劉彬

(棗莊學院 城市與建筑工程學院，山東 棗莊 277160)

0 引言

隨著社會經(jīng)濟的迅速發(fā)展、世界人口的增長和城市規(guī)模的擴大，水資源短缺問題日益突出.目前人類比較容易利用的淡水資源儲量約占全球淡水總儲量的0.3%，只占全球總儲水量的十萬分之七，從水循環(huán)的觀點來看，全世界真正有效利用的淡水資源每年僅有9000立方千米左右.與此同時，工農(nóng)業(yè)需水量不斷擴大，大量未經(jīng)處理的生活污水和工業(yè)廢水肆意排放，污染隨之加重，加劇了水資源的短缺.當今世界，約占人口總數(shù)40%的80個國家和地區(qū)約15億人口淡水不足，其中26個國家約3億人極度缺水，預計到2025年，世界上將會有30億人面臨缺水，40個國家和地區(qū)淡水嚴重不足，缺水已成為世界性的問題.

我國是世界上嚴重缺水的國家之一，雖然水資源總量豐富，但人均占有量很少，約2220立方米，僅相當于世界人均淡水資源占有量的1/4，并被聯(lián)合國列為13個貧水國家之一.目前我國有400多個城市缺水，110個城市嚴重缺水.我國水資源一方面存在短缺，另一方面，水體又在遭受日益嚴重的污染.我國每年廢水排放量約為350億噸，80%以上的污水未經(jīng)有效處理就直接排入水體，已造成我國1/3以上的河段受到污染，40%的水源已經(jīng)不能作為飲用水源，50%的地下水被污染，90%以上的城市水域嚴重污染.因此，加強水污染控制，消除水污染是我國環(huán)境保護的重要戰(zhàn)略目標.

近年來，隨著膜生產(chǎn)技術的提高和生產(chǎn)成本的降低，膜生物反應器作為一種新型高效的污水處理技術在國際上受到了廣泛關注.與傳統(tǒng)活性污泥法相比，MBR具有以下優(yōu)點：

(1)占地面積小，無污泥膨脹的問題.MBR工藝無需初沉池和二沉池，流程簡單，占地面積小.另外由于膜組件能將固液分離，所以反應器的水力停留時間(HRT)和污泥停留時間(SRT)能徹底分開[1]，從而MBR工藝基本上解決了活性污泥法的污泥膨脹問題.

(2)出水水質優(yōu)良穩(wěn)定.由于膜的高效截留作用，使得出水中懸浮物和濁度基本為零[2]，并對一些難降解的大分子有機物和細菌病毒有截留作用，因此更容易被微生物所降解[3].

(3)剩余污泥產(chǎn)量少. MBR的污泥負荷較傳統(tǒng)活性污泥法低，污泥齡長，因此剩余污泥產(chǎn)量也較少[4]，從而降低了處理費用.

(4)對氮、磷污染物去除率較高.MBR工藝對氮、磷污染物的去除效率優(yōu)于傳統(tǒng)活性污泥法，出水的氨態(tài)氮的含量非常低，絕大多數(shù)MBR工藝都可以實現(xiàn)幾乎完全的硝化反應[5].

(5)抗沖擊負荷能力強.由于膜組件對活性污泥的截留作用使反應器中保留了非常高的微生物濃度，即使受到較大進水沖擊負荷，系統(tǒng)的污水處理效能受到的影響也很小，出水水質仍然比較優(yōu)良穩(wěn)定[6].

(6)運行管理方便、易于實現(xiàn)自動控制.MBR易于設計成自動控制系統(tǒng)，從而使運行管理方便簡單.

1 實驗材料與方法

1.1 試驗裝置與操作條件

采用一體式MBR工藝，試驗裝置如圖1所示，厭氧池主要進行釋磷過程，前一級好氧池進行硝化和吸磷過程，去除部分有機物，缺氧池完成反硝化過程.后一級好氧池對反硝化產(chǎn)生的氮氣進行吹脫并進一步去除有機物.裝置總容積為40L，采用恒通量、間歇抽吸方式運行，膜通量保持在20L/(m2·h) ，抽吸周期為10min，抽吸9min停1min .接種污泥取自某污水廠二沉池的剩余污泥，進行馴化和培養(yǎng)，至污泥濃度穩(wěn)定后開始進行水質監(jiān)測.水力停留時間為20h，污泥齡為為20d，膜池MLSS維持在8g/L左右.為使污泥處于懸浮狀態(tài)，反應池配有攪拌槳.膜組件為聚氯乙烯平板微濾膜，膜孔徑為0.4微米，膜總面積為0.1平方米.

