A2O-MBR工藝中生物泡沫現(xiàn)象原因及其影響研究

于真真,胡以松,王曉昌

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A2O-MBR工藝中生物泡沫現(xiàn)象原因及其影響研究

于真真,胡以松*,王曉昌**

(西安建筑科技大學(xué)陜西省環(huán)境工程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,西安建筑科技大學(xué)西北水資源與環(huán)境生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,陜西 西安 710055)

以實(shí)際規(guī)模A2O-MBR污水廠為研究對象,主要考察好氧池生物泡沫現(xiàn)象及其基本特征(質(zhì)/量特征和生物特征),探究引發(fā)生物泡沫的潛在原因,并分析生物泡沫對污染物去除效果及膜污染的影響.結(jié)果表明試驗(yàn)期間,好氧池生物泡沫現(xiàn)象日趨嚴(yán)重,泡沫質(zhì)/量特征值(泡沫量-Scum index,SI*和泡沫潛能/穩(wěn)定性-Foam power,FP)隨運(yùn)行時(shí)間延長呈上升趨勢,且SI*和FP與總胞外聚合物(extracellular polymeric substance,EPS)和結(jié)合型EPS濃度顯著相關(guān).生物泡沫中絲狀菌豐度、微生物活性均高于污泥混合液.經(jīng)分析生物泡沫的產(chǎn)生及穩(wěn)定可能是由EPS作用和絲狀菌(主要是微絲菌和0092型菌)作用引起的.生物泡沫持續(xù)存在期間,A2O-MBR系統(tǒng)對污染物去除效果(COD、NH4+-N、TN、TP和濁度)穩(wěn)定,并未受到負(fù)面影響.泡沫對膜污染具有一定的影響.

A2O-MBR；生物泡沫；胞外聚合物(EPS)；絲狀菌；污水處理

膜生物反應(yīng)器(Membrane bioreactor,MBR)具有許多傳統(tǒng)活性污泥法(Conventional Activated Sludge, CAS)無可比擬的優(yōu)點(diǎn)[1-2],近年來在污水處理及再生水回用領(lǐng)域得到廣泛應(yīng)用.然而,生物泡沫是實(shí)際MBR工程中常見的問題,具有發(fā)生率較高、普遍性和處理難度高等特點(diǎn)[3].

生物泡沫多是由于絲狀菌過度增殖造成的.對于MBR泡沫絲狀菌的研究比CAS要晚,少數(shù)研究表明諾卡氏菌、微絲菌、0092型菌、1851型菌、0041型菌、等是MBR泡沫現(xiàn)象中報(bào)道較多的幾類絲狀菌[4-7].絲狀菌的生長增殖主要受到水質(zhì)特征(例如,營養(yǎng)元素、可溶性易代謝有機(jī)物、溶解性硫化物、脂質(zhì)、顆粒基質(zhì)等的含量及種類)、工藝運(yùn)行參數(shù)(例如,SRT、HRT、F/M等)和環(huán)境操作條件(例如,pH值、溫度、溶解氧等的波動(dòng))三大因素影響[8].事實(shí)上,目前針對MBR絲狀菌菌種及其對泡沫的真正作用和影響因素的研究還遠(yuǎn)遠(yuǎn)不夠,所用數(shù)據(jù)多數(shù)仍是CAS工藝中得到的.

目前,國外Di Bella的研究團(tuán)隊(duì)對中試及小試MBR泡沫問題進(jìn)行了較為詳細(xì)的研究,闡明了除絲狀菌作用外,胞外聚合物(extracellular polymeric substance,EPS)的濃度、成分等對生物泡沫形成及其特征的作用,并揭示了泡沫對工藝過濾性能及膜污染的影響[4,6,9-11].另外,少數(shù)研究報(bào)道了MBR發(fā)生泡沫問題后可采取的補(bǔ)救措施[12].上述研究多是在小試/中試MBR中進(jìn)行,研究結(jié)論是否適合實(shí)際規(guī)模MBR中泡沫問題有待考證.另一方面,國內(nèi)針對MBR泡沫的研究報(bào)道較少.本文主要目的是考察實(shí)際規(guī)模MBR污水處理廠中生物泡沫現(xiàn)象及其特性(質(zhì)/量和生物特征),探討生物泡沫產(chǎn)生的潛在原因,同時(shí)分析生物泡沫對A2O-MBR工藝性能的影響.以期對實(shí)際規(guī)模MBR污水處理廠中出現(xiàn)的生物泡沫問題提供運(yùn)行管理的有效參考.

