王朝朝,閆立娜,李思敏,唐鋒兵,張 凱,李 軍

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SRT對(duì)UCT-MBR反硝化除磷性能與膜污染行為的影響

王朝朝1*,閆立娜2,李思敏1,唐鋒兵1,張 凱1,李 軍3

(1.河北工程大學(xué)城市建設(shè)學(xué)院,河北 邯鄲 056038；2.河北工程大學(xué)研究生部,河北 邯鄲 056038；3.北京工業(yè)大學(xué)建筑工程學(xué)院,北京市水質(zhì)科學(xué)與水環(huán)境恢復(fù)工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100124)

采用脫氮除磷膜生物反應(yīng)器(UCT-MBR)工藝處理冀南地區(qū)城市污水,考察了SRT對(duì)UCT-MBR工藝反硝化除磷性能與膜污染行為的影響.結(jié)果表明:較短(15d)與較長(zhǎng)(40d)SRT均不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的富集;SRT控制在25d時(shí)系統(tǒng)的反硝化除磷性能得到最大程度強(qiáng)化,反硝化聚磷菌(DPAOs)占聚磷菌(PAOs)的數(shù)量比例及缺氧除磷率達(dá)到最大值,分別穩(wěn)定在50.9%和88%,并且此時(shí)系統(tǒng)總磷(TP)、總氮(TN)去除率也達(dá)到最大值91.7%、73.6%,出水濃度分別穩(wěn)定在0.48, 13.3mg/L左右;SRT對(duì)系統(tǒng)COD、氨氮(NH4+-N)的去除效能影響不大,COD、NH4+-N平均去除率分別為89.8%、99.7%,出水濃度分別穩(wěn)定在30.8, 0.15mg/L;隨著SRT的延長(zhǎng),膜池混合液固體(MLSS)濃度升高,分子量大于100kDa、小于1kDa的溶解性微生物代謝產(chǎn)物(SMP)濃度和胞外聚合物(EPS)比污泥濃度升高及污泥粒徑(PSD)減小,是導(dǎo)致膜池污泥可濾性變差的主要原因,從而致使系統(tǒng)膜滲透性加速降低、持續(xù)運(yùn)行周期縮短,而紅外光譜(FT-IR)分析表明SRT對(duì)膜污染物質(zhì)的組成無(wú)顯著影響,光譜折射率與SMP、EPS含量呈現(xiàn)一致性.

膜生物反應(yīng)器；污泥齡；反硝化除磷；污泥可濾性；膜污染

膜生物反應(yīng)器(MBR)工藝以其高效的膜分離作用在水處理界備受關(guān)注,已廣泛應(yīng)用到工業(yè)廢水處理、城市污水回用以及微污染地表水源的處理領(lǐng)域[1-3].城市污水處理方面,MBR工藝對(duì)氮、磷營(yíng)養(yǎng)物的去除具有較大潛力,因此該工藝常作為生物脫氮除磷的強(qiáng)化手段以提高系統(tǒng)營(yíng)養(yǎng)物去除的高效性與穩(wěn)定性[4].

