颗粒活性炭对膜生物反应器脱氮性能的影响

洪俊明,尹 娟 (华侨大学化工学院,福建 厦门 361021)

颗粒活性炭对膜生物反应器脱氮性能的影响

洪俊明*,尹 娟 (华侨大学化工学院,福建 厦门 361021)

为了考察投加颗粒活性炭(GAC)对膜生物反应器(MBR)运行过程和处理效果的影响,研究了MBR和GAC-MBR透膜压差、膜通量的变化情况和脱氮性能,并采用ASM1模型对2个反应器进行数学模拟.结果表明,MBR和GAC-MBR的运行周期分别为75,150h,说明GAC的加入能够显著减缓MBR膜污染的速度,延长MBR的运行周期.MBR和GAC-MBR氨氮浓度分别为0.5,6mg/L;硝氮浓度分别为4.5,2mg/L;总氮浓度分别为5,10mg/L,出水COD均低于20mg/L,出水能符合《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB 18918-2002)》中的一级A标准.采用 ASM1进行工艺数学模拟,模拟出水与实际测量值基本吻合,2个反应器中主要微生物为异养菌和氨氧化菌,异养菌在 MBR和

GAC-MBR中的质量分数分别为95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌分别为4.4%和2.3%,说明投加颗粒活性炭能有效的缓解膜污染,并对污染物具有良好的处理效果.

膜生物反应器(MBR)；颗粒活性炭(GAC)；脱氮性能

膜生物反应器(MBR)具有处理效率高、出水水质好、流程简单、设备紧凑、占地面积小、易实现自动控制、运行管理简单等突出特点[1-2],但存在初期建设投资较大的问题,主要是膜组件的价格较高;且由于膜与污水、污泥直接接触,膜污染的问题也很突出,膜污染造成通量的迅速降低,使膜组件的运行周期缩短,限制了 MBR技术的推广.

目前主要缓解膜污染的方法有膜表面化学改性[3-4],对混合液进行预处理[5-7]、向污泥混合液中投加填料[8-14]、优化操作条件[15-16]等.这些方法存在操作复杂、成本高等缺点,本研究率先向MBR中投加颗粒活性炭(GAC),不仅有操作简单且成本低等优点,而且可以缓解膜污染问题.

本研究采用PVDF平板超滤膜作为膜组件,形成一体式MBR工艺,考察了投加10% GAC的一体式颗粒活性炭-膜生物反应器(GAC-MBR)和 MBR工艺的运行情况与脱氮性能,同时采用活性污泥数学模型(ASM1)对 MBR和GAC-MBR进行生物动力学模拟,分析2个反应器的出水水质和微生物分布情况.

1 材料与方法

1.1 试验装置

图1 一体式膜生物反应器工艺流程Fig.1 Diagram of a integrated membrane bioreactor

试验装置如图1所示,污水从原水桶由磁力泵提升进入膜生物反应器,膜生物反应器由生物反应器、浸没式膜组件和液位控制器组成.其中生物反应器的有效容积为 10L,反应器中装有 1个膜组件,所用膜片为孔径0.1μm的PVDF膜,有效膜面积为 0.10m2.通过液位控制器的高、中、低液位来控制反应器的进水,蠕动泵抽吸出水,采用错流微孔曝气,DO控制在3.0～4.0mg/L.

为了考察颗粒活性炭对膜污染的缓解能力,本研究在运行过程中提高了 MBR的运行能力,采用了较高的膜通量,单位膜面积平均流量为16.7L/(m2·h).反应器的水力停留时间为 4h,运行期间未排泥.当膜过滤压差达到一定时用清水冲洗膜组件.

在MBR工艺中投加体积分数为10%,粒径为 10～20目的颗粒活性炭(GAC),形成 GACMBR工艺.2个反应器的运行条件相同,污泥浓度均为4000 mg/L左右.

1.2 原水水质、分析方法

本实验中反应器进水 COD 为 237.6～311.4mg/L,总氮为29.00～31.05mg/L,氨氮27.50～28.50mg/L,pH6.5～7.5.

未驯化的污泥取自城市污水处理厂的曝气池,污泥经过筛后,装入MBR中,正常进水,启动反应器.污泥经过1个月驯化后,出水稳定,在稳定运行过程中,定期取反应器的进水和出水,分析其中COD、氨氮、总氮和硝态氮,观察膜前后的出水压力和出水流量.

试验过程中 COD测定采用重铬酸钾法[17],氨氮的测定采用纳氏试剂光度法[18],总氮的测定采用过硫酸钾氧化分光光度法[19],硝态氮的测定采用酚二磺酸光度法[20].

