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如何处理垃圾渗滤液?这有一篇经典案例

发布时间: 2017-07-05 13:34   1461 次浏览

这小半年以来,水污染问题被一次次提到明面上,尤其是地下水污染,让人们大跌眼镜,渗坑、垃圾渗滤液,这直接影响着我们饮用水的安全。渗坑问题已经被人们所熟知,今天,我们来谈谈垃圾渗滤液有什么危害,以及如何防治垃圾渗滤液。



什么是垃圾渗滤液

垃圾渗滤液是指来源于垃圾填埋场中垃圾本身含有的水分、进入填埋场的雨雪水及其他水分,扣除垃圾、覆土层的饱和持水量,并经历垃圾层和覆土层而形成的一种高浓度的有机废水。

垃圾渗滤液的特点

(1)水质复杂,危害性大。有研究表明,运用GC-MS联用技术对垃圾渗滤液中有机污染物成分进行分析,共检测出垃圾渗滤液中主要有机污染物63种,可信度在60%以上的有34种。其中,烷烯烃6种,羧酸类19种,酯类5种,醇、酚类10种,醛、酮类10种,酰胺类7种,芳烃类1种,其他5种。其中已被确认为致癌物1种,促癌物、辅致癌物4种,致突变物1种,被列入我国环境优先污染物“黑名单”的有6种。

(2)CODcr和BOD5浓度高。渗滤液中CODcr和BOD5******分别可达90000mg/L、38000mg/L甚至更高。

(3)氨氮含量高并且随填埋时间的延长而升高,******可达1700mg/L。渗滤液中的氮多以氨氮形式存在,约占TNK40%-50%。

(4)水质变化大。根据填埋场的年龄,垃圾渗滤液分为两类:一类是填埋时间在5年以下的年轻渗滤液,其特点是CODcr、BOD5浓度高,可生化性强;另一类是填埋时间在5年以上的年老渗滤液,由于新鲜垃圾逐渐变为陈腐垃圾,其pH值接近中性,CODcr和BOD5浓度有所降低,BOD5/CODcr比值减小,氨氮浓度增加。

(5)金属含量较高。垃圾渗滤液中含有十多种金属离子,其中铁和锌在酸性发酵阶段较高,铁的浓度可达2000mg/L左右;锌的浓度可达130mg/L左右,铅的浓度可达12.3mg/L,钙的浓度甚至达到4300mg/L1.6渗滤液中的微生物营养元素比例失调,主要是C、N、P的比例失调。


垃圾渗滤液处理工艺的关键技术

(1)高浓度氨氮处理技术

高浓度氨氮处理技术,目前应用较多的主要有氨吹脱和生物脱氨技术。氨吹脱技术大多用空气为吹脱介质,低效率的吹脱设备吹脱的方式。相对而言,精馏塔脱氨是一种比较有前途的解决方案,虽然采用该法需要一定量的蒸汽,但由于水温提高了,可以减少调整pH的酸碱用量,还可以减小气液比,减少风机的电耗。另外,由于蒸馏后,脱氨尾气可以通过冷凝直接转换成液氨,可以回收利用,有效地解决了尾气难以治理的问题。因此,新型高效吹脱装置的开发,脱氨尾气的妥善处理成为了今后研究的方向。


(2)渗滤液深度处理技术


对于老化渗滤液,由于生物处理基本无效,因此,必须采用以物化为主的深度处理技术处理。深度处理技术一般有深度氧化法,如臭氧氧化、臭氧+光催化氧化、臭氧催化氧化,以及膜处理技术等。


国内曾进行了用负钛型TiO2作为催化剂进行光催化氧化的研究。国外对渗滤液的深度处理研究颇多,主要集中在光催化氧化和反渗透, A.Wenzel等人通过用鼓泡塔+薄膜光反应器对比UV/H2O2、UV/H2O2/O3、UV/O3等方法处理垃圾渗滤液的研究表明:从运行成本和去除效率来考虑,采用UV/O3方法处理渗滤液是***为有效的方法。深度氧化技术的研究主要集中在高效反应器的研制,以提高单位能耗的处理效率,降低反应的能量输入,找出适合中国国情的渗滤液深度处理技术,使渗滤液达到相应排放标准。


垃圾渗滤液的危害

有研究表明,运用GC-MS联用技术对垃圾渗滤液中有机污染物成分进行分析,共检测出垃圾渗滤液中主要有机污染物63种,可信度在60%以上的有34种。其中,烷烯烃6种,羧酸类19种,酯类5种,醇、酚类10种,醛、酮类10种,酰胺类7种,芳烃类1种,其他5种。其中已被确认为致癌物1种,促癌物、辅致癌物4种,致突变物1种,被列入我国环境优先污染物,黑名单的有6种。


无论哪种废水,无论哪种污染,都对我们的健康有着极大地威胁,既然提到了垃圾渗透液,那么,我们就来详细介绍一例成功的垃圾渗透液处理案例。


合肥市龙泉山垃圾填埋场渗滤液处理实例
工程概况

合肥市属亚热带季风湿润气候区,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,处理后排放水质标准为:CODCr<300mg/L,BOD5<150mg/L,NH3—N<25mg/L,SS<200mg/L。出水的主要控制指标是CODCr和NH3—N。

