絮凝预处理对奶牛场膜生物反应器膜污染影响的中试试验

宋建超，尚 斌，陶秀萍，董红敏，王 俊，郭江鹏

絮凝预处理对奶牛场膜生物反应器膜污染影响的中试试验

宋建超1，尚 斌1，陶秀萍1※，董红敏1，王 俊2，郭江鹏2

（1. 中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所，农业农村部设施农业节能与废弃物处理重点实验室，北京 100081；2. 北京市畜牧总站，北京 100107）

为探讨经济实用的高浓度奶牛场污水预处理方法，该研究开展了絮凝预处理对膜生物反应器（Membrane Bioreactor，MBR）膜污染的影响试验，试验采用高浓度奶牛场污水原水和絮凝出水作为MBR进水依次运行，对比分析了不同进水的膜污染规律及其原因。结果表明，絮凝出水作为MBR进水时膜污染速率较污水原水降低47%且膜组件的维护性清洗时间间隔由10 d延长至16 d；MBR处理污水原水的膜池混合液中胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances，EPS）和溶解性微生物产物（Soluble Microbial Products，SMP）浓度分别为4.76和3.94 g/L，而处理絮凝出水时的EPS和SMP浓度值分别为3.97和2.23 g/L。两阶段MBR膜池混合液各粒径值总体上均呈现先增大后减小的趋势，第1和第2阶段的最大粒径体积百分比分别出现在第16天和第23天，第1阶段EPS浓度和SMP浓度均随着颗粒粒径的增大而减小，第2阶段EPS浓度随着颗粒粒径的增大而增大但SMP浓度与颗粒物粒径之间无变化规律；MBR处理污水原水的膜池混合液颗粒粒径的峰值较分散，且16 d后峰值向小粒径方向移动，而处理絮凝出水的峰值粒径相对稳定，且峰值粒径对应的最大体积百分比从3.57%增加至5.95%。MBR对2种进水的化学需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）去除率均可达90%以上，氨氮（Ammonia Nitrogen，NH3-N）去除率均接近90%，对絮凝出水的总磷（Total Phosphorus，TP）处理效果高于污水原水。絮凝预处理使膜池混合液的EPS和SMP浓度降低且SMP蛋白质浓度显著降低（<0.05）、膜池混合液颗粒粒径显著增加（<0.05），有效减缓了MBR的膜污染，絮凝预处理与MBR组合可望为高浓度奶牛场污水处理提供可靠的技术途径。

污水；絮凝；膜; 膜生物反应器；奶牛场；污染

0 引 言

膜生物反应器（Membrane Bioreactor，MBR）将传统活性污泥法与现代超、微滤膜分离相结合，在微生物去除污染物的基础上，借助膜分离进一步提高出水水质，具有占地面积小、易于控制且高容积负荷等优点，被广泛应用于各领域污水深度处理[1-3]。现有膜生物反应器相关研究主要集中于工业废水[4]、城市污水[5-6]、生活废水[3,7-8]等，近年来膜生物反应器技术逐渐被应用于畜禽养殖污水和沼液处理[9-10]，但是膜污染一直是膜生物反应器实际应用中的最大限制因素。有关研究显示，化学絮凝预处理或者MBR中投加助滤剂、絮凝助剂以及填料，比如硅藻土、活性炭、铝盐和铁盐、无机高分子物质、有机聚合电解质以及天然有机物，可有效缓解膜污染[11-13]。目前有关膜生物反应器处理畜禽养殖污水和沼液的研究，以小试研究为主[14-16]，针对高浓度养殖污水的中试研究鲜有报道。将膜生物反应器应用于高浓度养殖污水处理，其膜污染情况将直接关系到出水效果和运行成本，最终影响到膜生物反应器应用于高浓度养殖污水的可行性。

