朱逸舟,李秀芬*,王新華,任月萍

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高有機負荷沖擊對填料型MBR運行性能的影響

朱逸舟1,2,李秀芬1,2*,王新華1,2,任月萍1,2

(1.江南大學環(huán)境與土木工程學院,江蘇省厭氧生物技術重點實驗室,江蘇 無錫 214122；2.江蘇省水處理技術與材料協(xié)同創(chuàng)新中心,江蘇 蘇州 215009)

針對分散式農村生活污水有機負荷變化明顯的特點,研究了填料型厭氧-缺氧-好氧膜生物反應器(A2O-MBR)抗高有機負荷的能力,考察了高有機負荷沖擊對污染物去除效果、懸浮和附著污泥性質以及膜污染的影響.結果表明,高負荷沖擊期間污染物去除穩(wěn)定,氨氮去除率在沖擊第3d從99.1%下降到78.5%,出水氨氮濃度高于5mg/L,隨后去除率恢復至97.6%;懸浮和附著微生物的三磷酸腺苷(ATP)含量增加;附著生物量顯著增加;細胞外聚合物(EPS)增加;高有機負荷沖擊期間膜污染更嚴重,膜面污染層EPS含量顯著增加;太陽能微動力A2O-MBR系統(tǒng)能減少10%的碳排放.

高有機負荷沖擊；附著微生物；填料；污染物去除；膜污染

分散式農村廢水的特征表現(xiàn)在質量、數(shù)量和空間分布上的變化,進水污染物濃度的突然變化或有機負荷(organic load rate, OLR)沖擊會使處理系統(tǒng)性能不穩(wěn)定,具體表現(xiàn)在污染物去除和生物質特征(濃度、粒度、粘度、絮凝物結構)的變化[1].有機底物的差異可能會影響微生物的生理特性和提取的細胞外聚合物(EPS)的化學成分[2],通常在高有機負荷條件下微生物會分泌更多的EPS來抵御不利條件.生物反應器可以處理短期和長期的沖擊負荷,有時甚至可以承受多重有機負荷沖擊[3].一般長期有機負荷沖擊會導致新的“穩(wěn)態(tài)”,此時到達穩(wěn)態(tài)的時間與生物質濃度、微生物群落的活性成正比[4].

膜生物反應器(MBR)已成為廢水處理和再利用的首選工藝之一[5],MBR的固液分離性能優(yōu)異,出水水質較好[6],膜組件能將活性污泥完全截留在反應器內,提高反應速率,增強系統(tǒng)耐沖擊負荷的能力[7].生物膜較大的比表面積有利于緩慢生長的微生物生長,能保留更高的生物量,對有機負荷沖擊有強抵抗能力[8].然而,膜污染仍然是妨礙MBR廣泛應用的主要缺點.隨著OLR的增加,生物質含量、膠體疏水性、污泥平均粒徑也增加,導致膜更快地結垢[9].EPS被發(fā)現(xiàn)是潛在的膜污染物質[10].加大曝氣沖刷力度是緩解膜污染的重要手段之一,然而隨之而來的是能耗的增加,導致排入大氣的CO2等溫室氣體增多.目前關于填料型MBR工藝的研究主要集中在不同有機負荷對其的長期影響.Mannina等[11]將懸浮塑料載體加入到UCT-MBR工藝中的缺氧池和好氧池,發(fā)現(xiàn)有機負荷升高沒有對系統(tǒng)的COD、氮和磷去除性能造成負面影響. Shuai等[12]在使用填充了無紡布載體的移動床膜生物反應器研究各種進水有機負荷下有機碳和氮的去除性能時發(fā)現(xiàn),系統(tǒng)都表現(xiàn)出良好的脫氮效果.雖然關于有機負荷對填料型MBR長期影響的研究很多,但是有關短時間、多頻次、規(guī)律性的有機負荷沖擊對其影響的研究還比較少.而實際污水處理廠通常會受到水力和有機沖擊負荷的短期變化[13].