1 材料與方法

1.1 污水廠概況及運(yùn)行條件

A2O-MBR工藝位于西安某校園污水處理廠,主要目的是實(shí)現(xiàn)同步污水處理與回用,其設(shè)計(jì)進(jìn)水流量2000m3/d,總有效容積1200m3,工藝流程圖參考文獻(xiàn)[13].生物處理單元由厭氧池、缺氧池、好氧池和膜池四部分組成.原水先后經(jīng)過粗格柵(5mm)、調(diào)節(jié)池、細(xì)格柵(1mm)進(jìn)入到生物處理單元,水質(zhì)如表1所示.膜組件為PVDF中空纖維柱式微濾膜,孔徑0.1μm,共216支,膜總面積5400m2.系統(tǒng)采用恒通量過濾模式,由自吸泵間歇抽吸出水,抽停時(shí)間比9min/1min,膜通量保持在16L/(m2·h).總水力停留時(shí)間13h,污泥停留時(shí)間20~40d.好氧池污泥濃度(MLSS) 5000~8000mg/L.該工藝設(shè)置3個(gè)混合液回流:膜池污泥回流至好氧池,好氧池回流至缺氧池,缺氧池回流至厭氧池,回流比分別為2.5:2:1.好氧池溶解氧(DO)維持在2~4mg/L.系統(tǒng)配置了可編程邏輯控制器,可自動(dòng)控制進(jìn)水、曝氣、污泥回流和出水等.跨膜壓差(TMP)由在線真空壓力表監(jiān)測.為有效控制膜污染,每1~2周進(jìn)行一次維護(hù)性清洗(EFM),藥劑為次氯酸鈉(3000mg/L),清洗持續(xù)時(shí)間2h;根據(jù)運(yùn)行情況6~12個(gè)月進(jìn)行一次在線化學(xué)清洗(CIP),藥劑為次氯酸鈉(3000mg/L)和檸檬酸(10000mg/L),清洗持續(xù)時(shí)間10~12h.

表1 原水水質(zhì) Table 1 Influent quality

1.2 EPS提取與測定

采用熱處理法進(jìn)行活性污泥EPS提取,詳細(xì)提取步驟參考文獻(xiàn)[13].提取出的EPS由溶解型EPS (SEPS)和結(jié)合型EPS(BEPS)兩部分構(gòu)成,再分別對其進(jìn)行蛋白質(zhì)和多糖含量分析.多糖的測定采用硫酸-苯酚分光光度計(jì)法[14],蛋白質(zhì)的測定采用改進(jìn)的Lowry法[15].故總EPS含量(EPStot)可用式(1)計(jì)算:

式中:下標(biāo)"p"和"c"分別表示蛋白質(zhì)和多糖.

1.3 泡沫質(zhì)/量測試方法

1.3.1 泡沫量的測試 為了控制傳統(tǒng)活性污泥法中的泡沫,Pretorius等[16]提出了選擇性浮選原則(selective flotation principle),即通過在特定尺寸的圓柱形浮選裝置(高50cm,內(nèi)徑8cm)中對2L污泥混合液進(jìn)行特定強(qiáng)度的曝氣(10Lair/(L·h)持續(xù)15min)來實(shí)現(xiàn)"浮選"和"純化或稀釋"泡沫兩個(gè)步驟,從而定量地表征活性污泥轉(zhuǎn)化生成泡沫的量.泡沫量可用"Scum Index"(SI)表示,計(jì)算公式如下:

稀釋分離出的泡沫樣品可能會(huì)對分析EPS濃度對泡沫的原始作用產(chǎn)生負(fù)面影響,故本研究中對原始方法進(jìn)行了些微改動(dòng),即僅進(jìn)行"浮選"步驟,省略后續(xù)的"純化或稀釋"步驟(得到的泡沫量用SI*表示,計(jì)算公式同上).詳細(xì)步驟參考文獻(xiàn)[10].

1.3.2 泡沫質(zhì)的測試 發(fā)泡能力(Foam Power,FP)可用來評價(jià)泡沫潛能/穩(wěn)定性[17].測試步驟如下:將100mL污泥混合液樣品倒入特制的透明亞克力圓柱形量筒(高100cm,內(nèi)徑3cm,橫截面積約7cm2)內(nèi),在量筒底部進(jìn)行曝氣,曝氣量設(shè)為5L/min,曝氣時(shí)長30s.曝氣前后形成的液面差定義為0,FP可通過下式計(jì)算:

式中:FP為每升曝氣量所消耗的用以產(chǎn)生泡沫的污泥混合液體積,mL/L;為量筒橫截面積,cm2;為曝氣量,L/min;為曝氣時(shí)長,min.

