AnGMBR處理低濃度廢水的運行特性

張博康,張 巖,陳昌明,馬翔山,劉子奇

?

AnGMBR處理低濃度廢水的運行特性

張博康,張 巖*,陳昌明,馬翔山,劉子奇

(北京工業大學建筑工程學院,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京 100124)

采用厭氧顆粒污泥床膜生物反應器(AnGMBR)對模擬生活污水進行處理,并對其運行特性進行研究.結果表明,在室溫、進水COD 260mg/L的條件下,AnGMBR的出水COD能穩定維持在30mg/L以下,即使HRT降至5h,系統的出水COD仍滿足一級A排放標準.AnGMBR的總甲烷轉化量在0.234~0.271L/g COD去除之間,其進水COD約有61%~70%轉化為甲烷.AnGMBR在運行過程中顆粒污泥的粒徑、機械強度沒有較大的差異,顆粒污泥具有較好的穩定性.經過一段時間的連續運行,AnGMBR的TMP穩定維持在35kPa左右,膜絲在經過清洗后,其性能能夠得到有效的恢復.AnGMBR中用于顆粒污泥流化所需的能耗較低,膜濾出水為主要的需能部位,系統各階段的產能均能滿足能耗需求.AnGMBR高效穩定的運行表明,AnGMBR作為一個低耗高效的廢水處理系統,具有良好應用潛力.

厭氧顆粒污泥床膜生物反應器；厭氧顆粒污泥；低濃度廢水；完整性系數；能耗

厭氧工藝通常被認為不適合低濃度有機廢水處理.然而,隨著近幾十年厭氧膜生物反應器(AnMBR)的發展,AnMBR已經證明了在水力停留時間(HRT)與好氧工藝HRT相差無幾的條件下,其有能力實現高質量的出水[1-2].厭氧流化床膜生物反應器(AFMBR)作為一種新型的高效厭氧膜生物反應器,其處理生活污水能取得良好效果[3-5].本課題組已對AFMBR處理低濃度有機廢水的運行特性進行了研究[6].顆粒活性炭(GAC)的機械摩擦雖然能夠有效減緩膜污染,但對膜組件本身的結構產生了破壞[7-8].

厭氧顆粒污泥是在高水力剪切作用下,由水解發酵細菌、產乙酸細菌、產甲烷菌等因生物凝聚作用而形成的呈灰色或褐黑色的特殊生物膜.同普通的絮狀污泥相比,顆粒污泥具有密度大、強度高、沉降性能突出、結構穩定、耐沖擊、傳質效率高等優點[9-11].被廣泛應用于升流式厭氧污泥床反應器(UASB)、顆粒污泥膨脹床反應器(EGSB)、內循環厭氧反應器(IC)等高效厭氧反應器中[12-14].

厭氧顆粒污泥的機械強度低于GAC,能夠減緩對膜組件的磨損;同時由于其質地較輕,有利于減少能耗.因此,本研究采用厭氧顆粒污泥代替顆粒活性炭,形成厭氧顆粒污泥床膜生物反應器(AnGMBR),對其進出水水質、顆粒穩定性、系統的能源需求及產能進行分析,考察AnGMBR處理低濃度有機廢水的運行特性.同時,將AnGMBR與AFMBR進行比較,為AnGMBR高效穩定的運行提供依據.

1 材料與方法

1.1 反應器的構造及運行條件

AnGMBR如圖1所示,AnGMBR由1個主反應柱和2個沉淀室組成,其有效容積為30L.在主反應柱內部設置有60根1m長的聚偏氟乙烯(PVDF)中空纖維膜(公稱孔徑為0.4mm),總有效面積為0.2475m2.反應器的詳細尺寸見AFMBR處理低濃度有機廢水的運行特性[6].

圖1 AnGMBR系統示意

1.進水蠕動泵 2.反應柱 3.沉淀室 4.循環磁力泵 5.轉子流量計 6.壓力傳感器 7.出水蠕動泵 8.厭氧顆粒污泥 9.中空纖維膜 10.pH電極 11.ORP電極 12.DO電極 13.液位控制器 14.集氣口

AnGMBR的實驗用水為模擬生活污水,其中主要含有蔗糖、蛋白胨、NH4HCO3、尿素、K2HPO4、KH2PO4、NaHCO3,水質組成如表1所示.系統通過進水蠕動泵連續不斷的進水,系統的出水則由液位傳感器控制,跨膜壓差(TMP)通過出水口與出水蠕動泵之間的壓差型壓力傳感器測定[4,15].

