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AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能

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肖小兰, 亓金鹏, 刘皓, 晏习鹏, 阮文权. AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
引用本文: 肖小兰, 亓金鹏, 刘皓, 晏习鹏, 阮文权. AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
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XIAO Xiaolan, QI Jinpeng, LIU Hao, YAN Xipeng, RUAN Wenquan. Operation performance of an AOA-MBR treating the effluent from an anaerobic membrane bioreactor dealing with high-salt mustard tuber wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
Citation: XIAO Xiaolan, QI Jinpeng, LIU Hao, YAN Xipeng, RUAN Wenquan. Operation performance of an AOA-MBR treating the effluent from an anaerobic membrane bioreactor dealing with high-salt mustard tuber wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
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AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能

  • 1.

    江南大学环境与土木工程学院，无锡 214122

  • 2.

    江苏省厌氧生物技术重点实验室，无锡 214122

    • 作者简介: 肖小兰(1986—)，女，博士。研究方向：废水生物处理。E-mail：516140212@qq.com
    通讯作者: 阮文权(1966—)，男，博士，教授。研究方向：厌氧处理技术和废物资源化利用。E-mail：wqruan@jiangnan.edu.cn
  • 基金项目:
    国家自然科学基金项目(21506076，51678279)；江苏省社会发展-面上项目(BE2020755)；中央高校基本科研业务费专项资金资助(JUSRP52017B，JUSRP52030A)；国家重点研发计划绿色生物制造专项(2021YFC2102200)

  • 中图分类号: X703.1

Operation performance of an AOA-MBR treating the effluent from an anaerobic membrane bioreactor dealing with high-salt mustard tuber wastewater

  • 1.

    School of Environment and Civil Engineering, Jiangnan University, Wuxi 214122, China

  • 2.

    Jiangsu Key Laboratory of Anaerobic Biotechnology, Wuxi 214122, China

    • Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn

摘要

  • 摘要: 为了解决高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的处理问题，考察了缺氧/好氧/缺氧-膜生物反应器(anacrobic/oxic/anacrobic-membrane bioreactor，AOA-MBR)在不同水力停留时间(Hydraulic Retention Time, HRT)下对高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的处理效果，并通过调整硝化液回流比(nitrification liquid reflux ratio, Ro)优化了反应器的运行参数。在进水COD值为3 200 mg·L−1、氨氮为400 mg·L−1、盐度为35 g·L−1、溶解氧(dissolved oxygen，DO)浓度为2~4 mg·L−1、温度为25 ℃左右的条件下，AOA-MBR的最佳运行工况为HRT=4 d、Ro=200%。在此工况下，AOA-MBR的COD去除率为85.4%、氨氮去除率为96.4%，总氮去除率为89.1%。此外，仅依靠AOA-MBR无法实现出水总磷的达标排放，还需要与化学除磷相结合。在运行过程中，污泥浓度在初始高盐冲击下会出现短暂下降现象，随后在逐渐适应了高盐环境后再缓慢上升。长期的高盐环境驯化使体系内可溶性微生物产物(Soluble Microbial Products，SMP)和胞外聚合物(Boud Extracellular Polymeric Substances，BEPS)的质量浓度由5.1 mg·g−1和36.9 mg·g−1(以MLVSS计)上升到18.3 mg·g−1和62.5 mg·g−1，这可能有利于微生物在高盐环境下的生存。在AOA-MBR的运行过程中，膜组件共进行了5次清洗，而物理清洗+化学清洗的组合清洗方式对于膜污染有更好的清洗效果。
    Abstract: The treatment efficiency of the effluent from an anaerobic membrane bioreactor (AnMBR) dealing with high-salt mustard tuber wastewater by the anacrobic/oxic/anacrobic-membrane bioreactor (AOA-MBR) was investigated under different Hydraulic Retention Time (HRT), and the operation parameters of the reactor were optimized by adjusting the Nitrification Liquid Reflux Ratio(Ro). When the influent COD was 3 200 mg·L−1, ammonia nitrogen was 400 mg·L−1, salinity was 35 g·L−1, dissolved Oxygen(DO) concentration was 2~4 mg·L−1, temperature was 25 ℃, the optimal operation parameters of AOA-MBR were HRT=4 d and Ro=200%. Under this condition, the removal efficiencies of COD, ammonia nitrogen and total nitrogen by AOA-MBR were 85.4%, 96.4% and 89.1%, respectively. Furthermore, total phosphorus of the effluent could not meet the harge standard only by AOA-MBR. Thus, it was suggested to add a step of chemical phosphorus removal. During the operation period, the sludge concentration decreased briefly due to the impact of high salinity at the initial period and then gradually increased with the microbe adapting to the high salinity environment. After long-term acclimation, the concentrations of SMP and BEPS increased from 5.1 mg·g−1 and 36.9 mg·g−1 to 18.3 mg·g−1 and 62.5 mg·g−1, respectively, which may be beneficial to the survival of microorganisms in high salt environment. During the operation of AOA-MBR, the membrane modules were cleaned five times, and the physical and chemical combination cleaning could achieve better cleaning effect of membrane fouling.

  • 中国酒业协会的数据显示，2019年我国啤酒产量达3 765×104 t，每t啤酒需排放的废水量约为3 t[1]，其COD约为780~3 610 mg·L−12]。目前常用的厌氧-好氧法处理啤酒废水效果较好，但会产生大量剩余污泥。光合细菌(PSB)可以高效降解啤酒废水中的污染物，同时利用其中C、N、P合成菌体；PSB菌体中富含蛋白质、多糖、类胡萝卜素、叶绿素、辅酶Q10等高价值物质，可广泛用于畜牧、农业、渔业等领域，也可作为食品与药物的原材料，因此，PSB技术是一项非常有潜力的新型污水资源化技术[3-4]。

    PSB几乎不产生胞外聚合物(EPS)，但沉降性能差，不易实现菌体回收。膜生物反应器(MBR)结合了传统的生物处理单元与膜分离单元[6]，通过膜的高效截留作用使微生物被完全截留在反应器内，因而既有利于废水的一步达标[7]，也有利于微生物的高效生长、繁殖和富集[8]。国内外学者将PSB、光生物反应器与膜组件结合起来，开发了光合细菌-膜生物反应器(PSB-MBR)，在提高污水处理效果的同时可实现菌体的富集与回收[9]。该方法具有操作简便、处理效果好、生物资源回收率高[10]等优点，其菌体回收率可高达99.5%[11]。

    膜污染是MBR应用中的关键问题[12]，会对反应器的运行性能与效果产生负面影响。QIN等[13]、彭猛[14]研究了PSB-MBR处理啤酒废水的膜污染，发现膜污染较低，推测其原因是该系统的胞外聚合物(EPS)浓度较低。然而，现有PSB-MBR研究均采用较低的运行通量，如HÜLSEN等[15]设定的PSB-MBR恒定通量为2.1 L·(m2·h)−1，其它研究也在类似水平。然而，实际污水处理厂的MBR通量为20~30 L·(m2·h)−1，比现有PSB-MBR系统通量高10倍。如此大的差异，使得现有研究无法反映未来在工业运行中可能的PSB-MBR膜污染。要实现该技术的工业化应用，将其膜通量调整为工业运行通量，会更具有参考价值。

    本研究模拟工业通量，设计了PSB-MBR处理啤酒废水的一系列实验，考察了在不同的运行通量、进水COD、温度和PSB浓度下的膜污染变化情况，以期为PSB-MBR的工业化应用提供参考。

