AO-MBR平板膜裝置冬季同步啟動(dòng)特性探討

王 燕，張 杰，孫繼成，姚 杰，吳志超，王巧英,*

(1.同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海污染控制與生態(tài)安全研究院，污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200092；2.上海城投污水處理有限公司，上海 201203)

膜生物反應(yīng)器(membrane bioreactor，MBR)作為一項(xiàng)發(fā)展迅速的污水處理工藝，它將膜分離技術(shù)與傳統(tǒng)的活性污泥法兩者相結(jié)合，具有出水水質(zhì)好、占地面積小、剩余污泥產(chǎn)量小等優(yōu)勢(shì)，在新建污水處理廠中得到越來(lái)越多的應(yīng)用[1-2]。由于膜的截留，MBR工藝能夠避免微生物的流失，從而迅速在系統(tǒng)中富集大量的微生物，具有污泥濃度高、啟動(dòng)迅速的特點(diǎn)。因此，目前越來(lái)越多的新建城鎮(zhèn)污水處理廠采用MBR工藝，其啟動(dòng)方法主要有兩種：同步啟動(dòng)和異步啟動(dòng)[3-4]。所謂同步啟動(dòng)，指的是直接利用污水中含有的微生物，通過(guò)為其創(chuàng)造適宜的生存條件，讓它們進(jìn)行不斷增殖，最終達(dá)到設(shè)計(jì)污泥濃度。異步啟動(dòng)指的是利用現(xiàn)有污水處理系統(tǒng)中的微生物對(duì)新建污水處理系統(tǒng)進(jìn)行接種，將所需的活性污泥投加至新建污水處理系統(tǒng)的生物池中，然后通過(guò)接入生活污水對(duì)其進(jìn)行馴化，并逐漸提高運(yùn)行負(fù)荷，最終達(dá)到設(shè)計(jì)所需污泥濃度。兩者相比，異步啟動(dòng)所需時(shí)間較短，效率更高，也是目前城市污水處理系統(tǒng)啟動(dòng)的主要方法，但是獲取大量的活性污泥并進(jìn)行長(zhǎng)距離的運(yùn)輸，由此帶來(lái)的費(fèi)用較高，且存在一定難度。

目前，大多數(shù)關(guān)于活性污泥系統(tǒng)啟動(dòng)的研究都聚焦于接種現(xiàn)有活性污泥后馴化啟動(dòng)， MBR工藝的啟動(dòng)也是如此。黃正文等[5]研究了一體式AO-MBR反應(yīng)器在處理農(nóng)村污水時(shí)的啟動(dòng)特性，利用二沉池回流污泥進(jìn)行接種，連續(xù)曝氣預(yù)啟動(dòng)并逐步延長(zhǎng)停曝時(shí)間，運(yùn)行30 d后，出水CODCr、NH3-N和TP平均濃度分別為16.8、1.38 mg/L和2.37 mg/L；李照靜等[6]利用MBR工藝探究接種污泥的啟動(dòng)，水溫在20 ℃，接種污泥取自污水廠氧化溝污泥，培養(yǎng)16 d后，系統(tǒng)內(nèi)MLSS達(dá)到4.4 g/L，其出水水質(zhì)達(dá)到CJ 25.1—1989雜用水標(biāo)準(zhǔn)；相比于異步啟動(dòng)研究，同步啟動(dòng)由于啟動(dòng)較慢，涉及到MBR工藝的同步啟動(dòng)的研究很少。敬世平[7]利用初沉池的出水進(jìn)行自培養(yǎng)，10 d后曝氣池MLSS僅為0.22 g/L，改用原污水并投加初沉池污泥接種后，10 d后曝氣池中MLSS達(dá)到3.0 g/L，出水CODCr和NH3-N濃度分別維持在60 mg/L和0 mg/L?？紤]到新建的污水處理廠大多位于城市的邊緣位置，且附近并無(wú)其他類似功能污水處理構(gòu)筑物，而污水處理廠大多采用生物處理法，需要大量的活性污泥作為污水處理的主體，如何在較短的時(shí)間內(nèi)快速獲得大量的活性污泥，盡快投入使用并達(dá)到設(shè)計(jì)運(yùn)行指標(biāo)和出水水質(zhì)，實(shí)現(xiàn)其經(jīng)濟(jì)效益和環(huán)境效益，是污水處理廠亟需解決的問(wèn)題。

