污水的海绵基材活性污泥反应分离装置的制作方法

专利名称：污水的海绵基材活性污泥反应分离装置的制作方法
技术领域：
本实用新型涉及一种污水的处理装置，尤其涉及一种污水的海绵基材活性污泥反 应分离装置。
背景技术：
目前所使用的污泥反应分离技术所采用的膜基材大都是无纺布和筛绢，这些材料 仅仅作为泥水过滤分离的材料，在反应器中只起到过滤的作用，并不能与活性污泥协同作 用，对污染物的去除几乎没有作用，尤其是由这些材料所组成的反应分离器大都脱氮效果 较差，出水难以达标排放。除此之外这些膜材料通量低，出水时间较长，使得膜材料使用数量增加，成本提 高；并且容易堵塞，使用寿命短，需要经常更换。所以增加出水通量，提高出水水质延长膜使用寿命，降低成本，是目前活性污泥反 应及分离技术亟待改进的地方。

实用新型内容本实用新型提供一种能够提高水中污染质去除效果尤其是脱氮效果，并能够提高 出水通量，延长使用周期的污水的污水的海绵基材活性污泥反应分离装置。本实用新型采用如下技术方案—种用于污水的海绵基材活性污泥反应分离方法的装置，包括反应池，在反应 池内设有曝气器，其特征在于，在反应池内设有膜组件及出水管，在反应池的上部设有进水 管，所述膜组件包括框架，在框架两侧设有支撑网格，在支撑网格上覆盖有海绵，所述出水 管与框架连通，在出水管上设有污水泵，所述曝气器位于膜组件的下方。与现有技术相比，本实用新型具有如下优点1.海绵既作为过滤材料又作为污泥生长的载体，截留反应分离装置中的污泥提高 装置内污泥负荷；2.海绵内侧及表面所形成的厌氧层、好氧层，使反应器内形成很好的厌氧-好氧 区域，使得硝化-反硝化得以在同一反应器内同时进行，提高脱氮的效果；3.海绵的孔径较大，其阻力远小于其它过滤材料，使得膜组件通量大大提高，出水 保持大通量的同时不易堵塞，使用寿命延长；4.由于通量提高，所使用的膜材料面积减小即海绵用量相对于其它过滤材料减 少，降低成本；5.海绵的价格相比于其它过滤材料低，可以大大节省建设费用。
图1是IOmm海绵不同孔径出水浊度的变化图；图2是8mm海绵不同孔径出水浊度的变化3[0016]图3是6mm海绵不同孔径出水浊度的变化图；图4是4mm海绵不同孔径出水浊度的变化图；图5是海绵通量与跨膜压差的变化关系图；图6是海绵通量与浊度的变化关系图；图7是反应分离装置内MLSS的变化图；图8是海绵在反应分离装置内的放置图；图9是装置内不同位置穿透时间图；图10是海绵高度与穿透时间之间的关系图；图11是装置内曝气示意图；图12是装置内海绵组块布置平面图；图13是海绵反应分离装置对COD的去除率图；图14是聚酯无纺布动态膜反应器对COD的去除率图；图15是聚酯筛网动态膜反应器对COD的去除率图；图16是海绵反应分离装置对氨氮的去除效率图；图17是聚酯无纺布动态膜反应器对氨氮的去除率图；图18是聚酯筛网动态膜反应器对氨氮的去除率图；图19是海绵反应分离装置对氨TN的去除率图；图20是聚酯无纺布动态膜反应器对TN的去除率图；图21是COD去除效果的比较图；图22是氨氮去除效果的比较图；图23是TN去除效果的比较图；图M是跨膜压差的变化图；图25是装置流程图；图沈是装置平面图；图27是装置A-A剖面图；图观是装置B-B剖面图；图四是膜组件大样图；图30是膜组件a-a剖面图。
具体实施方式
一种用于实现污水的海绵基材活性污泥反应分离方法的装置，包括反应池1，在 反应池1内设有曝气器5，其特征在于，在反应池1内设有膜组件2及出水管4，在反应池1 的上部设有进水管3，所述膜组件2包括框架21，在框架21两侧设有支撑网格22，在支撑网 格22上覆盖有海绵23，所述出水管4与框架21连通，在出水管4上设有污水泵6，所述曝 气器5位于膜组件2的下方。下面参照附图，对本实用新型作出更为详细地描述1.海绵基材活性污泥反应分离方法及装置膜组件参数确定1. 1孔径厚度的确定膜生物反应器工艺中采用的膜一般为微滤膜(MF)和超滤膜(UF)，孔径大多为0. 