耿 琰， 周 琪， 屈計寧
同濟大學 污染控制與資源化研究國家重點實驗室， 上海 200092

　　摘　要： 采用浸沒式膜生物反應器(SMSBR)處理焦化廢水的試驗結果表明：膜的截留作用可使硝化菌在反應器內富集而有利于提高系統的硝化能力，其去除氨氮的最高負荷為0.19kg/(m³·d)，出水氨氮＜1mg/L(去除率為99%)；泥齡長可能使微生物的代謝產物或其他大分子物質積累，從而抑制硝酸鹽細菌的活性，導致NO₂^-積累而有利于短程脫氮的進行，但泥齡過長也會影響亞硝酸鹽細菌的活性，從而影響對氨氮的處理效果。整個系統的硝化效果主要受溫度、pH值、DO、沖擊負荷等因素的影響。
　　關鍵詞： SMSBR；焦化廢水；硝化；NO₂^-積累；短程脫氮
　　中圖分類號： X703
　　文獻標識碼： A
　　文章編號：1000-4602(2002)07-0008-04

Use of SMSBR for Removal of Ammonia Nitrogen from Coke Wastewater
GENG Yan, ZHOU Qi, QU Ji-ning
(State Key Lab for Pollution Control and Resource Reuse,Tongji University,Shanghai 200092,China)?

　　Abstract：A submerged membrane sequencing batch bioreactor was used to treat coke wastewater.Long running performance showed that due to the membrane interception,the nitrobacter is enriched in reactor in the interest of improving the nitrification rate;the maximum ammonia nitrogen loading can be 0.19 kg/(m3·d) with effluent ammonia nitrogen＜1 mg/L (removal rate 99%).Long sludge retention time may result in the accumulation of metabolic products and high molecular materials,and thus inhibiting activity of nitrate bacteria (nitrobacter) and causing a ccumulation of NO₂^-,which is beneficial to the running of short-cut denitrif ication.However,too long retention time will affect the activity of nitrite bacteria (nitrosomonas),detrimental to the treatment effect of ammonia nitrogen.The nitrification effect in the whole system is mainly influenced by temperature,pH, DO,and shock loading.
　　Keywords:SMSBR; coke wastewater; nitrification; NO₂^-accumulation; short-cut denitrification

　　焦化廢水含氮量高且含有大量有毒和難降解物質，若采用傳統生物處理工藝不但流程較長，處理效果也較難達到要求，而膜生物反應器通過膜分離強化了生物處理效果，克服了傳統工藝的弊端［1］。[HJ]由于膜的截留作用使微生物不會隨出水流失，同時大分子難降解物質和微生物的代謝產物也被保留在反應器內，其中有些物質可能對微生物的生理活動產生一定影響，使得膜生物反應器在去除氨氮的過程中具有不同于普通活性污泥法的特點。

1 試驗材料和方法

1.1 裝置及材料
　　膜生物反應器裝置如圖1所示。反應器容積為15L，膜組件采用PVDF中空纖維微濾膜，孔徑為0.15μm，膜面積為0.22m2。?

1.2 運行條件
　　生物反應器的運行分為兩階段：第一階段(1999年9月27日—2000年8月1日)按缺氧—好氧方式運行，周期為24h，其中缺氧進水為6h、曝氣反應為15h、膜排水為2h(排水量為11L)、閑置為1h；第二階段(2000年8月2日—2000年9月23日)按缺氧—好氧方式運行(9月2日—9月23日排水量減為8L)，周期仍為24h，即缺氧進水為3.5h、曝氣為15h、缺氧攪拌為3.5h、曝氣排水為2h(或缺氧進水為3h、曝氣為15h、缺氧攪拌為4.5h、曝氣排水為1.5h)。
　　出水由蠕動泵經膜排出，蠕動泵每抽吸10min則間歇5min，通過膜組件下部曝氣產生的水流剪切作用同時輔以膜組件的垂直運動來控制由于膜污染引起的通量衰減。試驗期間基本沒有排泥，污泥增長緩慢，經核算泥齡為600d。
1.3 原水水質
　　原水為上海焦化廠初沉池出水，其氨氮含量為61.5～270mg/L。
1.4 分析方法
　　COD：快速法；氨氮：滴定法；NO₃-N：紫外分光光度法；NO₂-N：α萘胺光度法。

