流化床生物膜MBR处理糖蜜废水

何雨伦，刘铭义，李永峰

(东北林业大学 林学院，哈尔滨 150040)

0 前言

流化床生物膜反应器按对氧的需求可分为厌氧与好氧两种类型。在本次实验研究中采用厌氧流化床与MBR结合。

厌氧流化床工艺[2]将粒径较小的颗粒作为载体置于柱状的构筑物中，使得厌氧微生物附着在载体表面生长，形成厌氧附着生长系统，增大了比表面积，随着水流从下往上进入反应器内，载体呈现出流态化，强化了传质效率，从而有效的提高了有机污染物的去除效率，载体与载体之间发生碰撞，也促进了载体表面生物膜的更新。由于厌氧流化床工艺具有COD去除效率高、生物活性良好、生物量较大、适应性强及占地较小等特点，因此在未来的水处理方面具有广泛的前景[3]。

1989年，Ozturk 等人[4]利用AFBR工艺处理啤酒废水的研究表明，厌氧流化床反应器的 COD去除率超过75%其中87%的COD转化为甲烷；生物量很大,超过20 000 mg/L。近年来，KIM 等人[5]利用两段式AFBR处理低浓度废水的研究中指出，在 35℃条件下，采用配水作为进水，进水COD浓度为513 mg/L，AFBR的HRT为2.0-2.8 h，AFMBR的HRT为2.2 h时，COD去除率为99%，出水COD浓度为7±4 mg/L，系统总体的能量消耗为0.058 kWh/m3，即只需要消耗产生的甲烷的30%。

在低浓度废水如生活污水的处理中，AFBR具有深度处理的优势，如果与后续处理工艺连用，还可以达到脱氮除磷的效果，使出水达到国家排放标准；AFBR在处理废水过程中还可以产生数量可观的能源性气体，这也使得该工艺备受关注。

膜生物反应器(MBR)[6]是一种将生物反应器与膜过滤相结合的污水处理工艺，膜具有选择透过性，其直接与混合液接触，截留微生物及大分子有机物进行过滤，实现有效的泥水分离，在生物反应器中利用微生物分解去除污水中的污染物质。膜生物反应器在理论上可以实现对活性污泥进行完全截留，因此污泥龄可以无限长，提高了污泥浓度。所以MBR的排泥量少，可以不设置二次沉淀池，减少了污泥处理成本及基建费用；MBR容积负荷高，因此可以减少反应器的占地面积，进一步减少基建费用；由于污泥龄在理论上可以达到无限长，所以可以大大提高活性污泥中非优势种群的数量，如硝化细菌，微量有机物降解菌等，有利于污水中氨氮和微量有机物的去除。若在MBR反应器后加设缺氧反硝化池，则可以进一步提高总氮去除率。

本研究将流化床生物膜工艺与MBR工艺相结合进行实验，应用流化床生物膜MBR反应器对生活污水处理的最佳运行条件进行研究，为今后研究稳定而高效的生活污水处理工艺以及优化反应器设计方面提供参考。

1 实验材料、装置及方法

1.1 活性污泥来源

本实验采用来自哈尔滨市南岗区太平污水处理厂二沉池中的活性污泥。

1.2 实验废水

流化床生物膜MBR启动初期的进水采用人工模拟的生活污水，在反应器运行正常后，进水采用马家沟东北林业大学段的实际生活污水。人工模拟的生活污水成分祥见表1。在马家沟所采集的实际生活污水COD为256.1 mg/L-483.5 mg/L，平均值为 369.2 mg/L；pH 为 7.21-8.03，平均值为 7.49。

