近年來，我國城市生活污水的排放量在以6% 的年增速不斷上升。這部分污水未達標(biāo)排放到河流湖泊等水體中，易造成水體富營養(yǎng)化等水污染現(xiàn)象。目前，以活性污泥工藝為核心的主流工藝如A/O、

　　A2/O、普通曝氣法等存在著工藝占地面積大、脫氮除磷能力有限、HRT 較長等問題。城市生活污水處理廠亟需提標(biāo)改造來適應(yīng)當(dāng)下的水污染防治趨勢。因此，研發(fā)出占地面積小、脫氮除磷效果好、短程且出水水質(zhì)穩(wěn)定的城市生活污水處理新工藝成為一個迫切需求。

　　好氧顆粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)技術(shù)是近年來興起的新型污水生物處理技術(shù)。其具有傳統(tǒng)活性污泥處理工藝無法比擬的優(yōu)點，如污泥沉降性能好、微生物種群多樣化、抗沖擊負荷強、同步脫氮除磷等。膜生物反應(yīng)器(membrane bioreactor，MBR)是將膜分離技術(shù)與生化處理技術(shù)相結(jié)合的一種新型污水處理技術(shù)，具有出水水質(zhì)良好、占地面積小等優(yōu)點。將好氧顆粒污泥技術(shù)與膜分離技術(shù)結(jié)合，一方面省去了二沉池的構(gòu)建，另一方面可以同時發(fā)揮二者的優(yōu)勢，又能夠彌補好氧顆粒污泥技術(shù)出水SS 含量較高、水質(zhì)波動較大的缺點。序批式反應(yīng)器(sequencing batch reactor，SBR)獨特的運行方式和良好的水力條件易于形成好氧顆粒污泥[6-8]。因此，本研究選用SBR 對AGS 進行培養(yǎng)，并開發(fā)了一

　　套AGS-MBR 組合工藝，以期為組合工藝的實際應(yīng)用提供理論依據(jù)。

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置

　　AGS-MBR 組合工藝處理城市生活污水的實驗流程如1 所示。將原水通過蠕動泵抽吸進入2 個相同規(guī)格和操作條件的SBR(反應(yīng)器R1、反應(yīng)器R2)。在進水—曝氣—靜置—排水的循環(huán)模式下，在2 個SBR(R1/R2)內(nèi)利用好氧顆粒污泥去除進水中大部分的污染物。R1 和R2 出水流入一個快速沉淀池，快速沉淀池的上清液進入MBR，進一步去除污水中的污染物，從而得到水質(zhì)穩(wěn)定的出水，膜出水即為 AGS-MBR 組合工藝的出水。

　　SBR(見 1)為有機玻璃制成，有效容積為 2.826 L、內(nèi)徑為 6 cm、有效高度為 100 cm、總高度為 120 cm。出水口和進水口分別在距底部 50 cm 和 100 cm 處。SBR 底部設(shè)置沙芯曝氣石，空氣流速為

　　3 cm · s-1。運行過程中HRT 為6 h。

　　快速沉淀池(見1)為有機玻璃制成，總?cè)莘e為2.88 L(長18 cm，寬8 cm，總高度20 cm)，接納的水為前置的2 個SBR(R1 和R2)周期出水。快速沉淀池的上清液出水進入配水槽。

　　MBR 采用一體式MBR(見1)，總?cè)莘e為2.88 L(長18 cm，寬8 cm，總高度20 cm)，進水為快速沉淀池的上清液出水，從高位配水槽進入MBR。膜組件的出水即為AGS-MBR 組合工藝的出水。膜組件選用聚偏氟乙烯(PVDF)中空纖維膜。膜孔徑為0.1 μm，膜面積為0.1 m2，膜通量為12 L · (m2 · h)-1。

　　1.2 實驗原料

　　實驗原水由20% 的實際生活污水和80% 的人工配水組成，原水水質(zhì)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 實驗方法

　　SBR 運行參數(shù)如表1 所示，前期實驗已經(jīng)在啟動期(第Ⅰ階段和第Ⅱ階段)，通過逐漸增加有機負荷和縮短沉降時間形成雙重選擇壓，在SBR 內(nèi)40 d 快速培養(yǎng)出成熟的好氧顆粒污泥粒，徑達2 mm、呈淺黃色、球形輪廓清晰、比重為1.013 7 g · cm-3、含水率為96.5%、沉降速率為11.7~32.56 m · h-1、比耗氧速率SOUR(以DO 計)為46.5 mg?(g?h)-1(以MLSS 計)、具有較好的沉降性能和微生物代謝活性。成功完成了AGS-MBR 組合工藝的啟動。