目前國(guó)內(nèi)外脫氮除磷MBR工藝的相關(guān)報(bào)道,主要是針對(duì)該類工藝的營(yíng)養(yǎng)物去除效能、膜污染機(jī)制等方面進(jìn)行相關(guān)研究.Monclús等[5]采用UCT-MBR工藝處理城市污水,COD、氮、磷的去除率可分別達(dá)到94%、91%、86%;Geng等[6]在研究脫氮除磷MBR工藝時(shí)發(fā)現(xiàn),SMP是引起膜污染的主要因子.在脫氮除磷MBR工藝的運(yùn)行參數(shù)中,SRT能直接影響系統(tǒng)中的微生物種群結(jié)構(gòu)以及污泥的生化、理化特性,因此成為系統(tǒng)處理效率及膜污染的控制性因素,SRT的選擇成為該系列工藝能否高效持續(xù)運(yùn)行的關(guān)鍵.田園等[7]研究了SRT對(duì)MBR工藝微生物群落結(jié)構(gòu)的影響,發(fā)現(xiàn)較長(zhǎng)的SRT條件下微生物的多樣性和豐富度較高,不同SRT條件下的優(yōu)勢(shì)菌屬存在差異;曹占平等[8]研究了SRT對(duì)MBR工藝污泥性質(zhì)影響,發(fā)現(xiàn)SRT是通過(guò)影響EPS總量以及蛋白質(zhì)、多糖的比例,進(jìn)而影響污泥的理化、生物特性.以往關(guān)于脫氮除磷MBR工藝以及SRT對(duì)MBR工藝影響的研究存在單一性(從脫氮除磷效率、微生物群落結(jié)構(gòu)、污泥性質(zhì)或膜污染特性等單一方面考慮),因而優(yōu)選的SRT參數(shù)對(duì)脫氮除磷MBR工藝的實(shí)際應(yīng)用具有一定的局限性除磷;脫氮除磷MBR工藝作為一個(gè)整體的運(yùn)行系統(tǒng),尚需全面考察SRT對(duì)該工藝脫氮除磷效能及膜污染的影響;此外由于反硝化除磷過(guò)程直接影響著同步脫氮除磷工藝的運(yùn)行效能[9],因此優(yōu)選的SRT參數(shù)需要滿足實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)強(qiáng)化反硝化聚磷菌富集與延長(zhǎng)運(yùn)行周期的雙重要求.

本研究以實(shí)驗(yàn)室規(guī)模UCT-MBR工藝處理冀南地區(qū)城市污水為基礎(chǔ),考察SRT對(duì)工藝反硝化除磷特性與膜污染行為的影響,分析不同SRT條件下DPAOs與PAOs的演替變化規(guī)律,解析系統(tǒng)DPAOs在PAOs中的分布特性及其與缺氧除磷率的映射關(guān)系;并且考察不同SRT條件下膜污染行為特性,分析污泥的理化性質(zhì)及其代謝產(chǎn)物在不同分子量級(jí)別范圍內(nèi)的分布規(guī)律,闡明污泥可濾性與膜滲透性的變化機(jī)制,為脫氮除磷MBR工藝SRT的優(yōu)選以及高效持續(xù)運(yùn)行提供理論與技術(shù)支持.

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與工藝流程

UCT-MBR工藝反應(yīng)器裝置如圖1所示,裝置各矩形反應(yīng)池由有機(jī)玻璃構(gòu)成,總有效體積為28L,厭氧池:缺氧池-1:缺氧池-2:好氧膜池為1:1:1:2.該裝置由可編程邏輯控制器(PLC)系統(tǒng)控制,采用恒通量過(guò)濾間歇抽吸方式進(jìn)行產(chǎn)水,膜通量[J,L/(m2·h)]保持在20L/(m2·h),抽吸周期為10min, 9min抽吸,停1min.通過(guò)液位計(jì)對(duì)厭氧池液位的監(jiān)控,控制進(jìn)水泵1的啟停,跨膜壓差數(shù)值通過(guò)記錄儀在線存儲(chǔ).污水依次經(jīng)過(guò)厭氧池、缺氧池1、缺氧池2、好氧膜池,最后通過(guò)產(chǎn)水泵實(shí)現(xiàn)出水.好氧膜池通過(guò)溢流作用實(shí)現(xiàn)硝化液的回流(回流比1為400%),缺氧池2通過(guò)回流泵實(shí)現(xiàn)污泥厭氧池的污泥回流(回流比2為100%).為保持污泥處于懸浮狀態(tài),在厭氧池、缺氧池1和缺氧池2配備攪拌槳.好氧膜池采用穿孔鼓風(fēng)曝氣,孔徑為5mm.膜組件為一片氯化聚乙烯平板微濾膜(Kubota公司制造),膜孔徑為0.4μm,膜面積為0.1m2.反應(yīng)器溫度通過(guò)加熱棒控制在20℃左右,通過(guò)便攜式WTW Multi 340i檢測(cè)儀對(duì)好氧膜池的溶解氧(DO)進(jìn)行監(jiān)控.試驗(yàn)期間不同運(yùn)行階段的其他運(yùn)行參數(shù)由表1所示:

表1 試驗(yàn)運(yùn)行條件Table 1 Operational conditions during the experiment

注:該MLSS濃度為好氧膜池MLSS濃度.

