王文超,贺聪慧,徐 恒,房 阔*,高 放,薛晓飞,刘 牡,孙 凯,王凯军**
NaClO在线清洗对CE-HLMBR运行影响研究
王文超1,2,贺聪慧1,徐 恒2,房 阔1*,高 放3,薛晓飞3,刘 牡4,孙 凯4,王凯军1**
(1.清华大学环境学院,环境模拟与污染控制国家重点联合实验室,北京 100084；
2.中国矿业大学(北京)化学与环境工程学院,北京 100083；
3.北控水务(中国)投资有限公司,北京 100102；
4.金科环境股份有限公司,北京 100102)
在已构建的化学强化高负荷膜生物反应器(CE-HLMBR)中执行NaClO在线清洗策略,考察其对过滤阻力、系统产水水质及污泥性质等几方面的影响.结果表明,NaClO在线清洗可以破坏化学滤饼层,有效恢复过滤阻力,在不同的阻力增长阶段,清洗后的过滤阻力可恢复至相近水平(低于5×1012m-1);在产水水质方面,NaClO清洗后溶解性有机物(DOM)的释放及透过性的增加会造成产水化学需氧量(COD)的升高(由6.3mg/L上升至28.16mg/L),但几乎不影响系统对总磷(TP)和氨氮的去除效果;清洗12h后,污泥粒度分布和硝化活性与清洗前基本一致,但EPS的分泌明显增加,这会引起膜可逆污染结构变化
长期运行；
高负荷膜生物反应器；
膜污染；
在线清洗；
化学强化
由于膜技术出水水质稳定、占地面积小、污泥产量小等优势,在生活污水处理、饮用水处理等领域内被广泛应用.其中,膜生物反应器(MBR)技术在污水处理领域内备受关注,截止至2019年,我国利用MBR工艺处理的总水量超过1000万m3/d,占我国城市污水总量的5%以上[1].但是,在长期运行后,由于污染物在膜表面的积累,会导致运行通量下降,随之造成运行成本增加.可见,严重的膜污染问题是该技术亟待解决的难题之一[2].迄今,已有大量针对膜污染问题展开的研究,物理清洗(例如松弛、振动、反冲洗等)、化学清洗(例如酸洗、碱洗和氧化剂清洗等)和生物清洗(例如酶清洗)等清洗策略相继被提出[3].
不同材质导致膜污染结构不同[4],次氯酸钠(NaClO)化学清洗被认为是去除PVDF膜污染最有效的手段之一[5],在实际工程项目中被广泛应用. NaClO在线清洗是指将一定浓度的NaClO溶液通过反冲方式注入膜内,通过氧化作用去除膜内积累的污染物.通常认为,NaClO清洗对MBR的影响分为直接影响和间接影响两方面,研究证实,NaClO在线清洗的直接影响表现为可以有效去除膜表面凝胶层污染进而恢复通量[6].此外,NaClO作为一种强氧化剂,进入膜池内后,会破坏污泥絮体结构,造成污泥性质的改变,对MBR造成间接影响.具体来说,污泥暴露于NaClO造成微生物部分溶解,且悬浮细菌趋于向膜表面移动,污泥疏水性降低,EPS及信号分子释放降低,进而引起膜污染率显著增加[7].此外,Cai等[8]提出NaClO清洗释放溶解性有机物(DOM)影响产水水质,并会产生多种消毒副产物.在生产规模长期运行的MBR清洗方面,长期运行的累积污垢难以通过短时间的NaClO在线清洗恢复,但会影响微生物群落结构及生物活性,进而影响滤饼层的紧密程度[9–11],间接影响TMP的增长趋势[11].
