楊 恒，肖惠群，夏四清

（同濟(jì)大學(xué)污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海200092）

顆?；钚蕴繉?duì)A/O-MBR處理垃圾滲濾液的影響

楊 恒，肖惠群，夏四清

（同濟(jì)大學(xué)污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海200092）

采用A/O-MBR處理垃圾滲濾液，考察投加顆?；钚蕴浚℅AC）對(duì)出水水質(zhì)、膜污染的影響，以及不同投加量對(duì)出水水質(zhì)的影響。結(jié)果表明：與不投加GAC相比，在A/O-MBR中投加0.75 g/L GAC時(shí)，出水平均COD從1 585 mg/L下降到1 484 mg/L，NH4+-N平均從25.6 mg/L下降到23 mg/L，出水水質(zhì)有所提高。同時(shí)膜壓增長速度減慢，膜表面泥餅層厚度減小，表明膜污染減緩。當(dāng)GAC投加量從1 g/L提高到2 g/L時(shí)，出水平均COD從1 220 mg/L下降到840 mg/L，出水NH4+-N平均從20.8 mg/L下降到18 mg/L，說明增大GAC投加量有助于提高M(jìn)BR出水水質(zhì)，同時(shí)可大大減緩膜污染，并明顯降低垃圾滲濾液后續(xù)納濾、反滲透處理的污染壓力。

A/O-MBR；垃圾滲濾液；顆?；钚蕴?/p>

垃圾滲濾液是指垃圾在堆積和填埋過程中由于發(fā)酵和雨水的淋浴、沖刷以及地表水、地下水的浸泡而濾出來的污水〔1〕。垃圾滲濾液成分比較復(fù)雜，水質(zhì)水量波動(dòng)大，毒性較大，其有機(jī)物、氨氮、重金屬等含量往往較高〔1-2〕。垃圾滲濾液的處理大多采用物化和生物處理聯(lián)合工藝，但目前尚沒有一種工藝十分完善，能很好地處理垃圾滲濾液。垃圾滲濾液的處理已經(jīng)成為污水處理中的棘手問題。

膜生物反應(yīng)器（MBR）可將生物處理與膜分離技術(shù)結(jié)合在一起，具有處理效率高、出水水質(zhì)好、工藝流程短、剩余污泥量少，占地面積小等優(yōu)點(diǎn)〔3-5〕。但膜污染一直是影響MBR廣泛應(yīng)用的關(guān)鍵問題〔6〕。顆粒活性炭（GAC）具有巨大的比表面積和發(fā)達(dá)的內(nèi)部孔隙，適合微生物的附著、固定和生長，利用其良好的吸附性能和微生物降解作用可有效去除可溶性有機(jī)物〔7〕。筆者向A/O-MBR反應(yīng)器中投加GAC，以提高M(jìn)BR對(duì)垃圾滲濾液的處理效果并改善膜污染狀況，以期為垃圾滲濾液的達(dá)標(biāo)處理提供借鑒和參考。

1 試驗(yàn)材料及方法

1.1 試驗(yàn)水質(zhì)

垃圾滲濾液取自江蘇省昆山市某垃圾發(fā)電廠的厭氧池出水。由于氨氮含量較高，為降低其對(duì)微生物的毒害作用，根據(jù)課題組此前研究〔8〕，試驗(yàn)前對(duì)原水進(jìn)行磷酸銨鎂法（鳥糞石工藝）預(yù)處理。選用MgSO4·7H2O和K2HPO4·3H2O作為投加藥劑，控制磷氮比為1.2∶1，鎂氮比1.1∶1，攪拌時(shí)間4 min，攪拌速率100 r/min。垃圾滲濾液原水以及經(jīng)鳥糞石工藝預(yù)處理后的出水水質(zhì)如表1所示。

表1 試驗(yàn)水質(zhì)