本研究以机械清粪奶牛场高浓度污水为研究对象，探讨絮凝预处理对膜生物反应器中试运行的膜污染影响，为高效实用的奶牛场污水处理工艺的工程应用提供科学依据和技术参考。

1 材料与方法

1.1 试验装置

中试设备由絮凝装置（容积1 m3）和膜生物反应器（有效容积6 m3）两部分组成（图1），絮凝装置由箱体（不锈钢材质）、搅拌器和控制器组成，膜生物反应器由预曝气装置（底设8个微孔曝气盘）、曝气泵和膜组件构成。MBR膜组件为聚偏氟乙烯（Polyvinylidene Fluoride，PVDF）平板膜（RGE-40，南京瑞洁特膜分离科技有限公司），膜厚5 mm、孔径0.1m、总有效面积20 m2。MBR进水（污水原水和絮凝出水）由管道泵提升至膜池，膜池水位由液位器调节；曝气泵通过曝气盘给膜池连续供氧；自吸泵负压抽吸产水，并通过转子流量计调节出水量；管道泵、曝气泵和自吸泵的运行均由可编程逻辑控制箱系统（Programmable Logic Controller，PLC）整体控制。

1.2 膜生物反应器进水水质

MBR进水包括污水原水和絮凝出水。试验用水在北京某规模化奶牛场现场取用，该奶牛场采用机械清粪方式，清理出的奶牛粪尿经过挤压式和振动筛两级固液分离后的液体为污水原水，为了使原水水质与絮凝出水相当，污水原水需经适当稀释后作为第1阶段MBR进水；试验第2阶段MBR进水为奶牛场污水原水经过絮凝处理后的上清液（絮凝出水）。试验过程中奶牛场污水稍有波动，第1阶段和第2阶段MBR进水水质基本相近，具体的水质特性如表1所示。

图1 絮凝-膜生物反应器系统中试装置图

表1 试验污水原水和絮凝出水的水质特性

1.3 中试设备运行

1.3.1 絮凝装置运行

根据作者所在团队絮凝中试结果（内部资料）：基于最佳性价比，选用非离子聚丙烯酰胺（Non-ionic Polyacrylamide，NPAM）作为絮凝剂，配制1 g/L的投加液、按照1∶400体积比投加，经过快速和中速搅拌后静置沉淀30 min，上清液作为MBR第2阶段进水。

1.3.2 MBR接种污泥和运行

膜生物反应器的接种污泥取自奶牛场现有污水处理站稳定运行的活性污泥（MLSS为5 000 mg/L），首先MBR中加入4 m3接种污泥，然后逐渐增加原水（每次增加处理水量的10%）进行曝气，曝气5 d后开始连续出水并测试出水化学需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）和氨氮（Ammonia Nitrogen，NH3-N）浓度，直至7 d后处理水量达到满荷载（设计日处理量为5 m3），此后MBR继续曝气直至污泥呈棕褐色且出水水质达标时，驯化阶段结束，正式开始试验。试验运行期间MBR的水力停留时间（Hydraulic Retention Time，HRT）为72 h，膜通量为10 L /(m2·h)，曝气强度为1.8 m3/(m2·h)，使膜池混合液的溶解氧（Dissolved Oxygen，DO）浓度控制在(2.4±0.7) mg/L；每周排泥3次、每次排泥500 L使污泥龄（Sludge Retention Time，SRT）保持在28 d；出水泵采用开8 min、停2 min的间歇抽吸方式运行，当膜组件的跨膜压力（Transmembrane Pressure，TMP）接近30 kPa时用次氯酸钠溶液和柠檬酸溶液进行化学清洗。

第1阶段MBR进水为污水原水，试验在2019年10月15日—11月14日进行，稳定运行31 d，MBR膜池水温为（21.0±2.2）℃；第2阶段MBR进水为絮凝出水，试验在11月29日—12月31日进行，稳定运行33 d，MBR膜池水温为（19.4±2.0）℃；2个阶段试验中间有2周过渡期，并且第1阶段试验结束后排泥、恢复试验初始污泥浓度，并对膜组件进行维护性清洗。整个试验运行期间，室外环境温度在-9～19℃且最冷天的日平均温度为（-6.3±-2.7）℃，为了防止冬季低温和降雪对试验的影响，试验装置外加装阳光棚（在其他季节将阳光板拆除，只保留骨架结构），试验期间MBR水温平均为(20.1±2.3)℃。