    1.   材料与方法

    1.1   供试原料与反应器

    1) PSB菌种。菌种为通用商业菌种，其中红假单胞菌(Rhodopseudomonas palustris)比例超过80%。

    2)供试废水。前期实验结果表明，PSB-MBR工艺处理模拟啤酒废水与实际啤酒废水效果一致，为方便操作，本研究采用人工配制啤酒废水。分别对啤酒稀释10、20、30倍，获得模拟废水COD约为7 400、3 700、2 500 mg·L−1，对应高、中、低浓度废水；加入硫酸铵以补充氮源，控制C/N比约为20。

    3) PSB-MBR反应器。反应器结构如图1所示，为长方体玻璃反应器，长×宽×高为30 cm×8 cm×45 cm，有效体积10 L。本研究采用分体式MBR，反应器Ⅰ是光生物反应器，提供光源，用于PSB生物处理，处理后的废水进入反应器Ⅱ(膜分离反应器)，回收PSB。反应器Ⅰ双侧白炽灯光照，强度为2 000 lux。反应器Ⅱ采用平板膜(FP-T008，PVDF，上海SINAP膜科技有限公司)，膜片的长度为22 cm，宽0.6 cm，高32 cm，膜面积为0.1 m2、孔径为0.1 μm、运行压力为10~50 kPa。这也是工业上常用的膜品种及运行压力。其它设备包括蠕动泵、氧气泵、沙头、管道、阀门、压力表、控温棒等。

    图 1  PSB-MBR反应器示意图
    Figure 1.  Schematic of photosynthetic bacteria-membrane bioreactor (PSB-MBR)
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    1.2   实验方法及运行参数

    生物反应器Ⅰ。PSB接种量为200~300 mg·L−1，废水利用氢氧化钠和盐酸溶液调节pH为7.2~7.6。通过氧气泵和DO仪控制溶解氧(DO)为0.2~0.5 mg·L−1，利用控温棒控制温度为约25 ℃，水力停留时间3 d。3种啤酒废水经过PSB处理后，COD分别为171、425、1 005 mg·L−1(均值)，COD去除率为80%~93%。

    膜分离反应器Ⅱ。该反应器运行参数取值尽量模拟可能的工业运行参数，因此取值范围较窄。生物处理后的废水输送到膜分离反应器Ⅱ中，分别考察不同进水通量、进水COD、运行温度和PSB浓度对运行过程中膜污染的影响。如无特殊说明，反应器Ⅱ的进水COD为170 mg·L−1、PSB浓度为1 000 mg·L−1、温度为25 ℃、运行通量为17.4 L·(m2·h)−1。

    运行通量。设置2组反应器的运行通量为17.4、23.4 L·(m2·h)−1，这个范围是常见的污水处理膜通量，比通常的PSB-MBR实验研究高10倍[13-16]。

    进水COD。根据生物反应器处理低、中、高废水的出水水质，膜分离反应器进水COD分别设置为170、425、1 000 mg·L−1。

    运行温度。利用控温棒控制设定温度分别为常温(25 ℃)、低温(10 ℃)，以考察低温下的膜污染。

    PSB浓度。前期实验表明，PSB浓度低于1 000 mg·L−1时，污染物去除率低；高于1 500 mg·L−1时，PSB的增值率低；在1 000~1 500 mg·L−1范围内可以同时满足污染物去除与菌体合成以便后续回收利用。因此，控制进入反应器Ⅱ的PSB浓度分别为1 000、1 300、1 500 mg·L−1。

    1.3   分析方法

    1)水质分析。从反应器中取10 mL的菌-水混合物，在9 000 r·min−1下离心10 min后获得上清液用于水质检测。利用重铬酸钾法快速检测COD[17]。根据国标HJ 535-2009使用TU-1900分光光度计在420 nm的吸光度下分析氨氮[18]。PSB的生物量检测方法参考LU等[19]的方法。

    2)膜污染阻力分析。根据达西定律(式1)，测量平板膜在过滤过程中随时间变化的膜污染阻力，评估PSB-MBR系统中膜污染程度。

    Rt=Rm+Rf=ΔPμ⋅J (1)

    式中：Rt为膜的总过滤阻力，m−1；Rm为膜的固有阻力，m−1；Rf为膜丝污染阻力，m−1；ΔP为膜两侧的压力差，Pa；μ为透过液动力学粘度，Pa∙s；J为膜通量，m3·(m2·s)−1。

    3)膜污染表征。用扫描电子显微镜(SEM，Hitachi S-4800型)对平板膜表面的微观结构进行观察，对膜表面的污染情况进行表征。将膜片浸泡在超纯水中24 h后，经0.45 μm膜过滤后取过滤液，采用三维荧光光谱(Hitachi F-7000型)分析膜污染。

    4)膜清洗。膜清洗有2种方式，其中物理清洗是用清水洗涤膜表面5 min；化学清洗是将膜片浸入0.75%NaClO溶液中浸泡2 h后，用清水冲洗膜表面5 min [14]。

    2.   结果与讨论

    2.1   操作参数对膜污染的影响

    在传统MBR的运行过程中，高运行通量、高COD均会加剧污染物在膜表面的富集，从而加速膜污染的产生；一定的温度条件可能会引起微生物状态的变化，导致EPS浓度升高，进而加剧膜污染。因此，本研究分别考察了不同的运行通量、膜反应器Ⅱ进水COD与PSB浓度、运行温度等对膜的影响。当膜通量下降至初始值的80%时即判定膜受到污染。图2显示了不同操作参数对膜污染阻力的影响。

    图 2  不同操作参数对膜污染阻力的影响
    Figure 2.  The influence of membrane fouling resistance by different operating parameters
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    在膜设计通量范围内，膜通量随着运行通量的增加而增加(图2(a))，而膜阻力也明显随运行通量增加。以23.4 L·(m2·h)−1通量运行时，污染后膜阻力为7.44×1011 m−1，比清洁膜高99.5%；与低运行通量相比，运行通量增加了34.5%，膜阻力增加了18.3%。QIN等[13]在一体式PSB-MBR反应器中以6.25 L·(m2·h)−1的低通量运行时的膜阻力达到了比本研究更高的水平，其原因是QIN等[13]采用了一体式MBR，而本研究所使用的属于分体式MBR(生物反应与膜分离分置2个反应器)，本研究结果与唐艳报道的结果[20]一致，分体式MBR的膜污染比一体式低，2个反应器分开调整，也更灵活，更适于未来PSB-MBR系统的工业发展。

    膜分离反应器的进水浓度高，也导致了膜阻力增加，通量下降(图2(b))。当膜的进水COD为1 000 mg∙L−1时，膜通量达到3.42×106 m3·(m2·s)−1，比初始值下降了29.19%，降幅高于其余2组处理，膜阻力则增大了218.5%。进水浓度高带来较高的膜阻力是MBR运行的正常现象[21]，这可能是由于高COD导致废水中多糖/蛋白质的浓度的升高，而蛋白质类是造成膜污染的主要物质[22]，因此带来了较高的膜阻力。PENG等[16]研究了以5.56 L·(m2·h)−1运行通量处理COD为2 800~4 800 mg∙L−1的啤酒废水时，COD的平均去除率达到了95%，膜通量下降平缓，这与本研究中不同进水COD的膜通量变化基本一致。