本文以填料型A2O-MBR處理模擬生活污水為研究體系,考察短時間、多頻次的高有機負荷沖擊對污染物去除效果、懸浮和附著污泥性質以及膜污染的影響,最后對太陽能微動力驅動膜生物反應器系統(tǒng)進行碳排放核算,闡述系統(tǒng)在節(jié)能減排方面的優(yōu)勢.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 試驗裝置及填料 試驗裝置為A2O-MBR反應器(圖1),由有機玻璃制成,總有效容積約為18L,通過擋板分為厭氧池(3L)、缺氧池(3L)、好氧池(9L)、膜池(3L),回流比依次為R1=400%,R2=300%,R3= 200%.膜池內裝有四片聚偏氟乙烯(polyvinylidene fluoride, PVDF)平板微濾膜,膜總面積為0.556m2,膜組件保持恒定通量運行,通量為25L/(m2?h),抽停比為8min/2min,水力停留時間(HRT)為12h,污泥停留時間(SRT)為30d.好氧池內添加懸浮塑料填料(圖2),材料為聚乙烯,尺寸為直徑14mm,高12mm,密度大于0.95g/cm3,孔隙率大于95%,最大比表面積為500m2/m3.填料填充率為40%.系統(tǒng)曝氣由2塊太陽能電池板供電,每塊電池板的額定電壓為30V,功率為250W.

圖1 A2O-MBR裝置

1.進水桶;2.厭氧池;3.缺氧池;4.好氧池;5.膜池;6.膜組件;7.攪拌器;8.太陽能電池板

1.1.2 實驗用水實驗用水為模擬生活污水,主要由葡萄糖、無水乙酸鈉、蛋白胨、碳酸氫銨、磷酸二氫鉀以及少量微量元素等組成,正常負荷(階段1)和高負荷沖擊(階段2)期間模擬廢水的具體組成見表1.正常負荷期間進水污染物濃度如下: COD350~ 450mg/L,氨氮25~40mg/L,TN30~45mg/L, TP2~ 4.5mg/L;高負荷沖擊期間進水污染物濃度: COD950~ 1225mg/L,氨氮70~80mg/L,TN120~140mg/L,TP7~ 9mg/L.

表1 模擬生活污水的組成

1.2 實驗方法

A2O-MBR污泥來自于無錫太湖新城污水處理廠好氧池,接種后反應器內污泥濃度為3~4g/L,各池溶解氧(DO)如下:厭氧<0.15mg/L,缺氧<0.2mg/L,好氧4~6mg/L,膜池6~8mg/L, pH值為7.2~8.5,溫度為(25±2)℃.先進行正常負荷進水(階段1),OLR為0.66kg COD/(m3?d),持續(xù)20d,隨后進行高負荷沖擊(階段2),OLR為1.98kg COD/(m3?d),每天保持4h沖擊時間以模擬實際農村生活污水排放,持續(xù)15d.考察正常負荷與高負荷沖擊期間污染物去除、污泥性質以及膜污染變化情況.

1.3 分析測試項目與方法

1.3.1 水質指標 對進出水以及各池混合液過濾后分析各項水質指標和污泥性質指標,COD、NH4+-N、NO3--N、TN、TP、MLSS、MLVSS均采用國家標準方法測定[14].

1.3.2 載體上生物量測定 取一定個數(shù)的載體,用小刀將表面生物膜刮下并溶于去離子水中,隨后將混合液過濾,濾紙與污泥一并置于105℃烘箱2h,放入烘箱前濾紙的重量W1與烘完后濾紙和污泥的重量W2之間的差為相應個數(shù)載體上的生物量,折算到每個載體的生物量再乘以反應器內載體個數(shù)(2000個)即為反應器內的附著生物量.

1.3.3 ATP含量 采用Jiang等[15]報道的方法提取和測定ATP含量.

1.3.4 EPS提取和測量 取10mL污泥混合液,以8000r/min離心10min,上清液為可溶性胞外聚合物(SMP),用去離子水將污泥補充至原體積,在80℃下加熱30min,隨后以12000r/min離心15min,上清液即為緊密結合型胞外聚合物(TB-EPS).多糖(PS)含量采用苯酚-硫酸法測定[16],蛋白質(PN)含量采用Folin-酚方法測定[17].