1.4 采样及样品分析方法

试验过程中每天15:00时采集MBR进水和出水样品，测定COD、NH3-N和总磷（Total Phosphorus，TP）浓度，其中COD浓度采用环境行业标准方法[17]测定，NH3-N和TP采用HACH快速测定法。NH3-N样品中加入HACH专用试剂反应20 min、TP样品加入HACH专用试剂消解（DRB200，COD快速消解仪，HACH Company，USA；温度稳定性：±2℃）30 min后，通过紫外可见光分光光度计（DR 6000，HACH Company，USA；波长分辨率：0.1 nm）测定浓度。所有指标均在现场12 h内完成测定。试验水质中总氮（Total Nitrogen，TN）指标的测定方法亦采用HACH快速测定法、总悬浮固体（Total Suspended Solids，TSS）采用质量法测定、pH 值采用酸度计（Five Go F2-Standard，Mettler-Toledo，CH；精度：±0.01）测定，DO和水温采用哈纳便携式溶解氧仪（HI98193，HANNA Instruments，ITA；精度：±1.5%读数）测定，膜池NPAM残留含量采用紫外可见分光光度法（UV3600，紫外分光光度计，SHIMADZU Excellence，JP；波长分辨率：0.1 nm）测定。

每个试验阶段从曝气膜池采集活性污泥混合液样品2份，其中一份样品50 mL用于混合液颗粒粒径测定，另一份样品100 mL用于提取溶解性微生物产物（Soluble Microbial Products，SMP）和胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances，EPS），样品采集间隔均为7 d、两阶段各采样5次，另外在试验用水进入MBR前也采集样品但仅用于颗粒粒径测定。颗粒粒径（体积平均粒径[4,3]、累积分布10%的粒径(0.1)、累积分布50%的粒径(0.5)和累积分布90%的粒径(0.9)）均采用激光粒度分析仪（Mastersizer 2000，英国马尔文仪器有限公司）测定。活性污泥混合液样品在4 000 r/min下离心5 min，上清液用0.45m滤膜过滤后即为提取的溶解性微生物产物，采用苯酚-硫酸法测定溶解性微生物产物中的多糖（Polysaccharide of Soluble Microbial Products，SMPs）和考马斯亮蓝法测定溶解性微生物产物中的蛋白质（Protein of Soluble Microbial Products，SMPp），SMPs值与SMPp值相加即为SMP；在活性污泥混合液提取SMP之后的浓缩污泥中加入蒸馏水补足体积至原体积，采用热提取法[18]提取EPS，测定其中的多糖（Polysaccharide of Extracellular Polymeric Substances，EPSs）和蛋白质（Protein of Extracellular Polymeric Substances，EPSp）组分浓度，EPSs值与EPSp值相加即为EPS。

通过出水管上真空压力表测试跨膜压力（Transmembrane Pressure，TMP）值，以单位膜面积处理单位水量时TMP的增长率（，kPa/m）表示膜污染速率，按式（1）进行计算。

式中∆TMP为跨膜压力的增加值，kPa；为出水流量，m3/d；为运行时间，d；为膜组件有效膜面积，m2。

污水中COD、NH3-N和TP去除率（，%）均按式（2）进行计算。

式中C为进水中某种污染物的浓度，mg/L；C为出水中相应污染物浓度，mg/L。

2 结果与分析

2.1 中试膜污染情况

2.1.1 膜污染速率

试验期间两阶段运行过程中膜生物反应器TMP变化情况如图2所示。第1阶段MBR处理污水原水（COD浓度为（6 916±671）mg/L、氨氮浓度为（389±55）mg/L、TSS浓度为（6 490±205）mg/L）时，第1天初始TMP为5 kPa，运行第10天达到29.9 kPa，1～10 d的膜污染速率为10.38 kPa/m，此时对膜组件进行第1次化学清洗；膜清洗后TMP恢复至6.7 kPa，随着MBR运行至试验第20天时TMP再次升高至29.2 kPa，进行第2次膜清洗，在此期间膜污染速率为9.38 kPa/m；膜清洗后TMP恢复至8.2 kPa，运行11 d后（试验第31天）TMP达到30.5 kPa，在此期间的膜污染速率为8.45 kPa/m，再次对膜组件进行清洗。第1阶段对膜组件的清洗并不能使TMP恢复至初始状态，可能是小粒径污泥堵塞膜孔所致[13]。第2阶段MBR进水为絮凝出水（COD浓度为（7 013±897）mg/L），运行16 d后TMP达到30 kPa，对膜组件进行清洗，再次运行17 d后（试验第33天）TMP再次升高至29.5 kPa，第2阶段的膜清洗周期对应的膜污染速率分别为5.73和5.47 kPa/m，均低于第1阶段的膜污染速率值且第2阶段的膜污染速率值较第1阶段可降低47%。尽管第1阶段和第2阶段MBR进水COD浓度相近，但膜清洗间隔由10 d（第1阶段）延长至16 d（第2阶段），污水经过絮凝处理后可减缓膜污染，延长膜清洗间隔时间。

