顆粒活性炭對膜生物反應器脫氮性能的影響

洪俊明,尹 娟 (華僑大學化工學院,福建 廈門 361021)

顆粒活性炭對膜生物反應器脫氮性能的影響

洪俊明*,尹 娟 (華僑大學化工學院,福建 廈門 361021)

為了考察投加顆粒活性炭(GAC)對膜生物反應器(MBR)運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2個反應器進行數學模擬.結果表明,MBR和GAC-MBR的運行周期分別為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《城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB 18918-2002)》中的一級A標準.采用 ASM1進行工藝數學模擬,模擬出水與實際測量值基本吻合,2個反應器中主要微生物為異養菌和氨氧化菌,異養菌在 MBR和

GAC-MBR中的質量分數分別為95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌分別為4.4%和2.3%,說明投加顆粒活性炭能有效的緩解膜污染,并對污染物具有良好的處理效果.

膜生物反應器(MBR)；顆粒活性炭(GAC)；脫氮性能

膜生物反應器(MBR)具有處理效率高、出水水質好、流程簡單、設備緊湊、占地面積小、易實現自動控制、運行管理簡單等突出特點[1-2],但存在初期建設投資較大的問題,主要是膜組件的價格較高;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,使膜組件的運行周期縮短,限制了 MBR技術的推廣.

目前主要緩解膜污染的方法有膜表面化學改性[3-4],對混合液進行預處理[5-7]、向污泥混合液中投加填料[8-14]、優化操作條件[15-16]等.這些方法存在操作復雜、成本高等缺點,本研究率先向MBR中投加顆粒活性炭(GAC),不僅有操作簡單且成本低等優點,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的一體式顆粒活性炭-膜生物反應器(GAC-MBR)和 MBR工藝的運行情況與脫氮性能,同時采用活性污泥數學模型(ASM1)對 MBR和GAC-MBR進行生物動力學模擬,分析2個反應器的出水水質和微生物分布情況.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

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

試驗裝置如圖1所示,污水從原水桶由磁力泵提升進入膜生物反應器,膜生物反應器由生物反應器、浸沒式膜組件和液位控制器組成.其中生物反應器的有效容積為 10L,反應器中裝有 1個膜組件,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、低液位來控制反應器的進水,蠕動泵抽吸出水,采用錯流微孔曝氣,DO控制在3.0～4.0mg/L.

為了考察顆粒活性炭對膜污染的緩解能力,本研究在運行過程中提高了 MBR的運行能力,采用了較高的膜通量,單位膜面積平均流量為16.7L/(m2·h).反應器的水力停留時間為 4h,運行期間未排泥.當膜過濾壓差達到一定時用清水沖洗膜組件.

在MBR工藝中投加體積分數為10%,粒徑為 10～20目的顆粒活性炭(GAC),形成 GACMBR工藝.2個反應器的運行條件相同,污泥濃度均為4000 mg/L左右.

1.2 原水水質、分析方法

本實驗中反應器進水 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,污泥經過篩后,裝入MBR中,正常進水,啟動反應器.污泥經過1個月馴化后,出水穩定,在穩定運行過程中,定期取反應器的進水和出水,分析其中COD、氨氮、總氮和硝態氮,觀察膜前后的出水壓力和出水流量.

試驗過程中 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],硝態氮的測定采用酚二磺酸光度法[20].

2 數學模型建立

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學模擬軟件,其機理模型中包括國際水協 IWA推出的活性污泥數學模型系列,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,可以根據設計者需要建立各種處理工藝并進行模擬.

2.2 數學模型的建立

采用 Biowin中 ASM1模型對 MBR和GAC-MBR進行生物過程模擬,水質組分根據實驗測量的比例劃分,模型參數取 ASM推薦值.當模擬結果與實測值有誤差時,對模型的動力學參數進行調整,直至與實際運行結果良好吻合.模擬時所用ASM1模型參數值如表1所示.

