紡織印染廢水具有水質(zhì)水量變化大、有機物濃度高、色度高、pH 高及可生化性差等特點，屬難降解的工業(yè)廢水，被公認(rèn)為最難治理的廢水之一〔1, 2〕。國內(nèi)目前執(zhí)行的是GB 4287—1992《紡織染整工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》，而江蘇省地處太湖流域，執(zhí)行的是DB 32/1072—2007《太湖地區(qū)城鎮(zhèn)污水處理廠及重點工業(yè)行業(yè)主要水污染物排放限值》的地方標(biāo)準(zhǔn)。與GB 4287—1992 相比，DB 32/1072—2007 對印染廢水的部分排放指標(biāo)限制更加嚴(yán)格，如COD、氨氮由GB 4287—1992 一級的100、15 mg/L 分別提高到 60、5 mg/L，同時加強了對TN 和TP 的控制。因此要求選用的處理工藝對有機碳和氨氮都具有較好的處理效果。

生物脫氮工藝如A/O 被認(rèn)為是目前廢水脫氮處理最經(jīng)濟(jì)有效的方法之一〔3〕。然而，傳統(tǒng)A/O 工藝中硝化后的回流污泥首先回流到反硝化池（A 池），再進(jìn)入硝化池（O 池），導(dǎo)致A 段和O 段的污泥類型極為相似，硝化菌和反硝化菌難以徹底分開，且回流到A 段的回流液含有大量溶解氧，也會對反硝化脫氮帶來不利影響，反硝化脫氮效率難以超過70%。

為了解決上述問題，筆者采用將硝化液的內(nèi)循環(huán)改為由沉淀池回流到A 池，污泥由原回流到A 池改為回流到O 池；并采用具有自主知識產(chǎn)權(quán)的新型一體化A/O 生物膜反應(yīng)器，在宏觀環(huán)境上實現(xiàn)A 池與O 池內(nèi)不同的DO 濃度和各自所需的優(yōu)勢菌種，有望使硝化和反硝化過程分別在不同反應(yīng)器內(nèi)同時且高效地發(fā)生。針對印染廢水的水質(zhì)特點及對氨氮的排放要求，以自配的印染廢水為處理對象，深入研究了一體化A/O 反應(yīng)器的啟動過程，以探討該工藝對有機碳和氨氮的脫除效果。

1 試驗材料與方法
 
1.1 試驗裝置
 
一體化A/O 裝置由底部的A 池和頂部的O 池組成，見圖 1。為便于加工，裝置采用方形錐體式結(jié)構(gòu)，尺寸為500 mm×500 mm。A 池高350 mm，有效容積20 L，O 池高600 mm，有效容積為60 L。A 池采用添加火山巖的球形懸浮填料作微生物載體，O 池同時填充組合填料和火山巖的球形懸浮填料。A/O 后續(xù)的沉淀池有效容積12 L。

圖 1 試驗裝置  

印染廢水由混凝沉淀和水解酸化預(yù)處理后儲存在廢水池中，然后通過提升泵進(jìn)入A 池，降解部分有機物和氨氮，進(jìn)水量通過流量計控制。A 池出水自下而上進(jìn)入O 池，在降解大部分有機物的同時，出水進(jìn)入環(huán)形沉淀池內(nèi)進(jìn)行泥水分離。分離后的上清液一部分回流至A 池內(nèi)作為反硝化脫氮的氮源，另一部分則作為最終出水排放。沉淀區(qū)的污泥受自身重力作用會沿著污泥回流區(qū)下方的回流縫回到O 池內(nèi)，重新參與降解過程。

1.2 廢水水質(zhì)
 
試驗所用模擬廢水由少量生活污水（體積分?jǐn)?shù)約20%）添加各種染料和化學(xué)試劑配成，組成見表 1。

該廢水經(jīng)混凝沉淀和水解酸化預(yù)處理后水質(zhì)情況為：COD 180~225 mg/L，BOD5 73~93 mg/L，pH 在 7.6~8.2，色度85~107 倍，TP 4~6 mg/L，氨氮20.4~ 25.6 mg/L。

1.3 填料特性與規(guī)格
 
A/O 反應(yīng)器內(nèi)的填料主要為球形懸浮填料（150 mm）和組合填料（200 mm），購自中國宜興晨翔環(huán)保設(shè)備廠。球形懸浮填料材質(zhì)為聚丙烯，比表面積 380~800 m2/m3，孔隙率＞99%，相對密度0.93。組合填料的圓環(huán)和纖維束材質(zhì)分別為聚乙烯和滌綸絲，單元直徑80 mm，束間距20 mm。懸浮填料內(nèi)部填充火山巖塊體（產(chǎn)地內(nèi)蒙），填充量70%~80%，顆粒直徑 3~5 cm�；鹕綆r表觀為紅黑褐色不規(guī)則顆粒，其親水性強，有利于微生物附著。

1.4 接種污泥
 
A/O 反應(yīng)器的接種污泥采用蘇州高新區(qū)第一污水處理廠濃縮池的濃縮污泥，接種體積約為總?cè)莘e的40%~50%。污泥為褐色絮狀，沉淀性能較好。接種污泥的MLSS 和MLVSS 分別為34.2、21.6 g/L。