1.4 Biolog分析

Biolog方法通過測試不同微生物對單一碳源底物利用程度的差異來反映微生物群落結(jié)構(gòu)和功能多樣性[18].本研究采用96孔Biolog ECO微平板(BIOLOGTM Inc.,Hayward,CA,USA),每32孔為1組平行,含31種碳源和1個(gè)水空白對照,共計(jì)三組平行.31種碳源可劃分為六類:聚合物類、糖類、羧酸類、氨基酸類、胺類和酚類[19].實(shí)驗(yàn)操作步驟參考文獻(xiàn)[18],但培養(yǎng)時(shí)間延長至240h.本研究采用OD590減去OD750得到的吸光度值進(jìn)行后續(xù)的孔平均顏色變化率(AWCD)、6類碳源各自的標(biāo)準(zhǔn)化吸光度比率(F)的計(jì)算,計(jì)算公式[19]分別如下:

式中:AWCD可用來表征微生物活性;C是各碳源孔的吸光度值;是對照孔的吸光度值;R是類碳源中碳源的吸光度值;f是類碳源的平均吸光度值;F是類碳源的標(biāo)準(zhǔn)化吸光度比率;n是類碳源所包含的碳源個(gè)數(shù).

1.5 其他分析

NH4+-N、TN、TP、COD、MLSS采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定[20].pH采用PHS-3C型pH計(jì)測定.溫度和DO由便攜式水質(zhì)分析儀(WTW Multi3410,德國)測定.濁度采用濁度計(jì)(WGZ-1A,上海)測定.泡沫照片由數(shù)碼相機(jī)(佳能SX260HS,日本)拍攝記錄.參照文獻(xiàn)[8]進(jìn)行革蘭氏染色和奈瑟氏染色,采用光學(xué)顯微鏡(Nikon 90i,日本)進(jìn)行絲狀菌鑒定,并依據(jù)絲狀菌豐度主觀評分標(biāo)準(zhǔn)(Subjective Scoring of Filament Abundance)[8]進(jìn)行簡單計(jì)數(shù),即0=none;1=few,只有少量菌絲被偶然觀察到;2=some,菌絲時(shí)常被觀察到,但不存在于所有絮體上;3=common,每個(gè)絮體上均有1~5條菌絲;4=very common,每個(gè)絮體上均有5~20條菌絲;5=abundant,每個(gè)絮體上菌絲>20條; 6=excessive,菌絲數(shù)超過絮體數(shù).

2 結(jié)果與討論

2.1 生物泡沫現(xiàn)象及特征

該污水廠生物泡沫現(xiàn)象2014年以前就發(fā)生,持續(xù)時(shí)間較長.由圖1a可見,好氧池上方漂浮著褐色的浮渣和黃色的泡沫,在曝氣較弱區(qū)域聚集尤為明顯.攜帶生物泡沫的污泥混合液從好氧池進(jìn)入到膜池,導(dǎo)致膜池上方也漂浮黃色且較密集的泡沫(圖1b).

圖1 生物泡沫現(xiàn)象 Fig.1 Photos showing biological foaming phenomenon

2.1.1 泡沫質(zhì)/量特征 好氧池泡沫的質(zhì)/量特征 (SI*和FP)見圖2.如圖2a所示,根據(jù)Di Bella等[9]提出的SI*劃分定義,試驗(yàn)初期泡沫處于"moderate"階段(SI*=6.43%,5%~10%),約20d后發(fā)展到"serious"階段(SI*=14.31%,10%~15%),之后進(jìn)入"disastrous"階段(SI*>15%).本研究中SI*max達(dá)到了70%以上,而Di Bella等[9]的中試MBR泡沫研究中SI*max約16%,Cosenza等[10]的SI*max低于35%.這些差別可能是由于污水廠規(guī)模、構(gòu)造、操作條件或活性污泥特性等方面的差異造成的.泡沫潛能/穩(wěn)定性見圖2b.試驗(yàn)期間FP整體上呈現(xiàn)上升趨勢,由試驗(yàn)初期的14.1mL/L最終增至36.7mL/L,表明FP隨運(yùn)行時(shí)間的延長不斷強(qiáng)化.Di Bella等[9]和Cosenza等[10]的中試MBR泡沫研究中FP分別達(dá)到60~90mL/L和5~50mL/L,相比之下略高于本研究的值,這可能是由于活性污泥的特性差異造成的.

2.1.2 泡沫生物特征 Jenkins等[8]提出用豐度(Abundance,Ab)來表征絲狀菌數(shù)量,雖然該標(biāo)準(zhǔn)具有一定的主觀性,但其重復(fù)性可保持在±1的可接受范圍內(nèi).鏡檢結(jié)果顯示好氧池污泥混合液中的絲狀菌豐度(Ab)從試驗(yàn)初期的1(few)逐漸增至3(common),表明活性污泥中的泡沫絲狀菌含量較低.同一時(shí)期泡沫的Ab值往往高于污泥混合液.例如圖3所示,當(dāng)污泥混合液Ab為2時(shí)(圖3a),泡沫Ab值達(dá)到4 (圖3b).根據(jù)染色結(jié)果和形態(tài)學(xué)特征初步判定泡沫中的優(yōu)勢絲狀菌主要是微絲菌(),其次是0092型菌(圖3c和d).泡沫中出現(xiàn)絲狀菌富集的原因可能是由于好氧池的曝氣浮選作用將污泥混合液中部分絲狀菌轉(zhuǎn)移至泡沫中或者可能是泡沫為絲狀菌提供了更適合生長的微環(huán)境,有助于其增殖[16,21].

