萬立國,林 巧,張文華,2*,任志敏,2,龍北生,2,熊 玲

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HLB-MR反應(yīng)器直接處理城市污水及回收有機(jī)物

萬立國1,2,林 巧1,張文華1,2*,任志敏1,2,龍北生1,2,熊 玲1

(1.長春工程學(xué)院水利與環(huán)境工程學(xué)院,吉林 長春 130012；2.長春工程學(xué)院,吉林省城市污水處理重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,吉林 長春 130012)

采用中空纖維超濾膜組件構(gòu)建了高負(fù)荷生物絮凝-膜反應(yīng)器(HLB-MR),對其直接處理城市污水及回收有機(jī)物進(jìn)行了研究.結(jié)果表明:當(dāng)水力停留時間(HRT)為1.0h,固體停留時間(SRT)為0.2d時,該工藝可回收進(jìn)水總COD的60.8%,據(jù)估算約有39%的進(jìn)水總COD可通過中溫厭氧消化轉(zhuǎn)化為甲烷能源回收,有機(jī)物的甲烷轉(zhuǎn)化率為活性污泥法剩余污泥的2倍以上,能實(shí)現(xiàn)污水中有機(jī)物的高效回收和利用;經(jīng)過有機(jī)物回收后膜出水的COD能穩(wěn)定保持在30mg/L左右,且出水中氮、磷營養(yǎng)物保有值均較高又不含固體雜質(zhì)和病原體,可將其用作灌溉用水,實(shí)現(xiàn)水資源回用;SRT分別為0.2,0.6,1.0d時,反應(yīng)器對膠體COD絮凝效率分別為81.9%、95.1%、96.8%,絮凝效率越高,膜污染越輕,良好的生物絮凝效果可有效減輕膜污染,保證工藝的穩(wěn)定運(yùn)行.

生物絮凝；膜反應(yīng)器；有機(jī)物回收；城市污水

城市污水中通常蘊(yùn)含1.5~1.9KWh/(m3污水)的有機(jī)化學(xué)能[1],然而當(dāng)前最主流的城市污水處理技術(shù)-好氧活性污泥工藝卻利用微生物在有氧的條件下將污水中的有機(jī)物礦化為無機(jī)物,該過程不僅破壞了污水中有機(jī)物含有的潛在能量,而且還額外消耗了0.3~0.6KWh/(m3污水)的能量用于污染物去除[2],同時產(chǎn)生了大量難處理的剩余生物污泥,因而該工藝很難被視為一種可持續(xù)的污水處理技術(shù).目前,開發(fā)新工藝回收城市污水中的有機(jī)物并將其資源或能源化已成為全球環(huán)保領(lǐng)域?qū)W者研究的熱點(diǎn).相關(guān)的研究主要集中在通過厭氧消化將污水中的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為能量載體甲烷[3],或通過微生物燃料電池將其轉(zhuǎn)化為電能[4],亦或利用其生產(chǎn)更有價值的有機(jī)化合物[5].然而,由于城市污水中有機(jī)物濃度較低,很難經(jīng)濟(jì)高效地直接利用其產(chǎn)能或生產(chǎn)有機(jī)化合物產(chǎn)品,因此,對城市污水中有機(jī)物的預(yù)濃縮便成為實(shí)現(xiàn)其資源或能量化的關(guān)鍵步驟.

本研究通過控制極短的水力停留時間(HRT)和固體停留時間(SRT)構(gòu)建了高負(fù)荷生物絮凝-膜反應(yīng)器(HLB-MR),用其直接處理城市污水和回收有機(jī)物,其理念為利用微生物產(chǎn)生的胞外聚合物絮凝污水中的懸浮和膠體有機(jī)物,緩解后續(xù)膜分離過程中的污染,利用膜分離濃縮有機(jī)物和產(chǎn)生富含氮、磷營養(yǎng)物質(zhì)的出水回用于農(nóng)田灌溉[6].目前,已有研究對在極短HRT和SRT條件下的膜生物反應(yīng)器(MBR)運(yùn)行效果進(jìn)行了研究,但他們大多采用人工合成廢水或平板膜結(jié)構(gòu)反應(yīng)器[7-8].本研究采用了填充密度較大的中空纖維膜反應(yīng)器來處理我國北方真實(shí)的城市污水,不同的進(jìn)水水質(zhì)和膜反應(yīng)器結(jié)構(gòu)是否會導(dǎo)致不同的研究結(jié)論目前尚不清楚.所以本研究通過對所構(gòu)建反應(yīng)器處理城市污水的效果、有機(jī)物的生物絮凝與回收效果以及膜污染特性的分析,探討了該反應(yīng)器處理我國北方城市污水和回收其中有機(jī)物的可行性.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與運(yùn)行