高负荷膜生物反应器(HLMBR)是近年来新出现的一种膜法水处理技术,是将高负荷活性污泥法(HRAS)与MBR技术耦合,结合了HRAS生物吸附与MBR高效分离的双重优势,可以实现污水中有机物的快速、高效浓缩捕集,利于资源回收与能量中和[13].本课题组开发了中试规模的HLMBR反应器,并通过投加混凝剂和吸附剂对膜过滤过程进行化学强化,形成了化学强化的HLMBR(CE-HLMBR)系统[14].前期研究成功实现了CE-HLMBR体系的长期稳定运行,化学强化促进对COD、TP、SS等污染物的截留,同时形成吸附性滤饼层,减少膜污染的形成[15–17]. CE- HLMBR与传统MBR系统不同,其污泥龄(SRT)与水力停留时间(HRT)短,化学药剂的添加也抑制了其中的生物反应过程,从而使其所产生的污泥性质不同于MBR系统.NaClO清洗作为CE-HLMBR系统中去除膜污染的常用手段之一,其对过滤性能及污泥性质的影响尚不明确,有待进一步深入研究.
综上,本研究旨在中试规模(500t/d)CE-HLMBR反应器中探究NaClO清洗效果,明确该清洗手段对CE-HLMBR过滤阻力恢复情况和产水水质的影响,考察NaClO冲击对污泥性质的影响情况,并评价系统的自我恢复能力,为实现CE-HLMBR高效清洁、稳定运行提供基础理论支撑.
本研究所用污水为北京某城市污水处理厂的实际污水,该厂进水以生活污水为主,经粗格栅、细格栅预处理后直接进入中试反应器.运行期间中试反应器的进水水质见表1.
表1 进水水质参数 (mg/L)
本研究所用CE-HLMBR系统(500t/d)与前期研究中保持一致,系统组成及运行方案详见前期研究[18].中试反应器为高度集成的集装箱式HLMBR设备,集装箱内安装有平均膜孔径为0.1µm的PVDF浸没式中空纤维膜组件,配备自控系统以实现连续自动运行.过滤期间为产水—停歇的周期性循环,采用8min为一个周期,每个周期按顺序过滤产水7min后停歇1min.过滤过程中配合适量曝气以在膜丝外表面形成侧流剪切力,从而控制污染物累积,维持过滤稳定性.实验中,当污染积累导致跨膜压差(TMP)达到设定值(35kPa)或运行时间达到设定清洗周期时,执行清洗策略.在本研究中,清洗过程如下:利用清洗管路将浓度为2000mg/L的NaClO溶液以9LMH的通量反冲洗注入中空纤维膜丝内部,并通过膜微孔渗透到原水侧,浸泡30min以使药剂与污泥充分接触,曝气至膜池内泥水均匀后继续过滤产水状态.
执行清洗策略前取膜池内均匀污泥样品,定义为清洗前污泥;执行清洗策略后,再运行12h,膜池内均匀污泥样品定义为清洗后污泥.分别测定其性质以评价NaClO在线清洗对CE-HLMBR连续运行的影响.
实验过程中,除上述污泥样品外,每日取均匀的化学强化HLMBR产水进行水质指标测试.其中化学需氧量(COD)、氨氮(NH4+-N)、总磷(TP)等水质指标均采用国家标准方法[19]测定.硝酸盐氮(NO3--N)采用紫外分光光度法测定,亚硝酸盐氮(NO2--N)采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法测定.
污泥粒度采取激光粒度仪(马尔文Mastersizer 3000E)进行测定,溶解氧(DO)采用便携式溶氧仪(哈希2100Q)测定.在线监测仪表包括压力传感器、流量计等,实时输出数据并进行记录.
(1)EPS提取及测定方法:从污泥中提取EPS采用Teng等[20]提出的改进热提取法.具体地,将50mL污泥样品以4000g的速度离心5min,将上清液用0.45µm滤膜进行过滤并定义为溶解性微生物产物(SMP).常温(25℃)下,将沉积物重新悬浮在浓度为0.05%的NaCl溶液中(15mL),再用70℃的0.05%NaCl溶液恢复至原始体积.立即涡流震荡1min,然后以4000的速度离心10min,将上清液用0.45µm滤膜过滤并定义为松散型胞外聚合物(LB-EPS).将沉积物用0.05%的NaCl溶液重新悬浮到原始体积,水浴加热到60℃保持30min,以4000的速度离心15min,上清液用0.45µm滤膜过滤并定义为紧密型胞外聚合物(TB-EPS).