注：当跨膜压力达到约30 kPa时进行膜清洗；第2阶段为MBR处理絮凝预处理后的出水，下同。

第2阶段MBR进水的COD浓度为（7 013±897）mg/L、氨氮浓度为（487±46）mg/L、TSS浓度为（6 879±542）mg/L），氨氮和TSS浓度略高于第1阶段进水，但第2阶段TMP增长速度较慢，其原因可能是絮凝预处理使原水中的极细微颗粒物（包括胶体、悬浮物等肉眼可见物或不可见物）变成大颗粒聚沉去除后，减缓膜污染。本研究对絮凝出水中的絮凝剂NPAM的残留量进行了分析，其浓度在2～6 mg/L，絮凝出水中残留少量NPAM，不易透过膜组件，当其随着MBR进水在膜池内积累后，高分子NPAM可以依靠其长分子链来吸附混合液中胶体有机物，同时和膜污染相关的溶解性大分子在架桥絮凝作用下与活性污泥絮体相结合，形成大于膜孔的絮体颗粒，有效抑制膜孔堵塞和凝胶层的形成，从而减缓膜污染[19-20]。按照国家标准《膜生物反应器通用技术规范》（GB/T 33898—2017），MBR的维护性清洗周期一般为7～15 d，当MBR处理絮凝出水时，维护性清洗周期得到进一步延长。

2.1.2 胞外聚合物和溶解性微生物产物

2个试验阶段的EPS、SMP中的多糖与蛋白质浓度如表2所示，第1阶段的EPS和SMP浓度分别为（4.76±1.67）和（3.94±1.41）g/L，均高于第2阶段的EPS（3.97±1.58）和SMP（2.23±1.12）g/L，且第1阶段SMP蛋白质浓度显著高于第2阶段相应值（<0.05）；两阶段的蛋白质浓度均高于多糖，其中第1阶段和第2阶段EPS蛋白质浓度分别是多糖浓度的2.40倍和1.81倍，SMP蛋白质浓度分别是多糖浓度的2.61倍和2.48倍。

表2 两阶段膜池混合液中胞外聚合物（EPS）和溶解性微生物产物（SMP）中的多糖和蛋白质浓度

注：同一列中不同字母表示差异显著（<0.05）。

Note: Different letters in the same column indicate significant difference at the level of<0.05.

两阶段膜池混合液中EPS浓度均随着MBR运行时间逐渐增加（如图3所示）：第1阶段第2天的EPS浓度为2.31 g/L，最大增幅出现在第9天、其浓度为第2天的1.85倍，第30天时达到6.77 g/L、较第2天增长1.93倍；第2阶段第2天的EPS浓度为2.14 g/L，最大增幅出现在第16天、其浓度为第2天的2.26倍，第30天时的浓度为5.49 g/L、较第2天浓度增长1.57倍。第1阶段SMP的浓度变化趋势与EPS一致，随着运行时间呈上升趋势，且最大涨幅出现在第9天（其浓度为第2天的2.09倍）；但是第2阶段SMP浓度呈现先升高后降低趋势，最大值4.05 g/L出现在第16天，且试验第30天基本回复到第2阶段的初始浓度水平。

注：SMP和EPS下标s和p分别为多糖和蛋白质。

EPS和SMP浓度在第1阶段第9天和第2阶段第16天出现最大增幅，且第1和第2阶段第30天的较高EPS和SMP浓度值，均与此时膜生物反应器的高TMP值相一致，EPS和SMP是否是导致TMP增长的原因，下文将结合膜池混合液粒径进一步分析。

通常EPS和SMP被认为是造成不可逆膜污染的主要因素[21]。尽管两阶段EPS浓度均随着MBR运行而增长，但第2阶段EPS比第1阶段增幅小，原因是膜池混合液中大部分溶解性和颗粒状的EPS与絮凝剂NPAM结合而形成一种聚合物—生物多聚物的混合体，并逐渐裹入到污泥絮团中，从而减少EPS对膜污染的影响[22]。第1阶段SMP浓度随时间运行上升较快，可能是微生物内源呼吸加剧所致；第2阶段SMP浓度随时间运行先上升后下降，这是因为絮凝剂NPAM逐渐累积，SMP中蛋白质和多糖大分子物质被絮凝剂去除，导致SMP浓度降低，同时增强污泥凝聚性，降低混合液中颗粒物污染。