本試驗(yàn)利用AO-MBR中試試驗(yàn)裝置，針對(duì)城市生活污水，在自然條件下進(jìn)行活性污泥的培養(yǎng)和馴化，并探究了不同運(yùn)行參數(shù)下活性污泥馴化的性質(zhì)以及出水水質(zhì)對(duì)比，以期為我國(guó)新建污水處理廠，尤其是采用平板膜生物反應(yīng)器工藝的污水處理廠同步啟動(dòng)的運(yùn)行管理提供參考。

1 試驗(yàn)裝置與方法

1.1 試驗(yàn)進(jìn)水和水質(zhì)

本試驗(yàn)所用中試裝置置于上海某生活污水處理廠廠內(nèi)試驗(yàn)基地，裝置進(jìn)水取自沉砂池出水，主要由城市生活污水組成。試驗(yàn)期間，反應(yīng)器進(jìn)水主要水質(zhì)如表1所示。

表1 反應(yīng)器進(jìn)水主要水質(zhì)指標(biāo)Tab.1 Water Quality of Influent

1.2 試驗(yàn)裝置及運(yùn)行條件

本試驗(yàn)主要用于探究AO-MBR平板膜生物反應(yīng)器啟動(dòng)過(guò)程中出水水質(zhì)的變化，該試驗(yàn)裝置(圖1)主要由進(jìn)水槽、缺氧池、攪拌機(jī)、膜池組成。其中，缺氧池幾何尺寸為L(zhǎng)×B×H=0.88 m×0.9 m×2.2 m，有效容積為1.50 m3，膜池幾何尺寸為L(zhǎng)×B×H=0.9 m×0.9 m×2.2 m，有效容積為1.54 m3。該反應(yīng)器的設(shè)計(jì)有效水深Hm為1.9 m，考慮到水位波動(dòng)等因素，留有0.3 m的設(shè)計(jì)超高。膜池內(nèi)部放置3組膜組件，每組膜組件含有膜元件10片，膜元件供貨商為上海子征環(huán)?？萍加邢薰荆瑔纹ぴ缀纬叽鐬長(zhǎng)×B=0.94 m×0.45 m，有效過(guò)水面積為0.846 m2。平板膜間距分別為6、8 mm和10 mm，膜組件采用單層襯網(wǎng)，進(jìn)行跨膜壓力(TMP)的比較。

圖1 AO-MBR裝置示意圖Fig.1 Schematic Diagram of AO-MBR Device

膜出水采用間歇抽吸模式，抽停比為10∶2，若每片膜元件的膜通量采用10 L/(m2·h)(LMH)計(jì)算，該中試裝置處理水量為5.08 m3/d；若采用15 LMH計(jì)算，該中試裝置處理水量為7.61 m3/d。反應(yīng)器的設(shè)計(jì)進(jìn)水水質(zhì)如表1所示，出水水質(zhì)相對(duì)于一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)做了進(jìn)一步優(yōu)化。其中，CODCr設(shè)計(jì)出水濃度為20 mg/L，為加強(qiáng)系統(tǒng)TN的去除，NH3-N和TN的設(shè)計(jì)出水濃度分別取為1 mg/L和5 mg/L。

