曝气生物滤池处理含氰废水的启动性能及污染物去除特性

郭训文，汪晓军，林旭龙

（华南理工大学环境科学与工程学院，工业聚集区污染控制与生态修复教育部重点实验室，广东 广州 510006）

含氰废水主要来源于电镀、选矿精炼、焦化、金属加工、合成橡胶、纤维和染料等工业生产过程中[1]。氰化物属于剧毒物，人体吸入少量即可引起急性中毒而窒息死亡，其废水排放到自然环境中会对人体和环境产生严重危害。因此，含氰废水必须经过严格处理达标后才能排放到自然水体中。目前，含氰废水的处理方法以化学和物理方法为主，包括化学氧化法[2-4]、硫酸亚铁法[5]、离子交换法[6]、活性炭吸附法[7]等。虽然化学和物理方法能够有效地去除废水中的氰化物，但其处理成本较高、操作较为复杂，且容易产生二次污染[8]。近年来，生物法因其具有处理成本低、外排水质好、污泥量少、无余氯产生等优点，已成为国内外研究的主要方向。目前，国内外已有将 SBR、SBBR、生物转盘、生物流化床等生物反应器应用于含氰废水处理的研究和应用的文献报道[9-12]，但生物法仍存在处理浓度低、承受负荷小等问题，从而限制了它在含氰废水处理中的推广和应用[13]。

曝气生物滤池工艺集生物氧化和吸附截留于一体，具有占地面积小、抗冲击负荷能力强、基建投资省、能耗低和出水水质好等特点[14]。本文首先采用两级曝气生物滤池对含氰废水进行启动试验，探讨BAF对氰化物的去除效果及承受能力；然后采取将含氰废水在BAF中闷曝24 h的方式，探讨污染物在BAF中的去除规律，为BAF处理含氰废水的工程应用提供参考。

1 材料与方法

1.1 试验水质

试验用水为含氰电镀废水，采自广东肇庆某一电镀车间的氰化镀铜工艺的一次漂洗水，其水质如表1所示。试验过程中，将该废水与葡萄糖配水按适当比例混合，配成含不同氰化物浓度的废水。

表1 试验用电镀废水水质

1.2 试验装置

启动性能试验装置由两个曝气生物滤池串联组成，试验装置见图1。

两个曝气生物滤池均由PVC加工制成，为圆柱形，内径均为100 mm，生物填料均采用3～5 mm粒径的球形轻质陶粒。BAF1高1.6 m，填料装填高度0.9 m，有效容积4.3 L；BAF2高1.2 m，填料装填高度0.6 m，有效容积3.1 L。两个曝气生物滤池运行时均采用上向流连续进水方式，气水比均为10∶1。BAF1和BAF2的反冲洗周期均为15d左右；反冲洗水冲强度为20 L/h，气量为70 L/min；时间为气冲5 min、气水联冲15 min（BAF2为10 min）、水冲10 min。

图1 两级BAF试验装置

污染物去除特性试验以BAF1为反应器，采取不进水曝气（闷曝）24 h方式，曝气量为6 L/h。

1.3 试验方法

1.3.1 两级BAF的启动

BAF采用接种法启动，接种污泥取自广州市猎德污水处理厂二沉池的回流污泥池。首先向两个BAF内投加适量接种污泥，再向BAF中通入葡萄糖配水（BAF1的COD为400 mg/L左右，BAF2的COD为200 mg/L左右，同时按C∶N∶P=100∶5∶1投加碳酸铵和磷酸二氢钾），曝气量为6 L/h，连续闷曝24 h后再将BAF内的混合液排空，此操作重复进行3次。然后将BAF1和BAF2串联，以流量1 L/h，曝气量10 L/h连续进水进气，每天检测进出水COD和氨氮，当COD和氨氮去除率稳定时，启动完成。

1.3.2 启动性能试验方法

两级BAF完成挂膜启动后，以葡萄糖配水（不加氮和磷）保持进水COD在400 mg/L左右，每天配水15 L，并逐天增加配水中电镀废水的比例，以逐步提高进水中的 CN−，同时将进水流量调至0.6L/h（BAF1和BAF2的HRT分别为7.2 h和5.2 h），BAF1和BAF2的曝气量均为6 L/h，进水温度维持在20～25 ℃。当BAF1对CN−的去除率低于50%时停止进水，启动性能试验完成。