2.1.3 膜池混合液颗粒粒径

膜池混合液颗粒物的粒径分布情况如图4所示，第1阶段粒径分布在0.40～502.38m之间且峰值较分散，污水原水（0 d）中最大体积百分比仅为3.47%；9和16 d、23和30 d的粒径分布基本一致，且16 d后峰值向小粒径方向移动。第2阶段粒径分布在0.45～632.46m之间，絮凝出水进入MBR之后峰值较集中、峰值粒径相对稳定且只在16 d后稍微偏右，最大体积百分比持续增加，从3.57%增加至5.95%。

图4 两阶段的膜池混合液颗粒粒径分布

混合液颗粒粒径随运行时间的变化如表3所示，其中体积平均粒径（[4,3]，m）的变化规律与颗粒累积分布10%、50%和90%的粒径（即(0.1)、(0.5)和(0.9)）变化规律相一致。第1阶段和第2阶段膜池混合液中颗粒粒径[4,3]总平均值分别为（68.11±42.12）m和（136.02±25.46）m，絮凝预处理使膜池颗粒粒径显著增加（<0.05），第1阶段较小膜池混合液颗粒粒径也是导致MBR膜污染速率和TMP增长的重要因素。第1阶段各粒径值在0～30 d呈先增长后降低趋势，且试验23 d后基本回复到初始粒径值；而第2阶段各粒径值在0～30 d呈增长趋势，且试验第30天的各粒径值是初始粒径值的6～12倍。进入MBR之前，絮凝出水中颗粒粒径值较污水原水稍小但差别不大（对应0 d的粒径值）；两阶段MBR膜池混合液粒径值，总体上均呈现先增大后减小的趋势，第1和第2阶段的最大值出现在第16天和第23天，较各阶段EPS和SMP浓度最大增幅滞后1周，表明，EPS和SMP可能是引起膜池混合液粒径增加的因素，但并非导致膜污染的直接原因。试验第2天时，第2阶段[4,3]、(0.5)和(0.9)值是第1阶段粒径值的1.8～2.5倍，但试验第9～16 d两阶段膜池混合液各粒径值的差别不大（差值±10%），试验第23天后第2阶段各粒径值是第1阶段对应值的4～8倍。第2阶段颗粒粒径较大的原因可能是絮凝出水中残余NPAM通过吸附和架桥作用使膜池混合液中颗粒物粒径增大所致。

表3 两阶段膜池混合液颗粒粒径

注：体积平均粒径[4,3]表示膜池混合液颗粒平均粒径；(0.1)、(0.5)和(0.9)分别对应于污泥混合液颗粒累积分布10%，50%和90%的粒径，下同。

Note: The volume average particle size[4,3] represents the average particle size of the mixed liquid particles in the membrane pool;(0.1),(0.5) and(0.9) respectively correspond to the cumulative distribution of 10%, 50% and 90% particle size of the sludge mixed liquid particles, the same below.

污泥混合液粒径是影响膜面滤饼层形成以及膜污染程度的关键因素。有研究指出，膜生物反应器中小颗粒污泥粒径会加重膜的污染[23]，而有机絮凝剂对于改变污泥形态学性质的作用较大，其中聚丙烯酰胺的膜污染控制效果是通过降低和转化溶液相中的大分子物质，增大污泥平均粒径和污泥絮体的疏松度而实现的[24]。MBR处理污水原水时（第1阶段）膜池混合液粒径在后期变小，因为活性污泥浓度逐渐增长，并且在曝气剪切力的作用下，悬浮于混合液中的细碎污泥逐渐增多，致使污泥不易聚沉[20]；MBR处理絮凝出水时（第2阶段）膜池内活性污泥絮体粒径增大，细小颗粒比例下降，表明膜池内小颗粒和胶体物质在残余NPAM的吸附桥联作用下有效聚集形成大颗粒的絮凝体，提高污泥沉降性能，减少细小颗粒污泥在膜表面的附着几率以及对膜孔的堵塞，进而延缓膜污染。