圖1 MBR實驗裝置圖

1.2 試驗污泥與污水水質

接種污泥取自某污水廠剩余活性污泥，馴化培養(yǎng)至污泥濃度穩(wěn)定后開始進行水質監(jiān)測，控制厭氧池和缺氧池的污泥濃度在3g/L左右，膜池污泥濃度控制在8g/L，通過排泥控制污泥齡為25d.系統(tǒng)進水為模擬生活污水，配方如下：CH3COOH(0.2～0.5 mL·L-1)，NH4Cl(210～215 mg·L-1)，KH2PO4(26～28 mg·L-1)，NaHCO3(340～350 mg·L-1)，CaCl2(11 mg·L-1)，MgSO4(11 mg·L-1)，KCl(8 mg·L-1)，NaCl(8 mg·L-1)，并且投入NaOH與稀HCl來調節(jié)進水pH值.具體水質特征如表1所示.

1.3 水質分析方法

各項常規(guī)指標均采用國家環(huán)保局規(guī)定的標準方法進行檢測.具體的涉及的儀器和檢測方法見表2.

表1 進水水質

表2 檢測項目和分析方法

2 結果與討論

2.1 氯化鐵投加量實驗

主要從兩個方面來考慮氯化鐵混凝劑的最適投加量問題.一方面，最宜的氯化鐵投加量可以依據(jù)反應器所達到的最大除磷率來選取.混凝劑投加如果不夠的話，絮凝劑則無法與所有的磷進行反應，會導致部分磷不能被絮凝；反之，混凝劑投加量過多的話，則在絮體之間的吸附架橋作用所必須的粒子表面吸附活性點被過量的絮體所包圍，影響絮凝顆粒之間的吸附架橋能力，導致反應器總磷去除率降低[7].另一方面，一定量的混凝劑可以依靠吸附電中和作用，從而降低污泥絮體之間的相互排斥作用，但是如果混凝劑投加過多的話將導致絮體之間產(chǎn)生相反的效果.所以確定最優(yōu)污泥可濾性投加量至關重要.

由圖2可見，在鐵鹽投加量為1.6 mmol·L-1時，TP的去除率達到最大值，在投加量為2.8 mmol·L-1時，MFI值達到最低，即最優(yōu)污泥可濾性的投加量.因此最優(yōu)除磷投加量選取為 1.6 mmol·L-1，并將其作為反應器一個長期階段一個投加量；最優(yōu)污泥可濾性投加量選取2.8 mmol·L-1，將其作為反應器的一個長期階段的投加量；另外，選取它們之間的中值即2.2 mmol·L-1，作為綜合除磷能力和污泥可濾性的投加量.

2.2 COD的去除效能

圖2 氯化鐵投加量實驗研究

圖3 反應器對COD的去除效能

四個運行階段MBR對有機物的去除率見圖3.在沒有投加氯化鐵的第一段中，進水COD約為250 mg·L-1，經(jīng)過各反應池的微生物降解以后，膜池上清液COD濃度降低到48.4 mg·L-1.然后再通過膜組件過濾之后，COD進一步降低到 37.5 mg·L-1，反應系統(tǒng)總的平均去除率達到了85.2%.第二階段，投加少量氯化鐵后，上清液COD濃度下降至到37.5mg·L-1，相比之前減少了23%.隨著混凝劑投加量的逐步增加，膜池上清液COD濃度持續(xù)下降，直至階段Ⅳ達到最低值，約為28.3 mg·L-1，有機物得總去除率提高至91.8%.可以看出，氯化鐵的投加能在一定程度上降低膜池上清液COD的濃度，其原因一是由于氯化鐵水解產(chǎn)物的絮凝沉淀作用，使反應器中的污泥絮體對于有機物的吸附降解能力增強；其次，鐵離子可以作為提高生物脫氫酶活性的催化劑[8]，對于微生物的新陳代謝有相當?shù)拇龠M作用.

