外置式afdmbr城市污水处理技术研究 58页

'分类号学号２０１５０８７０３００２学校代码１０４８８密级硕士学位论文外置式ＡＦＤＭＢＲ城市污水处理技术研究学位申请人：学科专业：土木工程指导教师：雷答辩日期：２０１８年５月— ADissertationSubmittedinPartialFulfillmentoftheRequirementsfortheDegreeofMasterinEngineeringThestudyofexternalanaerobicfluidizedbeddynamicmembranebioreactorformunicipalwastewatertreatmentMasterCandidate：ChenggangMajor：CivilEngineeringSupervisor：ZhuleiWuhanUniversityofScienceandTechnologyWuhan,Hubei430081,P.R.ChinaMay,2018 摘要实验利用厌氧流化床动态膜生物反应器（Anaerobicfluidizeddynamicmembranebioreactor，AFDMBR）与厌氧流化床膜生物反应器（Anaerobicfluidizedmembranebioreactor，AFMBR）处理城市生活污水，以期实现生活污水的达标排放。运行厌氧动态膜生物反应器（Anaerobicdynamicmembranebioreactor，AnDMBR）小试，比选最佳运行参数并应用到AFDMBR中，探寻AFDMBR与AFMBR的最佳运行参数，考察分析膜污染问题，并对两种反应器进行比较。AnDMBR小试实验结果显示，在本次实验中，最佳膜组件孔径为300目不锈钢网，在污泥浓度为2000mg/L，通量为32L/(m2·h)的条件下开展的连续实验表明，AnDMBR稳定运行周期可达240h。清洗实验结果表明离线清洗方式更适用于动态膜的清除。曝气对AFDMBR有一定影响，曝气强度过大容易导致动态膜破损，过小对膜污染控制有限，本次实验的最佳曝气强度为30m3/(m2·h)，间歇曝气（抽停比为7:1）更能有效减缓膜污染。在膜污染期，出水COD平均为100mg/L，对COD的去除率平均为87%，动态膜对COD的拦截率最高达到22.75%，污泥混合液中SMP浓度达到最高，为33.71mgTOC/L。AFMBR运行120d，其临界曝气强度为35m3/(m2·h)。运行期间，进水COD浓度范围为429.5~648.1mg/L，系统对COD的去除率为71.72~91.66%。对膜的清洗采取先酸洗后碱洗的离线化学清洗方式可有效去除膜表面污染物；SMP对膜污染的影响相对较大，膜表面SMP的含量最高，为27.84mgTOC/L，而在SMP组成成份中，多糖含量最高为14.59mgTOC/L。AFDMBR具有高通量，低造价，低能耗，清洗方便等优点，其运行不稳定，运行周期短等问题有待进一步解决。关键词：AFDMBR；AFMBR；曝气；膜污染I AbstractTheAFDMBRandAFMBRareusedtotreaturbansewageinordertoachievethestandarddischargeofdomesticsewage.AnDMBRwasruntochoosetheoptimaloperationparameterandapplicationthanAFDMBR,searchedtheoptimaloperationparametersofAFDMBRandAFMBR,inspectedandmembranepollution,andcarriesonthecomparisontotwotypesofreactor.AnDMBRtestexperimentresultsshowedthattheoptimalmembranemoduleaperturefor300stainlesssteelnet,thesludgeconcentrationof2000mg/L,fluxwas32L/(m2·h)carriedoutundertheconditionofcontinuousexperimentsshowedthatAnDMBRandstableoperationcycleis240h.Thecleaningexperimentresultsshowedthattheoff-linecleaningmethodismoresuitablefortheremovalofdynamicfilm.SparginghadeffectonAFDMBR,Thespargingintensitywastoolargetocausethedynamicfilmtobedamaged,andwastoosmalltocontrolthemembranefouling,theoptimalaerationstrengthofthisexperimentwas30m3/(m2·h),intermittentsparging(thesuctionstopratiois7:1)couldeffectivelyslowthemembranefouling.Duringthemembranefoulingperiod,theaverageamountofeffluentCODwas100mg/L,theremovalrateofCODwas87%,andtheinterceptionrateofthedynamicmembranewasupto22.75%,theconcentrationofSMPinsludgemixturewashighest,itwas33.71mgTOC/L.AFMBRruns120danditscriticalspargingstrengthwas35m3/(m2·h).Duringoperation,theconcentrationrangeofCODwas429.5~648.1mg/L,andtheremovalrateofCODwas71.72~91.66%.Thecleaningofmembranecouldeffectivelyremovethemembranesurfacecontaminantsbyusingtheoff-linechemicalcleaningmethod.SMPhadarelativelylargeinfluenceonmembranefouling,withthehighestconcentrationofSMPonthemembranesurface,itwas27.84mgTOC/L,andthehighestpolysaccharidecontentinSMPcomponents,itwas14.59mgTOC/L.II AFDMBRhadtheadvantagesofhighthroughput,lowcost,lowenergyconsumption,easycleaning,etc.Butitsoperationwasnotstable,andtheshortrunningcycleneededtobesolvedfurther.Keyword:AFDMBR；AFMBR；sparging；membranecontaminationIII 目录摘要..............................................................................................................................IAbstract.........................................................................................................................II第1章绪论..................................................................................................................11.1厌氧生物技术处理城市污水的发展和研究现状.............................................11.2AnMBR研究概况...............................................................................................21.2.1AnMBR的研究现状....................................................................................21.2.2AnMBR的分类和特点................................................................................21.2.3AnMBR的膜污染影响因素........................................................................31.3AnDMBR研究概况............................................................................................51.3.1动态膜的分类..............................................................................................61.3.2DMBR的研究现状......................................................................................61.3.3AnDMBR的影响因素..................................................................................81.4研究内容与目的.................................................................................................81.4.1项目来源......................................................................................................81.4.2研究目的......................................................................................................81.4.3研究内容......................................................................................................9第2章AnDMBR小试..............................................................................................112.1实验装置与方法...............................................................................................112.1.1实验装置....................................................................................................112.1.2实验方法....................................................................