該AO-MBR裝置主要用于探究MBR工藝的啟動(dòng)特性。同步啟動(dòng)試驗(yàn)中，反應(yīng)器中不投加任何活性污泥，進(jìn)水為沉砂池出水，反應(yīng)過(guò)程中通過(guò)不斷曝氣、逐步增大膜通量的方式來(lái)培養(yǎng)微生物，在反應(yīng)器中污泥濃度達(dá)到設(shè)計(jì)污泥濃度前不進(jìn)行任何排泥，當(dāng)污泥濃度達(dá)到設(shè)計(jì)污泥濃度后，開(kāi)始按照設(shè)計(jì)泥齡進(jìn)行排泥。為模擬最不利條件，同步啟動(dòng)于冬季水溫較低情況下進(jìn)行。

1.3 系統(tǒng)曝氣量計(jì)算方法

利用《室外排水設(shè)計(jì)規(guī)范》《給水排水設(shè)計(jì)手冊(cè)(第五冊(cè))城鎮(zhèn)排水》以及《平板膜生物反應(yīng)器法污水處理工程技術(shù)規(guī)范》中的相關(guān)公式對(duì)膜池進(jìn)行供氧量的核算。

其中，生化需氧量計(jì)算如式(1)。

O2=0.001aQ(S0-Se)-cΔXV+b[0.001Q(NK-Nke)-0.12XV]-0.62b[0.001Q(Nt-Nte-Noe)-0.12XV]

(1)

其中：O2——污水需氧量，kg O2/d；

Q——生物反應(yīng)池的進(jìn)水流量，m3/d；

S0——生物反應(yīng)池進(jìn)水五日生化需氧量，mg/L；

Se——生物反應(yīng)池出水五日生化需氧量，mg/L；

ΔXV——排出生物反應(yīng)池系統(tǒng)的微生物量，kg/d；

NK——生物反應(yīng)池進(jìn)水總凱氏氮濃度，mg/L；

Nke——生物反應(yīng)池出水總凱氏氮濃度，mg/L；

Nt——生物反應(yīng)池進(jìn)水總氮濃度，mg/L；

Nte——生物反應(yīng)池出水總氮濃度，mg/L;

Noe——生物反應(yīng)池出水硝態(tài)氮濃度，mg/L；

0.12ΔXV——排出生物反應(yīng)池系統(tǒng)的微生物中含氮量，kg/d；

a——碳的氧當(dāng)量，取1.47；

b——常數(shù)，氧化每公斤氨氮所需氧量，取4.57；

c——常數(shù)，細(xì)菌細(xì)胞的氧當(dāng)量，取1.42。

本工藝為MBR工藝，膜池曝氣采用穿孔管曝氣方式。供氧量計(jì)算采用《平板膜生物反應(yīng)器法污水處理工程技術(shù)規(guī)范》中的相關(guān)公式計(jì)算，如式(1)～式(4)。

(a)穿孔管供氣量Gsc

Gsc=gsc×s×n1×24×60

(2)

其中：Gsc——平板膜污染控制需氣量，m3/d；

gsc——曝氣強(qiáng)度，m3/(m2·min)，宜根據(jù)平板膜制造商資料確定，無(wú)資料時(shí)，一般取0.7～1.2，本設(shè)計(jì)前期取1.0，后期取1.25；

n1——單層平板膜組件數(shù)量,套；

s——單個(gè)平板膜組件投影面積，m2。

(b)標(biāo)準(zhǔn)條件下清水充氧量

Osc=0.28GscEAC

(3)

其中：Osc——標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下生物反應(yīng)池污水需氧量，kgO2/h；

Gsc——標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下供氣量，m3/h；

EAC——曝氣器氧的利用率。

(c)標(biāo)準(zhǔn)需氧量SORc

(4)

