腈綸廢水的COD 高、成分復雜，含有大量的DMAC（二甲基乙酰胺）和AN（丙烯腈） 以及其他醛類(lèi)、氰類(lèi)、酚類(lèi)、腈類(lèi)、烷烴類(lèi)等有毒物質(zhì)〔1〕，且可生化性差，屬于難降解有毒工業(yè)廢水。若不經(jīng)處理直接排放，會(huì )對受納水體及周邊環(huán)境造成嚴重危害〔2〕。
國內外對腈綸生產(chǎn)廢水處理進(jìn)行了大量的實(shí)驗研究〔3〕，處理方法主要有：一方面是培養馴化高效降解菌或活性污泥來(lái)有效地降解廢水中的有機物;另一方面是消除或減少對生化降解不利的影響因素，如硫酸根離子的去除，提高生化降解的效率;此外還包括考察合適的處理工藝，去除廢水中的有機物及生化降解后產(chǎn)生的大量的氨氮〔4〕。目前對腈綸廢水的治理主要采用A/O 工藝，利用活性污泥法、生物膜法、或兩者結合使用〔5〕。還有其他幾種工藝也有很好的應用前景，比如復合式生物反應器、一體式氧化溝、純氧曝氣活性污泥法、生物強化法等〔5〕。生物法處理技術(shù)，起到使腈綸污水中難降解有機組分的礦化、斷鏈和開(kāi)環(huán)作用，從而實(shí)現對腈綸污水有機組分的有效降解〔3〕。
吉林市某化纖集團所排放的腈綸廢水處理難度高，原有工藝只能使出水水質(zhì)達到舊標準（GB8978—1988），但是不適應國家對廢水排放標準越來(lái)越嚴格的要求，為了使出水水質(zhì)符合新標準（GB8978—2002），并提高工程的實(shí)用性與有效性而進(jìn)行了現場(chǎng)中試實(shí)驗，并根據實(shí)驗結果進(jìn)行了工程改造。筆者以中試改進(jìn)型組合式A/O 作為二級強化處理工藝，來(lái)研究對腈綸廢水的深度處理效果。實(shí)驗裝置將厭氧生物膜和好氧活性污泥進(jìn)行組合，提高了整個(gè)系統的抗沖擊能力，由厭氧池、好氧池和二沉池三部分組成。
1 實(shí)驗部分
1.1 實(shí)驗用水
實(shí)驗用水為吉林市某化纖生產(chǎn)廠(chǎng)廢水經(jīng)一級A/O 處理后的出水，具體水質(zhì)如表 1 所示。
1.2 分析指標及方法
主要檢測COD，NH3-N，pH，DO 等指標。其中COD 采用重鉻酸鉀法，NH3-N 采用納氏試劑分光光度法，pH 用pHS-3C 型pH 計來(lái)測量，DO 用便攜式溶解氧測定儀來(lái)測量，TN 和TOC 用TOC-VCPH型總有機碳總氮分析儀（日本島津公司）來(lái)測量，DMAC 和丙烯腈用液相色譜/質(zhì)譜聯(lián)用儀（LC-MS）（美國安捷倫公司）來(lái)測量。
1.3 實(shí)驗裝置
實(shí)驗裝置如圖 1 所示。該套反應器由進(jìn)水池、A池、O 池和二沉池組成，其中A 池，長(cháng)為2.75 m，寬為2.75m，高為2.0m，池內裝有半軟性組合填料和底部污泥推流裝置，采用底部進(jìn)水，上部出水的方式；O 池為曝氣池，長(cháng)為4.0 m，寬為2.5 m，高為1.26 m，池內添加活性污泥，活性污泥取自污水處理廠(chǎng)曝氣池，在底部采用盤(pán)式曝氣器曝氣，采用底部進(jìn)水上部出水的進(jìn)出水方式。
圖 1 實(shí)驗裝置
1.4 反應器啟動(dòng)與運行
反應器先以SBR 形式啟動(dòng)，在反應器中等比例混合腈綸廢水和活性污泥，先曝氣，間隔一定時(shí)間后投加一定量的葡萄糖，使活性污泥適應廢水水質(zhì)后，再連續進(jìn)水，進(jìn)水流量控制的比較低，以免沖擊造成污泥流失。
反應器進(jìn)入運行階段，以一級A/O 處理后的出水作為實(shí)驗用水，在反應溫度維持在25 ℃，A 池溶解氧控制在0.5 mg/L 以下，O 池溶解氧控制在3mg/L 左右，O 池的污泥質(zhì)量濃度控制在3 000 mg/L的條件下運行反應器。