................................112.2不同孔径不锈钢网形成动态膜的临界通量的确定.......................................132.3动态膜形成及运行周期影响因素分析...........................................................142.4长期运行效果...................................................................................................172.5膜清洗...............................................................................................................172.6本章小结...........................................................................................................19第3章AFDMBR中试..............................................................................................203.1实验材料...........................................................................................................203.1.1实验装置....................................................................................................20IV 3.1.2实验用水....................................................................................................223.1.3污泥接种以及颗粒活性炭的投加.............................................................223.2污泥驯化及启动...............................................................................................223.3AFDMBR运行周期影响因素分析..................................................................233.3.1恒压出水对AFDMBR运行周期的影响.................................................233.3.2曝气强度对AFDMBR运行周期的影响.................................................243.3.3曝气频率对AFDMBR运行周期的影响.................................................273.4不同时期动态膜对COD的处理效果............................................................283.5污泥混合液特性分析.......................................................................................293.6本章小结...........................................................................................................30第4章AFMBR中试.................................................................................................314.1实验装置...........................................................................................................314.2AFMBR运行条件.............................................................................................324.3AFMBR临界曝气强度的确定.........................................................................334.4AFMBR对COD的去除效果..........................................................................344.5AFMBR中膜运行情况.....................................................................................354.6膜污染分析.......................................................................................................364.6.1清洗前后膜阻力的变化............................................................................364.6.2清洗对污泥混合液的影响........................................................................374.6.3膜表面污泥混合液特性分析....................................................................384.7AFDMBR与AFMBR的比较..........................................................................404.8本章小结...........................................................................................................40第5章结论与展望....................................................................................................415.1结论...................................................................................................................415.2展望...................................................................................................................41致谢..............................................................................................................................43附录1攻读硕士学位期间发表的论文......................................................................49附录2攻读硕士学位期间参加的科研项目..............................................................50V 武汉科技大学硕士学位论文第1章绪论1.1厌氧生物技术处理城市污水的发展和研究现状自污水处理技术发展以来，对于污水的资源化利用越来越受到人们重视[1]。厌氧生物技术早在1860年就被发现，Mouras曾采用厌氧的方法处理废水[3]。厌氧生物技术不仅可以实现污水的净化，而且能产生高热值的沼气作为能源，因此得到广泛的开发以及应用。但是，甲烷产率难以提高、反应器难以稳定运行、出水水质难以达标等问题需要进一步改善[2]。第一代厌氧消化工艺以传统厌氧消化池为代表，其缺陷是厌氧微生物没有与污水进行充分接触，并且没有足够多的微生物来处理污水，这是因为厌氧微生物生长缓慢，世代时间较长。因此延长微生物的停留时间则成为厌氧硝化工艺成功的关键。在七十年代末，研究者们开发了各种新型厌氧工艺以延长微生物停留时间和污水接触[4]。例如:厌氧生物滤池(Anaerobicbio-filter，AF)、上流式厌氧污泥床反应器(Up-flowanaerobicsludgebed，UASB)、厌氧流化床(Anaerobicfiudizedbed，AFB)等。它们有一个共同优点，那就是能够分离水力停留时间（Hydraulicretentiontime，HRT）和固体停留时间（Sludgeretentiontime，SRT）。城市污水处理技术发展至今，越来越多的研究者认为应将城市污水看作资源，对其含有的大量有机物、营养物质和水资源进行回收利用。在厌氧过程中，微生物的水解作用能够将大分子有机物水解为小分子有机物，最终产生沼气进行回收，实现污水处理的净产能，因此，厌氧技术具有潜在的经济效益。并且厌氧生物技术处理污水具有节省构筑物空间，降低基建费用；产生的剩余污泥产生量少，操作简便易行等优点[5]。这些优势使得国内外研究者开始将厌氧法应用于城市生活污水当中，并不断地取得多方面的突破与进展。例如厌氧流化床（Anaerobicfluidizedbed，AFB），该工艺将细小的颗粒物质导入反应器内部充当载体，具有以下优点：投加的载体具有较大的比表面积，能够使微生物附着以提高微生物浓度；水力停留时间较短，具有很强的耐冲击负荷能力；由于载体处于流动状态，不会造成污泥床堵塞；具有良好的传质条件，提高污水处理速率；剩余污泥产量少，减少后续处理负担；占地面积少，便于运行操作等[6]。因此，近年来厌氧流化床工艺被越来越多的研究工作者应用于城市生活污水的治理中。在1997年的国际厌氧大会上，Verstraete等人[7]提出将厌氧生物处理应用在生活污水处理上。因此，厌氧生物处理低浓度生活污水逐渐成为了人们关注的新领域。然而厌氧技术也有其不足之处。首先，厌氧微生物生长缓慢，尤其启动过程时间较长，且对有毒物质较敏感，对环境的要求比较高，尤其是产甲烷古菌[8]。1 武汉科技大学硕士学位论文其次，甲烷产率不高；反应器运行不稳定；无法去除氮、磷；出水水质难以达到排放标准。因此，厌氧生物技术在处理城市生活污水方面，还需要在以下方面进行改进：（1）提高出水水质；（2）提高厌氧微生物的生长速率；（3）提高产甲烷古菌的生物活性；（4）提高系统稳定性，增加传质效率等。此外还可以考虑结合其它废水处理系统，进行氮、磷的回收。1.2AnMBR研究概况1.2.1AnMBR的研究现状厌氧生物处理因剩余污泥少、运行费用少、可产生沼气作为能源回收等优点而被广泛开发和应用。但在低浓度有机废水处理中，厌氧生物技术应用却不多，这是因为在处理低浓度有机废水时，难以在反应器中有效截留厌氧污泥，而厌氧污泥本身生长缓慢，造成反应器污泥浓度不高；由于厌氧反应本身会产生较高有机物，导致处理后的出水难以达到一般废水排放的标准要求。