2 結果與分析

2.1 污泥培養及反應器啟動
　　1999年8月19日取寶鋼焦化廠的回流污泥(MLSS=3338mg/L)作為接種污泥，在18L的容器中進行馴化。馴化期內按SBR工藝運行(進水為6h、曝氣為16h、沉淀排水為2h、排水量為8L)。將上海焦化廠調節池出水用自來水按1∶1稀釋(COD約為570mg/L)作為進水，4d后稀釋比例變為3∶1(COD約為780mg/L)，再經4d后變為9∶1，到8月30日直接用原水(COD約為1150mg/L)作為進水。9月26日將污泥經沉淀濃縮后移入15L的反應器，同時開始用膜排水(排水量變為11L)。
2.2 系統的硝化效果
　　運行初期在保證一定溫度、pH值、DO的條件下，進水氨氮＜240mg/L時的出水氨氮均為5mg/L以下，達到了很好的氨氮去除效果。春季硝化啟動后系統進、出水氨氮的變化見圖2，相應的污泥負荷與污泥濃度的變化見圖3。

　　由于采用了膜生物反應器，系統的硝化具有以下幾方面的特點：?
　　① 強化了對氨氮的去除?
　　運行初期微生物代謝產物的積累比較少，微生物的活性尚未受到影響，此時系統具有較高的處理效率，以氨氮去除計算的容積負荷最高可達0.19kg/(m³·d)，而出水氨氮＜1mg/L，對氨氮的去除率為99.9%；若采用A/A/O工藝處理水質相似的廢水，當進水氨氮負荷＜0.1kg/(m³·d)時才能保證出水氨氮＜10mg/L，而氨氮負荷＞0.18kg/(m³d)時，出水氨氮＞40mg/L，去除率降至50%以下。
　　采用膜生物反應器可以取得很好的氨氮去除效果的原因在于：在反應器內保持了較高的污泥濃度，降低了F/M值，減弱了異養菌對DO的競爭，有利于硝化反應的進行；反應器內微生物絮體較活性污泥法的細碎，污泥呈分散生長，有利于氧的傳質；膜的截留作用使微生物不會隨出水流失，硝化菌得以在反應器內富集成為優勢菌種，使氨氮的轉化更為徹底。
　　② 短程脫氮?
　　反應器運行初期未受溫度影響時，進水氨氮基本轉化為NO₃-N而無NO₂-N的積累。經過冬季運行后硝化作用完全受到抑制，次年5月溫度回升至23℃后硝化作用迅速啟動，出水氨氮在5d內降至1mg/L以下，其主要轉化產物為NO₂-N，而NO₃-N的濃度一直保持在較低水平(大部分時間在10mg/L以下)。各個時期硝化效果的比較見表1。

表1 硝化效果的對比 項 目 運行初期 硝化恢復后 2000年5月15日—2000年8月1日 2000年8月2日—2000年9月23日 氨氮 進水 247.2 96.2(151) 68.0(100) 121.8(175.0) 121.4*(164.6) 出水 ＜1 ＜1 ＜1 11.3 ＜1 出水NO₂-N 1.9 100.3 86.4 59.6 14.1* 出水NO₃-N 198.6 8.5 3.6 6.8 4.6* 注：①括號內為凱氏氮； ②“*”表示在反硝化階段投加碳源，進水量由11 L減為8 L。

　　氨氮→NO₂^-→N₂的反應過程通常稱為短程脫氮，它避免了硝化時NO₂^-被轉化為NO₃-，反硝化時又被還原為NO₂^-的無效循環，理論上可以節省40%的碳源和25%的供氣量［2］，而且根據W.Bae等的研究也表明由NO₂-進行的反硝化速率是由NO₃^-開始的反硝化的4.3倍，硝化停留在NO₂^-N階段有利于反硝化的進行。
　　但是，過長的泥齡也會影響亞硝酸鹽細菌的活性，導致對氨氮的去除效果變差，影響系統整體的脫氮效果，這說明硝酸鹽細菌的活性已經受到了影響。是否可以通過控制排泥量使代謝產物的積累濃度保持在僅影響硝酸鹽細菌的范圍內，使反應停留在NO₂-N階段而又不影響氨氮的轉化率則有待進一步研究。
2.3 影響硝化效果的因素
　　① 沖擊負荷?
　　由圖2、3可知，當進水氨氮濃度突然升高時，系統對氨氮的去除效果明顯下降，污泥負荷甚至出現負值(這是因為異養菌受沖擊負荷影響比硝化菌小，進水中的有機氮繼續被異養菌轉化為氨氮，從而使出水氨氮高于進水)，需要經過一段時間(5d以上)才能恢復。
　　系統耐沖擊負荷的能力較差與泥齡過長有關。膜生物反應器內微生物多數呈分散生長，比傳統活性污泥法中污泥絮體內集中生長的微生物抗沖擊負荷的能力要差。
　　② pH值
　　系統對氨氮的處理效果與出水pH值密切相關。進水氨氮為122mg/L左右時出水氨氮濃度與pH值的關系見圖4。

