鹤岗垃圾渗透液废水处理设备

鹤岗垃圾渗透液废水处理设备渗滤液处理实例工程概况

合肥市属带季润气候区，年平均降雨998.4mm，蒸发量1000mm，风速2.8m/s，人口135万，日处理垃圾1200t，现产生垃圾渗滤液约600m3/d，渗滤液水质CODCr约为10000mg/L，氨氮约为1500mg/L，BOD5约为7000mg/L，

垃圾渗滤液水质水量变化大，尤其是BOD/COD变化范围大。垃圾渗滤液处理厂目前已建成3年，实际运行中发现渗滤液废水可生化性总体上还是很好的，氨氮浓度有逐年上升的趋势，处理后排放水质为：CODCr<300mg/L，BOD5<150mg/L，NH3—N<25mg/L，SS<200mg/L。的主要控制指标是CODCr和NH3—N。

(资料图片)

为处理要求，渗滤液处理工艺采用生化处理和物化处理相结合的多级处理方案，工艺流程为：调节池—UA—FEO反应器—氨吹脱—C反应池—混凝气浮——氧化塘—。

表1各处理单元设计进情况

鹤岗垃圾渗透液废水处理设备工艺流程及相关处理单元

本工程主要处理设施和设备包括：渗滤液调节池泵房，调节池（2座合建，分2格），UA反应器（2座合建，分2格），初沉池（1座），氨吹脱塔（2座），吸收塔（2座），C反应池（2座合建，分4格），FEO反应器（3套），混凝气浮池（2套），污泥浓缩池，石灰加药间，风机房（1座），泵房（与反应沉淀池合建，1座），事故放空池，监控楼。

UA反应器

UA反应器在实际运行中效果很好，可以设计要求，其具有以下特点：①反应器内污泥浓度高，处理效果，耐冲击负荷，尤其适合处理高浓度**废水；②剩余污泥产率低，*经常排泥，操作简单，同时具有很长的污泥龄；③可在常温下进行处理，*专门的加热设备，尤其是反应器被建成是地下式或半地下式时处理效果*好；④一般具有较高的容积负荷和产气率。

FEO反应器

FEO是利用电解质溶液中铁和其他金属晶体结构与碳之间形成的许多局部微电池来处理**废水的一种电化学处理技术，其在无外加电能条件下，利用金属—金属、非金属—非金属之间的电位差而产生的无数微小电池的作用，使废水中的污染物通过电化氧化—还原反应、凝聚、气浮和沉降等作用达到净化的目的。

垃圾渗滤液与FEO反应器填料（主要由Fe、Al、C、Mn、Zn等20几种按一定比例均匀混合而成）相应时间后，会发生催化氧化还原反应，废水中难生化、不可生化的分子结构发生变化，其杂环与杂链被打开，形成可生化的小分子，同时在反应中产生Fe2+及其他离子，互相作用具有较强的吸附及絮凝活性，可大量的吸附废水中分散的微小离子和高分子，形成絮凝物可经沉淀或气浮去除。FEO反应器对CODCr和NH3—N都有一定的去除效果，且可以降解相当数量的不可生化降解。

氨吹脱吸收塔

物化脱氮采用氨吹脱法，其参数设置已较成熟，渗滤液先用熟石灰在反应槽中调节pH至10～10.5，用污水泵送至填料塔，离心风机从塔底送风，维持水气比（1500～2000）∶1；逆流，将水中游离的NH3脱析至空气中，一般pH越高，NH3的吹脱率越高，其吹脱效果可通过循环水量和pH来调节。实际运行中发现氨吹脱塔的效率很低，经常无法达到设计的去除率。pH由硫酸调节至下一阶段好氧生化处理要求，排放的NH3须设置吸收装置，吸收液可采用20%～25%的稀硫酸吸收。

C池

好氧生化处理工艺的选择应**考虑到要有较强的脱氮效果。目前，在实际应用中活性污泥法的处理效果相当，本选用C工艺，其在反应器的入口处设一生物选择区，并进行了20%左右的污泥回流，有利于污泥的活性，并能使溶解性易降解基质*的去除，进一步有效丝状菌的增殖，且反硝化量也有所。主反应区是好氧区，**物在此充分的氧化分解。C工艺耐冲击负荷且可灵活进行工艺以应对不同的情况，曝气反应沉淀均在一个池中进行，防止污泥了脱氮效果。并且在单池处理效果达不到要求时可考虑采用多级C池串联。

混凝沉淀池

生化处理后的需设物化处理装置以去除难生化降解和不可生化降解的**物，目前考虑到运行成本可采用较为简易的混凝沉淀法进行处理。渗滤液处理中预计产生的剩余污泥约为30m3/d，经污泥浓缩池浓缩外运填埋，实际运行中剩余污泥的产率比预计值低很多。渗滤液处理后排放至*形成并经过人工改造的氧化塘。

工程实际运行参数

鹤岗垃圾渗透液废水处理设备生活垃圾渗滤液处理厂于2005年初建成并投入运行。运行初期由于进水水质、水量没有达到设计负荷，各单元处理效果尚可，基本设计要求。随着运行时间的进水水质、水量达到且*过设计负荷后将各处理单元的相关问题逐来，于是在2008年中期对龙泉山生活垃圾渗滤液处理厂实际运行中各处理单元的处理效果进行了全程监控，相关数值见下表。

