投加粉末活性炭对膜阻力的影响研究.docx

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投加粉末活性炭对膜阻力的影响研究

投加粉末活性炭对膜阻力的影响研究

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　　目前，限制膜生物反应器（MembraneBioreactor,MBR）广泛应用的主要原因是该系统的运行费用较高，而膜折旧在运行费用中又占有相当大的比例。

降低膜折旧费用的方法有两种，其一是增加膜的工作寿命；其二是增加膜的工作通量，从而降低所需的膜面积。

采取低压操作、间歇运行、紊流曝气等措施可在一定程度上减缓膜污染和堵塞［1］，在上述基础上，笔者又对在MBR系统中投加粉末活性炭（PAC）的效果进行了研究。

　　1 理论依据

　　1.1膜比通量

　　为比较不同膜面积、不同工作压力下膜的透水特性，引入膜比通量（SpecificFlux,SF）的概念。

定义SF是基于在较低压力下工作的膜出水量与膜面积和工作水位差之积的比值，用公式表示如下：

 　　SF=Q/（AH）=J/H　　　　　　

（1）

　　式中　SF——膜比通量，m3/（m2·m·s）

　　　　　J——膜通量，m3/（m2·s）

　　　　　Q——膜组件出水量，m3/s

　　　　　A——膜表面积，m2

　　　　　H——工作水位差，m

　　1.2 膜通量的基本方程

　　日本学者ShimizuY.等人分析了膜通量下降的因素，提出了膜通量与膜阻力的关系［2］：

　　J＝ΔP/（μ·Rt）

（2）

　　式中ΔP——作用于膜两侧的压差，Pa

　　　　μ——渗透液的粘度，Pa·s

　　　　Rt——膜的总阻力，m-1

　　膜的总阻力可以表示为：

　　Rt=Rm+Rp+Rc（3）

　　式中Rm——纯膜阻力，m-1

　　　　Rp——膜污染阻力，m-1

　　　　Rc——滤饼层阻力，m-1

　　2 试验方法

　　2.1 小试

　　小试历时4个月，试验装置如图1所示。

　　为方便比较，进水水质与运行方式均与不投加PAC的试验基本相同。

采用间歇出水的方式，出水时间与空曝时间之比为7∶3，其他主要控制参数：

水温为18～28℃；曝气量为0.2～0.27m3/h；膜上作用水头为7kPa；PAC投加浓度为2000mg/L；平均进水CODCr=250mg/L（其中BOD5∶N∶P按100∶5∶1计）；MLSS=8000mg/L；SRT=100d。

　　2.2 中试

　　在原有的中试装置［3］运转近5个月时取出膜组件，将膜表面的泥饼清洗干净后放回。

向反应器中一次性投加2000mg/LPAC，其他试验参数及运行方式与不投加PAC时基本相同［3］。

每周期处理水量为280L/h；HRT为6.25h；气水比为30∶1；平均排泥量为30L/d；MLSS维持在7500mg/L左右（平均含有1700mg/L的PAC）；SRT为30d；温度维持在24～27℃；反应器内混合液pH值维持在7.0左右。

　　3 小试结果与讨论

　　3.1 投加PAC对膜比通量的影响

　　投加与不投加PAC对膜比通量的影响见图2。

　　由图2可见：

　　①未投加PAC的MBR中膜比通量的变化可分为两个阶段。

投入运行后的前5d属于快速下降阶段，膜的比通量由6.61×10-6m3/（m2·m·s）降至3.25×10-6m3/（m2·m·s），其日均降低速率为6.72×10-7m3/（m2·m·s）。

此后MBR即进入运行的相对稳定阶段，膜比通量的日均下降速率仅为1.54×10-8m3/（m2·m·s）。

　　②投加PAC的MBR在投入运行后并没有出现快速下降期，膜比通量随运行时间的延长而缓慢下降，日均下降率为2.69×10-8m3/（m2·m·s）。

　　③投加PAC后稳定运行阶段的膜比通量较投加PAC前明显增大。

在运行时间相同（约100d）的条件下，未投加PAC的MBR中膜比通量仅为1.81×10-6m3/（m2·m·s），而投加PAC的MBR中膜比通量为5.14×10-6m3/（m2·m·s），为前者的2.84倍。