其中：O2c——標(biāo)準(zhǔn)需氧量，mg/L；

Oscα——修正系數(shù)，取0.82；

β——修正系數(shù)，取0.95；

ρ——壓力修正系數(shù)；

Cs(T)——T℃好氧反應(yīng)池中平均溶解氧飽和度，mg/L；

c——水中含有的溶解氧濃度，mg/L；

cs(20)——20 ℃時(shí)水中溶解氧飽和度,mg/L，取9.17。

1.4 系統(tǒng)磷元素衡算方法

反應(yīng)器啟動(dòng)過(guò)程中，為了更好地了解微生物增殖對(duì)系統(tǒng)磷元素的去除，選取反應(yīng)器運(yùn)行的某一階段，利用質(zhì)量衡算原理，對(duì)該時(shí)間段內(nèi)微生物增殖過(guò)程中同化作用所需的磷元素總量進(jìn)行計(jì)算，并與期間所去除的磷元素總量進(jìn)行比較，從而判斷系統(tǒng)內(nèi)磷元素的去除方式。

TP總量去除=(TP平均濃度進(jìn)水-TP平均濃度出水)× 處理體積

(5)

污泥增殖量=(MLVSS終-MLVSS初)×V

(6)

同化所需磷=污泥增值量×污泥含磷量

(7)

1.5 分析方法

1.5.1 污泥含磷量測(cè)試方法

活性污泥中的TP采用文獻(xiàn)[8]中的方法進(jìn)行測(cè)試。將取得的污泥樣品烘干，烘干的溫度為105 ℃，利用研缽將烘干后的樣品充分研磨，然后經(jīng)過(guò)100目大小孔徑的篩網(wǎng)，收集篩下來(lái)的粉末并干燥保存；再取篩后的污泥樣品若干，在600 ℃的高溫下持續(xù)煅燒3 h，收集煅燒后的殘?jiān)?，向其中加?0 mL的HCl溶液(3.5 mol/L)，室溫振蕩以洗脫殘?jiān)系牧自?，時(shí)間為16 h；最后，利用高速離心機(jī)對(duì)樣品進(jìn)行離心，時(shí)間為20 min，轉(zhuǎn)速為5 000 r/min，取離心后的上清液測(cè)定其中的TP含量。

1.5.2 比耗氧呼吸速率

比耗氧速率(SOUR)的測(cè)試方法：從反應(yīng)器中取出一定體積的活性污泥，利用高速離心機(jī)進(jìn)行離心，轉(zhuǎn)速為3 000 r/min，時(shí)間取5 min；然后，棄去上清液，將殘存的污泥固體分散在1 L pH值為7.0 的PBS緩沖溶液中，控制污泥濃度為2～3 g/L，再向其中加入100 mg/L NaHCO3、120 mg/L CH3COONa、76 mg/L NH4Cl及99 mg/L NaNO2；放入砂芯曝氣頭開(kāi)始曝氣，混合液DO升至6～8 mg/L時(shí)停止曝氣，塞緊瓶蓋，開(kāi)啟磁力攪拌；利用溶解氧儀定期讀取DO值直至DO濃度低至1.0 mg/L以下。

2 AO-MBR冬季同步啟動(dòng)試驗(yàn)

2.1 啟動(dòng)過(guò)程中運(yùn)行參數(shù)

由圖2(a)可知，冬季啟動(dòng)過(guò)程中水溫呈現(xiàn)逐漸上升的趨勢(shì)，在冬季初期，污水水溫約為10 ℃，溫度較低，不利于微生物的生長(zhǎng)，而隨著時(shí)間的增長(zhǎng)，水溫開(kāi)始逐漸上升，在運(yùn)行時(shí)間60 d左右時(shí)，水溫上升至20 ℃以上，此時(shí)達(dá)到正常水溫。至于pH值，運(yùn)行期間污泥混合液的pH值始終維持在8.17±0.37，較為穩(wěn)定，如圖2(b)所示。圖2(c)給出了啟動(dòng)期間DO的變化，呈現(xiàn)先高后低的趨勢(shì)，前期由于水溫較低且污泥混合液中微生物極少，對(duì)DO消耗極少，使得運(yùn)行前期反應(yīng)器內(nèi)部的DO濃度較高，基本處于飽和狀態(tài)；隨著后期微生物濃度的逐漸增長(zhǎng)以及水溫的增加，DO濃度出現(xiàn)急劇下降，在34 d左右時(shí)，缺氧池DO濃度下降至1.0 mg/L以下，基本維持在(0.62±0.08)mg/L，而膜池的DO濃度維持在(0.98±0.14)mg/L。

