喻 悅 R.德拉托拉(渥太華大學 土木工程系，加拿大 渥太華)

第三代硝化移動床生物膜反應器廢水處理效果研究

喻 悅 R.德拉托拉(渥太華大學 土木工程系，加拿大 渥太華)

研究了移動床生物膜反應器(MBBR)對廢水的處理效果及固體顆粒物的分離作用，包括對COD和氨氮的去除，及其高曝氣和硝化作用所產生的固體顆粒物的沉降、粒徑分布等。結果表明：MBBR對COD的去除率能達到33%～59%，明顯優(yōu)于對照反應器；MBBR對廢水中的氨氮具有很強的硝化作用，氨氮去除率達83.05%，遠高于對照反應器。MBBR出水中的總懸浮物(TSS)與原廢水相比，增加了約50%，同時，MBBR出水中的揮發(fā)性懸浮物(VSS)/TSS高于原廢水和對照反應器出水，進一步說明MBBR出水中TSS有相當一部分來自生物膜脫落。另外，曝氣能增加較大顆粒物所占的比例，從而提高了懸浮固體的沉降性能。因此，相對于傳統(tǒng)的廢水處理方法，MBBR具有可靠的除碳除氮效果。

廢水處理；反應器；移動床生物膜；實驗研究

1 概 述

隨著人口增加、工業(yè)和社會發(fā)展，廢水處理起著越來越重要的作用，廢水處理工藝和技術也在不斷改進和完善。

在加拿大，曝氣塘是最主要、最普遍的一種廢水處理工藝，這種工藝能有效去除廢水中的碳。然而，這種工藝存在兩個缺點：①占地面積較大；②硝化作用效果有限。第2個缺點可導致曝氣塘的出水氨氮濃度達不到排放標準。另外，活性污泥(AS)系統(tǒng)是另一種常用的廢水處理工藝，包括篩濾裝置、曝氣池、沉淀池、污泥循環(huán)系統(tǒng)，其中的曝氣池用于生物生長，沉淀池用于將產生的顆粒物分離，污泥循環(huán)系統(tǒng)用于將曝氣池中的微生物濃度保持在合理范圍內。廢水的污泥處理工藝能有效去除廢水中的目標污染物和TSS，如含碳物質、氨氮，并產生生物絮凝體，在沉淀池中依靠重力作用與水分離。然而，采用污泥處理工藝的污水處理廠也需要較大的占地面積用于布置曝氣池。同時，用水量增加導致廢水量增加，污泥量也會相應增加。在這種情況下，需要更多的經費和資源來處理污泥。

近10 a來，一直在研究和改進廢水處理工藝的生物膜技術，包括生物活性濾膜、流化床生物膜反應器、旋轉式生物接觸器、膜狀生物反應器及MBBR。MBBR系統(tǒng)是最有效的生物處理工藝之一。MBBR系統(tǒng)還包括生物降解的曝氣池及固液分離的沉淀池，但是沒有污泥循環(huán)系統(tǒng)。MBBR系統(tǒng)中，聚乙烯載體取代了AS，聚乙烯載體可用于曝氣池中生物膜生長和附著。那些塑性載體占曝氣池體積的30%～70%，擴散氣泡或機械擾動作用下可在生物反應器中自由移動，是廢水成分發(fā)生降解的引擎。同時，曝氣池能提供足夠的氧氣來保證生物膜的外層處于有氧環(huán)境并具有生物降解能力。MBBR系統(tǒng)象AS系統(tǒng)一樣具有使出流分層的能力，而不需要介質的逆流沖洗或循環(huán)系統(tǒng)。MBBR系統(tǒng)也具有AS系統(tǒng)所不具有的一些優(yōu)點，如系統(tǒng)需要的空間比AS小，因為塑性載體能提供用于生物膜附著的較大比表面。

盡管MBBR所產生的懸浮固體遠少于AS系統(tǒng)產生的生物質，MBBR系統(tǒng)仍需要沉淀池來分離其出流中所產生的懸浮固體。在這種情況下，MBBR出流中懸浮固體的粒徑分布對于MBBR性能而言具有重要意義。

鑒于以上情況，本文旨在： 研究MBBR對廢水中COD和氨氮的去除效果(對氨氮的去除效果稱為硝化作用)；研究MBBR在廢水的處理過程中，懸浮顆粒物的含量及粒徑分布的變化、TSS組成及來源。

2 實驗研究

2.1 材料與儀器

所用廢水樣品來自馬蘇安格(Masson Angers)綜合廢水處理廠。 顆粒物粒徑分布、形狀、濃度分析儀器為DPA4100。

作為MBBR的一個重要組成部分，聚乙烯載體的類型也會影響生物膜的生長效果及廢水處理效果。不同類型的聚乙烯載體具有不同的密度、比表面(供生物膜生長和附著)。一般而言，較重的介質會增加聚乙烯載體的經濟成本，然而密度較大的聚乙烯載體將減少漂浮的傾向性，從而減少載體均勻分布所需要的擾動力。 試驗中，選用的聚乙烯載體通常剛剛弱浮于水面，其密度約為0.94～0.96 g/cm3, 接近于水的密度。研究中，MBBR中聚乙烯載體類型是K3,能提供500 m2/m3的比表面。同時，單個MBBR中載體的滿負荷率為50%，運行中聚乙烯載體均勻分布于MBBR。

