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AGS-MBR膜在城市生活污水中的应用

来源:杭州捷滤膜组件厂 日期:2020-05-07 17:13:37 tags: mbr膜组件厂家mbr膜生产厂家

  近年来,我国城市生活污水的排放量在以6% 的年增速不断上升。这部分污水未达标排放到河流湖泊等水体中,易造成水体富营养化等水污染现象。目前,以活性污泥工艺为核心的主流工艺如A/O、

  A2/O、普通曝气法等存在着工艺占地面积大、脱氮除磷能力有限、HRT 较长等问题。城市生活污水处理厂亟需提标改造来适应当下的水污染防治趋势。因此,研发出占地面积小、脱氮除磷效果好、短程且出水水质稳定的城市生活污水处理新工艺成为一个迫切需求。

  好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)技术是近年来兴起的新型污水生物处理技术。其具有传统活性污泥处理工艺无法比拟的优点,如污泥沉降性能好、微生物种群多样化、抗冲击负荷强、同步脱氮除磷等。膜生物反应器(membrane bioreactor,MBR)是将膜分离技术与生化处理技术相结合的一种新型污水处理技术,具有出水水质良好、占地面积小等优点。将好氧颗粒污泥技术与膜分离技术结合,一方面省去了二沉池的构建,另一方面可以同时发挥二者的优势,又能够弥补好氧颗粒污泥技术出水SS 含量较高、水质波动较大的缺点。序批式反应器(sequencing batch reactor,SBR)独特的运行方式和良好的水力条件易于形成好氧颗粒污泥[6-8]。因此,本研究选用SBR 对AGS 进行培养,并开发了一

  套AGS-MBR 组合工艺,以期为组合工艺的实际应用提供理论依据。

  1 材料与方法

  1.1 实验装置

  AGS-MBR 组合工艺处理城市生活污水的实验流程如1 所示。将原水通过蠕动泵抽吸进入2 个相同规格和操作条件的SBR(反应器R1、反应器R2)。在进水—曝气—静置—排水的循环模式下,在2 个SBR(R1/R2)内利用好氧颗粒污泥去除进水中大部分的污染物。R1 和R2 出水流入一个快速沉淀池,快速沉淀池的上清液进入MBR,进一步去除污水中的污染物,从而得到水质稳定的出水,膜出水即为 AGS-MBR 组合工艺的出水。

  SBR(见 1)为有机玻璃制成,有效容积为 2.826 L、内径为 6 cm、有效高度为 100 cm、总高度为 120 cm。出水口和进水口分别在距底部 50 cm 和 100 cm 处。SBR 底部设置沙芯曝气石,空气流速为

  3 cm · s-1。运行过程中HRT 为6 h。

  快速沉淀池(见1)为有机玻璃制成,总容积为2.88 L(长18 cm,宽8 cm,总高度20 cm),接纳的水为前置的2 个SBR(R1 和R2)周期出水。快速沉淀池的上清液出水进入配水槽。

  MBR 采用一体式MBR(见1),总容积为2.88 L(长18 cm,宽8 cm,总高度20 cm),进水为快速沉淀池的上清液出水,从高位配水槽进入MBR。膜组件的出水即为AGS-MBR 组合工艺的出水。膜组件选用聚偏氟乙烯(PVDF)中空纤维膜。膜孔径为0.1 μm,膜面积为0.1 m2,膜通量为12 L · (m2 · h)-1。

  1.2 实验原料

  实验原水由20% 的实际生活污水和80% 的人工配水组成,原水水质COD 300~400 mg · L-1,NH+4-N 18~24 mg · L-1,TN 25~35 mg · L-1,TP 3~4 mg · L-1。

  1.3 实验方法

  SBR 运行参数如表1 所示,前期实验已经在启动期(第Ⅰ阶段和第Ⅱ阶段),通过逐渐增加有机负荷和缩短沉降时间形成双重选择压,在SBR 内40 d 快速培养出成熟的好氧颗粒污泥粒,径达2 mm、呈浅黄色、球形轮廓清晰、比重为1.013 7 g · cm-3、含水率为96.5%、沉降速率为11.7~32.56 m · h-1、比耗氧速率SOUR(以DO 计)为46.5 mg?(g?h)-1(以MLSS 计)、具有较好的沉降性能和微生物代谢活性。成功完成了AGS-MBR 组合工艺的启动。