　　當pH＞8.1時出水氨氮才能降至10mg/L左右。同時發現進水氨氮濃度越大，在保證處理效果的前提下出水pH值會越高(見表2)。試驗中還發現，pH值對硝化的影響是暫時的。

表2 進、出水氨氮和出水pH值 進水氨氮(mg/L) 65.2 72.8 91.3 117.3 121.8 出水氨氮(mg/L) 0.7 0.23 0.8 12 11.3 出水pH值 6.62 7.77 7.54 8.12 8.15

　　 ③ 溫度
　　運行初期水溫＞20℃時基本保持了良好的硝化效果。由于硝酸鹽細菌對溫度變化比亞硝酸鹽細菌敏感，溫度小幅降低將首先影響硝酸鹽細菌，使NO₂-N積累，但氨氮去除率未受大的影響；當溫度持續降低時(低于20℃)亞硝酸鹽細菌也受到影響，氨氮的去除率也逐漸減小直至硝化作用完全停止。當溫度回升至23℃時硝化作用開始恢復，并且出水氨氮迅速降至1mg/L以下，NO₂-N持續積累。
　　④ DO
　　試驗中保持DO＞3mg/L，滿足通常的硝化反應DO＞2mg/L的要求[1]。6月23日由于曝氣設備故障而又未及時發現致使系統DO＜1mg/L，出水硝化效果明顯變差，氨氮去除率從99%降至32%。到6月27日修復曝氣設備后由于硝化作用增強而加堿量不足，使出水pH值偏低，導致出水水質仍不能很快恢復，直到8月2日才恢復到98%的氨氮去除率。
　　⑤ 微生物活性?
　　由表1可以看出，系統運行初期進水氨氮為240mg/L左右，在未受到沖擊負荷、溫度和pH值的影響時氨氮去除率＞99%，硝化效果良好；運行300d(2000年7月)以后，當系統進水氨氮為120mg/L時出水氨氮為10mg/L左右，而且出水中多為NO₂-N。這是因為運行初期微生物活性較高，隨著運行時間的增加和污泥濃度的升高，死亡后的細胞殘留物和微生物代謝產物在反應器內的濃度逐漸積累升高，而這些物質大部分為高分子物質，在反應器內積累到一定程度就會對硝化產生抑制。由于硝酸鹽細菌對環境比亞硝酸鹽細菌敏感，因而硝酸鹽細菌的活性幾乎完全被抑制，出水中NO₃-N含量很低，從氨氮的去除情況來看，亞硝酸鹽細菌也受到了影響。

3　結論

　　① 通過膜將硝化菌截留于系統內有利于提高硝化效果，在不受系統代謝產物的影響和適宜的條件下，去除氨氮的容積負荷最高可達0.19kg/(m³·d)，而出水氨氮＜1mg/L，氨氮去除率為99.9%。
　　② 系統硝化效果受溫度、pH值、DO2的影響。溫度小幅降低首先影響硝酸鹽細菌，使NO₂-N積累，但氨氮去除率未受大的影響；當溫度持續降低時(低于20℃)氨氮的去除受到影響；pH值對系統的影響是暫時的，最適pH值與進水氨氮濃度有關且隨進水氨氮濃度提高而增大。
　　③ 泥齡對系統硝化效果的影響很大。泥齡長會引起NO₂-N的積累而有利于短程脫氮的進行且可以提高系統的脫氮效率，但過長的泥齡也會影響硝酸鹽細菌的活性，進而影響系統的硝化效果。能否通過控制泥齡使NO₂-積累又不影響氨氮的轉化還有待進一步研究。

參考文獻：

　　［1］鄭興燦，李亞新.污水除磷脫氮技術［M］.北京：中國建筑工業出版社，1998.
　　［2］王建龍.生物脫氮新工藝及其技術原理［J］.中國給水排水，2000，16(2)：25-28.

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　　作者簡介：耿琰(1977- )，女，河南洛陽人，同濟大學碩士研究生，主要研究方向為水污染控制。
　　電　　話：(021)65982684×2688
　　收稿日期：2001-11-15