为满足处理要求,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—UASB—FEO反应器—氨吹脱—CASS反应池—混凝气浮—消毒—氧化塘—出水。

表1各处理单元设计进出水情况



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:渗滤液调节池提升泵房,调节池(2座合建,分2格),UASB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),CASS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。


UASB反应器

UASB反应器在实际运行中效果很好,完全可以满足设计要求,其具有以下特点:①反应器内污泥浓度高,处理效果稳定高效,耐冲击负荷,尤其适合处理高浓度有机废水;②剩余污泥产率低,无需经常排泥,操作管理简单,同时具有很长的污泥龄;③可在常温下进行处理,无需专门的加热设备,尤其是反应器被建成是地下式或半地下式时处理效果更好;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有机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几种物质按一定比例均匀混合而成)接触相应时间后,会发生催化氧化还原反应,废水中难生化、不可生化物质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物质,同时在反应过程中产生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物质,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物质。


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;逆流接触,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。实际运行过程中发现氨吹脱塔的效率很低,经常无法达到设计的去除率。出水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。


CASS池

好氧生化处理工艺的选择应重点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稳定,本系统选用CASS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,有利于提高污泥的活性,并能使溶解性易降解基质得到快速的去除,进一步有效抑制丝状菌的增殖,且反硝化量也有所增加。主反应区是好氧区,有机物在此得到充分的氧化分解。CASS工艺高效耐冲击负荷且可灵活进行工艺调整以应对不同的情况,曝气反应沉淀过程均在一个池中进行,防止污泥膨胀提高了脱氮效果。并且在单池处理效果达不到要求时可考虑采用多级CASS池串联系统。


混凝沉淀池

生化处理后的出水需设物化处理装置以去除难生化降解和不可生化降解的有机物,目前考虑到降低运行成本可采用较为简易的混凝沉淀法进行处理。渗滤液处理过程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。渗滤液处理后出水排放至天然形成并经过人工改造的氧化塘。


工程实际运行参数

合肥市龙泉山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,出水基本满足设计要求。随着运行时间的延长进水水质、水量达到且超过设计负荷后将各处理单元的相关问题逐渐暴露出来,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过程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各处理单元实际进出水情况


运行中主要存在的问题

根据表2发现本工程运行过程中******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,运行维护困难。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极低,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),低于设计值(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)环境下运行。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CASS池硝化过程中,氨被自养型微生物转化为亚硝酸盐和硝酸盐,这些好氧自养型微生物对环境有相当高的要求,转化进程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、有毒有抑制作用的物质含量(重金属、NH3—N、NO-x—N等)。在CASS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,应选择合适的生长条件来调节CODCr和NH3—N的去除率。由于CASS池内有机物的去除是必然因素,也就是只可能发生去除有机物不去除氨氮的情况,不可能发生只去除氨氮不去除有机物的情况。再加上本处理单元中NH3—N的去除率是控制因素,应优先考虑满足适宜生物硝化的条件。

在运行研究过程中,CASS池内的DO一般保持在2mg/L以上,温度大于20℃,SRT超过60天,进水重金属含量很低,对微生物几乎没有影响,这些因素都满足生物硝化的******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浓度对硝化进程的影响比较复杂,所以有必要对这些影响因素进行全面的分析和监控。

CASS系统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完全脱氮的效果。但在处理高氨氮废水时若要满足处理要求就需要考虑采用多池串联的运行方式,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CASS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完全混合的复杂流态,保持稳定的处理效果,提高容积利用率。在******个CASS池内应侧重生物硝化,尽可能提高氨氮转化率,这就需要保持较长的水力停留时间和生物固体停留时间,保证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,高于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提高MLSS,使其不能低于3000mg/L。在CASS池实际运行中可采取极高的MLSS(>10000mg/L)进行生化处理运行依旧平稳,氨氮去除率达80%左右,CASS池内活性污泥的监测情况见表4。

表4CASS池内各运行参数及活性污泥微生物镜检情况

(2)活性污泥浓度的提高是通过改善污泥沉降性能来实现的,SVI应低于50mL/g,本系统处理单元的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等改善了污泥的絮凝效果。

(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。氨氮完全氧化所需的碳酸盐约为7.1mg碳酸盐/mg氨氮,且必须有足够的碱度以防止反应过程中出现酸性,碳酸盐不足时硝化进程难以顺利进行,除非有足量的无机碳(在运行中不太可能实现),在本系统的实际运行中发现石灰用量不足(低于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,目前普遍认为******值为7~8.5,要将CASS池内的大部分处理区域的pH控制在此范围内,需要将CASS池的进水pH控制在8.4~8.9,因为在处理高氨氮废水过程中生成了较多的强酸(HNO3)使得CASS池的pH值下降较多,一般情况下CASS池的进水pH在8.5以上,出水pH就会在7以下,这样就可以保证CASS池内大部分区域的处理效果。本系统对各处理单元的pH进行了监控,进水pH为7.5~7.9时,UASB进水pH7.5~7.9,出水7.6~7.9,氨吹脱吸收塔进水pH9~10.5,出水8.6~9.5,CASS池进水pH8.4~9,出水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的变化呈现较为稳定的规律,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。CASS池进水pH为8.6时,出水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,出水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。