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(duì)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(zhǎng)的硝化細(xì)菌，使硝化細(xì)菌在反應(yīng)器中富集，硝化進(jìn)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?dú)�，使高氨氮廢水中的氨氮得到很好的去除，提高出水的總氮去除率。張爽等應(yīng)用A/O-MBR工藝處理高濃度氨氮廢水時(shí)，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(diǎn)，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(jìn)行深度處置隨意排放，可引起水體富營(yíng)養(yǎng)化。目前，我國(guó)很多城市對(duì)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(jī)制，以滿足餐廚廢水的接管排放標(biāo)準(zhǔn)，同時(shí)也為餐廚廢水處理的實(shí)際工程應(yīng)用提供參考。

1 材料與方法
 
1.1 試驗(yàn)裝置與工藝流程
 
試驗(yàn)裝置位于蘇州某餐廚處理公司內(nèi)，其工藝流程如圖 1所示。

 A/O-MBR由不銹鋼板制成，總有效容積為 200 L。因脫氮需要，將其分為缺氧池+好氧池+MBR池3個(gè)部分。缺氧池與好氧池容積比為1∶3。MBR池中放置中國(guó)產(chǎn)PVDF簾式中空纖維膜，膜平均孔徑0.2 μm。

在進(jìn)水泵作用下，原水由進(jìn)水池經(jīng)過1 mm的細(xì)格柵提升至缺氧池（圖 1）。采用攪拌器對(duì)缺氧池進(jìn)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(jī)曝氣。采用出水泵使MBR池中的混合液經(jīng)過膜組件，完成膜過濾，由回流泵將MBR池的污泥及硝化液回流至缺氧池進(jìn)行反硝化。通過繼電器控制出水，MBR出水方式為抽8 min，停2 min。整個(gè)試驗(yàn)期間定期排泥，MLSS控制在6~13 g/L，通過投加NaHCO3調(diào)節(jié)pH在6.5~8.0。

1.2 餐廚廢水水質(zhì)
 
試驗(yàn)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。

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3~6。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目與方法
 
COD的測(cè)定采用重鉻酸鉀法；氨氮測(cè)定采用納氏試劑光度法；硝態(tài)氮測(cè)定采用紫外分光光度法；總氮測(cè)定采用過硫酸鉀氧化-紫外分光光度法；MLSS測(cè)定采用重量法；DO、溫度測(cè)定采用METTLER TOLEDO便攜式溶氧儀。

1.4 試驗(yàn)方法
 
為了優(yōu)化A/O-MBR工藝對(duì)餐廚廢水中高COD及高氨氮的去除效果，試驗(yàn)共設(shè)計(jì)了7個(gè)工況，具體的試驗(yàn)方法如表 2所示。

2 結(jié)果與討論
 
2.1 A/O-MBR組合工藝對(duì)COD的去除效果
 
在反應(yīng)器運(yùn)行的140 d中，對(duì)MBR上清液及出水的COD進(jìn)行連續(xù)監(jiān)測(cè)。圖 2為A/O-MBR工藝對(duì)COD的去除效果。反應(yīng)器進(jìn)水COD在5.0×103~8.0×103 mg/L波動(dòng)，平均進(jìn)水COD為6 693 mg/L。盡管進(jìn)水COD呈現(xiàn)波動(dòng)趨勢(shì)，但出水COD穩(wěn)定在較低水平。組合工藝出水的平均COD為277 mg/L，平均COD去除率達(dá)到95.68%。HRT和SRT的調(diào)整對(duì)COD去除效果影響不大，這表明MBR內(nèi)較高的污泥濃度增強(qiáng)了反應(yīng)器抗沖擊負(fù)荷的能力。Xiang Zheng等采用A/O-MBR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，MBR上清液的COD均值為760 mg/L，要比出水COD均值高很多。分析原因可能是餐廚廢水含有較多的難降解大分子有機(jī)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(duì)COD去除的平均貢獻(xiàn)率為7.58%。

在反應(yīng)器運(yùn)行的第43~52天，在進(jìn)水中投加了較多的甲醇作為碳源，使得這段時(shí)間內(nèi)進(jìn)水COD比較高（12 000 mg/L左右），投加碳源的主要目的是增強(qiáng)反硝化效果，消除反應(yīng)器中積累的硝酸鹽。

2.2 A/O-MBR組合工藝的硝化與反硝化效果
 
2.2.1 對(duì)NH4+-N的去除效果
 
A/O-MBR對(duì)NH4+-N的去除效果如圖 3所示。由圖 3可知，A/O-MBR在140 d的運(yùn)行中獲得了較好的硝化效果。系統(tǒng)進(jìn)水NH4+-N在800~1 100 mg/L之間波動(dòng)，系統(tǒng)出水NH4+-N的平均質(zhì)量濃度為2.16 mg/L，平均去除率為99.78%。在HRT不斷減小的情況下，對(duì)NH4+-N的去除效果未產(chǎn)生影響�？梢姡�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(duì)于傳統(tǒng)的活性污泥工藝，顯著增強(qiáng)了系統(tǒng)的硝化效果。將回流比由200%提高至300%，也未對(duì)硝化效果產(chǎn)生明顯影響。同時(shí)膜的截留作用對(duì)NH4+-N的去除作用微乎其微，平均貢獻(xiàn)率為0.03%。張爽等運(yùn)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(shí)，對(duì)NH4+-N的平均去除率高達(dá)97.76%，同時(shí)膜截留作用對(duì)NH4+-N去除的平均貢獻(xiàn)率為0.9%。這與本試驗(yàn)的結(jié)果較一致。