圖3 污泥混合液和生物泡沫的鏡檢照片 Fig.3 Microscope observation of mixed liquor and biological foam(a)混合液;(b)泡沫;(c)泡沫革蘭氏染色;(d)泡沫奈瑟氏染色.G+:革蘭氏陽性;G-:革蘭氏陰性;N+:奈瑟氏陽性;N-:奈瑟氏陰性

圖4a表示AWCD隨培養(yǎng)時(shí)間的變化曲線,其可表征微生物活性.整個(gè)培養(yǎng)周期內(nèi)好氧池泡沫的AWCD值明顯高于污泥混合液,表明泡沫中微生物活性大于污泥混合液.游佳等[22]通過測定脫氮除磷氧化溝系統(tǒng)中生物泡沫的耗氧速率同樣發(fā)現(xiàn)泡沫具有良好的生物活性.圖4b表示培養(yǎng)96h時(shí)污泥混合液和泡沫對6類碳源的平均吸光度比率.兩者對6類碳源均可代謝利用但程度有所不同,表明兩者的微生物群落結(jié)構(gòu)和功能多樣性有所差異.具體而言,二者均包含6類代謝群,其中污泥混合液中微生物以糖類代謝群為優(yōu)勢類群,羧酸類代謝群也較突出,而泡沫中糖類和羧酸類優(yōu)勢類群明顯下降,胺類代謝群相較污泥混合液反而上升.

2.2 生物泡沫產(chǎn)生的潛在原因分析

2.2.1 EPS作用分析 好氧池污泥混合液中EPS濃度變化如圖5所示.EPStot濃度逐漸累積,最后高達(dá)85mg/g SS以上.其中BEPS濃度遠(yuǎn)高于SEPS濃度,最終高達(dá)80mg/gSS左右,且蛋白質(zhì)濃度(BEPSp)高于多糖濃度(BEPSc).造成系統(tǒng)中EPS累積可能有以下幾個(gè)原因:(1)系統(tǒng)采用的浸沒式膜組件及后期膜表面形成的濾餅層可以不斷截留大量EPS;(2)為了沖刷膜表面減少膜污染,膜池中的曝氣強(qiáng)度往往較大[經(jīng)計(jì)算約為7.7m3/(m2·h)],導(dǎo)致其剪切力較大,進(jìn)而增加EPS的釋放量[23];(3)試驗(yàn)從秋季進(jìn)行到冬季,進(jìn)水水溫從初期22℃逐漸降至14℃,低溫條件可促進(jìn)EPS釋放到污泥混合液[24].

圖5 污泥中EPS含量隨運(yùn)行時(shí)間的變化趨勢 Fig.5 Evolution of EPS concentration in the mixed liquor with running time

圖6表示SI*和FP與EPS濃度(EPStot、BEPS、BEPSp和BEPSc)的相關(guān)性.因SEPS與SI*和FP無顯著相關(guān)性,故此均在圖中省略.由圖6a1、b1可見,SI*和FP與EPStot均具有良好的正相關(guān)性.圖6a2、b2可見,SI*和FP與BEPS的相關(guān)系數(shù)2分別為0.63和0.83,表明該污水廠泡沫SI*和FP受BEPS影響顯著.這與中試MBR泡沫研究的結(jié)果一致[9-10].進(jìn)一步從蛋白質(zhì)和多糖兩種不同EPS成分角度考慮,SI*與BEPSc(2=0.58)和BEPSp(2=0.54)的2差異不大,故認(rèn)為SI*受BEPSc和BEPSp的影響相當(dāng).而FP與BEPSp正相關(guān)性(2=0.75)明顯大于BEPSc(2=0.62),表明FP受BEPS中蛋白質(zhì)成分的影響較顯著.早前多數(shù)中試MBR泡沫研究也都表明了這一點(diǎn)[9-10,17].

