高COD和高氨氮餐廚廢水處理技術(shù)

膜生物反應器是將膜分離技術(shù)與傳統的活性污泥法組合而成的污水處理新工藝，在污水處理領(lǐng)域發(fā)揮著(zhù)越來(lái)越重要的作用。但隨著(zhù)廢水排放要求的提高，單一的膜生物反應器很難滿(mǎn)足對高氮、高磷廢水去除率的要求，所以組合式膜生物反應器的應用越來(lái)越普遍，具有較好的發(fā)展前景。

A/O-MBR工藝是將前置反硝化脫氮工藝與膜分離技術(shù)結合的具有高效脫氮除碳功能的組合工藝。一方面，膜生物反應器可截留世代周期較長(cháng)的硝化細菌，使硝化細菌在反應器中富集，硝化進(jìn)程較為完全；另一方面，硝化產(chǎn)生的硝態(tài)氮可通過(guò)前置反硝化轉變成氮氣，使高氨氮廢水中的氨氮得到很好的去除，提高出水的總氮去除率。張爽等應用A/O-MBR工藝處理高濃度氨氮廢水時(shí)，出水COD、氨氮及TN的平均去除率分別達到96.17%、97.76%、76.29%。

餐廚垃圾處理過(guò)程產(chǎn)生的廢水水質(zhì)復雜，具有高氨氮、高COD、高鹽分和高SS等特點(diǎn)，處理難度較大，特別是餐廚廢水中含有較高濃度的氮素，如不進(jìn)行深度處置隨意排放，可引起水體富營(yíng)養化。目前，我國很多城市對餐廚垃圾及相關(guān)廢水的處理處置都制定了嚴格的法律法規。筆者應用A/O-MBR工藝探索餐廚廢水中COD及高濃度氨氮的去除機制，以滿(mǎn)足餐廚廢水的接管排放標準，同時(shí)也為餐廚廢水處理的實(shí)際工程應用提供參考。

1 材料與方法
 
1.1 試驗裝置與工藝流程
 
試驗裝置位于蘇州某餐廚處理公司內，其工藝流程如圖 1所示。

 A/O-MBR由不銹鋼板制成，總有效容積為 200 L。因脫氮需要，將其分為缺氧池+好氧池+MBR池3個(gè)部分。缺氧池與好氧池容積比為1∶3。MBR池中放置中國產(chǎn)PVDF簾式中空纖維膜，膜平均孔徑0.2 μm。

在進(jìn)水泵作用下，原水由進(jìn)水池經(jīng)過(guò)1 mm的細格柵提升至缺氧池（圖 1）。采用攪拌器對缺氧池進(jìn)行攪拌，好氧池由曝氣泵曝氣，MBR池內安裝穿孔曝氣管，采用鼓風(fēng)機曝氣。采用出水泵使MBR池中的混合液經(jīng)過(guò)膜組件，完成膜過(guò)濾，由回流泵將MBR池的污泥及硝化液回流至缺氧池進(jìn)行反硝化。通過(guò)繼電器控制出水，MBR出水方式為抽8 min，停2 min。整個(gè)試驗期間定期排泥，MLSS控制在6~13 g/L，通過(guò)投加NaHCO3調節pH在6.5~8.0。

1.2 餐廚廢水水質(zhì)
 
試驗用水為蘇州某餐廚公司餐廚垃圾濕熱水解后產(chǎn)生的廢水，取自綜合池。經(jīng)過(guò)除雜預處理后其水質(zhì)如表 1所示。

由表 1可以看出，該廢水呈偏堿性，且具有較高的COD、氨氮及總氮，碳氮比在3~6。

1.3 測定項目與方法
 
COD的測定采用重鉻酸鉀法；氨氮測定采用納氏試劑光度法；硝態(tài)氮測定采用紫外分光光度法；總氮測定采用過(guò)硫酸鉀氧化-紫外分光光度法；MLSS測定采用重量法；DO、溫度測定采用METTLER TOLEDO便攜式溶氧儀。