2.1.4 EPS和SMP与粒径的相关性分析

EPS和SMP与粒径的相关性如表4所示，第1阶段EPS与SMP极显著正相关（<0.01），在试验过程中，EPS与SMP浓度均随着膜池混合液颗粒粒径的增大而减小，其原因可能是膜池混合液颗粒主要源自有机物降解的小分子，而EPS使混合液黏度增加导致膜池内小颗粒和胶体物质不易凝聚[25]，细碎污泥增多。第2阶段EPS浓度随着颗粒物粒径的增大而增大，表明膜池混合液中较大颗粒物粒径主要源于EPS，但SMP浓度与颗粒物粒径之间无变化规律，可能是好氧条件下SMP被微生物合成利用转化为EPS，致使第2阶段后期SMP浓度下降。

表4 胞外聚合物、溶解性微生物产物与粒径间的相关系数

注：**表示在<0.01水平上因素之间相关性极显著。

Note: ** indicates that the correlation between factors is extremely significant at the level of<0.01.

2.2 MBR处理效果

MBR处理2个阶段进水污染物的去除效果如表5所示，MBR对污水原水和絮凝出水的COD去除率均在90%以上，对絮凝出水的去除率与对污水原水的去除率差异不显著，其原因可能是絮凝出水中的颗粒粒径（0 d的[4,3]粒径值）较污水原水中0 d的对应值小，更利于微生物利用和降解。MBR对2种进水的NH3-N去除率在90%左右，但对絮凝出水的氨氮去除率显著高于原水氨氮去除率（<0.05），可能活性污泥中微生物增强对氨氮的降解作用[26]。MBR对2种进水的TP去除率分别为47.9%±16.8%和68.3%±12.0%，絮凝出水TP去除率显著高于原水TP去除率（<0.05），原因是MBR处理絮凝出水时除了排掉剩余污泥来实现除磷外，还包括化学除磷过程，即NPAM对难溶性磷及有机磷等的混凝去除[27]。MBR处理污水原水和絮凝出水时的平均膜池水温分别为（21.0±2.2）和（19.4±2.0）℃，试验期间膜池水温对污染物去除无影响。

表5 MBR对不同进水中污染物去除效果

注：同一列中不同小写字母表示差异显著（<0.05）。

Note: Different lowercase letters on the same column indicate significant difference (<0.05).

综上，絮凝前处理在提高MBR处理效果的同时能有效降低膜污染，基于本文MBR处理效果，如果采用絮凝前处理与MBR组合工艺，可以对COD浓度约18 000 mg/L的高浓度污水进行处理并达到本文处理效果、絮凝运行成本仅0.08元/m3。对于周围无消纳农田的规模化奶牛场，絮凝前处理+MBR组合工艺将为其高浓度污水处理提供新的技术途径。

絮凝预处理对MBR进水碳氮比的影响、絮凝出水作为MBR进水时污染物去除及其膜污染减轻的微生物机制尚有待进一步研究。

3 结 论

1）膜生物反应器（Membrane Bioreactor，MBR）处理絮凝出水的膜污染速率较其处理污水原水降低了47%，膜清洗间隔较污水原水延长了6 d。

2）MBR处理污水原水的胞外聚合物（Extracellular Polymeric Substances，EPS）和溶解性微生物产物（Soluble Microbial Products，SMP）浓度分别为（4.76±1.67）和（3.94±1.41）g/L，均高于处理絮凝出水的EPS（3.97±1.58）和SMP（2.23±1.12）g/L。MBR处理污水原水的膜池混合液颗粒粒径的峰值较分散且16 d后峰值向小粒径方向移动，而处理絮凝出水的峰值粒径相对稳定，且峰值粒径对应的最大体积百分比持续增加。

3）MBR进水化学需氧量（Chemical Oxygen Demand，COD）浓度在7 000 mg/L左右、氨氮浓度在400 mg/L左右时，MBR对2种进水的COD去除率均可达90%以上，NH3-N去除率在90%左右，对絮凝出水的总磷处理效果高于污水原水。

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Pilot study on the effects of flocculation pretreatment on membrane fouling of membrane bioreactor treating wastewater from dairy cattle farms

Song Jianchao1, Shang Bin1, Tao Xiuping1※, Dong Hongmin1, Wang Jun2, Guo Jiangpeng2

(1.,,,,100081,; 2.,100107,)