    运行温度对膜污染阻力影响较大(图2(c))。低温条件下的污染膜污染阻力为1.06×1012 m−1，高于常温条件(增加了68.5%)。这可能是由于，在低温条件时，PSB的生长和代谢活动大大降低，导致大量的菌体易沉积在膜表面[23]，从而导致膜阻力增高，其它MBR膜污染研究者也报道了类似现象[24]。此外，常规An MBR(厌氧膜生物反应器)在常温运行时的膜阻力通常在6.0×1013 m−1以上[20,25]，而本研究中PSB-MBR的膜阻力比其小了100倍，可见，在常温条件使用PSB-MBR处理啤酒废水具有一定的优势。

    膜污染随着PSB浓度的上升逐渐加剧(图2(d))，当PSB浓度为1 500 mg·L−1时，污染后的膜通量为3.17×106 m3·(m2·s)−1，相比初始膜通量下降了34.37%；PSB为1 200 mg·L−1时，下降了25.88%；PSB为1 000 mg·L−1时，下降了24.02%。这符合MBR的正常运行现象，微生物浓度越高，对膜阻力造成的影响越大，反应器中大量PSB聚集在膜表面，堵塞膜孔隙，从而导致膜污染迅速产生[26]。而随着PSB-MBR的不断运行，即使是以低通量运行，随着微生物的不断累积，膜通量也会下降70%左右[13]，因此需要对系统中的PSB浓度进行控制。

    根据膜阻力变化情况，本研究中进水COD是影响膜污染最重要的因素，其次为PSB浓度、温度、运行通量(1.72×1012 m−1 > 1.12×1012 m−1 > 1.06×1012 m−1 > 7.44×1011 m−1)。而在对An MBR运行影响因素的相关研究中，温度是影响其运行特性最主要的因素，其次是污泥(或COD负荷)[21]，这主要是由于温度会导致厌氧微生物通过分泌EPS等物质影响污泥的特性从而使得污泥絮体增大、膜污染加剧[25]。PSB几乎不产生EPS，主要可能是由废水中的有机负荷及菌体代谢造成膜污染。因此，进水COD成为了PSB-MBR模拟工业通量运行的主要影响因素，这也与彭猛[14]使用低通量研究时获得的结果一致。

    2.2   PSB-MBR中膜污染分析

    设定多次进行物理清洗后，膜通量无法恢复至初始通量的80%时为严重污染。根据2.1节中的结果，设置参数为，膜分离反应器Ⅱ进水COD 170 mg·L−1、PSB 1 000 mg·L−1、常温(25 ℃)、运行通量17.4 L·(m2·h)−1，在该条件下进行膜污染分析。利用SEM对运行后的PSB-MBR系统中膜的表面特性进行了物理分析。图3(a)显示，清洁膜片在放大倍数为5.00 k时表面平滑，无污染物质存在；在放大30.0 k时呈现明显多孔隙结构，可以判断照片中显示的孔隙即为膜片的过滤孔隙。图3(b)显示，严重污染膜在放大倍数为5.00 k的条件下，表面覆满污染物质；而图3(d)则显示污染物中有一些椭球形物体堆积，无法显示原有孔隙结构，这说明膜孔已被堵塞，大分子污染物堆积在膜表面。因此，在模拟工业通量运行时，PSB-MBR会产生较严重的膜污染，大量污染物会覆盖膜的原有结构，导致反应器的后续运行性能下降。而现有的PSB-MBR研究采用比工业通量低10倍的通量，并未发现这么明显的膜污染[15]。

    图 3  膜表面SEM图
    Figure 3.  SEM images of surfaces for membrane
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    通过三维荧光光谱法对膜表面物质进行了分析，结果如图4所示。图4(a)显示，清洁膜表面主要为亲水性大分子蛋白类有机物，而图4(b)中则显示膜污染物质中含有亲水性大分子蛋白类有机物与有腐殖质。由于进水为模拟啤酒废水，不含大分子蛋白质与腐殖质[27]，结合SEM分析结果(图3)，可以推测，造成膜污染的主要是有机污染，来自PSB及其降解或分泌物质。

    图 4  膜表面物质的三维荧光图
    Figure 4.  EEM images of surfaces for membrane
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    膜污染通常分为3个阶段，分别为初始污染阶段、缓慢污染阶段及跨膜压差(TMP)跃升阶段[28]。在初始污染阶段，膜表面与混合液发生相互作用，粒径小于膜孔径的污染物颗粒进入膜孔，其中一些被吸附于膜孔内，减小了膜孔的有效直径。因此，膜通量由4.83×106 m3·(m2·s)−1轻微下降至4.67×106 m3·(m2·s)−1。当膜孔吸附趋于饱和时，大分子物质就会被吸附在膜表面上，导致膜孔初步堵塞。在缓慢污染阶段，传统MBR随着运行时间的推移，在膜面上出现了污泥絮体沉积及EPS累积，并逐步形成滤饼层[29]。然而，PSB与传统生物处理中的活性污泥不同，几乎不产生EPS也不能形成微生物絮体，因此，PSB-MBR中第2阶段膜污染机理与其不同。PSB的直径比活性污泥中常见细菌小(低至0.5~1 μm)且不形成絮体(类似活性污泥絮体)，而所使用的平板膜孔径为0.1 μm，因此，在缓慢污染阶段中，可能是PSB菌体及代谢产物与分解的废水成分逐渐堆积形成滤饼，加快了膜孔的堵塞，膜通量缓慢下降至了4.17×106 m3·(m2·s)−1。在TMP跃升阶段，主要是随着各种污染物不断在滤饼层内部被截留、沉积，污染层结构逐渐致密化直到连通性消失，从而导致TMP从0.05 MPa突然升高到0.06 MPa，跨膜通量不断下降，达到3.42×106 m3·(m2·s)−1。这一现象与传统MBR较为类似，由于其它低通量PSB-MBR研究中并没有对膜污染阶段的详细报道，因此无法进行横向对比。

    2.3   膜清洗

    为使已经产生污染的膜恢复膜通量，需要对其进行清洗。膜清洗方法主要分为物理清洗和化学清洗。在反应器运行过程中，对平板膜进行周期性物理清洗(清水冲洗5 min)。由图5所示，初始阶段物理清洗效果很好，膜通量几乎完全恢复。第4次清洗前，膜通量下降到起始膜通量的62%，物理清洗后膜通量100%恢复；第11次物理清洗仍然可以使膜通量恢复至起始膜通量的97%。郭雅妮等的[30]研究表明，传统MBR中物理清洗后膜通量仅恢复至新膜的70%。因此，PSB-MBR系统中物理清洗效果远比传统MBR好，这有利于延长膜片的使用寿命。其原因是，由于PSB几乎不产生EPS，因此，传统MBR中污染最严重也较难清洗的EPS污染在PSB-MBR中几乎没有贡献，从而使得在PSB-MBR系统中物理清洗效果显著。然而，随着物理清洗次数的增加，膜通量恢复效果仍然在缓慢下降，这是因为有机污染逐渐积累，污染层结构逐渐致密化，导致物理清洗效果开始变差。在彭猛[14]的研究中，物理清洗40次，膜通量仍然可以100%恢复。这是因为，其采用的是低通量，其通量仅为本文研究的8%~15%。从图2(a)可知，通量越低，膜阻力越小，越容易恢复。这一结果也表明，在工业通量下，PSB-MBR系统的膜污染虽然比常规MBR低，但是比现有研究低通量PSB-MBR高。