  组合工艺进入稳定运行期(第Ⅲ阶段),为了获得更好的除污效果,本实验重点优化SBR 单元和MBR 单元的运行参数。快速沉淀池的运行周期参数如表2 所示。MBR 的微滤中空纤维膜组件采用抽吸 8 min,停止2 min 的间歇运行模式;HRT 为3 h、气水比为30∶1、污泥龄为20 d;AGS-MBR 组合工艺处理水量为22.4 L · d-1。

  1.1 分析方法

COD、 NH+ - N、 TN、 NO- - N、 NO- - N、 TP、PO34 --P 按照文献中的方法进行。

  根据膜过滤Darcy 定律,膜污染程度可用膜污染阻力来表征,根据式(1)及式(2)对污染膜组件 进水 

的各项污染阻力进行计算。

  式中:J 为膜通量,L · (m2 · h)-1;Rt为膜过滤总阻力,m-1;ΔP 为TMP,即跨膜压差,kPa;μ 为滤液的黏度,Pa · s。

  式中:Rt 为膜过滤总阻力,m-1;Rm 为新膜的固有阻力,m-1;Rf 为膜污染阻力,为 Rrf 与 Rirf 之和,m-1;

  Rrf为可逆污染阻力,也称滤饼层阻力,m-1;Rirf为不可逆污染阻力,也称内部污染阻力,m-1。

  2 结果与讨论

  2.1 SBR 内空气流速的优化

  空气流速的大小直接影响SBR 内的DO 浓度高低和剪切力大小,进而影响AGS 对污水的处理效果。在稳定运行期间,SBR 运行周期为180 min,其中进水8 min、曝气159 min、沉淀5 min、排水 8 min。通过调节曝气量来控制空气流速的大小,分别调节为 0.5、1、1.5、2、2.5、3 cm · s-1,研究

  SBR 典型周期内主要污染物浓度变化规律,并监测不同空气流速下连续8 个周期的SBR 出水中SS 变化。

  2.1.1 典型周期内DO 的周期性变化

  不同空气流速下,典型周期内SBR 内泥水混合液DO 的变化见2。空气流速为1~3 cm · s-1 时,第

  21 分钟开始曝气,由于供氧充分,第0~21 分钟内消耗的DO 很容易就得到恢复,且DO 的恢复率逐渐上升,最后分别稳定在3.3、4.13、5.33、7.23、8.77 mg · L-1。其中,在1 cm · s-1 的空气流速下,DO 到曝气开始后的100 min 左右才恢复,并稳定在3.3 mg · L-1 左右;而在空气流速为3 cm · s-1 时,DO 值在曝气后的30 min 内迅速上升至平台值;当空气流速为0.5 cm · s-1 时,SBR 单元内好氧颗粒污泥的泥水混合效果较差,导致DO 分布不均匀,整个典型周期内DO 在2 mg · L-1 上下波动。

  2.1.2 典型周期内COD 和PO34 --P 的去除效果

  空气流速为3~0.5 cm · s-1,COD 的降解速率逐渐下降,周期结束时COD 的出

  水浓度差别不大。这说明空气流速对COD 的去除影响较小。各空气流速下典型周期内的PO34 --P 的变化规律是一样的,主要是好氧段(21~180 min)的吸磷和厌氧/缺氧段(0~21 min)的释磷。由 4 可以看出,在第21 分钟曝气开始后,出现了轻微的PO34 --P 浓度上升的现象。这是由于好氧颗粒污泥存在一定的粒径,氧气在好氧颗粒污泥的外部迅速被消耗,颗粒内部聚磷菌的好氧吸磷进程缓慢,继续发生厌氧释磷造成的。随着空气流速的升高,曝气初的厌氧释磷时间越来越短。而且,空气流速为3 cm · s-1 时,曝气开始时几乎没有出现释磷的现象。空气流速为2 cm · s-1 时,好氧颗粒污泥吸磷的速率较稳定,最终的出水PO43 --P 为0.44 mg · L-1;空气流速为3 cm · s-1 时,曝气开始40 min 内吸磷速率较慢。这是由于聚磷菌与硝化菌之间存在着对氧气的竞争;并且在高DO 的情况下,聚磷菌显然不能成为优势菌种,最终出水PO34 --P 为0.51 mg · L-1。空气流速为2 cm · s-1 时比较符合对磷的去除要求。

