AO-MBR平板膜裝置冬季同步啟動特性探討

王 燕，張 杰，孫繼成，姚 杰，吳志超，王巧英,*

(1.同濟大學環境科學與工程學院，上海污染控制與生態安全研究院，污染控制與資源化研究國家重點實驗室，上海 200092；2.上海城投污水處理有限公司，上海 201203)

膜生物反應器(membrane bioreactor，MBR)作為一項發展迅速的污水處理工藝，它將膜分離技術與傳統的活性污泥法兩者相結合，具有出水水質好、占地面積小、剩余污泥產量小等優勢，在新建污水處理廠中得到越來越多的應用[1-2]。由于膜的截留，MBR工藝能夠避免微生物的流失，從而迅速在系統中富集大量的微生物，具有污泥濃度高、啟動迅速的特點。因此，目前越來越多的新建城鎮污水處理廠采用MBR工藝，其啟動方法主要有兩種：同步啟動和異步啟動[3-4]。所謂同步啟動，指的是直接利用污水中含有的微生物，通過為其創造適宜的生存條件，讓它們進行不斷增殖，最終達到設計污泥濃度。異步啟動指的是利用現有污水處理系統中的微生物對新建污水處理系統進行接種，將所需的活性污泥投加至新建污水處理系統的生物池中，然后通過接入生活污水對其進行馴化，并逐漸提高運行負荷，最終達到設計所需污泥濃度。兩者相比，異步啟動所需時間較短，效率更高，也是目前城市污水處理系統啟動的主要方法，但是獲取大量的活性污泥并進行長距離的運輸，由此帶來的費用較高，且存在一定難度。

目前，大多數關于活性污泥系統啟動的研究都聚焦于接種現有活性污泥后馴化啟動， MBR工藝的啟動也是如此。黃正文等[5]研究了一體式AO-MBR反應器在處理農村污水時的啟動特性，利用二沉池回流污泥進行接種，連續曝氣預啟動并逐步延長停曝時間，運行30 d后，出水CODCr、NH3-N和TP平均濃度分別為16.8、1.38 mg/L和2.37 mg/L；李照靜等[6]利用MBR工藝探究接種污泥的啟動，水溫在20 ℃，接種污泥取自污水廠氧化溝污泥，培養16 d后，系統內MLSS達到4.4 g/L，其出水水質達到CJ 25.1—1989雜用水標準；相比于異步啟動研究，同步啟動由于啟動較慢，涉及到MBR工藝的同步啟動的研究很少。敬世平[7]利用初沉池的出水進行自培養，10 d后曝氣池MLSS僅為0.22 g/L，改用原污水并投加初沉池污泥接種后，10 d后曝氣池中MLSS達到3.0 g/L，出水CODCr和NH3-N濃度分別維持在60 mg/L和0 mg/L?？紤]到新建的污水處理廠大多位于城市的邊緣位置，且附近并無其他類似功能污水處理構筑物，而污水處理廠大多采用生物處理法，需要大量的活性污泥作為污水處理的主體，如何在較短的時間內快速獲得大量的活性污泥，盡快投入使用并達到設計運行指標和出水水質，實現其經濟效益和環境效益，是污水處理廠亟需解決的問題。

本試驗利用AO-MBR中試試驗裝置，針對城市生活污水，在自然條件下進行活性污泥的培養和馴化，并探究了不同運行參數下活性污泥馴化的性質以及出水水質對比，以期為我國新建污水處理廠，尤其是采用平板膜生物反應器工藝的污水處理廠同步啟動的運行管理提供參考。

1 試驗裝置與方法

1.1 試驗進水和水質

本試驗所用中試裝置置于上海某生活污水處理廠廠內試驗基地，裝置進水取自沉砂池出水，主要由城市生活污水組成。試驗期間，反應器進水主要水質如表1所示。

表1 反應器進水主要水質指標Tab.1 Water Quality of Influent

1.2 試驗裝置及運行條件

本試驗主要用于探究AO-MBR平板膜生物反應器啟動過程中出水水質的變化，該試驗裝置(圖1)主要由進水槽、缺氧池、攪拌機、膜池組成。其中，缺氧池幾何尺寸為L×B×H=0.88 m×0.9 m×2.2 m，有效容積為1.50 m3，膜池幾何尺寸為L×B×H=0.9 m×0.9 m×2.2 m，有效容積為1.54 m3。該反應器的設計有效水深Hm為1.9 m，考慮到水位波動等因素，留有0.3 m的設計超高。膜池內部放置3組膜組件，每組膜組件含有膜元件10片，膜元件供貨商為上海子征環?？萍加邢薰?，單片膜元件幾何尺寸為L×B=0.94 m×0.45 m，有效過水面積為0.846 m2。平板膜間距分別為6、8 mm和10 mm，膜組件采用單層襯網，進行跨膜壓力(TMP)的比較。

