印染廢水一體化A/O反應器處理技術(shù)

紡織印染廢水具有水質(zhì)水量變化大、有機物濃度高、色度高、pH 高及可生化性差等特點(diǎn)，屬難降解的工業(yè)廢水，被公認為最難治理的廢水之一〔1, 2〕。國內目前執行的是GB 4287—1992《紡織染整工業(yè)水污染物排放標準》，而江蘇省地處太湖流域，執行的是DB 32/1072—2007《太湖地區城鎮污水處理廠(chǎng)及重點(diǎn)工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》的地方標準。與GB 4287—1992 相比，DB 32/1072—2007 對印染廢水的部分排放指標限制更加嚴格，如COD、氨氮由GB 4287—1992 一級的100、15 mg/L 分別提高到 60、5 mg/L，同時(shí)加強了對TN 和TP 的控制。因此要求選用的處理工藝對有機碳和氨氮都具有較好的處理效果。

生物脫氮工藝如A/O 被認為是目前廢水脫氮處理最經(jīng)濟有效的方法之一〔3〕。然而，傳統A/O 工藝中硝化后的回流污泥首先回流到反硝化池（A 池），再進(jìn)入硝化池（O 池），導致A 段和O 段的污泥類(lèi)型極為相似，硝化菌和反硝化菌難以徹底分開(kāi)，且回流到A 段的回流液含有大量溶解氧，也會(huì )對反硝化脫氮帶來(lái)不利影響，反硝化脫氮效率難以超過(guò)70%。

為了解決上述問(wèn)題，筆者采用將硝化液的內循環(huán)改為由沉淀池回流到A 池，污泥由原回流到A 池改為回流到O 池；并采用具有自主知識產(chǎn)權的新型一體化A/O 生物膜反應器，在宏觀(guān)環(huán)境上實(shí)現A 池與O 池內不同的DO 濃度和各自所需的優(yōu)勢菌種，有望使硝化和反硝化過(guò)程分別在不同反應器內同時(shí)且高效地發(fā)生。針對印染廢水的水質(zhì)特點(diǎn)及對氨氮的排放要求，以自配的印染廢水為處理對象，深入研究了一體化A/O 反應器的啟動(dòng)過(guò)程，以探討該工藝對有機碳和氨氮的脫除效果。

1 試驗材料與方法
 
1.1 試驗裝置
 
一體化A/O 裝置由底部的A 池和頂部的O 池組成，見(jiàn)圖 1。為便于加工，裝置采用方形錐體式結構，尺寸為500 mm×500 mm。A 池高350 mm，有效容積20 L，O 池高600 mm，有效容積為60 L。A 池采用添加火山巖的球形懸浮填料作微生物載體，O 池同時(shí)填充組合填料和火山巖的球形懸浮填料。A/O 后續的沉淀池有效容積12 L。

圖 1 試驗裝置  

印染廢水由混凝沉淀和水解酸化預處理后儲存在廢水池中，然后通過(guò)提升泵進(jìn)入A 池，降解部分有機物和氨氮，進(jìn)水量通過(guò)流量計控制。A 池出水自下而上進(jìn)入O 池，在降解大部分有機物的同時(shí)，出水進(jìn)入環(huán)形沉淀池內進(jìn)行泥水分離。分離后的上清液一部分回流至A 池內作為反硝化脫氮的氮源，另一部分則作為最終出水排放。沉淀區的污泥受自身重力作用會(huì )沿著(zhù)污泥回流區下方的回流縫回到O 池內，重新參與降解過(guò)程。

1.2 廢水水質(zhì)
 
試驗所用模擬廢水由少量生活污水（體積分數約20%）添加各種染料和化學(xué)試劑配成，組成見(jiàn)表 1。

該廢水經(jīng)混凝沉淀和水解酸化預處理后水質(zhì)情況為：COD 180~225 mg/L，BOD5 73~93 mg/L，pH 在 7.6~8.2，色度85~107 倍，TP 4~6 mg/L，氨氮20.4~ 25.6 mg/L。

1.3 填料特性與規格
 
A/O 反應器內的填料主要為球形懸浮填料（150 mm）和組合填料（200 mm），購自中國宜興晨翔環(huán)保設備廠(chǎng)。球形懸浮填料材質(zhì)為聚丙烯，比表面積 380~800 m2/m3，孔隙率＞99%，相對密度0.93。組合填料的圓環(huán)和纖維束材質(zhì)分別為聚乙烯和滌綸絲，單元直徑80 mm，束間距20 mm。懸浮填料內部填充火山巖塊體（產(chǎn)地內蒙），填充量70%~80%，顆粒直徑 3~5 cm�；鹕綆r表觀(guān)為紅黑褐色不規則顆粒，其親水性強，有利于微生物附著(zhù)。