1.2 污泥的接種與馴化及進(jìn)水特性

表2 進(jìn)水水質(zhì)特性Table 2 Feed wastewater characteristics

反應(yīng)器接種污泥取自邯鄲某污水處理廠氧化溝工藝二沉池回流污泥,具有良好的脫氮性能,好氧膜池接種后的MLSS濃度在3000mg/L左右,厭氧池、缺氧池1、缺氧池2、好氧池的污泥量占總反應(yīng)器污泥總量的14%、19%、20%、47%.具體進(jìn)水水質(zhì)特征由表2所示,采用此進(jìn)水水質(zhì)對(duì)污泥馴化1個(gè)月,之后根據(jù)試驗(yàn)方案開展相關(guān)的研究工作.

1.3 分析項(xiàng)目及測(cè)定方法

1.3.1 常規(guī)水質(zhì)指標(biāo) CODcr、NH4+-N、TN、TP、MLSS、揮發(fā)性污泥(MLVSS)含量采用水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法(第4版)中的標(biāo)準(zhǔn)方法[10]測(cè)定;采用馬爾文粒徑儀(Worcestershire,UK)測(cè)定污泥粒徑,以(0.5)計(jì),μm.

1.3.2 DPAOs、PAOs動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)與缺氧除磷率計(jì)算 在不同SRT條件下工藝穩(wěn)定運(yùn)行時(shí)取好氧池污泥按照Wachtmeistr等[11]的試驗(yàn)方法進(jìn)行序批式試驗(yàn),測(cè)定比釋磷速率(ana)、比缺氧(ano)、好氧吸磷速率(aer)、比反硝化速率(ano),mg/(g·h);以ano與aer的比例來(lái)表征DPAOs在PAOs中的數(shù)量比例,記為DPAOs/PAOs.

缺氧除磷率(ano)的計(jì)算由下式所示:

式中:1為好氧膜池到缺氧池1的回流比;2為缺氧池2到厭氧池的回流比;ana為厭氧池末端的磷濃度, mg/L;ano2為缺氧池2末端的磷濃度, mg/L;aer為好氧池末端的磷濃度, mg/L.

1.3.3 跨膜壓差、膜滲透性與膜污染速率 采用在線數(shù)據(jù)記錄儀采集跨膜壓差(TM,103Pa)數(shù)據(jù),并采用下式進(jìn)行溫度校正.

根據(jù)達(dá)西公式計(jì)算出總污染阻力:

式中:為產(chǎn)水的粘度,Pa·s.然后將膜組件取出反應(yīng)器,用海綿將膜表面的濾餅層輕微擦去,然后放在清水中在一定壓力下進(jìn)行過(guò)濾,并測(cè)定出水通量,根據(jù)式(2)計(jì)算得出膜孔內(nèi)部阻力(p)和膜固有阻力(m)之和,其與m的差值為p;總污染阻力(t)與其差值即為濾餅層阻力c.該測(cè)定作業(yè)均在在不同SRT條件下第1個(gè)運(yùn)行周期內(nèi)第25d完成.為了使測(cè)定膜組件各部分阻力作業(yè)不影響工藝系統(tǒng)正常運(yùn)行與數(shù)據(jù)采集,采用2組平行工藝運(yùn)行(2組工藝的流程與運(yùn)行條件完全一致),因此本試驗(yàn)階段在第25d測(cè)定膜組件膜阻力,另一組工藝仍連續(xù)運(yùn)行,不影響跨膜壓差數(shù)據(jù)的采集.當(dāng)不同SRT條件下達(dá)到運(yùn)行周期末(TM達(dá)到5×104Pa)和SRT考察階段結(jié)束時(shí),膜組件均會(huì)被浸泡在0.5%的次氯酸鈉溶液中進(jìn)行藥洗作業(yè),使其滲透性恢復(fù)到99%以上,進(jìn)入下一個(gè)試驗(yàn)周期.

