高COD和高氨氮餐廚廢水處理辦法

1、精心整理窗體頂端高COD和高氨氮餐廚廢水處理方法窗體底端窗體頂端膜生物反應(yīng)器是將膜分離技術(shù)與傳統(tǒng)的活性污泥法組合而成的污水處理新工藝，在污水處理領(lǐng)域發(fā)揮著越來越重要的作用。但隨著廢水排放要求的提高，單一的膜生物反應(yīng)器很難滿足對高氮、 高磷 廢水去除率的要求，所以組合式膜生物反應(yīng)器的應(yīng)用越來越普遍，具有較好的發(fā)展前景。A/O-MBR工藝是將前置反硝化脫氮工藝與膜分離技術(shù)結(jié)合的具有高效脫氮除碳功能的組合工藝。一方面，膜生物反應(yīng)器可截留世代周期較長的硝化細(xì)菌，使硝化細(xì)菌在反應(yīng)器中富集，硝化進程較為完全；另一方面，硝化產(chǎn)生的硝態(tài)氮可通過前置反硝化轉(zhuǎn)變成氮氣，使高氨氮廢水中的氨氮得到很好的去除，提高出水

2、的總氮去除率。張爽等應(yīng)用A/O-MBR工藝處理高濃度氨氮廢水時，出水 COD氨氮及TN的平均去除率分別達(dá)到 96.17%、97.76%、76.29%。餐廚垃圾處理過程產(chǎn)生的廢水水質(zhì)復(fù)雜，具有高氨氮、高 COD高鹽分和高SS等特點，處理難度 較大，特別是餐廚廢水中含有較高濃度的氮素，如不進行深度處置隨意排放，可引起水體富營養(yǎng)化。目前，我國很多城市對餐廚垃圾及相關(guān)廢水的處理處置都制定了嚴(yán)格的法律法規(guī)。筆者應(yīng)用A/O-MBR工藝探索餐廚廢水中COD及高濃度氨氮的去除機制，以滿足餐廚廢水的接管排放標(biāo)準(zhǔn)，同 時也為餐廚廢水處理的實際工程應(yīng)用提供參考。1材料與方法?1.1試驗裝置與工藝流程?試驗裝置位于蘇

3、州某餐廚處理公司內(nèi)，其工藝流程如圖1所示。?A/O-MBF由不銹鋼板制成，總有效容積為 200L。因脫氮需要，將其分為缺氧池+好氧池+MBR也3 個部分。缺氧池與好氧池容積比為 1 : 3。MBR池中放置中國產(chǎn)PVDF簾式中空纖維膜，膜平均孔徑0.2 卩 m在進水泵作用下，原水由進水池經(jīng)過 1mm勺細(xì)格柵提升至缺氧池（圖1）。采用攪拌器對缺氧池進 行攪拌，好氧池由曝氣泵曝氣，MBR池內(nèi)安裝穿孔曝氣管，采用鼓風(fēng)機曝氣。采用出水泵使MBR也中的混合液經(jīng)過膜組件，完成膜過濾，由回流泵將MBR也的污泥及硝化液回流至缺氧池進行反硝化。通過繼電器控制出水，MBR出水方式為抽8min,停2min。整個試驗期

4、間定期排泥，MLSS空制在613g/L，通過投加 NaHCO調(diào)節(jié) pH在 6.58.0。1.2餐廚廢水水質(zhì)?試驗用水為蘇州某餐廚公司餐廚垃圾濕熱水解后產(chǎn)生的廢水，取自綜合池。經(jīng)過除雜預(yù)處理后其水質(zhì)如表1所示項 目COD(mgL-1 )NH4+-N/ (mg- L-1 )NO3-N/(mg- L-1 )TN/ (mg - L-1 )pH顏 色數(shù)5.0 X 1038.080011004685100617007.788.16黑 色值X 103由表1可以看出，該廢水呈偏堿性，且具有較高的 COD氨氮及總氮，碳氮比在361.3測定項目與方法COD的測定采用重鉻酸鉀法；氨氮測定采用納氏試劑光度法；硝態(tài)氮測

5、定采用紫外分光光度法；總METTLERTOLE氮測定采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法；MLS9W定采用重量法；DO溫度測定采用便攜式溶氧儀。1.4試驗方法為了優(yōu)化A/O-MBRT藝對餐廚廢水中高CO及高氨氮的去除效果，試驗共設(shè)計了 7個工況，具體的 試驗方法如表2所示。工況時間/dHRT/dSRdT，回流比/%好氧池 DO/ (mg- L-1 )缺氧池好氧池總HR-M116312152002217362.51012.5302002:3375728103030021 4 158781.567.5303002579991.24.86303002r 61001200.93.64.5303002712

