高有机负荷冲击对填料型MBR运行性能的影响

朱逸舟,李秀芬*,王新华,任月萍



高有机负荷冲击对填料型MBR运行性能的影响

朱逸舟1,2,李秀芬1,2*,王新华1,2,任月萍1,2

(1.江南大学环境与土木工程学院,江苏省厌氧生物技术重点实验室,江苏 无锡 214122；2.江苏省水处理技术与材料协同创新中心,江苏 苏州 215009)

针对分散式农村生活污水有机负荷变化明显的特点,研究了填料型厌氧-缺氧-好氧膜生物反应器(A2O-MBR)抗高有机负荷的能力,考察了高有机负荷冲击对污染物去除效果、悬浮和附着污泥性质以及膜污染的影响.结果表明,高负荷冲击期间污染物去除稳定,氨氮去除率在冲击第3d从99.1%下降到78.5%,出水氨氮浓度高于5mg/L,随后去除率恢复至97.6%;悬浮和附着微生物的三磷酸腺苷(ATP)含量增加;附着生物量显著增加;细胞外聚合物(EPS)增加;高有机负荷冲击期间膜污染更严重,膜面污染层EPS含量显著增加;太阳能微动力A2O-MBR系统能减少10%的碳排放.

高有机负荷冲击；附着微生物；填料；污染物去除；膜污染

分散式农村废水的特征表现在质量、数量和空间分布上的变化,进水污染物浓度的突然变化或有机负荷(organic load rate, OLR)冲击会使处理系统性能不稳定,具体表现在污染物去除和生物质特征(浓度、粒度、粘度、絮凝物结构)的变化[1].有机底物的差异可能会影响微生物的生理特性和提取的细胞外聚合物(EPS)的化学成分[2],通常在高有机负荷条件下微生物会分泌更多的EPS来抵御不利条件.生物反应器可以处理短期和长期的冲击负荷,有时甚至可以承受多重有机负荷冲击[3].一般长期有机负荷冲击会导致新的“稳态”,此时到达稳态的时间与生物质浓度、微生物群落的活性成正比[4].

膜生物反应器(MBR)已成为废水处理和再利用的首选工艺之一[5],MBR的固液分离性能优异,出水水质较好[6],膜组件能将活性污泥完全截留在反应器内,提高反应速率,增强系统耐冲击负荷的能力[7].生物膜较大的比表面积有利于缓慢生长的微生物生长,能保留更高的生物量,对有机负荷冲击有强抵抗能力[8].然而,膜污染仍然是妨碍MBR广泛应用的主要缺点.随着OLR的增加,生物质含量、胶体疏水性、污泥平均粒径也增加,导致膜更快地结垢[9].EPS被发现是潜在的膜污染物质[10].加大曝气冲刷力度是缓解膜污染的重要手段之一,然而随之而来的是能耗的增加,导致排入大气的CO2等温室气体增多.目前关于填料型MBR工艺的研究主要集中在不同有机负荷对其的长期影响.Mannina等[11]将悬浮塑料载体加入到UCT-MBR工艺中的缺氧池和好氧池,发现有机负荷升高没有对系统的COD、氮和磷去除性能造成负面影响. Shuai等[12]在使用填充了无纺布载体的移动床膜生物反应器研究各种进水有机负荷下有机碳和氮的去除性能时发现,系统都表现出良好的脱氮效果.虽然关于有机负荷对填料型MBR长期影响的研究很多,但是有关短时间、多频次、规律性的有机负荷冲击对其影响的研究还比较少.而实际污水处理厂通常会受到水力和有机冲击负荷的短期变化[13].

本文以填料型A2O-MBR处理模拟生活污水为研究体系,考察短时间、多频次的高有机负荷冲击对污染物去除效果、悬浮和附着污泥性质以及膜污染的影响,最后对太阳能微动力驱动膜生物反应器系统进行碳排放核算,阐述系统在节能减排方面的优势.