污泥絮體中的EPS 通常含有大量的荷電基團(tuán)和非極性基團(tuán)(例如,蛋白質(zhì)成分中的芳烴基團(tuán)和脂肪族基團(tuán)及多糖成分中的疏水部位),它們對活性污泥的親疏水性起著重要作用[25].不少研究表明活性污泥多呈疏水性,這主要與EPS中蛋白質(zhì)成分有關(guān)[26-27].污泥疏水性是造成起泡的重要因素之一[28].在曝氣池曝氣作用下產(chǎn)生的氣泡可作為動(dòng)力,將極具疏水性的污泥顆粒,尤其是形小、質(zhì)輕的小顆粒物質(zhì)浮選至曝氣池表面,逐漸形成泡沫層或浮渣層.另一方面,EPS主要是由微生物(細(xì)菌為主)分泌產(chǎn)生的復(fù)雜聚合物,具有生物表面活性劑特性,對于維持污泥絮體結(jié)構(gòu)具有重要作用.然而過量的具有生物表面活性劑性質(zhì)的EPS會(huì)對泡沫產(chǎn)生負(fù)面影響.因?yàn)樵練?水兩相的氣泡在表面活性劑的作用下,穩(wěn)定性增強(qiáng),更加不易破碎,易形成持久性泡沫[8].

2.2.2 絲狀菌作用分析 鏡檢結(jié)果發(fā)現(xiàn)微絲菌相對于其他絲狀菌豐度最高.這類絲狀菌絲體長度50~200μm,絲體高度彎曲,有時(shí)扭曲、纏繞或穿越絮體,其脂類含量達(dá)細(xì)胞干重的35%,使得其比重比水輕,因此易漂浮到水面[29].鏡檢發(fā)現(xiàn)泡沫中微絲菌豐度也確實(shí)高于污泥混合液.相比微絲菌,0092型菌絲體短,長度10~80μm,直徑0.8~1μm,絲體筆直或彎曲,常見于絮體內(nèi)部及周圍.目前關(guān)于0092型菌的生理特征尚不清楚.不過已有研究表明,低污泥負(fù)荷條件(F/M約0.15~0.05kgBOD5/(kgMLSS·d))有利于0092型菌生長增殖,相似的,微絲菌適宜在0.20~ 0.05kgBOD5/(kgMLSS·d)負(fù)荷范圍內(nèi)增殖[8].經(jīng)計(jì)算該污水廠好氧曝氣池的F/M約為0.16~0.10kgCOD/ (kgMLSS·d),負(fù)荷較低,為微絲菌和0092型菌的增殖創(chuàng)造了一定條件.

這些檢測到的絲狀菌其絲狀結(jié)構(gòu)對泡沫產(chǎn)生或穩(wěn)定可能會(huì)有一定影響.因?yàn)榻z狀結(jié)構(gòu)易形成網(wǎng),能捕掃污泥微粒和曝氣產(chǎn)生的氣泡,并上浮到水面.被絲網(wǎng)包圍的氣泡,增加了其表面張力,使氣泡不易破碎,更加穩(wěn)定.Campo等[11]曾報(bào)道絲狀菌對泡沫具有一定的穩(wěn)定效果,可導(dǎo)致FP值上升.本試驗(yàn)亦觀察到FP呈上升趨勢,進(jìn)一步印證Campo等的結(jié)論.另外多數(shù)絲狀菌可以合成表面活性劑物質(zhì),例如包含脂肪、脂肽、蛋白質(zhì)、多糖等胞外聚合物,使污泥中EPS濃度增加,可能進(jìn)一步惡化泡沫問題[7].

2.3 生物泡沫對工藝性能的影響

2.3.1 對污染物去除效果的影響 試驗(yàn)從2014年9月下旬持續(xù)至12月底,共約100d.期間,生物泡沫持續(xù)存在,各種污染物去除效果見圖7. A2O-MBR工藝對COD、NH4+-N、TN和濁度的去除效果良好,去除率分別可達(dá)88.1%±5.1%、99.1%±0.3%、64.0%±4.5%和99.5%±0.2%,出水平均值分別穩(wěn)定在25、1、15mg/L和1NTU以下.另外,系統(tǒng)雖然對TP的去除率比較穩(wěn)定(70.8%±4.3%),但出水濃度仍然偏高,穩(wěn)定在1mg/L左右,這可能由于系統(tǒng)SRT較長,富磷污泥無法及時(shí)排出導(dǎo)致的.參照城市回用水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)[30-31],該污水廠出水完全滿足沖廁和綠化回用水質(zhì)要求.除了TP外,其他出水指標(biāo)還可滿足景觀回用水水質(zhì)要求.綜上分析可知,生物泡沫未造成出水水質(zhì)明顯波動(dòng)或惡化.Di Bella等[9]報(bào)道其中試MBR裝置在經(jīng)歷生物泡沫期間,COD平均去除率為95%,平均硝化和反硝化效率分別為99%和85%,總氮去除率為85%~90%.You等[7]的小試MBR在經(jīng)歷泡沫事件前后,也始終保持良好的污染物(COD、BOD和SS)去除效果.以上報(bào)道進(jìn)一步證實(shí)MBR系統(tǒng)中生物泡沫未對污染物去除產(chǎn)生負(fù)面影響.