1.2 試驗(yàn)裝置

A/O-MBR試驗(yàn)裝置如圖1所示。

圖1 A/O-MBR試驗(yàn)裝置

反應(yīng)器采用5 mm厚的有機(jī)玻璃制成，缺氧區(qū)和好氧區(qū)的尺寸分別為250 mm×100 mm×100 mm和250mm×100mm×200mm，其中有效水深為200mm，總有效容積為6 L。缺氧區(qū)與好氧區(qū)之間的回流比控制在400%。系統(tǒng)采用間歇出水方式，抽停比為8、2 min，進(jìn)水則由液位計(jì)控制。試驗(yàn)采用蘇州立升公司生產(chǎn)的中空纖維膜，膜材質(zhì)為聚偏氟乙烯（PVDF），膜絲長度為230 mm，膜孔徑約為0.2 μm，膜面積為0.052 m2，每組40根膜絲。好氧區(qū)底部采用穿孔管曝氣供氧并進(jìn)行膜面沖刷，曝氣量控制在3 L/min。反應(yīng)器內(nèi)投加的顆?；钚蕴繛?.6~ 0.85 mm（30～20目），試驗(yàn)前用蒸餾水泡洗24 h后在103℃下烘干備用。

1.3 分析方法

COD采用快速密閉催化消解法測定，NH4+-N采用納氏試劑比色法測定〔9〕。

1.4 污泥馴化與試驗(yàn)方法

鳥糞石工藝預(yù)處理過的垃圾滲濾液與市政污水配水按比例混合后作為反應(yīng)器進(jìn)水進(jìn)行馴化，混合比例按1∶4、1∶2、1∶1、1∶0逐步提升，每種比例運(yùn)行1周左右。接種污泥取自上海曲陽污水廠的回流污泥，起始污泥質(zhì)量濃度為5 g/L。污泥取回后首先悶曝2 d，然后投入到A/O-MBR中進(jìn)行馴化。在馴化過程中調(diào)節(jié)膜生物反應(yīng)器的HRT，使MBR系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定，并分別測定出水COD、NH4+-N及污泥濃度MLSS。MBR穩(wěn)定運(yùn)行后，膜通量控制在1.3 mL/min，相應(yīng)的HRT為60 h，不排泥運(yùn)行。

試驗(yàn)采用分段比較運(yùn)行，第1階段在1個(gè)反應(yīng)器中不投加GAC運(yùn)行，另1個(gè)反應(yīng)器中投加0.75 g/L的GAC平行比較運(yùn)行，對(duì)出水水質(zhì)和膜污染情況進(jìn)行研究。試驗(yàn)第2階段增加GAC投加量，根據(jù)文獻(xiàn)〔1〕、〔10〕、〔11〕報(bào)道，選取GAC投加量為1、2 g/L，分別投入到2個(gè)反應(yīng)器中平行比較運(yùn)行，考察提高GAC投加量對(duì)出水水質(zhì)的影響。

2 結(jié)果與討論

2.1 投加GAC對(duì)出水水質(zhì)及膜污染的影響

（1）投加GAC對(duì)COD去除效果的影響。未投加GAC的反應(yīng)器記為MBR1，投加0.75 g/L GAC的反應(yīng)器記為MBR2。2個(gè)反應(yīng)器進(jìn)出水COD變化如圖2所示。

圖2 MBR1和MBR2對(duì)COD的去除效果

如圖2所示，進(jìn)水COD在2 000～3 800 mg/L內(nèi)波動(dòng)。投加GAC穩(wěn)定運(yùn)行后，MBR2對(duì)COD的去除率可達(dá)到45%～56%，出水COD穩(wěn)定在1 300～1 600 mg/L，平均為1 484 mg/L；而MBR1對(duì)COD的去除率為40%～50%，出水COD穩(wěn)定在1 400～1 800 mg/L，平均為1 585 mg/L。對(duì)比發(fā)現(xiàn)，投加GAC后出水COD平均下降了約100 mg/L。出水水質(zhì)的提高可能是由于GAC可吸附部分有機(jī)物，同時(shí)活性污泥絮體可用GAC作為載體相互吸附聚集，形成生物活性炭（BAC），而BAC比一般的活性污泥降解能力強(qiáng)，可以更有效地去除有機(jī)物〔4，7〕。但投加GAC后COD去除效果不如文獻(xiàn)〔1〕、〔4〕、〔12〕，可能是因?yàn)镚AC投加量較低，因此試驗(yàn)第2階段增加了GAC的投加量，考察提高GAC投加量對(duì)出水水質(zhì)的影響。