表1 模型參數值Table 1 the value of model parameters

3 結果與討論

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開始運行第2個周期,這個周期的透膜壓力和膜通量變化趨勢跟第 1個周期幾乎相同.MBR 2個階段的運行周期均為75h,膜通量均從35L/(m2·h)快速降至8.5L/(m2·h).根據達西定律[10-11]可知,膜通量與膜阻力成反比,與過濾壓差成正比.在運行開始時,只有膜本身的阻力,在膜通量一定的情況下,過濾壓差最小.隨著過濾的進行,污泥被截留在膜表面,開始產生濾餅層阻力,此時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.反應器運行 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導致膜阻力大大增加,使得膜通量減少,此時對膜進行反沖洗.用清水反沖洗后膜通量基本恢復完全.

圖2 透膜壓差隨運行時間的變化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個反應器的膜通量基本相同,調整蠕動泵的轉速,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的運行周期,從而節約清洗成本.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,提高了混合液的可過濾性,使MBR的運行周期延長至150h.又由于 GAC具有較強的吸附作用,吸附大量的微細膠體等物質,并且由于生物活性炭污泥絮體內部有 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 膜通量隨運行時間的變化Fig.3 The variation of membrane flux

3.2 脫氮性能比較

3.2.1 對氮的去除效果 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行,因此,兩個反應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器中的微生物,使反應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境,有利于異養型反硝化菌的生存;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降低了反應器的硝化能力,導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,但是有利于異養反硝化菌的生長,能夠提高反應器的反硝化能力.兩個反應器出水均能夠符合《城鎮污水處理廠污染物排放標準(GB18918-2002)》[21]中的一級A排放標準.

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

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

同時從圖4～圖6可知,利用Biowin軟件中的ASM1模型對MBR進行工藝數學模擬,通過調整模型中的動力學參數,數學模型計算結果中的各種出水含氮污染物濃度與實際測量值基本吻合.在 MBR中,調整的參數有自養菌比增長速率(μA)、缺氧條件下水解校正因子(ηg)和缺氧條件下異養菌比增長速率的校正因子(ηh);在 GACMBR中只需調整μA和ηg.

圖6 模擬與實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COD的去除效果 由圖7可見,由于膜生物反應器良好的污泥截留性能和分離性能,兩個反應器對 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的模擬結果與實際測量值基本吻合.GAC的投加,能夠吸附一定量的有機物,導致 GAC-MBR對COD的去除效果更好,出水平均COD比MBR低5mg/L.

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

3.3 污泥性質分析

圖8為采用ASM1模擬2個反應器,動力學模擬過程中好氧氨氧化菌、厭氧氨氧化菌、亞硝態氮氧化菌和異養菌所占質量分數.在 2個反應器中,優勢微生物均是異養菌,其次是氨氧化菌;厭氧氨氧化菌、亞硝酸鹽氧化菌的質量分數很低,在2個反應器中兩種菌的質量分數總和低于0.1%.

在MBR和GAC-MBR中,異養菌的質量分數分別為95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌的質量分數分別為4.4%和2.3%. MBR中好氧氨氧化菌的質量分數比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中的異養菌的質量分數比GAC-MBR少了2.2%,這部分異養菌主要是由于 GAC固定了反硝化異養菌,因此GAC-MBR中出水硝氮的濃度比MBR的低2.5mg/L. 可見GAC的加入會減少MBR中好氧氨氧化菌的比例,增加異養菌的比例.

圖8 MBR中不同種類的微生物質量分數Fig.8 The percent of different microorganisms in the MBR

圖9 反應器穩定運行中活性污泥絮體掃描電鏡照片Fig.9 The photo of activity sludge of the two bioreactors on the stable operation

從圖9a和9c可以看出,2個反應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,容易形成缺氧環境,反硝化效果較好.因此在MBR中投加GAC能增加異養菌量,減少自養菌量.

4 結論

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

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模型模擬值與實際測量值基本吻合,異養菌在MBR和GAC-MBR中的質量分數分別為95.5%和97.7%;好氧氨氧化菌分別為4.4%和2.3%.GAC的投加會減少MBR中好氧氨氧化菌的比例,增加異養菌的比例.

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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

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

* 責任作者, 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,研究方向為水污染控制工程,清潔生產.發表論文20余篇.