    图 5  每次进行物理清洗的膜通量变化
    Figure 5.  Changes in membrane flux after repeated physical cleaning
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    当物理清洗无法使膜通量恢复至80%时，需要采用化学清洗以恢复膜通量。AHMAD等[31]研究了不同化学清洁剂对化学清洗后膜通量的恢复效果，发现用0.75% NaClO溶液的清洗效果最好，可以恢复约98%膜通量并且使膜孔基本恢复。康永和胡肖勇[32]发现，采用2.0%~5.0%的NaClO溶液清洗膜时，既可以去除污垢，又可以去除膜孔内附着的微生物和蛋白质等有机污染物。谢元华等[33]利用0.1%的NaClO溶液浸泡机械清洗后的膜2 h后，过膜阻力几乎完全恢复。根据以上研究，本研究使用NaClO溶液作为化学清洗药品，具体化学清洗方法为0.75% NaClO溶液浸泡2 h。清洗后膜通量100%恢复，4次清洗后仍然可达到这一效果。

    此外，本研究采用三维荧光光谱法分析了化学清洗后的膜，结果见图6。化学清洗后的膜表面，主要污染物质是亲水性小分子蛋白类有机物，而由图4(b)可知，污染膜表面主要污染物是腐殖质和大分子蛋白类有机物，表明化学清洗将膜表面的大分子污染物转化成为小分子物质。其原因是NaClO的氧化性及其对微生物细胞的破坏作用。这一现象与常规MBR膜化学清洗相似[34]，NaClO碱洗后膜通量几乎完全恢复，这说明有机污染是造成膜污染的主要原因。

    图 6  化学清洗(0.75% NaClO溶液浸泡2 h)后的膜的三维荧光图
    Figure 6.  EEM image of membrane after chemical cleaning (0.75% NaClO, 2 h)
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    3.   结论

    1) PSB-MBR模拟工业级别运行通量(17.4 L·(m2·h)−1)时，PSB-MBR膜污染比现有研究中低通量下PSB-MBR膜污染高，但远低于常规MBR污染，其原因是PSB几乎不产生EPS。

    2)高运行通量、高PSB浓度、高COD、低温会提高膜阻力，加剧膜污染。

    3)造成PSB-MBR系统膜污染的主要来源是PSB菌体本身及其代谢产物。

    4)物理清洗无法使膜通量恢复至80%时，化学清洗可以恢复膜通量，通过将原污染物中的腐殖质转变为亲水性小分子蛋白类有机物，解决膜孔堵塞问题。

  • 图 1  AOA-MBR装置示意图

    Figure 1.  Schematic diagram of AOA-MBR

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    图 2  COD去除率变化

    Figure 2.  Variations of COD removal rates

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    图 3  氨氮去除率变化

    Figure 3.  Variations of ammonia nitrogen removal rates

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    图 4  总氮去除率变化

    Figure 4.  Variations of total nitrogen removal rates

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    图 5  总磷去除率变化

    Figure 5.  Variations of total phosphorus removal rates

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    图 6  不同Ro下的COD去除率

    Figure 6.  COD removal efficiency under different Ro

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    图 7  不同Ro下的氨氮去除率

    Figure 7.  Ammonia nitrogen removal efficiency under different Ro

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    图 8  不同Ro下的总氮去除率

    Figure 8.  Total nitrogen removal efficiency under different Ro

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    图 9  污泥浓度变化

    Figure 9.  Variations of sludge concentration

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    图 10  SMP和BEPS变化

    Figure 10.  Variations of SMP and BEPS

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    图 11  跨膜压差变化

    Figure 11.  Variations of TMP

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    表 1  水质参数

    Table 1.  water quality parameters

    水样来源COD/(mg·L−1)氨氮/(mg·L−1)总氮/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)盐度/(g·L−1)pH
    厌氧膜出水1 200±200450±50550±5055±535±27.4±0.2
    榨菜废水原水7 500±1500300±100400±10075±1035±25.6±0.8
    混合后好氧进水3 200±300400±100500±10065±1035±27.0±0.5
    水样来源COD/(mg·L−1)氨氮/(mg·L−1)总氮/(mg·L−1)总磷/(mg·L−1)盐度/(g·L−1)pH
    厌氧膜出水1 200±200450±50550±5055±535±27.4±0.2
    榨菜废水原水7 500±1500300±100400±10075±1035±25.6±0.8
    混合后好氧进水3 200±300400±100500±10065±1035±27.0±0.5
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  • [1] 黄周满, 程家迪. 榨菜行业废水处理现状及可持续发展对策[J]. 食品工业, 2017, 38(5): 238-240.
    [2] 刘欢逸. 榨菜废水处理中耐盐微生物抗冲击性能研究[D]. 北京: 北京交通大学, 2018.
    [3] 许劲, 王阳阳, 田建波, 等. 榨菜废水常温两相厌氧生物处理工艺的调试[J]. 中国给水排水, 2013, 29(17): 5-10. doi: 10.3969/j.issn.1000-4602.2013.17.002
    [4] 马前, 胥丁文, 顾学喜. UASB-好氧-混凝工艺处理高盐榨菜废水研究[J]. 工业水处理, 2011, 31(4): 62-65. doi: 10.3969/j.issn.1005-829X.2011.04.018
    [5] 肖小兰. 厌氧膜生物反应器处理含油餐厨废水的效能及其微观机制研究[D]. 无锡: 江南大学, 2018.
    [6] 亓金鹏, 肖小兰, 张瑞娜, 等. AnMBR处理高盐榨菜废水的运行效能及膜污染特性[J]. 环境工程学报, 2021, 15(2): 553-562. doi: 10.12030/j.cjee.202004134
    [7] 潘懿, 吴志超, 田陆梅, 等. A/O-MBR处理城市污水中试研究[J]. 水处理技术, 2009, 35(1): 100-103.
    [8] 张宜伟, 彭小凤, 王彪, 等. AO+MBR一体化设备处理含印染废水污水的调试运行[J]. 中国给水排水, 2018, 34(4): 114-118.
    [9] 贾国江. 厌氧水解-A/O-MBR组合工艺处理高盐度制药废水[D]. 大连: 大连理工大学, 2017.
    [10] 吴勇. 多级AO-MBR组合工艺处理低C/N生活污水实验研究[D]. 兰州: 兰州交通大学, 2018.
    [11] 国家环境保护总局. 水和废水监测分析方法[M]. 4版. 北京: 中国环境科学出版社, 2002.
    [12] 陈康, 王新华, 李秀芬, 等. 钙离子对短期膜污染的影响[J]. 环境工程学报, 2012, 6(2): 471-476.
    [13] CHEN L, HU Q Z, ZHANG X, et al. Effects of salinity on the biological performance of anaerobic membrane bioreactor[J]. Journal of Environmental Management, 2019, 238(15): 263-273.
    [14] 吴绮桃. 超高盐榨菜腌制废水处理技术试验研究[D]. 重庆: 重庆大学, 2007.
    [15] FEIJOO G, SOTO M, MENDEZ R, et al. Sodium inhibition in the anaerobic digestion process: Antagonism and adaptation phenomena[J]. Enzyme and Microbial Technology, 1995, 17(2): 180-188. doi: 10.1016/0141-0229(94)00011-F
    [16] 胡青, 夏四清. 盐度对膜生物反应器处理含盐废水影响的研究进展[J]. 环境污染与防治, 2012, 34(1): 60-63. doi: 10.3969/j.issn.1001-3865.2012.01.015
    [17] 杜俊. 复合膜生物反应器处理榨菜废水效能及膜污染控制试验研究[D]. 重庆: 重庆大学, 2011.
    [18] 张周, 赵明星, 阮文权, 等. 短程硝化反硝化工艺处理低C/N餐厨废水[J]. 环境工程学报, 2015, 9(9): 4165-4170. doi: 10.12030/j.cjee.20150912
    [19] PANSWAD T, ANAN C. Impact of high chloride wastewater on an anaerobic/anoxic/aerobic process with and without inoculation of chloride acclimated seeds[J]. Water Research, 1999, 33(5): 1165-1172. doi: 10.1016/S0043-1354(98)00314-5
    [20] 王聪, 王淑莹, 张淼, 等. 硝化液回流比对A~2/O-BCO工艺反硝化除磷特性的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(11): 2844-2850.
    [21] 陈杰云, 余薇薇, 杜邦昊, 等. HRT对多级A/O+悬浮填料组合工艺脱氮除磷的影响[J]. 中国给水排水, 2017, 33(9): 31-34.
    [22] ROSENBERGER S, KRUGER U, WITZIG R, et al. Performance of a bioreactor with submerged membranes for aerobic treatment of municipal wastewater[J]. Water Research, 2002, 36(2): 413-420. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00223-8
    [23] 马勇, 彭永臻, 孙洪伟. A/O生物脱氮工艺内循环回流和外碳源投加综合控制的优化[J]. 环境科学, 2008, 5: 1203-1209. doi: 10.3321/j.issn:0250-3301.2008.05.009
    [24] TAN T W, NG H Y. Influence of mixed liquor recycle ratio and dissolved oxygen on performance of pre-denitrification submerged membrane bioreactors[J]. Water Research, 2008, 42(4/5): 1122-1132.
    [25] 冯欣. HRT和硝化液回流比对小型一体化污水处理装置的影响[J]. 水处理技术, 2016, 42(7): 79-81.
    [26] 李彬, 王志伟, 安莹, 等. 膜-生物反应器处理高盐废水膜面污染物特性研究[J]. 环境科学, 2014, 35(2): 643-650.
    [27] LI J, JIANG C W, SHI W S, et al. Polytetrafluoroethylene (PTFE) hollow fiber AnMBR performance in the treatment of organic wastewater with varying salinity and membrane cleaning behavior[J]. Bioresource Technology, 2018, 267: 363-370. doi: 10.1016/j.biortech.2018.07.063
    [28] NG K K, LIN C F, LATEEF S K, et al. The effect of soluble microbial products on membrane fouling in a fixed carrier biological system[J]. Separation & Purification Technology, 2010, 72(1): 98-104.
    [29] SOBECK D C, HIGGINS M J. Examination of three theories for mechanisms of cation-induced bioflocculation[J]. Water Research, 2002, 36(3): 527-538. doi: 10.1016/S0043-1354(01)00254-8
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出版历程
  • 收稿日期:  2021-05-18
  • 录用日期:  2021-08-08
  • 刊出日期:  2021-09-10
肖小兰, 亓金鹏, 刘皓, 晏习鹏, 阮文权. AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
引用本文: 肖小兰, 亓金鹏, 刘皓, 晏习鹏, 阮文权. AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能[J]. 环境工程学报, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
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XIAO Xiaolan, QI Jinpeng, LIU Hao, YAN Xipeng, RUAN Wenquan. Operation performance of an AOA-MBR treating the effluent from an anaerobic membrane bioreactor dealing with high-salt mustard tuber wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
Citation: XIAO Xiaolan, QI Jinpeng, LIU Hao, YAN Xipeng, RUAN Wenquan. Operation performance of an AOA-MBR treating the effluent from an anaerobic membrane bioreactor dealing with high-salt mustard tuber wastewater[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(9): 3060-3069. doi: 10.12030/j.cjee.202105095
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AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能