（2）投加GAC對(duì)NH4+-N去除效果的影響。2個(gè)反應(yīng)器進(jìn)出水NH4+-N變化如圖3所示。

圖3 MBR1和MBR2對(duì)NH4+-N去除效果

圖3中進(jìn)水NH4+-N在150～350 mg/L之間波動(dòng)。系統(tǒng)運(yùn)行10 d后，出水NH4+-N基本穩(wěn)定，其中MBR1對(duì)NH4+-N的去除率在85%～94%，出水NH4+-N穩(wěn)定在16～37 mg/L，平均為25.6 mg/L；MBR2對(duì)NH4+-N的去除率在87%～93%，出水NH4+-N穩(wěn)定在13～33 mg/L，平均為23 mg/L。MBR2的氨氮處理效果比MBR1稍好一些，平均出水情況甚至低于垃圾滲濾液出水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 16889—2008）中規(guī)定的氨氮值（25 mg/L）。這可能是因?yàn)橄趸鼉A向于附著生長〔13〕，MBR2中投加的GAC可以作為硝化菌生長的良好載體，使反應(yīng)器中硝化菌的數(shù)量多于MBR1，從而硝化能力更強(qiáng)。

（3）投加GAC對(duì)膜污染的影響。用跨膜壓差（TMP）來表征膜污染狀況，當(dāng)TMP超過60 kPa時(shí)，取出膜掛件沖洗表面，再進(jìn)行水力反沖洗，以沖刷掉膜表面累積的泥餅層。2個(gè)平行反應(yīng)器的膜壓變化情況如圖4所示。另外試驗(yàn)還對(duì)2個(gè)反應(yīng)器的膜進(jìn)行電鏡掃描。

由圖4可以看出，MBR1運(yùn)行10 d后TMP就達(dá)到60 kPa，平均6 kPa/d，而MBR2運(yùn)行16 d時(shí)TMP才達(dá)到60 kPa，平均3.75 kPa/d，MBR2的TMP增長速度明顯低于MBR1，表明投加GAC可減緩膜污染，使MBR的運(yùn)行周期延長。電鏡掃描發(fā)現(xiàn)2個(gè)反應(yīng)器的膜表面都覆蓋著一層緊密的泥餅層，同時(shí)還出現(xiàn)膜孔堵塞的現(xiàn)象。其中，MBR1的膜表面泥餅層平均厚度為400 μm，而MBR2的膜表面泥餅層平均厚度為250 μm，從形成表面泥餅層結(jié)構(gòu)角度說明投加GAC確實(shí)對(duì)膜污染有減緩作用。這可能是由于投加GAC后，MBR中的活性污泥絮體以GAC為載體，黏附在一起聚集形成更大的絮體，從而改善了污泥絮體性質(zhì)，提高了混合液的可過濾性，使MBR的運(yùn)行周期延長〔14〕。另外GAC吸附能力比較強(qiáng)，可以吸附部分引起膜污染的膠體和溶解性物質(zhì)，且GAC使得生物活性炭絮體比一般絮體抗壓性強(qiáng)，因此形成的凝膠層相對(duì)比較疏松，孔隙度高，透水性強(qiáng)，大大降低了濾餅層引起的膜阻力〔14〕。此外，曝氣作用下GAC與膜表面碰撞摩擦，可抑制沉積層的快速形成，并且在沉積層形成后可能使其摩擦變薄甚至脫落，減緩膜污染〔3〕。

圖4 MBR1和MBR2膜壓變化情況

2.2 提高GAC投加量對(duì)出水水質(zhì)的影響

（1）提高GAC投加量對(duì)COD去除效果的影響。分別提高GAC投加量為1、2 g/L，對(duì)應(yīng)的2個(gè)反應(yīng)器分別記為MBR3、MBR4，其進(jìn)出水COD變化如圖5所示。

圖5 MBR3和MBR4對(duì)COD的去除效果

如圖5所示，進(jìn)水COD在1 900～3 500 mg/L波動(dòng)。其中MBR3對(duì)COD的去除率在50%～67%，出水COD穩(wěn)定在950～1 500 mg/L，平均1 220 mg/L；MBR4對(duì)COD的去除率在60%～73%，出水COD穩(wěn)定在600～900 mg/L，平均840 mg/L。隨著GAC投加量從1 g/L增加到2 g/L，MBR對(duì)COD的去除率提高，出水平均COD下降約400 mg/L。再結(jié)合圖2可以看出，GAC投加量增加有助于出水COD的降低。這可能是由于GAC投加量增加，可吸附的有機(jī)物量增加，并且形成的生物活性炭量更多，降解有機(jī)物能力更強(qiáng)。但GAC投加量過大會(huì)導(dǎo)致處理成本較高，文獻(xiàn)〔1〕、〔10〕-〔12〕表明，活性炭投加量在1~2 g/L時(shí)已經(jīng)可以取得不錯(cuò)的處理效果，超過2 g/L處理效果提升并不明顯。因此，試驗(yàn)中GAC投加量宜控制在2 g/L以下。

