。随着龄期的增加,MSW的内摩擦角会增大,而粘聚力逐渐降低直至为0[8-10],这会导致填埋体沿衬垫发生滑移破坏。因此,土-膜界面的剪切特性得到了学者们的广泛研究[11-15]。PUNETHA等[13]通过直剪实验研究了光面及糙面HDPE土工膜和各类土颗粒物界面抗剪强度。BACAS等[14]对8种土工合成材料和18种不同界面进行了直剪实验,分析了界面剪切强度特性。LI等[15]研究了冻融循环作用下,密实粘土衬垫与HDPE土工膜界面剪切特性。在稳定性分析方面,ZIENKIEWIEZ等[16]首次将强度折减法引入到有限元边坡分析中。UGAI等[17]、郑颖人等[18]和陈雪珍等[19]将有限元分析的安全系数应用在工程中,推动有限元强度折减法的发展。
学者们通常以实验确定各层垃圾土的抗剪强度,对分层填埋场进行稳定性分析[4,6]。但目前对分层填埋场的稳定性分析都集中在以粘土作为中间衬垫,HDPE土工膜因为其耐久性好、化学性质稳定、柔韧性佳等特性而被视为替代粘土的理想材料[20],同时又缺乏将土工膜作为中间衬垫的应用研究。因此,本研究以HDPE土工膜代替粘土作为中间衬垫,进行土-膜界面剪切实验,利用PLAXIS有限元软件模拟分层填埋体的滑移过程及其整体稳定性变化,并分析HDPE土工膜作为中间衬垫的可行性,以期为土工膜应用于填埋场作为中间衬垫提供参考。
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直剪实验的材料取自某苏南平原型垃圾填埋场,总计填埋库容量为476.5×104 m3。实验土样分别取自该场地的改扩建工程、二期工程、续建工程、续建二期工程。其物理指标如表1所示。选用3种不同规格的HDPE土工膜,分别为喷着式、柱点式和光面式。其中,柱点式表面排布规则的小凸点;喷着式表面具有不规则纹理,粗糙程度比柱点式低;光面式表面则是光滑的平面。3种土工膜厚度均为1.5 mm,密度大于0.94 g·cm-3,炭黑含量在2%~3%。HDPE土工膜的物理参数如表2所示。
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实验仪器与试样布置如图1所示,采用大尺寸直剪仪(THE-1000,天水红山实验机有限公司),上下剪切盒尺寸为500 mm×500 mm×410 mm,根据《土工合成材料测试规程》 (SL 235-2012) [21]进行实验 。
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将试样按龄期分为4组,每组选择50、100、150、200 kPa竖向荷载进行压缩,压缩至少4 h,剪应变不小于20%,剪切位移设置为100 mm,剪切速率为2 mm·min-1。以土-膜界面峰值强度表征土-膜界面强度[21]。依据莫尔-库伦破坏准则,得到不同龄期MSW试样与HDPE土工膜的界面抗剪强度参数关系。
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本研究参考某苏南平原型垃圾填埋场,建立的数值模型如图2所示。图2 (a) 从下至上为第1至第4填埋层;填埋体下底边长110 m、上底边长50 m、高20 m、斜坡度为1∶3,边界地基土深20 m、长300 m[22],分层处布设HDPE土工膜衬垫[23],有限元网格划分如图2 (b) 所示;不设HDPE土工膜的填埋体采用粘土封层,厚度为300 mm [22]。
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基于Mohr-Coulomb准则,不考虑渗流影响,土-膜界面相互作用按照强度折减计算。土体物理参数取值见表3。土体抗剪强度参数按照表1赋予每一填埋层。 HDPE土工膜厚度和拉伸刚度按照表2分别赋予每层衬垫。由于垃圾土无剪胀性,不考虑剪胀效应,剪胀角取值为0[24]。
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界面剪切实验结果如图3所示。由图3 (a) 可知,11 a内土-膜界面粘聚力呈现下降趋势,但在小于6 a时,土-膜界面粘聚力降低不明显。其原因可能是,在龄期较短时,MSW中有机质组分迅速降解,纤维物质降解缓慢导致其质量占比增加,因此,在剪切过程中能持续提供粘聚效果[9]。随着龄期增长,生物降解充分导致纤维物质含量降低,废渣等组分中颗粒含量增高[9],增大了土-膜界面的摩擦,因而,MSW失去粘聚力,土-膜界面内摩擦角呈现上升趋势,如图3 (b) 所示。垃圾土与HDPE土工膜界面剪切实验表明,相同的竖向荷载作用下,由于土工膜表面粗糙程度不同,随着法向应力的增大,表面越粗糙的的土工膜与MSW之间的摩擦越大,界面抗剪能力越好。3种不同土工膜按照剪切试验结果,抗剪强度表现为:柱点>喷着>光面。本实验研究了龄期影响下MSW与HDPE土工膜之间的界面抗剪强度变化特性,但未考虑土工膜本身随龄期变化产生的劣化影响。尽管HDPE土工膜相较于MSW受到龄期影响要小,但其水力性能会随时间下降并且产生而外的拉伸应变[25],此种影响仍不可忽略。因此,本次实验得到的数据结果较保守,龄期对HDPE土工膜材质的影响还有待研究。