可见在MBR中投加PAC对维持较高膜比通量具有显著效果，大大提高了产水量。

　　3.2 PAC与活性污泥的相互作用

　　在试验末期的镜检中发现，成熟活性污泥絮体的体积比PAC颗粒本身的体积大得多，每个较为独立的菌胶团中含有一颗或多颗PAC颗粒，镶嵌在污泥里仅起骨架作用。

根据PAC及菌胶团的性质，在向MBR中投加PAC后，炭粒与菌胶团之间即存在相互作用。

最初，PAC的吸附性和微生物的附着性使得混合液中大量的游离细菌、生物絮体迅速地包围PAC颗粒，形成较大的絮体；随着该絮体中微生物的数量增多，分泌的胞外聚合物也增多，当其他絮体或游离细菌接近时，各自的胞外聚合物不规则地缠绕在一起，从而使絮体进一步凝聚形成一个以PAC颗粒为骨架的大絮体，二者的相互作用使含有PAC颗粒的大絮体在曝气强度较大的MBR中稳定存在。

　　3.3 PAC对MBR膜阻力影响的定量分析

投加PAC可形成粒径更大、强度更高、粘性更小的矾花。

随着污泥絮体性能得以改善，膜阻力随之减小。

各项阻力的测量方法如下：

①纯膜阻力Rm。

清水试验时，没有膜污染阻力和滤饼层阻力，Rt与Rm数值相等。

②膜污染阻力Rp。

系统运行到80d时，膜污染的发展已趋于稳定。

取出膜并将其表面泥饼清洗干净，立即测定清水通量，测得的阻力为Rm与Rp之和。

③滤饼层阻力Rc。

在稳定运行90d时，膜表面泥饼层已处于相对稳定状态，此时由通量算得的阻力为Rm、Rp和Rc之和。

　　在本试验中，取μ=1×10-3Pa·s（假设滤液的粘度与清水的一样，温度为25℃），由此可按式

（2）求得投加PAC后的各种膜阻力值（见表1），不投加PAC时的各项膜阻力值也列入表1。

表1 投加与未投加PAC的膜阻力比较

膜各部分阻力

投加PAC

未投加PAC

阻力值

（1012m-1）

占总阻力的比例

（%）

阻力值

（1012m-1）

占总阻力的比例

（%）

纯膜阻力Rm

1.20

66.7

1.20

22.1

膜污染阻力RP

0.39

21.7

1.44

26.6

滤饼层阻力Rc

0.21

11.6

2.78

51.3

总阻力Rt

1.80

100

5.42

100

　　从表1可知：

①投加PAC后，膜污染阻力Rp和滤饼层阻力Rc均减小，其中前者降低了约73%，后者降低了约92.4%；由于两次试验所用的膜相同，纯膜阻力Rm差别很小，使得投加PAC后，膜总阻力中主要部分由不投加PAC时的滤饼层阻力和膜污染阻力变成纯膜阻力，这说明投加PAC对减小膜污染阻力和延缓滤饼层的形成是有效的。

②处于稳定运行的MBR，膜表面泥饼层处于相对稳定状态，其阻力可视为常数。

当投加PAC的膜组件膜污染阻力达到（假设能达到）未投加PAC的膜组件膜污染阻力时，其膜总阻力为纯膜阻力、投加PAC时滤饼层阻力与未投加PAC时膜污染阻力之和，数值为2.85×1012m-1。

