好氧序批式MBR处理高浓氨氮废水

第21卷　第3期中国给水排水Vol . 21No . 3

　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　

2005年3月CH I N A WATER &WASTEWATER Mar . 2005

好氧序批式MBR 处理高浓氨氮废水

杨宗政, 　顾　平, 　刘静文

(天津大学环境科学与工程学院, 天津300072)

+　　摘　要:　采用好氧序批式膜生物反应器(S MBR ) 处理高浓度氨氮废水, 考察了对NH 4-N 和COD 的去除效果、影响硝化效果的因素以及混合液中残留COD 与膜通量的关系。结果表明:在HRT 为4. 7h 、SRT 为30d 、气水比为100∶1、pH 值为7. 0～8. 0、进水COD 平均值为142. 8mg/L的条件下, 当进水氨氮高达800mg/L时出水氨氮值仍能稳定在10mg/L以下, 出水COD 平均值为

31. 3mg/L。

　　关键词:　序批式膜生物反应器; 　高浓度氨氮废水; 　硝化反应; 　膜比通量

中图分类号:X703. 1　　文献标识码:C 　　文章编号:1000-4602(2005) 03-0053-04

Aerob i c Sequenc i n g M BR for Trea t m en t of H i gh Concen tra ti on

Amm on i a N itrogen W a stewa ter

Y ANG Zong 2zheng, 　G U Ping, 　L I U J ing 2wen

(School of Environm ental Science and Engineering, Tianjin University, Tianjin 300072, China )

　　Abstract:　Aer obic sequencingMBR was used f or treat m ent of high concentrati on a mmonia nitr ogen waste water t o investigate NH 4-N and COD re moval effect, fact ors affecting nitrificati on effect, and the relati on bet w een residual COD in m ixed liquor and me mbrane flux . The result shows that under the condi 2ti ons of HRT 4. 7h, SRT 30d, air 2water rati o 100∶1, pH 7. 0-8. 0, and average influent COD value 142. 8mg/L,when influent a mmonia nitr ogen is as high as 800mg/L,the effluent a mmonia nitr ogen can be constant at less than 10mg/Land COD is averaged at 31. 3mg/L.

+

　　Key words:　sequencing me mbrane bi oreact or; 　high concentrati on a mmonia nitr ogen waste water;

nitrificati on; 　me mbrane s pecific flux

试验装置及方法1　

111　原水水质

112　试验装置

试验装置如图1所示。膜生物反应器采用序批式进水、间歇出水的方式运行(出水8m in 暂停2m in ) , 进、出水及加碱泵的运行由可编程控制器控

向生活污水中投加一定浓度的(NH 4) 2S O 4配制成高浓度氨氮废水, 其水质如表1所示。

表1　原水水质

Tab . 1　Ra w water quality

制(保证反应器内的pH 值为7. 0～8. 0) 。主要运行参数:出水压差为15. 6～16. 9kPa, HRT 为4. 7h, SRT 为30d, 气水比为100∶1, 工作流量为7. 0L /h 。

浊度/NTU C OD /(mg ・L -1) 氨氮/(mg ・L -1) pH

41. 2～176. 63. 5～329. 159. 7～859. 77. 2～7. 83. 7

142. 8

435. 7

7. 5

　　基金项目:国家高技术研究发展计划(863) 项目(2002AA601240)

水平。从图2还可知, 出水氨氮浓度和反应器内混

+

合液的氨氮浓度基本接近, 说明微滤膜对NH 4没有截留作用, 氨氮的去除完全靠生物的硝化和同化作用来完成。因此, 保证硝酸菌和亚硝酸菌在反应器内占据优势地位并提供充足的DO 是S MBR 高效除氨氮的关键。212　硝化作用2. 2. 1　硝化速率

硝化反应是一个产酸反应, 随着反应的进行则

图1　试验装置

Fig . 1　Fl ow chart of experi m ental set 2up

pH 值呈下降趋势。硝化反应速率的大小不仅可以

113　分析项目及方法

COD:ET108COD 快速测定仪; MLSS:干燥减重

用氨氮浓度的降低速率或NO 2的生成速率来表示,

还可以用pH 值下降速率来表示, pH 值下降越快则硝化反应的速率越大。试验中, 当混合液的pH

-

法; NH 4-N:纳氏试剂分光光度法; NO x -N:离子

色谱法; DO:溶氧仪; 浊度:G DS -3B 光电式浊度计; pH:pHS -30型精密pH 计。

2　结果与分析211　对氨氮的去除

+

值升至8时停止。由于加入的碱液在反应器内混合完全有滞后情况, 故pH 值最高可达8. 77, 即实际反应过程中的pH 值维持在7～8. 77。一个进水周期包含两个加碱过程。加碱后混合液pH 值随运行时间的变化见图3。

