洪俊明,尹 娟 (華僑大學(xué)化工學(xué)院,福建 廈門 361021)

顆?；钚蕴繉?duì)膜生物反應(yīng)器脫氮性能的影響

洪俊明*,尹 娟 (華僑大學(xué)化工學(xué)院,福建 廈門 361021)

為了考察投加顆?；钚蕴?GAC)對(duì)膜生物反應(yīng)器(MBR)運(yùn)行過程和處理效果的影響,研究了MBR和GAC-MBR透膜壓差、膜通量的變化情況和脫氮性能,并采用ASM1模型對(duì)2個(gè)反應(yīng)器進(jìn)行數(shù)學(xué)模擬.結(jié)果表明,MBR和GAC-MBR的運(yùn)行周期分別為75,150h,說明GAC的加入能夠顯著減緩MBR膜污染的速度,延長MBR的運(yùn)行周期.MBR和GAC-MBR氨氮濃度分別為0.5,6mg/L;硝氮濃度分別為4.5,2mg/L;總氮濃度分別為5,10mg/L,出水COD均低于20mg/L,出水能符合《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB 18918-2002)》中的一級(jí)A標(biāo)準(zhǔn).采用 ASM1進(jìn)行工藝數(shù)學(xué)模擬,模擬出水與實(shí)際測量值基本吻合,2個(gè)反應(yīng)器中主要微生物為異養(yǎng)菌和氨氧化菌,異養(yǎng)菌在 MBR和

GAC-MBR中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌分別為4.4%和2.3%,說明投加顆?；钚蕴磕苡行У木徑饽の廴?并對(duì)污染物具有良好的處理效果.

膜生物反應(yīng)器(MBR)；顆?；钚蕴?GAC)；脫氮性能

膜生物反應(yīng)器(MBR)具有處理效率高、出水水質(zhì)好、流程簡單、設(shè)備緊湊、占地面積小、易實(shí)現(xiàn)自動(dòng)控制、運(yùn)行管理簡單等突出特點(diǎn)[1-2],但存在初期建設(shè)投資較大的問題,主要是膜組件的價(jià)格較高;且由于膜與污水、污泥直接接觸,膜污染的問題也很突出,膜污染造成通量的迅速降低,使膜組件的運(yùn)行周期縮短,限制了 MBR技術(shù)的推廣.

目前主要緩解膜污染的方法有膜表面化學(xué)改性[3-4],對(duì)混合液進(jìn)行預(yù)處理[5-7]、向污泥混合液中投加填料[8-14]、優(yōu)化操作條件[15-16]等.這些方法存在操作復(fù)雜、成本高等缺點(diǎn),本研究率先向MBR中投加顆?；钚蕴?GAC),不僅有操作簡單且成本低等優(yōu)點(diǎn),而且可以緩解膜污染問題.

本研究采用PVDF平板超濾膜作為膜組件,形成一體式MBR工藝,考察了投加10% GAC的一體式顆?；钚蕴?膜生物反應(yīng)器(GAC-MBR)和 MBR工藝的運(yùn)行情況與脫氮性能,同時(shí)采用活性污泥數(shù)學(xué)模型(ASM1)對(duì) MBR和GAC-MBR進(jìn)行生物動(dòng)力學(xué)模擬,分析2個(gè)反應(yīng)器的出水水質(zhì)和微生物分布情況.

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

圖1 一體式膜生物反應(yīng)器工藝流程Fig.1 Diagram of a integrated membrane bioreactor

試驗(yàn)裝置如圖1所示,污水從原水桶由磁力泵提升進(jìn)入膜生物反應(yīng)器,膜生物反應(yīng)器由生物反應(yīng)器、浸沒式膜組件和液位控制器組成.其中生物反應(yīng)器的有效容積為 10L,反應(yīng)器中裝有 1個(gè)膜組件,所用膜片為孔徑0.1μm的PVDF膜,有效膜面積為 0.10m2.通過液位控制器的高、中、低液位來控制反應(yīng)器的進(jìn)水,蠕動(dòng)泵抽吸出水,采用錯(cuò)流微孔曝氣,DO控制在3.0～4.0mg/L.

為了考察顆?；钚蕴繉?duì)膜污染的緩解能力,本研究在運(yùn)行過程中提高了 MBR的運(yùn)行能力,采用了較高的膜通量,單位膜面積平均流量為16.7L/(m2·h).反應(yīng)器的水力停留時(shí)間為 4h,運(yùn)行期間未排泥.當(dāng)膜過濾壓差達(dá)到一定時(shí)用清水沖洗膜組件.

在MBR工藝中投加體積分?jǐn)?shù)為10%,粒徑為 10～20目的顆?；钚蕴?GAC),形成 GACMBR工藝.2個(gè)反應(yīng)器的運(yùn)行條件相同,污泥濃度均為4000 mg/L左右.