1.3.5 碳排放 根據Monteith等[18]的模型計算.碳排放總量根據公式(1)計算.

式中:CO2,eq為排入大氣的CO2總量,g/gCOD;CO2,ASP為通過降解有機物排入大氣的CO2的量,g/gCOD;CO2,pump為泵運行耗電所產生CO2的量,g/gCOD.

CO2,ASP根據公式(2)計算.

式中:TOCi為進水TOC,mg/L;TOCe為出水TOC, mg/L;TOCds為排泥TOC,g/gVSS.

CO2,pump根據公式(3)計算.

式中:C為每個單位的碳排因子,取0.785kg/(kW?h), Q為系統(tǒng)電耗(僅為水泵運行),4.032kW?h.

2 結果與討論

2.1 高有機負荷沖擊對污染物去除的影響

2.1.1 COD去除率 如圖3所示,在運行的40d內,反應器始終保持良好的有機污染物去除效果.出水COD濃度始終保持在50mg/L以下,階段1和階段2的COD去除率分別為95.0%和92.8%,在高有機負荷沖擊期間,反應器對于有機物的去除很好,僅在剛開始沖擊的一周內出水COD略有升高.COD主要在厭氧階段被去除,階段1和階段2的厭氧池內COD平均去除率分別為(86.1±2.8)%和(77.3±2.0)%.在厭氧池內有機物首先被活性污泥快速吸附,然后用于微生物代謝[19].在高有機負荷下的吸附階段,通常能去除70%~80%的總COD[20].Shuai等[21]在利用移動床MBR同時去除氮和磷的研究中發(fā)現(xiàn),COD的主要部分在厭氧階段被消耗,去除率為84.0%,微生物會在厭氧條件下儲存COD作為聚-β-羥丁酸酯(PHB)然后在有氧階段利用.在高有機負荷沖擊期間出水COD的穩(wěn)定去除可能歸因于懸浮載體的投加和膜的截留作用,載體豐富了系統(tǒng)內微生物的種類,提高了生物量,而且附著在生物膜上的微生物不隨剩余污泥的排放而流失,對穩(wěn)定COD的去除性能起到了很大作用[22].

圖3 不同有機負荷對COD的影響

2.1.2 氨氮及總氮去除率 如圖4所示,階段1和階段2的氨氮去除率分別為93.1%和94.0%.出水氨氮濃度僅在沖擊前3d高于5mg/L,去除率為78.5%,其余期間均低于5mg/L,在高有機負荷沖擊進行3d后,氨氮去除率恢復至97.6%,這可能是由于在面臨突然變化的有機負荷時微生物難以適應,導致微生物活性下降,污染物去除效果降低,但是隨著時間的推移,微生物能較快適應有機負荷的變化,因此活性逐漸恢復,出水污染物濃度下降,去除率變高.Hu等[23]在分別利用羊毛和Kaldnes環(huán)填充介質研究12h的短期沖擊時發(fā)現(xiàn),兩者氨氮的平均去除率分別從99.1%和98.7%下降到60.6%和42.4%,但是在沖擊第3d和第4d分別恢復至99.8%和99.7%.氨氮的去除更敏感,硝化更容易受到實驗條件變化的影響,原因可能是硝化細菌的自養(yǎng)生長緩慢,它們與異養(yǎng)細菌在競爭空間和氧氣時處于不利地位.TN的進出水濃度以及去除率見圖5.高有機負荷沖擊期間(階段2)TN的去除率從78.2%下降到73.5%,但出水濃度始終低于15mg/L.高有機負荷給反硝化細菌提供了額外的碳源,有利于反硝化脫氮的進行,因此對脫氮沒有造成顯著影響.另外高有機負荷期間微生物的生長消耗了大量的氧氣,形成的厭氧/缺氧微環(huán)境更有利于同步硝化反硝化的進行.

