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电凝聚强化膜生物反应器处理模拟生活污水 * 陈文希1李亮1钱光升1孙家君2胡筱敏1 1. 东北大学 资源与土木工程学院，沈阳 110819; 2. 北京桑德环境工程有限公司， 北京 101102 摘要 在传统浸没式膜生物反应器 SMBＲ 膜组件两侧设置以铁为牺牲阳极的电凝聚极板， 构建电凝聚 － MBＲ SMECBＲ ， 以高浓度氮磷模拟生活污水为研究对象， 在系统连续运行不排泥的前提下， 考察传统 MBＲ、 电凝聚 － MBＲ 铁电极 和电场 － MBＲ 石墨电极 中污泥特性和处理效果。试验结果表明 30 d 后， 传统 MBＲ、 电凝聚 － MBＲ 铁电极 和电场 － MBＲ 石墨电极 中 MLSS 分别从 5. 062， 5. 177， 5. 367 g/L 变化为 3. 478， 6. 467， 2. 796 g/L， SVI 从 126. 4， 135. 2， 137. 9 mL/g 变化为237. 2， 88. 2， 236. 1 mL/g; 第1 天磷的去除率分别为42. 99、 87. 11和68. 11。电 凝聚 － MBＲ 中能促进微生物生长， 改善污泥性能， 提高对磷的去除率。传统 MBＲ 与 SMECBＲ 的 TMP 到达 40 kPa 的 时间分别为 5. 35 h 和 22. 32 h， 证明 SMECBＲ 能有效减缓膜污染。 关键词 原位电凝聚膜生物反应器 SMECBＲ ; 生活污水; 脱氮除磷; 电凝聚 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201409013 TＲEATMENT OF SIMULATED SEWAGE BY ELECTＲO- COAGULATION ENHANCED MEMBＲANE BIOＲEACTOＲ Chen Wenxi1Li Liang1Qian Guangsheng1Sun Jiajun2Hu Xiaomin1 1. College of Ｒesources and Civil Engineering，Northeastern University，Shenyang 110819，China; 2. Beijing Sound Environment Group Co. ，Ltd，Beijing 101102，China AbstractA submerged membrane electro- coagulation bioreactor SMECBＲwas constructed by setting electro- coagulation plate of iron as sacrificial anode on both sides of the membrane module in the traditional submerged membrane bioreactor SMBＲ ． The test studied the sludge properties and treatment effect in conventional MBＲ，SMECBＲ iron electrode ，and electric field- MBＲ graphite electrodeswith high concentrations of nitrogen and phosphorus in domestic sewage as the research object，which is based on the system running continuously and no sludge discharge in SMECBＲ． Ｒespectively，in conventional MBＲ，SMECBＲ iron electrode ，and electric field- MBＲ graphite electrodes ，the MLSS went from 5. 062， 5. 177， 5. 367 g/L to 3. 478，6. 467，2. 796 g/L，the SVI went from 126. 4，135. 2，137. 9 mL/g to 237. 2，88. 2， 236. 