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1、 本科毕业设计说明书（论文）（届）题目：厌氧/好氧膜生物反应器处理垃圾渗滤液 学生姓名 学 号 指导教师 专业班级 学 院 提交日期 年 月 I 厌氧/好氧膜生物反应器处理垃圾渗滤液 摘 要 垃圾渗滤液具有污染物浓度高、成分复杂、处理困难等特点，对周围环境及地下水构成了严重的威胁，是废水处理领域研究的重点和难点。近年来，垃圾渗滤液的处理工艺发展迅速，其中膜生物反应器(MBR)和其他生物处理方法逐渐成为主流手段。为了充分发挥厌氧与好氧微生物对污染物的的协同降解优势，同时减少曝气的运行成本，本文拟采用厌氧/好氧膜生物反应器组合工艺，以实际垃圾渗滤液为处理对象，考察对垃圾渗滤液的处理效果以及处理过程
2、中的膜污染现象。实验表明，在进水 B/C0.2 时，这项组合工艺对渗滤液处理表现出了十分良好的效果，对 COD、氨氮的平均去除率分别为 80.88%、95.11%；对钠离子的去除率仅为 0.26%，对钾离子的去除率为 4.66%，对镁离子、镉离子和铬离子的去除效率分别为 49.12%、25.21%和 40.97%，对铜离子的去除效果较为理想，在 85%左右，铁离子的去除效果则能达到 98%以上；当运行 20 天对膜进行清洗后，膜通量可以恢复到 95%。关键词：厌氧/好氧膜生物反应器，垃圾渗滤液，微生物，膜污染 II TREATMENT OF LANDFILL LEACHATE BY ANAER
3、OBIC/AEROBIC MEMBRANE BIOREACTOR ABSTRACT Landfill leachate is characterized by high concentration of pollutants,complex components and difficultly treatment.It would potentially contaminate the city residential environment and the groundwater if not appropriately treated before being discharged int
4、o the environment.Thus,it has become the emphasis and difficulty of sewage treatment fields in recent years.Over the years,new technologies for leachate treatment have gained a rapid development.Membrane bioreactor(MBR)and other biological treatment have gradually become the mainstream technology.In
5、 order to fully use the co-treating advantages of anaerobic and aerobic microbes and reduce the operational cost of aeration,the study adopts anaerobic integrated technology for the treatment of landfill leachate.Using the actual landfill leachate as treatment object,the study was determined the tre
6、atment effect and membrane fouling phenomenon.The experiments show that,when the B/C0.2,the results was good,the average removal rate of COD,ammonia nitrogen are 80.88%and I I I 80.88%respectively.The removal rate of sodium ions,potassium ion,magnesium ion,cadmium ion and chromium ion are 0.26%,4.66