1.2 原水水質(zhì)、分析方法

本實(shí)驗(yàn)中反應(yīng)器進(jìn)水 COD 為 237.6～311.4mg/L,總氮為29.00～31.05mg/L,氨氮27.50～28.50mg/L,pH6.5～7.5.

未馴化的污泥取自城市污水處理廠的曝氣池,污泥經(jīng)過篩后,裝入MBR中,正常進(jìn)水,啟動(dòng)反應(yīng)器.污泥經(jīng)過1個(gè)月馴化后,出水穩(wěn)定,在穩(wěn)定運(yùn)行過程中,定期取反應(yīng)器的進(jìn)水和出水,分析其中COD、氨氮、總氮和硝態(tài)氮,觀察膜前后的出水壓力和出水流量.

試驗(yàn)過程中 COD測定采用重鉻酸鉀法[17],氨氮的測定采用納氏試劑光度法[18],總氮的測定采用過硫酸鉀氧化分光光度法[19],硝態(tài)氮的測定采用酚二磺酸光度法[20].

2 數(shù)學(xué)模型建立

2.1 Biowin模擬軟件

Biowin3.1是由加拿大Envirosim公司推出的污水處理工藝數(shù)學(xué)模擬軟件,其機(jī)理模型中包括國際水協(xié) IWA推出的活性污泥數(shù)學(xué)模型系列,ASM1、ASM2D及ASM3模型等.Biowin軟件可以模擬多種污水處理工藝,包括MBR、生物膜模型等,可以根據(jù)設(shè)計(jì)者需要建立各種處理工藝并進(jìn)行模擬.

2.2 數(shù)學(xué)模型的建立

采用 Biowin中 ASM1模型對(duì) MBR和GAC-MBR進(jìn)行生物過程模擬,水質(zhì)組分根據(jù)實(shí)驗(yàn)測量的比例劃分,模型參數(shù)取 ASM推薦值.當(dāng)模擬結(jié)果與實(shí)測值有誤差時(shí),對(duì)模型的動(dòng)力學(xué)參數(shù)進(jìn)行調(diào)整,直至與實(shí)際運(yùn)行結(jié)果良好吻合.模擬時(shí)所用ASM1模型參數(shù)值如表1所示.

表1 模型參數(shù)值Table 1 the value of model parameters

3 結(jié)果與討論

3.1 透膜壓差和膜通量的變化

由圖2和圖3可以看出,在MBR運(yùn)行的前5h,透膜壓差從10kPa快速上升至35kPa,之后緩慢上升至46kPa;第75h開始運(yùn)行第2個(gè)周期,這個(gè)周期的透膜壓力和膜通量變化趨勢跟第 1個(gè)周期幾乎相同.MBR 2個(gè)階段的運(yùn)行周期均為75h,膜通量均從35L/(m2·h)快速降至8.5L/(m2·h).根據(jù)達(dá)西定律[10-11]可知,膜通量與膜阻力成反比,與過濾壓差成正比.在運(yùn)行開始時(shí),只有膜本身的阻力,在膜通量一定的情況下,過濾壓差最小.隨著過濾的進(jìn)行,污泥被截留在膜表面,開始產(chǎn)生濾餅層阻力,此時(shí)膜阻力由膜本身的阻力和濾餅層阻力共同組成,這就使得過濾壓差快速上升和膜通量快速下降.反應(yīng)器運(yùn)行 5h,濾餅層基本形成,膜表面開始形成凝膠層,過濾壓差和膜阻力都緩慢上升,凝膠層形成后截留小分子物質(zhì)導(dǎo)致膜阻力大大增加,使得膜通量減少,此時(shí)對(duì)膜進(jìn)行反沖洗.用清水反沖洗后膜通量基本恢復(fù)完全.

圖2 透膜壓差隨運(yùn)行時(shí)間的變化Fig.2 The variation of the filtration pressure

在 MBR中投加 GAC后,膜通量提高至60L/(m2·h),為了使2個(gè)反應(yīng)器的膜通量基本相同,調(diào)整蠕動(dòng)泵的轉(zhuǎn)速,至出水膜通量為 14L/(m2·h).在GAC-MBR中,透膜壓力從8kPa緩慢上升至45kPa,膜通量從14L/(m2·h)緩慢降至8.0L/(m2·h),運(yùn)行周期為150h.這說明GAC的加入能夠減緩膜污染的速度,延長MBR的運(yùn)行周期,從而節(jié)約清洗成本.這是由于投加 GAC后,活性污泥絮體以 GAC為載體,相互黏附在一起,聚集而形成更大的絮體,改善了污泥絮體性質(zhì),提高了混合液的可過濾性,使MBR的運(yùn)行周期延長至150h.又由于 GAC具有較強(qiáng)的吸附作用,吸附大量的微細(xì)膠體等物質(zhì),并且由于生物活性炭污泥絮體內(nèi)部有 GAC顆粒,使其比一般的絮體具有更高的抗壓性,因此所形成的凝膠層相對(duì)比較疏松,孔隙度高,透水性好,大大降低了由于濾餅層所引起的膜阻力,進(jìn)而緩解了透膜壓差的上升速率和膜通量的降低速率.