圖1 AO-MBR裝置示意圖Fig.1 Schematic Diagram of AO-MBR Device

膜出水采用間歇抽吸模式，抽停比為10∶2，若每片膜元件的膜通量采用10 L/(m2·h)(LMH)計算，該中試裝置處理水量為5.08 m3/d；若采用15 LMH計算，該中試裝置處理水量為7.61 m3/d。反應器的設計進水水質如表1所示，出水水質相對于一級A排放標準做了進一步優化。其中，CODCr設計出水濃度為20 mg/L，為加強系統TN的去除，NH3-N和TN的設計出水濃度分別取為1 mg/L和5 mg/L。

該AO-MBR裝置主要用于探究MBR工藝的啟動特性。同步啟動試驗中，反應器中不投加任何活性污泥，進水為沉砂池出水，反應過程中通過不斷曝氣、逐步增大膜通量的方式來培養微生物，在反應器中污泥濃度達到設計污泥濃度前不進行任何排泥，當污泥濃度達到設計污泥濃度后，開始按照設計泥齡進行排泥。為模擬最不利條件，同步啟動于冬季水溫較低情況下進行。

1.3 系統曝氣量計算方法

利用《室外排水設計規范》《給水排水設計手冊(第五冊)城鎮排水》以及《平板膜生物反應器法污水處理工程技術規范》中的相關公式對膜池進行供氧量的核算。

其中，生化需氧量計算如式(1)。

O2=0.001aQ(S0-Se)-cΔXV+b[0.001Q(NK-Nke)-0.12XV]-0.62b[0.001Q(Nt-Nte-Noe)-0.12XV]

(1)

其中：O2——污水需氧量，kg O2/d；

Q——生物反應池的進水流量，m3/d；

S0——生物反應池進水五日生化需氧量，mg/L；

Se——生物反應池出水五日生化需氧量，mg/L；

ΔXV——排出生物反應池系統的微生物量，kg/d；

NK——生物反應池進水總凱氏氮濃度，mg/L；

Nke——生物反應池出水總凱氏氮濃度，mg/L；

Nt——生物反應池進水總氮濃度，mg/L；

Nte——生物反應池出水總氮濃度，mg/L;

Noe——生物反應池出水硝態氮濃度，mg/L；

0.12ΔXV——排出生物反應池系統的微生物中含氮量，kg/d；

a——碳的氧當量，取1.47；

b——常數，氧化每公斤氨氮所需氧量，取4.57；

c——常數，細菌細胞的氧當量，取1.42。

本工藝為MBR工藝，膜池曝氣采用穿孔管曝氣方式。供氧量計算采用《平板膜生物反應器法污水處理工程技術規范》中的相關公式計算，如式(1)～式(4)。

(a)穿孔管供氣量Gsc

Gsc=gsc×s×n1×24×60

(2)

其中：Gsc——平板膜污染控制需氣量，m3/d；

gsc——曝氣強度，m3/(m2·min)，宜根據平板膜制造商資料確定，無資料時，一般取0.7～1.2，本設計前期取1.0，后期取1.25；

n1——單層平板膜組件數量,套；

s——單個平板膜組件投影面積，m2。

(b)標準條件下清水充氧量

Osc=0.28GscEAC

(3)

其中：Osc——標準狀態下生物反應池污水需氧量，kgO2/h；

Gsc——標準狀態下供氣量，m3/h；

EAC——曝氣器氧的利用率。

(c)標準需氧量SORc

(4)

其中：O2c——標準需氧量，mg/L；

Oscα——修正系數，取0.82；

β——修正系數，取0.95；

ρ——壓力修正系數；

Cs(T)——T℃好氧反應池中平均溶解氧飽和度，mg/L；

c——水中含有的溶解氧濃度，mg/L；

cs(20)——20 ℃時水中溶解氧飽和度,mg/L，取9.17。

1.4 系統磷元素衡算方法

反應器啟動過程中，為了更好地了解微生物增殖對系統磷元素的去除，選取反應器運行的某一階段，利用質量衡算原理，對該時間段內微生物增殖過程中同化作用所需的磷元素總量進行計算，并與期間所去除的磷元素總量進行比較，從而判斷系統內磷元素的去除方式。

TP總量去除=(TP平均濃度進水-TP平均濃度出水)× 處理體積

(5)

污泥增殖量=(MLVSS終-MLVSS初)×V

(6)