如圖1所示,實(shí)驗(yàn)過程中采用3組相同的HLB-MR反應(yīng)器(反應(yīng)器1、2、3)平行運(yùn)行.每組HLB-MR反應(yīng)器的容積為1.87L,內(nèi)配備1束中空纖維膜組件(天津膜天膜科技股份有限公司,聚偏氟乙烯(PVDF)),膜面積為0.28m2,膜孔徑為0.03μm,扣除膜組件所占的體積后反應(yīng)器的有效容積為1.70L.反應(yīng)器底部放置曝氣砂盤用于提供沖刷膜絲表面和保證濃縮液混合均勻的空氣,曝氣量采用氣體流量計控制在70L/min,反應(yīng)器內(nèi)的溶解氧濃度為6~ 8mg/L.采用蠕動泵抽吸的方式出水,為了去除膜表面的可逆污染,采用時間繼電器控制蠕動泵每抽吸8min,停止2min,蠕動泵采用恒通量模式運(yùn)行,通過控制出水通量保證3個反應(yīng)器的HRT均為1h.跨膜壓差(TMP)通過壓力傳感器輸送到電腦中記錄.3個反應(yīng)器的濃縮液均采用蠕動泵排出,通過控制蠕動泵的排出量保證3個反應(yīng)器的SRT分別為0.2, 0.6,1.0d.

實(shí)驗(yàn)原水取自吉林省長春市某處理規(guī)模為15萬m3/d的城市污水處理廠沉砂池出水,每次取來的污水在4℃下儲存且最多不超過3d,在進(jìn)原水箱之前將污水通過3mm孔徑的篩網(wǎng)過濾并將其溫度調(diào)至室溫(20℃左右).反應(yīng)器進(jìn)水的COD、TN、TP的濃度分別為:(324±16),(34.9±1.7),(6.5±0.5)mg/L.實(shí)驗(yàn)過程中的操作參數(shù)詳見表1.

表1 實(shí)驗(yàn)操作參數(shù)

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置示意

1.2 樣品與分析

反應(yīng)器通常在運(yùn)行3倍的SRT時長后才會趨于穩(wěn)定,本研究中3個反應(yīng)器平行運(yùn)行了12d,分別在第10,11,12d對反應(yīng)器進(jìn)水、濃縮液和出水進(jìn)行取樣分析.

COD、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN、TP采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定[9].在對樣品COD進(jìn)行檢測時,將其分級為4類,即總COD(CODTO)、懸浮COD (CODSS)、膠體COD(CODCO)、溶解COD(CODSO). CODTO為對樣品直接測定的COD,CODSS為CODTO與樣品經(jīng)過濾紙(12~25μm)過濾后濾液的COD之差,CODCO為濾紙過濾后濾液的COD與濾液經(jīng)濾膜(0.45μm)過濾后的COD之差,CODSO為濾膜(0.45μm)過濾后所得濾液的COD.溶解氧(DO)采用溶解氧儀(WTW, OXI 3310-SET1)測定.

2 結(jié)果

2.1 HLB-MR反應(yīng)器污水處理效果分析

如圖2所示,SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器出水的COD、TN、TP的濃度分別為:(29±1.5), (32±1.3),(4.5±1.2)mg/L;(32±1.0),(33.4±1.0),(4.8±1.2)mg/L;(34±0.7),(33.2±0.2),(5.5±0.3)mg/L.可見3個反應(yīng)器對COD都有很好的去除效果,去除率均在90%左右,出水COD值均保持在30mg/L左右, 遠(yuǎn)低于中國《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB18918- 2002)中一級A 標(biāo)準(zhǔn)(50mg/L)[10].然而,出水中氮、磷含量均較高,SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器的TN、TP去除率分別為6%、31%; 4%、26%; 5%、15%.由于經(jīng)過超濾膜的出水中不含懸浮物和病原菌,一方面可以考慮直接將這種富含氮、磷營養(yǎng)物的出水作為農(nóng)田灌溉用水,實(shí)現(xiàn)污水的回用;另一方面可以考慮進(jìn)一步回收“相對清潔”的出水中的氮、磷資源,在回收資源的基礎(chǔ)上進(jìn)一步實(shí)現(xiàn)污水達(dá)標(biāo)排放或深度處理回用.

