養(yǎng)豬沼液處理工藝

目前我國規(guī)�；�養(yǎng)豬場的廢水一般采用厭氧—好氧組合工藝進行處理，然而由于厭氧處理后的沼液中含有大量難降解有機物，且其氮磷含量高、碳氮比較低，因此當采用接觸氧化法、SBR 法、氧化溝法等這些傳統的廢水處理方法時，處理效果均不太理想，并有運行不穩(wěn)定，建設運行成本較高，沒有考慮除磷等缺點，難以在工程中實際運用。養(yǎng)豬沼液中含有高濃度的氮磷，經適當處理后可以成為優(yōu)良的有機肥料，具有廣闊的發(fā)展前景。但養(yǎng)豬沼液中含有的重金屬物質以及致病菌等有害物質也制約了養(yǎng)豬沼液的資源化利用。膜生物反應器（MBR）占地面積小、處理效果好、運行穩(wěn)定，可對微生物進行截留，從而保證出水的安全性，而對難降解有機物也具有較好的降解效果。筆者以實際養(yǎng)豬沼液為處理目標，先用聚合氯化鋁（PAC）和聚丙烯酰胺（PAM）進行化學絮凝，以去除進水中的磷以及重金屬等有毒有害物質，再用MBR 工藝解決了養(yǎng)豬沼液回用的安全性問題，使工藝出水具有了資源化利用的潛力。實驗考察了MBR 對污染物的去除效果及MBR 膜污染情況，供日后工程應用時參考。

1 試驗部分
 
1.1 試驗水質
 
養(yǎng)豬沼液取自某規(guī)�；�養(yǎng)豬場UASB 出水，該水水質變化較大，其全年水質、水量情況見表 1。

表 1 養(yǎng)豬沼液水質參數

1.2 實驗材料
 
聚合氯化鋁：購自鞏義市振宇凈水材料廠，黃色粉末狀固體，Al2O3質量分數約為30%。

聚丙烯酰胺： 購自國藥集團，相對分子質量>300 萬，有效成分>85%。

1.3 化學絮凝
 
以PAC 為絮凝劑、PAM 為助凝劑，對養(yǎng)豬沼液進行化學絮凝處理。根據燒杯實驗確定投加量，并考慮到絮凝去除TP 的同時還去除了廢水中的部分COD，使廢水的碳氮比更低從而影響反硝化效果，因此選取適宜的PAC、PAM 投加質量濃度分別為1 200、50 mg/L。將混凝劑溶于水后投入廢水中，快速攪拌2 min，慢速攪拌15 min，沉淀1.5 h 后取上清液。由于試驗是在夏天進行，因此原水沼液中的污染物濃度相對較低，溶解性COD（SCOD）、NH3-N、TP的質量濃度分別為350～550、450～560、50～63 mg/L，經化學絮凝處理后SCOD、NH3-N、TP 的質量濃度分別為300～450、450～550、18～26 mg/L，對SCOD 和TP的平均去除率分別為18.9%和61.3%，對氨氮基本沒有去除效果。出水濁度為110～120 NTU，之后進入A/O-MBR 繼續(xù)處理。

1.4 試驗裝置
 
A/O-MBR 一體化試驗裝置如圖 1 所示。反應器采用板厚10 mm 的有機玻璃制成，總有效體積為6.7 L，有效水深為140 mm。系統采用連續(xù)進水間歇出水的方式，抽8 min 停2 min，進出水均由液位計控制。試驗采用國內某公司產聚偏氟乙烯中空纖維膜，有效膜面積為0.02 m2，膜池底部采用穿孔管曝氣供氧和進行膜面沖刷。

1.5 試驗與分析方法
 
由于養(yǎng)豬沼液中氮磷濃度較高，因此采用梯度增加原水濃度的方法對污泥進行馴化。先將混凝后的出水按較低比例和生活污水混合并作為A/OMBR的進水，馴化一段時間后再不斷增加混凝出水的比例直至完全投加混凝出水。生活污水取自上海曲陽污水廠的進水，污泥取自該污水廠的回流污泥，悶曝2 d 后，進水開始馴化，反應器中初始MLSS 約為4.1 g/L。

試驗從8 月2 日開始啟動，8 月13 日和8 月26日調整進水比例，系統穩(wěn)定運行后，反應器總HRT為35 h，污泥混合液的回流比為400%，系統不排泥，缺氧池和膜池的DO 分別保持在0.2～0.5 mg/L和3 mg/L 左右，水溫為22～25 ℃，pH 在7～8。氨氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、TN 和TP 等水質指標的測試方法參照文獻進行，SCOD（取濾后水）用HACH 快速消解儀測定，DO 和濁度分別采用HACHHQ40d 便攜式溶氧儀和HACH 2100P 濁度計測定。