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图4为不同材料作为中间衬垫的填埋体滑移情况,结果表明,分层填埋体在坡面中部产生应变集中。随着填埋龄期和高度的增加,MSW填埋体位移集中愈发明显,滑移区域不断扩展。结合实验结果可发现,可能是由于填埋体下层MSW的粘聚力较小,第4填埋层产生局部蠕变,随着龄期增长粘聚力进一步减小,坡体中部块体受重力影响沿坡面向坡脚推进,在坡面上部形成应变集中区,最终坡顶开始出现张拉裂缝,导致整个坡面滑移由表向里发展。图4 (a) 中临界滑动面连贯的穿透粘土衬垫,滑移面从坡顶向坡脚发展,直至贯通整个坡面。而HDPE土工膜替代粘土作为中间衬垫时,临界滑动面沿每层土-膜界面处均有一定滑移,在填埋体不同分层中错综发展,如图4 (b)~4 (d) 所示。图4滑移面分布情况表明,3种土工膜相较于粘土覆盖均延缓了上层滑移面的贯通,阻断了下方填埋体滑裂带的形成。根据实验结果可发现,首先,HDPE土工膜抗拉强度高于MSW,抵抗了上层填埋体对下层的剪应力;其次,由于每层MSW的参数不同,坡体下层填埋龄期较长,MSW的粘聚力很小,几乎接近于0,抗滑能力差,而上层填埋龄期较短,MSW的粘聚力跟内摩擦角能很好抵抗滑移。这解释了土-膜界面滑移由下至上越来越小的原因,但同时也会造成填埋体分层处的位移剧增。
图5为11~20 a填埋体的位移数值变化。由图5 (a) 可知,临界滑动面在土-膜界面处产生水平滑移,故导致坡体最大位移明显高于粘土,分别比粘土覆盖的填埋体最大位移增加了29% (光面)、18% (喷着) 、17% (柱点) 。可以看出,具有一定表面粗糙度的柱点、喷着类型HDPE土工膜抗滑移能力稍好。由图5 (b) 可看出,底部位移绝对值由粘土覆盖的0.084 m减小到土工膜覆盖的0.073 m,降低了10%,3种类型HDPE土工膜均能很好抑制填埋体底部位移的发展。HDPE土工膜阻断了临界滑动面的形成,大大减小了底部位移。综合效果为:柱点>喷着>光面。
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图6为20 a内填埋体整体稳定安全系数的变化。根据《生活垃圾卫生填埋场岩土工程技术规范》 (CJJ176-2012) [23]规定,填埋体整体稳定安全系数需高于1.25才能保证其稳定,数值模拟结果均达到要求。在17 a内,HDPE土工膜作为中间衬垫的填埋体整体稳定安全系数均高于粘土覆盖的填埋体。17 a之后的整体稳定安全系数则与粘土衬垫接近。这可能是因为,土工膜材料自身劣化导致其力学性能降低至与粘土接近引起的[25]。在20 a的模拟过程中,柱点类型的整体稳定安全系数从5.632减小到2.246;喷着类型与柱点类型降幅相近,从5.456减小到2.256;光面类型的整体稳定安全系数从4.877减小到2.154,与粘土作为中间衬垫相比分别增大了 28% (柱点) 、30% (喷着) 和18.5% (光面) 。可见,当MSW进行分层填埋时,HDPE土工膜能够代替粘土作为中间衬垫,将起到很好的安全稳定作用。
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1) 随着龄期增长,土-膜界面粘聚力总体呈现下降趋势,内摩擦角先上升而后趋于平稳。表面越粗糙的HDPE土工膜与MSW的摩擦越大,柱点类型HDPE土工膜有更好的界面抗剪效果。
2) HDPE土工膜比粘土衬垫更能减小MSW填埋体底部位移绝对值,但会增加最大位移。
3) HDPE土工膜能延缓上层滑移面的贯通、阻断下方填埋体滑裂带的形成,提升坡体稳定性。其中柱点式与喷着式土工膜较粘土衬垫能提高30%左右安全性,起到很好的安全稳定作用。
土工膜衬垫对不同龄期垃圾填埋体稳定性的影响
The influence of geomembrane liner on the stability of landfill at different ages