1 mL/g in 30 days;and the removal rates of TP were 42. 99，87. 11，68. 11 in the first day． The result showed microbial growth was promoted，the sludge perance was improved and the removal of TP was higher in SMECBＲ iron electrode ． The time that the TMP of traditional MBＲ and SMECBＲ reaching 40 kPa was 5. 35 h and 22. 32 h，which indicated that membrane fouling could be reduced efficiently in SMECBＲ． Keywordssubmerged membrane electro- coagulation bioreactor SMECBＲ ;domestic wastewater;removal of nitrogen and phosphorus;electro- flocculation * 国家水体污染控制与治理科技重大专项 2013X07202- 010 。 收稿日期 2014 －01 －05 膜生物反应器 Membrane Bioreactor，MBＲ 是将 高效膜分离技术与污水生物处理工艺相结合开发的 新型系统， 具有处理效率高、 负荷率高、 占地面积小， 节省空间等优点， 是一种高效、 绿色的生物处理技 术 ［1 ］。但是， 传统的膜生物反应器并未解决脱氮与 除磷的矛盾， 与传统的好氧生物处理相比， 对于难降 解有机物和 N、 P 的去除效果没有太大的改善。近年 来， 在强化膜生物反应器的效果方面做了大量研究， 发现在膜生物反应器中投加化学絮凝剂能够提高处 理效果。Buisson H［2 ］和迟军［3 ］的研究表明， 加入铝 65 环境工程 Environmental Engineering 盐或铁盐后得到 85的除磷率。但是在废水中投加 化学絮凝剂会产生副产物而且增大反应器中的污泥 量 ［4 ］， 所以考虑以电凝聚作为产生絮体的替代技术， 与化学絮凝法相比， 电絮凝法不需要添加絮凝剂， 可 降低操作成本， 减少出水和污泥中的副产物［5 ］。崔 广志 ［6 ］等利用电絮凝强化膜生物反应器除磷， 通过 控制电流强度及通电时间， 可使除磷率维持在 95 以上， 出水 ρ TP＜ 0. 5 mg/L， 并有助于提高污泥活 性， 延缓膜污染。国外已有学者将电化学和膜生物反 应器耦合， 研发出浸没式膜电生物反应器 SMEBＲ ， 利用 SMEBＲ 处理模拟生活污水， 稳定出水时 COD、 溶解性磷酸盐的去除率分别为 96、 98［7 ］。 为此， 本研究在膜生物反应器中的膜组件周围放 置以铁为牺牲阳极的电凝聚极板， 构建一种新型的电 凝聚 － MBＲ SMECBＲ ， 考察其对高氮磷模拟生活污 水的处理效果， 分析反应器中微生物特性， 通过与传 统的 MBＲ 对比， 探索电场和铁离子对废水处理的作 用机理、 污泥活性和膜污染的影响。 1试验部分 1. 1试验装置和运行条件 试验装置为自行设计的 SMECBＲ， 详见图 1。 SMECBＲ 主体为有机玻璃， 尺寸为 200 mm 400 mm 600 mm， 厚度为 5 mm， 有效容积 28 L。在反应器底 部布设 6 个曝气头， 采用电磁式空气压缩机曝气， 由 LZB- 6 转子流量计控制曝气强度。反应器内置两个 铁电极和膜组件， 铁电极尺寸为 200 mm 300 mm 6 mm， 由一个直流稳压电源、 两组时间继电器和电磁 继电器实现周期换向电场， 换向周期为 20 s， 通/断电 时间设置为 90 s/90 s。膜组件采用聚偏二氟乙烯 PVDF 中空纤维帘式超滤膜， 参数为 膜孔平均孔 径 0. 1 μm， 孔隙率 45， 膜壁厚300 μm， 膜丝内径 900 μm， 膜组件有效面积 0. 2 m2。试验装置采用全 曝气连续进水， 恒流间歇出水模式。人工配制的生活 污水经蠕动泵送入 SMECBＲ 系统与活性污泥充分混 合， 污水在活性污泥、 电场充分反应后， 由膜组件过 滤， 采用蠕动泵间歇抽吸出水， 每抽吸 8 min 停 2 min。 