AnGMBR处理低浓度废水的运行特性

张博康,张 岩,陈昌明,马翔山,刘子奇



AnGMBR处理低浓度废水的运行特性

张博康,张 岩*,陈昌明,马翔山,刘子奇

(北京工业大学建筑工程学院,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京 100124)

采用厌氧颗粒污泥床膜生物反应器(AnGMBR)对模拟生活污水进行处理,并对其运行特性进行研究.结果表明,在室温、进水COD 260mg/L的条件下,AnGMBR的出水COD能稳定维持在30mg/L以下,即使HRT降至5h,系统的出水COD仍满足一级A排放标准.AnGMBR的总甲烷转化量在0.234~0.271L/g COD去除之间,其进水COD约有61%~70%转化为甲烷.AnGMBR在运行过程中颗粒污泥的粒径、机械强度没有较大的差异,颗粒污泥具有较好的稳定性.经过一段时间的连续运行,AnGMBR的TMP稳定维持在35kPa左右,膜丝在经过清洗后,其性能能够得到有效的恢复.AnGMBR中用于颗粒污泥流化所需的能耗较低,膜滤出水为主要的需能部位,系统各阶段的产能均能满足能耗需求.AnGMBR高效稳定的运行表明,AnGMBR作为一个低耗高效的废水处理系统,具有良好应用潜力.

厌氧颗粒污泥床膜生物反应器；厌氧颗粒污泥；低浓度废水；完整性系数；能耗

厌氧工艺通常被认为不适合低浓度有机废水处理.然而,随着近几十年厌氧膜生物反应器(AnMBR)的发展,AnMBR已经证明了在水力停留时间(HRT)与好氧工艺HRT相差无几的条件下,其有能力实现高质量的出水[1-2].厌氧流化床膜生物反应器(AFMBR)作为一种新型的高效厌氧膜生物反应器,其处理生活污水能取得良好效果[3-5].本课题组已对AFMBR处理低浓度有机废水的运行特性进行了研究[6].颗粒活性炭(GAC)的机械摩擦虽然能够有效减缓膜污染,但对膜组件本身的结构产生了破坏[7-8].

厌氧颗粒污泥是在高水力剪切作用下,由水解发酵细菌、产乙酸细菌、产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.同普通的絮状污泥相比,颗粒污泥具有密度大、强度高、沉降性能突出、结构稳定、耐冲击、传质效率高等优点[9-11].被广泛应用于升流式厌氧污泥床反应器(UASB)、颗粒污泥膨胀床反应器(EGSB)、内循环厌氧反应器(IC)等高效厌氧反应器中[12-14].

厌氧颗粒污泥的机械强度低于GAC,能够减缓对膜组件的磨损;同时由于其质地较轻,有利于减少能耗.因此,本研究采用厌氧颗粒污泥代替颗粒活性炭,形成厌氧颗粒污泥床膜生物反应器(AnGMBR),对其进出水水质、颗粒稳定性、系统的能源需求及产能进行分析,考察AnGMBR处理低浓度有机废水的运行特性.同时,将AnGMBR与AFMBR进行比较,为AnGMBR高效稳定的运行提供依据.

1 材料与方法

1.1 反应器的构造及运行条件

AnGMBR如图1所示,AnGMBR由1个主反应柱和2个沉淀室组成,其有效容积为30L.在主反应柱内部设置有60根1m长的聚偏氟乙烯(PVDF)中空纤维膜(公称孔径为0.4mm),总有效面积为0.2475m2.反应器的详细尺寸见AFMBR处理低浓度有机废水的运行特性[6].

图1 AnGMBR系统示意

1.进水蠕动泵 2.反应柱 3.沉淀室 4.循环磁力泵 5.转子流量计 6.压力传感器 7.出水蠕动泵 8.厌氧颗粒污泥 9.中空纤维膜 10.pH电极 11.ORP电极 12.DO电极 13.液位控制器 14.集气口

AnGMBR的实验用水为模拟生活污水,其中主要含有蔗糖、蛋白胨、NH4HCO3、尿素、K2HPO4、KH2PO4、NaHCO3,水质组成如表1所示.系统通过进水蠕动泵连续不断的进水,系统的出水则由液位传感器控制,跨膜压差(TMP)通过出水口与出水蠕动泵之间的压差型压力传感器测定[4,15].