    通讯作者: 阮文权(1966—)，男，博士，教授。研究方向：厌氧处理技术和废物资源化利用。E-mail：wqruan@jiangnan.edu.cn
    作者简介: 肖小兰(1986—)，女，博士。研究方向：废水生物处理。E-mail：516140212@qq.com
  • 1. 江南大学环境与土木工程学院，无锡 214122
  • 2. 江苏省厌氧生物技术重点实验室，无锡 214122
  • 收稿日期:  2021-05-18
  • 录用日期:  2021-08-08
  • 网络出版日期:  2021-09-23
基金项目:
国家自然科学基金项目(21506076，51678279)；江苏省社会发展-面上项目(BE2020755)；中央高校基本科研业务费专项资金资助(JUSRP52017B，JUSRP52030A)；国家重点研发计划绿色生物制造专项(2021YFC2102200)

摘要: 为了解决高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的处理问题，考察了缺氧/好氧/缺氧-膜生物反应器(anacrobic/oxic/anacrobic-membrane bioreactor，AOA-MBR)在不同水力停留时间(Hydraulic Retention Time, HRT)下对高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的处理效果，并通过调整硝化液回流比(nitrification liquid reflux ratio, Ro)优化了反应器的运行参数。在进水COD值为3 200 mg·L−1、氨氮为400 mg·L−1、盐度为35 g·L−1、溶解氧(dissolved oxygen，DO)浓度为2~4 mg·L−1、温度为25 ℃左右的条件下，AOA-MBR的最佳运行工况为HRT=4 d、Ro=200%。在此工况下，AOA-MBR的COD去除率为85.4%、氨氮去除率为96.4%，总氮去除率为89.1%。此外，仅依靠AOA-MBR无法实现出水总磷的达标排放，还需要与化学除磷相结合。在运行过程中，污泥浓度在初始高盐冲击下会出现短暂下降现象，随后在逐渐适应了高盐环境后再缓慢上升。长期的高盐环境驯化使体系内可溶性微生物产物(Soluble Microbial Products，SMP)和胞外聚合物(Boud Extracellular Polymeric Substances，BEPS)的质量浓度由5.1 mg·g−1和36.9 mg·g−1(以MLVSS计)上升到18.3 mg·g−1和62.5 mg·g−1，这可能有利于微生物在高盐环境下的生存。在AOA-MBR的运行过程中，膜组件共进行了5次清洗，而物理清洗+化学清洗的组合清洗方式对于膜污染有更好的清洗效果。

English Abstract

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  • 榨菜是中国的特色产品之一，深受广大群众的欢迎。然而，榨菜产业在蓬勃发展的同时，大量高盐榨菜废水的散排和直排等也带来了许多环境问题[1]。高盐榨菜废水具有盐度高、有机物浓度高和氮磷浓度高的特点，如何实现废水的有效处理以及达标排放是亟待解决的难题。目前，榨菜废水的处理工艺主要有SBR工艺、UASB-好氧-混凝工艺、ASBBR工艺等。刘欢逸[2]采用SBR处理某榨菜生产企业所排放的榨菜废水，在将废水稀释至COD<2000 mg·L−1、氨氮<60 mg·L−1、盐度为2%后，该工艺的COD去除率和氨氮去除率分别能达到94%和98%。许劲等[3]采用厌氧-接触氧化工艺处理COD值为3 000 mg·L−1、氨氮为80 mg·L−1、盐度为1.5%的榨菜废水，其稳定运行的最佳负荷为0.5~0.6 kg·(m³·d)−1，出水COD值和氨氮浓度分别可达到100 mg·L−1和15 mg·L−1以下。由此可见，榨菜废水经过稀释等手段将污染物浓度和盐度控制在一定范围内时，可以得到较为有效的处理。但稀释原水不仅提高了处理成本，同时污水量大幅增加，此外，传统的处理方法存在污泥流失严重、抗冲击能力差、有机负荷低等问题[4, 5]。本课题组在前期研究中采用厌氧膜生物反应器(Anaerobic Membrane Bioreactor，AnMBR)有效解决了高盐高污染物榨菜废水厌氧生物处理耐盐微生物截留富集及污染物的去除，取得了较好的处理效果[6]。但厌氧工艺对于氮、磷等元素的去除效果有限，并且厌氧膜出水的有机物浓度也难以满足排放要求。因此，寻找合适的好氧工艺对厌氧膜出水进一步处理十分必要。