膜滲透性與膜污染速率的計(jì)算由下式所示:

式中:為膜滲透性,10-3L/(m2·h·Pa);△t為膜污染速率,10-6L/(m2·h2·Pa);s為一個(gè)過(guò)濾周期起始時(shí)膜滲透性,10-3L/(m2·h·Pa);e為一個(gè)過(guò)濾周期結(jié)束時(shí)膜滲透性,10-3L/(m2·h·Pa);△為一個(gè)過(guò)濾周期的時(shí)間,h.

1.3.4 胞外聚合物(EPS)與SMP的萃取與表征 取50mL好氧膜池的活性污泥,在12000r/min下離心15min,然后收集上清液,經(jīng)過(guò)0.45μm微濾膜后測(cè)定糖(硫酸蒽酮法)與蛋白質(zhì)(考馬斯亮藍(lán)法),分別記為SMPC和SMPP, mg/L;EPS萃取采用離子交換樹脂法[12],EPS組分的糖和蛋白質(zhì),分別記為EPSC和EPSP,mg/g;采用切割分子質(zhì)量分別為1,10,100kDa的超濾膜(Millipore公司,美國(guó))對(duì)EPS和SMP的分子量進(jìn)行分級(jí).

1.3.5 紅外光譜(FT-IR)分析 每個(gè)運(yùn)行周期結(jié)束后,將膜表面和膜孔內(nèi)的污染物質(zhì)收集并進(jìn)行真空烘干,將粉末狀的污染物質(zhì)按照質(zhì)量比1:10加入溴化鉀進(jìn)行壓片,然后采用傅里葉紅外光譜儀(FT-IR 6700,Nicolet公司)進(jìn)行透射掃描,掃描范圍為400~4000cm-1,數(shù)據(jù)采集之后均采用origin 8.0軟件進(jìn)行處理.

1.3.6 修正污染指數(shù)的測(cè)定 修正污染指數(shù)(MFI).室溫條件下,首先取污泥混合液的樣品,分為兩部分,一部分直接采用Amicon 8200攪拌杯(美國(guó)Millpore公司,膜片使用切割分子質(zhì)量為300kDa的再生纖維素膜片)進(jìn)行恒壓(30kPa)攪拌過(guò)濾.

MFI的計(jì)算公式如式(5)和(6)計(jì)算,所得數(shù)值記為T,用來(lái)表征總修正污染指數(shù)(TMFI);另一部分的經(jīng)過(guò)離心并透過(guò)0.45μm濾膜后收集上清液采取與上述同樣的過(guò)濾操作,所得數(shù)值記為L(zhǎng),用來(lái)表征混合液中的溶解性物質(zhì)組分的修正污染指數(shù)(MFISOL);混合液中的顆粒組分的修正污染指數(shù)(MFISS)的數(shù)值S為T與L的差值.

式中:為過(guò)濾時(shí)間,s;為單位過(guò)濾面積上的過(guò)濾體積,m;m為膜固有阻力,m?1;為透過(guò)液動(dòng)力學(xué)黏度,Pa·s;Δ為膜兩側(cè)壓差,Pa;C為單位面積上的污泥層過(guò)濾阻力,L?2.T表示恒定壓力下/與線性擬合的斜率,該指標(biāo)的大小污泥混合液過(guò)濾性質(zhì)的優(yōu)劣,較大的T值反映了污泥混合液過(guò)濾性質(zhì)較差,膜的污染速率越高.

2 結(jié)果與討論

2.1 營(yíng)養(yǎng)物與有機(jī)污染物的去除效能

2.1.1 磷的去除效能與反硝化除磷特性 由圖2所示,在3個(gè)階段,進(jìn)水TP的平均濃度在6.0mg/L,在SRT為15d時(shí)TP的去除率穩(wěn)定在74%左右,出水平均TP濃度在1.5mg/L;當(dāng)SRT延長(zhǎng)到25d時(shí),TP的平均去除率提高到了91.7%,出水濃度穩(wěn)定在0.48mg/L;同樣,當(dāng)SRT進(jìn)一步提高時(shí),TP的平均去除率降低了9%,出水平均濃度提高到1.06mg/L.