6、11400.62.43303002注：回流比為MBR也回流到缺氧池的回流比。2結(jié)果與討論2.1A/O-MBR組合工藝對COD勺去除效果在反應(yīng)器運行的140d中，對MBR1清液及出水的COD進行連續(xù)監(jiān)測。圖2為A/O-MBR工藝對COD 的去除效果。反應(yīng)器進水 CODS 5.0 x 1038.0 x 103mg/L波動，平均進水 COD為6693mg/L。盡管 進水COD!現(xiàn)波動趨勢，但出水COD穩(wěn)定在較低水平。組合工藝出水的平均 COD為277mg/L,平均 CODfc除率達(dá)到95.68%。HRT和SRT的調(diào)整對CODfc除效果影響不大，這表明 MBF內(nèi)較高的污泥濃 度增強了反應(yīng)器抗沖擊負(fù)荷的

7、能力。XiangZheng等采用A/O-MBF工藝處理染色廢水，COD和BOD5去除率分別達(dá)到92.4%、98.4%。?由圖2可知，MBF上清液的COD勻值為760mg/L，要比出水COD勻值高很多。分析原因可能是餐廚 廢水含有較多的難降解大分子有機物質(zhì)，在膜的截留作用下滯留于反應(yīng)器內(nèi)，使反應(yīng)器上清液COD維持在較高水平。由于膜的高效截留，保證了出水水質(zhì)的穩(wěn)定。膜的截留作用對COD去除的平均貢獻(xiàn)率為7.58%。在反應(yīng)器運行的第4352天，在進水中投加了較多的甲醇作為碳源， 使得這段時間內(nèi)進水CODt匕較 高（12000mg/L左右），投加碳源的主要目的是增強反硝化效果，消除反應(yīng)器中積累的硝酸鹽

8、。2.2A/O-MBR組合工藝的硝化與反硝化效果2.2.1對NH4+-N的去除效果?A/O-MBF對NH4+-N的去除效果如圖3所示。由圖3可知，A/O-MBR在 140d的運行中獲得了較好的 硝化效果。系統(tǒng)進水 NH4+-N在8001100mg/L之間波動，系統(tǒng)出水 NH4+-N的平均質(zhì)量濃度為2.16mg/L，平均去除率為99.78%。在HR”斷減小的情況下，對 NH4+-N的去除效果未產(chǎn)生影響。 可見，膜的高效截留作用使反應(yīng)器內(nèi)富集了大量硝化細(xì)菌，相對于傳統(tǒng)的活性污泥工藝，顯著增強 了系統(tǒng)的硝化效果。將回流比由 200%提高至300%也未對硝化效果產(chǎn)生明顯影響。同時膜的截留 作用對NH4

9、+-N的去除作用微乎其微，平均貢獻(xiàn)率為 0.03%。張爽等運用A/O-MBR處理高濃度氨氮 廢水，當(dāng)硝化液回流比為2,碳氮比為6時，對NH4+-N的平均去除率高達(dá)97.76%,同時膜截留作 用對NH4+-N去除的平均貢獻(xiàn)率為0.9%。這與本試驗的結(jié)果較一致。?2.2.2NO3-N 的變化?圖4為反應(yīng)器內(nèi)NO3-N的變化趨勢。由圖4可知，MBRt清液及出水的NO3-N經(jīng)歷了較大變化， 反應(yīng)器出水NO3-N容易積累。分析原因主要是由于餐廚廢水是高氨氮的廢水，A/O-MBF硝化作用比較強，會產(chǎn)生大量的NO3-N，這需要系統(tǒng)具有較強的反硝化作用，及時將產(chǎn)生的NO3-N轉(zhuǎn)化成N2但餐廚垃圾濕熱水解后產(chǎn)生

10、廢水中的 COD有相當(dāng)部分是可生化性比較差的有機物質(zhì)，這使得反硝化可利用的碳源不足，嚴(yán)重削弱了系統(tǒng)的反硝化效果，導(dǎo)致NO3-N積累。?在反應(yīng)的前25d,出水的NO3-N不斷上升，第25天時出水NO3-N高達(dá)542mg/L。投加甲醇作為 碳源之后，出水的NO3-N在富碳源情況下被迅速消耗。在第 5888天進行了最佳碳源（甲醇）投 加量的探索性試驗。在投加少量碳源的情況下，可以看到第5873天NO3-N依然出現(xiàn)緩慢的積累。 增加碳源投加量后，出水硝態(tài)氮下降。向廢水中投加1500mg/L甲醇時，反應(yīng)器中基本沒有 NO3-N積累。在反應(yīng)器運行后期，出水 NO3-N穩(wěn)定在20mg/L左右。JinyouS