圖4 不同有機負荷對氨氮的影響

圖5 不同有機負荷對TN的影響

2.1.3 TP去除率 如圖6所示,階段1和階段2的TP去除率分別為97.3%和96.7%.在運行的40d內,出水TP始終低于0.5mg/L,高有機負荷沖擊沒有對TP的去除造成影響.厭氧池的高濃度有機物能使聚磷菌(PAOs)更好的生成聚羥基烷酸(PHA),有利于厭氧釋磷,為后面好氧吸磷提供動力[24].Jamal 等[25]利用填充海綿載體的MBR處理高濃度(進水COD= 1000mg/L)廢水時發(fā)現(xiàn),填充載體的MBR和對照MBR對TP的去除率分別為58.5%和38.4%,由于載體的存在,更好的除磷還可能歸因于在海綿介質缺氧/厭氧區(qū)域內生存的聚磷菌(PAOs).

圖6 不同有機負荷對TP的影響

圖7 不同階段懸浮和附著污泥中TP含量

磷的去除主要是由于PAOs的吸磷作用, PAOs可以在厭氧階段釋放磷,然后在好氧階段吸收磷并轉化為多聚磷酸鹽,通過排放富含聚磷酸鹽的活性污泥可以實現(xiàn)磷的去除[26].階段1和階段2中懸浮和附著污泥的TP含量見圖7,不論是哪個階段,生物膜中的TP濃度均高于懸浮污泥,可見生物膜的吸磷作用優(yōu)于懸浮污泥,由于懸浮污泥生長系統(tǒng)的缺點(例如有限的污泥停留時間和污泥膨脹問題),附著污泥生長系統(tǒng)可能更適合去除磷,因為PAOs可以在更長的污泥停留時間內積累、繁殖并且表現(xiàn)出在不利條件下的適應性.Tian等[27]使用透射電子顯微鏡發(fā)現(xiàn),在生物膜的細胞內存在大的黑色聚磷酸鹽顆粒(直徑為120~550nm),這也證實了生物膜能更好地吸收磷.

2.2 高有機負荷沖擊對污泥性質的影響

2.2.1 生物量變化 圖8為2個階段的生物量變化,圖9為MLVSS/MLSS變化.高有機負荷沖擊期間(20~40d)平均附著生物量為(11.3±2.3)g,平均懸浮生物量為(64.4±6.12)g,正常負荷期間(0~20d)平均附著生物量為(7.4±1.3)g,平均懸浮生物量為(68.9±5.9)g.可見高有機負荷沖擊期間附著生物量明顯增加,而懸浮生物量略微降低,這與Li等[28]的報道一致,混合液中的微生物由于充足的底物能更好附著和生長在載體表面,從而使附著生物量增加,懸浮生物量出現(xiàn)下降趨勢.在每個階段中,懸浮和附著微生物的平均MLVSS/MLSS相差不大.高有機負荷沖擊增加了懸浮和附著污泥的MLVSS/ MLSS. Chen等[29]報道,隨著OLR的增加,MLSS和MLVSS趨于逐漸增加,當OLR高于1.05gCOD/ (L?d)時增加幅度更大. MLVSS/MLSS的增加意味著污泥中活性生物質組分的增加,高有機負荷進水為污泥中的微生物增加了營養(yǎng)底物,促進了微生物生長.

圖8 不同階段懸浮和附著生物量

2.2.2 微生物活性 微生物代謝主要分為產生能量的分解代謝和消耗能量的合成代謝.在整個代謝過程中.自由能以ATP的形式保存,然后為正常的新陳代謝、繁殖、運動和營養(yǎng)物質運輸提供能量[30],因此ATP可用于估計細胞能量狀態(tài)[8].圖10為階段1和階段2中懸浮和附著微生物的ATP含量,階段1中懸浮和附著微生物的平均ATP含量為(3.56±1.08)μg/gVSS和(14.76±1.79)μg/gVSS,階段2中懸浮和附著污泥的平均ATP含量為(11.80± 1.58)μg/gVSS和(21.34±2.38)μg/gVSS,隨著有機負荷的提高,微生物活性也相應提高,這可能是因為有機底物的增加促進了微生物的代謝活動.生物膜的ATP含量最高,這可能與生物膜中較多的硝化細菌有關,由于長泥齡的存在,生物膜中富集了較多硝化細菌,硝化細菌是自養(yǎng)細菌,可以直接利用空氣中的氧氣作為電子受體將氨氮硝化為硝酸鹽和亞硝酸鹽,在好氧狀態(tài)下能保持較高的生物活性.在每一個階段中, ATP含量總是呈現(xiàn)沿程降低的趨勢(除了生物膜),由于厭氧池處在反應器的最前端,池內有機底物最多,微生物利用ATP進行一系列代謝活動也最旺盛,因此微生物活性最高,而隨著沿程污染物逐步降解,進入好氧池的有機物已經相對很少,因此微生物活性也進一步降低.