将厌氧技术与膜技术相结合，开发厌氧膜生物反应器（Anaerobicmembranebioreactor，AnMBR）应用于处理市政污水，不仅可以保留厌氧生物处理的优势，而且克服了上述缺点，实现了水力停留时间和固体停留时间的高效分离、完全生物截留、出水水质稳定等[9,10]。但由于膜组件成本较高并且膜污染严重，导致该工艺发展比较缓慢[11]。近十年来，由于膜技术的飞速发展及膜生物反应器（Membranebioreactor，MBR）的运行成本及膜组件造价的大幅降低，使AnMBR重新出现在人们的视野中。相比于AeMBR（Aerobicmembranebioreactor，AeMBR）工艺，AnMBR具有剩余污泥产量低、能耗小、并能产生能源气体等优点；而相比于传统厌氧工艺，AnMBR具有出水水质优良、占地小、操作简便等特点。因此，越来越受到学者的关注[12-14]。近些年来，国外研究者对AnMBR进行了多方面的研究，在不同浓度的废水，不同工艺和不同操作条件方面进行考察并取得了较理想的处理效果（表1.1）。1.2.2AnMBR的分类和特点AnMBR按膜出水的驱动方式可分为负压式AnMBR和加压式AnMBR；按膜在反应器中的作用可分为萃取型AnMBR、分离型AnMBR和无泡曝气型AnMBR，其中以分离型AnMBR应用最广；根据膜组件与厌氧生物反应器的组合方式可将AnMBR分为外置式AnMBR和内置式AnMBR；（1）外置式AnMBR外置式AnMBR是指将膜组件放置在厌氧生物反应器外部，相对独立，用管道连接两者，污泥混合液通过泵在膜组件和厌氧生物反应器内循环，然后通过2 武汉科技大学硕士学位论文表1.1不同AnMBR对COD的处理效果Tab.1.1TheeffectofdifferenttypeofAnMBRonCOD反应器类型原水类型HRT/h温度/℃COD去除率/%研究者SAF-MBR城市污水2.32584Yoo[15]AnMBR垃圾渗滤液73790Zayen[16]UASB-MBR乳制品工业污水1417~2595Buntner[17]26.4~45.SAMRB垃圾渗滤液10~3095Trzcinski[18]6AnMBR城市污水62588Lew[19]CSTR-MBR模拟废水48~963565~92Ersahin[20]两级AFBR-MBR城市污水1.282567Dutta[21]MFC-AFMBR城市污水92592.2Ren[22]膜组件出水。外置式AnMBR的工艺流程如图1.1（a）所示。外置式AnMBR具有以下特点：由于膜组件与厌氧生物反应器分开运行，仅通过泵进行污泥混合液的循环，因此两者之间的干扰较小，方便调节、控制和管理；方便膜组件的清洗、更换及增设；可以单独对膜组件施加压力，并进行压力调节，改变膜的透水率，提高膜通量；需增设水泵进行污泥混合液的循环，增加错流速度，以便控制膜污染，从而提高了能耗[23]。（2）内置式AnMBR相对外置式AnMBR，内置式AnMBR是直接把膜组件放置在厌氧生物反应器中，依靠重力和水泵抽吸产生的负压作为出水的动力，通过循环曝气来控制膜污染，内置式AnMBR工艺流程如图1.1（b）所示。内置式AnMBR的主要特点有：膜组件放置在厌氧生物反应器内，减少整个系统的占地面积；内置式AnMBR通过抽吸泵抽吸出水，动力的消耗远低于增压型分置式AnMBR；但是内置式AnMBR在运行过程中，由于膜组件长期浸没在厌氧生物反应器中，污泥附着在膜组件上，导致膜污染较快，膜污染问题难以解决，而且对膜的清洗比较麻烦，需要将膜组件从厌氧反应器中取出，容易影响连续运行。1.2.3AnMBR的膜污染影响因素尽管AnMBR有上述的优点，但由于其膜污染比较严重，在运行一段时间后，膜过滤阻力会增加，导致膜通量会大大下降，影响膜组件的寿命，继而影响厌氧反应器的运行[24]。因此，AnMBR的进一步推广面临的最主要的问题就是膜污染应该怎么控制[25]。污泥混合液中的微粒、胶体粒子或者大分子物质在膜过滤过程中与膜发生物3 武汉科技大学硕士学位论文理作用和化学作用，然后在膜表面或膜孔内吸附和沉积，使膜孔径变小甚至堵塞，膜通量下降，并且不可自行恢复，这种现象我们称为膜污染[26]。（a）外置式（b）内置式图1.1AnMBR形势特点Fig1.1AnMBRformfeatures膜表面滤饼层的形成是膜污染主要原因之一[27]，可以通过跨膜压差（Transmembranepressure，TMP）的变化情况将膜污染过程分为3个阶段[28]：①初期快速堵塞，TMP快速升高；②颗粒物质缓慢沉积，滤饼层渐渐形成，TMP缓慢增长；③滤饼层被压实，更为致密，TMP快速升高。影响膜污染的因素基本上可分为3类：污泥特性、操作条件及膜组件[29]。污泥特性中，胞外聚合物（Extracellularpolymericsubstances，EPS）和溶解性微生物（Solublemicrobialproducts，SMP）是主要影响因素[11]。混合液中的EPS来源于微生物的代谢活动和内源呼吸的细胞自溶，SMP来源于基质利用过程和微生物的内源呼吸过程，EPS和SMP主要由多糖和蛋白质组成，在膜孔道堵塞、运行性能等方面均起到至关重要的作用。BARKER等人[30]发现，SMP对微生物表现出的毒性不利于微生物的活性，对金属的螯合性不利于污泥的絮凝性能和沉降性能，形成较高的膜过滤阻力。操作条件是通过影响污泥特性从而间接影响膜污染，其中进水水质、SRT，HRT、温度等是主要影响因素[19]。进水水质可能会引起污泥中丝状菌的增加，从而导致形成的滤饼层更加紧密，膜阻力上升；HRT的范围一般在2.6h～14d，较短的HRT意味着较高的容积效能和较小的反应器体积，但HTR过短容易引起生物量增加和SMP的累积从而加速膜污染[31]。SRT一般控制在20～50d，较长的SRT意味着处理的污泥较少，而SRT过长会引起污泥粘度增加，从而导致膜渗透性降低[27]。温度对AnMBR运行有重大影响，温度波动能直接影响AnMBR的处理效果。这因为温度对厌氧反应器中的厌氧微生物影响极大。当温度不在厌氧微生物的适宜温度范围内时，厌氧微生物的代谢活性会大大降低，生物降解作用下降，大分子有机物没有被降解，导致AnMBR中的膜组件过滤阻力升高，从4 武汉科技大学硕士学位论文而导致膜通量下降，加速膜污染的发生，与此同时，由于微生物活性下降，导致出水水质变差等[32]。膜组件主要由膜材料和支撑框架组成。其中膜材料的特性是影响膜污染的关键因素，包括亲疏水性，膜孔径，带电荷，粗糙度等，膜材料和支撑框架之间的装填密度也影响膜污染[32]。结合膜污染影响因素和膜污染机制来控制膜污染是最有效的。许颖等人[34]提出可以通过膜材料表面改性和膜组件优化；运行条件的优化、添加吸附剂、混凝剂；反应器构型优化、提高膜面流速、临界通量运行；清洗膜等方式来控制膜污染。通过在厌氧反应器中投加颗粒活性炭（Granrlaractivecarbon，GAC）、粉末活性炭（Poweractivecarbon，PAC）、沸石等载体来增加反应器的比表面积，并使污泥与污水进行充分混合，加快厌氧降解过程；这些载体同时具有的吸附性质，能有效地吸附污水中溶解性有机物或者胶体，达到净化污水的作用；在厌氧反应器内部，载体随着污泥混合液进行错流，能在膜表面进行冲刷，提高膜通量缓解膜污染等[2]。1.3AnDMBR研究概况动态膜的发现较早，但近年来才受到重视。在1966年，Madrinkowsk等人[35]首先在MBR的运行过程中发现膜表面会形成一层污泥层，尽管该污泥层能提高了膜阻力、降低了膜通量，但同时有利于截留小粒子，从而导致出水水质的提高。因此Madrinkowsk等人产生了动态膜生物反应器(Dynamicmembranebioreactor，DMBR)的想法。动态膜形成过程如图1.2所示，开始运行时，污泥通过膜基材（不锈钢网、纱布、无纺布等），污泥粒径比膜孔径小的污泥颗粒能穿过膜基材，粒径较大的污泥颗粒被膜基材拦截下来。随着反应器的运行，被拦截的污泥形成一层泥饼，泥饼层对小颗粒污泥和污染物质有截留作用，出水水质由此提高。运行一段时间后，附着在膜基材的泥饼层越来越厚，导致出水流量下降，需要进行冲洗，冲洗后的膜基材能重复使用。5 武汉科技大学硕士学位论文污泥动态膜堵塞膜孔膜基材图1.2动态膜形成过程示意图Fig1.2DiagramofdynamicmembraneformingprocessDMBR利用较大孔径的廉价微网材料作为膜基材，在活性污泥过滤过程中通过污泥在微网上的附着形成生物膜，形成的生物膜能有效的拦截混合液中的污泥以及颗粒、胶体和大分子有机物等污染物，达到近似于微滤膜的过滤效果。不仅如此，生物膜上的微生物也能对污水中的有机物进行生物降解[36-38]。DMBR中的膜组件造价远低于传统MBR，并具有高通量、易清洗、低能耗等突出优点[39,40]。1.3.1动态膜的分类动态膜一般可以分成自生动态膜（Self-formingDynamicMembrane，SFDM）和预涂动态膜（Pre-coatedDynamicMembrane，PCDM）。SFDM是被过滤溶液中的物质在膜组件表面形成的，主要由丝状菌、杆菌、球菌及其分泌物组成。它的制备和冲洗等操作均比较简单方便，不需要在过滤液中混入杂质，一般在工业中应用较多，但是形成的动态膜性能不够稳定，污泥比阻较大，容易脱落[41]。而PCDM的形成是在胶体溶液或者含有预涂剂的悬浮液中，将膜基质在错流过滤的过程中，通过吸附、沉积和浓差极化等物理作用，从而在基质表面形成动态膜。1.3.2DMBR的研究现状对于动态膜在污水处理过程中的处理效果和作用机理，国内外学者进行了很多研究进行解析。Park等人[42]采用陶瓷膜为膜基材，考查了反应器中形成的生物膜对SCOD的去除作用，实验中发现形成的生物膜对污染物有一定的去除作用，猜测是因为生物膜的拦截﹑吸附以及生物降解作用导致的。同样，范彬等人[43]在实验中发现DMBR中形成的生物膜对污水中的污染物有一定的截留能力，并且发现动态膜主要由滤饼层和凝胶层两部分组成。Chu等人[44]研究DMBR的临界通量和滤饼层的结构，得到在次临界通量的情况下较长的过滤时间和较为6 武汉科技大学硕士学位论文缓慢的通量下降，并发现EPS中的多糖含量在运行过程中表现出增加的趋势，而蛋白质的含量没有明显下降。肖晓强等人[45]采用无纺滤布为膜基材进行实验，考察动态膜的形成过程以及反应器对污水的处理效果。研究中发现在曝气量为600ml/min、出水水压为5cm、MLSS为4500mg/L的条件下运行试验，在1h后出水水质浊度稳定，在3h后膜通量也趋于平缓。张海等人[46]选用孔径为74μm的不锈钢网作为膜基材进行实验，考察反应器对生活污水的处理效果和不锈钢网上形成的泥饼特性。结果表明，在动态膜形成稳定后，出水水质基本上可以达标；通过清水实验，发现泥饼层阻力占动态膜总的过滤阻力的95.79%；通过红外光谱分析，发现膜组件表面泥饼层的主要污染物大多数为多糖和蛋白质类等物质。结合动态膜和AnMBR的新型工艺厌氧动态膜生物反应器（Anaerobicdynamicmembranebioreactor，AnDMBR）不仅能够保留AnMBR的优点，更具通量高、膜污染清除简易、能耗小、更加经济等突出优点，因此AnDMBR逐渐成为了人们研究的热点[47,48]。Xie等人[49]用厌氧动态膜生物反应器处理垃圾渗滤液，在进水COD浓度为1300mg/L的条件下，系统对COD去除率达到62.2%；并且确定甲烷八叠球菌属为主要的产甲烷菌群。Zhang等人[50]在通量为65L/(m2·h)的条件下运行厌氧动态膜生物反应器并处理市政污水，发现厌氧动态膜主要有由悬浮固体（Suspendedsolid，SS），SMP，EPS组成。AnDMBR中动态膜的形成可分为三个阶段，即膜快速形成阶段，膜稳定运行阶段及膜堵塞阶段，在每个阶段中，SS、SMP、EPS的堆积速率有所不同。Ersahin等人[51]研究沼气喷射速度(Biogassprayvelocity，GSV)和HRT对AnDMBR处理污水的影响，结果表明，增加GSV会减小动态膜的过滤阻力；减少HRT将导致SMP中的多糖和蛋白质含量增大，。还有其他研究者对AnDMBR和好氧动态膜生物反应器（Aerobicdynamicmembranebioreactor，AeDMBR）也进行了研究（表1.2）。