厭氧顆粒污泥取自某啤酒廠,其MLVSS為68.86g/L、MLSS為103.52g/L,VSS/SS為67%, AnGMBR中厭氧顆粒污泥的填充比為50%[6].系統內的循環流量約為300L/h,反應器截面上的流速為26.53m/h,以控制厭氧顆粒污泥膨脹至反應柱總高度90%~100%.AnGMBR的運行條件如表2所示,共分為5個模式,模式Ⅰ~Ⅴ依次增大進水流量,提高系統的有機負荷.

表1 本次研究中試驗廢水水質[16]

1.2 分析方法

SCOD、TCOD、TSS、VSS、NH4+-N、TN、TP和堿度采用標準方法進行測定[17]. 揮發性脂肪酸(VFA)用裝有火焰離子化檢測器(FID)的HP6890N系列的氣相色譜進行分析,分析測定前需要先用0.22mm的濾頭對水樣過濾,然后再用3%的甲酸酸化.反應器的產氣采用美國RESTERK 5L的氣袋進行收集,氣體組分(CH4、CO2)用裝有熱導檢測器(TCD)的HP6890N系列的氣相色譜進行分析.每回取至少3組平行樣進行相關分析.顆粒污泥的粒徑采用濕式篩分法測定[18].

膜組件的清洗方法如下[19-20]:將膜絲取出后,用自來水反復清洗至水不再明顯變色為止,然后將膜絲浸泡在1%NaClO中1h后取出,自來水沖凈后,再將膜絲浸泡在500mg/L的檸檬酸中浸泡1h后取出,用自來水將膜絲沖凈,再將膜絲浸泡在500mg/L的NaOH中1h后取出,自來水洗凈即可.

2 結果與討論

2.1 AnGMBR系統的運行特性

AnGMBR系統連續運行100d的進出水分析結果如表2所示,整個過程分為5個階段.階段Ⅰ~Ⅴ的TCOD、SCOD去除率平均在89%以上,出水TCOD、SCOD也均滿足一級A排放標準.在其出水中未檢測到VFA,表明系統內的產甲烷菌能保持較高的活性,整個消化過程進行的較為徹底.

AnGMBR的出水總氮濃度高于其氨氮濃度,但在其出水中只檢測出微量亞氮、硝氮,這表明顆粒污泥未能將進水中其他形式的氮全部轉換為氨氮.此外,AnGMBR的出水總氮要高于進水總氮,分析認為由于厭氧顆粒污泥能夠吸附氨氮,而AnGMBR的循環流速又較低,不能使整個系統的溶液混合均勻,從而導致出水總氮高于進水總氮.而AFMBR由于其較高的循環流速,能夠使整個反應器的溶液混合均勻,其出水總氮低于進水總氮,系統內的厭氧微生物僅能通過同化作用消耗一小部分碳源[6].

表2 不同HRT下AnGMBR的運行特性

注:為重復次數.

堿度方面,AnGMBR系統的出水堿度高于進水堿度[21],階段Ⅰ~Ⅳ系統每消耗1gCOD所產生的堿度分別為0.382、0.519、0.561、0.538g(此處及其后分析中的COD均為TCOD[3,5]),與本課題組AFMBR各階段消耗1gCOD所產生堿度的研究結果相比(0.146、0.182、0.449、0.451g)[6],其值要高于AFMBR的數值.

2.2 系統內顆粒污泥機械強度及粒徑的變化

顆粒污泥的機械強度與顆粒的穩定性密切相關,顆粒污泥的機械強度越大,顆粒污泥越緊密,內在結構越穩定.厭氧顆粒污泥只有具有較高的機械強度才能抵抗反應器內上升水流和沼氣氣泡所產生的攪拌和剪切作用,才能減少因內部壓力波動所造成的顆粒破裂、磨損或剝落等現象的發生[22-24]. Ghangrekar等[25]曾提出顆粒強度通過完整性系數(%)來表示,顆粒的完整性系數越低,污泥顆粒的強度就越大.顆粒污泥的完整性系數,即樣品離心后上清液中固體與顆粒污泥總質量的比值.

