1、复合式 MBR 处理高氨氮废水的试验研究第 z3 卷第 4 期2006 年 12 月华中科技大学(城市科学版)J.ofHUST.(UrbanScienceEdition)Vol_23No.4Dcc.2006复合式 MBR 处理高氨氮废水的试验研究杨昌柱王晓英濮文虹杨群陈建平(1.华中科技大学环境科学与工程学院,湖北武汉 430074)摘要:利用自制的复合式膜生物反应器(HMBR),对高浓度氨氮废水进行脱氮研究 .当进水 COD/TN 在 0.54.9 范围内时,COD,NH 一 N 及 TN 去除率均随 COD 容积负荷增加而升高,COD 容积负荷达 4.2kg/(md)以上时 ,COD,NH
2、 一 N 及 TN 平均去除率分别达到 91.5,90.3,60.2 以上;悬浮相污泥的比 NHsN 降解速率为 0.298gNH3 一 N/(gMLSS-d);好氧混合液 pH 值每下降 1,NHN 浓度平均降低 15mg/L;反应器出水中可检出大量的亚硝酸盐氮和硝酸盐氮,二者的浓度保持相同的变化趋势,其比值大约为 1.78,表明复合式MBR 的脱氮作用是通过短程硝化一反硝化途径实现的.关键词:缺氧/好氧;复合式 MBR;氨氮 iC/N 值;COD 容积负荷中图分类号:X7o3.i 文献标识码:A 文章编号:16727037(2006)04-003104硝化作用是硝化一反硝化过程能否成功的关
3、键口.由于硝化细菌生长繁殖的世代周期比较长,处理高浓度氨氮废水存在的最大问题是如何在生物反应器内保持足够数量的硝化细菌.传统的活性污泥工艺往往是通过延长污泥泥龄来保持硝化细菌的浓度,使得硝化反应器体积庞大,大大地增加了基建费用.缺氧/好氧复合式膜生物反应器(A/0 一 HMBR)利用膜组件的高效固液分离作用,以及采用载体固定硝化菌,防止了硝化细菌流失,为保持反应器内的高硝化菌数量创造了有利条件.本文以化粪池排水为试验用水,对自制反应器的脱氮特性进行了研究,为反应器用于高浓度氨氮废水的处理提供参考.1 试验装置与方法1.1 试验装置试验装置如图 l,反应器用不锈钢板焊接制作,内部共分为缺氧区,好
4、氧区,沉淀区和膜室,总有效容积为 0.143m.在缺氧和好氧区内放置有软性纤维填料,两区有效容积比为 1.75.1.2 试验工艺流程及技术特征A/OHMBR 系统可以看成是由 A/0 池,复合式生物接触反应池和膜生物反应器组合而成.1 提升水泵 2 高位水箱 3 恒水位箱 4 流量计 5 布水区6 曝气头 7 动态膜组件 8 出水箱 9 鼓风机图 1A/OHMBR 试验装置示意原水首先进入缺氧池,与好氧池的回流硝化液混合并完成微生物反硝化反应,将 NO 一 N 转化成N:和 N0 逸出水体.随后废水进入好氧池连续曝气,供氧充足,废水中大部分有机物和氨氮在好氧池得到降解.好氧池中的混合液通过内循
5、环回流至前端的缺氧池,通过调节之间挡板的高度来控制回流比.混和液通过沉淀区,使进入膜室的污泥浓度减少.随着过滤的进行,在粗网组件上逐渐形成自生生物动态膜,废水中污染物在膜室通过微生物降解和膜分离得到进一步去除,确保了出水水质.反应器中设置软性纤维填料可使世代时间较长的硝化菌优先附着在载体上,有利于提高系统的脱氮功效瞳;载体上容易截留和附着微生收稿日期:20060602.作者简介:杨昌柱(1956 一),男.教授 l 武汉,华中科技大学环境科学与工程学院(430074)基金项目:武汉市“十五专项课题资助项目(2004600406905).?32?华中科技大学(城市科学版 )2006 拄物,使混和
6、液中悬浮生物量减少,则进入膜室的活性污泥浓度低,可以有效减缓膜污染.1.3 试验用水试验用水的原水取白华中科技大学环境楼化粪池,水质情况如表 1.原水中氨氮含量较高,C/N 值较低.试验时往化粪池水中投加了一定量的葡萄糖以补充试验用水的碳源.表 1 化粪池水的水质情况 mg/L1.4 试验方法a.反应器的启动接种污泥取自武汉市沙湖污水厂二沉池污泥,取回后以化粪池水为营养进行自养硝化菌和异养反硝化菌培养.硝化菌的培养:以化粪池水为营养源,利用碳酸钠调节 pH 值,使培养罐混合液的 pH 值维持在7.O8.0.同时,开始监测试验中各项水质指标,直到氨氮去除率达到 8o 以上.驯化期间 NH.一 N