2 数学模型建立

2.1 Biowin模拟软件

Biowin3.1是由加拿大Envirosim公司推出的污水处理工艺数学模拟软件,其机理模型中包括国际水协 IWA推出的活性污泥数学模型系列,ASM1、ASM2D及ASM3模型等.Biowin软件可以模拟多种污水处理工艺,包括MBR、生物膜模型等,可以根据设计者需要建立各种处理工艺并进行模拟.

2.2 数学模型的建立

采用 Biowin中 ASM1模型对 MBR和GAC-MBR进行生物过程模拟,水质组分根据实验测量的比例划分,模型参数取 ASM推荐值.当模拟结果与实测值有误差时,对模型的动力学参数进行调整,直至与实际运行结果良好吻合.模拟时所用ASM1模型参数值如表1所示.

表1 模型参数值Table 1 the value of model parameters

3 结果与讨论

3.1 透膜压差和膜通量的变化

由图2和图3可以看出,在MBR运行的前5h,透膜压差从10kPa快速上升至35kPa,之后缓慢上升至46kPa;第75h开始运行第2个周期,这个周期的透膜压力和膜通量变化趋势跟第 1个周期几乎相同.MBR 2个阶段的运行周期均为75h,膜通量均从35L/(m2·h)快速降至8.5L/(m2·h).根据达西定律[10-11]可知,膜通量与膜阻力成反比,与过滤压差成正比.在运行开始时,只有膜本身的阻力,在膜通量一定的情况下,过滤压差最小.随着过滤的进行,污泥被截留在膜表面,开始产生滤饼层阻力,此时膜阻力由膜本身的阻力和滤饼层阻力共同组成,这就使得过滤压差快速上升和膜通量快速下降.反应器运行 5h,滤饼层基本形成,膜表面开始形成凝胶层,过滤压差和膜阻力都缓慢上升,凝胶层形成后截留小分子物质导致膜阻力大大增加,使得膜通量减少,此时对膜进行反冲洗.用清水反冲洗后膜通量基本恢复完全.

图2 透膜压差随运行时间的变化Fig.2 The variation of the filtration pressure

在 MBR中投加 GAC后,膜通量提高至60L/(m2·h),为了使2个反应器的膜通量基本相同,调整蠕动泵的转速,至出水膜通量为 14L/(m2·h).在GAC-MBR中,透膜压力从8kPa缓慢上升至45kPa,膜通量从14L/(m2·h)缓慢降至8.0L/(m2·h),运行周期为150h.这说明GAC的加入能够减缓膜污染的速度,延长MBR的运行周期,从而节约清洗成本.这是由于投加 GAC后,活性污泥絮体以 GAC为载体,相互黏附在一起,聚集而形成更大的絮体,改善了污泥絮体性质,提高了混合液的可过滤性,使MBR的运行周期延长至150h.又由于 GAC具有较强的吸附作用,吸附大量的微细胶体等物质,并且由于生物活性炭污泥絮体内部有 GAC颗粒,使其比一般的絮体具有更高的抗压性,因此所形成的凝胶层相对比较疏松,孔隙度高,透水性好,大大降低了由于滤饼层所引起的膜阻力,进而缓解了透膜压差的上升速率和膜通量的降低速率.

图3 膜通量随运行时间的变化Fig.3 The variation of membrane flux

3.2 脱氮性能比较

3.2.1 对氮的去除效果 由图 4可见,GACMBR和MBR的出水氨氮浓度分别为6,0.5mg/L左右,氨氮的去除率分别为82%和98%以上.在膜生物反应器中膜的良好分离作用,保证了硝化菌的生长条件,有利于硝化过程的进行,因此,两个反应器均具有较高的氨氮去除率. GAC-MBR的出水氨氮去除率低于 MBR,这可能是由于在GAC表面附着并固定化反应器中的微生物,使反应器中悬浮污泥所占的体积减少,GAC-MBR中硝化菌的生长条件不如MBR.

由图5可见,在GAC-MBR和MBR中,硝态氮浓度分别维持在2,4.5mg/L,这是由于GAC的固定化生物膜表面存在缺氧环境,有利于异养型反硝化菌的生存;此外由于 MBR的硝化效果比GAC-MBR好,因此GAC-MBR出水硝态氮浓度比MBR低.由图6可见,在MBR中,出水总氮浓度基本上维持在 5mg/L,去除率为 82%以上;GAC-MBR中,总氮去除率约为65%.这是由于投加 GAC降低了反应器的硝化能力,导致出水总氮浓度提高.在MBR中投加GAC减少了硝化菌的生长空间,但是有利于异养反硝化菌的生长,能够提高反应器的反硝化能力.两个反应器出水均能够符合《城镇污水处理厂污染物排放标准(GB18918-2002)》[21]中的一级A排放标准.