圖9 不同階段懸浮和附著污泥的MLSS/MLVSS

圖10 不同階段懸浮和附著污泥的ATP含量

2.2.3 胞外聚合物 EPS是微生物的合成聚合物,存在于細胞上或細胞外,使細胞能更好地獲取底物和營養(yǎng)物質,保持水合作用,并保護自己免受環(huán)境壓力.EPS能夠改變細胞表面的物理、化學特性,對于活性污泥的結構穩(wěn)定性有著重要作用[31].蛋白質和多糖是EPS的主要組分[32].高有機負荷沖擊期間的EPS如圖11所示,與正常負荷相比,SMP增加,其中厭氧池污泥和附著污泥中SMP較高,厭氧池微生物SMP中多糖和蛋白質含量分別從(2.58±1.20), (5.41±2.07)mg/gVSS增加到(5.73±2.19),(7.13±2.37) mg/gVSS. Schiener等[33]報道在增加的OLR下可以生產更多SMP,這可能是因為厭氧池內微生物受到高有機負荷沖擊的影響最大,過高的有機負荷促使微生物分泌過多SMP來抵御環(huán)境變化造成的沖擊,另外由于SMP處在細胞外部的最外層,與水相直接接觸,在提取過程中不可避免帶入水相中的有機物,而高負荷期間厭氧池內有機物增多,導致SMP含量也增加.高有機負荷沖擊期間生物膜SMP中多糖和蛋白質分別從(6.79±0.35),(7.90±4.09)mg/gVSS增加到(12.92±0.97),(10.34±2.10)mg/gVSS.無論哪個階段生物膜中的EPS總是最多,這是因為EPS和其他可溶性微生物產物能形成緊密的纖維狀結構,為生物膜的發(fā)育提供穩(wěn)定的空間結構[34].

2.3 高有機負荷沖擊對膜污染的影響

2.3.1 跨膜壓差 高有機負荷沖擊對膜污染的影響如圖12所示.運行42d內共清洗5次,階段1清洗了2次(第12,21d),平均11d達到25kPa;階段2 清洗了3次(第30,36,41d),平均7d達到25kPa,雖然2個階段中跨膜壓差(TMP)都發(fā)生了明顯的“跳躍”,但是階段2中TMP上升速度比階段1中更快,達到25kPa所需的時間更短.

圖12 不同階段MBR的TMP變化

2.3.2 膜面EPS 高有機負荷沖擊期間嚴重的膜污染可能歸因于混合液特性的變化,從而影響膜面污泥的性質,進而影響膜污染.在活性污泥中細胞釋放的EPS目前被認為是MBR中濾餅沉積和孔堵塞的主要原因[35].膜面污染層的EPS如圖13所示,階段1中SMP的多糖和蛋白質分別為117.94, 93.41mg/gVSS, PS/PN為1.26,階段2中分別增加到168.46,132.51mg/gVSS,PS/PN為1.27,階段1中EPS的多糖和蛋白質分別為63.04,101.98mg/gVSS, PS/PN為0.62,階段2中分別增加到125.44和202.06mg/gVSS, PS/PN為0.62, 高有機負荷沖擊期間膜面SMP和TB-EPS都明顯增加,但是SMP和TB-EPS中多糖和蛋白質的比例卻沒有變化,可見,造成膜污染的關鍵不是多糖和蛋白質的比例,而是EPS總量.膜面污垢層中SMP的增加歸因于膜的排斥作用,隨著OLR增加,膜池混合液中SMP增加(如圖11a),觀察到膜池上清液中的COD與出水COD之間有明顯差值,表明由于膜的排斥作用,SMP被積累在膜表面[36],越來越多的SMP使得其中親水性的多糖含量增加,親水性化合物在膜表面上的積累導致更嚴重的膜污染,因此在較高的OLR下,微生物對膜表面具有正親和力并開始在膜表面上生長而不是停留在懸浮液中[37].