表1 人工模拟生活污水成分

1.3 实验装置

本实验将流化床生物膜技术与膜生物处理技术相结合，设计流化床生物膜MBR反应器为本实验的主要反应器来处理生活污水。流化床生物膜MBR反应器由五部分组成：外筒、中筒、内筒、三相分离器和中空纤维膜组件。反应器总容积8 L，实际有效容积6 L。外筒中放置颗粒状活性炭作为载体，使其上挂膜，利用生物膜中的微生物来去除生活污水中的污染物。外筒也称为厌氧流化床，为流化床生物膜MBR反应器的主反应区。外筒封闭，为厌氧状态，下部较窄且较高，上部较宽且较矮，以便下部水流保持较大的流速，形成流化床，使生活污水与微生物的接触面积增大，提高传质效率。外筒下部内径100 mm，高670 mm，上部内径190 mm，高65 mm。中筒中间位置设置排泥口，底部呈锥形。生活污水由外筒经过三相分离器分离后再进入中筒，其内径为 60 mm，高为 760 mm。内筒中放置活性碳颗粒作为填料，强化了污染物质的吸附，也可以起到减轻膜污染的作用。中筒与内筒相连通，中筒下部稍低于内下底部，让水流流进中筒后直接流进内筒。内筒的内径38 mm，高790 mm。外筒上部设置三相分离器，以便于混合液经过三相分离后，污泥能够回流到外筒中。内筒中设置中空纤维膜组件，中空纤维膜上部连接出水，中空纤维膜组件采用三菱MBR膜PVDF、PE材质中空纤维膜，膜的孔隙0.4 μm，膜丝外径0.55 mm，内径0.35 mm，理论膜通量0.27 m3/m2d。反应器结构如图 1所示。

图1 反应器结构示意图

1.4 污泥驯化培养与接种

消化污泥在接种反应器前需要预处理。首先使用40目筛网冲洗过滤污泥，以便于去除活性污泥中的不溶性无机颗粒物。之后采用人工模拟的生活污水培养活性污泥，间歇曝气12 h，沉降2 h,沉降后将上层悬浮物及混合液去除，再重新加入人工模拟的生活污水，连续培养30 d。待活性污泥特征变为黄褐色、呈絮状、易沉降后，说明该活性污泥已较为成熟，适宜接种。活性污泥浓度为19.8 gMLSS/L，MLVSS/MLSS=0.73。

1.5 分析方法

本实验中检测分析的主要指标有pH、进出水COD、SS、VSS、膜过滤压差(Transmembrane pressure，TMP)、产甲烷量、VFAs，所有参数的测定分析方法均采用国家标准方法[7]，测定项目和仪器信息见表2。

表2 分析项目及测定仪器

1.5.1 生物量的测定

生物量体现了反应器内的微生物量，反映出反应器的运行情况。因此选择测定反应器中混合液的SS与VSS。

步骤如下：

(1)准备一张完全干燥的定量滤纸，对其称重记为 M0。

(2)准备100 mL 污泥，用步骤(1)中的滤纸对其过滤，过滤完毕置于烘箱中，103～105℃的温度烘干，持续时间为2 h，取出冷却至室温，对其称重记为M1。

(3)准备一干燥坩埚，对其称重记为 M2，将上述步骤烘干后的污泥样品连同滤纸一并放入坩埚中，后将坩埚放入马弗炉，以 600℃的温度灼烧，持续时间为1 h，取出冷却至室温，对其称重记为 M3。

计算公式如下：

SS=10(M1-M0)

VSS=10(M1+M2-M0-M3)

(注：SS、VSS 单位为g/L M0、M1、M2、M3单位为g)

1.5.2 化学需氧量 COD 测定

本实验化学需氧量 COD 采用重铬酸钾法测定，通过使用连华科技多参数水质测定仪测定，仪器设定波长为 620 nm，试剂使用LH-D/E专用试剂。

首先用移液枪移取2 mL样品注入洁净干燥的反应管中，再用移液管移取 3 mL氧化剂，旋紧盖子，摇晃至混合均匀待用；以蒸馏水代替样品，其他步骤重复，作为零点校准；再以 2 g·L-1COD 标准液代替样品，其他步骤重复，作为满度校准。将反应管放入连华科技多参数水质测定仪配套的消解仪，在 120℃条件下消解 20 min，取出反应管，待其冷却至室温，再用连华科技多参数水质测定仪进行测定。