7、%,49.12%,25.21%and 40.97%respectively.The removal rate of copper ion is more ideal,about 85%,while iron ion removal efficiency can reach more than 98%.After running 20 days,when cleaned the membrane,the membrane flux can be measure up to 95%.Key words:anaerobic/aerobic membrane bioreactor,landfill l
8、eachate,microbial,membrane fouling 目录 摘 要.I ABSTRACT.II 第一章 绪论.1 1.1 前言.1 1.2 垃圾渗滤液危害、水质特点、特征.2 1.2.1 垃圾渗滤液污染的危害.2 1.2.2 垃圾渗滤液的水质特点.2 1.2.3 垃圾渗滤液的特征.3 1.3 垃圾渗滤液的处理方法概述.5 1.3.1 与城市污水合并处理.5 1.3.2 垃圾渗滤液的单独处理.6 1.4 膜生物反应器在垃圾渗滤液中的作用.9 1.4.1 膜生物反应器工作类型.9 1.4.2 膜材料与膜组件.10 1.4.3 膜污染.10 1.4.4 膜生物反应器在垃圾渗滤液处理中
9、的作用.10 第二章 实验材料及方法.12 2.1 实验用水.12 2.2 实验装置及运行方式.13 2.3 分析项目与测试方法.14 2.2.1 试验分析仪器.14 2.2.2 分析方法.15 第三章 结果与讨论.16 3.1 污泥体积指数（SVI）的变化.16 3.2 膜通量随时间变化.16 3.3 对 COD 的去除效果.18 3.4 对氨氮的去除效果.19 3.5 对金属离子的影响.21 3.6 膜污染状况.21 3.7小结与建议.22 第四章 展望未来.24 参考文献.25 致谢.27 1 第一章 绪论 1.1 前言 自 1979 年以来，中国的城市垃圾年增长率达 8.89%，少数城
10、市如北京的增长率达到 15%20%，人均垃圾年产量在 550600 公斤。19861995 这十年间，我国生活垃圾维持在一个较高的增长速度，增长率为 8%10%1。人口的增加、城市规模的扩大和生活水平的提高使得垃圾产量的不断增加，我国城市生活垃圾总量已经进入世界垃圾高产的行列。根据世界银行的报告，2004 年中国固体废弃物年产 1.9 亿吨，已经取代美国，成为了全世界第一的垃圾生产大国2。到 2012年，据中国城市建设统计年鉴的统计，全国的城市垃圾总量已经增加到了2.39亿吨。尽管垃圾生产量如此巨大，却并未因其太多人的注意或许更多时候，人们甚至将其当作一个发展指标。但不可轻视的是，垃圾已经构成
11、了中国环境治理和城市管理的一个严峻挑战。近年来，我国城市生活垃圾已对城市及其周围的生态环境造成日趋严重的威胁。对全国 298 个城市的调查结果表明，对城市垃圾不适当的处理使得环境卫生遭受严重恶化，而且造成大量土地被占用。因此，我国各级城市垃圾管理部门和环境保护专家相继对城市垃圾的处理和污染控制技术进行了研究与开发3。城市垃圾的处理方法主要有焚烧处置法、堆肥处置法和卫生填埋法三种。由于卫生填埋法具有处理费用较为低廉、适用范围广、技术成熟和管理方便等特点，因此成为我国城市垃圾的主要处理方式。但是在城市垃圾的卫生填埋存在一个无法避免的难题，即在其转运和填埋过程中会产生大量危害极大的垃圾渗滤液，对周边
12、环境和地下水造成严重污染。垃圾渗滤液的来源主要分三种：一是外来水分，包括直接降水（包括和降雪，主要来源）、地表径流和渗入地下水：二是固体废物中的原有水分及覆盖材料中的水分：三是垃圾有机物降解过程中的产水。垃圾渗滤液是一种成分复杂，含较多的有机物、氨氮、重金属离子以及致病菌等有毒有害物质的高浓度有机废水，其水质水量受物理、化学、生物等诸多影响，变化 2 幅度较大。1.2 垃圾渗滤液危害、水质特点、特征 1.2.1 垃圾渗滤液污染的危害 垃圾渗滤液作为一种成分极其复杂的高浓度有机废水，其对周围环境的污染主要体现在低下和地表双重水体的污染，且其对地下水体的污染具有其他污染源所无法比拟的不宜察觉和持久