表1.2不同类型DMBR对COD的处理效果Tab.1.2TheeffectofdifferenttypeofDMBRonCOD反应器容温度进水CODCOD去反应器类型膜基材研究者积/L/℃/mg∙L-1除率/%浸没式AeDMBR64尼龙网20107~27090.1%田文瑞[52]外置式AnDMBR0.73尼龙网34~36500075%Alibardi[53]浸没式AeDMBR70不锈钢网25~30120~45682.7%尤朝阳[54]浸没式AnDMBR11无纺布28~32120092.9%赵婷婷[55]外置式AeDMBR90工业滤布20~35546~79296.68%李小利[56]浸没式AeDMBR50无纺布18330~49093%程恒卫[57]7 武汉科技大学硕士学位论文1.3.3AnDMBR的影响因素（1）膜基材膜基材的选择一般选用廉价的微网材料，包括无纺布、工业滤布、尼龙筛网、不锈钢丝网等。其中尼龙筛网和不锈钢丝网由于其材料特性不易破损，具有抗水利冲击能力以及清洗再生容易等优点。无纺布由于具有独特的不规则孔径的空间网状结构，在过滤性能上要高于其他材质。而研究中发现，膜基材的亲水性能也会影响膜的污染特性。因此在选择膜材料时，应从材料的强度、造价、稳定性、亲水性、使用寿命等方面进行评价分析来确定。（2）膜通量膜通量对膜污染的影响非常大，一般来说，运行通量都在低于临界通量下进行。当污泥颗粒所受的趋向于膜表面的拖曳力与颗粒的返混作用力达到平衡时，此时的膜通量为临界通量[58]。当反应器低于临界通量运行时，TMP变化在稳定期不明显，能够稳定运行，膜污染的发展较为缓慢；当反应器高于临界通量运行时，TMP迅速上升，通量急速下降，膜污染发展很快，在较短时间内需要进行清洗。因此，临界通量的确定对实验运行周期长短有着至关重要的作用。（3）混合液污泥浓度对于SFDM，混合液污泥浓度（Mixliquidsuspendsolid，MLSS）对系统的影响各学者看法相同，MLSS浓度较高时，形成的动态膜较厚，过滤阻力较大，膜污染较严重，但出水水质较高。（4）反应器控制条件反应器控制条件主要影响动态膜的形成，影响因素包括错流速度、曝气方式及强度、pH、温度等。1.4研究内容与目的1.4.1项目来源项目来源科技部国际合作项目（No.2016YFE0118500），从事相关的实验。1.4.2研究目的DMBR不仅可以保留MBR的优点，还具有运行通量高、膜组件造价低、清洗方便，能耗低、可自流出水等突出优点。针对AnMBR普遍存在的膜污染严重，通量较低的问题，开发新型厌氧流化床动态膜生物反应器，实现在稳定运行的基础上，有效提高膜通量，并达到污水净化、能源回收的目标。8 武汉科技大学硕士学位论文本实验研究采用外置式厌氧流化床动态膜生物反应器（Anaerobicfluidizeddynamicmembranebioreactor，AFDMBR）污水处理工艺。投加GAC，实现减缓膜污染，提高出水通量，降低能耗等目标。并考察该系统在不同运行条件下处理污水的运行效果（改变曝气方式和曝气强度），包括出水水质、对污染物的去除率、沼气产量、甲烷产率等。深入研究运行周期、膜污染趋势及其影响因素（曝气方式和曝气强度）之间的关系，为该工艺今后的稳定运行提供基础数据和经验。1.4.3研究内容本课题主要考察AFDMBR的运行周期、膜污染以及污水处理效果，通过AnDMBR小试装置确定临界通量及运行周期，考察污泥浓度、通量等条件对其运行周期的影响。比选出最佳条件并在AFDMBR中试装置上应用，考察曝气对AFDMBR中试装置的运行周期及污水处理效果的影响。在相同工况下运行AFMBR，考察其对污水的处理效果以及膜污染情况，并与AFDMBR进行比较。技术路线如图1.3所示。本课题主要研究内容如下：（1）运行AnDMBR小试装置，比选参数。包括膜孔径、通量、污泥浓度等。为中试的搭建及运行提供一定的基础数据和经验。（2）搭建运行AFDMBR中试装置，与流化床进行耦合，投加活性炭，通过改变膜面积，通量，出水方式（恒压出水和恒流出水）、曝气方式、曝气强度等控制膜污染，分析不同周期EPS的变化及其影响，考察污泥粒径对膜污染的影响。最后控制最佳参数长期运行。（3）运行AFMBR中试装置，考察其运行期间对污水的的处理效果，通过改变曝气强度控制膜污染并选取最佳曝气强度，考察不同清洗方式对膜污染的影响，分析运行中EPS的变化及其对膜污染的影响，控制与AFDMBR长期运行相同的工况（HRT、温度、进水COD等）并长期运行，比较其优缺点。9 武汉科技大学硕士学位论文分析比较AFDMBR与AFMBR的优缺点温度、pH多糖蛋白腐殖酸温度、pH多糖蛋白腐殖酸清洗的影响甲烷产量污泥粒径甲烷产量COD处理SMP、EPSCOD处理SMP、EPS膜膜运运污污行行染染效效分分果果析析中试AFDMBR中试装AFMBR中试置运行影响因素运行影响因素污污泥浓度曝膜通泥气孔曝气方式量浓强径度曝气强度度比选参数AnDMBR小试图1.3技术路线图Fig1.3Technicalroute10 武汉科技大学硕士学位论文第2章AnDMBR小试本实验选用不锈钢网为基材构建AnDMBR装置处理生活污水，考察了不锈钢网孔径、污泥浓度以及通量对动态膜形成和运行周期的影响，以期为AnDMBR的中试应用提供运行参数及指导。2.1实验装置与方法2.1.1实验装置AnDMBR反应器由有机玻璃制成，反应器尺寸为240mm×120mm×410mm，有效容积为10L，反应器中部装有平板式不锈钢网组件，有效面积为0.11m2，实验装置示意图如图2.1所示。装置出水由蠕动泵（格兰蠕动泵BT100-2J）控制流量，反应器循环由蠕动泵（格兰蠕动泵BT100-2J）控制流速。跨膜压差（TMP）由传感器（伊莱科ELE801）测量并由无纸记录仪（天信仪表TXR2003E）记录。反应器设置布水管，位于不锈钢网组件正下方。膜出水回流进水图2.1AnDMBR装置示意图Fig2.1DiagramofAnDMBR装置启动时的接种污泥取自北京某污水厂厌氧消化罐的消化污泥，污泥浓度为3680~4196mg/L。实验用水采用清华大学校内的生活污水，其中COD约为395.8mg/L，浊度约为220.5NTU。2.1.2实验方法（1）常规水质分析常规水质指标均采用《水和废水监测分析方法》（第四版）中的监测方法进行测定。COD的测定采用重铬酸钾法。温度、pH和DO的测定采用便携式快速11 武汉科技大学硕士学位论文检测仪（SG98/梅特勒-托利多仪器公司）。（2）污泥混合液理化性质检测1）MLSS、MLVSS的检测依据《水和废水监测分析方法》检测MLSS和MLVSS。将定量滤纸放置于105℃恒温箱中烘0.5h以上，用配套的抽滤瓶将一定体积的样品进行抽滤，将滤纸和滤纸上的污泥置于105℃恒温箱中烘2h以上，然后放置干燥器中进行干燥，0.5h后取出进行称重。重复烘干和冷却干燥的步骤，使两次称重的质量误差不超过2%，计算得出MLSS。然后将滤纸和污泥置于马弗炉中进行550℃高温焚烧4h以上，最后取出剩余固体置于干燥器中干燥0.5h，称重并计算得出MLVSS。2）SMP、EPS的检测通过测定总有机碳（Totalorganiccarbon，TOC）的形式来表征SMP与EPS含量。活性污泥中EPS的提取方法采用热提取法。首先，用离心机将污泥混合液在4000rpm的条件下离心5min，得到上清液和沉积物。上清液用孔经为0.7μm的玻璃纤维滤膜过滤，得到的滤液为SMP。沉积物用50℃的0.05%的氯化钠溶液稀释到原体积并用振荡器剧烈震荡2min，重复离心步骤，得到的上清液用0.7μm的玻璃纤维滤膜过滤，滤液即为LB-EPS（Loosely-boundEPS）；剩余的沉积物再用0.05%的氯化钠稀释至原体积，重复震荡步骤，然后将其放置水浴锅中，进行60℃水浴30min，重复离心步骤，将离心后的上清液用0.7μm的玻璃纤维滤膜过滤，滤液即为TB-EPS（Tightly-boundEPS）。3）TOC总有机碳通过TOC分析仪（日本岛津TOC-VCPH）进行TOC的检测。将SMP、EPS稀释至测定范围并加入两滴浓盐酸，然后送入TOC分析仪进行检测。4）多糖、蛋白质、腐殖酸的检测用苯酚-硫酸法测定多糖含量；蛋白和腐殖酸由改进的Lowry法进行测定，为避免钙、镁金属离子的干扰，要将样品通过离子交换树脂后才能进行测定。（3）临界通量的测定临界通量理论在MBR工艺中具有普遍的指导意义，当污泥颗粒所受的趋向于膜表面的拖曳力与颗粒的返混作用力达到平衡时，此时的膜通量为临界通量[58]。当通量在低于临界通量下运行时，膜污染发展缓慢，TMP变化不明显；当通量在高于此通量运行时，膜污染将迅速发生，TMP增加很快。因此，临界通量的确定对实验运行周期长短有着至关重要的作用。本实验的临界通量采用流量阶梯法进行测定。通量从10L/(m2h)(LMH)依次升高至90LMH，每个通量下运行10min，记录TMP变化。每组通量条件下开展测定之前对不锈钢网组件进行水力冲刷。当通量低于临界通量时，运行10min内TMP的值没有明显变化，而在某个通量条件下TMP的值有明显上升时，该通量即为临界通量。12 武汉科技大学硕士学位论文（4）动态膜运行周期的确定动态膜从滤饼层的形成到堵塞的过程称为动态膜的一个运行周期，根据运行周期内的TMP变化规律及出水浊度的变化规律，可将其分为三个阶段：动态膜快速形成期、动态膜稳定发展期以及动态膜堵塞期[44,59]。在运行初期，TMP在较短时间内迅速上升，出水浊度快速下降，这一阶段为动态膜快速形成期。之后TMP和出水浊度趋于稳定，并持续较长的一段时间，这一阶段为稳定发展期。而当运行一段时间后，TMP出现陡升，说明动态膜已产生较严重的堵塞，这一阶段为堵塞期。当TMP继续快速升高，至出水浊度增大，此时动态膜出现破损。（5）动态膜过滤阻力的测定将动态膜浸于清水中，根据达西定律，动态膜的过滤阻力可由膜通量(J)和TMP计算得到：TMPRt（1）J式中J——膜通量，m3/(m2·s)；R-1t——膜阻力，m；TMP——跨膜压差，Pa；Μ——溶液黏度，Pa∙s。在依次递增的通量条件下，分别测得不同通量下TMP的值，对通量和TMP作图，两者呈线性关系，由其斜率可得动态膜过滤阻力。2.2不同孔径不锈钢网形成动态膜的临界通量的确定在相同厌氧污泥浓度（MLSS=4200mg/L）和上升流速（0.6m/h）下，不同孔径不锈钢网形成的动态膜的临界通量如图2.2所示，当通量低于60LMH时，200目（孔径约为75um）不锈钢网形成的动态膜可以稳定运行，TMP没有明显升高，而当通量升高至70LMH时，TMP突然升高，说明200目不锈钢网形成的动态膜的临界通量在60-70LMH之间。同理，300目（孔径约为48um）和500目（孔径约为25um）不锈钢网形成的动态膜的临界通量分别在70-80LMH之间和80-90LMH之间。结果显示，在本实验选取的不锈钢网目数范围内，目数越小，临界通量越低。这与MBR中临界通量与膜孔径的关系一致[58]。后续实验将在低于临界通量的次临界通量下运行。13 武汉科技大学硕士学位论文10012通量1080200目TMP300目TMP860500目TMP/LMH6通量TMP/kPa404202000510152025303540455055606570758085时间/min图2.2不同孔径不锈钢网形成动态膜的临界通量Fig2.2criticalfluxofdynamicmembraneformingonstainlesssteelmeshwithdifferentporesize2.3动态膜形成及运行周期影响因素分析2.3.1不锈钢网孔径的影响不锈钢网组件投入运行后TMP及出水浊度的变化宏观上反应了动态膜形成过程及运行周期的长短。在运行通量均为32LMH，MLSS为3680mg/L的条件下，不同孔径不锈钢网组件的出水浊度变化及运行周期如图2.3所示。由图可见，300目不锈钢网在运行2h后，出水浊度下降至5NTU，TMP缓慢上升，判断该阶段为动态膜形成阶段；2h到4h，不锈钢网的TMP和浊度保持稳定，判断该阶段为动态膜稳定阶段；4h后，TMP突然迅速上升，判断该阶段为动态膜堵塞阶段。500目不锈钢网在运行1h后，出水浊度降至5NTU，可认为500目不锈钢网形成的动态膜比300目更快。