圖3 膜通量隨運(yùn)行時(shí)間的變化Fig.3 The variation of membrane flux

3.2 脫氮性能比較

3.2.1 對(duì)氮的去除效果 由圖 4可見,GACMBR和MBR的出水氨氮濃度分別為6,0.5mg/L左右,氨氮的去除率分別為82%和98%以上.在膜生物反應(yīng)器中膜的良好分離作用,保證了硝化菌的生長條件,有利于硝化過程的進(jìn)行,因此,兩個(gè)反應(yīng)器均具有較高的氨氮去除率. GAC-MBR的出水氨氮去除率低于 MBR,這可能是由于在GAC表面附著并固定化反應(yīng)器中的微生物,使反應(yīng)器中懸浮污泥所占的體積減少,GAC-MBR中硝化菌的生長條件不如MBR.

由圖5可見,在GAC-MBR和MBR中,硝態(tài)氮濃度分別維持在2,4.5mg/L,這是由于GAC的固定化生物膜表面存在缺氧環(huán)境,有利于異養(yǎng)型反硝化菌的生存;此外由于 MBR的硝化效果比GAC-MBR好,因此GAC-MBR出水硝態(tài)氮濃度比MBR低.由圖6可見,在MBR中,出水總氮濃度基本上維持在 5mg/L,去除率為 82%以上;GAC-MBR中,總氮去除率約為65%.這是由于投加 GAC降低了反應(yīng)器的硝化能力,導(dǎo)致出水總氮濃度提高.在MBR中投加GAC減少了硝化菌的生長空間,但是有利于異養(yǎng)反硝化菌的生長,能夠提高反應(yīng)器的反硝化能力.兩個(gè)反應(yīng)器出水均能夠符合《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)(GB18918-2002)》[21]中的一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn).

圖4 模擬與實(shí)測出水氨氮濃度的比較Fig.4 Comparison of modeling and measuring the effluent ammonia nitrogen concentration

圖5 模擬與實(shí)測出水硝氮濃度的比較Fig.5 Comparison of modeling and measuring the effluent nitrate concentration

同時(shí)從圖4～圖6可知,利用Biowin軟件中的ASM1模型對(duì)MBR進(jìn)行工藝數(shù)學(xué)模擬,通過調(diào)整模型中的動(dòng)力學(xué)參數(shù),數(shù)學(xué)模型計(jì)算結(jié)果中的各種出水含氮污染物濃度與實(shí)際測量值基本吻合.在 MBR中,調(diào)整的參數(shù)有自養(yǎng)菌比增長速率(μA)、缺氧條件下水解校正因子(ηg)和缺氧條件下異養(yǎng)菌比增長速率的校正因子(ηh);在 GACMBR中只需調(diào)整μA和ηg.

圖6 模擬與實(shí)測出水總氮濃度的比較Fig.6 Comparison of modeling and measuring the effluent total nitrogen concentration

3.2.2 對(duì)COD的去除效果 由圖7可見,由于膜生物反應(yīng)器良好的污泥截留性能和分離性能,兩個(gè)反應(yīng)器對(duì) COD均具有很好的處理效果,出水COD約為20mg/L,去除率為85%以上,ASM1的模擬結(jié)果與實(shí)際測量值基本吻合.GAC的投加,能夠吸附一定量的有機(jī)物,導(dǎo)致 GAC-MBR對(duì)COD的去除效果更好,出水平均COD比MBR低5mg/L.

圖7 模擬與實(shí)測出水COD的比較Fig.7 Comparison of modeling and measuring the effluent COD concentration

3.3 污泥性質(zhì)分析

圖8為采用ASM1模擬2個(gè)反應(yīng)器,動(dòng)力學(xué)模擬過程中好氧氨氧化菌、厭氧氨氧化菌、亞硝態(tài)氮氧化菌和異養(yǎng)菌所占質(zhì)量分?jǐn)?shù).在 2個(gè)反應(yīng)器中,優(yōu)勢微生物均是異養(yǎng)菌,其次是氨氧化菌;厭氧氨氧化菌、亞硝酸鹽氧化菌的質(zhì)量分?jǐn)?shù)很低,在2個(gè)反應(yīng)器中兩種菌的質(zhì)量分?jǐn)?shù)總和低于0.1%.