13、的特点。自从 20 实际 60 年代以来，垃圾渗滤液对自然水体的污染受到世界各国逐渐重视，并对其展开相应的研究。渗滤液的氨氮含量和 CODcr浓度高，能使地面水体缺氧，水质恶化；氮磷等营养物质是导致水体富营养化的诱因，还可能严重影响饮用水水源；一般而言，CODcr、BOD5、BOD5/CODcr会随填埋场的“年龄”增长而降低，碱度含量则升高。此外，随着堆放年限的增加，新鲜垃圾逐渐变成陈腐垃圾，渗滤液中的有机含量有所下降4，但氨氮含量增加，且可生化率降低，因此处理难度非常大。垃圾渗滤液中的有机污染物非常多，高达 77 种，其中促癌物、辅致癌物 5种，被列入我国环境优先控制污染物“黑名单”。垃圾渗
14、滤液中含有 10 多种金属离子，这些金属离子会对生物处理过程产生严重的抑制作用6。1.2.2 垃圾渗滤液的水质特点 垃圾渗滤液的水质变化受垃圾组成、垃圾含水率、垃圾体内温度、垃圾填埋时间、填埋规律、填埋工艺、降雨渗透量等因素的影响，尤其是降雨量和填埋时间的影响。渗滤液的水质有以下几个特点：（1）有机物质量浓度高，其中腐殖酸为小分子有机物和氨基酸合成的大分子产物，是渗滤液长期性的最主要污染物，通常有 2001500mg/L 的腐殖酸不能生物降解7。（2）氨氮质量浓度高，一般小于 3000mg/L，在 500 2400mg/L之间居多，其在 3 厌氧垃圾填埋场内不会被去除，是渗滤液中的长期性的最主
15、要无机污染物8。（3）渗滤液水质波动大，COD、BOD、可生化性随填埋场时间的增长而下降并逐渐维持在较低水平。下表 1.1 是一般垃圾渗滤液的主要成分：表 1.1 一般垃圾渗滤液的主要成分（mg/L）项目 变化范围 项目 变化范围 颜色 黄褐色 有机酸 4624600 嗅觉 恶臭 氯化物 1893262 pH 值 3.78.5 Fe 50600 总残渣 235635703 Cu 0.11.43 总硬度 300010000 Ca 200300 CODcr 120045000 Mg 501500 BOD5 20030000 Pb 0.12.0 NH3-N 207400 Cr 0.012.61 总磷
16、 170 Hg 00.032 1.2.3 垃圾渗滤液的特征 垃圾渗滤液是一种较为特殊的有机废水，国内外的研究表明，由于垃圾填埋场所处的地理环境、垃圾的成分、填埋的时间、垃圾的降解速度、卫生填埋时的操作条件、垃圾的稳定化程度以及当地自然条件和社会条件等复杂因素的影响，在不同的城市，其垃圾卫生填埋场中产生的垃圾渗滤液之间性质差别很大，特别由于国内外垃圾的分类、收集途径的不同，造成国内外渗滤液水质没有一定的可比性。相比较来说，国内的垃圾渗滤液的成分更为复杂9。在广泛的调研和资料收集中，发现垃圾渗滤液有如下四个特征：（一）污染物浓度高 垃圾经过卫生填埋后，在其内微生物的作用下，垃圾中的有机物经过厌氧/
17、好氧双重化学反应下产生降解，在垃圾的生物降解过程中，垃圾中本身自含的污 4 染物及降解后产生的大量有毒有害物质进入渗滤液中，致使垃圾渗滤液中具有极高浓度的污染物。而且，由于垃圾在其降解过程中会产生较为可观的 CO2，CO2溶于垃圾渗滤液中使其 pH 呈偏酸性，垃圾中含有的金属以及金属氧化物会加速溶解于渗滤液中，这样会造成垃圾渗滤液中会含较比较多的金属离子10。（二）持续时间长 填埋场中垃圾内含有机物的持续降解使得垃圾渗滤液在不间断的产生，对垃圾中的有机物降解，可用一级的反应动力学方程式对其进行表示：Ct=C0e-kt。在此方程式中，t 为降解反应时间，k 为垃圾中有机物的降解速率常数，C0表示
18、 t=0时垃圾中初始有机物浓度，Ct是 t 时刻有机物的浓度。降解速度常数是垃圾中内含各种有机物的降解反应速率的集体反映，它与降解反应过程中的温度、垃圾的成分等因素息息相关。下表（表 1.2）是研究者们所获得垃圾中有机物降解过程中的 k 值和与其对应的半衰期 t1/2。表 1.2 垃圾中有机物的降解速率常数 K 以及半衰期 t1/2 时间 研究者 代表性物质 k(a-1)t1/2 1973 年 Farguha 和 Rovers 0.365 1.89 1974 年 Chen 0.0120.788 0.8855.75 1983 年 Hoeks 食物类垃圾 0.693 1.00 1992 年 Suf
19、lita 纤维类垃圾 0.0550.087 7.9612.60 1995 年 Dean K.Wall 和Chris Zeiss 0.3120.048 2.514.50 注：半衰期按 t1/2=0.693/K 来计算 由表 1.2 可知：垃圾中有机物降解极其缓慢，产生的垃圾渗滤液时间持久，一般在2030a。（三）流量不均匀 5 垃圾渗滤液的流量与其内含和覆土的含水量有关、垃圾所承受压力密度、地表水和地下水以及直接降雨的渗透量有相当大的关系。若卫生填埋场采取了阻水措施，则渗滤液的量主要受降雨大小的影响，相对而言，也就是渗滤液流量随之大小变化而变化。其流量大小可根据以下公式计算：Q=CIA10-3