由圖3所示,具體來(lái)看,在SRT為15d時(shí)厭氧池上清液的TP濃度(ana)達(dá)到了16mg/L,污泥的比釋磷速率(ana)達(dá)到了4.5mg/(g·h),SRT延長(zhǎng)到25d后,ana與ana的量值分別達(dá)到了35mg/L、8.5mg/(g·h),同時(shí),污泥的比缺氧(ano)、好氧吸磷速率(aer)分別由1.86, 5.99mg/(g·h)提高到了6.17, 12.12mg/(g·h),DPAOs/PAOs的比例(DPAOs/PAOs)由31.1%提高到了50.9%,可以知道SRT的延長(zhǎng)強(qiáng)化了系統(tǒng)PAOs與DPAOs的富集,而且DPAOs在系統(tǒng)內(nèi)的富集速率要高于PAOs;DPAOs的富集強(qiáng)化了系統(tǒng)缺氧除磷效果,缺氧除磷率(ano)由39%提高到了88%.而SRT由25d提高到40d時(shí),系統(tǒng)DPAOs和PAOs的活性具有不同程度的降低,ana、ano及aer的量值分別降低到了6.8、4.19和10.1mg/(g·h),DPAOs/PAOs和缺氧除磷率也分別降低到了41.7%和75%,這是由于SRT過(guò)長(zhǎng)、系統(tǒng)負(fù)荷過(guò)低,PAOs和DPAOs呈現(xiàn)出較高的內(nèi)源衰減速率所致[13].

2.1.2 有機(jī)污染物與氮的去除效能 由圖4(a)所示,具體而言,在SRT為15d時(shí),進(jìn)水COD平均濃度在294.8mg/L,經(jīng)過(guò)缺氧池、好氧池的降解之后膜池上清液降低到37mg/L,生化去除率已經(jīng)達(dá)到了87.4%,經(jīng)過(guò)膜組件截留之后,COD可進(jìn)一步降低,出水平均濃度在26.6mg/L,總平均去除率可以提高到91%.隨著SRT的延長(zhǎng)系統(tǒng)的生化作用對(duì)COD去除效能略有降低,分別達(dá)到了85.9%(SRT為25d)、86%(SRT為40d),出水濃度經(jīng)膜組件截留后進(jìn)一步穩(wěn)定在31.9,32.8mg/L左右.污泥濃度的升高并沒(méi)有進(jìn)一步降低COD的去除效能,這是由于膜池上清液COD主要是由SMP構(gòu)成,系統(tǒng)曝氣量的增加使混合液中膠體顆粒物增多以及微生物代謝過(guò)程中SMP的增加成為COD濃度增加的主要原因[14].整體來(lái)講,SRT的變化對(duì)COD的去除效能影響不大,膜組件的截留作用能夠起到穩(wěn)定出水水質(zhì)的作用.

由圖4(b)所示,在3個(gè)運(yùn)行階段,系統(tǒng)可以充分保證完全硝化,氨氮的去除率均可以達(dá)到99.7%以上,出水濃度穩(wěn)定在0.15mg/L左右,這是由于運(yùn)行階段的最短泥齡(SRT為15d)也可以足夠保證氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的世代時(shí)間,而反硝化過(guò)程成為制約脫氮效能提高的瓶頸.SRT對(duì)TN的去除影響較大,階段Ⅰ時(shí)進(jìn)水TN平均濃度在50.4mg/L,出水平均濃度在18.6mg/L,平均去除率僅為63.1%;SRT由15d延長(zhǎng)到25d,系統(tǒng)TN的去除率提高了近10%,出水平均濃度降低了5.3mg/L,穩(wěn)定在13.3mg/L左右.然而SRT進(jìn)一步提高到40d時(shí),系統(tǒng)TN的平均去除率沒(méi)有出現(xiàn)上升的趨勢(shì),反而降低到了66%,出水平均濃度穩(wěn)定在17mg/L.需要強(qiáng)調(diào)的是,在整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中沒(méi)有人為的改變進(jìn)水水質(zhì),3個(gè)運(yùn)行階段過(guò)程中進(jìn)水的COD/TN比均保持在5.8左右,反硝化電子供體數(shù)量不是提高脫氮效能原因.然而DPAOs在強(qiáng)化除磷的同時(shí)也可提高反硝化速率[15],ano由階段Ⅰ時(shí)的0.86mg/(g·h)提高到了階段Ⅱ時(shí)的2.09mg/(g·h),因此在階段ⅡTN去除率的提高是基于SRT優(yōu)化功能菌群落結(jié)構(gòu)、強(qiáng)化DPAOs的富集以及DPAOs/PAOs的增加(由圖3所示)的結(jié)果.