当跨膜压差达到限定压力 40 kPa 时， 进行膜清洗。 接种污泥后用人工配制的模拟生活污水驯化5 d 后正式开始试验， 运行 30 d 不排泥。 1. 2试验用水 生活污水系人工配制， 主要成分有葡萄糖、 蛋白 胨、 酵母膏、 硫酸铵、 磷酸二氢钾、 硫酸镁、 氯化钙， 并 图 1试验装置示意 Fig．1Schematic diagram of experimental system 加入少量氯化铁、 硫酸铜等微量元素盐。配制的模拟 生活污水实际水质指标如下 ρ COD 357. 3 ～ 538 mg/L， ρ 氨氮 36. 13 ～ 65. 16 mg/L， ρ TP 6. 45 ～9. 63 mg/L， pH 7. 0 ～7. 5。 1. 3接种污泥 本试验采用的接种活性污泥取自沈阳满堂河生 态污 水 处 理 厂 污 泥 浓 缩 池， 主 要 性 能 指 标 为 ρ MLSS 5.177 g/L， ρ MLVSS /ρ MLSS 0.755， SV30为 70， SVI 为 135. 21 mL/g， 呈棕褐色絮团， 镜 检发现菌胶团松散， 含大量丝状菌。 1. 4测试项目及方法 氨氮采用 HJ 5352009水质氨氮的测定 纳氏 试剂分光光度法检测， 铁离子和总磷利用 ICP Prodigy XP 检测， MLSS 以干燥减量法测定， MLVSS 采用灼烧减量法测定。 2结果与分析 2. 1电流密度对污泥特性的影响 考察了电流密度分别为 0.0833， 0.1833， 0.4333 mA/cm2时污泥浓度的变化情况， 试验结果见图 2。 图 2电流密度对污泥浓度的影响 Fig．2Effects of current density on concentration of the sludge 75 水污染防治 Water Pollution Control 试验结果表明， 电流密度为 0. 1833 mA/cm2时 MLSS 增长最快， MVLSS/MLSS 有所下降;0.0833 mA/ cm2时， MLSS 与 MLVSS/MLSS 大体上缓慢增长; 0. 4333 mA/cm2时， MLSS 略有升高， MLVSS/MLSS 明 显降低， 但仍在0. 72 以上。这表明在小于0. 4333 mA/ cm2电流密度下， 污泥都可正常生长， 本研究选定电 流密度为 0. 1833 mA/cm2。 SMECBＲ 系统中电压对污泥浓度的影响主要表 现在两方面 一是电场对微生物的影响， 二是铁离子 对微生物的影响。特定微电场可能产生的电催化作 用， 可激活或增强某些酶的活性， 从而促进酶的生物 活性反应 ［8 ］。钟方丽等［9 ］研究发现， 适宜的微电场 电流 可刺激细胞生长， 调节微生物代谢， 增强微生 物的细胞膜通透性， 强化营养基质离子的定向迁移。 铁离子从铁电极上的溶出量变化服从法拉第定律。 即电极上析出的物质数量与通过溶液的电流强度和 通电时间成正比， 即与通过溶液的库仑电量成正 比 ［10 ］， 具体可由式 1 计算 G KIt E/FIt 1 式中 G 为电极上析出物质数量， g; K 为电化当量数 K E/F ， g/C; E 为析出物质当量数， g/mol， 铁为 56 g/mol; F 为法拉第常数， 96 500 mol/C; t 为电解时 间， s; I 为电流强度 A。 试验时铁离子的理论溶出速率及溶出量可由 式 1 算出， 见表 1。 表 1各电流密度下铁离子的理论溶出量 Table 1Theoretical dissolution of iron ions of the current density 电流密度/ mA cm －2 电流/ A 溶出速率/ mg h －1 6 h 溶出量/ mg 溶出铁离子浓度/ mg L －1 0. 08330. 0526. 11156. 685. 60 0. 18330. 1157. 45344. 7012. 31 0. 43330. 26135. 79814. 7629. 10 整个反应器中的铁离子平衡为 进水中的铁离 子 极板溶出的铁离子 膜出水的铁离子 进入污 泥中的铁离子。为了探明铁离子在反应器中的去向， 试验检测了进水和膜出水的铁离子浓度， 利用表 1 中 的理论溶出铁离子浓度， 即可得到进入污泥的铁离子 浓度， 见表 2。 进入污泥中的铁一部分被微生物自身生长所利 用， 一部分变成铁絮体沉积在污泥中。