1.5 分析項目
 
試驗采用連續(xù)進(jìn)出水。COD 由標(biāo)準(zhǔn)重鉻酸鉀法測定，氨氮由納氏試劑分光光度法測定，TP 采用改進(jìn)的鉬酸銨分光光度法〔4〕測定，SS 采用標(biāo)準(zhǔn)重量法測定，SV30 采用沉降法測定，pH 由pHS-25 型酸度計（上海儀電科學(xué)儀器有限公司）測定，DO 測定采用 JPB-607A 型便攜式溶解氧儀（上海雷磁儀器廠）。

1.6 試驗運行過程
 
將污泥加入到反應(yīng)器后，首先進(jìn)行為期一周的污泥復(fù)蘇過程，該過程完全采用生活污水作為原水進(jìn)行悶曝，一周后即進(jìn)行啟動過程研究。整個試驗過程在室溫（約18~27℃）下進(jìn)行，分為4 個階段：第一階段為污泥的培養(yǎng)馴化，此階段進(jìn)水COD 負(fù)荷控制在 0.5 kg/（m3·d）以下，持續(xù)時間28 d；在第二階段逐漸增加進(jìn)水負(fù)荷，其中A 池逐漸增至1.1 kg/（m3·d）， O 池增至0.27 kg/（m3·d），此階段操作時間26 d；第三和第四階段進(jìn)行沖擊負(fù)荷試驗，持續(xù)時間16 d。

2 結(jié)果與討論
 
2.1 COD去除效果
 
A/O 反應(yīng)器對COD 的去除效果見圖 2。在第一階段，當(dāng)原水經(jīng)預(yù)處理進(jìn)入A 池后，A 池出水COD 在連續(xù)兩周內(nèi)不降反升，而O 池對 COD 的降解率則在第一周末達(dá)到20%。從第三周開始，A 池出水COD 才開始有所下降。第一階段末時， A 池對COD 的降解率逐漸增加并超過20%，O 池表現(xiàn)較佳，其對COD 的降解率接近50%，平均在40% 以上。至第二階段，A/O 系統(tǒng)對廢水中COD 的降解效果均較好，系統(tǒng)出水COD 呈明顯下降趨勢。第二階段末時，A 池和O 池對COD 的降解率分別達(dá)到了25%和55%左右，其出水平均COD 分別為150、 66 mg/L，系統(tǒng)對COD 的去除率達(dá)到了67.6%。表明接種污泥逐漸適應(yīng)了配制的印染廢水水質(zhì)。在第三階段對A/O 系統(tǒng)進(jìn)行短期的沖擊負(fù)荷試驗。此階段系統(tǒng)進(jìn)水COD 平均為305.9 mg/L，A 池和O 池出水 COD 均隨之上升。A 池、O 池對COD 平均去除率分別為32.8%、37.1%，出水平均COD 分別為205.4、 128.7 mg/L。第四階段降低進(jìn)水COD 至210.4 mg/L。在這一階段，A 池、O 池對COD 的平均去除率呈相反態(tài)勢，A 池有所下降至29.1%，O 池則升至52.7%。

圖 2 不同階段A/O 反應(yīng)器時COD 的去除率  

試驗結(jié)果表明：新型一體化A/O 反應(yīng)器對自配印染廢水的有機物有較好的降解能力。正常運行期間，A/O 反應(yīng)器對COD 去除率基本在65%以上；抗沖擊負(fù)荷階段，系統(tǒng)對COD 去除率平均在62.3%。

2.2 氨氮去除效果
 
氨氮的去除是檢驗該一體化A/O 系統(tǒng)優(yōu)劣的決定條件。沉淀池出水回流到A 池進(jìn)行反硝化脫氮，同時A 池采用膜法是該工藝的特色。把原O 池出水回流改為由沉淀池出水回流能帶來以下好處：

（1）回流液中溶解氧低，有利于保證A 池缺氧環(huán)境；

（2）由于A 池采用膜法，微生物量顯著增加，泥水比大大增加，理論上也有利于脫氮；（3）A/O 兩池污泥上棲息的微生物優(yōu)勢種群明顯，活性高，因此，在不改變甚至提高反硝化率的情況下，從沉淀池出水回流的硝化液量有望降低，能節(jié)約一定電耗。

氨氮在A 池中的變化見圖 3（a）。第一階段，隨著污泥培養(yǎng)馴化及對廢水水質(zhì)的適應(yīng)，A 池出水氨氮快速下降，到第一階段末時，氨氮去除率已經(jīng)接近 80%，平均為32.5%。第二階段氨氮進(jìn)水在20~25 mg/L，氨氮去除率緩慢上升并超過90%，平均為 86.7%。在此后兩個沖擊負(fù)荷階段，進(jìn)水氨氮接近 30 mg/L，A 池的去除率有所下降，但出水氨氮超過預(yù)期，達(dá)到均值5.7 mg/L。此外從試驗過程來看，O 池對氨氮也有一定的去除效果，如圖 3（b）所示。第一階段O 池對氨氮的去除率接近10%，而到第二階段則達(dá)到了18%。沖擊負(fù)荷階段和A 池相反，O 池對氨氮的去除率有所增加，達(dá)到均值25.8%。