圖13 不同階段膜面污染層的SMP和TB-EPS含量

2.4 系統(tǒng)碳排放核算

曝氣系統(tǒng)的能耗是污水處理系統(tǒng)能耗的重要部分,因此節(jié)能減排的重點應該在曝氣系統(tǒng)的優(yōu)化,減少或者不使用化石燃料,改用清潔可再生能源將是減少碳排放的重要手段.太陽能微動力膜生物反應器的碳排放主要由降解污染物引起的碳排放和水泵運行耗電產生的碳排放兩部分構成.根據Monteith[18]的模型,太陽能微動力膜生物反應器在階段1和階段2期間的進水、出水平均COD、膜池排泥TOC含量分別見表2、3.

表2 不同階段COD變化情況(mg/L)

太陽能微動力膜生物反應器系統(tǒng)在階段1和階段2中系統(tǒng)由于降解污染物產生的碳足跡分別為0.59,0.48g/gCOD,由于水泵運行產生的碳足跡為8.63,7.02g/gCOD,總的碳足跡分別為9.22,7.50g/ gCOD.本系統(tǒng)使用太陽能作為曝氣能耗而非電耗,因此減少了額外的0.432kW?h電耗,相應減少的CO2含量為339.12g/d,折合成階段1和2中的碳足跡分別為0.92,0.75g/gCOD.太陽能微動力MBR系統(tǒng)在運行中減少了10%的碳排放,這一數(shù)據僅在實驗室規(guī)模中呈現(xiàn),在中試或者全尺寸規(guī)模的系統(tǒng)中將更為可觀.

表3 不同階段TOC變化情況

3 結論

3.1 高有機負荷沖擊對污染物去除沒有顯著影響,氨氮去除率僅在沖擊前3d受到影響,從99.1%下降到78.5%,出水濃度高于5mg/L,隨后去除率恢復到97.6%.

3.2 高有機負荷沖擊期間懸浮和附著微生物的活性增加,附著生物量顯著增加,EPS增加.

3.3 高有機負荷沖擊加重了膜污染,跨膜壓差迅速上升,膜面EPS含量顯著增加.

3.4 系統(tǒng)的碳排放大部分來自于水泵運行,太陽能的使用能減少近10%的碳排放.

[1] Wu B, Yi S, Fane A G, Microbial community developments and biomass characteristics in membrane bioreactors under different organic loadings [J]. Bioresource Technology, 2011,102(13):6808-14.

[2] Sponza D T, Investigation of extracellular polymer substances (EPS) and physicochemical properties of different activated sludge flocs under steady-state conditions [J]. Enzyme & Microbial Technology, 2003,32(3/4):375-385.

[3] Nachaiyasit S, Stuckey D C, The effect of shock loads on the performance of an anaerobic baffled reactor (ABR). 2. Step and transient hydraulic shocks at constant feed strength [J]. Water Research, 1997,31(11):2747-2754.

[4] Sato Y, Hori T, Navarro R R, et al. Fine-scale monitoring of shifts in microbial community composition after high organic loading in a pilot-scale membrane bioreactor [J]. Journal of Bioscience & Bioengineering, 2016,121(5):550-556.

[5] Juntawang C, Rongsayamanont C, Khan E, Fouling characterization in entrapped cells-based-membrane bioreactor treating wastewater [J]. Separation & Purification Technology, 2017,175:321-329.

[6] Ersu C B, Ong S K, Arslankaya E, et al. Impact of solids residence time on biological nutrient removal performance of membrane bioreactor [J]. Water Research, 2010,44(10):3192-3202.

[7] Gao D W, Yuan F, Yu T, et al. Current research and development of controlling membrane fouling of MBR [J]. African Journal of Biotechnology, 2010,8(13):2993-2998.

[8] Nguyen D D, Huuhao N, Sadong K, et al. A specific pilot-scale membrane hybrid treatment system for municipal wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2014,169(5):52-61.