圖2 不同SRT下反應(yīng)器的污水處理效果

2.2 HLB-MR反應(yīng)器回收有機(jī)物效果分析

如圖3所示,SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器內(nèi)濃縮液的CODTO濃度分別為:(1142±16), (2264±10),(3140±45)mg/L.不同SRT條件下濃縮液的CODSS占CODTO的百分比范圍為90.8%~97.1%,均高于原水中CODSS所占CODTO的百分比(77.6%);而CODCO和CODSO所占CODTO的百分比范圍分別為:0.8%~2.4%,2.1%~6.8%,顯著低于原水中CODCO和CODSO所占CODTO比例(9.6%和12.8%),這說明在3個反應(yīng)器中CODCO均發(fā)生了生物絮凝.假設(shè)進(jìn)水中所有的膠體呈游離態(tài)且完全被膜截留在濃縮液中,基于CODCO在原水中和SRT分別為0.2,0.6, 1.0d的反應(yīng)器內(nèi)濃縮液中的質(zhì)量負(fù)荷所計算出的CODCO絮凝效率分別為:81.9%、95.1%、96.8%.由圖4可知,隨著SRT延長,CODCO的絮凝效率越高,越來越多的膠體轉(zhuǎn)移到濃縮液污泥基質(zhì)中.

圖3 不同SRT下反應(yīng)器內(nèi)各類COD比例及絮凝效率

假設(shè)超濾膜對進(jìn)水中的懸浮和膠體具有完全截留作用且不考慮有機(jī)物的礦化,CODSS、CODCO的理論濃縮因子等于SRT/HRT的比值,在SRT為0.2,0.6和1.0d時,其值分別為4.8,14.4和24;假設(shè)所去除的COD完全被超濾膜截留濃縮,則SRT為0.2,0.6和1.0d時,CODTO理論濃縮因子為所對應(yīng)的去除率與SRT/HRT比值的乘積,其值分別為4.4,13.0和21.5.圖4對不同SRT下反應(yīng)器的CODTO、CODSS、CODCO的實(shí)際濃縮因子和理論濃縮因子進(jìn)行了比較,實(shí)際和理論濃縮因子的差異主要因?yàn)橛袡C(jī)物的礦化所導(dǎo)致.在SRT為1.0d時,盡管CODSS所占CODTO的百分比最高(97.1%),但基于CODSS實(shí)際濃縮因子僅為12.1,也就是占理論濃縮因子的比例為51%,而當(dāng)SRT為0.6和0.2d時,其對應(yīng)的比例分別為60%和86%.基于CODTO的分析可知,SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器的實(shí)際濃縮因子占理論濃縮因子的比例分別為81%、54%、45%,與CODSS有著相同的變化趨勢,這說明SRT越長,有機(jī)物礦化損失越大.基于CODCO的分析可知,SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器的實(shí)際濃縮因子占理論濃縮因子的比例分別為18%、5%、3%,這說明隨著SRT的延長,CODCO受到了礦化和絮凝雙重作用的影響,導(dǎo)致其所占比例有很大程度的降低.

