膜面積負荷對氣水交替MBR處理污水的影響

王宏杰，董文藝，李 繼

(哈爾濱工業大學深圳研究生院，深圳市水資源利用與環境污染控制重點實驗室，518055 廣東 深圳，dwy1967@yahoo.com.cn)

氣水交替膜生物反應器(gas－water alternate membrane bioreactor，AMBR)是將傳統MBR和膜曝氣生物反應器(membrane aeration bioreactor，MABR)相結合形成的一種新型反應器，該反應器采用兩組膜組件，一組膜組件進行曝氣時，另一組膜組件進行出水，運行一段時間后兩組膜組件的功能交替.該反應器同時具有傳統MBR出水水質好、占地面積小、運行穩定和MABR同步除碳脫氮[1－5]的優點.

常規污水處理工藝具有一定抗污染負荷能力，在原水水質波動的條件下，可通過改變曝氣量等參數，達到穩定去除污染物的能力.AMBR工藝采用膜曝氣供氧，膜曝氣供氧量的變化可通過膜腔內壓力的改變而實現[6－8].在進水污染物負荷改變時，需改變膜腔內壓力來調整供氧能力，保證混合液的DO處于理想水平[9]，從而使AMBR具有較好的同步脫氮除碳效果.但負荷過高時，膜腔內壓力需達到很高程度才能保證供氧量，而過高的膜腔內壓力將導致膜材料破損;同時，由于微生物降解速率的限制，即使保證了供氧量，當污染負荷過高時，污染物去除效果仍然有限.對于AMBR工藝，微生物大部分附著于膜絲表面，混合液污泥含量非常低[9]，該工藝的污染物去除主要通過膜絲表面的微生物降解實現.因此，為保證反應器的處理效果，需確定該工藝的最大膜面積污染物負荷.本文考察了膜面積污染物負荷對AMBR工藝處理模擬生活污水的影響.

1 試驗

1.1 試驗裝置及運行條件

試驗裝置如圖1所示.AMBR中兩膜片進行交替運行，通過PLC和電磁閥進行控制.當電磁閥9開啟時，電磁閥8也處于開啟狀態，膜片4用于曝氣，膜片5用于出水;此時電磁閥7和10處于閉合狀態.運行3 h后，電磁閥8和9自動關閉，而7和10處于開啟狀態，此時膜片4用于出水，而膜片5用于曝氣.再次運行3 h后進行交替.氣源為由氧氣瓶15提供的99.9%的純氧，通過流量計14控制曝氣量以改變反應器中的DO值.膜曝氣過程中無肉眼可見的氣泡產生，無法起到混合作用，因此，在反應器底部設置一水力循環泵6，有利于原水和反應器內混合液混合均勻.試驗所用膜材料為親水性聚丙烯中空纖維膜(PP)，膜孔徑為0.2 μm，膜面積為0.1 m2/片.反應器的有效體積為8 L，水力停留時間控制為8 h.

圖1 試驗裝置圖

1.2 試驗材料

試驗原水為人工配水，由淀粉、葡萄糖、蛋白胨、氯化銨、磷酸氫二鉀、氯化鈣、硫酸鎂、氯化鐵配制而成，并加入碳酸氫鈉調節pH值.母液碳氮比(COD與TN比)約為10，pH為7.0左右，原水根據試驗需要進行不同倍數的稀釋，各主要污染物質量濃度比值與常規生活污水接近.試驗用的初期接種污泥取自深圳市某污水處理廠脫水機房，并利用SBR反應器馴化.

1.3 檢測方法

試驗中的水質分析方法均參照文獻[10]進行.COD采用重鉻酸鉀密閉消解法;NH4+－N采用納氏試劑光度法;TN采用堿性過硫酸鉀消解－紫外分光光度法.

1.4 試驗過程

按3 000 mg/L的活性污泥量向反應器內投加馴化成熟的污泥，進行氣水交替連續運行.通過改變進水污染物質量濃度，考查了負荷(按總膜面積計算)對AMBR去除污染物的影響.隨著進水負荷的增加，為保持反應器混合液DO控制在0.5 mg/L的較優值[9]，通過增加供氧壓力來提高供氧量，但為防止膜腔內壓力過大導致膜絲破損，在實驗過程中控制膜腔內壓力不超過200 kPa.