在本研究中,取樣品2mL,使其在200r/min的離心機內離心5min后測得,結果如圖2所示.可以發現,各階段運行結束后顆粒污泥的完整性系數與初始顆粒污泥的完整性系數相差不大,其數值在1%~4%之間波動,具有穩定且較高的機械強度.這也表明厭氧顆粒污泥在反應器中能夠保持良好的穩定性.

圖2 AnGMBR各階段顆粒污泥的完整性系數

AnGMBR各階段運行結束后粒徑分布如表3所示.從表中數據來看,初始顆粒污泥其粒徑主要分布在0.355~1.5mm之間,占比為79.61%.階段Ⅰ、Ⅱ、Ⅳ運行結束后顆粒污泥的粒徑主要分布在1.5~ 2mm、0.355~1.5mm之間,占比在83%~90%之間.階段Ⅲ運行結束后顆粒污泥的粒徑分布略有差異,主要分布在0.355~1.5mm之間,占比為90.32%.階段Ⅴ運行時間較短,未對其進行測定.可以發現,在AnGMBR 100d的連續運行中,系統內顆粒污泥的粒徑能夠穩定維持在0.355~2mm之間,與初始顆粒相比沒有較大差異,表明顆粒污泥在其內能夠保持穩定.顆粒污泥在系統內能夠保持穩定的粒徑,一方面是由于系統內的水力負荷適當,有利于顆粒污泥保持在良好的粒徑范圍內;另一方面則是因為系統內pH值、、ORP能夠滿足厭氧微生物的需要,并能長期保持穩定.

表3 AnGMBR各階段的粒徑分布

2.3 不同HRT下系統的甲烷轉化特性及碳平衡

表4中氣相甲烷的含量通過氣相色譜測定,溶解甲烷的含量通過亨利定律計算得到.

表4 不同HRT條件下AnGMBR的甲烷轉化情況

如表4所示,在溫差變化不大的情況下, AnGMBR系統的甲烷轉化量相差不大,氣相甲烷轉化量在0.151~0.188L/g COD去除之間,總甲烷轉化量在0.234~0.271L/g COD去除之間.與AFMBR系統的總甲烷轉化量相比(0.182L/g COD去除)[6],AnGMBR系統的甲烷轉化量要高于AFMBR系統的甲烷轉化量.

如表5所示,系統的出水COD所占的比例較低,在7%~11%之間,厭氧消化過程較完全;其次,從表5中可以看出,基本上有61%~70%的進水COD能夠轉化為甲烷,而AFMBR僅有45%的進水COD轉化為甲烷[6],甲烷轉化量提高了16%~25%;其中氣體甲烷約占68%、溶解性甲烷約占32%,其比值也接近2:1.至于產氣中CO2所占的體積分數,與AFMBR產氣中CO2所占的比例相近,所占比例較低,在5%左右[6].

表5 不同HRT條件下AnGMBR的COD平衡分析

注:括號內的百分數代表各成分換算的COD占進水COD的比例.

2.4 AnGMBR系統中TMP的變化

從圖3中可以看出,經過一段時間的運行,系統的TMP趨于平緩,穩定在35kPa左右.系統在階段Ⅱ運行結束后,循環磁力泵發生故障,在對反應器進行整修的同時也將膜絲進行了清洗,可以發現清洗后系統的TMP明顯降低,并且在一段時間內可以維持在較低的水平,膜絲的性能得到有效恢復,清洗效果良好.

結合表2,AnGMBR的膜通量可以穩定在14~ 20L/(m2·h),因此,系統內的膜組件能夠保持穩定的性能連續運行.此外,由于實驗采用的是人工配水,廢水中的懸浮物濃度要遠低于實際生活污水中的懸浮物濃度,因此在處理實際生活污水時,需要對膜組件的TMP和膜通量進行監測,并及時清洗.

圖3 AnGMBR運行中TMP的變化情況

2.5 不同HRT下系統的能耗及產能

參照Kim等[19]描述的計算方法,如表6所示,各階段用于顆粒污泥流化所需的電能需求要遠低于膜濾出水所需要的能耗,僅占系統總能耗的15%,膜濾出水為主要需能部位,而在AFMBR中,GAC流化是主要需能部位[6].

AnGMBR系統階段Ⅰ~Ⅳ的電能需求分別為0.0496, 0.0354,0.0271,0.0177kWh/m3,與本課題組AFMBR系統的電能需求相比(0.205,0.148,0.111,0.074kWh/ m3)[6], AnGMBR系統的能耗需求明顯較低.