2.2 膜污染行為特性與機(jī)制

2.2.1 膜污染行為特性

(a)15d (b)25d (c)40d

圖6 SRT在15d,25d,40d條件下第1周期內(nèi)第25d時(shí)的膜組件
Fig.6 Membrane module at day 25 of the first operational cycle under SRT of 15d, 25d, 40d

表3 不同SRT條件下第1運(yùn)行周期第25d膜滲透性、膜污染速率與污染阻力分布Table 3 Membrane permeability at day 25, membrane fouling rate and distributions of membrane filtration resistances in the first operational cycle under different SRT conditions

注:TM, 25d為不同運(yùn)行階段第1運(yùn)行周期內(nèi)第25d的跨膜壓差;括號(hào)中數(shù)據(jù)表示各部分污染阻力占總阻力的百分比,%.

由圖5所示,在SRT為15d時(shí)系統(tǒng)只進(jìn)行了一次藥洗作業(yè),而SRT延長(zhǎng)到25d和40d時(shí),系統(tǒng)分別進(jìn)行了3次藥洗,其中該兩階段的第3次藥洗是SRT考察階段結(jié)束時(shí),為不影響下一階段膜滲透性而進(jìn)行的化學(xué)藥洗作業(yè).不同SRT條件下第1個(gè)運(yùn)行周期第25d膜組件圖片由圖6所示,可以明顯地看到盡管系統(tǒng)在污泥濃度提高之后增加了曝氣量,但是膜表面污染物質(zhì)的沉積作用并沒(méi)有得到減緩.由表3可以知道,在SRT為15d時(shí)的膜污染速率為5.0×106L/(m2·h2·Pa),在3個(gè)泥齡運(yùn)行條件下最小;SRT為50d時(shí)的膜污染速率達(dá)到了最大,7.6×106L/(m2·h2·Pa).此外,隨著泥齡的延長(zhǎng),濾餅層阻力、膜孔堵塞阻力以及總污染阻力也以依次增加,分別由4.1, 4.95, 13.3× 1011m?1提高到了47.3, 15.05, 66.6×1011m?1. SRT為15d時(shí)膜孔堵塞是膜污染阻力的主要組成(占37.2%),SRT分別為25, 40d時(shí),系統(tǒng)膜組件的濾餅層成為污染阻力的主要組成,分別占到69.3%和71%.

2.2.2 PSD的變化 圖7所示,膜池污泥的平均粒徑由53.9μm(SRT為15d)分別降低到了45.7μm(SRT為25d)、38.1μm(SRT為40d);由于污泥齡的延長(zhǎng),污泥濃度的升高,會(huì)導(dǎo)致膜池的溶解氧的傳質(zhì)系數(shù)降低[16],為了保持足夠的溶解氧,膜池曝氣量由150L/h提高到了250L/h;曝氣量的增加會(huì)增加膜表面的吹掃作用,但是同時(shí)對(duì)污泥絮體產(chǎn)生剪切作用,會(huì)增加污泥中膠體與小粒徑顆粒物的生成,因此膜表面污染物是曝氣吹掃與膠體、小顆粒物沉積共同作用的結(jié)果,而由表3膜污染阻力分布可以推斷SRT的延長(zhǎng)致使后者成為主導(dǎo)作用.

2.2.3 EPS的變化 不同SRT條件下膜池污泥EPS的分子量分布規(guī)律相近,SRT對(duì)膜池污泥EPS分子量分布并沒(méi)有明顯的影響,3個(gè)運(yùn)行階段中EPS的分子量均以類似雙峰的特點(diǎn)分布,即主要是以EPS>100kDa與EPS<1kDa的組分存在,分別占到EPS的36%~38%和31%~35%.