圖4 不同SRT下反應(yīng)器內(nèi)各類COD的濃縮因子及比值

Fig.4 Concentration factors and their ratios for different classified COD of HLB-MR at different SRTs

對不同SRT下每個反應(yīng)器系統(tǒng)的CODTO、TN和TP進(jìn)行了質(zhì)量平衡分析,如圖5所示.對CODTO而言,其損失主要是由于有機(jī)物礦化引起,SRT越短,有機(jī)物的礦化損失越小,可分配至濃縮液中的CODTO越多.SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器中所分配至濃縮液中CODTO占進(jìn)水CODTO的比例分別為60.8%、45.4%、38.8%,對應(yīng)的礦化損失值分別為31.8%、45.4%、51.2%.該礦化損失可能被高估,因?yàn)槊看芜M(jìn)行膜清洗時,盡管將清洗后混合液返回了相應(yīng)的反應(yīng)器中,但仍然會不可避免的帶來一些有機(jī)物的損失.對于TN而言,進(jìn)水中的TN仍然主要保留在出水中,SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器出水中的TN占進(jìn)水TN的比例分別為78%、90%、91.3%,說明氮素主要以溶解態(tài)的形式存在.SRT分別為0.2,0.6,1.0d所分配至濃縮液中TN的比例分別為19.2%、6.3%和3.4%,呈逐漸減少的趨勢,說明SRT越長,有更多的氮素從懸浮和膠體態(tài)向溶解態(tài)轉(zhuǎn)化.3個反應(yīng)器TN損失的比例均較小,范圍為2.8%~5.2%,由于3個反應(yīng)器的SRT值均較短,在反應(yīng)器中幾乎都沒有發(fā)生硝化反應(yīng)(NH4+-N、NO2--N、NO3--N的檢測分析也證明了此結(jié)論),所以TN幾乎沒有以N2的形式損失,其損失也可能緣于膜清洗過程所致.與TN類似,3個反應(yīng)器出水中的TP較高,SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器出水中的TP占進(jìn)水TP的比例分別為57.3%、69.1%、81.2%,說明TP也主要以溶解態(tài)的形式存在,所對應(yīng)SRT的反應(yīng)器中濃縮液中TP的比例分別為16.2%、9.0%、5.8%,說明隨著SRT的延長,濃縮液中的TP向出水中轉(zhuǎn)移,這可能因?yàn)橛袡C(jī)結(jié)合的磷在較高的SRT中轉(zhuǎn)化成溶解性正磷酸鹽的程度增強(qiáng)所致.此外,考慮到城市污水的pH值范圍為6.0~9.0,污水中存在的Ca2+和Mg2+等陽離子,可能發(fā)生一些磷沉淀,推測較短SRT條件強(qiáng)化了這種沉淀效應(yīng),但這需要進(jìn)一步研究證明.SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器TP損失的比例分別為26.5%、22.0%、13.0%,TP的損失也可能緣于膜清洗過程所致,在較低的SRT時可能因?yàn)榱壮恋沓潭容^高導(dǎo)致污泥中TP含量較高,所以在清洗膜表面污泥層時,較短SRT的反應(yīng)器系統(tǒng)的TP損失值相應(yīng)也較大.

圖5 不同SRT下反應(yīng)器CODTO、TN和TP的質(zhì)量平衡

2.3 HLB-MR反應(yīng)器膜污染特性分析

對不同SRT下每個反應(yīng)器每次膜抽吸出水結(jié)束時的TMP進(jìn)行了分析,如圖6所示.SRT為0.2d的反應(yīng)器,前8h期間TMP穩(wěn)定且較低,均在5kPa以下,但隨后,TMP迅速上升,在第18h時已接近40kPa,說明該階段簡單的抽停已不能滿足去除膜表面污染的要求,需要從反應(yīng)器內(nèi)取出膜組件,利用干凈的出水沖洗其表面.由圖可知,相對于SRT為0.2d而言,SRT為0.6和1.0d時,反應(yīng)器的TMP上升趨勢明顯變緩,而且經(jīng)過物理清洗后,其TMP的變化規(guī)律呈現(xiàn)大致相同的變化趨勢,這說明SRT越長其反應(yīng)器內(nèi)的膜污染越輕,這可能由于長SRT條件下良好的生物絮凝效果改善了膜污染狀況.當(dāng)3個反應(yīng)器平行運(yùn)行了42h左右,反應(yīng)器的跨膜壓差都已有較大升高,此時取出膜組件對膜表面污染物進(jìn)行了常規(guī)的化學(xué)清洗(氫氧化鈉(0.05%)+次氯酸鈉(0.3%)溶液浸泡膜2h后用清水沖洗干凈),發(fā)現(xiàn)經(jīng)過化學(xué)清洗后的3個反應(yīng)器的膜污染情況得到了很好的改善,在后續(xù)24h內(nèi)3個反應(yīng)器的TMP均在5kPa以下,而且之后TMP的上升趨勢也較緩慢,說明常規(guī)的清洗方法即可使反應(yīng)器的膜過濾特性得到理想的恢復(fù).