然而在动态膜堵塞阶段，500目不锈钢网形成的动态膜TMP上升速率明显高于300目，这是因为不锈钢网孔径越小，越容易被堵塞。200目不锈钢网在运行8h内，TMP一直较为稳定，缓慢上升，而出水浊度下降至30NTU便不再下降。分析认为这是由于不锈钢网孔径较大时，污泥很难在其上附着，继而影响了动态膜的形成，导致其对浊度物质的截留效果不好。而动态膜的形成也影响TMP的变化。在本实验条件下，300目不锈钢网上形成的动态膜出水浊度较低，膜污染发展较缓慢，运行相对稳定，因此，选取300目不锈钢网作为AnDMBR动态膜的基材。14 武汉科技大学硕士学位论文10012200目300目200目80500目9300目500目606/NTU40TMP/kPa浊度32000024680246810时间/h时间/h（a）浊度（b）TMP图2.3不锈钢网孔径对出水浊度及TMP的影响Fig2.3EffectsofstainlesssteelmeshporesizeoneffluentturbidityandTMP2.3.2污泥浓度的影响污泥混合液浓度是动态膜形成和稳定运行的重要因素。在通量为42LMH的条件下，300目不锈钢网在不同污泥浓度（1040、1840、3680mg/L）下的出水浊度和运行周期如图2.4所示。当MLSS浓度为3680mg/L时，出水浊度0.5h内下降到10NTU以下并趋于稳定，认为动态膜已经形成；TMP在运行2h左右时出现飞跃，膜污染发展加速。在MLSS浓度为1840mg/L条件下，浊度在2.5h后下降到10NTU以下并趋于稳定，反应器稳定运行12h。当MLSS浓度为1040mg/L时，TMP在一直没有出现飞跃，然而出水浊度始终在80NTU以上，认为动态膜形成不充分，其对浊度物质的截留效果较差。因此，低污泥浓度（约2000mg/L）有利于延长动态膜的稳定运行周期，但污泥浓度过低，会导致动态膜难以形成。18025MLSS=3680mg/LMLSS=3680mg/L150MLSS=1840mg/L20MLSS=1840mg/LMLSS=1040mg/LMLSS=1040mg/L1201590/NTU10TMP/kPa浊度605300002468101214160246810121416时间/h时间/h（a）浊度（b）TMP图2.4污泥浓度对出水浊度及TMP的影响Fig2.4EffectsofMLSSoneffluentturbidityandTMP15 武汉科技大学硕士学位论文2.3.3EPS浓度的影响污泥混合液中的EPS是动态膜滤饼层形成的重要组成成分，EPS浓度越高，成膜时间越短[60,61]。将提取EPS后的厌氧污泥分成三份，分别与提取的EPS进行1:1、1:2、1:4混合，然后加磷酸盐缓冲溶液稀释到相同体积，得到MLSS浓度为4000mg/L的含三个不同EPS浓度（9.2、16.6、28.2mg/L）的厌氧污泥样品。在通量为32LMH的条件下，考察了EPS浓度对动态膜形成及运行周期的影响，如图2.5所示。在动态膜形成阶段，低EPS浓度污泥样品条件下不锈钢网出水浊度下降较缓慢，表明动态膜形成时间较长；而在稳定期阶段，不同EPS浓度污泥样品条件下的动态膜TMP并没有明显的区别，分析认为在稳定期阶段，EPS对滤饼层的影响相对较小；在膜堵塞阶段，EPS越高，动态膜TMP上升速率越大，膜堵塞越严重。100259028.16mg/L28.16mg/L8016.61mg/L16.61mg/L20709.22mg/L9.22mg/L60/NTU1550浊度TMP/kPa40103020510000246810121402468101214时间/h时间/h（a）浊度（b）TMP图2.5EPS对出水浊度及TMP的影响Fig2.5EffectsofEPSoneffluentturbidityandTMP2.3.4通量的影响通量实验将MLSS控制在2000mg/L，考察300目不锈钢网在不同通量（32、42、54LMH）下的出水浊度及运行周期情况。污泥颗粒在不锈钢网表面的沉积及附着状况受其所在不锈钢网表面水力条件的影响，不锈钢网表面错流流速与膜通量为两个最主要水力条件影响因素。在反应器运行过程中，不锈钢网表面的错流速度稳定为0.6m/h。由图2.6可知，反应器运行1.5h后，三者通量下的出水浊度都小于10NTU。而通量为32LMH时，TMP在14小时仍然没有上升的趋势。分析认为在本实验条件下运行，动态膜堵塞较慢，运行周期最长。TMP稳定时间随通量的增大而16 武汉科技大学硕士学位论文减小，即动态膜的运行周期随通量增加而缩短，在动态膜堵塞阶段，TMP上升速率随通量的增大而增大。分析认为通量越大，污泥颗粒向不锈钢网表面沉积的速率越快，导致阻力上升越快，这是由于高通量导致滤饼层快速形成所致。2510054LMH54LMH8042LMH2042LMH32LMH32LMH6015/NTU浊度4010TMP/kPa2050002468101214160246810121416时间/h时间/h（a）浊度（b）TMP图2.6通量对出水浊度及TMP的影响Fig2.6EffectsoffluxoneffluentturbidityandTMP2.4长期运行效果上述研究结果表明，选择300目的不锈钢网基材，在通量为32LMH，厌氧污泥浓度为2000mg/L条件下开展长期运行。如图2.7所示，反应器在运行1.5h后，出水浊度下降至10NTU，判断该阶段为动态膜形成阶段。之后浊度趋于稳定，TMP在0.5~1.5kPa范围内波动，判断该阶段为动态膜稳定期。在240h后，TMP上升速率增大，进入动态膜堵塞阶段，判断反应器运行周期为240h。可见在该运行条件下，采用300目不锈钢网形成的动态膜能够较长时间稳定运行，为今后进一步研究不锈钢网基材和运行条件的选择提供了参考。2.5膜清洗本实验考察了离线清水冲刷和在线反冲洗两种清洗方法对动态膜的清洗效果。清水冲刷是将动态膜运行至堵塞的不锈钢网组件从反应器中取出，用清水对其表面滤饼层进行冲洗10min。在线反冲洗是利用重力回流将清水反向注入不锈钢网组件，以去除或松动附着在不锈钢网表面的污泥滤饼层，清洗时间为1-2min。图2.8所示为300目不锈钢网基材、动态膜运行至堵塞时以及离线和在线清洗后的表面形貌照片。其中：（a）为300目不锈钢网基材；（b）为动态膜运行至堵塞阶段时不锈钢网表面均匀覆盖了一层污泥滤饼层状况，动态膜成膜效果较好；17 武汉科技大学硕士学位论文1001080860Pak6/NTU40TMP/4浊度202000246810121416050100150200250300时间/h时间/h（a）浊度（b）TMP图2.7厌氧动态膜反应器长时间运行的浊度及TMP变化情况Fig2.7ThechangeofturbidityandTMPduringlong-termoperationofAnDMBR（c）为将不锈钢网取出用清水冲刷10min，其表面的滤饼层基本被冲刷脱落状况；（d）为在线反洗后动态膜污泥滤饼层出现局部破损状况。为表征清洗效果，计算清洗前后动态膜过滤阻力，分别将清洗前后的动态膜置于清水中，在不同通量条件下得到TMP的值，以通量为横坐标，TMP为纵坐标作图（如图2.9），得到清洗前膜过滤阻力（R10t）为4.05×10/m，清洗后膜过滤阻力为1.64×1010/m，而新膜的过滤阻力为1.60×1010/m，说明清水冲刷可以有效去除不锈钢网上的滤饼层，使其恢复到初始状态。经分析在线反洗后动态膜污泥滤饼层出现局部破损，可能是由于动态膜滤饼层比较疏松，在一定的反洗压力下，局部滤饼易脱落。但在线反冲洗难以对动态膜滤饼层整体进行有效去除，因此该清洗方式不适用于动态膜清洗（a）不锈钢网基材（b）动态膜运行至堵塞时（c）离线清洗后（d）在线反洗后图2.8不锈钢网基材、动态膜堵塞时以及清洗后的表面形貌照片Fig2.8Thesurfacephotosofvirginstainlessmesh,blockeddynamicmembraneandrecoveryaftercleaning18 武汉科技大学硕士学位论文4y=0.0405x膜清洗前3膜清洗后新膜2TMP/kPay=0.0164x1y=0.016x0020406080100通量/LMH图2.9离线清洗前后动态膜阻力与新膜阻力的比较Fig2.9Thecomparisonofdynamicmembraneresistancesbeforeandafteroff-linecleaningwithvirginstainlessmesh2.6本章小结搭建小试厌氧动态膜生物反应器，比较不同孔径不锈钢微网动态膜的临界通量、运行周期以及出水浊度，比选出最佳微网基材，分析通量及污泥浓度对动态膜运行周期的影响，并考察膜清洗效果，得出如下结论：1）不锈钢网孔径在200~500目的范围内，目数越小，形成的动态膜的临界通量越低；低污泥浓度（约2000mg/L）有利于延长动态膜的稳定运行阶段，但污泥浓度过低，会导致动态膜无法形成；污泥EPS浓度对动态膜的形成及堵塞有较大影响，EPS浓度越高，动态膜形成越快，但在膜堵塞阶段堵塞速度也越快；通量越高，污泥颗粒向不锈钢网表面沉积的速率越大，动态膜阻力上升越快。2）采用300目不锈钢网为基材，在通量为32LMH，厌氧污泥浓度为2000mg/L条件下，形成的动态膜出水浊度低，运行较为稳定，能够稳定运行240h；离线清洗方式更适用于动态膜的清洗，清洗后膜阻力基本恢复到初始状态。19 武汉科技大学硕士学位论文第3章AFDMBR中试实验设计AFDMBR中试反应器，将动态膜生物反应器与流化床进行耦合，考察动态膜运行周期的影响因素、反应器对污水的处理效果以及膜污染情况，实现减缓膜污染，提高出水通量，降低能耗等目标。3.1实验材料3.1.1实验装置AFDMBR中试由流化床和动态膜反应器两部分构成，实验装置示图意图如图3.1所示。7沉淀区88循环8取样出水8动口6态34流膜循环反气化应体床器循5环88882进水图3.1AFDMBR装置示意图Fig3.1DiagramofAFDMBR1-进水泵；2-回流泵；3-循环泵；4-气体循环泵；5-循环泵；6-出水泵；7-湿式流量计；8-阀门动态膜反应器由有机玻璃制成，尺寸为235mm×240mm×1000mm，有效容积为50L，中部装有10片孔径为300目的不锈钢微网平板膜组件，每片不锈钢网的有效膜面积为0.11m2。流化床有效体积为65L，其中外筒内径为200mm，高600mm，内筒内径为100mm，高450mm。在内筒的顶部装有伞状的三相分离器，将附着污泥的颗粒活性炭截留在内外筒内继续参加降解反应，同时将颗粒20 武汉科技大学硕士学位论文活性炭流化起来，并与污泥混合液充分混合，加大传质效率，提高污水处理效果。沉淀区有效体积为15L，设有出水口。混合液通过重力由流化床出水口流入动态膜反应器。反应器内混合液流向大致如下：污水由进水泵从流化床底部进入反应器，经沉淀区通过重力流入动态膜反应器，反应器底部设有布水器，使混合液均匀分布在反应器中，由出水泵抽吸排出反应器。为了使混合液与活性炭能充分混合，流化床和动态膜反应器分别设有循环泵，并设有回流泵，使混合液从动态膜反应器流入流化床。在流化床与动态膜反应器顶端设有出气口，系统产生的气体一部分被排出，并通过湿式流量计记录产气量；另一部分通过气泵打入反应器，对动态膜反应器进行曝气，缓解膜污染。反应器顶部设有液位控制器，控制进水泵的进水。出水管用硬质橡胶管与PVC管相连，保证在出水过程中不因负压导致管子吸瘪。流化床与动态膜反应器在上中下设有三个取样口，装置实物如图3.2所示。图3.2AFDMBR装置实物图Fig3.2DevicephysicalfigureofAFDMBR实验所用的水泵和气泵规格见表3.1表3.1电气装置型号情况Tab3.1Electricaldevicemodel名称编号型号功率进水泵1PB-088EA95W回流泵2ESPAK-00370200W循环泵3，5WZB-125125W气泵42BV-2060810W出水泵6BT-600-J100W21 武汉科技大学硕士学位论文3.1.2实验用水AFDMBR装置安放于北京市通州区某污水处理厂内，实验用水取自该污水厂调节池中的污水，经过粗格栅的过滤进入AFDMBR，进水水质指标如表3.2所示。