    缺氧/好氧/缺氧-膜生物反应器(anacrobic/oxic -membrane bioreactor，AOA-MBR)是由硝化反硝化工艺与膜分离技术耦合而成的脱氮除磷工艺，该工艺不仅能够提升污泥浓度、强化脱氮效率、提升出水水质，还能节约用地面积，方便城镇污水厂的改建[7-8]。潘懿等[7]在处理生活污水的中试研究中发现，AO-MBR工艺不仅对COD、氨氮等具有较高的去除效率，并且对总氮的去除率也远高于传统的A/O工艺。贾国江[9]等采用AO-MBR处理含盐制药废水，在盐度为4 000 mg·L−1、HRT为16 h的条件下，反应器的出水COD值平均为为178 mg·L−1，COD去除率为95.8%；出水氨氮平均为12 mg·L−1，氨氮去除率为93.7%；出水总氮为48 mg·L−1，总氮去除率为78.9%。这说明，采用AO-MBR工艺来处理高盐有机废水具有较高的可行性，可以考虑将其作为厌氧出水的深度处理和脱氮除磷工艺，以达到废水达标排放的目的。

    在本课题组前期研究中[6]，榨菜废水厌氧膜出水COD值仍有1 200 mg·L−1左右，总氮和总磷质量浓度分别为500 mg·L−1和55 mg·L−1左右，需要进一步处理以实现达标排放。基于此，本研究采用缺氧/好氧/缺氧-膜生物反应器(anacrobic/oxic/anacrobic-membrane bioreactor，AOA-MBR)强化工艺对高盐榨菜废水的厌氧膜工艺出水进行了进一步处理，通过低负荷耐盐性驯化启动、缩短HRT、调整Ro等方式探索最佳运行参数，考察了AOA-MBR在不同HRT和不同Ro下的脱氮除磷效果，并对其污泥性质变化进行了研究，以期为高盐榨菜废水处理工艺的工业化应用提供参考。

1.   材料与方法

    1.1.   实验装置

  • 本研究采用AOA-MBR工艺，装置如图1所示。主要由1号反硝化池(A1池)、硝化池(O池)、2号反硝化池(A2池)和MBR池组成，其有效容积分别为20、40、20、40 L，总有效容积为120 L。在A1池和A2池设置搅拌器进行持续搅拌，目的是防止污泥下沉；在O池和MBR池底部设有曝气装置，在提供溶解氧的同时使池内污泥充分混合，DO控制在2~4 mg·L−1。O池硝化液和MBR池的硝化液及污泥皆通过蠕动泵回流至A1池，初始硝化液回流比Ro和污泥回流比Rs均设置为100%，污泥停留时间(sludge retention time，SRT)为40 d。

    实验中所用膜组件为聚偏氟乙烯材质(PVDF)的平板膜，有效膜面积为0.2 m²，过滤方式采用负压抽吸。膜组件底部设有连续射流曝气装置，在提供DO的同时也对膜表面形成冲刷，能够在一定程度上减缓膜污染。反应器采用蠕动泵控制进出水流量，出水抽停比为8 min:2 min，跨膜压差(trans-membrane pressure drop，TMP)采用压力表测定，当TMP超过25 kPa时，对膜组件进行清洗。为了保持液位平衡，多余的膜出水通过蠕动泵回流至系统内。

    • 1.2.   接种污泥与实验用水

  • 本研究所用废水为高盐榨菜废水经过厌氧膜处理后的出水，其水质如表1所示。进水中的碳氮比(carbon to nitrogen ratio，C/N)会影响反应器的脱氮效果，要得到较好的氮去除效果C/N需达到7以上，特别是当污水中C/N小于3~5时，若想要获得较高的反硝化速率，则需另外投加有机碳[10]。厌氧膜出水的C/N较低，只有2.5左右。因此，为了降低成本、提升AOA-MBR进水的C/N，本实验在厌氧膜出水中混合了一定比例(2∶1)的高盐榨菜废水原水(表1)作为碳源，提升其C/N至8左右，混合后的水质同样见表1。反应器所用接种污泥取自某城镇污水处理厂，接种时控制A1池、O池和A2池的污泥质量浓度在5~6 g·L−1，MBR池污泥质量浓度为7~8 g·L−1。

    • 1.3.   实验设计

  • 本研究中反应器共运行了130 d。在前100 d，根据HRT的不同将整个实验过程分为5个阶段。其中第Ⅰ阶段(1~40 d)为启动阶段，反应器在低负荷(HRT为12 d)下运行，通过进水不断提升反应器内盐度并驯化活性污泥；在第Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、V阶段，改变反应器的HRT，提升进水量，以考察反应器在不同HRT(8、6、4、3 d)下的运行状况。运行负荷的不断提升会使反应器对污染物的去除效率逐渐降低，因此，在运行负荷提升至反应器出水无法满足排放要求时，调整硝化液回流比，以考察不同硝化液回流比(Ro为100%、200%、300%)对反应器运行性能的影响。在反应器运行的全过程中，室内温度在控制在25 ℃左右。

    • 1.4.   分析方法

  • COD采用重铬酸钾法测定，用硫酸汞掩蔽Cl−；氨氮、总氮、总磷、MLSS、MLVSS采用国家环保总局规定的检测方法[11]；电导率和盐度采用雷磁DDBJ-350便携式电导率仪测定；SMP和BEPS的提取参考陈康等[12]的方法；采用激光粒径分析仪(BT-2003)测定污泥粒径及粒径分布。采用苯酚-硫酸法和Folin-酚法测定SMP和BEPS中的多糖和蛋白质含量，两者的总和即为SMP和BEPS的含量[5]。

2.   结果与讨论

    2.1.   AOA-MBR的启动特性及污染物去除效能

  • 1) COD去除率的变化。如图2所示，在反应器启动的第1周内，出水COD值在100 mg·L−1上下波动，COD去除率平均为96.7%。这可能归因于：在运行初期，接种污泥的上清液对高盐榨菜废水产生了一定的稀释作用。从第8天开始，出水COD值开始缓慢上升，特别是在第15~26天，出水COD值波动较大，COD去除率最低为88.9%，平均为91.1%。这可能是由于盐度的不断提升使部分微生物因细胞脱水而死亡[13]，影响了微生物降解污染物的效率。随着体系内盐度的稳定以及活性污泥的耐盐性驯化，到启动阶段后期时(35~40 d)，COD去除率逐渐稳定，平均为94.1%。有研究[14]表明，生物处理系统在高盐环境下极易造成驯化失败和启动的延迟。而本研究通过低负荷下逐步提升盐度的方式实现反应器的快速启动，在35 d左右的时间里建立起了高盐条件下较为稳定生物处理体系。在第Ⅱ阶段和第Ⅲ阶段的初期，COD去除率出现了短暂的下降，但又迅速恢复稳定，这说明在HRT为8 d和6 d的工况下，负荷的提升对COD去除率没有明显影响。在第Ⅳ阶段，HRT为4 d的工况下，出水COD值开始明显上升，最高达到了460 mg·L−1，COD去除率平均为87%。在第V阶段，反应器的HRT为3 d时，COD去除率下降至80%左右，出水COD值超过了《污水排入城镇下水道水质标准》(GB/T31962-2015)的B级排放标准。笔者认为，COD去除率的下降主要与HRT的缩短有关，在高盐的环境下，微生物活性会受到一定程度的抑制[15]，这使微生物难以在短时间内将有机物快速降解。