20、公式中：Q 即渗滤液的平均流量，C 是渗出系数，通常为 0.30.8，I 为平均降雨强度，A 是填埋场的集雨面积大小。渗滤液在垃圾中缓慢流动或者渗透，通常情况下在降雨后大概七天左右才会出现垃圾渗滤液的高峰期。垃圾渗滤液的流量大小受降雨量影响，随其大小而变化，因此渗滤液的流量是不均匀的。(四)水质变化 垃圾渗滤液的水质在各个地方是不一样的，受垃圾的成分、降解速度、稳定化程度影响，且与当地降水渗透量以及当地的社会经济发展和人们的日常生活状况等因素息息相关。垃圾的降解速度主要受当地环境温度影响，气温随一年四季的变化影响着卫生填埋场中垃圾的降解速度，因此，垃圾渗滤液的水质也随之变化11。此外，由于垃圾
21、的稳定程度不同，形成的渗滤液的水质也大不相同，存在很大的差别。在其他方面，如果降水的大量渗入，会对垃圾渗滤液进行稀释，短期内能造成垃圾渗滤液的水质出现大幅度的波动。1.3 垃圾渗滤液的处理方法概述 1.3.1 与城市污水合并处理 国内将垃圾渗滤液与城市污水的合并处理作为常用的处理手段之一，但是因为渗滤液的复杂成分以及其水质水量的波动幅度大使得不得不谨慎考虑城市污水与渗滤液之间的比例，主要防止负荷过大致使设备受严重损害。余建恒等人采用 AAO生物膜工艺对垃圾渗滤液与城市污水按一定的投配比例进行合并处理，取得了不错的研究效果。陈瑜等人通过对成都地区的垃圾渗滤液与城市污水进行不同比例的混合处理也对未
22、来垃圾渗滤液的合并处理给出了良好的建议。6 1.3.2 垃圾渗滤液的单独处理 垃圾渗滤液的单独处理有许多种方法，主要根据垃圾渗滤液的水质、水量、处理成本等因素进行选择，现如今，垃圾渗滤液的单独处理仍是国内外的主流处理方式，其主要分物化、生物和物化生化相结合的方法。1.3.2.1 物化处理法 物化法处理垃圾渗滤液又分吸附、化学沉淀、催化氧化和膜法等。物化法一般用在综合处理的预处理或者生化处理后的最终处理。（一）吸附法 吸附法是一种较为高效的物化处理手段，通过使用各色各样的吸附剂达到对污水中污染物的去除，现物化处理中常用的吸附剂有活性炭、高岭土、硅藻土、粉煤灰以及城市垃圾焚烧炉底灰等。吸附法广泛用
23、于化工废水、印染废水等污水的处理。在吸附法用于处理垃圾渗滤液时，吸附剂能除去渗滤液中的难降解有机物（酚、苯类化合物等），金属离子（铅、汞等）和色度。Aziz12等对垃圾渗滤液采用活性炭吸附处理，其中渗滤液中氨氮的去除率在 42%左右，金属离子的去除率则能达到 96%。然而，活性炭的吸附虽然能大幅度除去垃圾渗滤液中的COD、氨氮以及金属离子，但是其成本较高，由于活性炭的不菲价格和较高的运行费用。（二）化学沉淀法 化学沉淀法主要通过加入某种化学试剂，使得水中的溶解性离子因化学反应转化成不溶性的固体沉淀，达到与水体分离的目的。混凝法是化学沉淀法中一种重要的方法，其中硫酸铝、氯化铁等是比较常用的混凝剂
24、。众多学者对城市垃圾渗滤液处理中的混凝沉降工艺进行过深入研究。沈耀良等以焦炭吸附、聚合氯化铝混凝对渗滤液进行处理，发现垃圾渗滤液中的COD 和重金属离子都能得到较好的去除效果。Amokrane 等对渗滤液分别加入铁盐和铝盐，发现三氯化铁对渗滤液中的有机物为 55%，而硫酸铝却为 42%。赵庆良等采用氯化镁和磷酸钠盐将氨氮转化成磷酸铵镁的方法达到对渗滤液中的氨氮去除，发现该法能有效的去 7 除其内的高浓度氨氮，且不会出现如传统吹脱法中碳酸盐结垢的问题。（三）化学氧化和催化氧化 化学氧化：可分解渗滤液中难以降解的有机物，使得废水更加容易生化降解。其中的高级氧化技术通过利用羟基自由基的强氧化能力使渗
25、滤液中的有机污染物由大分子氧化成小分子的有机污染物，甚至达到完全去除的程度。催化氧化：作为高级氧化技术中的一种，光催化氧化技术也逐步用于水处理中，因其工艺简单、低能耗、操作容易、无二次污染等特点得到许多专家学者重视，而且在对一些特殊污染物的处理中，光催化氧化法比其他氧化技术处理效果更为显著。因此，光催化氧化法在深度处理垃圾渗滤液方面有着良好的应用前景。其机理是利用光照射在半导体材料或者催化氧化剂中，产生自由基（OH），此自由基拥有强氧化性13。氯化锌和二氧化钛等都是光催化氧化中常用的半导体材料，其中，最广泛使用的是二氧化钛，因其价格低廉、性质稳定且无毒。谭小萍等对光催化处理垃圾渗滤液进行了研究