表3.2进水水质指标Tab3.2InfluentwaterqualityindexCOD（mg/L）TP（mg/L）N-NH3（mg/L）pH（mg/L）浊度（NTU）476~6323~1225~506.01~7.21200~3403.1.3污泥接种以及颗粒活性炭的投加AFDMBR内的厌氧活性污泥取自北京市某污水处理厂的厌氧污泥。污泥浓度约为21500mg/L，MLVSS/MLSS=0.81。在流化床内筒中投加粒径约为0.5mm的颗粒活性炭当做载体，以增大污泥与污水接触的比表面积，继而提高传质效率，同时活性炭将吸附大部分污泥并留在内外筒中，以减缓膜污染。投加的活性炭参数如表3.3所示。表3.3活性炭相关参数Tab3.3Electricaldevicemodel载体：项目单位数值活性炭粒径mm~0.5密度g/cm3~1.5比表面积m2/m3800~2000孔隙率0.36~0.4投加量g/L1003.2污泥驯化及启动将一定量的厌氧污泥加入AFDMBR内，向实际城市污水中添加葡萄糖，作为进水恢复厌氧微生物活性，维持进水COD为1000mg/L左右，控制pH为6.8~7.2，通过缠绕伴热带使AFDMBR温度稳定在33~35oC，HRT定为48h，直至出水COD稳定在200mg/L，产气量达到0.1L/gCOD时，认为AFDMBR启动成功，总共历时40天，之后开始进行AFDMBR实验。培养污泥期间COD去除22 武汉科技大学硕士学位论文效果与产气情况如图3.3、图3.4所示。0.120.1-10.08·gCOD0.06/L0.04产气量0.02001020304050时间/d图3.3产气量变化情况Fig3.3Changeinbiogasproduction12001000进水800-1出水·L600COD/mg400200001020304050时间/d图3.4COD去除效果Fig3.4RemovalofCOD3.3AFDMBR运行周期影响因素分析3.3.1恒压出水对AFDMBR运行周期的影响选用10片300目的不锈钢网为动态膜基材，总的膜面积为1.1m2，AFDMBR的有效容积为130L。出水泵为恒压泵，可调节，控制起始通量为55LMH。在运行初期，由于动态膜没有形成，导致部分污泥流失，因此，在实验初期，通过投加污泥控制污泥浓度。在不同污泥浓度条件下，动态膜TMP、通量、浊度如23 武汉科技大学硕士学位论文图3.5所示。有图可知，四组实验的通量都在运行初期急速衰减，随后下降速率慢慢降低，这是因为在运行初期，不锈钢网拦截污泥能力不强，随着反应的进行，不锈钢网网孔逐渐被堵塞，导致通量急剧下降，当泥饼层完全形成后，通量慢慢保持不变。由图3.5（a）可知，污泥浓度越高，在出水压力相同的条件下，通量衰减更快，这是因为高污泥浓度下，悬浮液的污泥对不锈钢网的堵塞更加严重，但在运行后期，通量几乎稳定并保持一致，分析认为在压力不变的情况下，不同污泥浓度下形成的泥饼层厚度以及致密程度相似，因此导致，在不同污泥浓度下，膜污染期的通量几乎相等。70606050MLSS=6330mg/L50MLSS=5190mg/L4040MLSS=4790mg/LMLSS=3590mg/L30/LMH30MLSS=6330mg/LTMP/kPa20MLSS=5190mg/L通量20MLSS=4790mg/L1010MLSS=3590mg/L0002004006008000200400600800时间/min时间/min（a）通量（b）TMP900800MLSS=6330mg/L700MLSS=5190mg/L600MLSS=4790mg/L500/NTUMLSS=3590mg/L400浊度30020010000100200300400500600时间/min（c）浊度图3.5污泥浓度对通量、TMP及出水浊度的影响Fig3.5EffectsofMLSSonflux、TMPandeffluentturbidity而高污泥浓度同样导致TMP上升速率增大，这是因为污泥浓度越高，形成泥饼层越快。而泥饼层形成越快，动态膜对污泥的截留能力越强，从出水浊度的变化得知，污泥浓度越高，出水浊度下降越快。在本次实验中，由于是恒压出水，导致TMP与通量都不稳定，无法深入分析，故在之后实验中，更换出水泵，控24 武汉科技大学硕士学位论文制通量不变，恒流出水运行。3.3.2曝气强度对AFDMBR运行周期的影响曝气能有效减缓膜污染，这是因为曝气造成的混合液紊动，能有效抑制污泥附着在动态膜上，减缓污染层的形成。但如果曝气器强度过大，会导致形成的动态膜破损，继而导致出水浊度升高，因此，有一个最佳曝气强度，能有效的控制膜污染，而不会导致动态膜破裂。控制污泥浓度为~2000mg/L，在通量为15LMH的条件下，AFDMBR在四种不同曝气强度下的TMP与浊度变化如图3.6所示：图（a）、图（b）、图（c）、图（d）的曝气强度分别为0、25、30、35m3/(m2·h)。由图可知，在AFDMBR运行初期，浊度急剧下降，当浊度下降至10NTU以下时，认为动态膜基本形成，此时开始进行曝气（不停歇）。图（a）不进行曝气，在浊度下降至6.42NTU时，认为动态膜基本形成。在TMP为50kPa时，认为动态膜进入污染期，停止运行。因此图（a）运行周期为50h。（a）（b）（c）（d）图3.6曝气强度对TMP及出水浊度的影响Fig3.6EffectsofspargingintensityonTMPandeffluentturbidity25 武汉科技大学硕士学位论文图（c）中，当浊度下降至4.31NTU时，认为动态膜已经形成，此时开始进行曝气，在随后的两个小时内，浊度先升高，后下降。分析认为曝气的冲刷作用对刚形成的动态膜影响较大，使其过滤性能下降，导致出水浊度的升高，而随着在曝气条件下运行AFDMBR，动态膜重新稳定，继而浊度下降趋于稳定。而TMP在曝气之后，上升速率明显下降，随后才缓慢上升，认为曝气对膜污染控制有较大的影响。在105h后，TMP的上升速率明显增大，认为动态膜进入了膜污染期，当TMP上升至50kPa时，判断该运行周期结束。因此，图（c）整个运行周期为129h。图（b）中，浊度的变化趋势与图（c）相似，但TMP上升速率在曝气后没有明显的下降，分析认为由于曝气强度较低，导致对形成的动态膜冲刷作用较小，难以控制膜污染。79h后，TMP的上升速率明显增加，认为动态膜进入了污染期，图（b）的运行周期为97h。图（d）中，在t=3.57h时，浊度为10.2NTU，认为动态膜基本形成，此时开始进行曝气，观察到浊度上升后没有下降，与此同时，TMP由上升趋势变成下降趋势，分析认为由于曝气强度过大，破坏了形成的动态膜，在此曝气强度下新的动态膜难以形成，直到67h后，浊度下降到了20.3NTU，认为新的动态膜基本形成。此时TMP为31kPa，在之后的40h内，TMP与浊度基本趋于稳定，107h后，TMP的上升速率明显增大，认为动态膜进入了污染期。与图（b）和图（c）相比，图（d）的稳定期较短，分析认为在此曝气强度形成的动态膜较为致密，更容易导致膜污染。四组实验的TMP变化情况如图3.7所示。在没有曝气的条件下，TMP的上升速率较高，导致运行周期较短。曝气强度为30m3/(m2·h)的TMP上升速率比曝气强度为25m3/(m2·h)的低。因此，在一定范围内，曝气强度越高，对膜污染控制越有效，即运行周期越长。80070253060355040TMP/kPa3020100020406080100120140时间/h图3.7不同曝气强度下TMP的变化情况Fig3.7ChangeofTMPunderdifferentspargingintensity26 武汉科技大学硕士学位论文3.3.3曝气频率对AFDMBR运行周期的影响经上述实验比选出最佳曝气强度为30m3/(m2·h)后，进一步考察曝气方式对膜污染的影响。实验控制总曝气量不变，曝气量大小以一直曝气且曝气强度为30m3/(m2·h)为基准，即控制曝气量为1.7m3/h。在通量为15LMH的条件下，改变曝气的抽停比，考察TMP以及浊度的变化，如图3.8所示。图（a）、图（b）、图（c）、图（d）的曝气抽停比分别为8:0、7:1、6:2、5:3。其中图（a）在上述实验已经分析，图（b）、图（c）、图（d）的浊度变化与图（a）基本相似，在开始曝气时，浊度会先上升，后下降。将四组实验的TMP变化进行比较，如图3.9所示，从图中可以看出，一直曝气的运行时间为130h；曝气抽停比为5:3的实验运行周期为68h；曝气抽停比为6:2的实验运行周期为82h；曝气抽停比为7:1的实验运行周期最长为160h。可以看出，在曝气量相同的情况下，抽停比为7:1的TMP增长速率比一直曝气的TMP增长速率要低，即运行周期更长说明间歇曝气对膜污染大的控制更加有效。而抽停比为6:2和5:3时，TMP上升速率变大，运行周期短。分析认为，当不曝气的时间变长后，尽管曝气时的曝气强度加大，但对膜污染影响的主要因素在于不曝气时间段，即TMP增长速率变大的时间段为不曝气时间段。因此在本次实验中，即使总的曝气量相同，但不曝气时间变长，膜污染发展越快。而在抽停比为7:1时，运行周期比一直曝气更长，这可能是因为间歇曝气对膜污染的形成有一定影响，对污染层的形成产生阻碍作用。而一直曝气尽管也能减缓膜污染，但是在一直曝气的条件下，形成的泥饼层比较致密，导致污染期膜污染发展迅速。因此在长期运行中，采用曝气强度为30m3/(m2·h)、曝气频率为7:1的曝气方式运行实验。（a）（b）27 武汉科技大学硕士学位论文（c）（d）图3.8曝气方式对TMP及出水浊度的影响Fig3.8EffectsofspargingwayonTMPandeffluentturbidity708:0607:16:2505:340TMP/kPa302010004080120160200时间/h图3.9不同曝气方式下TMP的变化情况Fig3.9ChangeofTMPunderdifferentspargingway3.4不同时期动态膜对COD的处理效果在一个运行周期内，由于动态膜经历膜快速形成期、稳定期、以及污染期，会导致在不同时期对COD的取出不同，将前几次实验中，取每个周期内不同时期的进出水并测定COD值，如图3.10所示。图中横坐标在不同曝气强度以及不同曝气方式的条件下的实验，前、中、后分别代表膜快速形成期、稳定期、以及污染期。进水COD范围为446.5~561.1mg/L，出水COD范围为60.6~223.6mg/L。膜拦截方面，在动态膜形成初期，对COD的拦截效果几乎可以忽略不计，到达稳定期时，COD的拦截率能达到10%，而在运行后期，COD的拦截率最高可达22.75%。28 武汉科技大学硕士学位论文60025500201-40015·L/%30010百分比COD/mg200510000-5前中后前中后前中后前中后前中后前中后前中后不曝气30m3/(m2*h)25m3/(m2*h)35m3/(m2*h)inter7:1inter6:2inter5:3膜拦截率进水COD上清液COD出水COD图3.10不同时期动态膜对COD的去除效果Fig3.10EffectofdynamicmembraneonCODremovalindifferentperiods3.5污泥混合液特性分析图3.11反映了一个运行周期内AFDMBR污泥混合液中微生物代谢产物（SMP）总TOC及其中多糖、蛋白、腐殖酸组分的变化情况。运行过程中，随着反应的运行，混合液中SMP的浓度（以TOC计）及组分均有较大的变化。在开始运行时、膜快速形成期、稳定期前期、稳定期后期SMP浓度保持在15mgTOC/L左右当动态膜到达污染期时，SMP浓度快速增加，达到33.71mgTOC/L。由图可知，各组分的变化情况与SMP的变化情况大致相同，均随着反应进行而浓度上升。其中，在整个运行周期中，蛋白浓度由3.47mg/L上升到10.47mg/L，多糖浓度由2.57mg/L上升到10.22mg/L，腐殖酸在SMP中含量最多，浓度由7.17mg/L上升到18.42mg/L。很多研究结果表明膜污染过程与SMP浓度的变化有着密切的关系，SMP浓度的上升通常会导致膜污染的加重。SMP中多糖、蛋白、腐殖酸组分的含量对膜污染起着重要作用。