氨氮去除率与运行时间的关系如图2所示。

图2　氨氮去除率随运行时间的变化

Fig . 2　Variati on of NH 4-N re moval rate with

operating ti m e

+

图3　pH 值随运行时间的变化

Fig . 3　Variati on of pH value with ti m e

由图2可知, 在试验初期随着氨氮浓度的提高则其去除率有所降低, 此后一直保持在90%左右, 运行了45d 后更是达到了99%左右。经分析原因是:由于活性污泥驯化不够充分, 使得世代周期较长的硝酸菌和亚硝酸菌在数量上没有形成优势, 对氨氮的降解能力较弱, 导致出水氨氮浓度较高(在30mg/L上下波动) 。随着运行时间的延长则硝化菌的数量逐渐增加并适应了高浓度氨氮环境, 对氨氮的降解能力不断增强, 使出水氨氮浓度稳定在较低

由图3可知, 每次加碱后的pH 值下降速率在开始阶段均比较快, 随后趋于平缓, 说明开始时的硝化速率较快。第一次加碱后的pH 值下降速率高于第二次, 表明第一次加碱后的硝化反应速率较快, 其原因是该时氨氮浓度较高, 而NO 2和H 浓度较低, 有利于反应的进行。随着反应的进行则NO 2和H 浓度不断增加, 使得硝化反应受到了抑制, 曲线

+

--+

也就趋于平缓了。

试验中还考察了系统运行至第5天和第25天时的pH 值变化。结果表明, 第5天时(进水氨氮浓

度为123. 52mg/L) 的硝化反应速率与第25天(进水氨氮浓度为475. 15mg/L) 时的基本相同, 区别在于后者在第一次加碱时的pH 值下降速率更快。原因是运行初期系统内硝化菌数量相对较少, 随着运行时间的延长则硝化菌不断增殖, 并被膜截留在反应器内而得到富集, 故硝化速率不断增加。综上所述, 无论进水氨氮浓度高低, 在每次加碱后硝化反应都经历了一个先快后慢并最终趋于平缓的过程。2. 2. 2　比硝化速率当进水氨氮为147. 5mg/L、MLSS 为5. 6g/L、DO 为2. 5mg/L时, 混合液中氨氮与硝态氮浓度随时间的变化如图4所示。

为6. 0g/L。在运行初期, 当进水COD 从75mg/L逐渐提高到215mg/L时出水COD 浓度也逐渐升高, 说明反应器内的异养微生物因培养驯化时间不足而对有机物的降解活性较弱。运行20d 后, 出水水质便能保持稳定了, 说明膜生物反应器抗冲击负荷能力强。混合液的COD 值随运行时间的延长而不断增长, 原因可能是进水氨氮浓度的提高抑制了分解有机物的异养微生物的生长, 同时较高的硝化速率消耗了大量的溶解氧, 使得有机物的氧化也受到了影响。膜生物反应器一方面通过提供高浓度污泥来提高生化反应速度和程度, 另一方面通过膜对溶解性有机分子的过滤和截留作用去除部分COD 。膜组件去除的COD 可以用混合液的COD 与出水COD 的差值来表示, 差值越大则由膜组件去除的COD 就越多, 膜污染就越严重, 反应器的比通量(SF ) 就越低(如图5所示) 。因此维持混合液COD

稳定、降低混合液与出水COD 差值, 对于缓解膜污染及运行经济性等方面是十分重要的。已有的研究表明, 投加能够降解污水中难降解物质的优势菌种或者硫酸铝等混凝剂均可以降低混合液中的COD

[2、3]

, 进而减缓膜污染。

图4　氮浓度随时间的变化

Fig . 4　Variati on of nitr ogen concentrati on with ti m e

由图4可知, 氨氮浓度与运行时间呈负相关关系, 而硝态氮浓度则与运行时间呈正相关关系。不过NO 3-N 浓度增加很少, 说明硝化反应基本上只进行到亚硝化阶段。在运行后期, 反应器内出现了亚硝酸积累, 主要原因有两点:①当进水氨氮浓度超过100mg/L后硝化菌活性受到了抑制, 硝化反应速度大大降低