厌氧颗粒污泥取自某啤酒厂,其MLVSS为68.86g/L、MLSS为103.52g/L,VSS/SS为67%, AnGMBR中厌氧颗粒污泥的填充比为50%[6].系统内的循环流量约为300L/h,反应器截面上的流速为26.53m/h,以控制厌氧颗粒污泥膨胀至反应柱总高度90%~100%.AnGMBR的运行条件如表2所示,共分为5个模式,模式Ⅰ~Ⅴ依次增大进水流量,提高系统的有机负荷.

表1 本次研究中试验废水水质[16]

1.2 分析方法

SCOD、TCOD、TSS、VSS、NH4+-N、TN、TP和碱度采用标准方法进行测定[17]. 挥发性脂肪酸(VFA)用装有火焰离子化检测器(FID)的HP6890N系列的气相色谱进行分析,分析测定前需要先用0.22mm的滤头对水样过滤,然后再用3%的甲酸酸化.反应器的产气采用美国RESTERK 5L的气袋进行收集,气体组分(CH4、CO2)用装有热导检测器(TCD)的HP6890N系列的气相色谱进行分析.每回取至少3组平行样进行相关分析.颗粒污泥的粒径采用湿式筛分法测定[18].

膜组件的清洗方法如下[19-20]:将膜丝取出后,用自来水反复清洗至水不再明显变色为止,然后将膜丝浸泡在1%NaClO中1h后取出,自来水冲净后,再将膜丝浸泡在500mg/L的柠檬酸中浸泡1h后取出,用自来水将膜丝冲净,再将膜丝浸泡在500mg/L的NaOH中1h后取出,自来水洗净即可.

2 结果与讨论

2.1 AnGMBR系统的运行特性

AnGMBR系统连续运行100d的进出水分析结果如表2所示,整个过程分为5个阶段.阶段Ⅰ~Ⅴ的TCOD、SCOD去除率平均在89%以上,出水TCOD、SCOD也均满足一级A排放标准.在其出水中未检测到VFA,表明系统内的产甲烷菌能保持较高的活性,整个消化过程进行的较为彻底.

AnGMBR的出水总氮浓度高于其氨氮浓度,但在其出水中只检测出微量亚氮、硝氮,这表明颗粒污泥未能将进水中其他形式的氮全部转换为氨氮.此外,AnGMBR的出水总氮要高于进水总氮,分析认为由于厌氧颗粒污泥能够吸附氨氮,而AnGMBR的循环流速又较低,不能使整个系统的溶液混合均匀,从而导致出水总氮高于进水总氮.而AFMBR由于其较高的循环流速,能够使整个反应器的溶液混合均匀,其出水总氮低于进水总氮,系统内的厌氧微生物仅能通过同化作用消耗一小部分碳源[6].

表2 不同HRT下AnGMBR的运行特性

注:为重复次数.

碱度方面,AnGMBR系统的出水碱度高于进水碱度[21],阶段Ⅰ~Ⅳ系统每消耗1gCOD所产生的碱度分别为0.382、0.519、0.561、0.538g(此处及其后分析中的COD均为TCOD[3,5]),与本课题组AFMBR各阶段消耗1gCOD所产生碱度的研究结果相比(0.146、0.182、0.449、0.451g)[6],其值要高于AFMBR的数值.

2.2 系统内颗粒污泥机械强度及粒径的变化

颗粒污泥的机械强度与颗粒的稳定性密切相关,颗粒污泥的机械强度越大,颗粒污泥越紧密,内在结构越稳定.厌氧颗粒污泥只有具有较高的机械强度才能抵抗反应器内上升水流和沼气气泡所产生的搅拌和剪切作用,才能减少因内部压力波动所造成的颗粒破裂、磨损或剥落等现象的发生[22-24]. Ghangrekar等[25]曾提出颗粒强度通过完整性系数(%)来表示,颗粒的完整性系数越低,污泥颗粒的强度就越大.颗粒污泥的完整性系数,即样品离心后上清液中固体与颗粒污泥总质量的比值.