甚至有試驗(yàn)表明生物泡沫可能對污染物去除產(chǎn)生有利作用.例如,游佳等[22]通過測定脫氮除磷氧化溝系統(tǒng)中生物泡沫的耗氧速率、硝化速率和反硝化速率,除了發(fā)現(xiàn)泡沫具有良好的生物活性,還發(fā)現(xiàn)泡沫層中除絲狀菌外,還存活著大量硝化菌和反硝化菌,在一定條件下可能有助于反硝化和硝化作用.本研究通過Biolog方法分析泡沫中微生物群落對各類碳源的利用情況,同樣證實(shí)泡沫具有良好的微生物活性(圖4a),且泡沫中微生物對聚合物類、糖類、羧酸類、氨基酸類、胺類和酚類碳源物質(zhì)均可代謝利用,其中對胺類這種相對難降解物質(zhì)的代謝利用度甚至高于污泥混合液(圖4b).鑒于以上分析可知,泡沫對于污水中復(fù)雜成分的去除可能會(huì)有效果.如何有效利用泡沫,而不是簡單地將其清除,對于提高污水廠運(yùn)行效果具有一定的研究價(jià)值.

2.3.2 對膜污染的影響 試驗(yàn)期間,系統(tǒng)進(jìn)行了5次EFM清洗,未進(jìn)行CIP清洗.在恒通量運(yùn)行模式下,TMP可以反映膜污染狀況,其變化如圖8.TMP在12.7至32.9kPa范圍內(nèi)變化,低于進(jìn)行CIP 清洗的設(shè)定值(55kPa).周期性的EFM清洗在一定程度上可以緩解膜污染,但隨著運(yùn)行時(shí)間的延長,TMP整體上呈上升趨勢,表明膜污染逐漸加重.

Cosenza等[10]研究了中試MBR系統(tǒng)中EPS對泡沫和膜污染的影響,進(jìn)一步分析了泡沫和膜污染的關(guān)系,認(rèn)為當(dāng)MBR系統(tǒng)中發(fā)生泡沫時(shí),膜污染速率反而降低,這是因?yàn)锽EPS被"束縛"在漂浮著的泡沫層中.與此相反,Campo等[11]在研究間歇式曝氣膜生物反應(yīng)器中的泡沫事件時(shí),揭示出泡沫與膜污染現(xiàn)象不是相互獨(dú)立的,而是通過BEPS相互聯(lián)系,SI*和FP的強(qiáng)化會(huì)導(dǎo)致膜污染加重.Yue等[7]在小試MBR中研究膜的親疏水性對膜污染的影響時(shí)發(fā)現(xiàn),在發(fā)生泡沫的條件下,疏水性膜受到的膜污染比親水性膜更為嚴(yán)重.也就是說泡沫對膜污染的影響與膜本身性質(zhì)有關(guān).本試驗(yàn)結(jié)果基本符合Campo等[11]的結(jié)論,但仍需更深入的研究來論證泡沫和膜污染的關(guān)系.因?yàn)镃ampo等[11]曾指出生物反應(yīng)器的幾何特征會(huì)影響泡沫特性.本研究中A2O-MBR規(guī)模遠(yuǎn)大于前兩者的反應(yīng)器規(guī)模,幾何特性亦不同于前兩者,且膜的親疏水性對泡沫與膜污染之間的關(guān)系亦會(huì)產(chǎn)生影響,故在今后的工作中還需進(jìn)一步研究.

圖8 TMP隨運(yùn)行時(shí)間的變化 Fig. 8 Variation of TMP with running time

3 結(jié)論

3.1 泡沫中絲狀菌豐度、微生物活性均高于污泥混合液,且泡沫中微生物對聚合物類、糖類、羧酸類、氨基酸類、胺類和酚類碳源物質(zhì)均可代謝利用,其中對胺類這種相對難降解物質(zhì)的代謝利用度高于污泥混合液.

3.2 初步判定泡沫的產(chǎn)生主要由EPS和絲狀菌引起. SI*與EPStot、BEPS濃度相關(guān),相關(guān)系數(shù)2分別為0.62、0.63,FP亦與二者顯著相關(guān),2分別為0.83和0.83.泡沫中優(yōu)勢絲狀菌主要是微絲菌和0092型菌.

3.3 泡沫期間,A2O-MBR工藝對COD、NH4+-N、TN、TP和濁度的去除率分別達(dá)88.1%±5.1%、99.1%±0.3%、64.0%±4.5%、70.8%±4.3%和99.5%±0.2%,出水完全滿足沖廁和綠化回用水質(zhì)要求.除了TP外,其他出水指標(biāo)還可滿足景觀回用水水質(zhì)要求.另外,甚至有可能利用泡沫中微生物去除污水中的一些復(fù)雜有機(jī)物,具體利用方法有待進(jìn)一步研究.