[1]

-

; ②进水COD /NH4-N 平均值仅为

图5　混合液与出水的C OD 差值对S F 的影响

Fig . 5　Effect of COD margin bet w een m ixed liquid and

-1

+

0. 35, 远远低于微生物的生长要求以及传统A /O工

艺中C /N的比例。

通过计算得到比硝化速率u (NH 4+-N ) =4. 41d ,

u (NO x --N )

effluent on s pecific flux

=1. 45d 。与传统活性污泥工艺相比, 对

[1]

-1

3　结论

氨氮的硝化速率提高了2～3个数量级。这说明,

膜能够有效截留世代周期比较长的硝化细菌, 为反应器在高氨氮负荷下运行创造了有利条件。

213　膜比通量的变化

在近两个月的运行过程中出水COD 平均值为31. 3mg/L,平均去除率为78. 1%, MLSS 平均值约

①　采用好氧S MBR 处理高浓度氨氮废水时反应器启动时间短, 对氨氮和COD 均有很好的去除效果。用氨氮和硝态氮表示的比硝化速率分别为

-1

4. 41、1. 45d , 较传统活性污泥工艺高2～3个数量级。

②　通过控制溶解氧、水力停留时间等因素可

以将硝化反应控制在亚硝化阶段, 但较高的氨氮浓度在一定程度上抑制了有机物的降解, 使得COD 在膜反应器内产生一定的积累, 这是导致膜污染的主要原因。参考文献:

[1]　张希衡. 废水厌氧生物处理工程[M].北京:中国环

383-386.

[3]　吕红, 徐又一, 朱宝库, 等. 分体式膜-生物反应器在

废水处理中的工艺条件[J ].环境科学, 2003, 24(3) :

61-64.

[4]　国家环保局. 水和废水监测分析方法(第4版) [M].

北京:中国环境科学出版社, 2002. 电话:(022) 60273220

E -ma il:yzz3520@163. com

境科学出版社, 1996. [2]　庞金钊, 孙永军, 杨宗政, 等. 优势菌膜生物反应器处

理洗车废水的研究[J ].天津大学学报, 2003, 36(3) :

收稿日期:2004-10-14

・信息・

CA 收录我刊2002年发表的部分文章

・2002, 18(3) 7～9

地表水处理中的好氧反硝化作者:　谢曙光　张晓健　王占生(清华大学) ・2002, 18(3) 10～13

高锰酸钾复合药剂去除放线菌嗅味研究作者:　张　锦　李圭白　陈忠林(哈尔滨工业大学) ・2002, 18(3) 18～22

混凝—超滤去除腐殖酸的试验研究作者:　王晓昌　王　锦(西安建筑科技大学) ・2002, 18(3) 37～39

饮用水生物过滤处理工艺述评作者:　余　健　曾光明　施　周(湖南大学) ・2002, 18(3) 40～43

膜生物反应器处理难降解有机废水研究作者:　韩怀芬　金漫彤　黄玉柱　虞　伟(浙江

工业大学)

・2002, 18(3) 48～50

高锰酸钾预氧化的除藻效果作者:　李思敏　李清雪　许吉现　张　胜(河北

建筑科技学院) 王　龙(邯郸市自来水公司)

・2002, 18(3) 57～60小型污水处理厂的设计

作者:　王维斌(天津大学)

吴凡松(哈尔滨工业大学)

・2002, 18(3) 69～72臭氧—生物活性炭—膜法处理自来水作者:　李绍峰　黄君礼　伦中财(哈尔滨工业大学) 李海波　张秀忠　杨观乐　张　帆　周梅洁

(深圳自来水〈集团〉有限公司)

・2002, 18(3) 73～75

柠檬酸生产废水治理工程的调试作者:　杨淑英　孙洪涛　秦霄鹏(山东省环境保护

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・2002, 18(3) 76～78

垃圾渗滤液处理中的高效生物脱氮现象作者:　袁居新　陶　涛　王宗平(华中科技大学)

钟　辉(中山市环卫科研所)

・2002, 18(3) 85～86

反萃取—火焰原子吸收法测定水中钴作者:　王　晓　申　华(南海市南海发展股份有限

公司)

・2002, 18(3) 89～92

过氧化氢高级氧化技术去除水中有机污染物作者:　张文兵　肖贤明　傅家漠　盛国英　闵育顺

刘光汉(中国科学院广州地球化学研究所)

(本刊编辑部)