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摘要: 城市垃圾填埋场在填埋和运营过程中,垃圾土的抗剪强度会随着龄期的增长而变化,作为中间衬垫的土工膜规格和参数也将直接影响垃圾填埋场的稳定性。针对柱点、喷着和光面3种不同规格的HDPE土工膜衬垫,结合室内土-膜界面剪切实验和数值模拟手段,分析HDPE土工膜作为中间衬垫对垃圾填埋体稳定性的影响。结果表明,随着填埋龄期的增加,生物降解持续,垃圾土纤维物含量降低,废渣颗粒含量增加,导致土-膜界面粘聚力呈下降趋势,内摩擦角呈现上升趋势;相较于粘土覆盖,HDPE土工膜能有效抑制填埋体底部位移。结合工程实例,垃圾填埋体底部位移绝对值由粘土覆盖的0.084 m减小到土工膜覆盖的0.073 m;整体稳定安全系数较粘土覆盖分别增大 28% (柱点) 、30% (喷着) 和18.5% (光面) 。HDPE土工膜能明显延缓垃圾填埋体滑移面向填埋体中部和深部的发展,阻断滑裂带的形成。本研究结果可为垃圾填埋场设计和现场工程的安全性评价提供参考。Abstract: During the landfilling and operation of MSW landfills, the shear strength of waste soil will change with age. The specifications and parameters of geomembrane as the intermediate liner will also directly affect landfill stability. Aiming at three different specifications of HDPE geomembrane liners, such as salient point, textured and smooth, combined with indoor soil-geomembrane interface shear test and numerical simulation, the influence of HDPE geomembrane as an intermediate liner on the stability of landfill was analyzed. The results showed that with the increase in landfill age, the biodegradation continued, the fiber content of waste soil decreased, and the particle content of waste residue increased, resulting in the decrease of soil-film interface cohesion and the increase of internal friction angle. Compared with clay cover, HDPE geomembrane can effectively restrain the bottom displacement of landfill. Combining with the engineering example, the absolute value of the bottom displacement of the waste landfill decreases from 0.084 m of the clay coating cover to 0.073 m of the geomembrane coating cover. Compared with clay cover, the overall stability safety factor increases by 28% (salient point), 30% (textured) and 18.5% (smooth), respectively. HDPE geomembrane can delay the penetration of landfill slip towards the middle and deep of landfill and block the formation of slip zone. The results of this study provide a reference for landfill design and site engineering safety evaluation.