1 0. 4 μ m，壁厚为40 50 μ m ；而动态膜工艺中的膜材料孔径较大，通常为10 100 μ m，厚度一般为1 2mm。海绵与上述材质不同，其孔径为100 1000 μ m，厚度从几毫 米到几米不等。本实验在进水浊度为839NTU、膜通量为120L/(m2 · h)的情况下，比较了厚度分别 为10mm、8mm、6mm、4mm平均孔径分别约为300 μ m、500 μ m、700 μ m的12种海绵基材动态活 性污泥层形成初期浊度随时间的变化规律，海绵采用普通的聚氨酯海绵。图1、图2、图3、图4分别是厚度为10mm、8mm、6mm、4mm的海绵在不同孔径下活性污 泥层形成初期浊度随时间的变化规律。当出水浊度最终降至2NTU以下，并趋于稳定时，可 认为动态活性污泥层基本形成。从图中可以看出，海绵厚度小于等于6mm时，初期都会产生漏泥现象，出水浊 度的稳定需要较长时间，其中厚度为4mm的海绵出水浊度波动较大，最终孔径为300μπκ 500 μ m的海绵出水浊度在35NTU左右波动，而厚度为700 μ m的海绵出水浊度在800NTU以 上，且难以稳定。厚度在8mm以上的海绵初期出水浊度较小，漏泥可以忽略，并且出水浊度 下降迅速，较短时间即可稳定。从图中还可以比较得出，海绵厚度越大，孔径对出水浊度的影响越小；反之，海绵 厚度越小，孔径对出水浊度的影响越大。这是由于海绵厚度越大，内部层次结构越交错复 杂，吸附、截留能力相应增强，所以动态活性污泥层的形成越快。另外，还可以得出，过滤分 离材料孔径越小，厚度对出水浊度的影响越小；反之，过滤分离材料孔径越大，厚度对出水 浊度的影响越大。(例如无纺布孔径约为100 μ m,厚度仅为1. 5mm ；而MBR采用的膜孔径 为10 μ m，厚度小于1mm)。这是由于海绵孔径越小，对污泥颗粒的截留能力越强，污泥颗粒 在海绵上积聚的速度越快，污泥层形成也就越快。从以上分析可以得出，厚度在6mm以下的海绵有较严重的漏泥现象；而厚度大于 IOmm的海绵性价比较差，且海绵内部厌氧层厚度也较大，厌氧层过厚对出水水质有影响。海 绵厚度8mm以上，孔径对活性污泥层的形成和出水浊度的影响较小，但是孔径越小，对表面 及内部的活性污泥结构的支撑越有利。所以海绵基材活性污泥反应分离器在选用海绵时， 厚度为8 IOmm孔径为300 μ m的海绵较为适宜。1. 2通量的确定1.2. 1滤饼形成通量实验中使用的是厚度为IOmm的海绵，从较低流量开始恒定流量持续过滤一段时 间，同时记录跨膜压差；再将流量提高一个“阶梯”，恒流一段时间同时记录跨膜压差；重复 上述程序。每个通量持续20min，并每隔三分钟记录跨膜压差，最后取跨膜压差的平均值。图5为海绵基材活性污泥反应分离装置的通量与跨膜压差的变化关系。从图中可 以看出，海绵基材活性污泥反应分离装置膜通量与跨膜压差之间存在与MBR(膜生物反应 器)、DMBR (动态膜生物反应器)类似的曲线变化，在3217(!112·!!)处曲线的斜率出现明显 的变化，由工作曲线法可以得出，在32L/(m2 · h)的情况下，由于泥饼的形成，阻力增加，跨 膜压差增加较快。膜生物反应器中滤饼形成时的通量称为临界通量。但是在海绵膜生物反应器中 超过“临界通量”(如120L/(m2 · h))仍可运行较长时间，海绵基材活性污泥反应分离装 置形成滤饼后，并未产生堵塞现象，这与MBR的运行状况不同，。这可能是由于动态膜堵塞