2.3 TN的去除效能

投加混凝劑前后反應器的硝化與反硝化情況見圖4.在第一階段沒有投加氯化鐵和第二階段投加少量氯化鐵時，氨氮的去除率分別為98.4%和97.7%，系統(tǒng)TN去除率分別為76.3%和75.4%，可見少量的氯化鐵對反應器中微生物的反硝化和硝化過程并沒有產(chǎn)生很明顯的影響.然而隨著鐵鹽投加量的增加，在階段Ⅲ和階段Ⅳ，氨氮和總氮的去除率有了較為明顯的下降，氨氮去除率降至94.5%和87.9%，同時總氮去除率分別降到了71.2%和67.1%，表明氯化鐵的投加對系統(tǒng)中活性污泥微生物中的硝化菌群的活性存在抑制作用，同時這也成了制約反硝化反應過程的瓶頸.分析其主要原因是由于過量氯化鐵的水解作用，導致了系統(tǒng)總酸度增加，pH值降低，對正常硝化過程所需的pH值起到了破壞作用，所以反應器的整體總氮去除率下降.

圖4 反應器對TN的去除效能

2.4 TP的去除效能

圖5 反應器對TP的去除效能

四個階段反應器對TP的去除效果見圖5.在階段Ⅰ未投加氯化鐵時，進水TP濃度5.88 mg·L-1，出水TP濃度為2.51 mg·L-1，平均去除率約為59.3%.在階段Ⅱ，投加了氯化鐵后，TP的去除率迅速提高到了95.2%，出水TP濃度穩(wěn)定在0.4 mg·L-1以下.在第三和第四階段，可以看出隨著氯化鐵投加量的增加，MBR反應器總得除磷率逐漸下降，分別為91.3%和82.6%.有研究表明，原因是由于正電荷與正電荷之間存在排斥力，過量的投加混凝劑將會在相當?shù)某潭壬蠣帄Z磷的吸附表面，從而減弱了鐵離子水解產(chǎn)生的氫氧化鐵對磷的吸附能力，導致除磷效果降低[9].

2.5 TMP與膜阻力的變化

圖6 不同運行階段的膜壓差變化

反應器四個運行階段的跨膜壓差的變化如圖6所示.可以看出，投加氯化鐵混凝劑階段的膜污染速率明顯要低于未投加氯化鐵的階段，在運行時間想當?shù)那闆r下，階段Ⅱ、Ⅲ、Ⅳ的跨膜壓差分別達到了37kPa、33kPa、26 kPa，相比未投加氯化鐵的階段Ⅰ的47kPa有明顯降低.分析其原因是由于鐵鹽的投加可以有效地與反應器中的污泥絮體充分接觸，從而活性污泥絮體體積增加，對MBR中的大分子有機物的吸附能力顯著提高，繼而降低反應器中污染物的濃度，以致污泥混合液可濾性增加，過濾膜組件滲透性增強，延緩了膜污染的發(fā)展速率.表3詳細列出了四個運行階段的膜阻力變化情況.可以看出，隨著混凝劑投加量的增加加大，濾餅層阻力、膜孔堵塞阻力均顯著降低，分別由60.3、18.4(1011m-1)降低到了34.2、7.1(1011m-1)，總阻力也由84.6 (1011m-1) 降低到了 46.8 (1011m-1).另外從結果中可以發(fā)現(xiàn)，濾餅層阻力在膜污染總阻力中始終占主要地位，約為總阻力的72%，而膜孔堵塞阻力隨著混凝劑投加量的增加所占總阻力的比重有下降的趨勢，綜合上述結論，混凝劑的投加對MBR中的膜污染物具有顯著的改善作用.