1 材料与方法

1.1 实验材料

1.1.1 试验装置及填料 试验装置为A2O-MBR反应器(图1),由有机玻璃制成,总有效容积约为18L,通过挡板分为厌氧池(3L)、缺氧池(3L)、好氧池(9L)、膜池(3L),回流比依次为R1=400%,R2=300%,R3= 200%.膜池内装有四片聚偏氟乙烯(polyvinylidene fluoride, PVDF)平板微滤膜,膜总面积为0.556m2,膜组件保持恒定通量运行,通量为25L/(m2∙h),抽停比为8min/2min,水力停留时间(HRT)为12h,污泥停留时间(SRT)为30d.好氧池内添加悬浮塑料填料(图2),材料为聚乙烯,尺寸为直径14mm,高12mm,密度大于0.95g/cm3,孔隙率大于95%,最大比表面积为500m2/m3.填料填充率为40%.系统曝气由2块太阳能电池板供电,每块电池板的额定电压为30V,功率为250W.

图1 A2O-MBR装置

1.进水桶;2.厌氧池;3.缺氧池;4.好氧池;5.膜池;6.膜组件;7.搅拌器;8.太阳能电池板

1.1.2 实验用水实验用水为模拟生活污水,主要由葡萄糖、无水乙酸钠、蛋白胨、碳酸氢铵、磷酸二氢钾以及少量微量元素等组成,正常负荷(阶段1)和高负荷冲击(阶段2)期间模拟废水的具体组成见表1.正常负荷期间进水污染物浓度如下: COD350~ 450mg/L,氨氮25~40mg/L,TN30~45mg/L, TP2~ 4.5mg/L;高负荷冲击期间进水污染物浓度: COD950~ 1225mg/L,氨氮70~80mg/L,TN120~140mg/L,TP7~ 9mg/L.

表1 模拟生活污水的组成

1.2 实验方法

A2O-MBR污泥来自于无锡太湖新城污水处理厂好氧池,接种后反应器内污泥浓度为3~4g/L,各池溶解氧(DO)如下:厌氧<0.15mg/L,缺氧<0.2mg/L,好氧4~6mg/L,膜池6~8mg/L, pH值为7.2~8.5,温度为(25±2)℃.先进行正常负荷进水(阶段1),OLR为0.66kg COD/(m3∙d),持续20d,随后进行高负荷冲击(阶段2),OLR为1.98kg COD/(m3∙d),每天保持4h冲击时间以模拟实际农村生活污水排放,持续15d.考察正常负荷与高负荷冲击期间污染物去除、污泥性质以及膜污染变化情况.

1.3 分析测试项目与方法

1.3.1 水质指标 对进出水以及各池混合液过滤后分析各项水质指标和污泥性质指标,COD、NH4+-N、NO3--N、TN、TP、MLSS、MLVSS均采用国家标准方法测定[14].

1.3.2 载体上生物量测定 取一定个数的载体,用小刀将表面生物膜刮下并溶于去离子水中,随后将混合液过滤,滤纸与污泥一并置于105℃烘箱2h,放入烘箱前滤纸的重量W1与烘完后滤纸和污泥的重量W2之间的差为相应个数载体上的生物量,折算到每个载体的生物量再乘以反应器内载体个数(2000个)即为反应器内的附着生物量.

1.3.3 ATP含量 采用Jiang等[15]报道的方法提取和测定ATP含量.

1.3.4 EPS提取和测量 取10mL污泥混合液,以8000r/min离心10min,上清液为可溶性胞外聚合物(SMP),用去离子水将污泥补充至原体积,在80℃下加热30min,随后以12000r/min离心15min,上清液即为紧密结合型胞外聚合物(TB-EPS).多糖(PS)含量采用苯酚-硫酸法测定[16],蛋白质(PN)含量采用Folin-酚方法测定[17].

1.3.5 碳排放 根据Monteith等[18]的模型计算.碳排放总量根据公式(1)计算.