2 結果與討論

2.1 膜面積負荷對COD去除的影響

膜面積負荷對AMBR去除COD的影響如圖2所示.

圖2 膜面積負荷對COD去除的影響

從圖2可以看出，AMBR在膜腔內氧壓力控制在200 kPa以內的前提下，最大的COD去除負荷為84.9 g/(m2·d).當進水 COD負荷小于90 g/(m2·d)時，通過控制膜腔內氧壓力，AMBR混合液中的DO質量濃度均能控制在0.5 mg/L左右，反應器對COD的去除率也高于90%.當進水COD負荷達90 g/(m2·d)時，膜腔內氧壓力已達到預設的最大值.隨著COD負荷的進一步上升，需更多的氧氣才能保證AMBR有效地去除COD.但此時供氧量已達到極限，COD負荷的上升導致了混合液中的DO質量濃度迅速下降，COD的去除效果也逐漸降低.當進水COD負荷增加至100 g/(m2·d)時，COD去除率已降至60%左右.

2.2 膜面積負荷對NH4+－N去除的影響

膜面積負荷對AMBR去除NH4+－N的影響如圖3所示.

圖3 膜面積負荷對NH4+－N去除的影響

由圖3可知，不同膜面積負荷條件下AMBR對NH4+－N的去除可以分為3個階段.第一階段為進水NH4+－N負荷小于7.2 g/(m2·d)的條件下，此時混合液的 DO質量濃度保持在0.5 mg/L左右，AMBR對 NH4+－N具有很好的去除效果，平均去除率高于90%.第2階段為進水NH4+－N負荷在7.2～8.2 g/(m2·d)的條件下，此時混合液的 DO質量濃度仍保持在0.5 mg/L左右，但反應器對NH4+－N的去降率有所下降.當進水 NH4+－N負荷增加至8.2 g/(m2·d)時，反應器對NH4+－N的去除率已下降至72%.這主要是由于反應器中的硝化菌數量有限，即使在混合液 DO質量濃度為0.5 mg/L的條件下，硝化速率的限制使AMBR對NH4+－N的去除效果也有所下降.第3階段是負荷大于8.2 g/(m2·d)的條件下，此時，由于負荷的持續增加，反應器對氧的需求量進一步加大.但限于膜腔內氧壓力控制在200 kPa以內的前提條件，供氧量在負荷為8.2 g/(m2·d)時已達到最大值，污染物負荷的進一步增加導致反應器中混合液的 DO質量濃度迅速降到 0 mg/L.而NH4+－N的去除效果也進一步下降，在進水負荷為9.2 g/(m2·d)時，AMBR對 NH4+－N的去除率已降至50%左右.

采用傳統曝氣方式的生物反應器，當混合液DO為0 mg/L時，由于硝化菌難以與異養菌競爭少量的氧氣，其對氨氮的去除率接近于0.而對于AMBR，當其混合液DO質量濃度為0 mg/L時，仍具有一定的NH4+－N去除效果.這主要是由AMBR工藝獨特的供氧方式決定的，參照文獻[3，11－13]，膜絲上附著的微生物及基質質量濃度分布示意圖如圖4所示.靠近膜絲表面的區域具有高DO、低有機物的特點，有利于硝化菌的增殖.因此，即使混合液DO質量濃度低至0 mg/L時，由于靠近膜絲表層的區域仍存在溶解氧，AMBR仍具有一定的NH4+－N去除能力.

圖4 膜絲上生物膜及基質的分布

2.3 膜面積負荷對TN去除的影響

不同膜面積負荷條件下，AMBR對TN的去除效果如圖5所示.