此外,多糖(PS)采用苯酚×硫酸法测定[21],而蛋白质(PN)和腐殖酸采用改进的Lowry法进行测定[22].
(2)三维荧光光谱(EEM)分析[23]:使用荧光分光光度计(日立F-2700)获得三维荧光光谱.以5nm为间隔进行200～400nm的激发扫描.对于每个激发波长,以5nm的发射波长进行扫描,波长范围从200～ 500nm.激发和发射狭缝均保持在5nm,扫描速度为1200nm/min.获得的荧光值表示为荧光强度,使用Origin 2021导出EEM数据并绘制EEM谱图.使用Chen等[24]提出的荧光区域积分法(FRI)进一步分析EEM数据,具体划分见表1.
表2 荧光区域积分划分
将以上五个特征区域的荧光强度作体积积分计算,如式(1)～式(2)所示:
(3)硝化活性测定:向有效容积为1L的锥形瓶投加污泥、硫酸铵、碳酸钠、亚硝酸钠,使初始NH4+-N及NO2--N约为50mg/L.测试开始后,固定时间间隔取样,测定上清液中NH4+-N、NO2--N、NO3--N浓度,同时在线监测DO,并根据NH4+-N的消耗和NO3--N的积累速率,分别计算氨氧化细菌(AOB)和亚硝酸盐氧化细菌(NOB)活性.
(4)死端过滤:将超滤杯与氮气瓶相连,由氮气提供稳定压力.通过与电子天平相连的电脑实时记录超滤杯累积出水质量,数据经处理后获得相应膜过滤通量,具体实验及处理方法详见前期研究[25].过滤混合液后产生的阻力定义为总阻力,滤饼层产生的阻力定义为膜可逆阻力,水力反冲可去除的阻力定义为膜可逆阻力,水力反冲后阻力与膜固有阻力差定义为膜不可逆阻力.
(5)过滤阻力计算:过滤阻力可用于评价膜污染情况,根据达西定理(Darcy’s law),过滤阻力计算见式(3).
式中:(m-1)是过滤阻力;D(kPa)是跨膜压差;(L/ (m2·h),LMH)是膜通量;(Pa·s)是料液粘度.
在实际运行中,随着运行时间延长膜污染会不断积累,通常会观察到TMP出现初期快速增长、中期缓慢增长、最终TMP迅速增长三个阶段.其中,最后一次增长通常被称为TMP跃升(TMP Jump),该现象的出现意味着需要对膜组件进行清洗[26].本实验中,分别在中期缓慢增长期和TMP跃升期执行相同的清洗策略,以探究NaClO在线清洗在不同阶段对阻力恢复效果的作用.
图1所示为TMP缓慢增长期和TMP跃升期NaClO在线清洗前后过滤阻力的变化情况.在TMP缓慢增长期,NaClO清洗后过滤通量从10LMH恢复至11LMH,过滤阻力从9.2´1012m-1降低至4.4´1012m-1,阻力减小率为50.16%;在TMP跃升期, NaClO清洗后通量从9LMH恢复至11LMH,过滤阻力从14.4´1012m-1降低至4.7´1012m-1,阻力减小率为64.61%.可见,在TMP的不同增长阶段,NaClO在线清洗均可以有效去除积累的膜污染,降低过滤阻力的同时恢复运行通量.Zhang等[27]研究显示,经化学药剂强化形成的滤饼层结构更疏松,与膜表面的吸附作用相对较弱,可以通过水力反冲洗去除.而NaClO已被证实可以有效去除膜污染中的有机结垢[28],因此,在CE-HLMBR中执行NaClO在线清洗策略,可以观察到良好的阻力恢复效果.Cui等[29]通过流体动力学拟合及实验证实,在临界TMP以下,膜污染程度会影响清洗效率,一般情况下,膜污染程度高,有效反冲洗长度较长,清洗效率较高.在本实验中,亦可以观察到类似现象.随着反应器运行时间的延长,膜污染不断积累,TMP跃升期的清洗效率明显优于缓慢增长期.此外,Zhang等[30]发现,时间积累对膜不可逆污染的影响很小,这导致了在不同阶段进行清洗后,初期过滤阻力相近.在本研究中的两种TMP增长阶段下,清洗后的阻力均可恢复至5´1012m-1以下,这也说明在不同运行阶段中膜的不可逆污染是类似的.