　　組合工藝進入穩(wěn)定運行期(第Ⅲ階段)，為了獲得更好的除污效果，本實驗重點優(yōu)化SBR 單元和MBR 單元的運行參數(shù)?？焖俪恋沓氐倪\行周期參數(shù)如表2 所示。MBR 的微濾中空纖維膜組件采用抽吸 8 min，停止2 min 的間歇運行模式;HRT 為3 h、氣水比為30∶1、污泥齡為20 d;AGS-MBR 組合工藝處理水量為22.4 L · d-1。

　　1.1 分析方法

COD、 NH+ - N、 TN、 NO- - N、 NO- - N、 TP、PO34 --P 按照文獻中的方法進行。

　　根據(jù)膜過濾Darcy 定律，膜污染程度可用膜污染阻力來表征，根據(jù)式(1)及式(2)對污染膜組件 進水 

的各項污染阻力進行計算。

　　式中：J 為膜通量，L · (m2 · h)-1;Rt為膜過濾總阻力，m-1;ΔP 為TMP，即跨膜壓差，kPa;μ 為濾液的黏度，Pa · s。

　　式中：Rt 為膜過濾總阻力，m-1;Rm 為新膜的固有阻力，m-1;Rf 為膜污染阻力，為 Rrf 與 Rirf 之和，m-1;

　　Rrf為可逆污染阻力，也稱濾餅層阻力，m-1;Rirf為不可逆污染阻力，也稱內(nèi)部污染阻力，m-1。

　　2 結(jié)果與討論

　　2.1 SBR 內(nèi)空氣流速的優(yōu)化

　　空氣流速的大小直接影響SBR 內(nèi)的DO 濃度高低和剪切力大小，進而影響AGS 對污水的處理效果。在穩(wěn)定運行期間，SBR 運行周期為180 min，其中進水8 min、曝氣159 min、沉淀5 min、排水 8 min。通過調(diào)節(jié)曝氣量來控制空氣流速的大小，分別調(diào)節(jié)為 0.5、1、1.5、2、2.5、3 cm · s-1，研究

　　SBR 典型周期內(nèi)主要污染物濃度變化規(guī)律，并監(jiān)測不同空氣流速下連續(xù)8 個周期的SBR 出水中SS 變化。

　　2.1.1 典型周期內(nèi)DO 的周期性變化

　　不同空氣流速下，典型周期內(nèi)SBR 內(nèi)泥水混合液DO 的變化見2。空氣流速為1~3 cm · s-1 時，第

　　21 分鐘開始曝氣，由于供氧充分，第0~21 分鐘內(nèi)消耗的DO 很容易就得到恢復(fù)，且DO 的恢復(fù)率逐漸上升，最后分別穩(wěn)定在3.3、4.13、5.33、7.23、8.77 mg · L-1。其中，在1 cm · s-1 的空氣流速下，DO 到曝氣開始后的100 min 左右才恢復(fù)，并穩(wěn)定在3.3 mg · L-1 左右;而在空氣流速為3 cm · s-1 時，DO 值在曝氣后的30 min 內(nèi)迅速上升至平臺值;當(dāng)空氣流速為0.5 cm · s-1 時，SBR 單元內(nèi)好氧顆粒污泥的泥水混合效果較差，導(dǎo)致DO 分布不均勻，整個典型周期內(nèi)DO 在2 mg · L-1 上下波動。

　　2.1.2 典型周期內(nèi)COD 和PO34 --P 的去除效果

　　空氣流速為3~0.5 cm · s-1，COD 的降解速率逐漸下降，周期結(jié)束時COD 的出

　　水濃度差別不大。這說明空氣流速對COD 的去除影響較小。各空氣流速下典型周期內(nèi)的PO34 --P 的變化規(guī)律是一樣的，主要是好氧段(21~180 min)的吸磷和厭氧/缺氧段(0~21 min)的釋磷。由 4 可以看出，在第21 分鐘曝氣開始后，出現(xiàn)了輕微的PO34 --P 濃度上升的現(xiàn)象。這是由于好氧顆粒污泥存在一定的粒徑，氧氣在好氧顆粒污泥的外部迅速被消耗，顆粒內(nèi)部聚磷菌的好氧吸磷進程緩慢，繼續(xù)發(fā)生厭氧釋磷造成的。隨著空氣流速的升高，曝氣初的厭氧釋磷時間越來越短。而且，空氣流速為3 cm · s-1 時，曝氣開始時幾乎沒有出現(xiàn)釋磷的現(xiàn)象?？諝饬魉贋? cm · s-1 時，好氧顆粒污泥吸磷的速率較穩(wěn)定，最終的出水PO43 --P 為0.44 mg · L-1;空氣流速為3 cm · s-1 時，曝氣開始40 min 內(nèi)吸磷速率較慢。這是由于聚磷菌與硝化菌之間存在著對氧氣的競爭;并且在高DO 的情況下，聚磷菌顯然不能成為優(yōu)勢菌種，最終出水PO34 --P 為0.51 mg · L-1?？諝饬魉贋? cm · s-1 時比較符合對磷的去除要求。