11、hen等運用A/O-MBF工藝處 理高濃度硝酸鹽（3600mg/L）廢水，當(dāng)控制反應(yīng)器的pH在7.58.5、碳氮比為1.56、HRT為30h 時，硝酸鹽氮去除率為99.9%，并且反應(yīng)器中無亞硝態(tài)氮的積累，這個結(jié)果與筆者投加碳源情況下 獲得的結(jié)果較一致。2.2.3對TN的去除效果?圖5為A/O-MBF工藝對TN的去除效果。?由圖5可知，進水TN在10271527mg/L之間波動，出水TN則在25576mg/L之間波動，去除率為 54.14%97.46%平均去除率為78.88%,其中膜截留作用對TN去除的平均貢獻(xiàn)率為2.47%。潘懿等 應(yīng)用A/O-MBR處理城市污水，MBR段污泥質(zhì)量濃度為1821

12、g/L、HRT為4.44.8h、回流比為300% 時，TN去除率達(dá)到76.1%，這兩篇文獻(xiàn)報道的去除率與試驗得出的 TN平均去除率比較接近。由圖4和圖5分析可知，出水TN的變化趨勢與出水NO3-N的變化呈現(xiàn)一致性，且出水 TN大部分 是由NO3-N的積累引起的，只有少量的有機氮和氨氮。因此提高出水TN去除率的方法是增加系統(tǒng) 對NO3-N的去除效果，即增強系統(tǒng)的反硝化效果。2.3最佳碳源投加量的探索?一般污水中的BOD5/TN3$P認(rèn)為碳源充足，無需外加碳源。在試驗的第5888天，將硝化液回流 比設(shè)置為300%考察進水投加不同量的甲醇（體積分?jǐn)?shù) 99%作為碳源對系統(tǒng)脫氮效果的影響， 投加量分別為

13、500、1000、1500、2000mg/L（以甲醇所占的COD計）。圖6為不同甲醇投加量下， 進、出水TN及NO3-N的變化趨勢。?由圖6可知，當(dāng)進水中的甲醇投加量為 500、1000mg/L時，出水中的NO3-N依然會累積，出水 TN和NO3-N呈現(xiàn)上升趨勢，出水 TN由最初的78mg/L逐步提高到309mg/L，NO3-N由65mg/L提 高到283mg/L。當(dāng)甲醇投加量1500mg/L時，出水的TN和NO3-N逐漸下降，出水TN由309mg/L 降至101mg/L, NO3-N由283mg/L降至63mg/L。在反應(yīng)器運行后期，當(dāng)進水投加甲醇1500mg/L時， 出水NO3-N很少積累

14、（20mg/L左右），出水TN80mg/L獲得了良好的反硝化效果。2.4反應(yīng)器內(nèi)MLSS勺變化及膜污染情況MBR也的跨膜壓差在經(jīng)歷了開始9d的緩慢增長后，在第10天開始快速上升，于第28天達(dá)到22kPa, 此時取出膜組件進行第1次清洗及藥劑浸泡。隨后當(dāng)反應(yīng)器維持較高的污泥質(zhì)量濃度（913g/L）時，TMP增長緩慢，在100多天的運行中未進行膜清洗。膜清洗步驟為先對膜面進行簡單的物理清 理，然后進行化學(xué)清理?；瘜W(xué)清理時先用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的次氯酸鈉溶液浸泡5h,再用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2%勺檸檬酸鈉溶液浸泡4h,最后用清水浸泡。膜組件清洗后取得了良好的效果。膜生物反應(yīng)器內(nèi)MLSS勺變化趨勢大體上為波動中上升。MLS的最初的4.727g/L逐步上升，最終穩(wěn)定在913g/L 0 MLSS波動的主要原因是對反應(yīng)器進行了排泥操作。在反應(yīng)器運行約兩周后對其進 行排泥，初始的排泥量約為反應(yīng)器體積的1/20，之后隨著進水負(fù)荷的增加，適當(dāng)增加排泥量，最后使反應(yīng)器的污泥質(zhì)量濃度維持在 913g/L左右。3結(jié)論?（1）采用A/O-MBF工藝處理餐廚廢水，出水 COD NH4+-N TN的平均質(zhì)量濃度分別為277、2.16、271mg/L,平均去除率分別為95.68%、