图1 不同增长期NaClO在线清洗前后过滤阻力
由图2可见,在TMP缓慢增长期,NaClO在线清洗前过滤阻力增长速率约为0.09´1012m-1h-1,清洗后约为0.03´1012m-1h-1;TMP跃升期阻力增长迅速, NaClO在线清洗前过滤阻力增长速率约为0.80´1012m-1h-1,清洗后可降低到0.02´1012m-1h-1.说明在TMP的不同增长阶段使用NaClO进行在线清洗之后的短时间内,过滤阻力增长速率均可降至较低水平,这是由于在表面曝气产生的高剪切力情况下,膜污染的积累是相对缓慢的.Cai等[7]研究提出,NaClO清洗后,污泥性质改变,暴露于NaClO的污泥会导致过滤初期的20min内TMP的增长速率明显升高,从而易对后续过滤产生负面影响.而在本实验中, NaClO在线清洗后,可以维持较长时间(30h以上)高通量低阻力运行,TMP的增长速率维持在较低水平.这是由于本系统中极短的HRT减少了NaClO与污泥的接触时间,从而削弱污泥性质改变而产生的负面影响.
图2 不同增长期NaClO在线清洗前后过滤阻力增长速率
表3 NaClO在线清洗前后污泥过滤形成污染类型及其比例
由表2可见,在线清洗前,膜可逆阻力为2.12´109m-1L-1,所占比例为84.80%,清洗后该类型阻力及其比例明显下降.这说明清洗前过滤阻力的主要由膜表面滤饼层导致,而清洗后混合液性质改变,短时间内尚未形成滤饼层.此外,NaClO在线清洗后,孔可逆阻力从所占比例从9.88%上升至25.22%,这说明清洗后由于膜表面缺乏滤饼层的保护,导致污染物更容易在膜孔内积累.然而,与前文结论一致,清洗前后混合液过滤产生的不可逆阻力所占比例变化不大,说明NaClO在线清洗前后污泥性质对过滤阻力产生的影响主要是由改变可逆污染结构引起的.
在明确NaClO清洗前后过滤阻力变化情况的基础上,本节将进一步讨论产水水质的变化情况.图3a所示为NaClO在线清洗前后CE-HLMBR产水COD及去除率的变化情况.在线清洗后,产水COD浓度从6.3mg/L上升至28.16mg/L,随着过滤时间延长,COD呈下降趋势,第二次清洗前COD降至5.39mg/L,清洗后COD再次上升至17.21mg/L. CE- HLMBR中捕获DOM主要依靠四种方式:(1)化学强化作用促进污泥絮体形成,DOM被捕集至絮体内,从而通过膜过滤作用而被截留[31];(2)由于化学强化作用在膜表面形成的吸附性滤饼层,对混合液中的DOM具有一定的吸附作用[15];(3)膜表面污染物的积累造成有效孔径减小,对DOM的截留作用增强[32];(4)微生物对溶解性有机物的利用.在本实验中,NaClO在线清洗过程中,已经形成的絮体被破坏或轻度溶解[5],膜表面滤饼层被破坏,且膜孔内部积累的部分有机结构物被去除造成膜孔通透程度增加,污染物透过能力增加,从而共同导致产水COD的升高.随着持续过滤过程的继续,在化学强化的作用下,污泥絮体、滤饼层重新形成,DOM又可被充分截留,使产水COD浓度又趋于较低水平.