1.4 接種污泥
 
A/O 反應器的接種污泥采用蘇州高新區第一污水處理廠(chǎng)濃縮池的濃縮污泥，接種體積約為總容積的40%~50%。污泥為褐色絮狀，沉淀性能較好。接種污泥的MLSS 和MLVSS 分別為34.2、21.6 g/L。

1.5 分析項目
 
試驗采用連續進(jìn)出水。COD 由標準重鉻酸鉀法測定，氨氮由納氏試劑分光光度法測定，TP 采用改進(jìn)的鉬酸銨分光光度法〔4〕測定，SS 采用標準重量法測定，SV30 采用沉降法測定，pH 由pHS-25 型酸度計（上海儀電科學(xué)儀器有限公司）測定，DO 測定采用 JPB-607A 型便攜式溶解氧儀（上海雷磁儀器廠(chǎng)）。

1.6 試驗運行過(guò)程
 
將污泥加入到反應器后，首先進(jìn)行為期一周的污泥復蘇過(guò)程，該過(guò)程完全采用生活污水作為原水進(jìn)行悶曝，一周后即進(jìn)行啟動(dòng)過(guò)程研究。整個(gè)試驗過(guò)程在室溫（約18~27℃）下進(jìn)行，分為4 個(gè)階段：第一階段為污泥的培養馴化，此階段進(jìn)水COD 負荷控制在 0.5 kg/（m3·d）以下，持續時(shí)間28 d；在第二階段逐漸增加進(jìn)水負荷，其中A 池逐漸增至1.1 kg/（m3·d）， O 池增至0.27 kg/（m3·d），此階段操作時(shí)間26 d；第三和第四階段進(jìn)行沖擊負荷試驗，持續時(shí)間16 d。

2 結果與討論
 
2.1 COD去除效果
 
A/O 反應器對COD 的去除效果見(jiàn)圖 2。在第一階段，當原水經(jīng)預處理進(jìn)入A 池后，A 池出水COD 在連續兩周內不降反升，而O 池對 COD 的降解率則在第一周末達到20%。從第三周開(kāi)始，A 池出水COD 才開(kāi)始有所下降。第一階段末時(shí)， A 池對COD 的降解率逐漸增加并超過(guò)20%，O 池表現較佳，其對COD 的降解率接近50%，平均在40% 以上。至第二階段，A/O 系統對廢水中COD 的降解效果均較好，系統出水COD 呈明顯下降趨勢。第二階段末時(shí)，A 池和O 池對COD 的降解率分別達到了25%和55%左右，其出水平均COD 分別為150、 66 mg/L，系統對COD 的去除率達到了67.6%。表明接種污泥逐漸適應了配制的印染廢水水質(zhì)。在第三階段對A/O 系統進(jìn)行短期的沖擊負荷試驗。此階段系統進(jìn)水COD 平均為305.9 mg/L，A 池和O 池出水 COD 均隨之上升。A 池、O 池對COD 平均去除率分別為32.8%、37.1%，出水平均COD 分別為205.4、 128.7 mg/L。第四階段降低進(jìn)水COD 至210.4 mg/L。在這一階段，A 池、O 池對COD 的平均去除率呈相反態(tài)勢，A 池有所下降至29.1%，O 池則升至52.7%。

圖 2 不同階段A/O 反應器時(shí)COD 的去除率  

試驗結果表明：新型一體化A/O 反應器對自配印染廢水的有機物有較好的降解能力。正常運行期間，A/O 反應器對COD 去除率基本在65%以上；抗沖擊負荷階段，系統對COD 去除率平均在62.3%。

2.2 氨氮去除效果
 
氨氮的去除是檢驗該一體化A/O 系統優(yōu)劣的決定條件。沉淀池出水回流到A 池進(jìn)行反硝化脫氮，同時(shí)A 池采用膜法是該工藝的特色。把原O 池出水回流改為由沉淀池出水回流能帶來(lái)以下好處：

（1）回流液中溶解氧低，有利于保證A 池缺氧環(huán)境；

（2）由于A(yíng) 池采用膜法，微生物量顯著(zhù)增加，泥水比大大增加，理論上也有利于脫氮；（3）A/O 兩池污泥上棲息的微生物優(yōu)勢種群明顯，活性高，因此，在不改變甚至提高反硝化率的情況下，從沉淀池出水回流的硝化液量有望降低，能節約一定電耗。

氨氮在A(yíng) 池中的變化見(jiàn)圖 3（a）。第一階段，隨著(zhù)污泥培養馴化及對廢水水質(zhì)的適應，A 池出水氨氮快速下降，到第一階段末時(shí)，氨氮去除率已經(jīng)接近 80%，平均為32.5%。第二階段氨氮進(jìn)水在20~25 mg/L，氨氮去除率緩慢上升并超過(guò)90%，平均為 86.7%。在此后兩個(gè)沖擊負荷階段，進(jìn)水氨氮接近 30 mg/L，A 池的去除率有所下降，但出水氨氮超過(guò)預期，達到均值5.7 mg/L。此外從試驗過(guò)程來(lái)看，O 池對氨氮也有一定的去除效果，如圖 3（b）所示。第一階段O 池對氨氮的去除率接近10%，而到第二階段則達到了18%。沖擊負荷階段和A 池相反，O 池對氨氮的去除率有所增加，達到均值25.8%。