表3 試驗運行四個階段膜污染阻力分布

2.6 EPS的變化

圖7 不同階段膜池污泥EPS分子量分布

胞外聚合物EPS的主要成分是多糖和蛋白質，圖7顯示了四個運行階段下反應器中的EPS的變化情況.可以看出，多糖類在EPS中的含量占絕大部分，約是蛋白質總量的3倍.另外，可以看出，隨著反應的進行，EPS含量呈上升趨勢，這表明了氯化鐵的投加促進了EPS的產(chǎn)生，這是因為鐵離子的水解過程使反應器中的酸度增加從而使溶液中的pH值降低，反應器中微生物為了適應不利的環(huán)境將通過新陳代謝會產(chǎn)生一定量的EPS.大量研究表明，EPS產(chǎn)量的增加不利于膜的滲透作用，會導致膜污染速率加快，然而通過跨膜壓差增長變化來看EPS的增加并沒有使膜污染速率加快.這是因為膜污染因素復雜繁多，并不只由EPS的含量所決定，而跨膜壓差直接反映了膜組件污染的狀況，它是由眾多膜污染影響因素的共同作用下的結果.有研究表明，鐵鹽的投加對于膜污染具有延緩的效果主要是因為鐵離子能降低污泥混合液中的SMP濃度、提高污泥絮體表面的疏水性并且能中和污泥絮體表面電荷[10].

2.7 SMP的變化

圖8 不同運行階段膜池SMP的分子量分布

溶解性微生物產(chǎn)物SMP的主要成分也是多糖和蛋白質，它對于膜污染的影響很大，有研究表明，隨著溶解性有機物濃度的升高，膜通量下降，尤其是細胞解體和微生物內源呼吸過程中產(chǎn)生的SMP，其高分子物質含量較高，更容易導致其在反應器中蓄積，使膜污染速率增加，絕大部分SMP在反應器膜過濾作用下能被直接截留在反應池中，形成一層凝膠層并導致膜孔道堵塞從而使膜通量下降進而使膜過濾阻力顯著增加.圖8顯示了四個運行階段下反應器中的SMP的變化情況.可以看出，投加鐵鹽階段SMP較未投加階段含量顯著降低，表明了鐵鹽的投加有助于降低系統(tǒng)中的SMP的濃度.大量研究表明，這是由于通過混凝劑的絮凝沉淀作用，使混合液中溶解性有機物和部分膠體物質集聚，與活性污泥絮體相結合，從而使膜池中溶解性有機物的含量降低，使膜組件表面凝膠層的形成過程得以延緩[11-12].

2.9 Zeta電位的變化

顆粒之間的相互吸引力或者排斥力的強度可以通過Zeta電位的大小來進行衡量，它決定了膠體粒子聚集的穩(wěn)定性.粒子直徑越小的話，Zeta電位則就會越高，對于反應體系來說也就更加穩(wěn)定.反之，若Zeta電位較低的話，則顆粒就更傾向于凝結聚集，體系也就越不穩(wěn)定[13].一般可以通過降低決定電位的粒子濃度或者投加相反電荷的離子來降低體系的Zeta電位.圖9中顯示了四個運行階段Zeta電位值的變化.可以看出，氯化鐵投加階段的Zeta電位值相比教育未投加氯化鐵階段明顯較低，并且隨著混凝劑投加量的增加，Zeta電位值由-13.5mV減小到-12.7mV.這是由于污水溶液中一般都帶有負電，通過加入帶有正電的鐵鹽混凝劑就可以有效地降低體系的Zeta電位從而產(chǎn)生絮凝，使混合液中顆粒粒徑增大.

圖9 氯化鐵不同階段下膜池污泥的Zeta電位

3 結論

通過優(yōu)化氯化鐵混凝劑投加量試驗考查系統(tǒng)混凝除磷率的變化和污泥的可濾性與污染潛質.得出結論：氯化鐵對于膜生物反應器的最優(yōu)污泥可濾性投加量為2.8 mmol·L-1，最優(yōu)除磷投加量為1.6 mmol·L-1.并且分析了不同階段下污水脫氮除磷效能和膜污染特性，得出結論：適量氯化鐵的投加可以降低膜池上清液COD的濃度，能有效地提高反應器的總磷去除率，而過量的氯化鐵使MBR脫氮率和除磷率有所降低；另外，氯化鐵混凝劑的投加使反應池中的污泥絮體的Zeta電位顯著降低，而且隨著氯化鐵投加量的增加，SMP濃度逐漸遞減，對于膜污染的發(fā)展速率起到了延緩作用.