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Key words:
- MSW landfill /
- stability /
- age /
- HDPE geomembrane /
- soil-geomembrane interface shear
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近年来,集中收集-卫生填埋已成为我国城市生活垃圾的主要处理处置方式[1]。然而,垃圾填埋会产生大量高氨氮、低C/N的垃圾渗滤液,由于其高浓度的氨氮和复杂的有机物组成将对水体环境和人体健康带来严重影响和危害,因此,对于这类废水的处理已成为研究焦点和难点[2]。
目前,短程硝化反硝化耦合厌氧氨氧化(anaerobic ammonia oxidation, ANAMMOX)工艺已成功应用于多种低碳氮比(C/N)的高氨氮废水处理,如垃圾渗滤液、养殖废水及味精加工废水脱氮[3-6]。与常规硝化-反硝化工艺相比,短程硝化反硝化-ANAMMOX工艺可节省60%的需氧量,且ANAMMOX工艺无须外加碳源,是一种高效低耗、运行成本低廉的废水生物脱氮技术[7-8]。但是,理论上,ANAMMOX细菌将1 mol
NH+4 -N和1.32 molNO−2 -N转化为N2的同时,会生成0.26 mol硝态氮,约占反应总氮的10%(如式(1)所示),造成出水中硝态氮浓度较高,总氮超标[9]。因此,使用短程硝化反硝化-ANAMMOX工艺处理垃圾渗滤液,无法达到我国2008年新修订并实施的《生活垃圾填埋场污染控制标准》[10]中规定的垃圾渗滤液处理厂出水排放标准(NH4+-N≤25 mg·L−1、TN≤40 mg·L−1)。NH+4+1.32NO−2+0.066HCO−3→1.02N2+0.26NO−3+0.66CH2O0.5N1.5+2.03H2O (1) 垃圾填埋场填埋气中含有大量硫化氢气体,垃圾渗滤液中硫化物含量也会随着垃圾填埋时间的增加而增加[11]。以深圳某垃圾填埋场为例,填埋场产气量为35 000 m3·h−1,其中,硫化氢气体浓度为150~300 mg·L−1。近年来,以硫化物(H2S/HS−/S2−)作为电子供体的硫自养反硝化(sulfur-driven autotrophic denitrification, SAD)脱氮技术受到广泛关注,SAD生物脱氮过程无需外加碳源,可以有效去除水中
NO−x -N污染物,同时硫化物被转化为氧化态硫酸盐,且对下游水厂或水环境不会造成不良影响[12-13]。SAD技术已逐步开始应用于低负荷的水体环境修复[14]、生活污水深度处理[15]、水产养殖废水处理[16]和海水冲厕水处理[17]等。目前,对硫自养反硝化的研究比较深入,已具备一定的理论基础[18-20]。因此,利用SAD技术应用于垃圾渗滤液处理,既能解决异养反硝化脱氮中有机碳源(电子供体)不足的问题,又能实现对垃圾填埋气中硫化氢气体无害化处理并回收电子,避免空气污染的同时又节省了填埋气脱硫成本。本研究在实现短程硝化反硝化-ANAMMOX工艺处理垃圾渗滤液稳定运行的基础上,进一步耦合SAD反应器,构建了两级自养脱氮深度处理工艺,并探究了其工艺效能。1. 材料与方法
1.1 实验装置
本研究实验装置和反应器照片见图1,反应器均由有机玻璃制成。短程硝化反硝化反应器(SBR)内径18 cm、有效高度33 cm、有效容积3 L。ANAMMOX反应器为向上流厌氧污泥床反应器(UASB),内径6 cm、有效高度40 cm、有效容积1 L。SAD反应器为向上流厌氧污泥床反应器(UASB),内径6 cm、有效高度80 cm、有效容积2 L。
1.2 进水水质
本研究所用垃圾渗滤液取自深圳市某垃圾填埋场,水质见表1。在SAD反应器启动阶段,进水为人工模拟废水,主要试剂为九水合硫化钠(Na2S·9H2O)、硝酸钾(KNO3)、磷酸二氢钾(KH2PO4)、碳酸氢钠(NaHCO3)、氯化镁(MgCl2),均为分析纯。在SAD反应器运行阶段,进水为ANAMMOX反应器处理垃圾渗滤液的出水。
