AFMBR處理低濃度廢水的運行特性

張博康,張 巖,陳昌明,馬翔山,刑金良,郭 威,劉子奇 (北京工業(yè)大學建筑工程學院,北京市水質(zhì)科學與水環(huán)境恢復工程重點實驗室,北京 100124)

目前,我國對于城市污水等低濃度廢水(COD＜1000mg/L)的處理主要采用的是好氧工藝.但是應用好氧工藝存在基建投資大、污水處理能耗高、運行管理費用高、剩余污泥產(chǎn)量大、污泥處置費用高等問題[1],這些問題限制了好氧工藝的應用與發(fā)展.厭氧處理作為一種低成本的廢水處理技術,能夠?qū)U水處理與能源回收利用相結(jié)合[2].但其處理效果并不理想,不足以滿足二級處理出水的排放標準.近年來隨著膜生物反應器的出現(xiàn)以及其在厭氧處理中的應用,厭氧處理出水水質(zhì)不佳的問題得以改善.然而,膜污染問題又是膜生物反應器應用最大問題.膜元件放置的位置不同,膜污染的減緩措施也不相同[3-5].對于外部膜配置,通常適合處理高濃度廢水,污染控制依賴混合液快速流動產(chǎn)生的剪切作用來減少污垢,這種措施能耗較高.對于內(nèi)部膜配置,通常更適于低濃度廢水,污染可以通過氣體鼓泡攪拌控制,其能耗較低[6].

近年來,機械摩擦作為一種新的有效減少膜污染的控制措施,在階段式厭氧流化床膜生物反應器(SAF-MBR)中已經(jīng)得到應用,表現(xiàn)出了良好的效果[7-9].Bae等[10]將SAF-MBR與單一的厭氧流化床膜生物反應器(AFMBR)進行對比,表明兩者各項指標差別不大.然而,其配水使用的有機物是醋酸鹽和丙酸鹽,相對于生活污水中復雜的有機污染物來說更容易被降解利用.目前國內(nèi)外對于 AFMBR的研究還較少,不夠完善.本文以蔗糖、蛋白胨為碳源對AFMBR的啟動運行進行探究,對其進出水水質(zhì)、污泥產(chǎn)量、能源需求及產(chǎn)能進行分析,為 AFMBR高效穩(wěn)定的運行提供科學依據(jù).

1 材料與方法

1.1 反應器的構(gòu)造及運行條件

AFMBR如圖1所示[9],AFMBR由1個主反應柱(有效容積 11.6L)和 2個沉淀室(有效容積2×9.2L)組成,總有效容積為 30L.主反應柱是直徑為120mm、高為1.2m的有機玻璃管柱,內(nèi)部填充有5×18目的顆粒活性炭5680g(GAC,填充比為 50%)用作微生物生長的載體.此外,在反應柱內(nèi)部還包含有 60根 1m長的聚偏氟乙烯(PVDF)中空纖維膜.中空纖維膜的外徑為2.8mm,公 稱 孔 徑 為 0.4μm,膜 總 表 面 積 為0.2475m2.在反應柱的頂端設有2個沉淀室,其材質(zhì)也為有機玻璃,直徑為290mm、高為350mm,用以減少顆粒活性炭流入循環(huán)管道.循環(huán)管道的入口處于第2個沉淀池一側(cè),采用的是DN25的PVC管,連接著PAN WORD磁力泵,用以進行水力循環(huán).在循環(huán)水流的作用下,反應器內(nèi)填充的顆粒活性炭處于懸浮狀態(tài),調(diào)節(jié)循環(huán)流速,使GAC膨脹至反應柱總高度的 90%～100%,此時循環(huán)流速為1800L/h.

AFMBR的試驗用水采用人工配水[12],其水質(zhì)組成如表1所示.配水為模擬生活污水,其中含有NH4HCO3、蔗糖、尿素、K2HPO4、KH2PO4、NaHCO3、蛋白胨.進、出水均采用蠕動泵進行抽吸.反應器的出水由液位傳感器控制,在高水位出水蠕動泵開始出水,低水位停止出水.

圖1 AFMBR系統(tǒng)示意Fig.1 Schematic diagram of the AFMBR system

表1 試驗廢水水質(zhì)Table 1 Characteristics of experimental wastewater

反應器的運行條件如表 2所示,連續(xù)運行218d.模式Ⅰ為污泥的接種馴化期,接種污泥取自某水廠污泥濃縮池,污泥濃度(MLVSS)為80.35g/L,接種 800mL.當系統(tǒng)在模式Ⅰ的工況下運行穩(wěn)定后,增大進水流量,減少水力停留時間至20,15,10h,依次在模式Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ下連續(xù)運行,直至其穩(wěn)定.反應器的產(chǎn)氣采用美國RESTERK 5L的氣袋進行收集.