  2.1.1 典型周期内N 的转化

  NH4+-N 浓度在曝气开始后的9 min 内均出现下降,但SBR 内的NO-x-N 的浓度并没有出现明显的上升,这可能是由于好氧颗粒污泥的吸附作用引起的氨氮浓度下降;此后,随着物质与

  DO 在好氧颗粒污泥内部的传输,逐渐有其他形态的NO-x-N 生成。

  硝化速率随空气流速的减小而减小。至空气流速为0.5 cm · s-1,在周期结束后,最终基质溶液中残留的NH+4-N 浓度为7.2 mg · L-1;空气流速大于2 cm · s-1 时,周期内NH+4-N 均被降解完全,出水NH+4-N

  浓度均小于0.5 mg · L-1。不同空气流速下,最终出水的N 形态存在着较大的差别。空气流速越小,颗粒外部好氧区硝化作用受DO 限制,出水主要以NH4+-N 和NO-2-N 为主;空气流速越大,O2 渗入颗粒的深度越深,好氧颗粒污泥好氧区的硝化作用不受DO 的限制,但好氧颗粒污泥缺氧区的同步反硝化作用受到限制,出水以NO-3-N 为主。空气流速为3 cm · s-1 时,生成的NO-3-N 含量最高,为6.4 mg · L-1;由6 可以看出,空气流速为2 cm · s-1 时,出水TN 的浓度最低为8.91 mg · L-1。其中,NO-2-N 和NO-3-N 含量分别为4.2 mg · L-1和4.39 mg · L-1;NH+4-N 含量为0.32 mg · L-1,较符合对氮的去除要求。

  2.1.1 不同空气流速下出水SS 含量变化

  7 为不同空气流速下,连续8 个典型周期的出水中SS的含量变化。可以看出,出水SS 随着空气流速的减小呈现上升趋势。空气流速为 0.5 cm · s-1 时, 出水 SS 在 150~ 200 mg · L-1 之间剧烈波动。这可能因为在SBR 内形成的剪切力小;另一方面DO 不足,易造成AGS 的颗粒结构解体。出水SS 增加,长期运行可能会造成SBR 内污泥浓度急剧下降;而随着空气流速增大,出水SS 浓度逐渐降低,且稳定性有所提高;至空气流速为3 cm · s-1 时,出水SS 最低,平均浓度为46.6 mg · L-1,但曝气产生的运行成本较高。

  2.2 MBR 内HRT 对出水效果的影响

  研究表明, HRT 影响微生物的生长、生物膜的厚度、水体和微生物之间的传质,与MBR 的处理能力和膜污染的发生有着密切的联系,直接影响到运行的能耗大小。在稳定运行期间,每个HRT 研究20 d,考察其对MBR 单元的出水水质和膜污染的影响。不同HRT 对应的MBR 有机容积负荷如表3 所示。

  2.2.1 出水效果

  不同HRT 下主要污染物的去除情况如 8 所示。HRT对TN、TP 的去除影响较大;对COD、NH+4-N 的去除效果的影响不明显。其中,MBR进水NH+4-N 浓度已经低于1 mg · L-1。不同HRT 下,出水NH+4-N 浓度变化较小,且远低于一级A标准值。出水COD 浓度随HRT 的增加而增加,HRT 为 2 h时,对COD 和TN 的去除效果最好,出水COD 和TN 的平均浓度分别为18.2 mg · L-1 和7.63 mg · L-1。出水TP 随着HRT的增加,总体呈现增加的趋势,HRT 大于 3 h 后,由于进水中有机物浓度较低,污泥活性较差,导致污泥加速老化,

  出水TP 均在0.5 mg · L-1 以上,超过一级A 的标准要求。

2.2.1 

TMP 的变化 

  长期运行中,TMP 的变化可以在一定程度上反映出膜污染情况。在本实验研究中,TMP 大于 30 kPa,即对膜组件进行清洗。对运行20 d 过程中不同HRT 下TMP 的变化进行分析; 并在运行至第 20 天时, 取出MBR 内的膜组件,进行膜阻力分布研究,以进一步探讨膜污染情况。