表 1 垃圾渗滤液水质Table 1. Characteristic of landfill leachatepH COD/(mg·L−1) -N/(mg·L−1)
-N/(mg·L−1)
-N/(mg·L−1)
碱度/(mg·L−1) 8.3~8.8 4 000~5 000 2 300~2 700 <5 <50 10 000~13 000 1.3 反应器运行
短程硝化反硝化反应器接种污泥取自深圳市某垃圾渗滤液处理厂AO工艺曝气池;ANAMMOX反应器污泥为本实验室培养驯化好的污泥;SAD反应器接种污泥取自广州市某生活污水处理厂二次沉淀池。SAD反应器启动阶段,逐步提高反应器进水中硝态氮的负荷,启动过程中运行条件见表2。SAD反应器成功启动后串联至短程硝化反硝化-厌氧氨氧化工艺(见图1),实现对垃圾渗滤液的深度脱氮。3个反应均在室温下运行,短程硝化反硝化反应器以进水-搅拌-沉淀-出水-静置的方式运行,处理垃圾渗滤液的负荷为2 L·d−1;ANAMMOX与SAD反应器均以连续流进水方式运行(外回流比均为3),水力停留时间(hydraulic retention time, HRT)分别为3 h和6 h,垃圾渗滤液(调节后)处理负荷均为8 L·d−1。
表 2 SAD反应器启动过程中运行条件Table 2. Operation conditions during start-up of SAD reactor阶段 运行时间/d HRT/h 进水流量/(L·d−1) 氮负荷/(kg·(m3·d)−1) 硫负荷/(kg·(m3·d)−1) I 0~30 24 2 0.07 0.14 II 31~70 12 4 0.14~0.18 0.28~0.36 III 71~115 5 9.6 0.43~0.56 0.86~1.12 1.4 分析项目与方法
各项指标测定方法均按照已有的方法[21]。采集进出水水样经0.45 μm滤膜过滤后,分别采用纳氏试剂法、N-(1-萘基)乙二胺分光光度法和紫外分光光度法测定样品中的
NH+4 -N、NO−2 -N和NO−3 -N;水中SO2−4 、SO2−3 、S2O2−3 离子浓度采用离子色谱仪(IC-AS23阴离子检测器,DIONEX ICS-900)检测;溶解性硫化物H2S/HS−/S2−采用亚甲基兰分光光度法检测;COD采用哈希DRB200快速消解仪测定;碱度采用五点滴定法;实验过程中,定期取反应器中均匀混合的污泥,测定MLSS、MLVSS;pH、温度采用便携式pH计(FG2-FK,METTLER TOLEDO)进行测定。2. 结果与讨论
2.1 短程硝化反硝化-ANAMMOX工艺构建及其对垃圾渗滤液处理效果
本研究中使用了已经稳定运行的短程硝化反硝化-ANAMMOX反应器,并对其进行了参数优化[22];短程硝化反硝化反应器中参与硝化反应的菌属Nitrosomonas(AOB)得到富集,Nitrospira(NOB)的丰度下降至<0.01%,保证了反应器中高效的亚硝化率[22-23]。如图2(a)所示,通过控制曝气时间(22.7 h)和DO浓度(≤0.5 mg·L−1)实现垃圾渗滤液短程硝化,同时消耗垃圾渗滤液中可生物降解的有机碳,为后续厌氧氨氧化脱氮提供了保障。在进水垃圾渗滤液TN为2 560 mg·L−1时,50%~60%的
NH+4 -N被转化为NO−2 -N,短程硝化反硝化反应器出水NH+4 -N为1 013.6 mg·L−1,NO−2 -N为1 206.3 mg·L−1,NH+4 -N与NO−2 -N的平均浓度比例为1∶1.21,说明短程硝化反硝化反应器中AOB为优势菌属 [22-23]。短程硝化反硝化反应器出水NO−3 -N基本维持稳定,平均浓度为247.8 mg·L−1,反硝化脱氮92.2 mg·L−1。短程硝化反硝化反应器出水符合厌氧氨氧化反应对NH+4 -N与NO−2 -N比例的要求[24]。本研究通过人工配水培养驯化的ANAMMOX颗粒污泥呈橙红色,平均粒径为762 μm(如图1所示)。