式中:CO2,eq为排入大气的CO2总量,g/gCOD;CO2,ASP为通过降解有机物排入大气的CO2的量,g/gCOD;CO2,pump为泵运行耗电所产生CO2的量,g/gCOD.

CO2,ASP根据公式(2)计算.

式中:TOCi为进水TOC,mg/L;TOCe为出水TOC, mg/L;TOCds为排泥TOC,g/gVSS.

CO2,pump根据公式(3)计算.

式中:C为每个单位的碳排因子,取0.785kg/(kW∙h), Q为系统电耗(仅为水泵运行),4.032kW∙h.

2 结果与讨论

2.1 高有机负荷冲击对污染物去除的影响

2.1.1 COD去除率 如图3所示,在运行的40d内,反应器始终保持良好的有机污染物去除效果.出水COD浓度始终保持在50mg/L以下,阶段1和阶段2的COD去除率分别为95.0%和92.8%,在高有机负荷冲击期间,反应器对于有机物的去除很好,仅在刚开始冲击的一周内出水COD略有升高.COD主要在厌氧阶段被去除,阶段1和阶段2的厌氧池内COD平均去除率分别为(86.1±2.8)%和(77.3±2.0)%.在厌氧池内有机物首先被活性污泥快速吸附,然后用于微生物代谢[19].在高有机负荷下的吸附阶段,通常能去除70%~80%的总COD[20].Shuai等[21]在利用移动床MBR同时去除氮和磷的研究中发现,COD的主要部分在厌氧阶段被消耗,去除率为84.0%,微生物会在厌氧条件下储存COD作为聚-β-羟丁酸酯(PHB)然后在有氧阶段利用.在高有机负荷冲击期间出水COD的稳定去除可能归因于悬浮载体的投加和膜的截留作用,载体丰富了系统内微生物的种类,提高了生物量,而且附着在生物膜上的微生物不随剩余污泥的排放而流失,对稳定COD的去除性能起到了很大作用[22].

图3 不同有机负荷对COD的影响

2.1.2 氨氮及总氮去除率 如图4所示,阶段1和阶段2的氨氮去除率分别为93.1%和94.0%.出水氨氮浓度仅在冲击前3d高于5mg/L,去除率为78.5%,其余期间均低于5mg/L,在高有机负荷冲击进行3d后,氨氮去除率恢复至97.6%,这可能是由于在面临突然变化的有机负荷时微生物难以适应,导致微生物活性下降,污染物去除效果降低,但是随着时间的推移,微生物能较快适应有机负荷的变化,因此活性逐渐恢复,出水污染物浓度下降,去除率变高.Hu等[23]在分别利用羊毛和Kaldnes环填充介质研究12h的短期冲击时发现,两者氨氮的平均去除率分别从99.1%和98.7%下降到60.6%和42.4%,但是在冲击第3d和第4d分别恢复至99.8%和99.7%.氨氮的去除更敏感,硝化更容易受到实验条件变化的影响,原因可能是硝化细菌的自养生长缓慢,它们与异养细菌在竞争空间和氧气时处于不利地位.TN的进出水浓度以及去除率见图5.高有机负荷冲击期间(阶段2)TN的去除率从78.2%下降到73.5%,但出水浓度始终低于15mg/L.高有机负荷给反硝化细菌提供了额外的碳源,有利于反硝化脱氮的进行,因此对脱氮没有造成显著影响.另外高有机负荷期间微生物的生长消耗了大量的氧气,形成的厌氧/缺氧微环境更有利于同步硝化反硝化的进行.

图4 不同有机负荷对氨氮的影响

图5 不同有机负荷对TN的影响

2.1.3 TP去除率 如图6所示,阶段1和阶段2的TP去除率分别为97.3%和96.7%.在运行的40d内,出水TP始终低于0.5mg/L,高有机负荷冲击没有对TP的去除造成影响.厌氧池的高浓度有机物能使聚磷菌(PAOs)更好的生成聚羟基烷酸(PHA),有利于厌氧释磷,为后面好氧吸磷提供动力[24].Jamal 等[25]利用填充海绵载体的MBR处理高浓度(进水COD= 1000mg/L)废水时发现,填充载体的MBR和对照MBR对TP的去除率分别为58.5%和38.4%,由于载体的存在,更好的除磷还可能归因于在海绵介质缺氧/厌氧区域内生存的聚磷菌(PAOs).