1.3.3 污染物去除特性试验方法

两级BAF完成启动性能试验后，停止进水，并继续闷曝一天，然后对BAF1进行反冲洗。以葡萄糖配水（不加氮和磷）保持配水COD在400 mg/L左右，每天配水4 L，通过改变配水中电镀废水的比例来改变配水中CN−的浓度。将BAF1中的混合液排空，加入4 L配水，以曝气量6 L/h进行闷曝24 h，并在 0 h、1 h、2 h、4 h、6 h、8 h、10 h、12 h、14 h、24 h时间段取样分析，每次取样100 mL，每天重复此操作。

1.4 分析方法

COD采用重铬酸钾法，CN−采用异烟酸-吡唑啉酮分光光度法，TN采用过硫酸钾氧化紫外分光光度法，NH3-N采用纳氏试剂分光光度法，Cu2+采用二乙基二硫氨基甲酸钠分光光度法，pH值采用PHS-25型pH计，均参照国家标准分析方法检测[15]。

2 结果与讨论

2.1 两级BAF的挂膜启动

两级BAF的挂膜启动情况如图2、图3所示。

由图2和图3可以看出，在连续3天闷曝期间，BAF1和BAF2对COD、NH3-N的去除率均逐渐增大。在随后3天以1 L/h流量运行时，BAF1对COD、NH3-N的去除率继续增大并稳定在86%、80%左右，BAF2对COD、NH3-N的去除率则稳定在70%、75%左右。经两级BAF处理后，COD和NH3-N的去除率均可达95%以上。

文献[16]报道，城市生活污水的生物处理常以COD和NH3-N作为生物膜成熟的指示性指标，通过分析反应器对COD和NH3-N的去除情况可以判定挂膜是否完成。与异养菌相比，硝化菌生长缓慢，对外界条件的变化敏感，因此常以对NH3-N的去除率达到60%作为衡量挂膜成功的标志[17]。经过6天运行后，两级BAF对NH3-N的去除率均达70%以上，因此可以认为两级BAF挂膜启动成功。

2.2 两级BAF处理含氰废水的启动性能

两级BAF对CN−、COD和TN的去除效果随时间的变化关系分别如图4～图6所示。

由图4～图6可以看出，在保持进水COD基本稳定的情况下，随着进水CN−的不断增加，两级BAF和BAF1对CN−、COD和TN的去除率均呈现出下降趋势。然而，当进水CN−浓度达到64 mg/L时，两级BAF对CN−和COD的总去除率仍可达59.4%和55.1%。这是因为虽然CN−为剧毒物质，但微生物可以从中获得碳源和氮源[18]，但过高的CN−则会抑制生物膜的形成及改变生物膜的品质和性能[11]。

图2 两级BAF挂膜启动时对COD的去除效果

图3 两级BAF挂膜启动时对NH3-N的去除效果

图4 两级BAF对CN−的去除效果

图5 两级BAF对COD的去除效果

图6 两级BAF对TN的去除效果

从图5可以看到，第5～8天，BAF1出水COD增加的幅度较大，从70.7 mg/L速增到215 mg/L，COD去除率相应从82.8%降至50.1%，其中从第5～6天的降幅最大，第 6天对应的进水 CN−浓度为10.13 mg/L。从第6天到第10天，由于BAF2的进水CN−浓度仍低于7 mg/L，因此，在BAF2的作用下两级BAF对COD仍保持着较高的去除率。然而，从第11天开始，两级BAF对COD的总去除率开始呈明显下降趋势，其中从第 14～16天的降幅最大，第14天BAF2的进水CN−浓度为11.66 mg/L。因此，当BAF进水CN−浓度＞10 mg/L时，便会对COD的去除产生明显的抑制。