圖6 不同SRT下反應(yīng)器的TMP變化

3 討論

3.1 HLB-MR反應(yīng)器回收有機(jī)物的評價分析

有機(jī)物的厭氧生物處理技術(shù)已經(jīng)非常成熟并得到了廣泛應(yīng)用,但該技術(shù)僅對高濃度有機(jī)廢水處理比較經(jīng)濟(jì)[11].實(shí)現(xiàn)城市污水中低濃度有機(jī)物的高效濃縮對回收利用污水中的有機(jī)物非常關(guān)鍵. HLB-MR反應(yīng)器能實(shí)現(xiàn)城市污水有機(jī)物的有效濃縮和回收.對該反應(yīng)器而言,SRT越短,污水中有機(jī)物的礦化損失越小,轉(zhuǎn)移到濃縮液中的進(jìn)水CODTO越多;在SRT為0.2d時,有60.8% 的進(jìn)水CODTO轉(zhuǎn)移到濃縮液,其產(chǎn)甲烷能力若根據(jù)Akanyeti等[7]的研究成果按64%估計,則該反應(yīng)器可以使進(jìn)水CODTO的39%作為甲烷能源回收,這至少是傳統(tǒng)活性污泥法系統(tǒng)通過沉淀污泥厭氧消化回收甲烷產(chǎn)量的2倍[12-13].可見,利用HLB-MR反應(yīng)器回收城市污水中的有機(jī)物具有可行性和經(jīng)濟(jì)性.

3.2 HLB-MR反應(yīng)器資源化污水的評價分析

SRT分別為0.2,0.6,1.0d的3個反應(yīng)器對COD都有很好的去除效果,去除率均在90%左右,出水COD值均保持在30mg/L左右.而這3個SRT所對應(yīng)的反應(yīng)器中濃縮液的溶解CODSO分別為(78±1),(77±0.5),(67±1)mg/L,均遠(yuǎn)高于其出水COD值.說明膜不僅對CODSS、CODCO有完全的截留作用,而且對CODSO存在降解或截留作用,而這種貢獻(xiàn)可能歸功于膜表面上所形成污泥層,其中的相關(guān)機(jī)制需要進(jìn)一步研究,但可以確定的是HLB-MR反應(yīng)器可以保證出水COD在較低的范圍,有望直接達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)的限值要求.由于反應(yīng)器膜出水中不含固體和病原體且同時保留著大部分的氮和磷,這意味著可考慮將出水作為灌溉水源,實(shí)現(xiàn)污水回用.倘若出水需排放水體或進(jìn)一步深度處理再生利用,可以考慮先對這種"低碳高氮磷"出水中的氮、磷資源進(jìn)行回收利用,目前已有相關(guān)學(xué)者在這方面進(jìn)行了研究并取得一些成果[14-16],這樣HLB-MR反應(yīng)器便可以通過與其他技術(shù)組合回收污水中氮、磷資源的同時實(shí)現(xiàn)污水的再生利用.

3.3 HLB-MR反應(yīng)器實(shí)用性分析

HLB-MR反應(yīng)器在極短的SRT下運(yùn)行,除了能增加有機(jī)物回收率外,其較低的礦化程度和不發(fā)生硝化作用意味著需要更低的曝氣輸入,從而進(jìn)一步降低系統(tǒng)總能耗.如果出水需要進(jìn)一步脫氮,由于污水中碳源已回收,所以基于硝化和反硝化的傳統(tǒng)脫氮技術(shù)已不再適合,此時可采用短程硝化和厭氧氨氧化的組合工藝[17],雖然該工藝仍然需要曝氣以供給用于部分亞硝化的氧氣,但是其輸入的能量、產(chǎn)生的污泥和排放的CO2比傳統(tǒng)的硝化-反硝化工藝要低得多[18,19].為了得到足夠高濃度的有機(jī)濃縮液,以使隨后的厭氧產(chǎn)能更具吸引力,HRT應(yīng)比我們在實(shí)驗(yàn)中應(yīng)用的1.0h更短些.在SRT為0.2d時,反應(yīng)器內(nèi)有機(jī)物的礦化程度低,考慮到濃縮因子大約控制在16左右,0.3h可能是比較合適的HRT,有關(guān)短HRT對工藝性能的影響需要進(jìn)一步研究.