图6 不同有机负荷对TP的影响

图7 不同阶段悬浮和附着污泥中TP含量

磷的去除主要是由于PAOs的吸磷作用, PAOs可以在厌氧阶段释放磷,然后在好氧阶段吸收磷并转化为多聚磷酸盐,通过排放富含聚磷酸盐的活性污泥可以实现磷的去除[26].阶段1和阶段2中悬浮和附着污泥的TP含量见图7,不论是哪个阶段,生物膜中的TP浓度均高于悬浮污泥,可见生物膜的吸磷作用优于悬浮污泥,由于悬浮污泥生长系统的缺点(例如有限的污泥停留时间和污泥膨胀问题),附着污泥生长系统可能更适合去除磷,因为PAOs可以在更长的污泥停留时间内积累、繁殖并且表现出在不利条件下的适应性.Tian等[27]使用透射电子显微镜发现,在生物膜的细胞内存在大的黑色聚磷酸盐颗粒(直径为120~550nm),这也证实了生物膜能更好地吸收磷.

2.2 高有机负荷冲击对污泥性质的影响

2.2.1 生物量变化 图8为2个阶段的生物量变化,图9为MLVSS/MLSS变化.高有机负荷冲击期间(20~40d)平均附着生物量为(11.3±2.3)g,平均悬浮生物量为(64.4±6.12)g,正常负荷期间(0~20d)平均附着生物量为(7.4±1.3)g,平均悬浮生物量为(68.9±5.9)g.可见高有机负荷冲击期间附着生物量明显增加,而悬浮生物量略微降低,这与Li等[28]的报道一致,混合液中的微生物由于充足的底物能更好附着和生长在载体表面,从而使附着生物量增加,悬浮生物量出现下降趋势.在每个阶段中,悬浮和附着微生物的平均MLVSS/MLSS相差不大.高有机负荷冲击增加了悬浮和附着污泥的MLVSS/ MLSS. Chen等[29]报道,随着OLR的增加,MLSS和MLVSS趋于逐渐增加,当OLR高于1.05gCOD/ (L∙d)时增加幅度更大. MLVSS/MLSS的增加意味着污泥中活性生物质组分的增加,高有机负荷进水为污泥中的微生物增加了营养底物,促进了微生物生长.

图8 不同阶段悬浮和附着生物量

2.2.2 微生物活性 微生物代谢主要分为产生能量的分解代谢和消耗能量的合成代谢.在整个代谢过程中.自由能以ATP的形式保存,然后为正常的新陈代谢、繁殖、运动和营养物质运输提供能量[30],因此ATP可用于估计细胞能量状态[8].图10为阶段1和阶段2中悬浮和附着微生物的ATP含量,阶段1中悬浮和附着微生物的平均ATP含量为(3.56±1.08)μg/gVSS和(14.76±1.79)μg/gVSS,阶段2中悬浮和附着污泥的平均ATP含量为(11.80± 1.58)μg/gVSS和(21.34±2.38)μg/gVSS,随着有机负荷的提高,微生物活性也相应提高,这可能是因为有机底物的增加促进了微生物的代谢活动.生物膜的ATP含量最高,这可能与生物膜中较多的硝化细菌有关,由于长泥龄的存在,生物膜中富集了较多硝化细菌,硝化细菌是自养细菌,可以直接利用空气中的氧气作为电子受体将氨氮硝化为硝酸盐和亚硝酸盐,在好氧状态下能保持较高的生物活性.在每一个阶段中, ATP含量总是呈现沿程降低的趋势(除了生物膜),由于厌氧池处在反应器的最前端,池内有机底物最多,微生物利用ATP进行一系列代谢活动也最旺盛,因此微生物活性最高,而随着沿程污染物逐步降解,进入好氧池的有机物已经相对很少,因此微生物活性也进一步降低.