2 實(shí)驗結果與討論
2.1 進(jìn)水負荷的影響
進(jìn)水負荷對去除負荷影響的實(shí)驗結果如圖 2 所示。進(jìn)水負荷與二級A/O 的有效去除負荷呈現相同趨勢。在反應器運行的前35 d，進(jìn)水負荷波動(dòng)較大，進(jìn)水負荷基本在0.5~0.8 kg/（m3·d），而二級A/O的有效去除負荷都基本保持在0.2 kg/（m3·d），說(shuō)明該反應器易于啟動(dòng)，并在很短的時(shí)間內穩定運行。從35 d 以后，進(jìn)水負荷從0.6 kg/（m3·d） 降到0.3kg/（m3·d） 左右，但二級A/O 有效去除負荷只降了0.1 kg/（m3·d），并且基本保持很長(cháng)的一段時(shí)間，說(shuō)明在腈綸廢水中存在一定的難降解有機物，降低進(jìn)水負荷或延長(cháng)反應器運行時(shí)間都對其作用不大〔6〕。
圖 2 二級A/O 反應器去除負荷
2.2 停留時(shí)間對處理效果的影響
2.2.1 停留時(shí)間對出水COD 的影響
停留時(shí)間對出水COD 影響的實(shí)驗結果如圖 3所示。不同的HRT 對于出水COD 有一定的影響，二級A 池HRT 從15 h 提高到30 h 時(shí)，去除率上升的不明顯，只有0.8%；二級O 池HRT 從12 h 提高到24 h 時(shí)，去除率上升很明顯，達到7.0%。二級A 池HRT 從15 h 延長(cháng)到30 h 的過(guò)程中，COD 去除效果變化不明顯。原因在于酸化水解過(guò)程中有機物主要發(fā)生斷鏈等變化，而很少進(jìn)行徹底降解〔7〕。因此不能夠使COD 的去除效果得到顯著(zhù)降低。所以A 池能夠有效提高廢水的可生化性，為后續O 池的處理提供了有利條件； 二級O 池由于進(jìn)水的生化性提高，HRT 的延長(cháng)為世代時(shí)間較長(cháng)的硝化細菌優(yōu)先附著(zhù)在填料生物膜上提供了良好的生長(cháng)條件，在曝氣池容積不變的情況下，降低了污泥負荷，為生物反應器中取得較好的效果提供了條件〔8〕。說(shuō)明延長(cháng)HRT 的時(shí)間，能夠提高COD 的去除效果。
圖 3 停留時(shí)間對出水COD 的影響
2.2.2 停留時(shí)間對出水氨氮的影響
停留時(shí)間對出水氨氮影響的實(shí)驗結果如圖 4 所示。二級A 池出水氨氮濃度升高，去除率為負值，停留時(shí)間越長(cháng)，出水氨氮濃度越高，當二級A 池停留時(shí)間為30 h 時(shí)，氨氮去除率可達-50%左右，因為腈綸廢水多為毒性較大的含氮有機物（如丙烯腈），在經(jīng)過(guò)生物降解后都會(huì )生成氨氮，以至出水中氨氮含量增加〔9, 10〕，當二級O 池HRT 在12 h 和24 h時(shí)，氨氮的去除率分別為27.3%和36%。隨著(zhù)停留時(shí)間的延長(cháng)，氨氮去除率增加，但并不明顯，說(shuō)明單純延長(cháng)HRT 對于氨氮的降解貢獻不大〔11〕。
圖 4 停留時(shí)間對出水氨氮的影響
2.3 葡萄糖對出水COD 的影響
一些難降解的有機物，通過(guò)微生物的作用能被改變化學(xué)結構，但是不能被用作碳源和能源，微生物必須從其他底物獲取大部分或全部的能源和碳源，這一過(guò)程稱(chēng)之為共代謝〔12〕。這種底物又稱(chēng)為共基質(zhì)�；诠不|(zhì)條件常是一些生物難降解物的主要降解機制〔13〕，考察向厭氧廢水中添加葡萄糖對腈綸廢水中難降解有機物部分強化生物去除的效果。