NaClO在线清洗前后进、产水TP及去除率变化如图3b所示.在整个运行期间,TP的去除率较为稳定,在进水浓度有一定波动的情况下,出水TP可保持在0.6mg/L以下,去除率在较高水平(均值为94.5%),在线清洗前后对TP去除效果的影响不大.周淼[33]的研究发现,由于聚磷菌难以适应NaClO冲洗造成的环境改变,在倒置A2O膜生物系统中利用NaClO在线反洗后,观察到反应器内TP去除率降低,出水TP浓度出现短暂升高.与其研究不同的是,在本CE-HLMBR系统中,除磷作用主要分为两方面,一方面化学混凝剂产生的金属离子可以与磷酸盐迅速反应,形成沉积物,或是金属离子以氢氧化物形式沉淀,磷酸根再吸附到固体上;另一方面,膜过滤将颗粒态磷和反应沉淀的溶解态磷有效截留,而不依赖于聚磷菌的活性.因此,NaClO在线清洗前后,均可以实现磷元素的稳定去除.
由图3(c)和图3(d)可以看出,随着运行时间延长,产水氨氮浓度逐渐下降,去除率逐渐上升,直至接近100%,而运行期间的两次NaClO在线清洗并未对该趋势产生显著影响.本系统中,运行的第七天开始产水中氨氮浓度明显下降.Kim等[34]在MBR中添加吸附剂,发现由于吸附剂能为细菌提供更高的增殖比表面积和提高生物反应活性的有机吸附位点,使氨氮在相对较短的运行周期内(约第15d开始)大量氨氧化,且并未观察到硝化反应的发生.因此,产水氨氮浓度的变化主要与吸附剂浓度相关,NaClO清洗对其的影响较小.此外,图3d显示,NaClO在线清洗前后产水中三氮分布没有明显变化,该比例主要随运行时间而发生变化,该现象主要与硝化细菌的活性有关,将在2.3节中详细讨论.
图4 NaClO在线清洗前后CE-HLMBR产水及污泥EEM
图4(a～d)所示为NaClO在线清洗前后CE- HLMBR产水及污泥溶解性SMP的EEM图像.图5显示了NaClO在线清洗前后产水及污泥溶解性SMP的三维EEM图谱中五个区域积分标准体积,n(AU´nm2),可对各区域代表的有机物给予定量表征.NaClO在线清洗后,产水中三个峰(A、B、C)明显增强.一方面污泥暴露于NaClO中会导致多种DOM释放到液相中[8],另一方面,如前所述,清洗后原有的DOM更容易透过膜孔,导致产水中有机物浓度提升.其中,NaClO在线清洗前后产水中增强的两个A和B均位于Ⅳ区,而在清洗后污泥溶解性SMP中观察到该峰的减弱.结合图5中结果,清洗前后产水及SMP中区域Ⅳ的总量无明显变化,这说明峰A、B的强度改变主要是由于NaClO清洗造成细胞溶解,溶解性微生物代谢产物透过膜导致的,NaClO在线清洗几乎不会引起该类物质释放的增加.
图5 NaClO在线清洗前后CE-HLMBR产水及污泥Fri
此外,清洗后产水中出现的峰C位于Ⅴ区,而清洗前后污泥溶解性SMP中均未观察到该峰,说明NaClO在线清洗后产水中出现的腐殖酸类物质是污泥释放DOM导致的.腐殖酸类物质已被证实是难以生物降解的,且易透过膜孔,对产水水质产生严重负面影响[35],不利于进一步回用[36].Cai等[37]发现,活性污泥暴露于NaClO中,会引起细胞溶解,释放细胞内有机物,进一步的,NaClO将其中的蛋白质迅速降解,形成腐植酸类物质.在线清洗前,污泥溶解性SMP中检测出的峰D主要位于Ⅰ、Ⅱ区,该区主要是芳香类蛋白和含苯环类蛋白物质,由于产水中没有检测到该类物质,推测导致该峰消失的原因一方面是由于该类物质被微生物利用,另一方面是由于NaClO的氧化作用将有机物转化为小分子.EEM还可以反映DOM的生物降解性,它能够区分可生物降解的物质(例如酪氨酸类蛋白和微生物代谢产物)和不可生物降解的物质(例如腐植酸、富里酸和色氨酸类蛋白)[35-36],由图5可见,NaClO在线清洗后,反应系统内DOM可生物降解性下降,一方面清洗后溶解性有机物易透过微滤膜,可生物降解物质在极短的HRT内,随产水流出系统;另一方面,清洗过程中释放的DOM主要由难以生物降解的腐植酸类物质和小分子有机物构成[40],导致系统中保留的不可生物降解物质比例升高.