4 結(jié)論

4.1 當(dāng)HRT為1.0h,SRT為0.2d時,HLB-MR反應(yīng)器可回收進(jìn)水CODTO的60.8%,據(jù)估算約有39%的進(jìn)水CODTO可通過中溫厭氧轉(zhuǎn)化為甲烷能源回收,有機(jī)物的甲烷轉(zhuǎn)化率為活性污泥法剩余污泥的2倍以上.

4.2 SRT=0.2d時,HLB-MR反應(yīng)器膜出水COD值仍能保持在30mg/L左右,有望直接達(dá)到排放標(biāo)準(zhǔn)的限值要求.該反應(yīng)器既可以作為單獨(dú)工藝回收有機(jī)物和實(shí)現(xiàn)污水農(nóng)田灌溉回用,也可以與氮、磷資源回收工藝串聯(lián),進(jìn)一步實(shí)現(xiàn)污水資源回收和水的深度處理回用.

4.3 不同SRT下HLB-MR反應(yīng)器內(nèi)均發(fā)生了生物絮凝, SRT=0.2d,CODCO的生物絮凝效率仍在80%以上,良好的生物絮凝效果能減輕反應(yīng)器的膜污染狀況,保證工藝的穩(wěn)定運(yùn)行.

[1] Mccarty P L, Bae J, Kim J, et al. Domestic wastewater treatment as a net energy producer–can this be achieved? [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(17):7100-7106.

[2] Gude V G. Energy and water autarky of wastewater treatment and power generation systems [J]. Renewable and sustainable energy reviews, 2015,45:52-68.

[3] Sutton P M, Melcer H, Schraa O J, et al. Treating municipal wastewater with the goal of resource recovery [J]. Water Science and Technology, 2011,63(1):25-31.

[4] Logan B E, Rabaey K. Conversion of wastes into bioelectricity and chemicals by using microbial electrochemical technologies [J]. Science, 2012,337(6095):686-690.

[5] Lee W S, Chua A, Yeoh H K, et al. A review of the production and applications of waste-derived volatile fatty acids [J]. Chemical Engineering Journal, 2014,235(1):83-99.

[6] Ravazzini A M, Van Nieuwenhuijzen A F, Van der Graaf J. Direct ultrafiltration of municipal wastewater: comparison between filtration of raw sewage and primary clarifier effluent [J]. Desalination, 2005, 178(1-3):51-62.

[7] Akanyeti I, Temmink H, Remy M, et al. Feasibility of bioflocculation in a high-loaded membrane bioreactor for improved energy recovery from sewage [J]. Water Science and Technology, 2010,61(6):1433- 1439.

[8] Faust L, Temmink H, Zwijnenburg A, et al. High loaded MBRs for organic matter recovery from sewage: effect of solids retention time on bioflocculation and on the role of extracellular polymers [J]. Water Research, 2014,56(6):258-266.

[9] 國家環(huán)境保護(hù)總局.水和廢水監(jiān)測分析方法[M]. 第四版.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002:200-284. State environmental protection administration of china. Monitoring and analytic methods of water and wastewater [M]. 4th ed. Beijing: Environmental Science Press of China, 2002:200-284.

[10] GB18918-2002 城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標(biāo)準(zhǔn)[S]. GB18918-2002 Standard for discharge of pollutants from sewage treatment works in towns and cities [S].

[11] Aiyuk S, Forrez I, van Haandel A, et al. Anaerobic and complementary treatment of domestic sewage in regions with hot climates-A review [J]. Bioresource Technology, 2006,97(17): 2225-2241.

[12] Shi C Y, Shi C Y. Mass flow and energy efficiency of municipal wastewater treatment plants. [M]. IWA Publishing, 2011:7-10.

[13] Khiewwijit R, Keesman K J, Rijnaarts H, et al. Volatile fatty acids production from sewage organic matter by combined bioflocculation and anaerobic fermentation. [J]. Bioresource Technology, 2015,193: 150-155.