對A/O 系統中的DO 進(jìn)行了連續監測。在A(yíng) 池的縱斷面上，DO 呈現出不同的分布規律，整體上呈從下往上（沿水流上升方向）逐步降低的趨勢。但由于反應器容積不大，DO 維持在0.4~0.8 mg/L，基本滿(mǎn)足缺氧反硝化的條件。而O 池中DO 的監測結果表明：整個(gè)O 池的DO 在縱斷面基本分布均勻，橫斷面上略有不均，其平均值均在1 mg/L 以上。

圖 3 氨氮的去除效果  

O 池對氨氮的去除可從以下方面解釋?zhuān)海?）好氧環(huán)境下O 池具有反硝化脫氮效果是由于池內添加了火山巖作為微生物載體�；鹕綆r具有獨特的空隙結構，易于微生物富集繁殖。在載體表面，微生物棲息環(huán)境理想，然而這種理想生存狀態(tài)使得載體表面形成的生物膜較厚，填料內部呈現一定的缺氧甚至厭氧狀態(tài)，為反硝化提供了條件；（2）由于A(yíng)/O 反應器獨特的結構，在回流區沉降的污泥會(huì )在重力作用下回流到反應器內部，重新參與降解過(guò)程。這部分污泥含有一定量硝化液，為反硝化過(guò)程提供硝態(tài)氮；（3）O 池底部的曝氣過(guò)程加劇了泥水混合，使污水在 O 池內部通過(guò)污泥回流區形成多次上下循環(huán)，一定程度上也能促使硝化-反硝化的發(fā)生。

另外對整個(gè)A/O 系統而言，在正常運行的第二階段，系統出水的氨氮基本維持在2.5 mg/L 以下，說(shuō)明一體化A/O 反應器對印染廢水中的氨氮有非常好的降解效果，出水氨氮在5 mg/L 以下，可以達到 GB 4287—1992 和DB 32/1072—2007 標準要求。

2.3 回流比對氨氮處理效果的影響
 
試驗期間為了考察系統整體的性能，硝化液回流比保持在80%。此后改變回流比考察其對氨氮去除效果的影響，結果見(jiàn)表 2。

 從表 2 可見(jiàn)，在回流比＜120%時(shí)，增大回流比對系統脫氮有好處。然而當回流比增至150%，A 段脫氮效率明顯下降，O 段脫氮效率有所上升，但系統總的脫氮率相對較低。分析認為脫氮率下降主要是由于反應器本身的停留時(shí)間較短，當回流量增大較多時(shí)，反硝化和硝化時(shí)間都會(huì )明顯縮短，造成反硝化和硝化效率大大下降。表 2 還表明：回流比介于80%~ 120%時(shí)，提高回流比能一定程度提高系統脫氮率，然而提升幅度并不大。上述結果表明：改變回流方式和污泥培養方式，一體化A/O 反應器在提高脫氮率的同時(shí)，能明顯降低硝化液回流比，具有節能效益。具體參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

2.4 回流比對有機物處理效果的影響
 
硝化液回流比同樣會(huì )影響A/O 系統對廢水中有機物的降解效果。不同回流比對有機物的脫除效果影響見(jiàn)表 3。表 3 表明：增大回流比對于好氧段去除有機物是有利的，尤其回流比在100%~120%時(shí)， A/O 體系對有機物的去除率接近80%。但對于缺氧段來(lái)說(shuō)，提高回流比并未對有機物的降解帶來(lái)益處。綜合表 2、表 3 可知，對于該一體化A/O 體系，回流比過(guò)大對脫氮和能耗均不利，以介于80%~100% 為宜。

 （1）以預處理后的印染廢水為處理對象，接種城市污水廠(chǎng)的濃縮污泥，并在池體內添加填料后，一體化A/O 反應器可以實(shí)現快速啟動(dòng)。（2）在18~27 ℃ 下，當系統進(jìn)水COD 為205.5 mg/L 時(shí)，A 段、O 段的 COD 容積負荷分別為1.1、0.27 kg/（m3·d），出水COD 為66.2 mg/L，降解率達67.6%。（3）一體化A/O 系統對模擬印染廢水的氨氮有較高的降解能力。在回流比80%下，出水氨氮在5 mg/L 以下，完全達到DB 32/1027—2007 要求。（4）一體化A/O 反應器在顯著(zhù)降低內回流比的同時(shí)，對廢水中的有機物和氨氮仍有較好的降解能力，最佳回流比在80%~100%。（5）反應器沉淀池出水回流有利于保持缺氧段所需的最佳溶解氧濃度。溶解氧在0.4~0.8 mg/L 時(shí)，A 池脫氮率接近90%。