第三代硝化移动床生物膜反应器废水处理效果研究

2015-04-07德拉托拉渥太华大学土木工程系加拿大渥太华

水利水电快报 2015年3期

喻悦 R.德拉托拉(渥太华大学土木工程系，加拿大渥太华)

喻悦 R.德拉托拉(渥太华大学土木工程系，加拿大渥太华)

研究了移动床生物膜反应器(MBBR)对废水的处理效果及固体颗粒物的分离作用，包括对COD和氨氮的去除，及其高曝气和硝化作用所产生的固体颗粒物的沉降、粒径分布等。结果表明：MBBR对COD的去除率能达到33%～59%，明显优于对照反应器；MBBR对废水中的氨氮具有很强的硝化作用，氨氮去除率达83.05%，远高于对照反应器。MBBR出水中的总悬浮物(TSS)与原废水相比，增加了约50%，同时，MBBR出水中的挥发性悬浮物(VSS)/TSS高于原废水和对照反应器出水，进一步说明MBBR出水中TSS有相当一部分来自生物膜脱落。另外，曝气能增加较大颗粒物所占的比例，从而提高了悬浮固体的沉降性能。因此，相对于传统的废水处理方法，MBBR具有可靠的除碳除氮效果。

废水处理；反应器；移动床生物膜；实验研究

1 概述

随着人口增加、工业和社会发展，废水处理起着越来越重要的作用，废水处理工艺和技术也在不断改进和完善。

在加拿大，曝气塘是最主要、最普遍的一种废水处理工艺，这种工艺能有效去除废水中的碳。然而，这种工艺存在两个缺点：①占地面积较大；②硝化作用效果有限。第2个缺点可导致曝气塘的出水氨氮浓度达不到排放标准。另外，活性污泥(AS)系统是另一种常用的废水处理工艺，包括筛滤装置、曝气池、沉淀池、污泥循环系统，其中的曝气池用于生物生长，沉淀池用于将产生的颗粒物分离，污泥循环系统用于将曝气池中的微生物浓度保持在合理范围内。废水的污泥处理工艺能有效去除废水中的目标污染物和TSS，如含碳物质、氨氮，并产生生物絮凝体，在沉淀池中依靠重力作用与水分离。然而，采用污泥处理工艺的污水处理厂也需要较大的占地面积用于布置曝气池。同时，用水量增加导致废水量增加，污泥量也会相应增加。在这种情况下，需要更多的经费和资源来处理污泥。

近10 a来，一直在研究和改进废水处理工艺的生物膜技术，包括生物活性滤膜、流化床生物膜反应器、旋转式生物接触器、膜状生物反应器及MBBR。MBBR系统是最有效的生物处理工艺之一。MBBR系统还包括生物降解的曝气池及固液分离的沉淀池，但是没有污泥循环系统。MBBR系统中，聚乙烯载体取代了AS，聚乙烯载体可用于曝气池中生物膜生长和附着。那些塑性载体占曝气池体积的30%～70%，扩散气泡或机械扰动作用下可在生物反应器中自由移动，是废水成分发生降解的引擎。同时，曝气池能提供足够的氧气来保证生物膜的外层处于有氧环境并具有生物降解能力。MBBR系统象AS系统一样具有使出流分层的能力，而不需要介质的逆流冲洗或循环系统。MBBR系统也具有AS系统所不具有的一些优点，如系统需要的空间比AS小，因为塑性载体能提供用于生物膜附着的较大比表面。

尽管MBBR所产生的悬浮固体远少于AS系统产生的生物质，MBBR系统仍需要沉淀池来分离其出流中所产生的悬浮固体。在这种情况下，MBBR出流中悬浮固体的粒径分布对于MBBR性能而言具有重要意义。

鉴于以上情况，本文旨在：研究MBBR对废水中COD和氨氮的去除效果(对氨氮的去除效果称为硝化作用)；研究MBBR在废水的处理过程中，悬浮颗粒物的含量及粒径分布的变化、TSS组成及来源。