 2.2.2 NO3--N的變化
 
圖 4為反應(yīng)器內(nèi)NO3--N的變化趨勢(shì)。由圖 4可知，MBR上清液及出水的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-MBR硝化作用比較強(qiáng)，會(huì)產(chǎn)生大量的NO3--N，這需要系統(tǒng)具有較強(qiáng)的反硝化作用，及時(shí)將產(chǎn)生的NO3--N轉(zhuǎn)化成N2。但餐廚垃圾濕熱水解后產(chǎn)生廢水中的COD有相當(dāng)部分是可生化性比較差的有機(jī)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25 d，出水的NO3--N不斷上升，第25天時(shí)出水NO3--N高達(dá)542 mg/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58~88天進(jìn)行了最佳碳源（甲醇）投加量的探索性試驗(yàn)。在投加少量碳源的情況下，可以看到第58~73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1 500 mg/L甲醇時(shí)，反應(yīng)器中基本沒有NO3--N積累。在反應(yīng)器運(yùn)行后期，出水NO3--N穩(wěn)定在20 mg/L左右。Jinyou Shen等運(yùn)用A/O-MBR工藝處理高濃度硝酸鹽（3 600 mg/L）廢水，當(dāng)控制反應(yīng)器的pH在7.5~8.5、碳氮比為1.56、HRT為30 h時(shí)，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(gè)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(duì)TN的去除效果
 
圖 5為A/O-MBR工藝對(duì)TN的去除效果。

 由圖 5可知，進(jìn)水TN在1 027~1 527 mg/L之間波動(dòng)，出水TN則在25~576 mg/L之間波動(dòng)，去除率為54.14%~97.46%，平均去除率為78.88%，其中膜截留作用對(duì)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18~21 g/L、HRT為4.4~4.8 h、回流比為300%時(shí)，TN去除率達(dá)到76.1%，這兩篇文獻(xiàn)報(bào)道的去除率與試驗(yàn)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(shì)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(jī)氮和氨氮。因此提高出水TN去除率的方法是增加系統(tǒng)對(duì)NO3--N的去除效果，即增強(qiáng)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/TN>3~5即認(rèn)為碳源充足，無需外加碳源。在試驗(yàn)的第58~88天，將硝化液回流比設(shè)置為300%，考察進(jìn)水投加不同量的甲醇（體積分?jǐn)?shù)>99%）作為碳源對(duì)系統(tǒng)脫氮效果的影響，投加量分別為500、1 000、1 500、2 000 mg/L（以甲醇所占的COD計(jì)）。 圖 6為不同甲醇投加量下，進(jìn)、出水TN及NO3--N的變化趨勢(shì)。

 由圖 6可知，當(dāng)進(jìn)水中的甲醇投加量為500、 1 000 mg/L時(shí)，出水中的NO3--N依然會(huì)累積，出水TN和NO3--N呈現(xiàn)上升趨勢(shì)，出水TN由最初的78 mg/L逐步提高到309 mg/L，NO3--N由65 mg/L提高到283 mg/L。當(dāng)甲醇投加量≥1 500 mg/L時(shí)，出水的TN和NO3--N逐漸下降，出水TN由309 mg/L降至101 mg/L，NO3--N由283 mg/L降至63 mg/L。在反應(yīng)器運(yùn)行后期，當(dāng)進(jìn)水投加甲醇1 500 mg/L時(shí)，出水NO3--N很少積累（20 mg/L左右），出水TN<80 mg/L，獲得了良好的反硝化效果。具體參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

2.4 反應(yīng)器內(nèi)MLSS的變化及膜污染情況
 
MBR池的跨膜壓差在經(jīng)歷了開始9 d的緩慢增長(zhǎng)后，在第10天開始快速上升，于第28天達(dá)到22 kPa，此時(shí)取出膜組件進(jìn)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（9~13 g/L）時(shí)，TMP增長(zhǎng)緩慢，在100多天的運(yùn)行中未進(jìn)行膜清洗。膜清洗步驟為先對(duì)膜面進(jìn)行簡(jiǎn)單的物理清理，然后進(jìn)行化學(xué)清理�；瘜W(xué)清理時(shí)先用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的次氯酸鈉溶液浸泡5 h，再用質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2%的檸檬酸鈉溶液浸泡4 h，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的變化趨勢(shì)大體上為波動(dòng)中上升。MLSS由最初的4.727 g/L逐步上升，最終穩(wěn)定在9~13 g/L。MLSS波動(dòng)的主要原因是對(duì)反應(yīng)器進(jìn)行了排泥操作。在反應(yīng)器運(yùn)行約兩周后對(duì)其進(jìn)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(jìn)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9~13 g/L左右。

3 結(jié)論
 
（1）采用A/O-MBR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、271 mg/L，平均去除率分別為95.68%、99.78%、79.43%，系統(tǒng)對(duì)TN去除效果不理想與反硝化可利用的碳源不足及碳氮比偏低有關(guān)。（2）由于反硝化不足造成系統(tǒng)對(duì)TN去除效果不理想，在回流比為300%的情況下，向進(jìn)水投加1 500 mg/L（以COD計(jì)）以上的甲醇作為碳源，出水的COD、NH4+-N、TN平均為275、2.10、71 mg/L，對(duì)應(yīng)的平均去除率分別達(dá)到95.35%、99.77%、95.01%。（3）將MBR池的MLSS控制在9~13 g/L時(shí)，膜壓增長(zhǎng)緩慢。