由图2(b)可知,厌氧氨氧化反应器进水中NH+4 -N与NO−2 -N平均浓度分别为259.2 mg·L−1和275.1 mg·L−1,进水总氮为500~600 mg·L−1;通过厌氧氨氧化反应,NH+4 -N与NO−2 -N的去除率为91.6%和94.9%,ANAMMOX反应器出水NH+4 -N和NO−2 -N平均浓度分别21.9 mg·L−1和14.0 mg·L−1。短程硝化反硝化-ANAMMOX系统TN的平均去除率为93.1%,出水TN=176.3 mg·L−1。但是,由于厌氧氨氧化反应本身会将约10%的进水TN生成NO−3 -N,使得ANAMMOX出水TN>170 mg·L−1。其中,NO−x -N=154.5 mg·L−1,造成短程硝化反硝化-ANAMMOX工艺处理垃圾渗滤液出水未能达到国家规定的排放标准(GB 16889-2008)(TN≤40 mg·L−1)。因此,本研究采用硫化物作为电子供体,通过SAD脱氮技术,对短程硝化反硝化-ANAMMOX工艺出水进行深度脱氮。2.2 硫自养反硝化反应器启动与脱氮效果
本研究采用人工配水启动SAD反应器,通过逐步提高SAD反应器进水中
NO−3 -N的负荷,使反应器内微生物能适应高负荷的含氮废水。为了探究SAD反应器的脱氮能力,启动期间,将进水pH控制在7.6~7.8之间,实验启动过程根据HRT的不同分为为3个阶段(表2)。阶段I(0~30 d)是污泥筛选的重要阶段,如图3所示,通过提高进水硫化物浓度,氮去除率达99%。该阶段使反应器中异养菌减少,硫自养菌进一步富集。在阶段II(31~70 d)中,将HRT缩短至12 h,当SAD反应器氮去除率稳定在90%以上时,将进水NO−3 -N浓度由70 mg·L−1逐步提升至90 mg·L−1,避免了高浓度NO−3 -N对反应器的冲击,反应器进水氮负荷由0.14 kg·(m3·d)−1提升至0.18 kg·(m3·d)−1。在第71天,将进水NO−3 -N浓度提升到100 mg·L−1,并且HRT由12 h缩短至5 h,氮负荷提升至0.43 kg·(m3·d)−1,出水中NO−3 -N和NO−2 -N平均浓度分别保持在1.5 mg·L−1和4.2 mg·L−1,TN去除率保持在94%左右。在100~115 d内,进水NO−3 -N浓度由100 mg·L−1提升至130 mg·L−1, 反硝化率略有降低。研究中发现,SAD反应器经过115 d的启动和运行,当HRT为5 h、进水NO−3 -N浓度为100 mg·L−1、S/N质量比率为2时,氮去除率为94%;同时,SAD反应器中出水中的硫代硫酸盐和硫化物浓度均在0.1 mg·L−1以下,出水硫酸盐浓度会随着不同阶段进水硫化物浓度的改变而变化,其中约64.2%的硫化物转化为硫酸盐(部分生成硫单质),硫化物去除率为100%。2.3 短程硝化反硝化-ANAMMOX-SAD耦合工艺实现垃圾渗滤液深度脱氮
将短程硝化反硝化-ANAMMOX与SAD反应器进行耦合,形成短程硝化反硝化-ANAMMOX-SAD两级自养深度脱氮反应系统(图1),其脱氮效果如图4所示。SAD反应器通过调节池调节ANAMMOX出水pH为7.6~7.8,利用ANAMMOX反应器出水提供的
NO−3 -N与NO−2 -N作为电子受体、投加的硫化物作为电子供体进行硫自养反硝化反应。根据启动期间SAD反应器的氮去除负荷,设置HRT为6 h,设置S/N质量比率为2。由图4(a)、图4(d)、图4(g)可知,通过控制短程硝化反硝化反应器的曝气时间和DO浓度,使进水中50%~60%的NH+4 -N被转化为NO−2 -N,NH+4 -N与NO−2 -N的浓度比例为(1∶1)~(1∶1.4)。由图4(c)、图4(f)、图4(i)可知,在进水NH+4 -N、NO−2 -N、NO−3 -N平均浓度分别为4.2、3.6、88.5 mg·L−1时,SAD反应器出水NO−3 -N平均浓度为9.7 mg·L−1,NO−3 -N平均去除率为89.3%,出水NO−2 -N平均浓度为0.6 mg·L−1。