在MBR和GAC-MBR中,異養(yǎng)菌的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為4.4%和2.3%. MBR中好氧氨氧化菌的質(zhì)量分?jǐn)?shù)比GAC-MBR中的高2.1%,所以MBR的硝化效果比GAC-MBR好,使得MBR的出水氨氮濃度比GAC-MBR的低5.5mg/L;另外在MBR中的異養(yǎng)菌的質(zhì)量分?jǐn)?shù)比GAC-MBR少了2.2%,這部分異養(yǎng)菌主要是由于 GAC固定了反硝化異養(yǎng)菌,因此GAC-MBR中出水硝氮的濃度比MBR的低2.5mg/L. 可見GAC的加入會(huì)減少M(fèi)BR中好氧氨氧化菌的比例,增加異養(yǎng)菌的比例.

圖8 MBR中不同種類的微生物質(zhì)量分?jǐn)?shù)Fig.8 The percent of different microorganisms in the MBR

圖9 反應(yīng)器穩(wěn)定運(yùn)行中活性污泥絮體掃描電鏡照片F(xiàn)ig.9 The photo of activity sludge of the two bioreactors on the stable operation

從圖9a和9c可以看出,2個(gè)反應(yīng)器中均有較多的微生物種類,包括絲狀菌,線蟲等.比較圖 9b和圖9d可知,在MBR中的活性污泥絮體具有較大的孔隙,有利于氧氣的傳輸,因此硝化菌的生長較好;GAC-MBR中的微生物排列緊密,不利于氧氣的傳遞,容易形成缺氧環(huán)境,反硝化效果較好.因此在MBR中投加GAC能增加異養(yǎng)菌量,減少自養(yǎng)菌量.

4 結(jié)論

4.1 在相同的運(yùn)行條件下,GAC-MBR的運(yùn)行周期比 MBR要長一倍,GAC的加入大大減緩MBR膜污染的速度,延長MBR的運(yùn)行周期,從而節(jié)約清洗成本,提高運(yùn)行效率.

4.2 GAC-MBR和MBR的出水氨氮的去除率分別為82%和98%以上,硝態(tài)氮濃度分別維持在2mg/L和4.5mg/L,GAC的加入降低了氨氮的去除率,提高反硝化效率.

4.3 ASM1模型模擬值與實(shí)際測量值基本吻合,異養(yǎng)菌在MBR和GAC-MBR中的質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌分別為4.4%和2.3%.GAC的投加會(huì)減少M(fèi)BR中好氧氨氧化菌的比例,增加異養(yǎng)菌的比例.

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Effect of dosing GAC on the denitrification performance of membrane bioreactor.

HONG Jun-ming*, YIN Juan (College of Chemical Engineering, Huaqiao University, Xiamen 361021 China). China Environmental Science, 2012,32(1)：75～80

In order to study the effect of addition GAC on operation parameters and treatment efficiencies in the MBR, the denitrification performance, the permeable membrane pressure and the membrane flux of membrane bioreactor (MBR) and granules activated carbon-membrane bioreactor (GAC-MBR) were investigated. The two bioreactors were simulated by the activated sludge model No.1 (ASM1). The operation period of MBR and GAC-MBR were 75, 150h, respectively. The fouling rate of MBR was slowed, the opearation period was prolonged by addition GAC. The effluent ammonia nitrogen concentration of MBR and GAC-MBR was 0.5, 6mg/L, respectively. The effluent COD concentrations of them were less than 20mg/L. The effluent nitrate concentration of MBR and GAC-MBR was 4.5, 2mg/L. The effluent total nitrogen concentrations of MBR and GAC-MBR was 5, 10mg/L. The outflow water quality was better than the first grade A required by the discharge standard of pollutants for municipal wastewater treatment plant. Using the activated sludge model No.1 (ASM1) to simulate two bioreactors, the simulated value of water quality was similar to the experimental value; the most of microorganisms were ammonia oxidizing bacterias and heterotrophices. The mass faction of heterotrophices was 95.5%, 97.7% in the MBR, GAC-MBR, respectively. The mass faction of ammonia oxidizing bacterias was 4.4% in the MBR and 2.3% in the GAC-MBR, respectively. Addition GAC could relieve the membrane fouling and have a good removal efficiency of the pollutants.

membrane bioreactor (MBR)；granules activated carbon (GAC)；denitrification performance

2011-03-25

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51078157);國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)資助項(xiàng)目(2008ZX07317-02);廈門科技計(jì)劃項(xiàng)目(3502Z20093028).

* 責(zé)任作者, 副教授, jmhong@hqu.edu.cn

X703.5

A

1000-6923(2012)01-0075-06

洪俊明(1974-),男,福建南安人,副教授,博士,研究方向?yàn)樗廴究刂乒こ?清潔生產(chǎn).發(fā)表論文20余篇.