    2)氨氮去除率的变化。AOA-MBR的氨氮去除率变化情况如图3所示。在启动阶段，随着盐度的升高，反应器对氨氮的去除率由99%下降至97%左右，出水氨氮质量浓度在第15~20天出现了短暂的上升，最高达到了8.7 mg·L−1。经过一段时间的运行后，出水氨氮质量浓度逐渐下降至2 mg·L−1左右。这说明在高盐环境中，硝化菌的活性确实会受到一定的影响，但如果能够为硝化菌的增殖提供较长的驯化时间以及较高的污泥浓度，就能够保证反应器的脱氮效果[16]。在第Ⅱ阶段和第Ⅲ阶段，当系统的HRT缩短至8 d (其中HRT (A1)为1.3 d、HRT (O)为2.7 d、HRT (A2)为1.3 d、HRT (MBR)为2.7 d)和6 d (其中HRT (A1)为1 d、HRT (O)为2 d、HRT (A2)为1 d、HRT (MBR)为2 d)时，出水氨氮平均质量浓度分别为2.7 mg·L−1和4.9 mg·L−1，这说明AOA-MBR具有出色的硝化效果。笔者认为，AOA-MBR中的活性污泥污泥龄较长，并且高盐环境使得活性污泥较为分散，导致DO传递效率高，这为硝化细菌的富集与增殖创造了有利条件[17]。在第Ⅳ阶段，当反应器的HRT缩短至4 d (其中HRT (A1)为0.7 d、HRT (O)为1.3 d、HRT (A2)为0.7 d、HRT (MBR)为1.3 d)时，出水氨氮首次超过了10 mg·L−1，氨氮去除率从98%下降至96%，此时运行负荷的提升已经对反应器的氨氮去除效果造成了一定的影响。当HRT进一步缩短至3 d (其中HRT (A1)为0.5 d、HRT (O)为1 d、HRT (A2)为0.5 d、HRT (MBR)为1 d)时，系统的氨氮去除率则出现了大幅度的下降，平均为86.5%，下降了10%左右，出水氨氮浓度超过了《污水排入城镇下水道水质标准》(GB/T 31962-2015)的B级排放标准。笔者认为，在高盐环境下硝化细菌的活性会受到抑制，而HRT的缩短致使硝化细菌没有足够的时间将进水中的氨氮转化为硝态氮[10]。此外，有机负荷的提高会使O池中异养菌成为优势菌，严重影响自养硝化细菌的正常生长，这也是氨氮去除率下降的重要原因[18]。

    3)总氮去除率的变化。AOA-MBR的总氮去除率变化情况如图4所示。进水总氮为400~600 mg·L−1，其质量浓度较高且波动较大。在启动初期，由于接种污泥上清液的稀释作用，出水总氮浓度较低，总氮去除率在90%以上。随着运行时间的增加，出水总氮逐渐上升并最终稳定在60 mg·L−1左右，启动末期总氮的平均去除率为87.8%。在第Ⅱ阶段，A1、O、A2和MBR池的HRT分别为1.3、2.7、1.3和2.7 d，此时反应器出水总氮浓度略有下降，总氮去除率平均为88.6%。PANSWAD等[19]的研究结果表明，与硝化细菌相比，反硝化菌更容易在高盐环境下保持较高的活性，这可能是总氮去除率上升的原因之一。到第Ⅲ阶段时，A1、O、A2和MBR池的HRT分别为1、2、1和2 d，此时反应器的出水总氮浓度因负荷的提升而略有上升，已经接近70 mg·L−1的达标排放限值。在第Ⅳ阶段和第V阶段，反应器的HRT分别为4 d和3 d，此时反应器的出水总氮浓度进一步上升，总氮平均去除率分别下降至82.8%和78.5%。笔者认为，当HRT缩短后，进水量的提升首先会对A1池中反硝化菌的生存环境产生较大冲击，影响其活性，这是导致反应器总氮去除率下降的主要原因。此外，系统的硝化液回流比较低也是影响总氮去除率的因素之一[20]，在硝化液回流量不足的情况下，大量的硝态氮无法被及时还原为氮气，这不仅使出水硝氮浓度升高，还影响了碳源的利用，从而间接造成了出水COD值的升高。

    4)总磷去除率的变化。图5所示为AOA-MBR的总磷去除率变化情况。由图5可知，反应器的进水总磷质量浓度很高，为55~75 mg·L−1。在前40 d的启动期内，出水总磷质量浓度逐渐升高，由0.7 mg·L−1上升至18 mg·L−1左右，总磷去除率由初始的99%下降到75%左右。这主要是因为：接种污泥的总磷浓度很低，在反应器刚启动的前几天内，由于稀释作用，总磷去除率产生了虚高的现象，而随着运行时间的延长，总磷去除率逐渐恢复正常。在反应器运行的第Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ、V阶段，随着HRT的缩短，反应器的出水总磷浓度不断上升，至第V阶段时，出水总磷质量浓度达到了28 mg·L−1左右，总磷去除率平均为58.2%。笔者认为，系统对于总磷的去除主要依靠以下3点：体系内污泥浓度增加，微生物不断增殖需要消耗一部分磷作为合成细胞的营养物质[21]；在排泥和清洗膜组件的过程中，一部分磷随着污泥被带出了系统外；膜的截留作用[22]。由此可见，虽然AOA-MBR对于总磷具有一定的去除效果，但仅依靠生物除磷技术无法满足本实验对于出水总磷的浓度要求，还需要与化学除磷相结合。

    • 2.2.   调整回流比对AOA-MBR运行性能的影响

  • 硝化液回流比是影响反应器脱氮效率的重要因素，通过硝化液回流能够为反硝化过程提供电子受体。当硝化液回流比过低时，缺氧池的反硝化过程进行不完全，大量有机物进入好氧池，不仅会使系统的好氧量增大，还会使好氧池的硝化效果受到影响[23]；当硝化液回流比过高时，好氧池大量的DO进入缺氧池，不仅会破坏反硝化环境，还会导致DO取代硝态氮消耗体系内的碳源，造成反应器的总氮去除率下降[24]。因此，调整硝化液回流比对提高反应器的脱氮效率具有重要意义。

    由2.1节的分析结果可知，在HRT为4 d时，AOA-MBR的出水COD、氨氮、总氮上升幅度明显，其中总氮已经超过了70 mg·L−1，无法满足《污水排入城镇下水道水质标准》(GB/T 31962-2015)的B级排放标准。因此，为了进一步优化反应器运行参数，确定本实验的最佳Ro，本阶段在HRT为4 d的运行负荷下，分别考察了Ro为100%、200%、300%时，AOA-MBR中的COD、氨氮、总氮去除率。

    1) Ro对COD去除效果的影响。由图6可知，在HRT为4 d的工况下，当Ro为100%、200%和300%时，出水COD的平均值分别为426、321、346 mg·L−1，平均去除率分别为86.6%、89.9%、89.3%。由此可见，增大Ro能够在一定程度上提升反应器的COD去除率。笔者认为，提高Ro后，A1池内反硝化过程进行的更完全，消耗的有机碳源增多，这是出水COD值降低的重要原因。