AnGMBR系統各階段的甲烷產能相差不大,氣相甲烷產能在0.115~0.142kWh/m3之間,溶解性甲烷的產能在0.057~0.070kWh/m3之間,總的甲烷產能在0.181~0.197kWh/m3之間,各階段甲烷產生的能耗均能滿足系統的能耗需求.

如若只考慮氣相甲烷的產能,階段Ⅰ(HRT= 27.8h)的產能是能耗需求的2倍多,隨著HRT的降低,處理每m3所需能耗的降低,至階段Ⅳ產能已是能耗需求的7倍.如若考慮所有甲烷的產能,各階段產能與能耗需求的比值更大.

表6 不同HRT下AnGMBR的能源平衡估算

AFMBR處理低濃度廢水的能耗分析結果表明:如若只考慮氣相甲烷產能,只有當HRT降至10h,產能才能滿足能耗需求[6].與AFMBR相比,AnGMBR的能耗需求明顯要低的多,并且其產能較AFMBR也有所增加,這表明AnGMBR在能耗需求和產能方面要明顯優于AFMBR.

3 結論

3.1 AnGMBR系統在100d的連續運行中,其中有機物均能保持較高的去除效果,即使HRT降至5h,系統的COD平均去除率能穩定維持在89%,出水COD仍可滿足一級A排放標準.系統在運行過程中顆粒污泥的粒徑、機械強度沒有較大的差異,顆粒污泥具有較好的穩定性.

3.2 AnGMBR系統的總甲烷轉化量在0.234~ 0.271L/g COD去除之間,系統的進水COD約有61%~ 70%能夠轉化為甲烷.

3.3 AnGMBR系統經過一段時間的連續運行,其TMP穩定維持在35kPa左右,在NaClO-檸檬酸-NaOH的依次清洗后,膜絲的性能能夠得到有效的恢復.

3.4 AnGMBR中用于顆粒污泥流化所需的能耗較低,膜濾出水為主要的需能部位,系統各階段的產能均能滿足能耗需求.與AFMBR相比,AnGMBR極大地降低了系統運行所需的能耗.

[1] Smith A L, Stadler L B, Love N G, et al. Perspectives on anaerobic membrane bioreactor treatment of domestic wastewater: A critical review [J]. Bioresource Technology, 2012,122(SI):149-159.

[2] Bae J, Shin C, Lee E, et al. Anaerobic treatment of low-strength wastewater: A comparison between single and staged anaerobic fluidized bed membrane bioreactors [J]. Bioresource Technology, 2014,165(SI):75-80.

[3] Yoo R, Kim J, Mccarty P L, et al. Anaerobic treatment of municipal wastewater with a staged anaerobic fluidized membrane bioreactor (SAF-MBR) system [J]. Bioresource Technology, 2012,120:133-139.

[4] Bae J, Yoo R, Lee E, et al. Two-stage anaerobic fluidized-bed membrane bioreactor treatment of settled domestic wastewater [J]. Water Science & Technology, 2013,68(2):394-399.

[5] Shin C, Mccarty P L, Kim J, et al. Pilot-scale temperate-climate treatment of domestic wastewater with a staged anaerobic fluidized membrane bioreactor (SAF-MBR) [J]. Bioresource Technology, 2014, 159:95-103.

[6] 張博康,張 巖,陳昌明,等.AFMBR處理低濃度廢水的運行特性 [J]. 中國環境科學, 2018,38(1):129-135.

[7] Shin C, Kim K, Mccarty P L, et al. Integrity of hollow-fiber membranes in a pilot-scale anaerobic fluidized membrane bioreactor (AFMBR) after two-years of operation [J]. Separation and Purification Technology, 2016,162:101-105.

[8] Shin C, Kim K, Mccarty P L, et al. Development and application of a procedure for evaluating the long-term integrity of membranes for the anaerobic fluidized membrane bioreactor (AFMBR) [J]. Water Science and Technology, 2016,74(2):457-465.

[9] 郭曉磊,胡勇有,高孔榮.厭氧顆粒污泥及其形成機理 [J]. 給水排水, 2000,26(1):33-38.

[10] 程曉波.厭氧顆粒污泥的性質及其在污水處理中的應用 [J]. 中國市政工程, 2010,35(2):44-46+80.