另一方面，同兩個反應器相連的泡狀曝氣系統(tǒng)，驅動聚乙烯載體在MBBR中自由移動。泡狀曝氣系統(tǒng)也能為生物膜的生長提供耗氧環(huán)境，能使反應器中的DO高于廢水中的DO。 實際上，為了保持COD的去除率，一般建議，MBBR中的溶解氧宜高于2 mg/L 。

2.2 試驗方案

該項研究應用廢水生物處理工藝中的獨立式MBBR，同時，沒有安裝聚乙烯載體的另一個反應器作為對照同時運行。兩個實驗室規(guī)模的反應器標記為MBBR和對照反應器。對反應器的入流和出流采集水樣。為了分析水樣顆粒物的沉降性，將入口水樣中懸浮固體的粒徑分布與水樣澄清30 min后的上清液進行對比。入口水樣和澄清水樣中的懸浮固體用動態(tài)顆粒分析儀測定其體積和其粒徑分布，兩者粒徑分布的差別即能表征高曝氣和生物膜對廢水的處理效果。

2.3 溫度控制

試驗在渥太華的冬季進行，這意味著環(huán)境溫度為0℃左右。為了使反應器中的溫度保持在一個特定的范圍，將兩個反應器放置于大型水浴裝置內。因為兩個反應器采用同樣的水浴裝置，所以其溫度相同。然而，由于蒸發(fā)，水浴裝置內的水量有所波動，這會導致反應器內溫度的變化。實際上，反應器內溫度波動范圍為12～20℃，平均溫度為17.5±2.3℃。

2.4 NH3濃度控制

廢水中的氨氮濃度處于動態(tài)變化之中,實際氨氮濃度為22.9～26.5 mg/L。為了避免廢水氨氮濃度的變化對試驗產生不利影響，有必要使入流中的氨氮濃度保持恒定。所采用的方式是向反應器入流中加入一定濃度的氨氮溶液，流入反應器的氨氮溶液中的氨氮濃度會隨著原廢水濃度的變化而變化。

這樣，反應器入流中的氨氮量為:

Ftotal-NH4=Qin-W×CNH4-W+Qin-N×CNH4-N

式中,Ftotal-NH4為入流單位體積中的氨氮量;Qin-W表示廢水流量；CNH4-W表示廢水中的氨氮濃度；Qin-N表示氨氮溶液的流量；CNH4-N表示氨氮溶液的濃度。

兩個反應器具有相同的規(guī)格，反應器的容積均為2.15 L, 其入流流量是實際廢水流量和氨氮溶液流量的合計。廢水流量為0.6 L/h, 氨氮溶液流量為0.114 L/h。 所以，反應器的水力停留時間為3.01 h。

3 結果與討論

按照試驗方案，裝有聚乙烯載體的MBBR反應器會顯示入流和生物反應固相膜對廢水中顆粒物沉降性和粒徑分布的影響。同時，對照反應器的試驗結果可以表征高曝氣對顆粒物沉降性和粒徑分布的影響，另一方面，氨、硝酸鹽、亞硝酸鹽的濃度能反映MBBR和對照反應器的效能。

3.1 污染物去除效果

pH、DO、 COD測定結果見表1。MBBR出水pH 約為7.08，略低于原廢水和對照反應器出水pH。MBBR和對照反應器幾乎都處于中性環(huán)境。由于兩個反應器連接有曝氣系統(tǒng)，兩反應器出水的DO都高于原廢水，這維持了MBBR的運轉。然而，MBBR的出水DO低于對照反應器出水的DO，這是由于生物膜的硝化作用。生物膜的硝化過程中，氧起著電子受體的作用，使得MBBR的DO較低。

同時，根據表2中的數據，在MBBR的運轉過程中，廢水中的COD能有效去除。MBBR對COD的去除率在33%～59%之間，遠高于對照反應器。 盡管對對照反應器頻繁清洗，但其中仍會存在少量不可見的生物膜，使得對照反應器出水的COD略低于原廢水的COD。

氨、硝酸鹽、亞硝酸鹽的測定結果見表2。進水氨濃度是恒定的，約為25.04±0.86 mg/L，進水由原廢水和氨溶液組合而成。

對照反應器的進水單位面積負荷率(SALR)為0.798±0.027，該值小于1，可認為是低負荷率。理論上，對照反應器中不存在硝化作用，因為沒有供生物膜生長的聚乙烯載體。然而，與廢水中的氨濃度相比，對照反應器中的氨濃度僅略微下降。這說明對照反應器中基本沒有發(fā)生硝化作用。對照反應器的單位面積去除率(SARR)不足MBBR SARR的1/10，說明對照反應器中的硝化作用可忽略不計。對照反應器進水和出水中氨濃度的微小差別是由于一些微小的生物膜所引起。MBBR出水的氨濃度為4.19±1.10 mg/L，其SARR為0.664±0.049，說明MBBR中生物膜的硝化作用是有效且相對穩(wěn)定的。