　　2.1.1 典型周期內(nèi)N 的轉(zhuǎn)化

　　NH4+-N 濃度在曝氣開始后的9 min 內(nèi)均出現(xiàn)下降，但SBR 內(nèi)的NO-x-N 的濃度并沒有出現(xiàn)明顯的上升，這可能是由于好氧顆粒污泥的吸附作用引起的氨氮濃度下降;此后，隨著物質(zhì)與

　　DO 在好氧顆粒污泥內(nèi)部的傳輸，逐漸有其他形態(tài)的NO-x-N 生成。

　　硝化速率隨空氣流速的減小而減小。至空氣流速為0.5 cm · s-1，在周期結(jié)束后，最終基質(zhì)溶液中殘留的NH+4-N 濃度為7.2 mg · L-1;空氣流速大于2 cm · s-1 時，周期內(nèi)NH+4-N 均被降解完全，出水NH+4-N

　　濃度均小于0.5 mg · L-1。不同空氣流速下，最終出水的N 形態(tài)存在著較大的差別?？諝饬魉僭叫?，顆粒外部好氧區(qū)硝化作用受DO 限制，出水主要以NH4+-N 和NO-2-N 為主;空氣流速越大，O2 滲入顆粒的深度越深，好氧顆粒污泥好氧區(qū)的硝化作用不受DO 的限制，但好氧顆粒污泥缺氧區(qū)的同步反硝化作用受到限制，出水以NO-3-N 為主?？諝饬魉贋? cm · s-1 時，生成的NO-3-N 含量最高，為6.4 mg · L-1;由6 可以看出，空氣流速為2 cm · s-1 時，出水TN 的濃度最低為8.91 mg · L-1。其中，NO-2-N 和NO-3-N 含量分別為4.2 mg · L-1和4.39 mg · L-1;NH+4-N 含量為0.32 mg · L-1，較符合對氮的去除要求。

　　2.1.1 不同空氣流速下出水SS 含量變化

　　7 為不同空氣流速下，連續(xù)8 個典型周期的出水中SS的含量變化?？梢钥闯觯鏊甋S 隨著空氣流速的減小呈現(xiàn)上升趨勢?？諝饬魉贋?0.5 cm · s-1 時， 出水 SS 在 150~ 200 mg · L-1 之間劇烈波動。這可能因為在SBR 內(nèi)形成的剪切力小;另一方面DO 不足，易造成AGS 的顆粒結(jié)構(gòu)解體。出水SS 增加，長期運行可能會造成SBR 內(nèi)污泥濃度急劇下降;而隨著空氣流速增大，出水SS 濃度逐漸降低，且穩(wěn)定性有所提高;至空氣流速為3 cm · s-1 時，出水SS 最低，平均濃度為46.6 mg · L-1，但曝氣產(chǎn)生的運行成本較高。

　　2.2 MBR 內(nèi)HRT 對出水效果的影響

　　研究表明， HRT 影響微生物的生長、生物膜的厚度、水體和微生物之間的傳質(zhì)，與MBR 的處理能力和膜污染的發(fā)生有著密切的聯(lián)系，直接影響到運行的能耗大小。在穩(wěn)定運行期間，每個HRT 研究20 d，考察其對MBR 單元的出水水質(zhì)和膜污染的影響。不同HRT 對應(yīng)的MBR 有機容積負荷如表3 所示。

　　2.2.1 出水效果

　　不同HRT 下主要污染物的去除情況如 8 所示。HRT對TN、TP 的去除影響較大;對COD、NH+4-N 的去除效果的影響不明顯。其中，MBR進水NH+4-N 濃度已經(jīng)低于1 mg · L-1。不同HRT 下，出水NH+4-N 濃度變化較小，且遠低于一級A標(biāo)準(zhǔn)值。出水COD 濃度隨HRT 的增加而增加，HRT 為 2 h時，對COD 和TN 的去除效果最好，出水COD 和TN 的平均濃度分別為18.2 mg · L-1 和7.63 mg · L-1。出水TP 隨著HRT的增加，總體呈現(xiàn)增加的趨勢，HRT 大于 3 h 后，由于進水中有機物濃度較低，污泥活性較差，導(dǎo)致污泥加速老化，

　　出水TP 均在0.5 mg · L-1 以上，超過一級A 的標(biāo)準(zhǔn)要求。

2.2.1 

TMP 的變化 

　　長期運行中，TMP 的變化可以在一定程度上反映出膜污染情況。在本實驗研究中，TMP 大于 30 kPa，即對膜組件進行清洗。對運行20 d 過程中不同HRT 下TMP 的變化進行分析; 并在運行至第 20 天時， 取出MBR 內(nèi)的膜組件，進行膜阻力分布研究，以進一步探討膜污染情況。