圖2 冬季同步啟動(dòng)期間水溫(a)、pH(b)、DO(c)的變化Fig.2 Variations of Water Temperature (a), pH Value (b), and Dissolved Oxygen (c) during Synchronous Start-Up in Winter

2.2 污泥性質(zhì)變化

圖3給出了冬季自然培養(yǎng)期間，缺氧池和膜池中活性污泥污泥濃度的變化。由圖3可知，污泥混合液在前期階段的增長(zhǎng)較為緩慢，當(dāng)運(yùn)行天數(shù)為28 d時(shí)，缺氧池和膜池的MLSS僅為1.23 g/L和1.13 g/L。為了加快活性污泥的培養(yǎng)，將膜通量增加至10 LMH，反應(yīng)器的HRT由15 h縮短至10 h左右。此后，反應(yīng)器內(nèi)部的污泥混合液濃度開(kāi)始加快增長(zhǎng)，當(dāng)反應(yīng)器運(yùn)行時(shí)間為63 d時(shí)，缺氧池和膜池的MLSS分別增長(zhǎng)至4.5 g/L和5.2 g/L，期間無(wú)任何排泥。

圖3 冬季同步啟動(dòng)期間缺氧池(a)和膜池(b)污泥濃度的變化Fig.3 Variations of Sludge Concentration in Anoxic Tank (a) and Membrane Tank (b) during Synchronous Start-Up in Winter

2.3 出水水質(zhì)變化

圖4給出了冬季同步啟動(dòng)期間的缺氧池、膜池濾液以及膜出水水質(zhì)的變化。由圖4(a)可知，出水CODCr始終維持在50 mg/L以下，平均濃度為(25.67±9.40)mg/L；由圖4(b)和4(c)可知，NH3-N和TN在運(yùn)行前期濃度較低，在32 d后，NH3-N和TN濃度開(kāi)始增長(zhǎng)并始終高居不下，40 d后，反應(yīng)器出水中的平均濃度分別為(30.21±4.07)mg/L和(31.91±4.28)mg/L，出水中TN主要是以NH3-N的形式存在。主要原因是在30 d左右時(shí)，系統(tǒng)的膜通量由原本的10 LMH調(diào)整為15 LMH，反應(yīng)器每日處理的水量由5.08 m3/d增長(zhǎng)至7.62 m3/d，使得系統(tǒng)的污染物負(fù)荷增大。表2給出了不同膜通量下的污染物負(fù)荷對(duì)比。由表2可知，當(dāng)增大膜通量時(shí)，系統(tǒng)的COD容積負(fù)荷、NH3-N容積負(fù)荷以及TN污泥負(fù)荷均有了一定程度的增大，增長(zhǎng)的幅度分別為50.0%、54.5%和4.5%。由此可見(jiàn)，處理水量的增大對(duì)于系統(tǒng)有機(jī)物以及NH3-N的去除要求更大。此時(shí)，反應(yīng)器中微生物濃度較低，僅為1～2 g/L，難以有效地抵擋增加的污染負(fù)荷。此外，膜池的DO濃度在1.0 mg/L以下，低溫條件下難以保證穩(wěn)定的NH3-N硝化效果。在系統(tǒng)運(yùn)行期間，水溫較低，在20 ℃以下，如圖4(a)所示，而水溫是影響系統(tǒng)中污染物去除的重要因素之一。低溫條件下，系統(tǒng)內(nèi)微生物的生長(zhǎng)受到抑制，尤其是對(duì)硝化菌的抑制作用更為明顯[9-10]。多數(shù)硝化菌的適宜溫度在28 ℃左右，當(dāng)溫度低于15 ℃時(shí)，硝化作用會(huì)急劇下降甚至停止[11]。