3.4 泡沫對膜污染產(chǎn)生一定的影響.

[1] 王 芳,李之鵬,徐 仲,等.AF-MBR處理海水養(yǎng)殖廢水性能及膜污染特性 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(5):1760-1766.Wang F, Li Z P, Xu Z, et al. Studies on the nitrogen removal performance and membrane fouling characteristics of AF-MBR for mariculture wastewater treatment [J]. China Environmental Science, 2018,38(5):1760-1766.

[2] 余智勇,文湘華.厭氧膜生物反應(yīng)器中親疏水性有機(jī)物的膜污染特征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2018,38(7):2471-2476.Yu Z Y, Wen X H. Fouling of microfiltration membranes by hydrophilic and hydrophobic organic fractions in Anaerobic membrane bioreactors [J]. China Environmental Science, 2018,38(7):2471-2476.

[3] 李宗仁,張新穎,林琳琳,等.污泥膨脹和生物泡沫的形成機(jī)理和控制方法 [J]. 凈水技術(shù), 2018,37(4):28-33.Li Z R, Zhang X Y, Lin L L, et al. Mechanism and control solutions for formation of sludge bulking and biological foaming [J]. Water Purification Technology, 2018,37(4):28-33.

[4] Capodici M, Di Bella G, Nicosia S, et al. Effect of chemical and biological surfactants on activated sludge of MBR system: Microscopic analysis and foam test [J]. Bioresource Technology, 2015, 177:80-86.

[5] Maza-Marquez P, Vílchez-Vargas R, Boon N, et al. The ratio of metabolically active versus total Mycolata populations trigger foaming in a membrane bioreactor [J]. Water Research, 2016,92:208-217.

[6] Di Bella G, Torregrossa M. Foaming in membrane bioreactors: identification of the causes [J]. Journal of Environmental Management, 2013,128(20):453-461.

[7] You S J, Sue W M. Filamentous bacteria in a foaming membrane bioreactor [J]. Journal of Membrane Science, 2009,342(1):42-49.

[8] Jenkins D, Richard M G, Daigger G T. Manual on the causes and control of activated sludge bulking, foaming, and other solids separation problems, 3rd ed [M]. IWA Publishing, London, UK, 2004.

[9] Di Bella G, Torregrossa M, Viviani G. The role of EPS concentration in MBR foaming: Analysis of a submerged pilot plant [J]. Bioresource Technology, 2011,102(2):1628-1635.

[10] Cosenza A, Di Bella G, Mannina G, et al. The role of EPS in fouling and foaming phenomena for a membrane bioreactor [J]. Bioresource Technology, 2013,147(7):184-192.

[11] Campo R, Capodici M, Di Bella G, et al. The role of EPS in the foaming and fouling for a MBR operated in intermittent aeration conditions [J]. Biochemical Engineering Journal, 2017,118:41-52.

[12] Kale M M, Singh K S. Foaming in sludge-bed anaerobic membrane bioreactor [J]. Journal of Environmental Engineering, 2016,142(4):1-3.

[13] Hu Y, Wang X C, Zhang Y, et al. Characteristics of an A2O-MBR system for reclaimed water production under constant flux at low TMP [J]. Journal of Membrane Science, 2013,431:156-162.

[14] Dubois M, Gilles K A, Hamilton J K, et al. Colorimetric method for determination of sugars and related substances [J]. Analytical Chemistry, 1956,28(3):350-356.

[15] Hartree E F. Determination of protein: a modification of the Lowry method that gives a linear photometric response [J]. Analytical Biochemistry, 1972,48(2):422-427.

[16] Pretorius W A, Laubscher C J P. Control of biological scum in activated sludge plants by means of selective flotation [J]. Water Science and Technology, 1987,19:1003-1011.

[17] Nakajima J, Mishima I. Measurement of foam quality of activated sludge in MBR process [J]. Acta Hydrochimca et Hydrobiologica, 2005,33(3):232-239.

[18] Yang C, Zhang W, Liu R, et al. Phylogenetic diversity and metabolic potential of activated sludge microbial communities in full-scale wastewater treatment plants [J]. Environmental Science and Technology, 2011,45(17):7408-7415.

[19] Zhang T Y, Wu Y H, Zhuang L L, et al. Screening heterotrophic microalgal strains by using the Biolog method for biofuel production from organic wastewater [J]. Algal Research, 2014,6:175-179.

[20] 國家環(huán)境保護(hù)總局. 水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.Chinese, N.E.P.A. Water and Wastewater Monitoring Methods [M]. Beijing: Chinese Environmental Science Publishing House, 2002.