26、。试验结果得出，最佳二氧化钛投放量与光强成反比关系；最佳反应时间为 1.52.5h；波长为 253.7nm 的紫外线杀菌灯对 COD 的去除率能达到 40%50%，脱色率为 70%80%14。目前，关于光催化氧化降解有机物的理论研究还处在探索阶段。除此之外，物化法还有离子交换，电渗析等。这些物化处理方法对垃圾渗滤液的水质和水量都能起到一定程度的改善作用，但是却无法在根本上解决垃圾渗滤液的污染问题。1.3.2.2 生物法处理 生物法是目前垃圾渗滤液处理的最主要方法，其分好氧生物处理和厌氧生物处理。现大多采用厌氧+好氧组合工艺处理渗滤液。(一)厌氧生物处理法 厌氧生物法近 20 年来随微生物学，生
27、物化学等学科的发展和工程实践得到了很大的发展。厌氧生物法：厌氧生物滤池、上流式污泥床反应器（UASB）、厌氧折流板 8 反应器（ABR）等。厌氧生物处理法能使高浓度的垃圾渗滤液中的大部分有机物得到降解，且有毒有害的物质也可以得到一定程度上的降解效用。厌氧生物滤池（anaerobic biological filtration process，AF），即内装微生物载体的厌氧反应器，其内微生物生长在填料上，不随水的流动而损失，因此具有较高的污泥浓度和较长的泥龄（长达 100d 以上）。AF 运行稳定，能适应废水浓度和水力负荷的变化而不致引起长时间的性能破坏，其能在低 pH 值和含毒条件下稳定运行，
28、并且再启动迅速。UASB 是一种新型的厌氧生物水处理技术，该项技术首次将颗粒污泥的概念引入，其反应器属于悬浮生长型，具有非常高的处理能力和处理效率，在各种高浓度的有机废水处理中尤其有效15。其优点主要体现在工艺结构紧凑、处理效果好且成本不高。缺点是不适合处理高悬浮物固体浓度的废水。ABR 是20 世纪 80 年代中期开发研究的新型高效的厌氧生物处理污水工艺。在 ABR 工艺中，反应器中最主要的结构是其内的一系列垂直安装的择流板，需要处理的废水绕着这些择流板进行流动，因此，废水的流经长度大大增加，加上择流板的阻挡以及污泥的沉降作用，使得生物固体被截留在反应器内。ABR 具有水利条件好、生物固体截
29、留能力强、微生物种群分布好、结构简单、启动较快及运行稳定等优良性能16。（二）好氧生物处理法 好氧生物处理污水能使其中的 BOD、COD 和氨氮得到有效降低，其工艺主要有活性污泥法、SBR、CAST、CASS、氧化沟等。传统活性污泥法因其费用低、效率高等优点而得到较为广泛的应用。通过提高污泥浓度降低污泥有机负荷的方法能得到很好的垃圾渗滤液处理效果。但是由于传统活性污泥法有机负荷较低易致使发生污泥膨胀等问题，所以在国内，此法用于垃圾渗滤液的处理较为少见。氧化沟又名连续循环曝气池，是活性污泥法的一种变型，由荷兰公共卫生研究所在 1950 年研究成功。随后经过 30 余年的使用与发展改进，氧化沟系统
30、在池形、结构、运行方式、曝气装置、处理规模、适用范围等方面得到了长足的进步。我国从 80 年代起也开始使用此技术处理城市污水17。氧化沟具有便于操作、生物量高、出水水质稳定、水力停留时间（HRT）和污泥停留时间(SRT)长等优点。这些优点使得氧化沟技术在垃圾渗滤液处理技 9 术中拥有先天优势，因此氧化沟技术受到许多专家的重视与研究。周期循环的间歇式活性污泥法（SBR）将均匀水质、曝气氧化、沉淀排水等功能集于一身。与其他连续活性污泥法比较，它不但工艺简单，而且能根据进水负荷调整运行参数，十分适合处理垃圾渗滤液。1.4 膜生物反应器在垃圾渗滤液中的作用 1.4.1 膜生物反应器工作类型 膜生物反应
31、器（Membrane Bioreactor，简称 MBR）是现如今公认的先进污水处理和资源化技术，这种新型水处理系统将膜分离技术中的超滤、微滤或者纳滤膜组件与污水生物处理相结合。其原理是污水从薄膜中的微孔渗透而过，将污水里的有机物截留在膜生物反应器中，随后被微生物分解，获得低浓度的稳定膜出水。MBR 优点：此工艺脱氮、除磷效率高于其他水处理技术；MBR 出水水质极高，占地面积小，能够实现对 HRT 和 SRT 的分别控制；MBR 工艺价格相对传统的污水处理技术已经具有相当的竞争实力，发展前景十分广大。根据MBR反应器和膜组件的结合方式及运行方式可将膜生物反应器分为膜分离生物反应器（MBR）、曝