表2 不同膜通量條件下污染物負(fù)荷對(duì)比Tab.2 Comparison of Pollutant Load under Different Membrane Flux

圖4 冬季同步啟動(dòng)期間缺氧池、膜池濾液及膜出水水質(zhì)變化 (a)COD；(b)NH3-N；(c)TN；(d)TPFig.4 Variations of Water Quality in Anoxic Tank (a) COD; (b) NH3-N; (c) TN; (d) TP

至于出水TP，反應(yīng)器運(yùn)行前期(0～40 d)，TP濃度處于較高水平，達(dá)到(1.72±0.29)mg/L，后期TP濃度出現(xiàn)了明顯的下降，達(dá)到(0.36±0.15)mg/L，能夠滿足一級(jí)A的排放標(biāo)準(zhǔn)。考慮到系統(tǒng)運(yùn)行期間無(wú)化學(xué)除磷藥劑的投加，也沒(méi)有進(jìn)行任何排泥，系統(tǒng)優(yōu)異的除磷效果值得探究，初步推測(cè)系統(tǒng)內(nèi)部TP的去除主要是由啟動(dòng)過(guò)程中微生物增殖的同化作用實(shí)現(xiàn)的，這也與黃正文等[12]的研究結(jié)果一致。

2.4 TMP變化

TMP(transmembrane pressure，TMP)是MBR工藝運(yùn)行期間重要的參數(shù)之一。圖5給出了3組膜組件在啟動(dòng)期間的TMP變化。由于前期試驗(yàn)器材的問(wèn)題，冬季培養(yǎng)期間前40 d左右的數(shù)據(jù)缺失，而在43 d左右時(shí)，3組膜組件的TMP均上升至30 kPa以上，其中，10 mm膜間距的TMP較低，而6 mm膜間距的TMP最高。后續(xù)對(duì)運(yùn)行已到終點(diǎn)的3組膜組件進(jìn)行物理清洗和化學(xué)清洗，以恢復(fù)其運(yùn)行性能。在55 d左右時(shí)，清洗后的3組膜組件重新投入使用，運(yùn)行膜通量為10 LMH。由圖5可知，間距為6 mm和8 mm的2組膜組件的TMP上升較快，運(yùn)行時(shí)間在13 d左右時(shí)，TMP上升就超過(guò)了30 kPa，而10 mm膜間距的TMP上升則較為緩慢，13 d左右時(shí)，TMP僅為13 kPa。

圖5 冬季同步啟動(dòng)期間膜組件TMP變化Fig.5 Variations of TMP during Synchronous Start-Up in Winter

與其他MBR工藝相比，該工藝的運(yùn)行周期較短，主要原因有以下幾點(diǎn)。(1)膜間距。在平板膜生物反應(yīng)器中，膜間距大小是重要的運(yùn)行參數(shù)之一，一般在3.0～20.0 mm[13]。膜間距過(guò)小，導(dǎo)致膜污染嚴(yán)重。本試驗(yàn)采用的是無(wú)支撐平板膜組件，與傳統(tǒng)的具有硬質(zhì)ABS邊框的膜組件相比，其更容易變形，因此，過(guò)低的膜間距不利于膜污染的控制。(2)水溫。水溫較低時(shí)，膜污染較為嚴(yán)重，其原因主要是溫度變化會(huì)影響污泥混合液的性質(zhì)，從而影響膜通量。研究表明，在一定的溫度和壓力范圍內(nèi)，溫度每升高1 ℃，膜通量增加1%～2%，這主要是因?yàn)闇囟容^高時(shí)，污泥混合液的黏度降低，當(dāng)水溫從17 ℃下降至13 ℃時(shí)，污泥混合液的黏度提高10%左右[14-15]。冬季同步啟動(dòng)期間，水溫較低，一般均在20 ℃以下，間接加重了膜污染。