由图6可知，前8天，两级BAF和BAF1均对TN保持着较好的去除效果，去除率分别达 65%～75%和 50%～60%。然而，从第 8～11天，BAF1对 TN的去除率出现较大降幅，从 55.48%降至25.42%，第9天BAF1的进水浓度为20.22 mg/L。因此，当BAF进水CN−浓度＞20 mg/L时，便会对TN的去除产生明显的抑制。文献报道[19]，微生物从CN−获得碳源和氮源后，首先将CN−转化成NH3和 HCO3−，NH3经硝化反应转化成 NO2−和 NO3−后，再经反硝化过程转化成N2。试验过程中，通过检测进、出水的NH3-N、NO3−-N和NO2−-N（文中未给出数据），发现从第12天开始，BAF1出水NH3-N大于进水值，出现积累现象，且随着进水CN−的增大，积累量逐渐增大。而 NO2−-N的积累主要发生在前5天的BAF2出水中。因此，分析认为，随着进水 CN−的增大，CN−对 TN去除的抑制主要是对氨化及硝化过程的抑制。

2.3 BAF处理含氰废水的污染物去除特性

不同初始氰化物浓度下BAF对CN−、COD和TN的去除效果随闷曝时间的关系分别如图7～图9所示。

图7 BAF对CN−的去除特性

图8 BAF对COD的去除特性

图9 BAF对TN的去除特性

图7显示，当初始CN−浓度（[CN−]0）低于35.34 mg/L时，经过24 h反应后，BAF对CN−的去除率可维持在 99%以上，出水 CN−低于 0.2 mg/L。当[CN−]0大于47.08 mg/L时，BAF对CN−的总去除率开始出现明显下降，当[CN−]0为78.97 mg/L时，总去除率已降至 73.3%。此外，从不同[CN−]0的降解曲线来看，当[CN−]0为 4.27 mg/L、8.14 mg/L、23.67 mg/L、35.34 mg/L时，BAF对 CN−的去除率达到99%所需要的时间分别为6 h、8 h、12 h和24 h，表现出明显的延缓性。因此，[CN−]0越高，BAF对CN−的降解过程越缓慢，达到相同去除率所需要的时间越长。

从图8和图9可以看到，经过24 h反应后，BAF对COD和TN的去除率均在 [CN−]0为8.14 mg/L时达到最大，分别达 80.4%和 74.8%，其原因在于当[CN−]0较小时，BAF生化所需的氮源不足，而[CN−]0较大时又会对COD和TN的降解产生抑制作用。当[CN−]0＞ 47.08 mg/L时，BAF对COD和TN的总去除率均出现明显下降，当[CN−]0为 78.97 mg/L时，COD和TN的总去除率分别降至54.1%和51.7%。

此外，从COD和TN的降解曲线来看，当[CN−]0低于 47.08 mg/L时，随着[CN−]0的增大，BAF对COD和 TN的去除过程没有出现明显的延缓性，这一现象与BAF对CN−的降解过程有明显延缓性不同，也与两级BAF启动性能试验中，当进水CN−大于10 mg/L和20 mg/L时便会对COD和TN的降解产生明显的抑制现象不同。其原因在于，在启动性能试验中，采取连续进水的方式，进水 CN−持续维持在较高浓度，使得CN−对COD和TN的降解产生持续的抑制作用；而在闷曝过程中，虽然BAF对CN−、COD和TN的去除可同时实现，但BAF对CN−的去除要快于COD和TN的去除，因此，随着废水在 BAF中反应时间的增加，CN−不断降低，从而减轻了CN−对COD和TN降解的抑制作用。

3 结 论

（1）采用两级BAF对含氰废水进行启动试验，当BAF1和BAF2的HRT分别为7h和5h左右，气水比均为10∶1时，两级BAF对CN−、COD和TN的去除率均随着进水 CN−的增大而逐渐降低。当BAF进水CN−大于20 mg/L时，便会对TN的去除产生明显的抑制作用，而CN−对COD去除的抑制浓度为10 mg/L。然而，当进水CN−为65.23 mg/L时，两级BAF对CN−和COD的去除率仍可达59.1%和53%。

（2）当初始 CN−为 4.27 mg/L、8.14 mg/L、23.67 mg/L、35.34 mg/L时，BAF将CN−处理到0.3 mg/L以下所需的时间分别为6 h、8 h、12 h和24 h。初始CN−越高，BAF对CN−的降解速率越慢，完全降解CN−所需的时间越长。

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