短程硝化反硝化-ANAMMOX耦合SAD反应器在连续64 d处理垃圾渗滤液的过程中,SAD反应器稳定运行,出水水质稳定。由图4(b)、图4(e)、图4(h)可知,ANAMMOX反应器运行过程中,进水NO−3 -N平均浓度为97.8 mg·L−1,出水NO−3 -N增加为140.5 mg·L−1。ANAMMOX进出水NH+4 -N、NO−2 -N浓度会有些许波动,主要是由于短程硝化反硝化反应器溶解氧浓度波动导致,溶解氧会促进亚硝化细菌(NOB)的生长,导致厌氧氨氧化反应底物的不足(NO−2 -N不足),从而影响脱氮效率[25]。本研究采用了短程硝化反硝化-厌氧氨氧化(ANAMMOX)-硫自养反硝化(SAD)工艺,通过两级自养反硝化实现了垃圾渗滤液深度脱氮。将启动成功的SAD反应器与短程硝化反硝化-ANAMMOX反应器串联,通过基于硫化物的自养反硝化去除了ANAMMOX产生的
NO−x -N,提高了整体工艺的总氮去除率,出水水质达到《生活垃圾填埋场污染控制标准》氮排放标准(TN≤40 mg·L−1)。在目前处理垃圾渗滤液脱氮的同类研究中,普遍难以实现垃圾渗滤液的深度脱氮[26-27],而本研究在无需投加高成本碳源的情况下,实现了垃圾渗滤液的高效、深度脱氮处理。3. 结论
1)短程硝化反硝化-ANAMMOX工艺处理垃圾渗滤液脱氮效果较好,总氮去除负荷可达1.19 kg·(m3·d)−1,总氮去除率可达93.1%。但工艺出水中
NO−3 -N浓度为140.5 mg·L−1(TN=176.3 mg·L−1),无法达到(GB 16889-2008)中规定的垃圾渗滤液处理厂出水排放标准。2)SAD反应器成功启动,反应器进水氮负荷为0.43 kg·(m3·d)−1,氮去除率为94%,硫化物去除率为100%,实现了反应器中硫自养反硝化菌的富集。
3)短程硝化反硝化-ANAMMOX-SAD工艺出水TN均值<12 mg·L−1、TN去除率达到99.5%、总氮去除负荷达到0.85 kg·(m3·d)−1,实现了处理垃圾渗滤液的深度脱氮。同时,垃圾填埋场中的硫化氢气体以回收与再循环的方式为本工艺提供硫源,这为硫化氢气体的去除提供了新思路。
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表 1 MSW试样物理力学指标
Table 1. Physical and mechanical indices of refuse MSW sample
样品编号 填埋龄期/a 含水率 孔隙比 粘聚力/kPa 内摩擦角/ (°) Z1 1.5~2.0 45%~76% 2.33 23.3 9.8 Z2 4.5~5.0 1.65 23.8 17.5 Z3 8.0~9.0 1.96 16.1 26.0 Z4 10.0~13.0 2.62 2.8 34.2 表 2 屈服应变下HDPE土工膜的物理参数
Table 2. Physical parameter of HDPE geomembrane under yield strain
类型 厚度/mm 拉伸强度/(kN·m−1) 屈服应变 拉伸刚度/(kN·m−1) 柱点式 1.50 17.80 16.00% 111.25 光面 1.50 20.51 14.00% 146.50 喷着式 1.50 17.51 14.00% 125.07 表 3 各层土材料的参数
Table 3. Table of material parameters of soil layers
土层名称 压缩模量/MPa 泊松比 容重/(kN·m−3) 粘聚力/kPa 内摩擦角/ (°) 地基土层砂土状强风化花岗岩 30 0.25 19.5 35.0 28.5 粘土覆盖层 23 0.25 21.0 12.0 25.0 MSW第1填埋层 2 0.40 10.5 23.3 9.8 MSW第2填埋层 23.8 17.5 MSW第3填埋层 16.1 26.0 MSW第4填埋层 2.8 34.2 -
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