3 討論

3.1 冬季同步啟動(dòng)期間NH3-N濃度過(guò)高

由反應(yīng)器冬季同步啟動(dòng)期間出水水質(zhì)可知，AO-MBR工藝的出水NH3-N濃度處于偏高的水平。一般而言，MBR相較于傳統(tǒng)活性污泥法具有更高的曝氣強(qiáng)度，膜池中的DO水平也要高于傳統(tǒng)活性污泥法，NH3-N的硝化效果也應(yīng)該優(yōu)于傳統(tǒng)活性污泥法，而本試驗(yàn)中出水NH3-N濃度動(dòng)輒高達(dá)20 mg/L甚至30 mg/L以上?？赡艿脑蚴牵?1)同步啟動(dòng)前期，系統(tǒng)中的硝化細(xì)菌相較于異養(yǎng)菌生長(zhǎng)速率較慢，在微生物中占比較少，導(dǎo)致系統(tǒng)硝化作用較差；(2)曝氣所提供的O2量不足，導(dǎo)致硝化效果較差。

與穩(wěn)定運(yùn)行的MBR工藝相比，同步啟動(dòng)期間的MBR中硝化細(xì)菌數(shù)量較少，且在與異養(yǎng)菌的競(jìng)爭(zhēng)中處于劣勢(shì)，導(dǎo)致系統(tǒng)的硝化細(xì)菌生長(zhǎng)受到抑制。因此，需要通過(guò)增大供氣量等方式營(yíng)造適宜硝化菌生長(zhǎng)的環(huán)境，提高系統(tǒng)的硝化效果。

3.2 冬季同步啟動(dòng)期間磷元素質(zhì)量衡算淺析

由同步啟動(dòng)期間的出水水質(zhì)可知，在未向反應(yīng)器中投加化學(xué)藥劑的情況下，系統(tǒng)出水的TP濃度很低，能夠達(dá)到一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)，且該反應(yīng)器未設(shè)置專門(mén)的厭氧段，這與常見(jiàn)的活性污泥系統(tǒng)除磷效果較差的現(xiàn)象有所不同。除了微濾膜本身對(duì)進(jìn)水中部分顆粒態(tài)磷的攔截外，初步推測(cè)是由于啟動(dòng)期間微生物的大量增殖，其通過(guò)同化作用利用了進(jìn)水中大量的磷元素，并通過(guò)質(zhì)量衡算初步驗(yàn)證了推論的可靠性。

在進(jìn)行質(zhì)量衡算之前，確定污泥混合液中的污泥含磷量是前提。本試驗(yàn)利用類比的方式，采取多個(gè)相似運(yùn)行條件下MBR反應(yīng)器的活性污泥樣本，對(duì)活性污泥樣品的含磷量進(jìn)行測(cè)定。結(jié)果表明，缺氧池活性污泥的含磷量在2.6%左右，膜池活性污泥的含磷量在3.0%左右。查閱文獻(xiàn)可知，絕大多數(shù)微生物的化學(xué)結(jié)構(gòu)式可以用C60H87O23N12P來(lái)表示[16]，根據(jù)此分子式，活性污泥中的含磷量約占總固體的2.25%。兩者相比，差異不大。因此，后續(xù)計(jì)算中，缺氧池和膜池的活性污泥含磷量分別以實(shí)測(cè)的2.6%和3.0%計(jì)算。

3.3 同步啟動(dòng)期間磷元素質(zhì)量衡算

選取反應(yīng)器運(yùn)行32～45 d為一時(shí)間段，對(duì)該時(shí)間段內(nèi)微生物的增殖以及同化作用所需的磷元素總量進(jìn)行計(jì)算，判斷系統(tǒng)內(nèi)磷元素的去除方式。