29 武汉科技大学硕士学位论文4035多糖蛋白腐殖酸SMP301-·L2520/mgTOC15浓度1050开始运行膜快速形成器稳定期前期稳定期后期膜污染期图3.11不同时期微生物代谢产物总TOC及多糖、蛋白、腐殖酸组分的影响Fig3.11EffectsoftotalTOCandpolysaccharide,proteinandhumicacidcomponentsofmicrobialmetabolitesindifferentperiods3.6本章小结搭建AFDMBR中试装置，在不同工况条件下运行AFDMBR，得到最佳参数以长期运行，并分析运行周期中对COD的处理效果和膜污染情况，得出以下结论：1）污泥浓度对动态膜的形成及运行周期有很大影响，污泥浓度越高，动态膜形成越快，同时运行周期越短；本次实验中，在曝气强度为30m3/(m2·h)，曝气方式抽停比为7:1的条件下，对膜污染的控制最有效。2）在运行周期内的不同时期中，动态膜对COD的拦截效果不同，在动态膜达到污染期时，拦截效果最好，拦截率最高可达22.75%。3）在运行周期中，SMP的含量变化在污染前趋于平稳，在污染期时，SMP含量剧增，达到33.71mgTOC/L。SMP中多糖、蛋白质、腐殖酸含量变化与SMP相似。SMP中，腐殖酸含量最高18.42mg/L，蛋白浓度最高可达10.47mg/L，多糖浓度最高为10.22mg/L。30 武汉科技大学硕士学位论文第4章AFMBR中试为了更直观反映AFDMBR的运行特点，实验设计AFMBR装置，将MBR代替DMBR装置运行实验，设计相同的有效容积，并在相同HRT（6.8h）下运行反应器。考察AFMBR对污水的处理效果以及膜污染情况。4.1实验装置AFMBR中试由流化床和膜反应器两部分构成，实验装置示意图如图4.1所示。7沉淀区88循环8取样出水8口6膜34流反循环应气化器体床循5环88882进水图4.1AFMBR装置示意图Fig4.1DiagramofAFMBR1-进水泵；2-回流泵；3-循环泵；4-气体循环泵；5-循环泵；6-出水泵；7-湿式流量计；8-阀门膜反应器由有机玻璃制成，尺寸为110mm×550mm×1000mm，有效容积为50L，采用孔径为0.3um的中空纤维膜作为膜组件，膜面积为1.5m2，设计膜通量为10LMH。其他装置设备安装、混合液流向前文已提及，不再赘述。31 武汉科技大学硕士学位论文4.2AFMBR运行条件AFMBR连续运行120d，期间AFMBR的pH、温度，污泥浓度如图4.2、图4.3、图4.4所示。在整个运行过程中，pH控制在6.8左右，温度控制在35℃左右。而MLSS在AFMBR运行期间有下降的趋势，最终稳定在2500mg/L。并且MBR中的MLSS含量略低于流化床中MLSS含量，这是因为污泥混合液在沉淀区会沉淀一部分，流入MBR的污泥混合液浓度低于流化床中的污泥混合液浓度。87.8膜反应器7.6流化床7.47.2pH76.86.66.46.26020406080100120时间/d图4.2膜反应器和流化床的pH变化情况Fig4.2ChangesinpHofMBRandfluidizedbed4039流化床38膜反应器37/℃3635温度3433323130020406080100120时间/d图4.3膜反应器和流化床的温度变化情况Fig4.3ChangesintemperatureofMBRandfluidizedbed32 武汉科技大学硕士学位论文4000350030001-250020001500流化床MLSS/mg*L1000膜反应器5000020406080100120时间/d图4.4膜反应器和流化床的污泥浓度变化情况Fig4.4ChangesinMLSSofMBRandfluidizedbed4.3AFMBR临界曝气强度的确定曝气AFMBR有很大的影响，一方面曝气能够加大混合液的传质效果，提高水的处理能力，另一方面能够形成紊动的流态，减少死区，更重要的是能有效减缓膜污染。而临界曝气强度的确定具有重大意义，曝气强度过大，浪费能源，而曝气强度过小，对于膜污染的控制有限。临界曝气强度通过减少曝气强度，观察TMP的变化来确定，如图4.5所示。由图可知，当曝气强度低于35m3·(m2·h)-1时，TMP的上升速率明显增大，因此，在本次实验中，临界曝气强度为35m3·(m2·h)-1。9060805070曝气强度TMP1-·h)60402·(m350/m3040TMP/kPa曝气强度302020101000024681012时间/h图4.5临界曝气强度的确定Fig4.5Determinationofcriticalspargingintensity33 武汉科技大学硕士学位论文4.4AFMBR对COD的去除效果AFMBR对COD的去除可分为生物去除、GAC吸附和膜拦截，COD的去除情况如图4.6所示。进水COD浓度范围为429.5~648.1mg/L，在1-15d内，上清液COD浓度随着进水COD浓度变化而变化，而出水COD浓度则持续下降至50mg/L。分析认为在开始运行时，活性污泥处于适应阶段，生物降解性能较差，因此上清液COD随进水COD的变化而变化，而出水COD是因为有膜拦截与GAC的吸附作用导致浓度持续下降，并稳定在50mg/L左右。在15d之后，上清液COD浓度曲线波动幅度变小，逐渐趋于平稳，不再随着进水COD的变化而变化，这是因为经过一段时间的培养，厌氧污泥的活性提高，对污水处理能力增强，抗负荷能力提高。而出水COD浓度在15d后能稳定在50mg/L左右。进水700上清液600出水500-1400300COD/mg·L2001000020406080100120时间/d图4.6AFMBR对COD的去除效果Fig4.6TheeffectofAFMBRonCODremoval通过COD的去除率能更直观的分析生物去除和膜拦截的去除效果，COD去除率变化如图4.7所示。图中，总去除率呈初期上升然后平稳的波动，膜拦截去除率反复波动，比较稳定。而生物去除率曲线则是呈现先上升后下降再上升的走势。分析认为运行初期，污泥正在适应新环境，导致生物活性的提高，处理效果加强，在30d时，由于设备故障，导致污泥接触氧气，继而导致生物活性陡然下降，随着运行，厌氧污泥渐渐恢复活性并保持稳定。在系统各组成部分对COD的去除贡献中，生物降解对COD去除的贡献占49.01~70.21%，膜拦截对COD去除的贡献占17.73~30.21%，分析认为膜截留对COD的去除可以分为膜对上清34 武汉科技大学硕士学位论文液中微生物的截留和在膜表面形成的活性污泥膜的生物降解作用两部分。系统整体对COD的去除率达71.72~91.66%。总去除率100膜拦截90生物去除率807060/%50百分比403020100020406080100120时间/d图4.7AFMBR对COD的去除率Fig4.7TheremovalrateofAFMBRtoCOD4.5AFMBR中膜运行情况AFMBR中不同运行条件下膜组件TMP和通量的变化情况如图4.8所示。整个运行期间为连续运行，共分为5个阶段，其中，A、B阶段没有进行曝气，通量为10LMH，A阶段运行初期，TMP陡升到50kPa以上，随后缓慢上升，TMP上升速率从1.20kPa/d上涨到3.33kPa/d，当TMP达到75kPa时，停止实验并进行离线化学清洗，清洗过程是先将膜反应器的污泥混合液打入流化床，然后把膜组件取出来，用清水冲洗，然后再用5ppm浓度的次氯酸钠溶液浸泡2h，最后用水清洗放入膜反应器中，开始运行实验。B阶段TMP的增长趋势与A阶段相似。C阶段内，控制通量为15LMH，曝气强度为35m3/(m2·h)，运行初期TMP为25.1kPa，远小于A、B阶段初期TMP，随着AFMBR运行，TMP持续稳定上升，平均上升速率为1.28kPa/d，低于没有曝气条件下的TMP上升速率，说明曝气对于膜污染的影响较大。D阶段实验为曝气强度对膜污染的影响实验，分为三个小周期，控制通量为10LMH，曝气强度分别为35m3/(m2·h)、45m3/(m2·h)、25m3/(m2·h)，有图可知，曝气强度为35m3/(m2·h)、45m3/(m2·h)的TMP上升趋势相似，而当曝气强度为25m3/(m2·h)时，TMP的上升趋势大于其他两组，说明在低于临界曝气强度下的条件下，膜污染比较严重。E阶段为长期运行实验，通量为10LMH，曝气强度为35m3/(m2·h)，每周进行一35 武汉科技大学硕士学位论文次在线反冲洗，其清洗过程是先将膜反应器的污泥混合液打入流化床，关闭流化床与膜反应器之间的阀门，用清水反冲冲洗，然后再用5ppm次氯酸钠溶液反冲洗，最后把冲洗溶液经过膜再排出反应器，然后开始继续运行。当TMP上升速率达到1.5kPa/d时，进行离线化学清洗。运行周期为30d。图4.8不同运行条件下膜组件TMP和通量的变化情况Fig4.8VariationofTMPandfluxofmembranecomponentsunderdifferentoperatingconditions4.6膜污染分析4.6.1清洗前后膜阻力的变化反应器运行后期，TMP升高至40kPa，比通量下降至0.1LMH/kPa，膜污染严重，进行离线化学清洗。所用清洗剂为酸洗剂（0.1%HCl）和碱洗剂（0.2%NaClO），浸泡时间为4小时。采集相同位置的污染膜，分别用酸洗、碱洗以及先酸洗后碱洗的方法比较污染膜的清洗效果，如图4.9所示。由图可见，只用酸洗效果最差，将污染膜在0.1%HCl中浸泡4h，膜阻力由4.5×1012/m下降至3.7×1012/m，仅下降了18%。只用碱洗，膜阻力可下降37%。两者结合，先酸洗后碱洗可使膜阻力下降77%。说明厌氧膜生物反应器采用用先酸洗后碱洗的离线化学清洗方式可有效去除膜表面污染物，降低膜阻力。36 武汉科技大学硕士学位论文5.0清洗前阻力清洗后阻力4.01-·m3.012/102.0膜阻力1.00.0酸洗碱洗酸洗+碱洗清洗方式图4.9清洗前后膜阻力的变化比较Fig4.9Comparisonofmembraneresistancebeforeandaftercleaning4.6.2清洗对污泥混合液的影响在E阶段，取三次相同清洗条件下前后的污泥混合液并测定SMP、LB-EPS、TB-EPS。如图4.10所示，TMP为清洗前后3h内平均值。清洗前，SMP的平均浓度为20.55mgTOC/L，LB-EPS平均浓度为2.3mgTOC/L，TB-EPS平均浓度为5.75mgTOC/L，清洗后，SMP的平均浓度为9.53mgTOC/L，LB-EPS平均浓度为1.67mgTOC/L，TB-EPS平均浓度为4.41mgTOC/L。清洗前后，SMP浓度下降53.64%，LB-EPS浓度下降27.38%，TB-EPS浓度下降28.04%，SMP的下降较为明显，而LB-EPS、TB-EPS下降较弱，分析认为，在进行在线时，次氯酸钠对SMP的影响更大，而对LB-EPS、TB-EPS影响较小。将SMP、LB-EPS和TB-EPS含量与TMP进行相关性分析，如图4.11所示，可以看出，SMP与TMP相关性较高，可认为，在膜污染过程中，SMP对膜污染的影响较大。37 武汉科技大学硕士学位论文25SMP50LB-EPSTB-EPS20TMP401-·L1530/mgTOC1020TMP/kPa含量51000清洗前1清洗后1清洗前2清洗后2清洗前3清洗后3清洗前后图4.10清洗前后污泥混合液中各污染物质的含量变化Fig4.10Changesinthecontentofpollutantsinthesludgemixturebeforeandaftercleaning30SMP25LB-EPSR²=0.791TB-EPS1-20·L15/mgTOC10浓度R²=0.60335R²=0.19550303336394245TMP/kPa图4.11SMP、LB-EPS、TB-EPS与TMP相关性分析Fig4.11CorrelationanalysisofSMP,LB-EPS,TB-EPSandTMP4.6.3膜表面污泥混合液特性分析在AFMBR运行后期，对中空纤维膜组件膜表面的污泥混合液进行特性分析，探究膜表面上污泥混合液中SMP与EPS的组成结构与各自所占比例，深入分析其多糖、蛋白、腐殖酸等成份的含量。样品取自膜组件的三个位置（上、中、下），测定污染膜表面污泥混合液中SMP、LB-EPS、TB-EPS的含量。结果如图4.12所示。