[9] Shen L, Zhou Y, Mahendran B, et al. Membrane fouling in a fermentative hydrogen producing membrane bioreactor at different organic loading rates [J]. Journal of Membrane Science, 2010,360(1/2): 226-233.

[10] Hu Y, Wang X C, Zhang Y, et al. Characteristics of an A 2O–MBR system for reclaimed water production under constant flux at low TMP [J]. Journal of Membrane Science, 2013,431(431):156-162.

[11] Mannina G, Capodici M, Cosenza A, et al., The effect of the solids and hydraulic retention time on moving bed membrane bioreactor performance [J]. Journal of Cleaner Production, 2018,170:1305-1315.

[12] Shuai Y, Yang F, Fu Z, et al., Comparison between a moving bed membrane bioreactor and a conventional membrane bioreactor on organic carbon and nitrogen removal [J]. Bioresource Technology, 2009, 100(8):2369-2374.

[13] Gopala Krishna GV, Kumar P, Kumar P. Treatment of low strength complex wastewater using an anaerobic baffled reactor (ABR) [J]. Bioresource Technology, 2008,99(17):8193-8200.

[14] 國家環(huán)境保護總局.水和廢水監(jiān)測分析方法 [M]. 4版.北京:中國環(huán)境科學出版社, 2002:210-284. State Environmental Protection Administration. Water and wastewater monitoring and analysis methods [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2002,210-284.

[15] Jiang W, Luo Y, Liu H, et al. A simple and rapid determination of ATP, ADP and AMP concentrations in pericarp tissue of Litchi fruit by high performance liquid chromatography [J]. Food Technology & Biotechnology, 2006,4(44):531-534.

[16] 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.

[17] Lowry O H, Rosebrough N J, Farr A L, et al. Protein measurement with the Folin phenol reagent [J]. Journal of Biological Chemistry, 1951,193(1):265-275.

[18] Monteith H D, Sahely H R, Maclean H L, et al. A rational procedure for estimation of greenhouse-gas emissions from municipal wastewater treatment plants [J]. Water Environment Research A Research Publication of the Water Environment Federation, 2005, 77(4):390.

[19] Zhang Q. New insight into the biological treatment by activated sludge: The role of adsorption process [J]. Bioresource Technology, 2014, 153(2):160-164.

[20] Zhao W, Ting Y P, Chen J P, et al. Advanced primary treatment of waste water using a bio-flocculation-adsorption sedimentation process [J]. Acta Biotechnologica, 2000,20(1):53-64.

[21] Shuai Y, Yang F, Fu Z, et al. Simultaneous nitrogen and phosphorus removal by a novel sequencing batch moving bed membrane bioreactor for wastewater treatment [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010,175(1-3):551.

[22] 白 揚.基于懸浮載體的生物膜與活性污泥復合工藝脫氮除磷性能的研究 [D]. 大連:大連理工大學, 2016. Bai Y. Nitrogen and phosphorus removal performances in integrated fixed-film and activated sludge process with suspended carriers [D]. Dalian: Dalian University of Technology, 2016.

[23] Hu B, Wheatley A, Ishtchenko V, et al. The effect of shock loads on SAF bioreactors for sewage treatment works [J]. Chemical Engineering Journal, 2010,166(1):73-80.

[24] 李 捷,熊必永,張 杰.An/O生物除磷中兩個主要控制因素的研究 [J]. 中國給水排水, 2004,20(12):9-11. Li J, Xiong B Y, Zhang J. Study on two main factors influencing anaerobic/oxic biological phosphorus removal process [J]. China Water and Wastewater, 2004,20(12):9-11.

[25] Jamal K S, Ilyas S, Javid S, et al. Performance of suspended and attached growth MBR systems in treating high strength synthetic wastewater [J]. Bioresource Technology, 2011,102(9):5331.

[26] Oehmen A, Lemos P C, Carvalho G, et al. Advances in enhanced biological phosphorus removal: from micro to macro scale [J]. Water Research, 2007,41(11):2271-2300.

[27] Tian Q, Ong S K, Xie X, et al. Enhanced phosphorus recovery and biofilm microbial community changes in an alternating anaerobic/ aerobic biofilter [J]. Chemosphere, 2016,144:1797-1806.