表2各处理单元实际进情况

鹤岗垃圾渗透液废水处理设备运行中主要存在的问题

根据表2发现本工程运行的问题就是氨吹脱吸收塔的处理效率过低，氨去除率只有20%左右，远达不到设计的80%。这也反映了我国现阶段物化法脱氮的现状，就是建设、运行费用高，运行困难。这点在处理化工、化肥等高氨氮工业废水时已被多次证明，即便是对于技术相对成熟的氨吹脱吸收塔工艺同样会因为设备本身原因如离心风机的效率和操作不当等原因而使得脱氮效率*低，尤其是循环水量不足和药剂主要是石灰用量不足，使得氨吹脱塔进水pH过低（约为9），**设计值（10～10.5），严重影响了氨氮的去除率，使得后续好氧处理单元长期在高氨氮（500～1000mg/L）下运行。但也正是因此原因给生物硝化法处理高氨氮废水提供了一个难得的研究机会。以往普遍认为生物硝化法不宜处理高氨氮废水，但本工程的实际运行情况却证明生物硝化法处理高氨氮废水是可行的，具体去除效果见表3。

表3

生物硝化法处理高氨氮废水的分析研究

（1）在C池硝化中，氨被自养型微生物转化为亚盐和盐，这些好氧自养型微生物对有相当高的要求，转化由处理单元中的生长条件决定，主要影响因素有溶解氧、温度、碳酸盐含量及pH、SRT、活性污泥浓度及性能、有毒有作用的含量（重金属、NH3—N、NO-x—N等）。在C池中生长的异养型微生物和自养型微生物之间存在相互关系，应选择的生长条件来调节CODCr和NH3—N的去除率。由于C池内**物的去除是必然因素，也就是只可能发生去除**物不去除氨氮的情况，不可能发生只去除氨氮不去除**物的情况。再加上本处理单元中NH3—N的去除率是控制因素，应**考虑适宜生物硝化的条件。

在运行研究中，C池内的DO一般保持在2mg/L以上，温度大于20℃，SRT*过60天，进水重金属含量很低，对微生物几乎没有影响，这些因素都生物硝化条件。

而关于活性污泥浓度及性能、碳酸盐含量及pH、NH3—N、NO-x—N浓度对硝化的影响比较复杂，所以有必要对这些影响因素进行的分析和监控。

C在处理中低浓度氨氮废水时的一个重要特征是硝化和反硝化在曝气阶段同时进行，运行时控制溶解氧浓度可使活性污泥外部好氧内部缺氧，絮体外部好氧硝化内部反硝化以达到脱氮的效果。但在处理高氨氮废水时若要处理要求就需要考虑采用多池串联的运行，先将废水中的氨氮降至200mg/L以下再进行硝化和反硝化的后续脱氮处理，根据生物反应动力学原理，采用多级C池串联运行，使废水在池内的流动呈现整体推流而在不同区域内为混合的复杂流态，保持的处理效果，容积利用率。在个C池内应侧重生物硝化，尽可能氨氮转化率，这就需要保持较长的水力停留时间和生物固体停留时间，*在池内保持较高数量的硝化菌。根据实际情况发现，N/MLSS负荷率应尽量小于0.3，**此值脱氮的效果会急剧下降，在进水氨氮一定的情况下需要尽可能地MLSS，使其不能**3000mg/L。在C池实际运行中可采取*高的MLSS（>10000mg/L）进行生化处理运行依旧平稳，氨氮去除率达80%左右，C池内活性污泥的监测情况见表4。

表4C池内各运行参数及活性污泥微生物镜检情况

（2）活性污泥浓度的是通过污泥沉降性能来实现的，SVI应**50mL/g，本处理单元的SVI一般只有25mL/g左右，如此良好的沉降性能是由于FEO反应器内产生的铁盐和外加的混凝剂PAC、PAM等了污泥的絮凝效果。

（3）除了高活性污泥浓度外，碳酸盐的用量及pH同样对生物硝化脱氮有较大影响。氨氮氧化所需的碳酸盐约为7.1mg碳酸盐/mg氨氮，且**有足够的碱度以防止反应中出现酸性，碳酸盐不足时硝化难以顺利进行，除非有足量的无机碳（在运行中不太可能实现），在本的实际运行中发现石灰用量不足（**4.2t/d）会直接影响氨氮的去除率。

（4）pH对硝化作用的影响现有的各种观点有些分歧，目前普遍认值为7～8.5，要将C池内的大部分处理区域的pH控制在此范围内，需要将C池的进水pH控制在8.4～8.9，因为在处理高氨氮废水中生成了较多的强酸（HNO3）使得C池的pH值下降较多，一般情况下C池的进水pH在8.5以上，pH就会在7以下，这样就可以*C池内大部分区域的处理效果。本对各处理单元的pH进行了监控，进水pH为7.5～7.9时，UA进水pH7.5～7.9，7.6～7.9，氨吹脱吸收塔进水pH9～10.5，8.6～9.5，C池进水pH8.4～9，6.5～7.1。这反映出垃圾填埋场运行了3年多时间后，其产生的渗滤液pH就已转至弱碱性。从目前看来渗滤液pH的变化呈现较为的规律，随着时间的增长渗滤液pH逐渐由弱酸性转至弱碱性。

在实际运行中发现氨吹脱吸收塔进水pH为9时的脱氮效率还达不到pH为10.5时的1/3，所以石灰的投加量不足也就是氨吹脱吸收塔脱氮效率低的一个重要原因。C池进水pH为8.6时，pH一般约为6.7，在这种状态下NH3—N的去除率能达到80%左右，NH3—N基本能控制在200mg/L以下，只需要再对其进行相应的后续生化处理就可以了。

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