1.4 試驗方法
 
為了優(yōu)化A/O-MBR工藝對餐廚廢水中高COD及高氨氮的去除效果，試驗共設計了7個(gè)工況，具體的試驗方法如表 2所示。

2 結果與討論
 
2.1 A/O-MBR組合工藝對COD的去除效果
 
在反應器運行的140 d中，對MBR上清液及出水的COD進(jìn)行連續監測。圖 2為A/O-MBR工藝對COD的去除效果。反應器進(jìn)水COD在5.0×103~8.0×103 mg/L波動(dòng)，平均進(jìn)水COD為6 693 mg/L。盡管進(jìn)水COD呈現波動(dòng)趨勢，但出水COD穩定在較低水平。組合工藝出水的平均COD為277 mg/L，平均COD去除率達到95.68%。HRT和SRT的調整對COD去除效果影響不大，這表明MBR內較高的污泥濃度增強了反應器抗沖擊負荷的能力。Xiang Zheng等采用A/O-MBR工藝處理染色廢水，COD和BOD5去除率分別達到92.4%、98.4%。

 由圖 2可知，MBR上清液的COD均值為760 mg/L，要比出水COD均值高很多。分析原因可能是餐廚廢水含有較多的難降解大分子有機物質(zhì)，在膜的截留作用下滯留于反應器內，使反應器上清液COD維持在較高水平。由于膜的高效截留，保證了出水水質(zhì)的穩定。膜的截留作用對COD去除的平均貢獻率為7.58%。

在反應器運行的第43~52天，在進(jìn)水中投加了較多的甲醇作為碳源，使得這段時(shí)間內進(jìn)水COD比較高（12 000 mg/L左右），投加碳源的主要目的是增強反硝化效果，消除反應器中積累的硝酸鹽。

2.2 A/O-MBR組合工藝的硝化與反硝化效果
 
2.2.1 對NH4+-N的去除效果
 
A/O-MBR對NH4+-N的去除效果如圖 3所示。由圖 3可知，A/O-MBR在140 d的運行中獲得了較好的硝化效果。系統進(jìn)水NH4+-N在800~1 100 mg/L之間波動(dòng)，系統出水NH4+-N的平均質(zhì)量濃度為2.16 mg/L，平均去除率為99.78%。在HRT不斷減小的情況下，對NH4+-N的去除效果未產(chǎn)生影響�？梢�(jiàn)，膜的高效截留作用使反應器內富集了大量硝化細菌，相對于傳統的活性污泥工藝，顯著(zhù)增強了系統的硝化效果。將回流比由200%提高至300%，也未對硝化效果產(chǎn)生明顯影響。同時(shí)膜的截留作用對NH4+-N的去除作用微乎其微，平均貢獻率為0.03%。張爽等運用A/O-MBR處理高濃度氨氮廢水，當硝化液回流比為2，碳氮比為6時(shí)，對NH4+-N的平均去除率高達97.76%，同時(shí)膜截留作用對NH4+-N去除的平均貢獻率為0.9%。這與本試驗的結果較一致。

 2.2.2 NO3--N的變化
 
圖 4為反應器內NO3--N的變化趨勢。由圖 4可知，MBR上清液及出水的NO3--N經(jīng)歷了較大變化，反應器出水NO3--N容易積累。分析原因主要是由于餐廚廢水是高氨氮的廢水，A/O-MBR硝化作用比較強，會(huì )產(chǎn)生大量的NO3--N，這需要系統具有較強的反硝化作用，及時(shí)將產(chǎn)生的NO3--N轉化成N2。但餐廚垃圾濕熱水解后產(chǎn)生廢水中的COD有相當部分是可生化性比較差的有機物質(zhì)，這使得反硝化可利用的碳源不足，嚴重削弱了系統的反硝化效果，導致NO3--N積累。

 在反應的前25 d，出水的NO3--N不斷上升，第25天時(shí)出水NO3--N高達542 mg/L。投加甲醇作為碳源之后，出水的NO3--N在富碳源情況下被迅速消耗。在第58~88天進(jìn)行了最佳碳源（甲醇）投加量的探索性試驗。在投加少量碳源的情況下，可以看到第58~73天NO3--N依然出現緩慢的積累。增加碳源投加量后，出水硝態(tài)氮下降。向廢水中投加1 500 mg/L甲醇時(shí)，反應器中基本沒(méi)有NO3--N積累。在反應器運行后期，出水NO3--N穩定在20 mg/L左右。Jinyou Shen等運用A/O-MBR工藝處理高濃度硝酸鹽（3 600 mg/L）廢水，當控制反應器的pH在7.5~8.5、碳氮比為1.56、HRT為30 h時(shí)，硝酸鹽氮去除率為99.9%，并且反應器中無(wú)亞硝態(tài)氮的積累，這個(gè)結果與筆者投加碳源情況下獲得的結果較一致。