就TP而言，運(yùn)行期間進(jìn)水均值約為4.4 mg/L，出水均值約為0.36 mg/L，而反應(yīng)器日處理量為7.61 m3/d，則期間反應(yīng)器去除的TP總量為399 g?？紤]到反應(yīng)器分為缺氧池和膜池，污泥增殖量同樣分開(kāi)計(jì)算，結(jié)果如表3所示。

表3 同步啟動(dòng)期間反應(yīng)器磷元素去除Tab.3 Removal of Phosphorus during Synchronous Start-Up

由表3可知，啟動(dòng)期間同化作用所需的磷占據(jù)系統(tǒng)去除磷的75.6%，是該AO-MBR除磷的主要途徑。

4 結(jié)論

本研究利用AO-MBR中試裝置，探究了同步啟動(dòng)AO-MBR系統(tǒng)的相關(guān)特性，經(jīng)過(guò)相關(guān)試驗(yàn)分析，主要結(jié)論如下。

(1)冬季同步啟動(dòng)期間，AO-MBR裝置啟動(dòng)過(guò)程較慢，運(yùn)行63 d時(shí)，缺氧池和膜池的MLSS分別增長(zhǎng)至4.5 g/L和5.2 g/L，尚未達(dá)到設(shè)計(jì)污泥濃度。反應(yīng)器運(yùn)行后期，出水中COD和TP均優(yōu)于一級(jí)A排放標(biāo)準(zhǔn)，但出水NH3-N和TN濃度較高，分別為(30.21±4.07)mg/L和(31.91±4.28)mg/L。

(2)冬季同步啟動(dòng)期間，3組不同膜間距的膜組件的運(yùn)行結(jié)果表明，6 mm和8 mm間距的膜組件污染較重，而膜間距為10 mm的膜組件TMP增長(zhǎng)稍慢。

(3)同步啟動(dòng)期間的出水NH3-N濃度過(guò)高，原因可能為：(1)水溫較低；(2)啟動(dòng)前期硝化菌數(shù)量不足；(3)供氧量不足。后期增大曝氣量后，除氮效果有較明顯的改善。

(4)在未投加化學(xué)除磷藥劑的情況下，同步啟動(dòng)期間，反應(yīng)器出水TP濃度均處于較低水平，這主要是由于微生物的增殖活動(dòng)同化了大量的磷元素，選取運(yùn)行期間的某個(gè)時(shí)間段，經(jīng)過(guò)理論計(jì)算得知，同步啟動(dòng)期間微生物同化作用去除的磷元素占總?cè)コ康?5.6%。

5 建議

由于時(shí)間的限制，本研究還存在一些內(nèi)容需要進(jìn)一步研究，在此提出以下建議。

(1)同步啟動(dòng)期間的出水NH3-N濃度偏高，增大曝氣量后有較明顯的改善，建議針對(duì)這一現(xiàn)象進(jìn)一步開(kāi)展研究，探究MBR啟動(dòng)期間NH3-N硝化效果的變化以及相應(yīng)的改善措施。

(2)本研究探討了冬季同步啟動(dòng)期間平板膜AO-MBR的運(yùn)行特性，但由于MBR同步啟動(dòng)的周期較長(zhǎng)，南方冬季溫度較高，隨著時(shí)間推移，后期運(yùn)行溫度較高，建議后期實(shí)行嚴(yán)格控溫試驗(yàn)，或探究不同季節(jié)AO-MBR同步啟動(dòng)運(yùn)行的活性污泥性質(zhì)以及出水水質(zhì)，并將試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行比對(duì)探討。

(3)本試驗(yàn)利用AO-MBR中試裝置開(kāi)展同步啟動(dòng)研究，建議開(kāi)展相同運(yùn)行條件異動(dòng)啟動(dòng)研究，以便進(jìn)一步為平板膜生物反應(yīng)器工藝的污水處理廠的啟動(dòng)運(yùn)行管理提供參考。