1.5.3 液相末端产物的分析测定

本实验中测定液相末端产物中挥发酸的组分及含量采用的是 GC-7890 型气相色谱仪，配备氢火焰离子检测器(FID)，操作时担体使用 GDX-103 ，色谱柱长2.0 m，恒定 60～80目，柱温180℃、检测器温度220℃、气化室温度220℃，N2流速40 mL/min。使用H2SO4或HCl对样液预处理后，取2 μL 进样进行分析测定。

表3 液相末端产物含量浓度标样

1.5.4 膜污染检测指标与方法

在本次研究中，通过测量TMP来体现反应器膜污染状况。TMP值越高，膜污染越严重。压力传感器连接在反应器出水管处。压力传感器使用虹润4-20 ma压力变送器，精确确度为±0.1%。

1.5.5 消化气体检测方法

在本次实验中，流化床生物膜MBR反应器产生的消化气体可能包括甲烷、二氧化碳、硫化氢、氢气、氮气等。将反应器产生的气体通入浓度为 0.1 mol/L 的NaOH溶液，可去除二氧化碳与硫化氢等酸性气体，经过气相色谱法检测混合气体组分可知氢气不足 1%，N2约占总量的20%。所以剩余气体组分中大部分为CH4。气体流量计采用 LML-1型湿式气体流量计，容量为2 L，额定流量为 0.2 m3/h，额定流率时准确度为±1%。

2 结果与讨论

在此次实验阶段，采用实际生活污水作为进水，HRT保持6 h。在流化床生物膜MBR反应器启动并稳定运行后的第1-18 d，控制温度为35℃，19-36 d，控制温度为25℃，37-54 d控制温度为15℃。

2.1 流化床生物膜MBR反应器的启动

在本次研究中，流化床生物膜MBR反应器是在35℃、HRT 为 6 h 的条件下启动的。接种污泥浓度为19.8 gMLSS/L，前15 d反应器进水为人工模拟生活污水，自16 d后反应器进水为实际生活污水，进水COD在256.1 mg/L-483.5 mg/L之间,进水COD平均值为 369.2 mg/L。流化床生物膜MBR反应器启动运行45 d后基本稳定，COD去除率及产气量趋于稳定。

在反应器最上端的采样口收集外筒出水样品，在出水管处采集流化床生物膜MBR反应器的出水样品。

2.2 温度对反应器去除COD效率的影响

图2所示为在不同温度下反应器与外筒出水COD变化，图3所示为在不同温度下反应器与外筒COD去除率变化。由图可知，流化床生物膜MBR反应器的出水COD变化趋势与外筒出水COD变化趋势几乎一致。随着温度的降低，反应器及外筒出水COD浓度都呈上升趋势，且温度由25℃变为35℃时，两者出水COD浓度上升明显。35℃时反应器COD去除率为76.3%，外筒COD去除率为74.8%；25℃时反应器COD去除率为69.1%，外筒COD去除率为67.3%；15℃时反应器COD去除率降为51.5%，外筒COD去除率降为49.6%。由此可见，流化床生物膜MBR反应器出水要优于外筒出水，35℃对流化床生物膜MBR反应器去除COD最为适宜，25℃对流化床生物膜MBR反应器去除COD影响较小，15℃对流化床生物膜MBR反应器去除COD影响显著。

分析认为，外筒为反应器的主反应区。在外筒中，厌氧微生物的生化反应已经去除了生活污水中的大部分污染物。当水流流经膜组件时，膜组件对水流进行了深化处理，进一步去除了水中的污染物，使得反应器出水优于外筒出水。当温度逐渐降低时，厌氧微生物降解能力受到抑制。当温度降为15℃时，温度对产甲烷菌的降解酶产生了严重的抑制，外筒处理能力下降，使得出水COD急剧升高。但由于膜组件具有滤过作用，可以去除一些有机污染物，所以反应器出水仍优于外筒出水，这一点也是流化床生物膜MBR反应器优于其他普通厌氧反应器的关键。