由图可知，三个位置所取的样品中SMP、LB-EPS和TB-EPS的含量各有差异，但整体上看SMP含量要远大于LB-EPS和TB-EPS含量。SMP在三个位38 武汉科技大学硕士学位论文置中的平均浓度为27.84mgTOC/L，LB-EPS平均浓度为7.06mgTOC/L，TB-EPS平均浓度为19.30mgTOC/L，呈现从上至下依次升高的趋势，这一现象可能是由于下边膜丝离出水口的距离最远，泥饼层更容易堆积所致。35SMP30LB-EPSTB-EPS251-·L2015/mgTOC浓度1050上中下取样位置图4.12污泥混合液中SMP、LB-EPS和和TB-EPS含量情况Fig4.12ThecontentofSMP、LB-EPSandTB-EPSinthesludgemixture在SMP含量的基础上，对其组成成份如多糖、蛋白、腐殖酸等进行分析。多糖、蛋白、腐殖酸等含量如图4.13所示。由图可知，SMP组成成份中多糖含量最高，平均含量为14.59mgTOC/L。其次是腐殖酸，其平均含量为8.74mgTOC/L。最低含量成份是蛋白，平均含量为4.5mgTOC/L。35SMP多糖30腐殖酸蛋白251-·L20/mgTOC15浓度1050上中下取样位置图4.13SMP中蛋白、多糖与腐殖酸的含量情况Fig4.13Thecontentofprotein,polysaccharideandhumicacidinSMP39 武汉科技大学硕士学位论文4.7AFDMBR与AFMBR的比较分别对AFDMBR与AFMBR进行实验，由上述各实验数据可知，1）运行状况：AFDMBR的运行周期低于AFMBR，这是因为动态膜运行过程不稳定导致的，但动态膜的运行通量（15LMH）比有机膜（10LMH）高。因此，找到动态膜最佳运行参数对动态膜未来的中试及以上规模具有重大的意义。2）成本分析：相同膜面积下（1m2），动态膜的造价为1800元，有机膜造价3000元，比动态膜高出三分之一，其次，在使用过程中，动态膜组件不锈钢网经过离线清水冲洗就能恢复，而有机膜需进行化学冲洗并且还无法完全恢复，预计使用寿命上，动态膜膜组件要高于有机膜。而在运行过程中，动态膜的能耗（主要体现在曝气上）也略低于MBR。3）处理效果：AFMBR在经过初期的适应期，在整个运行过程中，出水保持稳定，而动态膜由于运行周期短，运行不稳定，导致出水效果不如AFMBR。综上所述，尽管AFDMBR在处理效果与运行周期上不如AFMBR，但由于其通量大，造价低，能耗少，清洗方便等优点，依然值得考察和探索，而AFDMBR的运行不稳定则需要进一步去解决。4.8本章小结为更好反映AFDMBR的运行特点，将膜生物反应器代替动态膜生物反应器搭建AFMBR运行实验，整个运行时长为120d，运行期间，通过对临界曝气通量的测定，选择最佳曝气强度，考察运行期间对污水的处理效果，深入分析清洗对膜以及污泥混合液的影响。最后比较AFDMBR与AFMBR的优缺点。得出动态膜具有通量大，造价低，能耗少，清洗方便等优点。具体结论如下1）运行期间，生物降解对COD去除的贡献占49.01~70.21%，膜截留对COD去除的贡献占17.73~30.21%系统整体对COD的去除率达71.72~91.66%；曝气强度对AFMBR的运行周期影响很大，在临界曝气强度（35m3/(m2·h)）下运行AFMBR，既能有效减缓膜污染，又降低能耗；采用用先酸洗后碱洗的离线化学清洗方式可有效去除膜表面污染物，降低膜阻力；SMP对膜污染的影响比重较大；2）SMP在三个位置中的平均浓度为27.84mgTOC/L，LB-EPS平均浓度为7.06mgTOC/L，TB-EPS平均浓度为19.30mgTOC/L。SMP组成成份中多糖含量最高，平均含量为14.59mgTOC/L。其次是腐殖酸，其平均含量为8.74mgTOC/L。最低含量成份是蛋白，平均含量为4.5mgTOC/L。3）AFDMBR具有通量大，造价低，能耗少，清洗方便等优点，但其运周期短，运行状况不稳定等问题有待去进一步解决。40 武汉科技大学硕士学位论文第5章结论与展望5.1结论本研究利用新型厌氧流化床动态膜生物反应器（AFDMBR）中试实验装置与厌氧流化床膜生物反应器（AFMBR）中试实验装置处理城市生活污水，通过AnDMBR小试实验比选最佳参数并应用到AFDMBR中试装置中，然后考查不同条件下对AFDMBR运行效果的影响，考察AFDMBR对生活污水的处理效果以及膜污染的进展情况。同时运行AFMBR并考察其对生活污水的处理效果，考察不同曝气强度下AFMBR的膜污染情况以及清洗对AFMBR的影响。并比较AFDMBR和AFMBR的优缺点。综合上述研究内容，本文得到主要结论如下：（1）AnDMBR小试中，不锈钢网孔径在200~500目的范围内，目数越小，形成的动态膜的临界通量越低。污泥EPS浓度对动态膜的形成及堵塞有较大影响，EPS浓度越高，动态膜形成越快，但在膜堵塞阶段堵塞速度也越快。经AnDMBR小试实验得出最佳运行参数，选用300目不锈钢网为膜基材，在污泥浓度为2000mg/L，通量为32LMH的条件下，形成的动态膜出水浊度低，运行较为稳定，能长期运行。离线清洗更适用动态膜的清洗。（2）曝气对AFDMBR的影响很大，本次实验中最佳曝气强度为30m3/(m2·h)，过高容易导致动态膜破损，过低对膜污染影响较小，并得出在曝气频率为7:1的条件下，更能有效的减缓膜污染，延长运行周期；在运行过程中，对COD的去除最高可达87%；相比较其他时期，在污染期时，动态膜对COD的拦截率最高，可达22.75%。与此同时，污泥混合液中SMP的含量也最高，为33.71mgTOC/L。（3）本次实验的AFMBR临界曝气强度为35m3/(m2·h)；反应器运行120d，进水COD范围为429.5~648.1mg/L，系统对COD的去除率为71.72~91.66%；对膜的清洗采用用先酸洗后碱洗的离线化学清洗方式可有效去除膜表面污染物，降低膜阻力；SMP对膜污染的影响相对较大，膜表面SMP的含量最高，为27.84mgTOC/L，而在SMP组成成份中，多糖含量最高，平均含量为14.59mgTOC/L。（4）AFDMBR具有通量大，造价低，能耗少，清洗方便等优点。而AFMBR具有出水水质稳定，运行周期长等优点。5.2展望AFDMBR工艺待考察的内容有：（1）对浸没式动态膜反应器与外置式动态膜反应器进行比较比较，考察GAC对膜污染的影响（冲刷作用）。（2）考察上升流速对动态膜运行周期的影响，比选最佳上升流速。41 武汉科技大学硕士学位论文（3）考察曝气方式对AFMBR的影响，在降低能耗的前提下，有效控制膜污染。（4）解决AFDMBR运行周期短，运行状况不稳定等问题。42 武汉科技大学硕士学位论文致谢时光荏苒，我的硕士生涯已接进尾声。这几年的时光既漫长又短暂，其中充满了酸甜苦辣，更有收获和成长。几年来，感谢陪我一起度过美好时光的每位尊敬的老师和亲爱的同学，正是你们的帮助，我才能克服困难，正是你们的指导，我才能解决疑惑，直到学业的顺利完成。首先，我要对我的导师——朱雷教授，表示我最真诚的谢意，感谢老师在我研究生期间给予我的帮助，为我付出的心血。我取得的每一点成绩都凝聚着老师的汗水和心血。老师开阔的视野、严谨的治学态度、精益求精的工作作风，深深地感染和激励着我，在此谨向朱教授致以衷心的感谢和崇高的敬意。同时，也要感谢在实验过程中帮助我的同学和老师，在实验过程和论文写作过程中提供的热心帮助！无论在炎热的夏天，还是寒冷的冬季，他们不辞劳苦地为我提供无私的帮助，没有他们的帮助就没有这篇论文的顺利完成。感谢武汉科技大学的同学陪我一起走过这段人生难忘的历程！感谢清华大学的黄霞教授给我在清华交流学习的机会。感谢我的家人常年对我的支持和理解！他们是最爱我的人，也是我亏欠最多的人，他们默默的奉献是我求学三年来的支持和动力。最后，我要向百忙之中参与审阅、评议本论文各位老师、向参与本人论文答辩的各位老师表示由衷的感谢！人生的每个阶段都值得好好珍惜，这段美好岁月，因为有你们的关心和帮助，我很幸福。我会更加勤奋学习、认真研究，我会努力做得更好，我想这也是我能给你们的最好的回报吧。把最美好的祝福献给你们，愿永远健康、快乐！43 武汉科技大学硕士学位论文参考文献[1]MccartyPL,BaeJ,KimJ.Domesticwastewatertreatmentasanetenergyproducer--canthisbeachieved?[J].EnvironmentalScience&Technology,2011,45(17):7100-7106.[2]OzgunH,DereliRK,ErsahinME,etal.Areviewofanaerobicmembranebioreactorsformunicipalwastewatertreatment:Integrationoptions,limitationsandexpectations[J].SeparationandPurificationTechnology,2013,118:89-104.[3]MccartyPL.Onehundredyearsofanaerobictreatment.:AnaerobicDigestion1981:ProceedingsoftheSecondInternationalSymposiumonAnaerobicDigestionHeldinTravemhunde,FederalRepublicofGermany,on6-11September,1981/Editors,D.e.Hughes,1982[C].[4]吕建国.废水厌氧生物处理技术的发展与最新现状[J].环境科学与管理,2012(S1):87-92.[5]张凯松,周启星,孙铁珩.城镇生活污水处理技术研究进展[J].世界科技研究与发展,2003(05):5-10.[6]黄艳,刘石,赵树华.厌氧流化床反应器的研究现状[J].化工文摘,2005(05):38-40.[7]VandevivereP.Newandbroaderapplicationsofanaerobicdigestion[J].CriticalReviewsinEnvironmentalScienceandTechnology,1999,29(2):151-173.[8]黄海峰,杨开,王晖.厌氧生物处理技术及其在城市污水处理中的应用[J].中国资源综合利用,2005(06):37-40.[9]SkouterisG,HermosillaD,LopezPR,etal.Anaerobicmembranebioreactorsforwastewatertreatment:Areview[J].ChemicalEngineeringJournal,2012,198:138-148.[10]XiaoK,XuY,LiangS,etal.EngineeringapplicationofmembranebioreactorforwastewatertreatmentinChina:Currentstateandfutureprospect[J].FrontiersofEnvironmentalScience&Engineering,2014,8(6):805-819.[11]LinH,PengW,ZhangM,etal.Areviewonanaerobicmembranebioreactors:Applications,membranefoulingandfutureperspectives[J].Desalination,2013,314:169-188.[12]GimenezJB,RoblesA,CarreteroLG,etal.Experimentalstudyoftheanaerobicurbanwastewatertreatmentinasubmergedhollow-fibremembranebioreactoratpilotscale.[J].BioresourceTechnology,2011,102(19):8799-8806.[13]StuckeyDC.Recentdevelopmentsinanaerobicmembranereactors.[J].44 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