2 实验研究

2.1 材料与仪器

所用废水样品来自马苏安格(Masson Angers)综合废水处理厂。颗粒物粒径分布、形状、浓度分析仪器为DPA4100。

作为MBBR的一个重要组成部分，聚乙烯载体的类型也会影响生物膜的生长效果及废水处理效果。不同类型的聚乙烯载体具有不同的密度、比表面(供生物膜生长和附着)。一般而言，较重的介质会增加聚乙烯载体的经济成本，然而密度较大的聚乙烯载体将减少漂浮的倾向性，从而减少载体均匀分布所需要的扰动力。试验中，选用的聚乙烯载体通常刚刚弱浮于水面，其密度约为0.94～0.96 g/cm3, 接近于水的密度。研究中，MBBR中聚乙烯载体类型是K3,能提供500 m2/m3的比表面。同时，单个MBBR中载体的满负荷率为50%，运行中聚乙烯载体均匀分布于MBBR。

另一方面，同两个反应器相连的泡状曝气系统，驱动聚乙烯载体在MBBR中自由移动。泡状曝气系统也能为生物膜的生长提供耗氧环境，能使反应器中的DO高于废水中的DO。实际上，为了保持COD的去除率，一般建议，MBBR中的溶解氧宜高于2 mg/L 。

2.2 试验方案

该项研究应用废水生物处理工艺中的独立式MBBR，同时，没有安装聚乙烯载体的另一个反应器作为对照同时运行。两个实验室规模的反应器标记为MBBR和对照反应器。对反应器的入流和出流采集水样。为了分析水样颗粒物的沉降性，将入口水样中悬浮固体的粒径分布与水样澄清30 min后的上清液进行对比。入口水样和澄清水样中的悬浮固体用动态颗粒分析仪测定其体积和其粒径分布，两者粒径分布的差别即能表征高曝气和生物膜对废水的处理效果。

2.3 温度控制

试验在渥太华的冬季进行，这意味着环境温度为0℃左右。为了使反应器中的温度保持在一个特定的范围，将两个反应器放置于大型水浴装置内。因为两个反应器采用同样的水浴装置，所以其温度相同。然而，由于蒸发，水浴装置内的水量有所波动，这会导致反应器内温度的变化。实际上，反应器内温度波动范围为12～20℃，平均温度为17.5±2.3℃。

2.4 NH3浓度控制

废水中的氨氮浓度处于动态变化之中,实际氨氮浓度为22.9～26.5 mg/L。为了避免废水氨氮浓度的变化对试验产生不利影响，有必要使入流中的氨氮浓度保持恒定。所采用的方式是向反应器入流中加入一定浓度的氨氮溶液，流入反应器的氨氮溶液中的氨氮浓度会随着原废水浓度的变化而变化。

这样，反应器入流中的氨氮量为:

Ftotal-NH4=Qin-W×CNH4-W+Qin-N×CNH4-N

式中,Ftotal-NH4为入流单位体积中的氨氮量;Qin-W表示废水流量；CNH4-W表示废水中的氨氮浓度；Qin-N表示氨氮溶液的流量；CNH4-N表示氨氮溶液的浓度。

两个反应器具有相同的规格，反应器的容积均为2.15 L, 其入流流量是实际废水流量和氨氮溶液流量的合计。废水流量为0.6 L/h, 氨氮溶液流量为0.114 L/h。所以，反应器的水力停留时间为3.01 h。

3 结果与讨论

按照试验方案，装有聚乙烯载体的MBBR反应器会显示入流和生物反应固相膜对废水中颗粒物沉降性和粒径分布的影响。同时，对照反应器的试验结果可以表征高曝气对颗粒物沉降性和粒径分布的影响，另一方面，氨、硝酸盐、亚硝酸盐的浓度能反映MBBR和对照反应器的效能。

3.1 污染物去除效果

pH、DO、 COD测定结果见表1。MBBR出水pH 约为7.08，略低于原废水和对照反应器出水pH。MBBR和对照反应器几乎都处于中性环境。由于两个反应器连接有曝气系统，两反应器出水的DO都高于原废水，这维持了MBBR的运转。然而，MBBR的出水DO低于对照反应器出水的DO，这是由于生物膜的硝化作用。生物膜的硝化过程中，氧起着电子受体的作用，使得MBBR的DO较低。

同时，根据表2中的数据，在MBBR的运转过程中，废水中的COD能有效去除。MBBR对COD的去除率在33%～59%之间，远高于对照反应器。尽管对对照反应器频繁清洗，但其中仍会存在少量不可见的生物膜，使得对照反应器出水的COD略低于原废水的COD。