图9 不同阶段悬浮和附着污泥的MLSS/MLVSS

图10 不同阶段悬浮和附着污泥的ATP含量

2.2.3 胞外聚合物 EPS是微生物的合成聚合物,存在于细胞上或细胞外,使细胞能更好地获取底物和营养物质,保持水合作用,并保护自己免受环境压力.EPS能够改变细胞表面的物理、化学特性,对于活性污泥的结构稳定性有着重要作用[31].蛋白质和多糖是EPS的主要组分[32].高有机负荷冲击期间的EPS如图11所示,与正常负荷相比,SMP增加,其中厌氧池污泥和附着污泥中SMP较高,厌氧池微生物SMP中多糖和蛋白质含量分别从(2.58±1.20), (5.41±2.07)mg/gVSS增加到(5.73±2.19),(7.13±2.37) mg/gVSS. Schiener等[33]报道在增加的OLR下可以生产更多SMP,这可能是因为厌氧池内微生物受到高有机负荷冲击的影响最大,过高的有机负荷促使微生物分泌过多SMP来抵御环境变化造成的冲击,另外由于SMP处在细胞外部的最外层,与水相直接接触,在提取过程中不可避免带入水相中的有机物,而高负荷期间厌氧池内有机物增多,导致SMP含量也增加.高有机负荷冲击期间生物膜SMP中多糖和蛋白质分别从(6.79±0.35),(7.90±4.09)mg/gVSS增加到(12.92±0.97),(10.34±2.10)mg/gVSS.无论哪个阶段生物膜中的EPS总是最多,这是因为EPS和其他可溶性微生物产物能形成紧密的纤维状结构,为生物膜的发育提供稳定的空间结构[34].

2.3 高有机负荷冲击对膜污染的影响

2.3.1 跨膜压差 高有机负荷冲击对膜污染的影响如图12所示.运行42d内共清洗5次,阶段1清洗了2次(第12,21d),平均11d达到25kPa;阶段2 清洗了3次(第30,36,41d),平均7d达到25kPa,虽然2个阶段中跨膜压差(TMP)都发生了明显的“跳跃”,但是阶段2中TMP上升速度比阶段1中更快,达到25kPa所需的时间更短.

图12 不同阶段MBR的TMP变化

2.3.2 膜面EPS 高有机负荷冲击期间严重的膜污染可能归因于混合液特性的变化,从而影响膜面污泥的性质,进而影响膜污染.在活性污泥中细胞释放的EPS目前被认为是MBR中滤饼沉积和孔堵塞的主要原因[35].膜面污染层的EPS如图13所示,阶段1中SMP的多糖和蛋白质分别为117.94, 93.41mg/gVSS, PS/PN为1.26,阶段2中分别增加到168.46,132.51mg/gVSS,PS/PN为1.27,阶段1中EPS的多糖和蛋白质分别为63.04,101.98mg/gVSS, PS/PN为0.62,阶段2中分别增加到125.44和202.06mg/gVSS, PS/PN为0.62, 高有机负荷冲击期间膜面SMP和TB-EPS都明显增加,但是SMP和TB-EPS中多糖和蛋白质的比例却没有变化,可见,造成膜污染的关键不是多糖和蛋白质的比例,而是EPS总量.膜面污垢层中SMP的增加归因于膜的排斥作用,随着OLR增加,膜池混合液中SMP增加(如图11a),观察到膜池上清液中的COD与出水COD之间有明显差值,表明由于膜的排斥作用,SMP被积累在膜表面[36],越来越多的SMP使得其中亲水性的多糖含量增加,亲水性化合物在膜表面上的积累导致更严重的膜污染,因此在较高的OLR下,微生物对膜表面具有正亲和力并开始在膜表面上生长而不是停留在悬浮液中[37].