[14] Qiu G, Ting Y P. Direct phosphorus recovery from municipal wastewater via osmotic membrane bioreactor (OMBR) for wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2014,170(5):221-229.

[15] Ren S T, Li M C, Sun J Y, et al. A novel electrochemical reactor for nitrogen and phosphorus recovery from domestic wastewater [J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 2017,11(4):1-6.

[16] Gong H, Wang Z J, Zhang X, et al. Organics and nitrogen recovery from sewage via membrane-based pre-concentration combined with ion exchange process [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,311: 13-19.

[17] 程 軍,張 亮,張樹軍,等.氨氮負(fù)荷波動對城市污水短程硝化-厭氧氨氧化工藝硝態(tài)氮的影響[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2017,37(2):520- 525. Cheng J, Zhang L, Zhang S J, et al. The effects of ammonium loading rate fluctuation on nitrateaccumulation in municipal wastewater partial nitritation/anammox (PN/A) process [J]. China Environmental Science, 2017,37(2):520-525.

[18] Terada A, Zhou S, Hosomi M. Presence and detection of anaerobic ammonium-oxidizing (anammox) bacteria and appraisal of anammox process for high-strength nitrogenous wastewater treatment: a review [J]. Clean Technologies and Environmental Policy, 2011,13(6):759- 781.

[19] Miao Y Y, Zhang L, Li B K, et al. Enhancing ammonium oxidizing bacteria activity was key to single-stage partial nitrification-anammox system treating low-strength sewage under intermittent aeration condition. [J]. Bioresource Technology, 2017,231:36-44.

Direct treatment and organics recovery of municipal wastewater via high loaded bioflocculation membrane reactor.

WAN Li-guo1,2, LIN Qiao1, ZHANG Wen-hua1,2*, REN Zhi-min1,2, LONG Bei-sheng1,2, XIONG Ling1

(1.School of Water Conservancy & Environment Engineering, Changchun Institute of Technology, Changchun 130012, China；2.Jilin Provincial Key Laboratory of Municipal Wastewater Treatment, Changchun Institute of Technology, Changchun 130012, China)., 2019,39(4)：1596~1601

A high loaded bioflocculation membrane reactor (HLB-MR) was constructed using a hollow fiber ultrafiltration membrane module, and its performance for direct treatment and organics recovery of municipal wastewater was investigated. When the HLB-MR operated at the solid retention time (SRT) of 0.2d and the hydraulic retention time (HRT) of 1.0h, this process could recover 60.8% of influent total COD (CODTO). It was estimated that about 39% of influent CODTOcould be converted to methane for energy recovery by mesophilic anerobic digestion of concentrate, and the methane conversion rate of organics was twice more than that of the residual sludge in the activated sludge process. Thus, HLB-MR could achieve efficient organics recovery and utilization from municipal wastewater. The COD of permeate water from HLB-MR was stable at around 30mg/L, while phosphorus and nitrogen were largely conserved. Since the permeate water was free from solids and pathogens, which could be used as an excellent source of irrigation water for reuse. When HLB-MR operated under short SRTs of 0.2, 0.6 and 1.0d, the flocculation efficiency of colloidal COD could reach 81.9%, 95.1% and 96.8%, respectively. The higher flocculation efficiency will lead to the lesser membrane fouling, so that the significant bioflocculation can effectively reduce membrane fouling and ensure stable operation of HLB-MR.

bioflocculation；membrane reactor；organics recovery；municipal wastewater

X703.1

A

1000-6923(2019)04-1596-06

2018-09-20

吉林省自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(20180101317JC);國家科技重大專項(xiàng)(2012ZX07202-009-01);吉林省重點(diǎn)科技攻關(guān)項(xiàng)目(20160204006SF);吉林省省級產(chǎn)業(yè)創(chuàng)新專項(xiàng)資金項(xiàng)目(2019C055, 2016C093);長春工程學(xué)院種子基金項(xiàng)目(320180027)

*責(zé)任作者, 教授, wenhuazhang1029@163.com

萬立國(1982-),男,湖北天門人,副教授,碩士,主要從事污水處理及其資源化研究.發(fā)表論文25篇.