氨、硝酸盐、亚硝酸盐的测定结果见表2。进水氨浓度是恒定的，约为25.04±0.86 mg/L，进水由原废水和氨溶液组合而成。

对照反应器的进水单位面积负荷率(SALR)为0.798±0.027，该值小于1，可认为是低负荷率。理论上，对照反应器中不存在硝化作用，因为没有供生物膜生长的聚乙烯载体。然而，与废水中的氨浓度相比，对照反应器中的氨浓度仅略微下降。这说明对照反应器中基本没有发生硝化作用。对照反应器的单位面积去除率(SARR)不足MBBR SARR的1/10，说明对照反应器中的硝化作用可忽略不计。对照反应器进水和出水中氨浓度的微小差别是由于一些微小的生物膜所引起。MBBR出水的氨浓度为4.19±1.10 mg/L，其SARR为0.664±0.049，说明MBBR中生物膜的硝化作用是有效且相对稳定的。

3.2 SS及其粒径分布

TSS、VSS、沉降的TSS见表3。根据表中数据，对照反应器出水中的TSS并无显著变化，仍接近于废水的TSS。与废水的TSS相比，MBBR的出水中TSS增加了6 mg/L，占废水中TSS的50%。增加的TSS来自生物膜碎片或个体细胞的释放。同时，与废水相比，MBBR的VSS在TSS中占比较高，说明分离下来的生物膜属有机成分。

基于图1中废水中颗粒物的粒径分布，沉降并未造成粒径分布的较大改变，也并未去除大量的颗

粒物。然而，粒径在85～195 μm的颗粒物比例有一定程度减少，而直径在205～255 μm的颗粒物有一定程度增加，这是由于在沉降过程中小颗粒物的聚合作用所致。

图2中对照反应器的曲线显示的是对照反应器出水中颗粒物的粒径分布。同进水颗粒物的粒径相比，对照反应器出水中最大颗粒的粒径增加至335 μm，而且对照反应器出水颗粒物粒径分布有两个峰值(265 μm和295 μm)，这种现象用小颗粒物的聚集来解释是合理的。曝气系统似乎减小了小颗粒物所占的比例，而增加了较大颗粒物所占的比例。由于较大颗粒物更有可能沉降，曝气系统对沉降具有促进作用。对照反应器出水中颗粒物的去除率(基于颗粒物体积)为17.5%。对于粒径小于105 μm的颗粒物而言，沉降没有明显改变粒径分布。然而，对粒径大于105 μm的颗粒物而言，沉降却明显改变了粒径分布，这和大颗粒物易于沉降而小颗粒物不易沉降是一致的。同时，粒径在235 μm和345 μm的颗粒物大量增加，这应该是由于澄清过程中粒径在100～ 225 μm 或265～325 μm的颗粒物发生凝聚的结果。

如图3所示,MBBR出水中的最大颗粒物粒径增至345 μm，颗粒物粒径分布的峰值从废水中的45 μm变化至出水中的215 μm。这种变化说明，具有硝化作用和曝气过程使粒径在200～250 μm的颗粒物增多。其机理为：在MBBR的运行过程中，曝气系统导致的小颗粒物凝聚现象以及生物膜的脱落碎片导致悬浮颗粒物粒径的增加。澄清过程完成后，大于75 μm的颗粒物粒径分布变化明显，其机理是大颗粒物易于沉降。同时，用TSS重量和总体积计算而得出的悬浮颗粒物密度也发生了变化。MBBR出水中悬浮固体的干密度为40～60 g/L，小于原废水中悬浮固体的干密度。这种现象也说明，MBBR出水中的悬浮固体由进水中的悬浮固体和生物膜脱落的细胞和碎片组成，因为有机质的干密度小于来自废水的颗粒物。

对MBBR反应器和对照反应器两者而言，粒径小于105 μm 的颗粒物的粒径分布在30 min澄清过程后基本不会变化。同时，粒径大于105 μm 的颗粒物明显减少。MBBR出水中来自生物膜脱落碎片的最大颗粒物大于对照反应器中的最大颗粒物，这会导致MBBR中颗粒物体积去除率高于对照反应器。对MBBR反应器和对照反应器而言，都存在小颗粒物之间的相互作用(如凝聚作用)，导致MBBR和对照反应器的出水中粒径较大固体颗粒物所占比例远小于进水。