32、气膜生物反应器（MABR）和萃取膜生物反应器（EMBR）。MBR 主要用于固体的分离与截留，MABR 主要用于在反应器中进行无泡曝气，EMBR 主要用于从工业废水中萃取优先污染物18。而根据膜组件防止方式的不同可分为分置式与一体式（浸没式）。一体式具有生化效率高、抗负荷冲击能力强和易实现自动化控制等优点。但是由于膜组件直接置于 MBR中，因此容易发生膜污染，且膜通量较低，这成为一体式膜生物反应器发展不快的主因19。分置式 MBR 将膜组件置于生物反应器之外，具有膜通量高、系统便于放大、组件易于清洗与更换等优点，但是其能耗较高、错流产生的剪切力对微生物活性有一定影响。MBR 工艺受其高投资、高能
33、耗、膜污染与清洗、运行成本高等因素制约了其发展。因此，在本试验中，我们试图通过搭建组合膜生物反应器使其在高效处 1 0 理垃圾渗滤液的同时，降低 MBR 组合工艺的成本。1.4.2 膜材料与膜组件 膜材料主要分有机（聚合物）和无机两类。有机膜材料主要有聚乙烯类（PE）、含氟化合物（PVDF、PTFE）等。该类材料成本低、造价低廉、制造工艺成熟以及膜孔径与形式多样等优点；但是有机膜材料在运行过程中容易产生膜污染，且强度低、寿命短，对更换周期要求较高。无机材料有金属及其氧化物、沸石和高分子氧化物等，其中以陶瓷膜最为常用。无机膜材料以其耐酸、抗温抗压、通量高和能耗较低著称，但是造价高昂、弹性小、不耐
34、碱，且工艺不够成熟。1.4.3 膜污染 膜污染有狭义与广义之分，狭义的膜污染指的是废水中的有机物质在污水处理过程中与膜材料表面发生物理化学等作用使得膜表面产生物质积累导致膜孔径变小、膜通量下降的现象；广义的膜污染则扩大到由于浓差极化导致膜材料表面凝胶层和污泥滤饼层累积等。1.4.4 膜生物反应器在垃圾渗滤液处理中的作用 膜生物反应器因其处理效果稳定、出水回收率高在垃圾渗滤液处理中得到长足应用。常州维尔利公司生产的MBR+NF处理装置能使出水达到国家一级排放标准，因此应用相当广泛20。此外，国内也有许多应用组合 MBR 工艺处理垃圾渗 滤液 的 应用工 程 实 例。例 如 深 圳 平湖垃 圾焚烧
35、 发电 厂采用 的生 化+MBR+UF+NF 的组合工艺处理城市垃圾焚烧发电厂的渗滤液，日处理量能达150 吨，出水水质优于国家排放标准。随着垃圾渗滤液膜分离装置的国产化，膜生物反应器处理垃圾渗滤液的成本将得到大幅降低，因此，此项技术在渗滤液的处理中的应用前景是十分光明的。但是，有利必有弊，应用过程中也存在许许多多的问题，主要体现在对预处理工艺要求高，因水质及处理要求的不同等；膜污染及膜清洗的问题仍困扰着此项技术的发展，MBR 的长期运行使膜污染速率增加，清洗效果也随之减弱，导致出水水质水量变化；膜寿命较短、更换频繁导致 1 1 运行成本远远高于其他水处理技术成本，国产膜较进口膜仍存在相当大的
36、差距。1 2 第二章 实验材料及方法 2.1 实验用水 实验室所用的垃圾渗滤液取自杭州市天子岭生活垃圾卫生填埋场的集水井。杭州市天子岭生活垃圾卫生填埋场地处杭州市北郊的半山镇石塘村天子岭山的青龙坞山谷，为全国首座符合国家建设部卫生填埋标准的大型山谷型垃圾填埋场，1991年 4 月投入使用至2006年年底，已处理城市垃圾 800 多万吨，拥有甲级环保运营资质和工程咨询级资质。实验用水于 2014 年 12 月至现场采集。取来的垃圾渗滤液未经任何预处理，实验室常温保存于 30L 塑料桶中，与此同时取 1000ml 垃圾渗滤液原液装于棕色玻璃瓶中，置放在低温冰箱避光保存，用于与后期渗滤液监测浓度相比
37、较。原液颜色为黄褐色，恶臭难闻。采集后对该垃圾卫生填埋场渗滤液进行分析研究，内容包括 COD、氨氮、悬浮物等各项指标浓度。分析原液得到水质情况如下表（表2.1）：表 2.1 原液水质分析 参数 平均值 参数 平均值 pH 7.85 SO42-(mg/L)576.98 BOD5(mg/L)450.56 Na(mg/L)10.89 COD(mg/L)3134.88 K(mg/L)7.71 NH3-N(mg/L)434.76 Mg(mg/L)4.68 导电性(S/cm)7150 Fe(mg/L)3.02 浊度(NTU)103 Cu(mg/L)0.06 色度 385 Cd(mg/L)0.11 Cl-(