图2 不用温度下反应器与外筒出水COD变化

图3 反应器与外筒的COD去除率

基于流化床生物膜MBR反应器进水、出水 COD 浓度平均值，以及外筒进水、出水COD浓度平均值，得出了反应器及外筒分别在35℃、25℃、15℃时的容积负荷及容积的处理效率如表4所示。

表4 不同温度下反应器与外筒COD去除效率

由表4可知，随着温度的降低，反应器及外筒的容积处理量逐渐减小，容积处理效率逐渐降低，说明低温环境抑制了厌氧微生物的活性。温度由35℃变为25℃时，反应器单位容积处理效率减小7.5%，反应器处理能力下降的并不明显，说明流化床生物膜MBR反应器能够在常温条件下保持较好的去除污染物的效果；温度由25℃变为15℃时，反应器单位容积处理效率降低17.6%，反应器处理能力下降显著，说明厌氧微生物活性受到严重抑制，流化床生物膜MBR反应器不适宜在低温环境下工作。

2.3 温度对有机物转化产物的影响

2.3.1 温度对甲烷产量的影响

在本次试验研究中，对流化床生物膜MBR反应器的能源气体—甲烷的产生能力的研究是重要的实验目的之一，考察生活污水中的有机污染物在经过厌氧反应后转化为甲烷等能源性气体具有重要的意义。

不同的产甲烷菌其最适生长温度不尽相同，嗜冷菌最适生长温度低于25℃，嗜温菌最适生长温度为35℃左右，嗜热菌最适生长温度为55℃左右[8]。因此，不同的温度条件对反应器中的产甲烷菌活性会产生影响。

不同温度的条件下的流化床生物膜MBR反应器产甲烷量如图4所示。每隔24 h记录一次气体流量计，相邻两次记录数据之差为当日产甲烷量。

图4 不同温度下反应器产甲烷量

由图可以看出，在35℃与25℃的条件下，产甲烷量较为稳定，日产量均不低于800 ml/d，平均日产量为1 000.5 ml/d，说明在此条件下，产甲烷菌有较好的活性。在15℃的条件下，产甲烷量急剧下降，平均日产量仅有563.8 ml/d,说明在此条件下产甲烷菌活性受到严重抑制。

2.3.2 温度对VFAs量的影响

图5所示为不同温度下流化床生物膜MBR反应器与外筒日均VFAs积累量。在VFAs积累量中，乙酸占大部分，乙酸型产甲烷菌的底物是乙酸，他们将产氢产乙酸菌所产生的乙酸转化为CH4及CO2。此外，同型乙酸菌的底物也是乙酸，它可以将乙酸转化成为H2和CO2[9]。但同型乙酸菌在降解乙酸时作用并不突出，主要是乙酸型甲烷菌降解乙酸，产生能源性气体—甲烷[10]。

图中可以看出外筒VFAs积累量要高于反应器。35℃时，外筒日均VFAs积累量为32.4 mg/L,反应器为24.3 mg/L;25℃时，外筒为42.1 mg/L，反应器为33.5 mg/L;15℃时，外筒为78.2 mg/L,反应器为66.1 mg/L。随着温度的降低，VFAs的积累量逐渐增加，温度由35℃变为25℃时，VFAs积累量增加并不明显，15℃时VFAs积累量上升明显。说明产甲烷菌在15℃时受抑制程度远远大于25℃时的受抑制程度，这也反映出15℃时的出水COD浓度要远远大于25℃时的出水COD浓度。

图5 温度对VFAs日均积累量的影响

为进一步了解温度对反应器VFAs积累的影响，经过对日平均VFAs平均积累量进一步计算，将其折合成COD，计算VFAs的转化率得出表5不同温度下反应器与外筒VFAs的转换情况。