2.2.3 對TN的去除效果
 
圖 5為A/O-MBR工藝對TN的去除效果。

 由圖 5可知，進(jìn)水TN在1 027~1 527 mg/L之間波動(dòng)，出水TN則在25~576 mg/L之間波動(dòng)，去除率為54.14%~97.46%，平均去除率為78.88%，其中膜截留作用對TN去除的平均貢獻率為2.47%。潘懿等應用A/O-MBR處理城市污水，MBR段污泥質(zhì)量濃度為18~21 g/L、HRT為4.4~4.8 h、回流比為300%時(shí)，TN去除率達到76.1%，這兩篇文獻報道的去除率與試驗得出的TN平均去除率比較接近。

由圖 4和圖 5分析可知，出水TN的變化趨勢與出水NO3--N的變化呈現一致性，且出水TN大部分是由NO3--N的積累引起的，只有少量的有機氮和氨氮。因此提高出水TN去除率的方法是增加系統對NO3--N的去除效果，即增強系統的反硝化效果。

2.3 最佳碳源投加量的探索
 
一般污水中的BOD5/TN>3~5即認為碳源充足，無(wú)需外加碳源。在試驗的第58~88天，將硝化液回流比設置為300%，考察進(jìn)水投加不同量的甲醇（體積分數>99%）作為碳源對系統脫氮效果的影響，投加量分別為500、1 000、1 500、2 000 mg/L（以甲醇所占的COD計）。 圖 6為不同甲醇投加量下，進(jìn)、出水TN及NO3--N的變化趨勢。

 由圖 6可知，當進(jìn)水中的甲醇投加量為500、 1 000 mg/L時(shí)，出水中的NO3--N依然會(huì )累積，出水TN和NO3--N呈現上升趨勢，出水TN由最初的78 mg/L逐步提高到309 mg/L，NO3--N由65 mg/L提高到283 mg/L。當甲醇投加量≥1 500 mg/L時(shí)，出水的TN和NO3--N逐漸下降，出水TN由309 mg/L降至101 mg/L，NO3--N由283 mg/L降至63 mg/L。在反應器運行后期，當進(jìn)水投加甲醇1 500 mg/L時(shí)，出水NO3--N很少積累（20 mg/L左右），出水TN<80 mg/L，獲得了良好的反硝化效果。具體參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

2.4 反應器內MLSS的變化及膜污染情況
 
MBR池的跨膜壓差在經(jīng)歷了開(kāi)始9 d的緩慢增長(cháng)后，在第10天開(kāi)始快速上升，于第28天達到22 kPa，此時(shí)取出膜組件進(jìn)行第1次清洗及藥劑浸泡。隨后當反應器維持較高的污泥質(zhì)量濃度（9~13 g/L）時(shí)，TMP增長(cháng)緩慢，在100多天的運行中未進(jìn)行膜清洗。膜清洗步驟為先對膜面進(jìn)行簡(jiǎn)單的物理清理，然后進(jìn)行化學(xué)清理�；瘜W(xué)清理時(shí)先用質(zhì)量分數為0.5%的次氯酸鈉溶液浸泡5 h，再用質(zhì)量分數為2%的檸檬酸鈉溶液浸泡4 h，最后用清水浸泡。膜組件清洗后取得了良好的效果。

膜生物反應器內MLSS的變化趨勢大體上為波動(dòng)中上升。MLSS由最初的4.727 g/L逐步上升，最終穩定在9~13 g/L。MLSS波動(dòng)的主要原因是對反應器進(jìn)行了排泥操作。在反應器運行約兩周后對其進(jìn)行排泥，初始的排泥量約為反應器體積的1/20，之后隨著(zhù)進(jìn)水負荷的增加，適當增加排泥量，最后使反應器的污泥質(zhì)量濃度維持在9~13 g/L左右。

3 結論
 
（1）采用A/O-MBR工藝處理餐廚廢水，出水 COD、NH4+-N、TN的平均質(zhì)量濃度分別為277、2.16、271 mg/L，平均去除率分別為95.68%、99.78%、79.43%，系統對TN去除效果不理想與反硝化可利用的碳源不足及碳氮比偏低有關(guān)。（2）由于反硝化不足造成系統對TN去除效果不理想，在回流比為300%的情況下，向進(jìn)水投加1 500 mg/L（以COD計）以上的甲醇作為碳源，出水的COD、NH4+-N、TN平均為275、2.10、71 mg/L，對應的平均去除率分別達到95.35%、99.77%、95.01%。（3）將MBR池的MLSS控制在9~13 g/L時(shí)，膜壓增長(cháng)緩慢。