由圖8所示,在3個(gè)運(yùn)行階段下,EPSC始終是優(yōu)勢(shì)組分,不同SRT條件下EPSC和EPSP的分布與EPS類似,也主要是由大于100kDa和小于1kDa的組分存在,SRT為15d時(shí)EPSC和EPSP比污泥濃度分別分為2.1, 0.7mg/g,隨著SRT的延長(zhǎng)呈現(xiàn)出遞增的趨勢(shì),SRT為40d時(shí)兩者比污泥濃度分別提高到了3.8, 1.6mg/g.可見SRT的延長(zhǎng),促進(jìn)了膜池污泥EPS的產(chǎn)生,Chen等[17]在研究中也有類似的發(fā)現(xiàn),較長(zhǎng)的SRT會(huì)提高污泥EPS的產(chǎn)量.

2.2.4 SMP的變化 SMP是引起膜孔堵塞的主要因子,其分子量分布對(duì)膜污染的影響較大.不同SRT條件下SMP的分子量分布規(guī)律與EPS類似,但是不同的是SMP>100kDa組分在分子量分布中起了主導(dǎo)作用,3個(gè)階段SMP>100kDa所占比例均可以達(dá)到49%左右,而SMP<1kDa所占比例為24%左右,可知SMP中大分子量組分成為膜孔堵塞物質(zhì)的重要來(lái)源,Zhang等[18]在研究鐵鹽對(duì)膜污染行為的影響時(shí)也發(fā)現(xiàn),SMP>100kDa對(duì)膜孔堵塞起到主要的貢獻(xiàn)作用.

同樣由圖9可知,SMPC是SMP中的優(yōu)勢(shì)組分,SMPC、SMPP產(chǎn)生量的變化趨勢(shì)與EPS類似,隨著SRT的延長(zhǎng),SMPC、SMPP的濃度均呈現(xiàn)了遞增趨勢(shì);具體而言,SRT為15d時(shí)SMPC> 100kDa、SMPP>100kDa的濃度分別為6.4, 0.6mg/L,SRT延長(zhǎng)至40d時(shí),兩者的濃度分別提高了3.2,1.0mg/L;同時(shí)上述兩階段下SMPC< 1kDa和SMPP<1kDa組份也分別提高了2.2, 0.5mg/L.

2.2.5 污泥可濾性與膜污染物質(zhì)組成 MFISS、MFISOL分別是膜表面濾餅層阻力與膜孔堵塞阻力的表征.由圖10可見,隨著SRT的延長(zhǎng),污泥的可濾性降低.具體而言,T由11.4× 103s/L2(SRT為15d)提高到了15.6×103s/L2(SRT為40d), MFIss、MFISOL也分別由5.9, 5.5×103s/L2提高到了8.5, 7.1×103s/L2,在3個(gè)運(yùn)行階段,MFIss的組分始終略大于MFISOL.由于EPS、SMP分別直接影響著MFIss、MFISOL,由上述討論可知, EPS、SMP含量的變化趨勢(shì)分別與MFIss、MFISOL組分相同,EPS與MFIss、SMP與MFISOL呈現(xiàn)良好的映射關(guān)系.