此时对应的膜比通量[应用式

（2）和式

（1），且设ΔP=9806Pa］SF为3.44×10-6m3/（m2·m·s）。

若以投加PAC后的MBR中比通量随运行时间的日均下降率计，从运行开始到稳定运行阶段需历时161d。

根据对投加PAC后MBR中污泥性状的观察，到达此稳定运行阶段之后，通量衰减速度低于未投加PAC的MBR中的通量衰减速度。

　　4 中试试验

　　4.1 投加PAC对混合液COD浓度的影响

　　试验中混合液与出水的COD之差列于表2。

表2 投加PAC前后的混合液与出水COD之差

混合液与出水COD之差

投加PAC

未投加PAC

平均值（mg/L）

4.5

33.1

最小值（mg/L）

0

15.2

　　从表2可见：

投加PAC后膜内外COD之差的平均值降低了很多（约为0mg/L）。

有研究表明［1］，MBR系统在遭受COD冲击负荷时，膜出水COD基本不受影响，而系统内混合液COD增加，同时膜通量迅速降低。

这表明混合液与出水的COD之差是通过膜和膜表面的泥饼层截留作用而减少的，降低此差值对维持MBR的膜通量非常有利。

　　4.2 投加PAC对活性污泥的影响

　　投加PAC通过改善活性污泥絮体及泥饼层的性质来减缓膜通量的下降。

在投加PAC后，污泥絮体更易互相吸附、聚集而体积更大、粘性更小，因而其在膜表面形成的泥饼层比较疏松，透水性好。

未投加PAC时，手洗膜表面泥饼层发现泥饼有较强的粘性，与膜表面粘附较紧，不易清洗；而投加PAC后的泥饼则比较硬，粘性很小，只需用清水稍冲就可脱落。

在投加PAC前后，从膜表面分别取一小块泥饼，将其横、纵断面分别切开（如图3），取厚度基本相同的小切片在普通显微镜下观察，结果如表3。

表3 投加PAC前、后泥饼的横纵切面情况比较

断面

横断面

纵断面

未投加PAC

无可见孔隙，在显微镜下呈土褐色

无可见孔隙，结构比横断面更紧密，在显微镜下呈更暗的颜色

投加PAC

有可见孔隙，透光率约40%

有可见孔隙，透光率约20%

　　投加PAC后，泥水混和液及污泥絮体的物理性质、结构有所改变，因而形成的泥饼层性质、结构也与未投加PAC时不同。

投加PAC后的泥饼层呈疏松堆积状态，后生孔道更多更大，不易堵塞，因此泥饼层造成的膜阻力大大降低。

投加PAC是通过提高污泥的沉淀性能来改善污泥的泥水分离性。

投加PAC后，污泥絮体颗粒变大，SVI值也下降（可达60mL/g左右），这大大改善了污泥的泥水分离性能，减缓了泥饼的形成。

　　通过上述分析可见，PAC在MBR中可影响泥水混合液各方面的性质，包括污泥絮体的性质、混合液中的有机物浓度、泥水分离性能等，从而引起膜污染阻力、膜表面泥饼结构及该阻力的有利变化，其宏观结果就是大大减缓了膜通量的下降，使得单位膜面积在膜寿命期内的产水量大大提高。

　　4.3 PAC的消耗量

　　MBR系统在排泥时会排出部分PAC，为维持反应器内PAC的浓度，需补充PAC。

若MBR系统的水力停留时间为6h，污泥停留时间为30d，PAC的投加量为2000mg/L，则处理单位体积水消耗的PAC量约为16.7mg/L。

　　5 结论

　　通过小试和中试的研究表明，向MBR系统内投加PAC是降低膜过滤阻力、提高膜通量的有效途径。

　　①在小试中，投加PAC并运行约100d时，膜比通量从未投加PAC时的1.81×10-6m3/（m2·m·s）增加到5.14×10-6m3/（m2·m·s）。

PAC有效地减小了滤饼层阻力（从原来占膜总阻力的51.3%降到11.6%），从而说明了投加PAC是使膜比通量增加的实质性原因。

　　②在中试中，向反应器内投加PAC可降低膜内、外COD浓度之差，形成体积更大、粘性更小、强度更高的污泥絮体，并在膜表面形成更加疏松的泥饼层，大大改善了污泥的可过滤性，提高了膜通量。

　　③向MBR系统投加PAC后，处理单位体积水消耗的PAC量约为16.7mg/L，对运行费用影响不大。

投加高锰酸钾、氯气去除水中锰

1　西大洋水库水质状况 

　　保定中法供水有限公司（以下简称水厂）的源水取自保定市唐县境内的西大洋水库（取水口位于水库底部），采用的工艺流程为：

进厂水阀室→前加氯→加药混合→配水井→折板反应池→平流沉淀池→V型滤池→加氯消毒→清水池→加压泵站→市区管网。

在全年的大部分时间里水库的水质能够满足保定市的用水要求，但是在每年的7月—11月将出现水质恶化情况，即氨氮、溶解性锰和硫化氢含量高（见表1），严重影响了水厂的正常运行，出水水质得不到保证。

表1　超标物质含量　　mg/L

项目

氨氮

溶解性锰

硫化氢

实测峰值

1.4

0.36

1.14

标准值

＜1

0.1

0.02

2　采取的措施

　　水厂在原有加氯设施（水库渠首和水厂前加氯）的基础上，分别在水库渠首和水厂增设了投加高锰酸钾工艺。

　　水库水经放空洞流入前池（水深为3～4m，面积约为2400m2）后进入输水管，在两条输水管（分别记作Ⅰ、Ⅱ，同管径但流量不同，在水厂用管道相连以均衡流量）的进口处投加高锰酸钾，之后在距进水口约30m处的输水管上投加氯（原水从前池流到水厂大约需要20h）。