同化所需磷=污泥增值量×污泥含磷量

(7)

1.5 分析方法

1.5.1 污泥含磷量測試方法

活性污泥中的TP采用文獻[8]中的方法進行測試。將取得的污泥樣品烘干，烘干的溫度為105 ℃，利用研缽將烘干后的樣品充分研磨，然后經過100目大小孔徑的篩網，收集篩下來的粉末并干燥保存；再取篩后的污泥樣品若干，在600 ℃的高溫下持續煅燒3 h，收集煅燒后的殘渣，向其中加入20 mL的HCl溶液(3.5 mol/L)，室溫振蕩以洗脫殘渣上的磷元素，時間為16 h；最后，利用高速離心機對樣品進行離心，時間為20 min，轉速為5 000 r/min，取離心后的上清液測定其中的TP含量。

1.5.2 比耗氧呼吸速率

比耗氧速率(SOUR)的測試方法：從反應器中取出一定體積的活性污泥，利用高速離心機進行離心，轉速為3 000 r/min，時間取5 min；然后，棄去上清液，將殘存的污泥固體分散在1 L pH值為7.0 的PBS緩沖溶液中，控制污泥濃度為2～3 g/L，再向其中加入100 mg/L NaHCO3、120 mg/L CH3COONa、76 mg/L NH4Cl及99 mg/L NaNO2；放入砂芯曝氣頭開始曝氣，混合液DO升至6～8 mg/L時停止曝氣，塞緊瓶蓋，開啟磁力攪拌；利用溶解氧儀定期讀取DO值直至DO濃度低至1.0 mg/L以下。

2 AO-MBR冬季同步啟動試驗

2.1 啟動過程中運行參數

由圖2(a)可知，冬季啟動過程中水溫呈現逐漸上升的趨勢，在冬季初期，污水水溫約為10 ℃，溫度較低，不利于微生物的生長，而隨著時間的增長，水溫開始逐漸上升，在運行時間60 d左右時，水溫上升至20 ℃以上，此時達到正常水溫。至于pH值，運行期間污泥混合液的pH值始終維持在8.17±0.37，較為穩定，如圖2(b)所示。圖2(c)給出了啟動期間DO的變化，呈現先高后低的趨勢，前期由于水溫較低且污泥混合液中微生物極少，對DO消耗極少，使得運行前期反應器內部的DO濃度較高，基本處于飽和狀態；隨著后期微生物濃度的逐漸增長以及水溫的增加，DO濃度出現急劇下降，在34 d左右時，缺氧池DO濃度下降至1.0 mg/L以下，基本維持在(0.62±0.08)mg/L，而膜池的DO濃度維持在(0.98±0.14)mg/L。

圖2 冬季同步啟動期間水溫(a)、pH(b)、DO(c)的變化Fig.2 Variations of Water Temperature (a), pH Value (b), and Dissolved Oxygen (c) during Synchronous Start-Up in Winter

2.2 污泥性質變化

圖3給出了冬季自然培養期間，缺氧池和膜池中活性污泥污泥濃度的變化。由圖3可知，污泥混合液在前期階段的增長較為緩慢，當運行天數為28 d時，缺氧池和膜池的MLSS僅為1.23 g/L和1.13 g/L。為了加快活性污泥的培養，將膜通量增加至10 LMH，反應器的HRT由15 h縮短至10 h左右。此后，反應器內部的污泥混合液濃度開始加快增長，當反應器運行時間為63 d時，缺氧池和膜池的MLSS分別增長至4.5 g/L和5.2 g/L，期間無任何排泥。

圖3 冬季同步啟動期間缺氧池(a)和膜池(b)污泥濃度的變化Fig.3 Variations of Sludge Concentration in Anoxic Tank (a) and Membrane Tank (b) during Synchronous Start-Up in Winter