對A/O 系統(tǒng)中的DO 進(jìn)行了連續(xù)監(jiān)測。在A 池的縱斷面上，DO 呈現(xiàn)出不同的分布規(guī)律，整體上呈從下往上（沿水流上升方向）逐步降低的趨勢。但由于反應(yīng)器容積不大，DO 維持在0.4~0.8 mg/L，基本滿足缺氧反硝化的條件。而O 池中DO 的監(jiān)測結(jié)果表明：整個O 池的DO 在縱斷面基本分布均勻，橫斷面上略有不均，其平均值均在1 mg/L 以上。

圖 3 氨氮的去除效果  

O 池對氨氮的去除可從以下方面解釋：（1）好氧環(huán)境下O 池具有反硝化脫氮效果是由于池內(nèi)添加了火山巖作為微生物載體�；鹕綆r具有獨特的空隙結(jié)構(gòu)，易于微生物富集繁殖。在載體表面，微生物棲息環(huán)境理想，然而這種理想生存狀態(tài)使得載體表面形成的生物膜較厚，填料內(nèi)部呈現(xiàn)一定的缺氧甚至厭氧狀態(tài)，為反硝化提供了條件；（2）由于A/O 反應(yīng)器獨特的結(jié)構(gòu)，在回流區(qū)沉降的污泥會在重力作用下回流到反應(yīng)器內(nèi)部，重新參與降解過程。這部分污泥含有一定量硝化液，為反硝化過程提供硝態(tài)氮；（3）O 池底部的曝氣過程加劇了泥水混合，使污水在 O 池內(nèi)部通過污泥回流區(qū)形成多次上下循環(huán)，一定程度上也能促使硝化-反硝化的發(fā)生。

另外對整個A/O 系統(tǒng)而言，在正常運行的第二階段，系統(tǒng)出水的氨氮基本維持在2.5 mg/L 以下，說明一體化A/O 反應(yīng)器對印染廢水中的氨氮有非常好的降解效果，出水氨氮在5 mg/L 以下，可以達(dá)到 GB 4287—1992 和DB 32/1072—2007 標(biāo)準(zhǔn)要求。

2.3 回流比對氨氮處理效果的影響
 
試驗期間為了考察系統(tǒng)整體的性能，硝化液回流比保持在80%。此后改變回流比考察其對氨氮去除效果的影響，結(jié)果見表 2。

 從表 2 可見，在回流比＜120%時，增大回流比對系統(tǒng)脫氮有好處。然而當(dāng)回流比增至150%，A 段脫氮效率明顯下降，O 段脫氮效率有所上升，但系統(tǒng)總的脫氮率相對較低。分析認(rèn)為脫氮率下降主要是由于反應(yīng)器本身的停留時間較短，當(dāng)回流量增大較多時，反硝化和硝化時間都會明顯縮短，造成反硝化和硝化效率大大下降。表 2 還表明：回流比介于80%~ 120%時，提高回流比能一定程度提高系統(tǒng)脫氮率，然而提升幅度并不大。上述結(jié)果表明：改變回流方式和污泥培養(yǎng)方式，一體化A/O 反應(yīng)器在提高脫氮率的同時，能明顯降低硝化液回流比，具有節(jié)能效益。具體參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

2.4 回流比對有機物處理效果的影響
 
硝化液回流比同樣會影響A/O 系統(tǒng)對廢水中有機物的降解效果。不同回流比對有機物的脫除效果影響見表 3。表 3 表明：增大回流比對于好氧段去除有機物是有利的，尤其回流比在100%~120%時， A/O 體系對有機物的去除率接近80%。但對于缺氧段來說，提高回流比并未對有機物的降解帶來益處。綜合表 2、表 3 可知，對于該一體化A/O 體系，回流比過大對脫氮和能耗均不利，以介于80%~100% 為宜。

 （1）以預(yù)處理后的印染廢水為處理對象，接種城市污水廠的濃縮污泥，并在池體內(nèi)添加填料后，一體化A/O 反應(yīng)器可以實現(xiàn)快速啟動。（2）在18~27 ℃ 下，當(dāng)系統(tǒng)進(jìn)水COD 為205.5 mg/L 時，A 段、O 段的 COD 容積負(fù)荷分別為1.1、0.27 kg/（m3·d），出水COD 為66.2 mg/L，降解率達(dá)67.6%。（3）一體化A/O 系統(tǒng)對模擬印染廢水的氨氮有較高的降解能力。在回流比80%下，出水氨氮在5 mg/L 以下，完全達(dá)到DB 32/1027—2007 要求。（4）一體化A/O 反應(yīng)器在顯著降低內(nèi)回流比的同時，對廢水中的有機物和氨氮仍有較好的降解能力，最佳回流比在80%~100%。（5）反應(yīng)器沉淀池出水回流有利于保持缺氧段所需的最佳溶解氧濃度。溶解氧在0.4~0.8 mg/L 時，A 池脫氮率接近90%。