化学强化是通过投加化学药剂促进污泥絮凝,同时强化膜污染控制.因此,考察NaClO在线清洗对CE-HLMBR系统的影响,除需明确对过滤性能及产水水质的影响外,还需考察其对污泥性质的影响.本节将分别对污泥粒径、胞外聚合物(EPS)及硝化活性展开讨论.
图6展示了NaClO在线清洗前后,污泥粒径分布情况.数据显示,NaClO在线清洗前后污泥颗粒粒径频度分布及累计分布均未发生明显变化,清洗前后污泥的平均粒径分别为56.97和56.47,无明显差异.通常[5],用NaClO对MBR系统进行化学强化清洗时,会造成微生物絮体迅速破坏或轻度溶解,从而影响其粒径分布.一般认为,破碎的絮体更易形成致密的滤饼层,从而导致通量的迅速降低[39].Sun等[40]提出,NaClO清洗对活性污泥具有一定的抗絮凝作用,清洗后再运行约2d后污泥粒径逐渐恢复.与MBR系统不同,在本CE-HLMBR系统中,化学药剂的投加能促进污泥粒径迅速恢复(运行12h内)至清洗前水平,且有助于吸附清洗过程中破碎的絮体,从而减轻NaClO在线清洗对污泥的不良影响,本系统独特的污泥对NaClO冲击有较强的自我恢复能力.
图6 NaClO在线清洗前后污泥粒度分布情况
NaClO在线清洗前后,污泥中胞外聚合物(EPS)的变化情况见图7.总体而言,在线清洗后EPS的含量明显升高,这是微生物暴露于氧化性物质后引起的一种常见适应性应激反应.同时,数据显示清洗后SMP的含量明显上升,这是由于清洗过程会引起絮体结构和微生物细胞壁的破坏,导致污泥絮体中的蛋白质和多糖等有机物释放到污泥上清液中.此外,在线清洗前后污泥絮体中结合型EPS含量显著提升.其中,LB-EPS含量基本持平,其PN/PS从1.69下降至1.61;TB-EPS含量由30.34mg/g VS上升至53.43mg/g VS,其PN/PS从1.35上升至1.49.可见NaClO在线清洗对TB-EPS含量及其组分的影响较大.有研究表明,由于多糖和蛋白质中的官能团不同,PN/PS的改变会影响污泥的疏水性和表面电荷等基本性质,较低的PN/PS具有较低的疏水性[32],更利于污泥絮凝[38].进一步的,由于疏水性和表面电荷的差异,导致蛋白质与絮状物之间的亲和力要高于多糖与絮状物[39],这是蛋白质在结合型EPS中累积更明显,而多糖在SMP中累积更明显的主要原因.综上所述,在CE-HLMBR系统中,NaClO在线清洗对于污泥生物絮凝也具有一定的不良影响.EPS在膜表面沉积、积累和固结[40]和在细胞颗粒间空隙的填充[41-43]会引起膜污染结构变化,形成更致密的滤饼层,进而导致膜渗透性降低.Wu等[44]发现膜池混合液CODs与EPS具有显著相关性.由此可见,NaClO清洗后EPS分泌增多,是引起膜污染结构改变及产水COD浓度升高的重要原因.