葡萄糖投加量對出水COD 影響的實(shí)驗結果如圖 5 所示。不投加葡萄糖的時(shí)候，二級O 池出水COD 在246 mg/L 左右，投加葡萄糖為0.25 g/L 時(shí)，二級O 池出水COD 為204 mg/L 左右； 當投加量為0.5 g/L 時(shí)，二級O 池出水COD 為350 mg/L 左右。說(shuō)明當投加量為0.25 g/L 時(shí)，在二級A 池中發(fā)生了共代謝的反應，使原本不能夠降解的有機物，通過(guò)葡萄糖的共代謝作用，降解為小分子有機物，使得二級O池的可生化性提高，COD 得到降低，這是由于共代謝反應是在葡萄糖作為原始碳源時(shí)，一些一碳和二碳原子的氯代脂肪族化合物的好氧轉化，甲基營(yíng)養型細菌和異養菌的相互作用則對腈綸廢水中的難降解物質(zhì)的進(jìn)一步分解起重要作用。當投加量為0.5 g/L時(shí)，由于投加量太大，葡萄糖不僅僅起到共代謝的作用，多余的葡萄糖轉化為COD 反而使COD 升高。
圖 5 葡萄糖投加量對出水COD 的影響
2.4 碳酸氫鈉投加量對出水氨氮的影響
碳酸氫鈉投加量對出水氨氮影響的實(shí)驗結果如圖 6 所示。氨氮的出水效果基本不受進(jìn)水濃度的影響，而與碳酸氫鈉的投加量有密切的關(guān)系，未投加碳酸氫鈉時(shí)，出水氨氮質(zhì)量濃度基本保持在90 mg/L左右，在開(kāi)始投加碳酸氫鈉后，出水氨氮持續下降，當碳酸氫鈉的投加量為0.25 g/L 時(shí)，出水氨氮效果最好，可降至20 mg/L 左右。從理論分析，好氧期開(kāi)始，反硝化菌的活性被抑制，而硝化菌的活性逐漸增強，體系內氨氮的含量顯著(zhù)降低，被轉化為硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮，同時(shí)硝化反應的發(fā)生使得堿度降低，至周期末體系的pH 降到了最低值，而硝態(tài)氮達到了周期內的最高峰，至此一個(gè)周期結束〔10〕。硝化過(guò)程〔14〕是從NH3→NH2OH→NOH→NO2-的過(guò)程，開(kāi)始氮大部分轉變成硝態(tài)氮這一反應過(guò)程會(huì )消耗大量的堿度，而腈綸廢水中的堿度不足〔15〕。如不及時(shí)補充堿度，一方面因堿度不足，影響亞硝化反應的進(jìn)行，使硝化反應不完全。另一方面酸性的積累，阻止了硝化反應的發(fā)生，使出水NH3-N 升高〔16〕。所以投加碳酸氫鈉，有利于氨氮的去除，確定投加量為0.25 g/L時(shí)，對于腈綸廢水氨氮的處理效果達到最佳。
圖 6 碳酸氫鈉投加量對出水氨氮的影響
3 結論
（1）進(jìn)水負荷從0.6 kg/（m3·d）降到0.3 kg/（m3·d）左右，但二級A/O 有效去除負荷只降了0.1 kg/（m3·d），證明進(jìn)水負荷對處理效果影響不大，說(shuō)明腈綸廢水中存在一部分難生物降解的物質(zhì)。
（2）二級A/O 對腈綸廢水具有較好的去除效果，隨著(zhù)O 池停留時(shí)間的延長(cháng)，COD 去除率可達到15%，氨氮的去除率可達36%。
（3）往二級A 池中投加葡萄糖，當葡萄糖的投加量為0.25 g/L 時(shí)，出水COD 可降至204 mg/L，當投加量增加到0.5 g/L 時(shí)，出水COD 反升至350 mg/L，結果表明以投加葡萄糖作為藥劑，其投加量為0.25g/L 處理效果最好。
（4）進(jìn)水堿度也對出水氨氮具有很大的影響，當碳酸氫鈉的投加量為0.25 g/L 時(shí)，出水氨氮可降至20 mg/L 左右。具體參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