38、mg/L)1623.57 Pb(mg/L)0.29 Cr(mg/L)0.21 水质分析显示，垃圾渗滤液中的氨氮浓度在 430mg/L 左右，并不是太高，而BOD5/CODcr的值约为 0.144，以上数据中氯离子浓度较高氯离子浓度极高，可能受厨余垃圾分解影响，氯离子浓度的过高可能会抑制微生物的生长。实验用水为为加入人工配水的稀释渗滤液混合用水，同时也向垃圾渗滤液中 1 3 补充缺乏的营养元素以及维持实验用水的碳氮比不致失衡，另外还能调节水中碳氮磷等原色的比例。其中，加入葡萄糖作为碳源，适量的 KH2PO4、CuSO4 5H2O等营养物质和无机盐的加入维持试验用水中的 C:N:P 约为 100:
39、5:1。将上述各种物质混合配成营养液导入 20L 塑料桶中，搅拌溶解，调节 pH 约为 8.0。2.2 实验装置及运行方式 如图 2.2 所示，本实验装置由厌氧池、好氧池和膜室三个主体部分串联而成。膜组件采用聚乙烯板式中空纤维膜，孔径为 0.1um，膜面积为 0.2m2。试验用水从膜生物反应器的厌氧池下部进入，在厌氧池与好氧池的上部、好氧池与膜室的下部分别设有接通口。提升泵将试验用水输入厌氧池后经连通口进入好氧池，膜室等。膜出水是由真空抽吸泵抽吸排出。此膜生物反应器采用连续进水，通过安装在好氧池的液位控制器来控制进水泵，保持水位在一个稳定值。好氧池和膜室的曝气量则由气体流量计和气阀控制调节，出
40、水流量由液体流量计控制。膜抽吸压由真空表测定。1 4 1.试验用水 2.缺氧池 3.好氧池 4.膜室 5.提升泵 6.搅拌器 7.空压机 8.气体流量计 9.回流泵 10.微孔曝气砂头 11.穿孔曝气管 12.膜组件 13.膜盒压力表 14.抽吸泵 15.液体流量计 图 2.2 厌氧好氧膜生物反应器示意图 如表 2.2 为膜生物反应器各区的尺寸大小 表 2.2 反应器各区尺寸 水池 长（m）宽（m）高（m）有效高度（m）超高（m）有效体积（L）缺氧池 0.20 0.30 0.9 0.75 0.15 4500 好氧池 0.20 0.30 0.9 0.75 0.15 45.00 膜室 0.25 0
41、.30 0.9 0.75 0.15 56.25 2.3 分析项目与测试方法 2.3.1 试验分析仪器 1 5 试验分析主要仪器如下表:表 2.3.1 主要分析仪器 设备及仪器名称 型号 空压机 LP-40 分析天平 FA2004 COD 恒温加热器 JH-12 型 液体流量计 LZB-6 玻璃转子流量计 气体流量计 LZB-10 玻璃转子流量计 提升/抽吸泵 MP-15RN 回流泵 普罗名特电磁驱动计量泵 2.3.2 分析方法 试验中测定的各项指标及测定方法，如表 2.3.2。表 2.3.2 分析项目及测定方法一览表 分析项目 分析方法 pH pH 分析测试仪 SV 100ml 量筒 MLSS
42、 滤纸重量法 COD 重络酸钾法 氨氮 蒸馏法 进水流量 转子流量计 出水流量 转子流量计 1 6 第三章 结果与讨论 3.1 污泥体积指数（SVI）的变化 SVI 随时间变化见图 3.1 图 3.1 污泥指数随时间变化趋势图 从图中可以看出，活性污泥体积指数在刚开始两周变化幅度较大，后来随着实验的进行逐渐趋向平稳。活性污泥体积指数的变化可能由于实验刚开始时加入较多的营养液使得活性污泥内的微生物大量繁殖，在 35 天左右的时间达到一个峰值，随后随着营养液在培养池中达到一个比较稳定的值后，微生物的数量也比较平稳，使得 SVI 随时间变化逐步稳定在 5556 左右。3.2 膜通量随时间变化 下表
43、3.2.1 中膜通量的单位为 L/(m2hKpa)。1 7 表 3.2.1 膜清洗前（左）膜通量的值和膜清洗后（右）膜通量的值 以上表作膜通量随时间变化图 3.2.3。时间（d）膜通量 时间（d）膜通量 0 1.53 21 1.46 1 0.79 22 0.68 2 0.41 23 0.39 3 0.38 24 0.37 4 0.32 25 0.31 5 0.29 26 0.29 6 0.26 27 0.29 7 0.25 28 0.28 8 0.25 29 0.24 9 0.24 30 0.22 10 0.23 32 0.21 12 0.21 34 0.19 14 0.19 36 0.18
44、16 0.19 38 0.17 18 0.18 40 0.16 20 0.17 1 8 图 3.2.3 膜通量随时间变化图 从上图可知，膜通量的起始值为 1.5 左右，随后在 3 天内呈大幅度下降趋势，主要受膜表面膜污染的影响，垃圾渗滤液中大量的大分子物质在膜表面上积累结垢，对膜孔径进行堵塞使得通量下降明显。在 23 天后，膜表面物质的积累由剧烈变得平缓使得膜通量的值也不再剧烈下降，呈水平趋势缓慢下降。在实验进行第 20 天，对膜表面进行清洗，由于是第一次清洗膜表面，膜通量的值与起始值相差不是很大，膜通量恢复率达到 95%以上，随着实验的继续进行，膜通量的值又呈现与膜清洗前的变化趋势。3.3