　　不同HRT 下，TMP 的變化如9 所示。實驗初期，HRT 為2、3、4、6 h 下初始的TMP 均為0 kPa;且可以看出，HRT 越大，TMP 開始增加的時間越往后;運行至第 6 天，HRT 為 6 h 的TMP 才出現(xiàn)從 0 kPa 開始上升的趨勢;運行至第 20 天，HRT 為 2、3、4、6 h 下對應(yīng)的膜組件TMP 分別增長至 40、

　　23.5、19 和15 kPa。由10 可知，運行20 d 時不同HRT 下膜阻力類型分布情況?？梢钥闯觯琀RT 為2 h時，總阻力Rt為10.69×105 m-1，其中不可逆阻力Rirf為5.4×105 m-1，占Rt的50.5%，膜污染最為嚴重。綜合考慮膜污染可能產(chǎn)生的經(jīng)濟成本，在有較好去除效果的前提下，HRT 為3 h 可作為MBR 運行的最佳水力停留時間。

　　8 不同HRT 下主要污染物的去除

　　2.3 MBR 內(nèi)氣水比的優(yōu)化

　　曝氣主要有2 個作用：第一為MBR 內(nèi)污泥混合液提供攪拌;第二可提供和維持MBR 內(nèi)的DO 濃度，直接影響反應(yīng)器的脫氮除磷效果。在AGS-MBR 系統(tǒng)穩(wěn)定運行期間， 考察氣水比分別為 10∶1、15∶1、

　　20∶1、25∶1、30∶1、35∶1 條件下的MBR 的出水情況，每個氣水比下研究8 d。11 為6 個氣水比梯度下的出水COD、TN、NH+4-N、TP 的出水效果。可以看出，不同的氣水比下，COD 的出水濃度變化較大;而 NH+4-N 濃度變化十分不明顯。這可能是由于進水中的 NH+4-N 也很低引起的現(xiàn)象;且MBR 內(nèi)的曝氣提供了遠高于使這些NH4+-N 發(fā)生硝化反應(yīng)所需要的氧。其中氣水比為20∶1時，出水COD平均濃度為21.7 mg · L-1，COD 去除效果最好。出水TP 濃度隨著氣水比的上升逐漸下降，波動也更小;氣水比為 10∶1 時，MBR 內(nèi)泥水混合液的混合不均勻， 出水 TP 濃度在 0.52~0.65 mg · L-1 之間;氣水比大于20∶1 時，出水TP 均低于

　　0.5 mg · L-1;TP 的出水濃度在氣水比為25∶1 時達到最低，為 0.39 mg · L-1，且出水TN 濃度較低;隨著氣水比再升高，純好氧模式的運行下，MBR 對TP 的去除效果很難有進一步的提升。因此，選擇25∶1 為

　　2.4 穩(wěn)定運行條件下對主要污染物的去除效能調(diào)整SBR 空氣流速為 2 cm · s-1、MBR 的HRT 為2 h、MBR 內(nèi)氣水比為 25∶1， 其他運行參數(shù)不變。

　　調(diào)整參數(shù)后的SBR 和MBR 對進水中主要污染物的去除情況分別見12 和13。穩(wěn)定運行60 d，工藝出水主要指標(biāo)濃度均在一級A 標(biāo)準(zhǔn)要求濃度以下，且水質(zhì)波動小。MBR 出水COD、NH+4-N、TN、TP 的平均濃度分別為21.2、0.08、7.8、0.4 mg · L-1;工藝對進水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率為

　　95.2%、99.8%、79.8%、87.1%。其中， SBR 對 COD、氨氮、TN、TP 的平均去除率分別達 90.3%、

　　98.7%、63.2%、81.4%。

　　3 結(jié)論

　　1) 在有較好的污染去除效果的前提下，綜合考慮曝氣產(chǎn)生的能耗及膜污染可能增加的運行成本問題，SBR 空氣流速為2 cm · s-1、MBR 氣水比為25∶1、MBR 的HRT 為3 h，為AGS-MBR 組合工藝優(yōu)化后的運行參數(shù)值。

　　2) 穩(wěn)定運行期間，AGS-MBR 工藝對進水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率為95.2%、99.8%、

　　79.8%、87.1%;出水COD、NH+4 -N、TN、TP 的平均濃度分別為 21.2、0.08、7.8、0.4;出水C、N、P指標(biāo)均達到一級A 標(biāo)準(zhǔn)要求。(來源：環(huán)境工程學(xué)報)

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