在本研究中,取样品2mL,使其在200r/min的离心机内离心5min后测得,结果如图2所示.可以发现,各阶段运行结束后颗粒污泥的完整性系数与初始颗粒污泥的完整性系数相差不大,其数值在1%~4%之间波动,具有稳定且较高的机械强度.这也表明厌氧颗粒污泥在反应器中能够保持良好的稳定性.

图2 AnGMBR各阶段颗粒污泥的完整性系数

AnGMBR各阶段运行结束后粒径分布如表3所示.从表中数据来看,初始颗粒污泥其粒径主要分布在0.355~1.5mm之间,占比为79.61%.阶段Ⅰ、Ⅱ、Ⅳ运行结束后颗粒污泥的粒径主要分布在1.5~ 2mm、0.355~1.5mm之间,占比在83%~90%之间.阶段Ⅲ运行结束后颗粒污泥的粒径分布略有差异,主要分布在0.355~1.5mm之间,占比为90.32%.阶段Ⅴ运行时间较短,未对其进行测定.可以发现,在AnGMBR 100d的连续运行中,系统内颗粒污泥的粒径能够稳定维持在0.355~2mm之间,与初始颗粒相比没有较大差异,表明颗粒污泥在其内能够保持稳定.颗粒污泥在系统内能够保持稳定的粒径,一方面是由于系统内的水力负荷适当,有利于颗粒污泥保持在良好的粒径范围内;另一方面则是因为系统内pH值、、ORP能够满足厌氧微生物的需要,并能长期保持稳定.

表3 AnGMBR各阶段的粒径分布

2.3 不同HRT下系统的甲烷转化特性及碳平衡

表4中气相甲烷的含量通过气相色谱测定,溶解甲烷的含量通过亨利定律计算得到.

表4 不同HRT条件下AnGMBR的甲烷转化情况

如表4所示,在温差变化不大的情况下, AnGMBR系统的甲烷转化量相差不大,气相甲烷转化量在0.151~0.188L/g COD去除之间,总甲烷转化量在0.234~0.271L/g COD去除之间.与AFMBR系统的总甲烷转化量相比(0.182L/g COD去除)[6],AnGMBR系统的甲烷转化量要高于AFMBR系统的甲烷转化量.

如表5所示,系统的出水COD所占的比例较低,在7%~11%之间,厌氧消化过程较完全;其次,从表5中可以看出,基本上有61%~70%的进水COD能够转化为甲烷,而AFMBR仅有45%的进水COD转化为甲烷[6],甲烷转化量提高了16%~25%;其中气体甲烷约占68%、溶解性甲烷约占32%,其比值也接近2:1.至于产气中CO2所占的体积分数,与AFMBR产气中CO2所占的比例相近,所占比例较低,在5%左右[6].

表5 不同HRT条件下AnGMBR的COD平衡分析

注:括号内的百分数代表各成分换算的COD占进水COD的比例.

2.4 AnGMBR系统中TMP的变化

从图3中可以看出,经过一段时间的运行,系统的TMP趋于平缓,稳定在35kPa左右.系统在阶段Ⅱ运行结束后,循环磁力泵发生故障,在对反应器进行整修的同时也将膜丝进行了清洗,可以发现清洗后系统的TMP明显降低,并且在一段时间内可以维持在较低的水平,膜丝的性能得到有效恢复,清洗效果良好.

结合表2,AnGMBR的膜通量可以稳定在14~ 20L/(m2·h),因此,系统内的膜组件能够保持稳定的性能连续运行.此外,由于实验采用的是人工配水,废水中的悬浮物浓度要远低于实际生活污水中的悬浮物浓度,因此在处理实际生活污水时,需要对膜组件的TMP和膜通量进行监测,并及时清洗.