图4 模拟与实测出水氨氮浓度的比较Fig.4 Comparison of modeling and measuring the effluent ammonia nitrogen concentration

图5 模拟与实测出水硝氮浓度的比较Fig.5 Comparison of modeling and measuring the effluent nitrate concentration

同时从图4～图6可知,利用Biowin软件中的ASM1模型对MBR进行工艺数学模拟,通过调整模型中的动力学参数,数学模型计算结果中的各种出水含氮污染物浓度与实际测量值基本吻合.在 MBR中,调整的参数有自养菌比增长速率(μA)、缺氧条件下水解校正因子(ηg)和缺氧条件下异养菌比增长速率的校正因子(ηh);在 GACMBR中只需调整μA和ηg.

图6 模拟与实测出水总氮浓度的比较Fig.6 Comparison of modeling and measuring the effluent total nitrogen concentration

3.2.2 对COD的去除效果 由图7可见,由于膜生物反应器良好的污泥截留性能和分离性能,两个反应器对 COD均具有很好的处理效果,出水COD约为20mg/L,去除率为85%以上,ASM1的模拟结果与实际测量值基本吻合.GAC的投加,能够吸附一定量的有机物,导致 GAC-MBR对COD的去除效果更好,出水平均COD比MBR低5mg/L.

图7 模拟与实测出水COD的比较Fig.7 Comparison of modeling and measuring the effluent COD concentration

3.3 污泥性质分析

图8为采用ASM1模拟2个反应器,动力学模拟过程中好氧氨氧化菌、厌氧氨氧化菌、亚硝态氮氧化菌和异养菌所占质量分数.在 2个反应器中,优势微生物均是异养菌,其次是氨氧化菌;厌氧氨氧化菌、亚硝酸盐氧化菌的质量分数很低,在2个反应器中两种菌的质量分数总和低于0.1%.

在MBR和GAC-MBR中,异养菌的质量分数分别为95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌的质量分数分别为4.4%和2.3%. MBR中好氧氨氧化菌的质量分数比GAC-MBR中的高2.1%,所以MBR的硝化效果比GAC-MBR好,使得MBR的出水氨氮浓度比GAC-MBR的低5.5mg/L;另外在MBR中的异养菌的质量分数比GAC-MBR少了2.2%,这部分异养菌主要是由于 GAC固定了反硝化异养菌,因此GAC-MBR中出水硝氮的浓度比MBR的低2.5mg/L. 可见GAC的加入会减少MBR中好氧氨氧化菌的比例,增加异养菌的比例.

图8 MBR中不同种类的微生物质量分数Fig.8 The percent of different microorganisms in the MBR

图9 反应器稳定运行中活性污泥絮体扫描电镜照片Fig.9 The photo of activity sludge of the two bioreactors on the stable operation

从图9a和9c可以看出,2个反应器中均有较多的微生物种类,包括丝状菌,线虫等.比较图 9b和图9d可知,在MBR中的活性污泥絮体具有较大的孔隙,有利于氧气的传输,因此硝化菌的生长较好;GAC-MBR中的微生物排列紧密,不利于氧气的传递,容易形成缺氧环境,反硝化效果较好.因此在MBR中投加GAC能增加异养菌量,减少自养菌量.

4 结论

4.1 在相同的运行条件下,GAC-MBR的运行周期比 MBR要长一倍,GAC的加入大大减缓MBR膜污染的速度,延长MBR的运行周期,从而节约清洗成本,提高运行效率.

4.2 GAC-MBR和MBR的出水氨氮的去除率分别为82%和98%以上,硝态氮浓度分别维持在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模型模拟值与实际测量值基本吻合,异养菌在MBR和GAC-MBR中的质量分数分别为95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌分别为4.4%和2.3%.GAC的投加会减少MBR中好氧氨氧化菌的比例,增加异养菌的比例.

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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

国家自然科学基金资助项目(51078157);国家水体污染控制与治理科技重大专项资助项目(2008ZX07317-02);厦门科技计划项目(3502Z20093028).

* 责任作者, 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,研究方向为水污染控制工程,清洁生产.发表论文20余篇.