表2 不同HRT下AFMBR系統(tǒng)的運行特性Table 2 Operating characteristics for AFMBR system under different HRT

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[11].揮發(fā)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0.22μm的濾頭對水樣過濾,然后再用3%的甲酸酸化.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.顆粒活性炭上附著的微生物通過超聲波進行采集測定[13].

2 結(jié)果與討論

2.1 AFMBR系統(tǒng)的運行特性

AFMBR系統(tǒng)218d連續(xù)運行的進出水分析結(jié)果如表2所示,整個過程分為4個階段.階段Ⅰ為接種馴化階段,經(jīng)過 76d的馴化,系統(tǒng)運行穩(wěn)定,SCOD、TCOD去除率均在 94%左右,SCOD、TCOD均值分別為14,17mg/L,滿足一級A排放標準.隨后逐漸降低水力停留時間(HRT)至20, 15h,進入階段Ⅱ、Ⅲ,在系統(tǒng)運行穩(wěn)定后,SCOD去除率分別為90%、92%,出水SCOD均值分別為26,20mg/L,滿足一級A排放標準.在減少HRT至10h進入階段Ⅳ后,系統(tǒng)中的厭氧微生物即使經(jīng)過82d的富集(3倍于階段Ⅲ富集所需要的時間),出水 SCOD、TCOD的均值分別為 38,49mg/L,仍有少量揮發(fā)性脂肪酸(VFA)未被降解,殘余的 VFA 主要為乙酸,在Bae等[10]的研究中,即使在HRT縮短至3h也能獲得較好的出水水質(zhì)(＜30mg/L),因此可能是由于水溫降低而導致產(chǎn)甲烷菌的活性受到了抑制,從而導致少量VFA未被降解,影響出水效果.

階段Ⅰ的進出水 NH4+-N均值分別為 49,53mg/L,進水 NH4+-N 低于出水 NH4+-N,這是由于試驗廢水中的氮源除了 NH4+-N之外還有尿素、蛋白胨.廢水中的尿素、蛋白胨在系統(tǒng)中水解細菌的作用下轉(zhuǎn)換為 NH4+-N,而由于系統(tǒng)的嚴格厭氧條件,不適于硝化細菌之類脫氮細菌的生存,這就導致反應器內(nèi)部NH4+-N的累積,從而使出水 NH4+-N濃度略高于進水NH4+-N濃度.階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ結(jié)果類似.階段Ⅰ的進出水 TN均值分別為57,52mg/L,出水TN略低于進水TN,這表明系統(tǒng)內(nèi)的厭氧微生物僅能夠通過同化作用消耗小部分氮源.同時系統(tǒng)出水中的 NH4+-N濃度與 TN濃度基本相等,這說明出水中的氮元素的存在形式幾乎全部為 NH4+-N,系統(tǒng)中的厭氧微生物將進水中各種形式的氮源全部轉(zhuǎn)換為了NH4+-N.4個階段的出水TP均略低于進水TP,這表明 AFMBR系統(tǒng)不能有效的去除磷元素,只能通過同化作用消耗小部分.

系統(tǒng) 4階段的出水堿度均高于進水堿度,這一變化在江露英等[14]的研究中也有出現(xiàn). 雖然厭氧菌在產(chǎn)酸過程會消耗一部分堿度;但在產(chǎn)甲烷階段,中間產(chǎn)物VFA會被產(chǎn)甲烷菌轉(zhuǎn)換為甲烷和HCO3-,這樣其在使系統(tǒng)堿度恢復的同時又提供了新的堿度,從而使系統(tǒng)的出水堿度高于進水堿度.在江露英等[14]的研究中(進水 COD 1500mg/L、HRT 24h、T 30℃),每消耗 1gCOD 可以產(chǎn)生 0.078～0.090g的堿度(以 CaCO3計).本研究中,4個階段的堿度/COD去除分別為 0.146、0.182、0.449、0.451(COD 為 TCOD[17-18]),均高于其值,這是由于在其研究中VFA仍有部分殘余并沒有降解完全,而在本研究中VFA基本降解完全,因此每克有機物產(chǎn)生堿度要高于其結(jié)果.