（2）GAC投加量對(duì)NH4+-N去除效果的影響。2個(gè)反應(yīng)器進(jìn)出水NH4+-N變化如圖6所示。

圖6 MBR3和MBR4對(duì)NH4+-N的去除效果

由圖6可以看出，進(jìn)水NH4+-N在157～476 mg/L波動(dòng)，但2個(gè)反應(yīng)器對(duì)NH4+-N的去除效果都很好。運(yùn)行5 d后出水NH4+-N基本穩(wěn)定，其中MBR3出水NH4+-N穩(wěn)定在14～28 mg/L，平均為20.8 mg/L，去除率在89%～95%，；MBR4出水NH4+-N穩(wěn)定在13～27 mg/L，平均為18 mg/L，去除率在90%～95%。對(duì)比后發(fā)現(xiàn)，MBR4的出水NH4+-N要比MBR3的進(jìn)一步降低。再結(jié)合圖3可以看出，GAC投加量增加可以提高NH4+-N去除效果。這可能是因?yàn)镚AC可以作為硝化菌生長的良好載體，GAC投加量增加使得反應(yīng)器中的硝化菌的數(shù)量更多，從而硝化能力更強(qiáng)。

3 結(jié)論

（1）相較于未投加GAC的反應(yīng)器，投加0.75 g/L GAC的反應(yīng)器出水COD平均從1 585 mg/L下降到1 484 mg/L，出水NH4+-N平均從25.6 mg/L下降到23 mg/L，已經(jīng)達(dá)到垃圾滲濾液出水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)（GB 16889—2008）中規(guī)定的25 mg/L，出水水質(zhì)有所提高。另外，投加GAC后TMP增長速度放緩，膜表面泥餅層厚度減小，說明投加GAC可明顯減緩膜污染。

（2）GAC投加量從1 g/L提高到2 g/L時(shí)，出水平均COD從1 220 mg/L下降到840 mg/L，下降明顯，出水NH4+-N平均從20.8 mg/L下降到18 mg/L，有所降低。在此試驗(yàn)條件下，提高GAC投加量可進(jìn)一步提高出水水質(zhì)，降低COD，同時(shí)大大降低膜污染，減緩后續(xù)納濾、反滲透處理的污染壓力。

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Influences of GAC on the treatment of landfill leachate by A/O-MBR

Yang Heng，Xiao Huiqun，Xia Siqing
（State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse，Tongji University，Shanghai 200092，China）

A/O-MBR has been used for treating landfill leachate.The influences of GAC on effluent water quality，and membrane fouling，as well as the influences of different GAC dosages on effluent water quality are investigated. The results show that compared with the case that no GAC is added，the effluent average COD decreases from 1 585 mg/L to 1 484 mg/L，and the average NH4+-N decreases from 25.6 mg/L to 23 mg/L，when 0.75 g/L of GAC is added to A/O-MBR.It indicates that the effluent water quality has been improved.Meanwhile，the transmernbrane pressure increasing rate is slowed down，the thickness of membrane surface cake layer gets thinner，indicating the membrane fouling is alleviated obviously.When GAC dosage is increased from 1 g/L to 2 g/L，the effluent average COD decreases from 1 220 mg/L to 840 mg/L，and the effluent average NH4+-N decreases from 20.8 mg/L to 18 mg/L.It indicates that increasing GAC dosage helps to improve the effluent water quality of MBR，and alleviate membrane fouling greatly.Furthermore，the fouling pressure from the following nano-filtration and reverse osmosis treatment of landfill leachate can be lightened remarkably.

A/O-MBR；landfill leachate；granular activated carbon

X703

A

1005-829X（2016）12-0047-04

楊恒（1991—），碩士。電話：17717090206，E-mail：1433001@#edu.cn。

2016-10-30（修改稿）