A cost-effective pretreatment method is highly demanding for the high-strength wastewater from dairy cattle farms in modern agricultural industry. In this study, a pilot test was conducted to investigate the effects of the flocculation on the membrane fouling of submerged membrane bioreactor (MBR). Normally, the wastewater from dairy cattle farm cannot be directly used as the influent of MBR, due to it contains high organic matters. Therefore, the flocculated and diluted raw wastewater can serve as the influent of MBR, where the chemical oxygen demand (COD) contents were similar. Two specific stages can be selected to operate sequentially in membrane fouling. The mechanism was also proposed in terms of transmembrane pressure, particle size, extracellular polymeric substances, and soluble microbial products inside MBR process tank during the two stages. The results showed that the transmembrane pressure in the first stage increased rapidly with time, when the flocculated effluent was used in the second stage, the membrane fouling rate decreased by 47% and the maintenance cleaning interval was 16 d in comparison with the interval of 10 d in the first stage. The concentration of extracellular polymeric substances (EPS) and soluble microbial products (SMP) of MBR in treating raw wastewater in the first stage were (4.76 ± 1.67) g/L and (3.94 ± 1.41) g/L, while the corresponding values of EPS and SMP in treating flocculated effluent were (3.97 ± 1.58) g/L and (2.23 ± 1.12) g/L, respectively. The SMP concentration in the first stage increased rapidly after the operation of the membrane bioreactor, but the SMP concentration in the second stage increased first and then decreased with time, and basically returned to its initial concentration level on the 30th day into the experiment. During both operation stages of MBR, the EPS concentration gradually increased with the running time. The peak volume percentages of the maximum particle size (MPS) in both stages increased first and then declined, and the maximum values in the first and second stage appeared on 16 d and 23 d, respectively. Both EPS concentration and SMP concentration decreased with the increase of particle size in the first stage, while in the second stage, EPS concentration increased with the increase of particle size, but there was no change rule between SMP concentration and particle size. Dispersed distribution of MPS in the first stage was observed and MPS turned to decrease after 16 days, while the MPS in the second stage remained relatively stable, and the maximum volume percentage of MPS increased from 3.57% to 5.95%. The COD removal rate of two influent waters by MBR can reach more than 90%, and the NH3-N (ammonia nitrogen) removal rate was close to 90%. The TP (total phosphorus) treatment effect of flocculated effluent was higher than that of raw sewage. The concentration of NPAM residue in flocculating effluent was analyzed, and the concentration ranged from 2 to 6 mg/L. When the flocculated effluent entered the process tank as MBR influent, the residual flocculant was not easy to permeate through the membrane module, and subsequently accumulated in the MBR process tank, where the macromolecule NPAM can combine the soluble constituents with the activated sludge flocs to form floc particles larger than the membrane pores, indicating effective to inhibit the clogging of membrane pores and the forming of gel layer, thereby to mitigate the membrane fouling. In Flocculation pretreatment, the EPS and SMP concentrations of liquid inside MBR process tank decreased with the concentration of SMP protein decreased significantly (<0.05), but the particle size of liquid inside MBR process tank increased significantly (<0.05), indicating beneficial for MBR fouling mitigation. The cost of dairy wastewater flocculation was estimated to be 0.08 Yuan/m3. The combination of flocculation and MBR can be expected to be a promising technology for high-strength wastewater treatment in dairy cattle farms.

wastewater; flocculation; films; membrane bioreactor; dairy cattle farm; fouling

宋建超，尚斌，陶秀萍，等. 絮凝预处理对奶牛场膜生物反应器膜污染影响的中试试验[J]. 农业工程学报，2020，36(20)：34-41.doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.20.005 http://www.tcsae.org

Song Jianchao, Shang Bin, Tao Xiuping, et al. Pilot study on the effects of flocculation pretreatment on membrane fouling of membrane bioreactor treating wastewater from dairy cattle farms[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2020, 36(20): 34-41. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2020.20.005 http://www.tcsae.org

2020-05-27

2020-07-10

国家重点研发计划项目（2016YFD0501410）；北京市奶牛产业创新团队项目（BAIC06-2020）；中国农业科学院科技创新工程协同创新任务（CAAS-XTCX2016011-01）

宋建超，研究方向为农业废弃物处理与利用。Email：a18735431445@163.com。

陶秀萍，研究员，博士生导师，研究方向为畜禽养殖环境控制与废弃物处理。Email：taoxiuping@caas.cn。

10.11975/j.issn.1002-6819.2020.20.005

X713

A

1002-6819(2020)-20-0034-08