圖5 膜面積負荷對TN去除的影響

由圖5可以看出，AMBR在膜腔內氧壓力控制在200 kPa以內的前提下，最大的TN去除負荷為6.5 g/(m2·d).當進水 TN負荷小于8.6 g/(m2·d)時，反應器對 TN的去除率高于70%，最高去除負荷可達6.4 g/(m2·d).而當進水負荷進一步升高時，由于NH4+－N的去除率逐漸下降，導致TN的去除效果也不理想.當進水TN負荷為10 g/(m2·d)時，TN的去除率已下降至46%.

3 結論

1)AMBR對COD的最大去除負荷為84.9 g/(m2·d).當 進 水 COD 負荷小于90 g/(m2·d)，AMBR對 COD的去除率可達90%以上，繼續增加負荷將導致 COD去除率下降.

2)AMBR對NH4+－N的最大去除負荷為6.75 g/(m2·d).當進水 NH4+－N負荷小于7.2 g/(m2·d)時，反應器對NH4+－N的去除率高于90%，繼續增加負荷將導致NH4+－N去除率下降.

3)AMBR對TN的最大去除負荷為6.5 g/(m2·d).當進水TN 負荷小于8.6 g/(m2·d)時，反應器對 TN的去除率高于70%.

[1]BRINDLE K，STEPHENSON T，SEMMENSM J.Nitrification and oxygen utilization in a membrane aeration bioreactor[J].Journal of Membrane Science，1998，144:197－209.

[2]SEMMENSM J，DAHM K，SHANAHAN J，et al.COD and nitrogen removal by biofilms growing on gas permeable membranes[J].Water Research，2003，37(18):4343－4350.

[3]HISASHI S，HIDEKI O，BIAN R，et al.Macroscale and microscale analyses of nitrification and denitrification in biofilms attached on membrane aerated biofilm reactors[J].Water Research，2004，38(6):1633－1641.

[4]汪舒怡，汪誠文，梁鵬，等.膜曝氣生物反應器的除碳脫氮特性研究[J].中國給水排水，2007，23(9):40 －43，52.

[5]SUZUKI Y，MIYAHARA S，TOKEISHI K.Oxygen supply method using gas permeable film for wastewater treatment[J].Water Science and Technology，1993，28(7):243－250.

[6]HIBIYA K，TERADA A，TSUNEDA S，et al.Simultaneous nitrification and denitrification by controlling vertical and horizontal microenvironment in a membrane aerated biofilm reactor[J].Journal of Biotechnology，2003，100(1):23－32.

[7]TERADA A，YAMAMOTO T，IGARASHI R，et al.Feasibility of a membrane－aerated biofilm reactor to achieve controllable nitrification[J].Biochemical Engineering Journal，2006，28(2):123 －130.

[8]TERADA A，YAMAMOTO T，HIBIYA K，et al.Enhancement of biofilm formation onto surface－modified hollow－fiber membranes and its application to a membrane － aerated biofilm reactor[J].Water Science and Technology，2004，49(11/12):263 －268.

[9]DONG W Y，WANG H J，LI W G，et al.Effect of DO on simultaneous removal of carbon and nitrogen by a membrane aeration/filtration combined bioreactor[J].Journal of Membrane Science，2009，344(1/2):219－224.

[10]國家環保總局.水與廢水分析檢測方法[M].4版.北京:中國環境科學出版社，2002.

[11]MATSUMOTO S，TERADA A，TSUNEDA S.Modeling of membrane－aerated biofilm:effects of C/N ratio，biofilm thickness and surface loading of oxygen on feasibility of simultaneous nitrification and denitrification[J].Biochemical Engineering Journal，2007，37(1):98－107.

[12]TERADA A，HIBIYA K，NAGAI J，et al.Nitrogen removal characteristics and biofilm analysis of a membrane－aerated biofilm reactor applicable to highstrength nitrogenous wastewater treatment[J].Journal of Bioscience and Bioengineering，2003，95(2):170－178.

[13]SCHRAMM A，DE BEER D，GIESEKE A，et al.Microenvironments and distribution of nitrifying bacteria in a membrane－bound biofilm[J].Environmental Microbiology，2000，2(6):680－686.