由表可知，35℃时反应器VFAs转化率为8.3%，外筒为11.6%；25℃时反应器VFAs转化率为10.1%，外筒为12.8%；15℃时反应器VFAs转化率为26.7%，外筒为32.0%。流化床生物膜MBR反应器在所有温度条件下VFAs转化率均低于外筒，分析认为，内筒中仍存在少量厌氧微生物，当水流流过外筒进入内筒后，内筒中的厌氧微生物继续降解水流中的VFAs,使其变为甲烷、二氧化碳、氢气等。当温度为25℃时，转化率有所上升，但不明显；当温度为15℃时，VFAs转化率有较大的提高。分析认为，当温度为25℃时，此时的温度已不适宜嗜温菌与嗜热菌，但仍为嗜冷菌的最适生长温度，其活性未受影响，仍能分解VFAs，所以VFAs转化率有所上升，但上升不大。当温度为15℃时，已经不利于大多数产甲烷菌生存，活性大大降低，导致了VFAs转化率上升明显。

表5 不同温度下反应器与外筒VFAs转换情况

2.4 温度对膜污染的影响

流化床生物膜MBR反应器内筒中具有膜组件，因此研究不同温度对膜污染的影响也十分重要，为反应器在实际使用中膜的清洗或更换提供参考。

图6所示为不同温度下，膜压差的变化情况。由图可知，当温度为35℃时，前3 d的TMP几乎没有增长，3-7 d的TMP开始快速增长，8-11 d的TMP增长放缓，12-17 d的TMP急剧增加，形成严重的膜污染，膜污染周期为17 d；当温度为25℃时，在第1-2 dTMP就有了明显的增长，后一直持续平稳增长，在第18 d左右形成严重的膜污染，膜污染周期为18 d；当温度为15℃时，TMP增长速率明显快于35℃及25℃，并在15 d左右形成严重膜污染，膜污染周期为15 d[11]。

图6 不同温度下TMP的变化情况

分析认为，温度为25℃时，微生物的活性较低于35℃时的微生物活性，因此，产生的代谢产物较少，导致膜污染周期延长。温度为15℃时，微生物活性进一步降低，但膜污染周期缩短，小于35℃时的膜污染周期。低温虽然抑制了微生物活性，但使得外筒污水中的污染物没有得到较好的去除，外筒出水COD较高，进入内筒后，导致膜孔堵塞，较早的形成膜污染。

3 结论

本研究针对普通厌氧反应器处理生活污水能力受温度影响大的特点，采用流化床生物膜MBR为反应器处理城市生活污水，以温度为变量，研究流化床生物膜MBR反应器在不同温度下的处理效能以及与外筒(厌氧流化床)进行对比，并研究不同温度对膜污染的影响。流化床生物膜MBR在温度为35℃、25℃、15℃条件下运行实验，得出如下结论：

(1)流化床生物膜MBR受到温度变化影响明显。随着温度的降低，流化床生物膜MBR去除COD的能力逐渐下降，COD去除率逐渐上升，产甲烷量逐渐降低，出水中VFAs含量逐渐增加。

(2)与外筒对比，流化床生物膜MBR的COD去除率、产气量均高于外筒，出水VFAs含量均低于外筒。说明流化床生物膜MBR反应器受不同温度影响的程度较小于普通厌氧反应器受不同温度影响的程度。在较低温环境，内筒中的膜组件仍能发挥作用，对外筒流入的污水做进一步处理。

(3)膜污染受温度影响较大。在常温环境下，膜污染周期变化较小，为17-18 d左右。但在低温条件下，膜污染周期显著减小，不足15 d。说明流化床生物膜MBR反应器能在常温的条件下保持较好的处理效果，适宜在常温的环境下工作，无需对反应器加热，节约了大量的能源，是一个具有前景的水处理工艺。