    2) Ro对氨氮去除效果的影响。由图7可知，在HRT为4 d的工况下，当Ro为100%、200%、300%时，出水氨氮的平均质量浓度分别为14.6、9.4、9.9 mg·L−1，平均去除率分别为96.4%、97.7%、97.6%。可以看出，提升Ro对于提高反应器的氨氮去除率有一定的作用，但影响不大，特别是当Ro提升至为200%和300%时，其氨氮去除率基本没有变化。笔者认为，Ro增大使得进入O池和MBR池的有机碳源减少，因此，硝化菌在与异养菌的种群竞争中占据了优势地位，进而导致反应器的氨氮去除率上升[25]。

    3) Ro对总氮去除效果的影响。由图8可知，在HRT为4 d的工况下，当Ro为100%、200%、300%时，出水总氮的平均值分别为80.1、51.6、65.6 mg·L−1，平均去除率分别为83.0%、89.1%、86.4%。由此可知，当Ro提升至200%时，总氮去除率最高，出水总氮值始终低于70 mg·L−1，能够满足排放标准。当Ro提升至300%时，总氮去除率反而下降，出水总氮浓度接近甚至超过了排放标准。笔者认为，当Ro适当提升时，能够为A1池的反硝化过程充足的硝态氮，促进脱氮效率的提升；而当Ro过高时，会造成A1池内DO浓度过高，影响反硝化菌的活性，进而影响反硝化过程的顺利进行。此外，硝化液回流比的提升会增加能耗，提高运行成本[25]。因此，综合以上结果分析来看，本实验的最佳Ro为200%。

    综合2.1节及2.2节的研究结果可以得出，AOA-MBR在HRT为4 d、Ro为200%的工况下，可以实现榨菜废水的有效处理，COD去除率为85.4%、氨氮去除率为96.4%，总氮去除率为89.1%，出水COD值、氨氮浓度、总氮浓度满足《污水排入城镇下水道水质标准》(GB/T 31962-2015)的B级排放标准。与现有的SBR、A/O等工艺相比，AOA-MBR在运行稳定性及出水水质方面具有较大优势，并且能够有效缩小占地面积，降低建设成本，但膜污染仍然是目前膜生物反应器存在的主要问题，还需要膜材料制备改进及膜运行优化控制，以降低维护成本。

    • 2.3.   污泥性质变化

  • 1) O池污泥质量浓度的变化。为了解盐度提升和负荷提升对活性污泥的影响情况，在AOA-MBR运行的前100 d，对反应器O池中MLSS、MLVSS以及MLVSS/MLSS的变化情况进行了监测，结果如图9所示。MLSS及MLVSS总体上呈先降低后增加的趋势，在AOA-MBR运行的前20 d内，MLSS及MLVSS分别从5.4 g·L−1和3.4 g·L−1降低到4.1 g·L−1和2.1 g·L−1，MLVSS/MLSS的值由接种时的62.9%降低到了51.2%。这主要是因为，AOA-MBR接种的活性污泥盐度很低，在高盐废水的冲击下，体系内盐度快速提升，部分活性污泥因为难以适应环境的改变而死亡，从而导致MLSS、MLVSS以及MLVSS/MLSS的整体下降[26]。随着进水量的及时调整以及活性污泥的逐渐驯化，耐盐微生物开始逐渐增殖，污泥浓度缓慢上升，到第40天时，MLSS及MLVSS分别增长到了4.7 g·L−1和2.6 g·L−1，MLVSS/MLSS的值恢复到了55.3%。在负荷提升阶段，随着HRT的不断降低，污泥浓度开始迅速增长；到第100天时，MLSS和MLVSS分别增长到了6.9 g·L−1和3.9 g·L−1。笔者认为，负荷的提升为微生物提供了足量的有机碳源，因此，耐盐微生物增殖速率加快，导致了污泥浓度的迅速上升。此外，由于膜组件的截留作用，导致许多无机物质被截留在了反应器中，这也是导致污泥浓度上升和MLVSS/MLSS值下降的重要原因。

    2) MBR池中SMP和BEPS的变化。在AOA-MBR运行结束后，提取MBR池中成熟污泥的SMP和BEPS，分析其组成成分，并与接种时污泥的组分进行比较，结果如图10所示。接种污泥的SMP和BEPS的质量浓度分别为5.1 mg·g−1和36.9 mg·g−1，经过长期的高盐环境驯化后，成熟污泥的SMP和BEPS的质量浓度上升到18.3 mg·g−1和62.5 mg·g−1。LI等[27]的研究结果表明，在盐胁迫的条件下，微生物会分泌更多SMP和BEPS以应对渗透压的改变。此外，在高盐条件下微生物细胞易发生水解，其胞内物质的释放也会导致SMP含量的上升。从SMP和BEPS的组成比例来看，接种污泥的PN/PS值分别为1.1和2.2，而成熟污泥的PN/PS的值分别为2.1和2.9，均远高于接种污泥。这说明，在高盐环境下，SMP和BEPS的增量均主要以蛋白质为主。其中，SMP中PN/PS值上升可能是因为在好氧体系中，蛋白质的水解过程比多糖类物质慢，更容易造成累积[28]。BEPS中PN/PS值上升则说明胞外蛋白的增加有利于微生物在高盐环境下的生存，能够起到保护细胞的作用[13]。

    • 2.4.   膜运行情况

  • 图11反映了AOA-MBR在运行期间的TMP变化情况。在100 d的时间里，反应器的TMP累计5次达到25 kPa，分别是在第23、37、57、76和93天。其中TMP第1次出现是在第10天，为1.3 kPa，说明此时平板膜的表面已经出现了大面积的污染。第23天时，采用清水对平板膜进行了清洗，继续运行时TMP恢复到0 kPa。到第28天时，TMP 再次出现，为1.9 kPa，与第1次相比少了5 d，并且TMP达到25 kPa 的时间仅为14 d。这表明单独的物理清洗虽然可以在一定程度上缓解膜污染，但清洗效果并不理想，仍有大量的污染物残留在膜上，会导致后续运行过程中膜污染的速度加快。因此，后续4次的膜清洗采用了“物理清洗+化学清洗”的组合方式，即先用清水清洗，然后再用0.5% NaClO溶液和0.5% HCl清洗。结果表明，后3次的膜污染间隔分别为20、19、17 d，比第2次膜污染间隔时间有所增加。这说明组合清洗的方式对于膜污染有更好的清洗效果，能够去除膜表面存在的无机和有机污染物。但仍值得注意的是，随着平板膜使用时间的延长，膜污染的间隔有不断下降的趋势。这除了与体系内污泥浓度以及SMP和BEPS的增加有关以外，也与平板膜本身不可逆污染的累积有关。

3.   结论

  • 1)低负荷耐盐性驯化能够实现AOA-MBR的快速启动，可以建立起高盐条件下稳定的好氧生物处理体系。

    2) HRT对AOA-MBR运行效果影响较大。当HRT=3 d时，各指标的去除率显著降低，无法满足排放要求，因此，本研究的HRT选择为4 d；AOA-MBR对于总磷的去除效果有限，故还需要与化学除磷相结合。

    3)改变硝化液回流比能够提升AOA-MBR对于污染物的去除效果，本研究中最佳硝化液回流比Ro为200%。

    4)盐度提升会导致MLSS、MLVSS和MLVSS/MLSS短暂下降；与接种污泥相比，驯化后成熟污泥的SMP和BEPS的含量均出现了明显的增长。

    5)在AOA-MBR的运行过程中，膜组件共进行了5次清洗，而“物理清洗+化学清洗”的组合清洗方式对于膜污染有着更好的清洗效果。

参考文献 (29)

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