[11] 李建金,黃 勇,李大鵬.厭氧顆粒污泥的特性、培養及應用研究進展 [J]. 環境科技, 2011,24(3):59-63.

[12] Lettinga G, Roersma R, Grin P. anaerobic treatment of raw domestic sewage at ambient-temperatures using a granular bed uasb reactor [J]. Biotechnology and Bioengineering, 1983,25(7):1701-1723.

[13] 董春娟,耿炤宇,呂炳南.低溫低有機物濃度下EGSB反應器的運行特性 [J]. 中國給水排水, 2011,27(1):96-98+101.

[14] 高志永,韋道領,陳鴻漢.IC反應器對生活污水中COD的去除效果及影響因素 [J]. 中國給水排水, 2010,26(17):44-46+50.

[15] Aslam M, Mccarty P L, Bae J, et al. The effect of fluidized media characteristics on membrane fouling and energy consumption in anaerobic fluidized membrane bioreactors [J]. Separation and Purification Technology, 2014,132:10-15.

[16] 馮華軍,馮小晏,薛 飛,等.浙江省典型地區生活污水水質調查研究 [J]. 科技通報, 2011,27(3):436-440.

[17] APHA. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater [S].

[18] Laguna A, Ouattara A, Gonzalez R O, et al. A simple and low cost technique for determining the granulometry of upflow anaerobic sludge blanket reactor sludge [J]. Water Science and Technology, 1999,40(8):1-8.

[19] Kim J, Kim K, Ye H, et al. Anaerobic fluidized bed membrane bioreactor for wastewater treatment [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(2):576-581.

[20] Yoo R H, Kim J H, Mccarty P L, et al. Effect of temperature on the treatment of domestic wastewater with a staged anaerobic fluidized membrane bioreactor [J]. Water Science and Technology, 2014,69(6): 1145-1150.

[21] 江露英.堿度變化對復合式厭氧膜生物反應器處理有機廢水的影響研究 [D]. 武漢:武漢科技大學, 2014.

[22] Pereboom J, Vereijken T. Methanogenic granule development in full-scale internal circulation reactors [J]. Water Science and Technology, 1994,30(8):9-21.

[23] Quarmby J, Forster C F. An examination of the structure of USAB granules [J]. Water Research, 1995,29(11):2449-2454.

[24] Pereboom J. Strength characterisation of microbial granules [J]. Water Science and Technology, 1997,36(6/7):141-148.

[25] Ghangrekar M M, Asolekar S R, Ranganathan K R, et al. Experience with UASB reactor start-up under different operating conditions [J]. Water Science and Technology, 1996,34(5/6):421-428.

Characteristics of anaerobic granular sludge bed membrane bioreactor for dilute wastewater treatment.

ZHANG Bo-kang, ZHANG Yan*, CHEN Chang-ming, MA Xiang-shan, LIU Zi-qi

(Key Laboratory of Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2018,38(8)：2954~2959

Anaerobic granular sludge bed membrane bioreactor (AnGMBR) with simulated domestic wastewater was studied at room temperature. With the influent COD of 260mg/L, the effluent COD of AnGMBR could remain stable under 30mg/L; Even if the HRT was reduced to 5h, it could still meet the level A Emission Standard. The total methane conversion of AnGMBR was between 0.234 and 0.271L/g CODR, about 61% to 70% of the influent COD was converted into methane. The particle size and mechanical strength of granular sludge were not different during the operation of AnGMBR, and granular sludge could keep stable. After a period of continuous operation, AnGMBR’s TMP kept stable at about 35kPa. The performance of membrane was restored effectively after cleaning. The energy consumption required for the fluidization of granular sludge in AnGMBR was lower, and the permeate water was the main energy consumption required part. The energy output could meet the energy demand. Thus, the AnGMBR system had great potential as an energy positive wastewater treatment system.

anaerobic granular sludge bed membrane bioreactor；anaerobic granular sludge；dilute wastewater；integrity coefficient；energy consumption

X703.1

A

1000-6923(2018)08-2954-06

張博康(1993-),男,山西運城人,北京工業大學碩士研究生,主要從事污水處理與資源化方面的研究.發表論文8篇.

2018-01-18

人才培養質量建設-雙培計劃新興專業建設基金資助項目(PXM2016_014204_001030_00205969_FCG)

* 責任作者, 副教授, yzhang@bjut.edu.cn