由圖11的FT-IR的圖譜可知,SRT對(duì)膜污染物質(zhì)的有機(jī)組成差別不大,主要是以糖類、蛋白質(zhì)類二級(jí)結(jié)構(gòu)等形式的有機(jī)物存在;具體可知,污染物質(zhì)分別在3420cm-1附近有一個(gè)較寬的吸收峰,這是由羥基官能團(tuán)中O-H鍵伸縮導(dǎo)致;在2924cm-1處出現(xiàn)尖銳的吸收峰,這是由芳香族類的C-H鍵伸縮導(dǎo)致;在1650, 1540, 1385cm-1處也分別出現(xiàn)了不同程度的吸收峰,表明蛋白質(zhì)類二級(jí)結(jié)構(gòu)物質(zhì)的存在;在1048cm-1處可以看到一個(gè)較寬的吸收峰,表明多糖及多糖類物質(zhì)的存在.此外在指紋區(qū)575cm-1處也發(fā)現(xiàn)了吸收峰值.此外還可以知道,膜污染物質(zhì)的FT-IR圖譜在相同的波長(zhǎng)下的透射率不同,反映出膜污染物質(zhì)含量的差別,透射率越小(或者折射率越大)表明膜污染物質(zhì)的含量越高.FT-IR譜圖中透射率的大小順序?yàn)殡A段Ⅰ<Ⅱ<Ⅲ(或折射率的大小順序?yàn)棰?Ⅱ>Ⅲ),結(jié)合上述討論可知,SMP、EPS的含量與膜污染物質(zhì)FT-IR圖譜的折射率的變化呈現(xiàn)一致性.

3 結(jié)論

3.1 SRT由15d延長(zhǎng)到40d,UCT-MBR工藝對(duì)COD與氨氮的去除效能變化不大,SRT在25d時(shí)系統(tǒng)內(nèi)DPAOs與PAOs富集程度達(dá)到最大,提高了缺氧除磷率及TN的去除效能;并且此SRT條件下膜污染速率與運(yùn)行周期居中,25d可以作為SRT的優(yōu)選參數(shù).

3.2 SRT的延長(zhǎng),主要增加了EPS和SMP中分子量大于100kDa和小于1kDa組分含量,且協(xié)同污泥粒徑的減小惡化了污泥的可濾性,致使膜滲透性降低速率加快、系統(tǒng)運(yùn)行周期縮短.

3.3 通過(guò)FT-IR圖譜分析表明,SRT對(duì)脫氮除磷膜生物反應(yīng)器膜污染物質(zhì)的組成無(wú)顯著影響,圖譜折射率與EPS、SMP含量的變化呈現(xiàn)一致性.

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* 責(zé)任作者, 講師, W-Z-Z@163.com

Influence of sludge retention time on denitrifying dephosphatation propensity and membrane fouling behavior in a UCT-MBR process

WANG Zhao-zhao1*, YAN Li-na2, LI Si-min1, TANG Feng-bing1, ZHANG Kai1, LI Jun3

(1.College of Urban Construction, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China；2.Graduate School, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China；3.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(6)：1715~1723

A bench-scale nitrogen and phosphorus removal membrane bioreactor (UCT-MBR) was operated to treat municipal wastewater in southern parts of Hebei province regarding on the influence of sludge retention time on the denitrifying dephosphatation propensity and membrane fouling behavior. Either shorter (15d) or longer (40d) SRT could deteriorate the accumulations of DPAOs; denitrifying dephosphatation was strengthened to the maximum degree under SRT of 25d, the ratio of the DPAOs to PAOs and anoxic dephosphatation efficiency reaching the maximum values of 50.8% and 88%, with TP,TN maximum removal efficiencies of 91.7%, 73.6% and effluents of 0.48, 13.3mg/L respectively. SRT had slight effects on the COD and ammonia removals, with average removal efficiencies of 88.9%, 99.7% and effluents of 30.8, 0.15mg/L respectively; with the prolonged SRT, the increase of MLSS concentration, the SMP<1kDa, SMP>100kDa concentration, EPS<1kDa, EPS>100kDa specific concentration and decrease of PSD resulted in the sludge filterability deterioration, accelerating membrane permeability decline and shortening of sustainable operational cycle, whereas FT-IR analysis of membrane surface foulants showed that SRT had no significant effects on the compositions and refractive index of infrared spectroscopy presented the consistence with the amounts of SMP and EPS.

membrane bioreactor；sludge retention time；denitrifying dephosphatation；sludge filterability；membrane fouling

X703

A

1000-6923(2016)06-1715-09

王朝朝(1985-),男,河北邯鄲市人,講師,博士,主要研究膜生物反應(yīng)器污水處理工藝技術(shù).發(fā)表論文20余篇.

2015-11-07

國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2012ZX07203003);河北省高等學(xué)?？茖W(xué)技術(shù)研究項(xiàng)目(QN2015115)