2.3 出水水質變化

圖4給出了冬季同步啟動期間的缺氧池、膜池濾液以及膜出水水質的變化。由圖4(a)可知，出水CODCr始終維持在50 mg/L以下，平均濃度為(25.67±9.40)mg/L；由圖4(b)和4(c)可知，NH3-N和TN在運行前期濃度較低，在32 d后，NH3-N和TN濃度開始增長并始終高居不下，40 d后，反應器出水中的平均濃度分別為(30.21±4.07)mg/L和(31.91±4.28)mg/L，出水中TN主要是以NH3-N的形式存在。主要原因是在30 d左右時，系統的膜通量由原本的10 LMH調整為15 LMH，反應器每日處理的水量由5.08 m3/d增長至7.62 m3/d，使得系統的污染物負荷增大。表2給出了不同膜通量下的污染物負荷對比。由表2可知，當增大膜通量時，系統的COD容積負荷、NH3-N容積負荷以及TN污泥負荷均有了一定程度的增大，增長的幅度分別為50.0%、54.5%和4.5%。由此可見，處理水量的增大對于系統有機物以及NH3-N的去除要求更大。此時，反應器中微生物濃度較低，僅為1～2 g/L，難以有效地抵擋增加的污染負荷。此外，膜池的DO濃度在1.0 mg/L以下，低溫條件下難以保證穩定的NH3-N硝化效果。在系統運行期間，水溫較低，在20 ℃以下，如圖4(a)所示，而水溫是影響系統中污染物去除的重要因素之一。低溫條件下，系統內微生物的生長受到抑制，尤其是對硝化菌的抑制作用更為明顯[9-10]。多數硝化菌的適宜溫度在28 ℃左右，當溫度低于15 ℃時，硝化作用會急劇下降甚至停止[11]。

表2 不同膜通量條件下污染物負荷對比Tab.2 Comparison of Pollutant Load under Different Membrane Flux

圖4 冬季同步啟動期間缺氧池、膜池濾液及膜出水水質變化 (a)COD；(b)NH3-N；(c)TN；(d)TPFig.4 Variations of Water Quality in Anoxic Tank (a) COD; (b) NH3-N; (c) TN; (d) TP

至于出水TP，反應器運行前期(0～40 d)，TP濃度處于較高水平，達到(1.72±0.29)mg/L，后期TP濃度出現了明顯的下降，達到(0.36±0.15)mg/L，能夠滿足一級A的排放標準?？紤]到系統運行期間無化學除磷藥劑的投加，也沒有進行任何排泥，系統優異的除磷效果值得探究，初步推測系統內部TP的去除主要是由啟動過程中微生物增殖的同化作用實現的，這也與黃正文等[12]的研究結果一致。

2.4 TMP變化

TMP(transmembrane pressure，TMP)是MBR工藝運行期間重要的參數之一。圖5給出了3組膜組件在啟動期間的TMP變化。由于前期試驗器材的問題，冬季培養期間前40 d左右的數據缺失，而在43 d左右時，3組膜組件的TMP均上升至30 kPa以上，其中，10 mm膜間距的TMP較低，而6 mm膜間距的TMP最高。后續對運行已到終點的3組膜組件進行物理清洗和化學清洗，以恢復其運行性能。在55 d左右時，清洗后的3組膜組件重新投入使用，運行膜通量為10 LMH。由圖5可知，間距為6 mm和8 mm的2組膜組件的TMP上升較快，運行時間在13 d左右時，TMP上升就超過了30 kPa，而10 mm膜間距的TMP上升則較為緩慢，13 d左右時，TMP僅為13 kPa。

圖5 冬季同步啟動期間膜組件TMP變化Fig.5 Variations of TMP during Synchronous Start-Up in Winter

與其他MBR工藝相比，該工藝的運行周期較短，主要原因有以下幾點。(1)膜間距。在平板膜生物反應器中，膜間距大小是重要的運行參數之一，一般在3.0～20.0 mm[13]。膜間距過小，導致膜污染嚴重。本試驗采用的是無支撐平板膜組件，與傳統的具有硬質ABS邊框的膜組件相比，其更容易變形，因此，過低的膜間距不利于膜污染的控制。(2)水溫。水溫較低時，膜污染較為嚴重，其原因主要是溫度變化會影響污泥混合液的性質，從而影響膜通量。研究表明，在一定的溫度和壓力范圍內，溫度每升高1 ℃，膜通量增加1%～2%，這主要是因為溫度較高時，污泥混合液的黏度降低，當水溫從17 ℃下降至13 ℃時，污泥混合液的黏度提高10%左右[14-15]。冬季同步啟動期間，水溫較低，一般均在20 ℃以下，間接加重了膜污染。

3 討論

3.1 冬季同步啟動期間NH3-N濃度過高

由反應器冬季同步啟動期間出水水質可知，AO-MBR工藝的出水NH3-N濃度處于偏高的水平。一般而言，MBR相較于傳統活性污泥法具有更高的曝氣強度，膜池中的DO水平也要高于傳統活性污泥法，NH3-N的硝化效果也應該優于傳統活性污泥法，而本試驗中出水NH3-N濃度動輒高達20 mg/L甚至30 mg/L以上?？赡艿脑蚴牵?1)同步啟動前期，系統中的硝化細菌相較于異養菌生長速率較慢，在微生物中占比較少，導致系統硝化作用較差；(2)曝氣所提供的O2量不足，導致硝化效果較差。