原水流入水厂后首先在输水管上投加高锰酸钾，再在其后5m处分别投加氯和聚合氯化铝，经静态混合器混合后进入配水井。

3　运行水质分析

　　在2001年7月初，当原水出现溶解性锰超标的情况后,开始按进厂水中溶解性锰含量的1.8倍投加高锰酸钾；7月12日开始又在渠首按原水中溶解性锰含量的1倍（后增至1.2倍）投加高锰酸钾，同时投加氯（2mg/L）。

表2为锰的变化情况。

表2　各工艺点水中总锰和溶解锰的变化　　　mg/L

项目

进厂水总锰

进厂水溶锰

滤前水溶锰

滤后水总锰

Ⅰ线工艺

0.25

0.07

0.02

＜0.01

Ⅱ线工艺

0.25

0.06

＜0.01

＜0.01

注：

处理输水管Ⅰ进水的工艺为Ⅰ线工艺，处理输水管Ⅱ进水的工艺为Ⅱ线工艺。

　　由表2可以看出，在渠首投加高锰酸钾的优点得到充分的体现：

①运行非常稳定。

进厂水中的溶解性锰含量基本控制在0.1mg/L以下，滤前水中溶解性锰含量＜0.03mg/L，总锰在滤前的平均去除率达到了72%，滤后水中的总锰含量＜0.01mg/L；②高锰酸钾作为氧化剂可以利用从渠首到水厂这段时间与水中的溶解性锰进行充分接触氧化，如在渠首按原水中溶解性锰含量的1～1.2倍投加高锰酸钾，则进厂水的溶解性锰含量＜0.1mg/L,既节约了成本,又有利于水厂的安全运行。

　　然而，在9月14日后水库水体中产生大量的硫化氢，这对渠首投加高锰酸钾产生了负面作用，即随着投量的增加则溶解性锰也相应增加。

为了证实硫化氢对高锰酸钾投量的影响，笔者进行了大量的试验，结果见图1。

　　由需锰量试验Ⅰ的曲线可知，当原水中有硫化氢时，随着高锰酸钾投加量（0～1.3mg/L）的增加则溶解性锰的含量也相应增加，这是因为高锰酸钾会与硫化氢反应生成Mn2+。

　　由需锰量试验Ⅱ的曲线可知，由于从取水口至水厂过程中有部分硫化氢挥发，因此当高锰酸钾投加量达到0.66mg/L时溶解性锰就明显呈下降的趋势，这说明水体中的硫化氢含量直接影响到高锰酸钾的投加量。

　　由需氯量试验曲线可知，只有当氯的投加量达到5mg/L时溶解性锰才明显下降。

这些试验说明硫化氢的还原性比Mn2+要强，它先于Mn2+与氧化剂反应。

　　考虑到投加高锰酸钾会导致水中溶解性锰的增加，所以渠首的加氯量从9月20日起上升到6mg/L，而渠首的高锰酸钾投量逐渐降至零，此时各工艺点水中的总锰和溶解性锰的变化情况见表3。

表3　各工艺点水中总锰和溶解锰的变化　mg/L

项目

进厂水总锰

进厂水溶锰

滤前水溶锰

滤后水总锰

Ⅰ线工艺

0.31

0.28

＜0.01

＜0.01

Ⅱ线工艺

0.31

0.27

＜0.01

＜0.01

　　表3的结果表明，当水体中出现硫化氢后通过提高渠首的加氯量（6mg/L）和投加少量高锰酸钾能够将水中的硫化氢基本去除（进厂水中的硫化氢含量＜0.01mg/L）。

另外，水厂内的高锰酸钾投量按水中溶解性锰含量的2～2.5倍来投加就可使进厂水中的溶解性锰基本被完全氧化，这也说明了原水中的硫化氢在进厂前去除情况良好。

　　与前期的滤前总锰去除情况相比，9月15日以后沉淀池的除锰效果要差些，原因是前期渠首投加的高锰酸钾在输水过程已氧化部分水中的锰（减轻了水厂的除锰负荷），而后期渠首投加的氧化剂主要用于去除硫化氢，除锰集中在水厂（增加了水厂的除锰负荷）。

然而不管怎样，只要将溶解性锰完全氧化，就能有效地将水中锰去除而保证水质（见表4）。

表4　2001年6月—10月的出厂水水质

项目

色度（倍）

浊度（NTU）

氨氮（mg/L）

锰（mg/L）

CODMn（mg/L）

TOC（mg/L）

余氯（mg/L）

氯仿（μg/L）

平均值

1

0.07

0.02

＜0.01

1.43

1.67

0.46

23.59

4　结语

　　含氨氮、锰、硫化氢高的源水通过采取投加高锰酸钾和氯措施，可使出厂水水质达到国家《生活饮用水卫生规范》。

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