45、对 COD 的去除效果 试验中进水 COD 和出水 COD 如下图所示，其中浓度为 mg/L。图 3.3.1 试验中进水 COD 的值与出水 COD 的值 随时间变化图 膜生物反应器对 COD 的去除率见图 3.3.2。1 9 图 3.3.2 COD 的去除率随时间变化图 由图 3.3.1 可以看出，进水 COD 的浓度值在前两周左右的时间波动比较大，而后三周左右的时间则变化不太明显，进水 COD 的浓度平均值为 3132mg/L；出水 COD 的浓度则一直比较稳定，为 500750mg/L 左右，平均值为 599mg/L。COD 的去除率最大值为 84.28%，最小值为 77.03%，平均值
46、在 80.88%左右。试验开始时，由于膜表面不存在膜污染，使得 COD 的去除率较高，在第 4天达到峰值，随后随着膜污染的加重使得 COD 去除率下降明显；在 20 天的时候因为膜清洗使得膜性能得到较大的恢复，COD 的去除率因此得到大幅度提升，随后变化趋势与前 20 天膜清洗前的 COD 去除率变化趋势相类似。3.4 对氨氮的去除效果 表 3.4.1 的数据为进水氨氮和出水氨氮的浓度值以及试验中膜生物反应器氨氮的去除率的值，其中氨氮浓度为 mg/L。图 3.4.2 为氨氮去除率随时间变化趋势图。2 0 表 3.4.1 试验中有关氨氮的值 天数 进水氨氮 出水氨氮 去除率 1 435.84 1
47、8.65 95.72%4 425.86 19.89 95.33%7 413.74 18.01 95.65%10 465.87 19.56 95.80%13 423.86 20.34 95.20%16 424.76 18.56 95.63%19 431.86 19.32 95.53%22 443.81 20.36 95.41%25 438.569 19.86 95.47%28 443.21 18.56 95.81%31 441.987 20.59 95.34%34 438.654 24.56 94.40%37 442.9875 30.32 93.16%40 457.3329 31.86 93.0
48、3%图 3.4.2 氨氮去除率随时间变化趋势图 从上图来看，试验中厌氧/好氧膜生物反应器对氨氮的去除效果十分不错，最高可达 96%，最小值也有 93%。在 40 天试验中的前一个月，氨氮的去除率虽然有所波动，但是总体维持在 95%96%之间；从第 28 天到第 37 天这 9 天期间，2 1 氨氮去除率从 96%下降到 93%，下降了三个百分点，总体趋势下降明显，这可能由于长期累积污泥量的变化使得反应器内溶解氧的量发生变化，致使硝化细菌的硝化过程受到抑制，所以氨氮去除率呈下降趋势；最后三天氨氮的去除率稳定在 93%左右。3.5 对金属离子的影响 表 3.5.1 为进出水离子浓度值以及去除率大小
49、，金属离子浓度单位为 mg/L。表 3.5.1 金属离子浓度与其去除率 金属离子 K Mg Fe Cd Cr Pb Cu 进水浓度 7.70671 4.67526 3.01827 72 27.324 43.69015 75.65217 出水浓度 7.34733 2.29647 0.05822 53.85 16.13 57.69 11.05 去除率 4.66%49.12%98.07%25.21%40.97%-32.04%85.39%从上表可以看出，进出水的钠离子浓度变化十分小，去除率仅为 0.26%，实验装置对其几乎没有任何去除效果；对钾离子的去除效果也微乎其微，只有4.66%；对镁离子、镉离子
50、和铬离子的去除效果较为一般，在 25%50%之间，分别为49.12%、25.21%和 40.97%；对铜离子的去除效果较为理想，在 85%左右；铁离子的去除效果则能达到 98%以上，几乎达到完全去除效果。3.6 膜污染状况 为了解试验运行中膜污染状况，我们通过使用显微镜进行拍摄，得到图3.6.1。2 2 ba 图 3.6.1 膜污染电镜图 图 3.6.1(a)为初期膜表面图，从图中可以看出膜表面仍存在较多的杂质，使得试验中使用的膜性能无法恢复完全。图 3.6.1（b）为运行一周后膜表面污染物的积累状况图。由于初期膜表面比较光滑，比较大颗粒的物质都不容易粘附在膜表面，主要由溶解性微生物产物（SM