图3 AnGMBR运行中TMP的变化情况

2.5 不同HRT下系统的能耗及产能

参照Kim等[19]描述的计算方法,如表6所示,各阶段用于颗粒污泥流化所需的电能需求要远低于膜滤出水所需要的能耗,仅占系统总能耗的15%,膜滤出水为主要需能部位,而在AFMBR中,GAC流化是主要需能部位[6].

AnGMBR系统阶段Ⅰ~Ⅳ的电能需求分别为0.0496, 0.0354,0.0271,0.0177kWh/m3,与本课题组AFMBR系统的电能需求相比(0.205,0.148,0.111,0.074kWh/ m3)[6], AnGMBR系统的能耗需求明显较低.

AnGMBR系统各阶段的甲烷产能相差不大,气相甲烷产能在0.115~0.142kWh/m3之间,溶解性甲烷的产能在0.057~0.070kWh/m3之间,总的甲烷产能在0.181~0.197kWh/m3之间,各阶段甲烷产生的能耗均能满足系统的能耗需求.

如若只考虑气相甲烷的产能,阶段Ⅰ(HRT= 27.8h)的产能是能耗需求的2倍多,随着HRT的降低,处理每m3所需能耗的降低,至阶段Ⅳ产能已是能耗需求的7倍.如若考虑所有甲烷的产能,各阶段产能与能耗需求的比值更大.

表6 不同HRT下AnGMBR的能源平衡估算

AFMBR处理低浓度废水的能耗分析结果表明:如若只考虑气相甲烷产能,只有当HRT降至10h,产能才能满足能耗需求[6].与AFMBR相比,AnGMBR的能耗需求明显要低的多,并且其产能较AFMBR也有所增加,这表明AnGMBR在能耗需求和产能方面要明显优于AFMBR.

3 结论

3.1 AnGMBR系统在100d的连续运行中,其中有机物均能保持较高的去除效果,即使HRT降至5h,系统的COD平均去除率能稳定维持在89%,出水COD仍可满足一级A排放标准.系统在运行过程中颗粒污泥的粒径、机械强度没有较大的差异,颗粒污泥具有较好的稳定性.

3.2 AnGMBR系统的总甲烷转化量在0.234~ 0.271L/g COD去除之间,系统的进水COD约有61%~ 70%能够转化为甲烷.

3.3 AnGMBR系统经过一段时间的连续运行,其TMP稳定维持在35kPa左右,在NaClO-柠檬酸-NaOH的依次清洗后,膜丝的性能能够得到有效的恢复.

3.4 AnGMBR中用于颗粒污泥流化所需的能耗较低,膜滤出水为主要的需能部位,系统各阶段的产能均能满足能耗需求.与AFMBR相比,AnGMBR极大地降低了系统运行所需的能耗.

[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] 张博康,张 岩,陈昌明,等.AFMBR处理低浓度废水的运行特性 [J]. 中国环境科学, 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] 郭晓磊,胡勇有,高孔荣.厌氧颗粒污泥及其形成机理 [J]. 给水排水, 2000,26(1):33-38.

[10] 程晓波.厌氧颗粒污泥的性质及其在污水处理中的应用 [J]. 中国市政工程, 2010,35(2):44-46+80.

[11] 李建金,黄 勇,李大鹏.厌氧颗粒污泥的特性、培养及应用研究进展 [J]. 环境科技, 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,吕炳南.低温低有机物浓度下EGSB反应器的运行特性 [J]. 中国给水排水, 2011,27(1):96-98+101.

[14] 高志永,韦道领,陈鸿汉.IC反应器对生活污水中COD的去除效果及影响因素 [J]. 中国给水排水, 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] 冯华军,冯小晏,薛 飞,等.浙江省典型地区生活污水水质调查研究 [J]. 科技通报, 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.碱度变化对复合式厌氧膜生物反应器处理有机废水的影响研究 [D]. 武汉:武汉科技大学, 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

张博康(1993-),男,山西运城人,北京工业大学硕士研究生,主要从事污水处理与资源化方面的研究.发表论文8篇.

2018-01-18

人才培养质量建设-双培计划新兴专业建设基金资助项目(PXM2016_014204_001030_00205969_FCG)

* 责任作者, 副教授, yzhang@bjut.edu.cn