结合图 2 和表 2 可以看出 电流密度为 0. 0833 mA/cm2时， 膜出水 表 2各相中铁离子浓度 Table 2Iron ion concentration in each phase 电压梯度/ V cm －1 试验时间/ d 铁离子浓度/ mg L －1 进水膜出水进入污泥 0. 11未检出未检出5. 60 2未检出未检出5. 60 3未检出未检出5. 60 4未检出未检出5. 60 0. 25未检出0. 275112. 0358 6未检出0. 777111. 5338 7未检出未检出12. 31 80. 0376未检出12. 3485 0. 390. 05110. 133129. 0164 100. 19380. 379428. 9128 11未检出0. 881528. 2169 铁离子浓度均未检出， 说明溶出的铁完全进入污泥 中， 污泥中无机成分低， 铁离子大部分被微生物利用。 电流密度为 0. 1833 mA/cm2的条件下， 膜出水中有 铁检出， 但大部分铁离子仍能被微生物利用， 此时的 电场 强 度 和 铁 离 子 浓 度 适 宜 微 生 物 生 长。在 0. 4333 mA/cm2电流密度下， 大部分的铁离子以铁絮 体形式沉积和通过膜出水流出， 微生物对铁离子利用 率不高， 但并未对微生物产生毒害作用。 2. 2电流密度对脱氮除磷的影响 电流密度对脱氮除磷的影响如图 3 所示。电流 密度为 0. 0833 mA/cm2时， 对氨氮和磷的平均去除 率分别为65. 61和40. 73; 电流密度为 0. 1833 mA/ cm2时， 对氨氮和磷的平均去除率分别为 77. 18 和 74. 10; 在 0. 4333 mA/cm2时， 对氨氮和磷的平均 去除率分别为 87. 33和 49. 50。 图 3电流密度对氨氮和总磷去除率的影响 Fig．3Effects of current density on the removal of ammonia nitrogen and TP 由图 3 可知 氨氮的去除率随电流密度的增大而 增大。氨氮的去除是由生物脱氮和电氧化作用共同 85 环境工程 Environmental Engineering 完成的。膜的高效截留作用使世代周期较长的硝化 菌和亚硝化菌得以在反应器内优先生长繁殖， 并且避 免了硝化菌的流失， 而且 SMECBＲ 中较长的泥龄和 较高的污泥浓度也有利于硝化菌和反硝化茵的繁殖， 硝化过程更完全， 从而使膜出水的氨氮浓度逐渐降 低; 另一方面， 电流密度越大， 电氧化作用增强， 从极 板中溶出的铁离子越多， 铁离子不仅促进污泥生长， 而且其絮凝性能也可使污染物浓度降低。 系统对总磷去除率在 0. 1833 mA/cm2的电流密 度下达到最大。SMECBＲ 对总磷去除的影响主要源 于两方面 一是电场对聚磷菌生长的影响， 二是铁离 子浓度对不溶性的磷酸铁的生成影响。0. 4333 mA/ cm2时总磷去除率明显降低， 说明生成磷酸铁沉淀除 磷并不是除磷的主要作用， 而生物除磷占了很大比 重， 此时聚磷菌受到抑制， 活性降低， 使得出水磷含量 升高。在 0. 1833 mA/cm2的电流密度下磷的去除率 较高， 说明电场对聚磷菌有显著的激发作用， 聚磷菌 的活性增强， 转化作用加快， 这与此电流密度下 MLSS 快速增长的试验结果一致。 2. 3各反应器污泥特性及除磷效果分析 为了探究污泥特性和电场、 铁离子之间的关系， 建立了三套试验装置， 1 号反应器为传统 MBＲ， 2 号 反应器为电凝聚 － MBＲ 铁电极 ， 3 号反应器为电 场 － MBＲ 石墨电极 ， 保持三套装置除电压有所不 同， 其他运行条件都相同， 培养 30 d。对试验起始和 试验第 30 天三套装置的污泥特性进行对比， 结果见 图 4。 图 4三个系统中污泥特性比较 Fig．4Comparison of sludge characteristics in three systems 三套 装 置 的 MLSS 从 试 验 初 始 时 的 5. 062， 5. 177， 5. 367 g/L 分别变化为3. 478， 6. 467， 2. 796 g/L， SVI 分别从 126. 4， 135. 2， 137. 9 mL/g 变化为 237. 2， 88. 2， 236. 1 mL/g。表明 2 号反应器更适合微生物生 长， 具有更好的抗冲击能力， 稳定性及适应性更优良。 