與穩定運行的MBR工藝相比，同步啟動期間的MBR中硝化細菌數量較少，且在與異養菌的競爭中處于劣勢，導致系統的硝化細菌生長受到抑制。因此，需要通過增大供氣量等方式營造適宜硝化菌生長的環境，提高系統的硝化效果。

3.2 冬季同步啟動期間磷元素質量衡算淺析

由同步啟動期間的出水水質可知，在未向反應器中投加化學藥劑的情況下，系統出水的TP濃度很低，能夠達到一級A排放標準，且該反應器未設置專門的厭氧段，這與常見的活性污泥系統除磷效果較差的現象有所不同。除了微濾膜本身對進水中部分顆粒態磷的攔截外，初步推測是由于啟動期間微生物的大量增殖，其通過同化作用利用了進水中大量的磷元素，并通過質量衡算初步驗證了推論的可靠性。

在進行質量衡算之前，確定污泥混合液中的污泥含磷量是前提。本試驗利用類比的方式，采取多個相似運行條件下MBR反應器的活性污泥樣本，對活性污泥樣品的含磷量進行測定。結果表明，缺氧池活性污泥的含磷量在2.6%左右，膜池活性污泥的含磷量在3.0%左右。查閱文獻可知，絕大多數微生物的化學結構式可以用C60H87O23N12P來表示[16]，根據此分子式，活性污泥中的含磷量約占總固體的2.25%。兩者相比，差異不大。因此，后續計算中，缺氧池和膜池的活性污泥含磷量分別以實測的2.6%和3.0%計算。

3.3 同步啟動期間磷元素質量衡算

選取反應器運行32～45 d為一時間段，對該時間段內微生物的增殖以及同化作用所需的磷元素總量進行計算，判斷系統內磷元素的去除方式。

就TP而言，運行期間進水均值約為4.4 mg/L，出水均值約為0.36 mg/L，而反應器日處理量為7.61 m3/d，則期間反應器去除的TP總量為399 g?？紤]到反應器分為缺氧池和膜池，污泥增殖量同樣分開計算，結果如表3所示。

表3 同步啟動期間反應器磷元素去除Tab.3 Removal of Phosphorus during Synchronous Start-Up

由表3可知，啟動期間同化作用所需的磷占據系統去除磷的75.6%，是該AO-MBR除磷的主要途徑。

4 結論

本研究利用AO-MBR中試裝置，探究了同步啟動AO-MBR系統的相關特性，經過相關試驗分析，主要結論如下。

(1)冬季同步啟動期間，AO-MBR裝置啟動過程較慢，運行63 d時，缺氧池和膜池的MLSS分別增長至4.5 g/L和5.2 g/L，尚未達到設計污泥濃度。反應器運行后期，出水中COD和TP均優于一級A排放標準，但出水NH3-N和TN濃度較高，分別為(30.21±4.07)mg/L和(31.91±4.28)mg/L。

(2)冬季同步啟動期間，3組不同膜間距的膜組件的運行結果表明，6 mm和8 mm間距的膜組件污染較重，而膜間距為10 mm的膜組件TMP增長稍慢。

(3)同步啟動期間的出水NH3-N濃度過高，原因可能為：(1)水溫較低；(2)啟動前期硝化菌數量不足；(3)供氧量不足。后期增大曝氣量后，除氮效果有較明顯的改善。

(4)在未投加化學除磷藥劑的情況下，同步啟動期間，反應器出水TP濃度均處于較低水平，這主要是由于微生物的增殖活動同化了大量的磷元素，選取運行期間的某個時間段，經過理論計算得知，同步啟動期間微生物同化作用去除的磷元素占總去除量的75.6%。

5 建議

由于時間的限制，本研究還存在一些內容需要進一步研究，在此提出以下建議。

(1)同步啟動期間的出水NH3-N濃度偏高，增大曝氣量后有較明顯的改善，建議針對這一現象進一步開展研究，探究MBR啟動期間NH3-N硝化效果的變化以及相應的改善措施。

(2)本研究探討了冬季同步啟動期間平板膜AO-MBR的運行特性，但由于MBR同步啟動的周期較長，南方冬季溫度較高，隨著時間推移，后期運行溫度較高，建議后期實行嚴格控溫試驗，或探究不同季節AO-MBR同步啟動運行的活性污泥性質以及出水水質，并將試驗結果進行比對探討。

(3)本試驗利用AO-MBR中試裝置開展同步啟動研究，建議開展相同運行條件異動啟動研究，以便進一步為平板膜生物反應器工藝的污水處理廠的啟動運行管理提供參考。