[28] Li N, He L, Lu Y Z, et al. Robust performance of a novel anaerobic biofilm membrane bioreactor with mesh filter and carbon fiber (ABMBR) for low to high strength wastewater treatment [J]. Chemical Engineering Journal, 2017,313:56-64.

[29] Chen R, Nie Y, Hu Y, et al. Fouling behaviour of soluble microbial products and extracellular polymeric substances in a submerged anaerobic membrane bioreactor treating low-strength wastewater at room temperature [J]. Journal of Membrane Science, 2017,531:1-9.

[30] Feng X C, Guo W Q, Yang S S, et al. Possible causes of excess sludge reduction adding metabolic uncoupler, 3,3',4',5-tetrachlorosalicylanilide (TCS), in sequence batch reactors [J]. Bioresource Technology, 2014, 173:96-103.

[31] Liao B Q, Allen D G, Droppo I G, et al. Surface properties of sludge and their role in bio-flocculation and settle ability [J]. Water Research, 2001,35(2):339-350.

[32] Badireddy A R, Chellam S, Gassman P L, et al. Role of extracellular polymeric substances in bioflocculation of activated sludge microorganisms under glucose-controlled conditions [J]. Water Research, 2010,44(15):4505-4516.

[33] Schiener P, Nachaiyasit S, Stuckey D C, Production of soluble microbial products (SMP) in an anaerobic baffled reactor: composition, biodegradability, and the effect of process parameters [J]. Environmental Technology Letters, 1998,19(4):391-399.

[34] Zhu Y, Zhang Y, Ren H Q, et al. Physicochemical characteristics and microbial community evolution of biofilms during the start-up period in a moving bed biofilm reactor [J]. Bioresource Technology, 2015, 180:345-351.

[35] 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.

[36] Lin H, Liao B Q, Chen J, et al. New insights into membrane fouling in a submerged anaerobic membrane bioreactor based on characterization of cake sludge and bulk sludge [J]. Bioresource Technology, 2011, 102(3):2373.

[37] Ruhsing, Su Y C, Huang C P, Characteristics of soluble microbial products in membrane bioreactor and its effect on membrane fouling [J]. Desalination, 2010,250(2):778-780.

Effect of high organic load shock on the performance and membrane fouling of membrane bioreactor with suspended carriers.

ZHU Yi-zhou1,2, LI Xiu-fen1,2*, WANG Xin-hua1,2,REN Yue-ping1,2

(1.Jiangsu Key Laboratory of Anaerobic Biotechnology, School of Environmental and Civil Engineering, Jiangnan University, Wuxi 214122, China；2.Water Treatment Tech-nology and Material Collaborative Innovation Center in Jiangsu Province, Suzhou 215009, China)., 2019,39(5)：1985~1992

Regarding the changing nature of the organic load in decentralized rural wastewater, the ability of the anaerobic-anoxic- aerobic membrane bioreactor (A2O-MBR) with suspended carriers to resist the high organic load shock was studied. The effects of high organic load shock on the pollutant removal, properties of suspended and attached sludge as well as membrane fouling were investigated. The results showed that the pollutant removal was stable during high load shock. The removal rate of ammonia nitrogen decreased from 99.1% to 78.5% on the third day after the shock, and the ammonia nitrogen concentration in the effluent was higher than 5mg/L. Then the removal rate of ammonia nitrogen recovered back to 97.6%. The adenosine triphosphate (ATP) content of suspended and attached microorganisms, the attached biomass and the content of extracellular polymer (EPS) increased. The membrane fouling became more serious, and EPS content of the membrane-fouling layer was increased significantly during the shock period. The solar-powered A2O-MBR system can cut down 10% of carbon emissions.

high organic load shock；attached microorganisms；carrier；pollutant removal；membrane fouling

X703.1

A

1000-6923(2019)05-1985-08

朱逸舟(1993-),男,江蘇南通人,江南大學碩士研究生,研究方向為污水資源化.

2018-10-16

國家重點研發(fā)計劃課題(2016YFC0400707)

*責任作者, 教授, xfli@jiangnan.edu.cn