7、去除率的增长速度比 COD 去除率慢,主要因为硝化菌是一种自养菌,驯化速度较异养菌慢.反硝化菌的培养:异养反硝化菌采用好氧启动上膜,缺氧转化菌种的挂膜方式运行.当好氧罐中生物膜形成后,将好氧罐停止曝气,再将经过约2 周静态培养的厌氧污泥倒人该好氧罐中,体积约占容器总体积的 1/lo 左右.同时每天定期投加葡萄糖和硝酸钠,使 COD/NO-一 N 值保持在 8 左右,并用乙酸调节 pH 值在 6.5.-7.5,并监测试验中各项水质指标,直到去除率趋于稳定.挂膜完成后,填料表面上形成一层厚而密实的生物膜.污泥驯化期间,可观察到缺氧罐中污泥大量上浮,轻轻搅动后有大量气泡冒出,待气泡释放后污泥成正常混
8、合状态.反硝化产生大量的气体将污泥托起,因此,每天需轻轻扰动污泥将气泡放出.b.试验指标及测试方法试验指标有化学需氧量 COD,氨氮 NH.一 N,NON,NON,总氮 TN,污泥浓度 MLSS,pH及水温等.测试方法如表 2.2 试验结果与分析2.1COD 容积负荷对 C 和 N 去除率的影响在好氧池水力停留时间 HRT=10h,进水pH 值为 78,水温 2O25,进水氨氮浓度在170220mg/L 范围时,投加葡萄糖改变进水 COD浓度,使进水 COD/TN 在 0.54.9 范围内,缺氧表 2 分析项目及测试方法分析项目测试方法C0D氨氮N0NN0NTNMLSSpH水温重铬酸钾法纳氏试
9、剂分光光度法麝香草酚分光光度法N 一(1 一萘基) 乙二胺光度法过硫酸钾氧化紫外分光光度法重量法pHS3B 精密 pH 计水银棒式温度计池 COD 容积负荷分别为 0.84,2.94,4.2O,5.O4kg/(m.?d).由图 2 可知,反应器在连续运行期间,cOD,氨氮 ,TN 去除率均随 COD 容积负荷增加而升高.当 COD 容积负荷达 4.20kg/(m?d)以上时,COD,氨氮,TN 平均去除率分别达到91.5,9O.3,6O.29,6 以上.O.51.O1.52.02.53.03.54.04.55.05.5c0D 容积负荷 Ikg-(m-d)图 2COD 容积负荷对 COD,氨氮,
10、TN 去除率的影响当 COD 容积负荷降低时,COD 去除率明显下降,原因可能是:一方面低 C/N 值抑制异养菌的生长,异养菌过多地内源呼吸,衰减以至死亡,导致溶液中的大分子化合物增多,造成出水 COD浓度相对较高;另一方面在低 C/N 下,由于可利用的碳源很少,在低负荷条件下运行时,系统的反硝化能力下降,反硝化菌对 COD 的去除能力也明显降低.当进水 TN 为 l98325mg/L,COD 容积负荷大于 4.20kg/(m?d)时,脱氮率在 6o 以上.当 COD 容积负荷小于 2.94kg/(m.?d)时,TN去除率在 45 以下.因为在反硝化过程中,反硝化菌是以有机物作为电子供体,通过
11、代谢活动将硝态氮最终还原为氮气或使其成为细菌菌体组分,所以有机碳源对反硝化效果起着至关重要的作用.虽然随着缺氧段 COD 容积负荷的升高,总氮去除率不断上升,但总体来说 TN 去除率仍不很高,这是因为本试验用水 C/N 值低,生物反硝化过程需要提供足够数量的有机物(碳源),据有关文献报导 L5:BOD/TN2.86 时,才能保证反硝化反应顺利完成,且由于反硝化不充分也大大如如加 m0摹,将畿第 4 期杨昌柱等:复合式 MBR 处理高氨氮废水的试验研究?33降低了氨氮的去除效果,最终导致 TN 去除率低.当进水 COD/TN 在 0.54.9 范围内,反硝化所需碳源不足时,氨氮的去除率随着 C0
12、D 容积负荷的降低而降低,但去除率都稳定在 65%以上.因为随着 COD 窬积负荷的升高,反硝化反应进行比较彻底,使得好氧段进水 COD 浓度下降,促进了硝化菌的生长和硝化反应的进行,氨氮去除率上升.但总体来说,氨氮去除效果不是很好,原因可能是反硝化不充分时,硝化细菌的代澍产物 NON 和 NO;一 N 在系统中累积,硝化细菌的生长又受到了其代谢产物的抑制,NO;一 N 和N0N 浓度低的条件是反硝化段碳源充足.基质和代谢产物的双重抑制导致硝化细菌活性大大降低是 NH 一 N 去除效果较差的主要原因.2.2NOfN 的形成与累积现象当水温在 2O3O,进水 pH 值为 78 时,从图 3 可见