[21] Dunkel T, Gallegos E L D L, Bock C, et al. Illumina sequencing for the identification of filamentous bulking and foaming bacteria in industrial activated sludge plants [J]. International Journal of Environmental Science & Technology, 2017,15(5):1-20.

[22] 游 佳,張向陽,鄭興燦,等.氧化溝系統(tǒng)的生物泡沫現(xiàn)象及生物性能初步研究 [J]. 中國給水排水, 2013,29(21):93-96.You J, Zhang X Y, Zheng X C, et al. Study on biological foams and their performance in oxidation ditch [J]. China Water & Wastewater, 2013,29(21):93-96.

[23] Wang Z, Wu Z, Tang S. Extracellular polymeric substances (EPS) properties and their effects on membrane fouling in a submerged membrane bioreactor [J]. Water Research, 2009,43(9):2504-2512.

[24] Jiang T, Kennedy M D, Guinzbourg B F, et al. Optimising the operation of a MBR pilot plant by quantitative analysis of the membrane fouling mechanism [J]. Water Science and Technology, 2004,51(6/7):19-25.

[25] Lin H, Zhang M, Wang F, et al. A critical review of extracellular polymeric substances (EPSs) in membrane bioreactors: Characteristics, roles in membrane fouling and control strategies [J]. Journal of Membrane Science, 2014,460(9):110-125.

[26] Jorand F, Bouge-Bigne F, Block J C, et al. Hydrophobic/hydrophilic properties of activated sludge exopolymeric substances [J]. Water Science and Technology, 1998,37(4/5):307-315.

[27] Hong H, Peng W, Zhang M, et al. Thermodynamic analysis of membrane fouling in a submerged membrane bioreactor and its implications [J]. Bioresource Technology, 2013,146(10):7-14.

[28] Petrovski S, Dyson Z A, Quill E S, et al. An examination of the mechanisms for stable foam formation in activated sludge systems [J]. Water Research, 2011,45(5):2146-2154.

[29] Slijkhuis H, van Groenestijn J W, Kylstra D J. Microthrix parvicella, a filamentous bacterium from activated sludge: growth on Tween 80as carbon and energy source [J]. Journal of General Microbiology, 1984,130(8):2035-2042.

[30] GB/T18920-2002 城市污水再生利用城市雜用水水質(zhì) [S].GB/T18920-2002The reuse of urban recycling water--Water quality standard for urban miscellaneous water consumption [S].

[31] GB/T 18921-2002 城市污水再生利用景觀環(huán)境用水水質(zhì) [S].GB/T18921-2002The reuse of urban recycling water--Water quality standard for scenic environment use [S].

Origin and influence of biological foaming phenomenon in an A2O-MBR process for wastewater treatment.

YU Zhen-zhen, HU Yi-song*, WANG Xiao-chang**

(Shaanxi Key Laboratory of Environmental Engineering, Key Laboratory of Northwest Water Resource, Environment and Ecology, Ministry of Education, Xi’an University of Architecture and Technology, Xi’an 710055, China)., 2019,39(3)：1034~1042

A full-scale A2O-MBR wastewater treatment plant was investigated to analyze the phenomenon and characteristics of foam (quality/quantity and biological feature) in the oxic tank. Furthermore, the possible causes of foaming, as well as the effects of foaming on the pollutants removal and membrane fouling were elucidated. The results showed a significant progression of the foaming phenomenon, whereby the foam quality/quantity parameters (foam quantity-Scum index, SI*and foam potential/stability- Foam power, FP) increased considerably with running time. Also, the foam SI* and FP values were significantly correlated with the concentrations of total EPS and bound EPS. In addition, the abundance of filamentous bacteria and microbial activity in the foam were notably higher than that in the mixed liquor. Analytically, the formation and stability of foam might be caused by EPS and filamentous bacteria (mainlyand Eikelboom 0092type). Nonetheless, the efficiencies of pollutants removal (COD、NH4+-N、TN、TP and turbidity) were found to be free from the negative effects of biological foam. In contrast, membrane fouling was influenced by biological foam to some extent.

A2O-MBR；biological foam；extracellular polymeric substance (EPS)；filamentous bacteria；wastewater treatment

X703

A

1000-6923(2019)03-1034-09

于真真(1988-),女,河南濟(jì)源人,西安建筑科技大學(xué)博士研究生,主要從事膜法污水處理與回用技術(shù).發(fā)表論文9篇.

2018-07-25

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(51778522,51508450);國家水體污染控制與治理科技重大專項(xiàng)(2013ZX07310-001)

*責(zé)任作者, 副教授, yshu86@163.com;**教授, xcwang@xauat.edu.cn