图7 NaClO在线清洗前后污泥的EPS浓度及PN/PS
由图8a可见,单位挥发性固体(VS)的氨氧化活性未发生明显变化,膜池混合液的VS由初期的2192mg/L上升至20746mg/L.VS的积累导致了膜池内进水氨氮降解速率的提高,使产水中氨氮浓度随运行时间逐渐降低(图3c),三氮比例分布随时间变化明显(图3d).此外,运行初期AOB活性略高于NOB活性,后期NOB活性明显高于AOB活性,这是由于世代较长的NOB菌积累缓慢,与图3d中显示运行后期硝态氮比例上升的现象相一致.图8b所示为NaClO在线清洗前后,污泥硝化活性的变化情况.可以看出AOB活性在反冲洗前后差异不大,基本不受NaClO的影响,而NOB活性略有降低(59.5到51.9mg N/(g VS·d)).Lee等[5]研究表明,NaClO可能会造成短时间内污泥硝化活性的降低,但随着运行过程的持续,3h后污泥硝化活性可恢复至清洗前的水平.与本结果类似,清洗前后液相中的三氮比例不会发生明显变化(图3d).清洗后污泥中DO随时间消耗更剧烈(图8b),微生物活动对溶解氧存在竞争关系,而AOB菌对氧气的亲和力较好,导致清洗后,NOB活性减弱较明显.由于亚硝化和硝化活性的均呈减弱趋势,摄氧速率的提高主要是由于有机碳氧化的提高,说明该浓度的NaClO在线清洗对微生物活性的不良影响可以在短时间内恢复甚至促进部分微生物活动.
3.1 NaClO在线清洗可以有效去除CE-HLMBR的可逆污染,恢复过滤阻力,不同阻力增长阶段执行清洗后,过滤阻力可恢复至类似水平;此外,清洗前后过滤阻力的变化主要是由可逆污染结构改变引起的.
3.2 NaClO在线清洗后,微滤膜对DOM透过性增加,加剧腐殖酸类物质释放,会导致CE-HLMBR产水中COD明显升高,系统可生化性降低;而产水中TP及氨氮浓度受在线清洗影响较小.
3.3 NaClO在线清洗对CE-HLMBR污泥化学絮体粒径及分布的影响短期(12h内)即可恢复,但会通过影响EPS分泌,进而对生物絮凝效率产生不良影响;此外,NaClO在线清洗对微生物活性的影响可以在较短时间内恢复.
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Study on the effect of online cleaning with NaClO on CE-HLMBR operation.
WANG Wen-chao1,2, HE Cong-hui1, XU Heng2, FANG Kuo1*, GAO Fang3, XUE Xiao-fei3, LIU Mu4, SUN Kai4, WANG Kai-jun1**
(1.State Key Joint Laboratory of Environmental Simulation and Pollution Control, School of Environment, Tsinghua University, Beijing 100084, China；
2.School of Chemical and Environmental Engineering, China University of Mining and Technology(Beijing), Beijing 100083, China；
3.Beijing Enterprises Water Group (China) Investment Limited, Beijing 100102, China；
4.GreenTech Environmental Co., Ltd, Beijing 100102, China)., 2023,43(2)：638～647
In an already built chemically enhanced high load membrane bioreactor (CE-HLMBR), NaClO online cleaning strategy was applied. The impacts on filtration resistance, effluent quality and sludge characteristics were evaluated. Results indicated that NaClO online cleaning could remove the chemical cake layer as well as recover the filtration resistance efficiently. At different stages of resistance growth, the filtration resistance after cleaning could be recovered to a similar level (less than 5×1012m-1). In terms of effluent quality, the concentration of chemical oxygen demand (COD) increased after NaClO cleaning (from 6.3mg/L to 28.16mg/L), which was caused by the release and the increased permeability of dissolved organic matter (DOM). However, it had little impact on the removal of total phosphorus (TP) and ammonium. What’s more, after 12h of cleaning, the particle size distribution and nitrification activity of the sludge were basically unchanged, but the concentration of EPS increased significantly, which was supposed to cause changes in the structure of reversible membrane fouling.
long term operation；
high load membrane bioreactor；
membrane fouling；
online cleaning；
Chemically enhanced backwashing
X703
A
1000-6923(2023)02-0638-10
王文超(1997-),女,北京人,中国矿业大学(北京)硕士研究生,主要从事水污染控制工程方向研究.
2022-07-04
* 责任作者, 助理研究员, kina_fangkuo@163.com; ** 教授, wkj@tsinghua.edu.cn
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