如表2所示,pH值維持在6.8～7.2,ORP基本在-500mV以下,適于厭氧微生物的生長.此外,由于磁力循環(huán)泵是利用循環(huán)的水流來給泵降溫,從而導致系統(tǒng)內(nèi)的水溫要高于外界水溫 8℃,使系統(tǒng)內(nèi)的微生物保持較高活性.

2.2 不同HRT下系統(tǒng)的甲烷轉(zhuǎn)化特性

氣體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.

式中：PB為甲烷在氣相中的平衡分壓,kPa;Kx,B為亨利常數(shù),其值與溫度、溶質(zhì)和溶劑的本性有關,亨利系數(shù)基本不受壓力的影響;XB為甲烷溶解于水中所占的摩爾分數(shù).通過氣相色譜測得混合氣體中甲烷所占的比例在 65%左右,然后通過亨利定律算出每升出水的甲烷溶解量,進一步算出每天出水中甲烷的含量.

表3 不同HRT下AFMBR系統(tǒng)的甲烷轉(zhuǎn)化情況Table 3 Methane conversion for AFMBR system under different HRT

由表3可見,除了27.8h下的甲烷轉(zhuǎn)化量較低外,20,15,10h下的總甲烷轉(zhuǎn)化量相差并不大,在0.182L/g COD去除左右,并且隨著水力停留時間的減少而增大.在姚晨等[15]的研究中, 總甲烷轉(zhuǎn)化量在0.14～0.19L/g COD去除之間,本研究中的數(shù)值與其相近,處在正常范圍內(nèi).然而氣體甲烷的轉(zhuǎn)化量隨著水力停留時間的降低而降低,下降的幅度并不大,結(jié)合其運行條件分析,發(fā)現(xiàn)階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ系統(tǒng)內(nèi)的水溫是逐漸降低的,而甲烷在水中的溶解度隨著溫度的降低而增大,因此階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ水中甲烷的溶解度是逐漸增大的,從而導致氣體甲烷的轉(zhuǎn)化量逐漸降低.

2.3 不同HRT下系統(tǒng)的碳平衡

由表4、圖2可見,首先,由于系統(tǒng)的厭氧消化過程較完全,從而導致出水 COD 所占的比例較少,在9%左右;其次,從 COD 分配情況圖來看,基本上有45%的進水COD能夠轉(zhuǎn)化為甲烷,其中氣體甲烷約占64%、溶解性甲烷約占36%,其比值接近2：1.

表4 不同HRT下AFMBR的COD平衡分析Table 4 COD mass balance for AFMBR system under different HRT

圖2 不同HRT下AFMBR系統(tǒng)進水COD的分配情況Fig.2 Distribution of influent COD for AFMBR system under different HRT

系統(tǒng)產(chǎn)氣中氣態(tài)二氧化碳所占的比例在5%左右.Kobayashi 等[16]以及 Lettinga 等[17]指出,處理低濃度廢水氣態(tài)二氧化碳所占產(chǎn)氣的比例通常要遠遠低于處理高濃度廢水中的數(shù)值,其認為這是由于低濃度廢水的產(chǎn)量更低以及二氧化碳的溶解度較高導致的,同時,在處理低濃度廢水時通常也可以觀察到較高濃度的氮氣,這些氮氣來自溶解在進水廢水中的氮氣.

2.4 AFMBR系統(tǒng)的污泥產(chǎn)量

AFMBR系統(tǒng)中的膜可以減少微生物的流失,因此污泥產(chǎn)量就可以直接通過主體溶液以及聚集在GAC上的VSS濃度估算出.系統(tǒng)連續(xù)運行 218d后的污泥產(chǎn)量分析如表 5所示.由于AFMBR系統(tǒng)的循環(huán)流速十分大,主體溶液中的微生物往往會均勻分布在流化區(qū)、沉淀室以及循環(huán)管線中.連續(xù)運行218d后,GAC上的VSS濃度2248mg/L要低于主體溶液中的 VSS濃度7192mg/L,較高循環(huán)流速的沖刷是導致 GAC上微生物量較少的主要原因.本研究 AFMBR系統(tǒng)的污泥產(chǎn)量為 0.071g VSS/g COD要高于 Yoo等[18]研究中的0.031g VSS/g COD,但在Shin等[19]的中試研究中馴化期的污泥產(chǎn)量在 0.09～0.11g VSS/g COD之間,穩(wěn)定運行后的污泥產(chǎn)量為0.046～0.056g VSS/g COD.由于本研究中的污泥產(chǎn)量是 4個階段運行后的污泥產(chǎn)量,因此其值就在兩者之間,并且其值仍然要遠低于典型的好氧系統(tǒng)的污泥產(chǎn)量0.42g VSS/g COD[20].