图13 不同阶段膜面污染层的SMP和TB-EPS含量

2.4 系统碳排放核算

曝气系统的能耗是污水处理系统能耗的重要部分,因此节能减排的重点应该在曝气系统的优化,减少或者不使用化石燃料,改用清洁可再生能源将是减少碳排放的重要手段.太阳能微动力膜生物反应器的碳排放主要由降解污染物引起的碳排放和水泵运行耗电产生的碳排放两部分构成.根据Monteith[18]的模型,太阳能微动力膜生物反应器在阶段1和阶段2期间的进水、出水平均COD、膜池排泥TOC含量分别见表2、3.

表2 不同阶段COD变化情况(mg/L)

太阳能微动力膜生物反应器系统在阶段1和阶段2中系统由于降解污染物产生的碳足迹分别为0.59,0.48g/gCOD,由于水泵运行产生的碳足迹为8.63,7.02g/gCOD,总的碳足迹分别为9.22,7.50g/ gCOD.本系统使用太阳能作为曝气能耗而非电耗,因此减少了额外的0.432kW∙h电耗,相应减少的CO2含量为339.12g/d,折合成阶段1和2中的碳足迹分别为0.92,0.75g/gCOD.太阳能微动力MBR系统在运行中减少了10%的碳排放,这一数据仅在实验室规模中呈现,在中试或者全尺寸规模的系统中将更为可观.

表3 不同阶段TOC变化情况

3 结论

3.1 高有机负荷冲击对污染物去除没有显著影响,氨氮去除率仅在冲击前3d受到影响,从99.1%下降到78.5%,出水浓度高于5mg/L,随后去除率恢复到97.6%.

3.2 高有机负荷冲击期间悬浮和附着微生物的活性增加,附着生物量显著增加,EPS增加.

3.3 高有机负荷冲击加重了膜污染,跨膜压差迅速上升,膜面EPS含量显著增加.

3.4 系统的碳排放大部分来自于水泵运行,太阳能的使用能减少近10%的碳排放.

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Effect of high organic load shock on the performance and membrane fouling of membrane bioreactor with suspended carriers.

ZHU Yi-zhou1,2, LI Xiu-fen1,2*, WANG Xin-hua1,2,REN Yue-ping1,2

(1.Jiangsu Key Laboratory of Anaerobic Biotechnology, School of Environmental and Civil Engineering, Jiangnan University, Wuxi 214122, China；2.Water Treatment Tech-nology and Material Collaborative Innovation Center in Jiangsu Province, Suzhou 215009, China)., 2019,39(5)：1985~1992

Regarding the changing nature of the organic load in decentralized rural wastewater, the ability of the anaerobic-anoxic- aerobic membrane bioreactor (A2O-MBR) with suspended carriers to resist the high organic load shock was studied. The effects of high organic load shock on the pollutant removal, properties of suspended and attached sludge as well as membrane fouling were investigated. The results showed that the pollutant removal was stable during high load shock. The removal rate of ammonia nitrogen decreased from 99.1% to 78.5% on the third day after the shock, and the ammonia nitrogen concentration in the effluent was higher than 5mg/L. Then the removal rate of ammonia nitrogen recovered back to 97.6%. The adenosine triphosphate (ATP) content of suspended and attached microorganisms, the attached biomass and the content of extracellular polymer (EPS) increased. The membrane fouling became more serious, and EPS content of the membrane-fouling layer was increased significantly during the shock period. The solar-powered A2O-MBR system can cut down 10% of carbon emissions.

high organic load shock；attached microorganisms；carrier；pollutant removal；membrane fouling

X703.1

A

1000-6923(2019)05-1985-08

朱逸舟(1993-),男,江苏南通人,江南大学硕士研究生,研究方向为污水资源化.

2018-10-16

国家重点研发计划课题(2016YFC0400707)

*责任作者, 教授, xfli@jiangnan.edu.cn