3.2 SS及其粒徑分布

TSS、VSS、沉降的TSS見表3。根據表中數據，對照反應器出水中的TSS并無顯著變化，仍接近于廢水的TSS。 與廢水的TSS相比，MBBR的出水中TSS增加了6 mg/L，占廢水中TSS的50%。增加的TSS來自生物膜碎片或個體細胞的釋放。同時，與廢水相比，MBBR的VSS在TSS中占比較高，說明分離下來的生物膜屬有機成分。

基于圖1中廢水中顆粒物的粒徑分布，沉降并未造成粒徑分布的較大改變，也并未去除大量的顆

粒物。然而，粒徑在85～195 μm的顆粒物比例有一定程度減少，而直徑在205～255 μm的顆粒物有一定程度增加，這是由于在沉降過程中小顆粒物的聚合作用所致。

圖2中對照反應器的曲線顯示的是對照反應器出水中顆粒物的粒徑分布。同進水顆粒物的粒徑相比，對照反應器出水中最大顆粒的粒徑增加至335 μm，而且對照反應器出水顆粒物粒徑分布有兩個峰值(265 μm和295 μm)，這種現象用小顆粒物的聚集來解釋是合理的。曝氣系統(tǒng)似乎減小了小顆粒物所占的比例，而增加了較大顆粒物所占的比例。由于較大顆粒物更有可能沉降，曝氣系統(tǒng)對沉降具有促進作用。對照反應器出水中顆粒物的去除率(基于顆粒物體積)為17.5%。對于粒徑小于105 μm的顆粒物而言，沉降沒有明顯改變粒徑分布。然而，對粒徑大于105 μm的顆粒物而言，沉降卻明顯改變了粒徑分布，這和大顆粒物易于沉降而小顆粒物不易沉降是一致的。同時，粒徑在235 μm和345 μm的顆粒物大量增加，這應該是由于澄清過程中粒徑在100～ 225 μm 或265～325 μm的顆粒物發(fā)生凝聚的結果。

如圖3所示,MBBR出水中的最大顆粒物粒徑增至345 μm，顆粒物粒徑分布的峰值從廢水中的45 μm變化至出水中的215 μm。這種變化說明，具有硝化作用和曝氣過程使粒徑在200～250 μm的顆粒物增多。其機理為：在MBBR的運行過程中，曝氣系統(tǒng)導致的小顆粒物凝聚現象以及生物膜的脫落碎片導致懸浮顆粒物粒徑的增加。澄清過程完成后，大于75 μm的顆粒物粒徑分布變化明顯，其機理是大顆粒物易于沉降。同時，用TSS重量和總體積計算而得出的懸浮顆粒物密度也發(fā)生了變化。MBBR出水中懸浮固體的干密度為40～60 g/L，小于原廢水中懸浮固體的干密度。這種現象也說明，MBBR出水中的懸浮固體由進水中的懸浮固體和生物膜脫落的細胞和碎片組成，因為有機質的干密度小于來自廢水的顆粒物。

對MBBR反應器和對照反應器兩者而言，粒徑小于105 μm 的顆粒物的粒徑分布在30 min澄清過程后基本不會變化。同時，粒徑大于105 μm 的顆粒物明顯減少。MBBR出水中來自生物膜脫落碎片的最大顆粒物大于對照反應器中的最大顆粒物，這會導致MBBR中顆粒物體積去除率高于對照反應器。對MBBR反應器和對照反應器而言，都存在小顆粒物之間的相互作用(如凝聚作用)，導致MBBR和對照反應器的出水中粒徑較大固體顆粒物所占比例遠小于進水。

4 結 論

研究了MBBR對廢水處理效果及固體顆粒物分離，包括COD的去除及氨氮的硝化作用，固體顆粒物的粒徑分布和沉降性能的變化，得出如下結論：

(1) MBBR對COD的去除率達33%～59%；氨氮去除率達83.05%，硝化作用顯著。其對COD的去除率及對氨氮的硝化作用遠高于對照反應器。

(2) MBBR中懸浮固體由來自原廢水中的懸浮物和生物膜脫落的懸浮物而組成。同廢水中的TSS相比，MBBR 出水中的TSS增加了約50%，同時，MBBR出水的VSS占TSS中的比例高于原廢水和對照反應器出水，這是由于脫落的生物膜變?yōu)橐杂袡C質為主的懸浮固體，且其密度較低。

(3) 對MBBR反應器和對照反應器而言，30 mm的澄清過程中粒徑大于105 μm的顆粒物沉降效果明顯，而小于105 μm的顆粒物則變化不大。

(4) 曝氣能增加較大顆粒物所占比例，從而提高了懸浮固體的沉降性能。

2015-01-08

喻悅，女，碩士,加拿大渥太華大學土木工程系.

1006-0081(2015)03-0033-04

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