表5 AFMBR系統(tǒng)的污泥產(chǎn)量Table 5 COD mass balance for AFMBR system under different HRT

2.5 不同HRT下系統(tǒng)的能耗及產(chǎn)能

參照Kim等[21]的計算方法, AFMBR系統(tǒng)的能耗分析如表6所示.各階段用于GAC流化所需要的電能需求分別為 0.181,0.131,0.098,0.065kW?h/m3,占系統(tǒng)總能源需求的 88%左右,是系統(tǒng)的主要需能部位,隨著水力停留時間的降低,處理每m3廢水用于GAC流化所需要的電能需求有所降低.系統(tǒng)膜濾出水所需要的電能分別為0.024,0.017,0.013,0.009kW?h/m3,與GAC流化所需要的電能需求趨勢相同,隨著水力停留時間的降低而降低.系統(tǒng)運行所需要的電能分別為 0.205,0.148,0.111,0.074kW?h/m3,其值要遠遠低于我國污水處理廠 0.292kW?h/m3的平均電耗.

從表 6中可以發(fā)現(xiàn),階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ的甲烷產(chǎn)能相差不大,氣態(tài)甲烷的產(chǎn)能在 0.097kW?h/m3左右,溶解性甲烷的產(chǎn)能在 0.059kW?h/m3左右,總的甲烷產(chǎn)能在0.156kW?h/m3左右,而階段Ⅰ相差較大,可能在收集產(chǎn)氣的過程中出現(xiàn)了問題,導致其值不太準確.若只計算氣態(tài)甲烷的產(chǎn)能,只有到階段Ⅳ,HRT降至10h,產(chǎn)能才能滿足能耗需求;若計算所有甲烷的產(chǎn)能,從階段Ⅱ開始,產(chǎn)能即能滿足能耗需求,隨著 HRT的減少,至階段Ⅳ,產(chǎn)能已是能耗需求的2倍.

表6 不同HRT下AFMBR系統(tǒng)的電能需求及潛在產(chǎn)能Table 6 Electrical energy requirements and potential production with the AFMBR system under different HRT

溶解性甲烷不僅是一種潛在能源,而且當釋放到大氣中時可能有嚴重的溫室效應,因此尋找一個合適工藝對其進行回收利用或去除是十分迫切的[22-24].

3 結(jié)論

3.1 AFMBR系統(tǒng)連續(xù)運行 218d,系統(tǒng)的出水SCOD能穩(wěn)定維持在30mg/L以下,隨著水溫的降低,產(chǎn)甲烷菌的活性受到抑制,厭氧消化不徹底,出水SCOD在30～40mg/L之間,但仍可滿足一級A排放標準.此外,系統(tǒng)內(nèi)的pH值、溫度T、ORP均滿足厭氧微生物的需要,不需要人為調(diào)整.

3.2 AFMBR系統(tǒng)的總甲烷轉(zhuǎn)化量不受HRT的影響,在 0.182L/g COD去除左右;氣體甲烷的轉(zhuǎn)化量與溫度有關,溫度越高氣體甲烷的轉(zhuǎn)化量越大.AFMBR系統(tǒng)的進水COD約有45%轉(zhuǎn)化為甲烷,系統(tǒng)氣體甲烷與溶解性甲烷的比值接近 2：1,CO2所占的比例很低,僅在5%左右.

3.3 AFMBR系統(tǒng)連續(xù)運行218d的污泥產(chǎn)量為0.071g VSS/g COD,其值要遠遠低于典型的好氧系統(tǒng)的污泥產(chǎn)量;較高的循環(huán)流速導致附著在GAC上的微生物量較少.

3.4 AFMBR系統(tǒng)的能源需求主要用于GAC的流化,其值隨著 HRT的降低而降低;若只考慮氣態(tài)甲烷產(chǎn)能,只有當HRT降至10h,產(chǎn)能才能滿足能耗需求;若計算所有甲烷的產(chǎn)能,從階段Ⅱ開始,產(chǎn)能即能滿足能耗需求,至階段Ⅳ,產(chǎn)能已是能耗需求的2倍.

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