  不同HRT 下,TMP 的变化如9 所示。实验初期,HRT 为2、3、4、6 h 下初始的TMP 均为0 kPa;且可以看出,HRT 越大,TMP 开始增加的时间越往后;运行至第 6 天,HRT 为 6 h 的TMP 才出现从 0 kPa 开始上升的趋势;运行至第 20 天,HRT 为 2、3、4、6 h 下对应的膜组件TMP 分别增长至 40、

  23.5、19 和15 kPa。由10 可知,运行20 d 时不同HRT 下膜阻力类型分布情况。可以看出,HRT 为2 h时,总阻力Rt为10.69×105 m-1,其中不可逆阻力Rirf为5.4×105 m-1,占Rt的50.5%,膜污染最为严重。综合考虑膜污染可能产生的经济成本,在有较好去除效果的前提下,HRT 为3 h 可作为MBR 运行的最佳水力停留时间。

  8 不同HRT 下主要污染物的去除

  2.3 MBR 内气水比的优化

  曝气主要有2 个作用:第一为MBR 内污泥混合液提供搅拌;第二可提供和维持MBR 内的DO 浓度,直接影响反应器的脱氮除磷效果。在AGS-MBR 系统稳定运行期间, 考察气水比分别为 10∶1、15∶1、

  20∶1、25∶1、30∶1、35∶1 条件下的MBR 的出水情况,每个气水比下研究8 d。11 为6 个气水比梯度下的出水COD、TN、NH+4-N、TP 的出水效果。可以看出,不同的气水比下,COD 的出水浓度变化较大;而 NH+4-N 浓度变化十分不明显。这可能是由于进水中的 NH+4-N 也很低引起的现象;且MBR 内的曝气提供了远高于使这些NH4+-N 发生硝化反应所需要的氧。其中气水比为20∶1时,出水COD平均浓度为21.7 mg · L-1,COD 去除效果最好。出水TP 浓度随着气水比的上升逐渐下降,波动也更小;气水比为 10∶1 时,MBR 内泥水混合液的混合不均匀, 出水 TP 浓度在 0.52~0.65 mg · L-1 之间;气水比大于20∶1 时,出水TP 均低于

  0.5 mg · L-1;TP 的出水浓度在气水比为25∶1 时达到最低,为 0.39 mg · L-1,且出水TN 浓度较低;随着气水比再升高,纯好氧模式的运行下,MBR 对TP 的去除效果很难有进一步的提升。因此,选择25∶1 为

  2.4 稳定运行条件下对主要污染物的去除效能调整SBR 空气流速为 2 cm · s-1、MBR 的HRT 为2 h、MBR 内气水比为 25∶1, 其他运行参数不变。

  调整参数后的SBR 和MBR 对进水中主要污染物的去除情况分别见12 和13。稳定运行60 d,工艺出水主要指标浓度均在一级A 标准要求浓度以下,且水质波动小。MBR 出水COD、NH+4-N、TN、TP 的平均浓度分别为21.2、0.08、7.8、0.4 mg · L-1;工艺对进水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率为

  95.2%、99.8%、79.8%、87.1%。其中, SBR 对 COD、氨氮、TN、TP 的平均去除率分别达 90.3%、

  98.7%、63.2%、81.4%。

  3 结论

  1) 在有较好的污染去除效果的前提下,综合考虑曝气产生的能耗及膜污染可能增加的运行成本问题,SBR 空气流速为2 cm · s-1、MBR 气水比为25∶1、MBR 的HRT 为3 h,为AGS-MBR 组合工艺优化后的运行参数值。

  2) 稳定运行期间,AGS-MBR 工艺对进水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率为95.2%、99.8%、

  79.8%、87.1%;出水COD、NH+4 -N、TN、TP 的平均浓度分别为 21.2、0.08、7.8、0.4;出水C、N、P指标均达到一级A 标准要求。(来源:环境工程学报)

本文由mbr膜组件厂家杭州捷滤膜整理发布。

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