13、,出水中可以检出大量的亚硝态氮和硝态氮,二者的浓度保持相同的变化趋势,其比值大约为 1.78,出现了稳定的 NON 的积累.由于填料上附着有大量微生物,从物理学的角度来看,由于氧扩散的受限,填料内部将产生溶解氧梯度:填料的外表面 DO 浓度较高,附着于其上的微生物以好氧菌,硝化菌为主;填料内部氧扩散受阻,同时外部溶解氧大量消耗,产生缺氧区,反硝化菌在此区域内占生长优势.因此在好氧区内形成了好氧,缺氧,厌氧微环境,可出现同步硝化和反硝化反应现象.好氧段硝化液的回流,使缺氧池内溶解氧保持在较低水平,其横向和纵向上也均形成了微氧,缺氧,厌氧微环境,相对好氧池缺氧微环境所占比例有所提高,促进反硝化作用
14、.但是其微环境脱氮的具体作用机理还需进一步探讨.一铀蠖图 3 反应器出水 NON,NOi-一 N 浓度本实验发现,曝气硝化阶段部分 N0N 没有被进一步氧化成 N0 一 N,好氧池内出现了亚硝酸盐氮积累.原因可能是由于混合液回流造成好氧段内活性污泥处于好氧,缺氧循环的循环状态,还有混合液的回流引起好氧段部分回流液水力停留时问不足,使得氨氮的硝化反应不完全.此外,好氧段 cOD,氨氮浓度都较高 ,可能导致硝化反应的溶解氧不足;再者由于反应过程中 NH.一 N 浓度较高,Richardc等人研究表明 ,NH 对亚硝酸菌和硝酸菌的抑制浓度分别为 1o15mg/L 和0.11.0mg/L,NH.一 N
15、 浓度过高会使生化细菌处于休克状态以及活性降低.硝酸菌比亚硝酸菌更容易受到抑制,而且也容易受到 NO 一一 N 浓度的影响.2.3 好氧区悬浮污泥的硝化特性为验证好氧区悬浮污泥的硝化作用,对该区污泥进行了硝化活性测定,取出好氧区内 2L 悬浮活性污泥装在烧杯中,用砂球曝气,监测上清液.由图 4 可知,随着降解时间增加,NH 一 N 浓度随时问呈直线(一一 0.436x+239.73,相关系数,.一 0.9953)降低,表明硝化过程近似为零级反应过程,在一定浓度范围内硝化速率与浓度无关,这与报道的结果一致,因此可用硝化速率来表征硝化活性.试验过程中,好氧区悬浮污泥浓度为2107mg/L,计算污泥
16、比 NHrN 降解速率为0.298gNH 一 N/(gMLSS?d).本系统好氧池中悬浮污泥的硝化活性与常规活性污泥法相比是比较高的,且好氧池附着相微生物浓度占总生物量的比例较高,系统高污泥浓度为反应器在高氨氮负荷条件下运行提供了有利的条件.00目艇酶桶醒誉,趑艇聪酶时间/rain图 4 氨氪,硝态氮随时间变化的关系曲线图 5 为好氧池内混和液中氨氮与 pH 值的关系曲线,随着氨氮浓度的减少,混合液中的 pH 值下降,为了保证硝化作用的顺利进行,必须补充混合液的碱度,控制 pH 值在适合的范围内.由图 5可知,pH 值每下降 l,NH 一 N 浓度平均降低 l5mg/L,明显小于有关文献 l_
17、11报道的将 1mg 的NH 一 N 完全氧化为 NO2-N 要消耗 7.14mg 的碱度;氨氮浓度下降的速率比硝态氮上升的速率?34.华中科技大学 (城市科学版 )(一 0.3844x+81.595,r 一 0.9914)要快.,魁爱聪腻*田05OlO0l50200250300350时间/rain8.58.07.57.06.56.0图 5pH 值与氨氮随时间变化的关系曲线分析原因可能有三个方面:一是氨氮转化为硝态氮的同时,其自身及其它微生物还利用氨氮作为氮源完成微生物的同化作用,以维持微生物本身的生长代谢;二是在一定的曝气条件下,一部分氨氮会被吹人大气中,引起氨氨浓度的降低.在本次试验中,自
18、控 pH 值的范围不能满足发生吹脱作用的强碱性环境,所以即使有吹脱过程发生,其作用也是可以忽略的;三是在硝化的同时可能存在好氧反硝化菌(假单孢菌属的 6 个种),它们在好氧条件下将氨直接转换为气态物质1 副.3 结论a.在好氧池水力停留时间 HRT=10h,进水pH 值为 78,水温为 20,-25,进水氨氮浓度在170220mg/L 范围内,进水 COD/TN 在 0.54.9 范围内,缺氧池 COD 容积负荷分别为 0.84,2.94,4.2O,5.04kgl(m?d)时, 反应器在连续运行期间 COD,氨氮,TN 去除率均随 COD 容积负荷增加而升高.当 COD 容积负荷达 4.2kg/(m.?