这是由于电场能够提高污泥活性， 对污泥生长有促进 作用并提高了污泥的沉降性能［11 ］。铁离子是无机阳 离子激活剂， 能够提高脱氢酶活性［12 ］， 对污泥生长起 积极作用， 在这两种机制的共同作用下， 2 号反应器 体现出优势。 图 5 显示了三个反应器中总磷的变化， 图中的 “变化率” 是指进水与出水中总磷的浓度差与进水中 总磷浓度的比值。整个试验过程 30 d 不排泥， 而聚 磷菌的世代周期在3 ～5 d， 过高的污泥龄会抑制聚磷 菌的活性。所以在考察系统对总磷浓度的影响时， 选 取试验第 0. 5 ～5. 5 天进出水中的总磷浓度为研究对 象， 此时聚磷菌的活性较高， 且在起始状态三个反应 器中的污泥特性相差不大， 可比性较高。从图 5 可以 看出 2 号反应器中总磷的正向变化率一直大于 1 号 和 3 号反应器， 并一直维持正向变化， 1 号和 3 号反 应器的总磷变化率出现负值。2 号反应器对磷的去 除机理包括化学除磷 磷酸铁沉积 和生物除磷 聚 磷菌好氧条件下的摄磷 。在这两种机制的共同作 用下， 2 号反应器与 1 号和 3 号反应器相比， 在除磷 方面更具优势。在试验的第 2. 5 天实验室停电 2. 5 h， 曝气停止使得三个反应器中溶解氧迅速降低， 聚磷菌处于厌氧状态大量释放磷， 出水中总磷浓度急 剧升高， 1 号和 3 号变化率为负值， 而 2 号反应器中 由于水中有游离的铁离子， 仍能降低一些水中总磷的 含量， 使其变化率保持正值， 从侧面印证了上述观点。 图 5磷的变化率 Fig．5Changes of TP in the three reactors 2. 4SMECBＲ 系统中的膜污染分析 MBＲ 系统由于膜污染导致的膜通量下降、 膜寿 命缩短、 运行费用增加， 成为制约 MBＲ 推广应用的主 95 水污染防治 Water Pollution Control 要因素。国内外学者对膜污染机理分析与阻控等方 面也进行了大量研究， Zhang Haifeng 等 ［13 ］发现在反 应器内投加氯化铁能减少膜污染， 显著增加溶液的过 滤性能。Akamatsu K 等 ［14 ］采用碳纤维布为电极， 提 供电场抑制 SMBＲ 膜污染， 发现电场越强， 其膜污染 抑制作用越大。 SMECBＲ 是结合电凝聚、 膜生物反应器的新型技 术， 从理论上来说， 电场和电絮凝的共同作用能减缓 膜污染。为了探究 SMECBＲ 的膜污染情况， 建立了 两套试验装置， 1 号反应器为传统 MBＲ， 2 号反应器 为 SMECBＲ， 设定 40kPa 为临界 TMP， 以 TMP 为判 据， 观察反应器膜污染的情况， 详见图 6。 图 6传统 MBＲ 与 SMECBＲ 中 TMP 的变化 Fig．6Changes of TMP in conventional MBＲ and the SMECBＲ 从图6 可以看出 1 号反应器的 TMP 在试验进行 5. 35 h 时已经达到临界 TMP， 2 号反应器在 22. 32 h 才达到， 说明 2 号反应器的膜污染情况明显优于 1 号 反应器， 原因是 2 号反应器中铁离子的絮凝性能够加 大污泥絮团， 减少污泥堵塞膜孔; 电场也可通过驱散 膜表面泥饼中的带电污泥减轻膜污染。所以， 与传统 MBＲ 相比， SMECBＲ 能够有效地减缓膜污染。 3结论 1以模拟生活污水为研究对象， 以污泥的 MLSS、 MLVSS/MLSS 和污水中氨氮和磷为考察指标， 通过条件试验， 最终确定 SMECBＲ 处理模拟生活污 水的最适宜电流密度为 0. 1833mA/cm2。 2对比传统 MBＲ、 电凝聚 － MBＲ 铁电极 和电 场 － MBＲ 石墨电极 中污泥生长情况及对磷的去 除， 表明电凝聚 － MBＲ 铁电极 能促进污泥生长， 具 有更好的稳定性， 而且对磷有较高的去除率。 3以 TMP 为判据， 对 SMECBＲ 系统和传统 MBＲ 系统进行对比， 到达 TMP 为 40 kPa 的时间分别 为 22. 32， 5. 35 h。SMECBＲ 系统与传统 MBＲ 相比， 能有效减缓膜污染。 参考文献 ［1］Shannon M A，Bohn P W，Elimelech M，et al．Science and technology for water purification in the coming dacades ［J］． Nature， 2008， 452 301- 310. ［2］Buisson H．