2 結果與討論
 
2.1 MBR 對SCOD 的去除
 
MBR 對SCOD 的去除效果如圖 2 所示。

由圖 2 可見，隨著進水中SCOD 的遞增，出水SCOD 呈現緩慢增加的趨勢，但SCOD 的去除率變化不明顯，一直處于60%~80%之間（平均去除率為70.6%）。系統穩(wěn)定后，在進水SCOD 為330～400 mg/L的情況下，出水SCOD 維持在120 mg/L 以下（平均97.9 mg/L），說明水中還殘留了部分難降解COD，而這部分COD 僅靠生物作用難以去除。雖然運用MBR 工藝僅靠微生物作用對難降解有機物的去除效果有限，但由于膜的截留、吸附等作用進一步去除了混凝后出水中的有機物，因此在一定程度上保證了最終出水水質的穩(wěn)定。

2.2 MBR 對氮的去除
 
MBR 對氨氮的去除效果見圖 3。

由圖 3 可以看出，系統穩(wěn)定后，在進水氨氮為450～500 mg/L 條件下，出水中的氨氮一直在5 mg/L以下，平均去除率為99.4%。這是由于MBR 工藝中膜對微生物的截留作用，使得硝化菌不易流失，能夠不斷生長富集，因此MBR 系統對氨氮的硝化效果很好。另外，進水氨氮濃度的增加會使出水氨氮濃度有一定波動，但很快就會恢復正常，顯示了MBR 工藝有著很強的抗氨氮沖擊能力。

MBR 對亞硝氮、硝氮、TN 的去除效果見圖 4。

 由圖 4 可以看出，MBR 的出水中氨氮大多數轉化為硝態(tài)氮，亞硝態(tài)氮含量很少（低于4 mg/L）。另外，反應器對TN 的去除效果較差，去除率均低于30%，這是由于進水中的SCOD/TN 為0.7～0.8，較低的碳氮比弱化了反硝化效果所致。

試驗過程中還發(fā)現，進水的高氨氮以及較差的反硝化效果直接導致了反應器中的堿度偏低，在試驗初期未投加堿的情況下，混合液的pH 降至5.5，出水中氨氮濃度升高，一部分氨氮也只停留在亞硝化階段。之后在進水中投加了碳酸氫鈉，使混合液pH 穩(wěn)定在7～8 之間，出水也趨于穩(wěn)定，可見堿度的控制對于系統的穩(wěn)定性具有非常大的影響。

反應器運行期間，MLSS 維持在4～5 g/L 之間，MLVSS/MLSS 也穩(wěn)定在0.7 左右，這是由于雖然有機物濃度在增加，但HRT 也隨著COD 增加而增加，因此有機物的容積負荷一直穩(wěn)定在0.3～0.4 kg/（m3·d），使得污泥濃度變化較小。MBR 出水中未檢出SS，濁度在2 NTU 以下，出水呈淺黃色。另外由于反應器不排泥，因此MBR 對TP 基本沒有去除效果，出水中的TP 濃度與進水相比變化不大。具體參見http://www.yiban123.com更多相關技術文檔。

2.3 膜污染變化
 
MBR 膜采用恒通量出水，當跨膜壓差（TMP）到達40 kPa 時進行水力反沖洗。試驗進行中，當8 月3日、8 月13 日進水污染物濃度梯度增加后，跨膜壓差迅速上升，增長速率為5.7 kPa/d，不得不進行水力反沖洗，這可能是因為進水濃度的變化使得微生物為了適應新環(huán)境而分泌出大量的胞外聚合物（EPS），EPS 吸附在膜表面和膜孔內，堵塞膜孔引起吸附性污染，使膜阻力增加，需要更大的TMP 來維持恒通量。而當系統穩(wěn)定運行后，跨膜壓差則緩慢增加，增長速率僅為0.7 kPa/d，僅通過水力反沖洗就可以使膜通量得到較好的恢復，系統出水穩(wěn)定。

3 結論
 
（1）以化學絮凝作為預處理，采用A/O-MBR 工藝處理高氮磷、低碳氮比的養(yǎng)豬沼液，在1 個月的啟動期內通過梯度增加濃度來馴化污泥，穩(wěn)定后出水SCOD 和氨氮去除效果較為理想。

（2）化學絮凝可去除部分的TP，但混凝出水中碳氮比較低，MBR 對TN 的去除率低于30%，同時導致系統對堿度的需求較大，需要額外投加藥劑以保持系統的穩(wěn)定。

（3）進水污染物濃度的遞增會加速膜污染，而保證膜通量、降低膜污染是MBR 維持高效、優(yōu)良的處理效果的關鍵，因此有必要研究膜污染的影響因素。