实验采用不改变废水水质，额外添加葡糖糖，以控制 C /N 比在 1. 5 左右，COD 控制在 387 ～ 513 mg /L，污泥负荷为 0. 33 kg BOD5 /( kg MLVSS·d) 。其COD 处理情况如图 7 所示。
从图中可以看出，系统对 COD 的降解效果较好。当 MBＲ 连续运行时，废水通过 2 d 的运行后进水 COD 浓度逐步趋近稳定。在第 4. 5 天时系统去除率稳定，COD 去除率较高，膜出水仅为 29. 5 mg /L，去除率高达 93. 4% 。随后系统稳定，去除率维持在 91. 5% 到 94. 3% 之间。COD 膜出水浓度在 30 ～40 mg /L 之间波动。从图中亦可看出，出水 COD 浓度维持一个稳定状态，系统较稳定。
2. 1. 3 NH4+ -N、TN 的去除
在有机负荷为 0. 25 kg NH4+ -N /( kg MLSS·d) 下，采用每天 2 次的监测方法对废水中 NH4+ -N 浓度 进行监测，对 NH4+ -N 去除效果进行考察。TN 是NH4+ -N、硝酸盐氮、亚硝酸盐氮和有机氮的总和，同时考察 TN 的去除效果能间接反应污泥的硝化反硝化能力。复合系统对 NH4+ -N、TN 的去除效果如图 8 和图 9 所示。
从图 8 和图 9 可以看出，系统对 NH4+ -N 的降解效果较好，而 TN 的去除效果一般。当 MBＲ 连续运行时至 3. 5 d 时，出水趋于稳定，膜出水 NH4+ -N 浓度在 65 mg /L 左右，去除率在 74% 左右，去除效果较好。而 TN 的去除率趋近稳定时，去除率最高仅为 52. 8% 左右，出水 TN 浓度高达155 mg /L，说明系统反硝化效果不好。造成系统反硝化效果不好的主要原因是进水 COD /NH3-N 较低，抑制了反硝化菌的反硝化作用。主要体现在: 一方面，反硝化菌为异养菌，COD 低直接导致反硝化菌生长 C 源不足，无法进行反硝化过程，大量的 NO3-N 累积沉淀在废水中，阻碍了 NH +4 -N 的降解; 另一方面，C 源作为其他体系内微生物生长的必备营养，C 源的不足直接导致体系内微生物群体的生长。
2. 2 系统的抗冲击负荷冲击效果
2. 2. 1 流量负荷冲击
实验维 持 进 水 COD 在 500 mg /L 左 右，进 水NH4 + -N 在 295 mg /L 左右。初始设计通量为 45 ～55 L / d，HＲT 为 10 h。初始流量为 2. 25 ～ 2. 75 L /h，流量平均值 Q0 = 2. 5 L / h。实验采用不断加大流量冲击倍数，通过检测 SNdNMBＲ 系统在不同流量倍数下冲击一定时间后，系统 COD、NH4 + -N 的出水浓度以考察其抗流量冲击负荷能力。其中，COD、NH4 + -N 冲击前后进出水情况如图 10 所示。
从图中可以看出，随着冲击倍数的加大及冲击时间的加长，出水 COD 及 NH4+ -N 浓度均有一定的增加，但是 变 化 不 大。当 控 制 流 量 为 4 Q0，出水 COD 及 NH4+ -N 出水浓度仅稍微有所增加，分别增加了 13. 989 mg /L 和 14. 76 mg /L。可见，MBＲ 的流量抗冲击能力较好，流量冲击可以提高到 2Q0，对系统脱氮除有机物性能影响不大。
2. 2. 2 有机负荷冲击
通过维持系统进水 NH4+ -N 浓度在 295 mg /L、流量为 2. 5 L / d 下，通过不断加大系统 COD 浓度，通过检测在运行一段时间后系统出水 COD 及 NH4+ - N 浓度的变化情况以考察系统的抗有机负荷冲击能力。出水 COD 及 NH4+ -N 变化情况如图 11 所示。
从图可以看出，系统的抗有机冲击能力较好。冲击前后出水 COD 和 NH4+ -N 浓度均没有很大的变 化，在逐步加大 COD 浓度至 1 000 mg /L 时，出水COD 浓度较冲击前高出 20 mg /L 左右，而 NH4+ -N浓度则降低了 10 mg /L 左右。说明，适当增加 COD浓度可以提高系统的 SNdN，提高 NH4+ -N 的去除 率。可见，MBＲ 的有机物抗冲击能力较好，当有机负荷提高到 1 000 mg /L 时，对系统的影响不大，且对系统脱氮有一定的帮助。
3 结 论
由实验可知，利用铁盐絮凝 + MBＲ 复合系统对钨冶炼废水中的 As 和 NH4+ -N 进行去除是可行的。系统对 As、COD、NH4+ -N 和 TN 的去除率分别能达到97. 2%、93. 4%、74. 0% 和 52. 8% ; 同时，复合系统的抗流量冲击能力和抗有机物负荷冲击能力较强，适量提高有机负荷冲击对系统脱氮效果有一定的帮助。
原标题：铁盐絮凝 + MBＲ 处理钨冶炼含砷含氨氮废水
原作者：钟常明 王汝胜 吴昆泽 余夏静
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