The use of immersed membranes for upgrading wastewater treatment plants［J］． Water Science and Technology， 1998， 37 9 89- 95. ［3］迟军， 王宝贞， 吕斯濠， 等． 一体化复合式膜生物反应器除磷研 究［ J］ ． 水处理技术， 2003， 29 1 47- 49. ［4］Clark T， Stephenson T． Effects of chemical addition on aerobic biological treatment of municipal wastewater［J］． Enviro Technol， 1998， 19 579- 590. ［5］Zhu B，Clifford D A， Chellam S． Comparison of electro- coagulation and chemical coagulation pretreatment for enhanced virus removal using microfiltration membranes［ J］． Water Ｒes， 2005， 39 3098- 3108. ［6］崔志广， 李舒渊， 夏俊林， 等． 电絮凝强化膜生物反应器除磷研 究［ J］ ． 中国给水排水， 2009， 25 7 1- 4. ［7］Khalid B M， Maria E． Perance of the submerged membrane electro- bioreactor SMEBＲwith iron electrodes for wastewater treatment and fouling reduction［J］ ． Journal of Membrane Science， 2011， 379 1/2 434- 439. ［8］She Peng，Song Bo， Xing Xinhui，et al． Electrolytic stimulation of bacteria enterobacterdissolvensbyadirectcurrent ［J］． Biochemical Engineering Journal， 2006， 28 23- 29. ［9］钟方丽， 曹宏斌， 李鑫钢． 电场对细胞影响的研究进展［J］． 微 生物学通报， 2001， 28 4 77- 81. ［ 10］杨昌柱， 陈建平， 张敬东， 等． 生物膜 － 电极法在废水处理中的 应用［ J］． 工业水处理， 2006， 26 11 1- 3. ［ 11］邓建诚． 静电场提高污泥沉降性能及活性的研究［D］ ． 北京 北京工业大学， 2008. ［ 12］冀世锋． 膜生物反应器中铁含量对活性污泥性能的影响［J］． 工业水处理， 2010， 30 10 48- 51． ［ 13］Zhang Haifeng， Sun Baosheng， Zhao Xinhua， et al． Effect of ferric chloride on fouling in membrane bioreactor［J］． Separation and Purification Technology， 2008， 42 1 3910- 3920. ［ 14］Akamatsu K，Yoshida Y， Suzaki T，et al．Development of a membrane- carbonclothassemblyforsubmergedmembrane bioreactors to apply an intermittent electric field for fouling suppression［J］．Separation and Purification Technology，2012 88 202- 207 第一作者 陈文希 1991 － ， 女， 硕士研究生。421321012 qq． com 通讯作者 胡筱敏 1958 － ， 男， 教授， 博士生导师， 主要研究方向为水 污染治理技术。hxmin_jj163． com 06 环境工程 Environmental Engineering