5的原因并不是由于滤饼层的堵塞，而是由于滤饼形成后膜孔的进一步堵塞所引起的。所以 由此不同，在海绵基材活性污泥反应分离装置中泥饼形成的通量称为滤饼形成通量。海绵 基材活性污泥反应分离装置可以高于滤饼形成通量运行。1.2. 2通量与浊度的关系试验方法与2. 1类似，提高通量测定出水浊度，并取平均值。图6是海绵动态污泥层通量与浊度变化的关系图。从图中可以看出，通量的增加 对出水浊度的影响较大，在通量小于200L/(m2 · h)时，出水浊度稳定在2NTU以下，而通量 大于200L/(m2 *h)后，出水浊度逐渐增加，这是由于通量的增加，跨膜压差随之增加，海绵 的孔径较大无法支撑动态污泥层结构，导致其破碎，使得出水浊度增加。从上述分析可以确定，在海绵基材活性污泥反应分离装置的通量保持在200L/ (m2 · h)以下时，可以保证出水浊度稳定在2NTU以下。1.2. 3海绵的清水阻力在装置装填污泥前，用自来水作滤液，测定不同清水通量下的压差，所用的清水为 实验室自来水。试验中采用蠕动泵控制出水通量，并将出水回流至装置中以控制装置中的 液位，以此在试验过程中减少实验误差。测定清水通量起始运行时，通量为518L/m2 · h，实验出水水头压差为16mm，由于实 验水温为20°C，μ = 1. 0087X 10 · S，根据达西公式计算可得R = 4. 75 X IOV1动态膜生物反应器采用的聚酯无纺布的阻力比MBR膜阻力小2 3个数量级，而 海绵基材的阻力比动态膜生物反应器的聚酯无纺布还小1 2个数量级。这也许是海绵动 态污泥层不易堵塞的原因之一。海绵的阻力很小，这使得采用自流方式时，较小的液位差(即跨膜压差)都会使海 绵获得较大的通量，不易控制且影响出水水质。所以建议使用海绵基材活性污泥反应分离 装置应采用通过水泵控制膜通量的方式。1.3海绵表面污泥特性试验分别采用厚度为IOmm孔径为300 μ m的普通海绵及酸碱改性海绵为膜基材， 按照活性污泥法运行，周期为6小时，分为进水、出水2个阶段，各阶段均由时控开关控制自 动运行，分析出水COD、氨氮、TN以及混合液的MLSS。 最后剪下海绵分别称量海绵表面和 海绵内部吸附活性污泥的重量；并拍摄海绵正面和截面照片，分析海绵及其污泥层的结构 组成。试验用海绵动态膜生物反应器处理生活污水，试验持续60d。进水COD、氨氮、TN平 均浓度分别为350mg/L、55mg/L、65mg/L。改性海绵与未改性海绵反应分离装置对污水处理 效果的比较见第3章。1. 3. 1普通海绵中MLSS的变化情况从图7可以看出，最初2天MLSS下降，MLSS最低值达到160;3mg/L，其后10天左 右MLSS的增加速率较快，在第15天左右后MLSS的增加速率放缓并基本保持稳定，第59天 MLSS 的浓度为 6923mg/L。最初MLSS的降低是由于海绵孔隙率较大，其孔隙内吸附了一定量的污泥，并在成 膜后在海绵的表面形成污泥层，使得MLSS下降。MLSS下降，海绵吸附量逐渐达到饱和，装置 中的污泥浓度较小，原水中有机物含量相对较大，使得活性污泥处于对数增长期，MLSS的增加速率较快。当进水中有机物与污泥浓度达到相对稳定后，由于废水中的无机污染质、难于 微生物降解和不能降解的有机污染质被膜截留，在装置中不断积累，所以15天后的MLSS增 加速率减缓并稳定增加。1. 3. 2未改性海绵吸附性能及外部特征未改性海绵与改性海绵的吸附性能及外部特征相似，所以以下以未改性海绵为 例。1. 3. 2. 1吸附截留性能运行试验结束后，海绵污泥层污泥量应包括海绵表面吸附量和海绵内部吸附量。 稳定运行60d后，测得其中海绵表面单位面积污泥吸附量为173. 68mg/cm2，海绵内部单位体 积污泥吸附量为31. 79mg/cm3。海绵动态污泥层在装置中的吸附量不可忽视，由物料守恒定律，可以得出以下结 论G = gl. V+g2 · S其中G为总吸附量，mg ;gl为内部单位体积海绵吸附污泥量，mg/ cm3 ;g2为表面单位面积海绵吸附污泥量，mg/cm2 ；M = G+MLSS · V其中M为装置总污泥量，mg ；其中G为总吸附量，mg ；MLSS为混合 液污泥浓度，mg/L ；V为装置有效体积，L0值得一提的是，试验中当海绵体积增加到一定程度或者水中污泥量较少时，混合 液中的MLSS接近零，这说明海绵既可作为微生物生长载体，又可作为活性污泥过滤的基 材。1. 3. 2. 2 外部特征海绵基材动态污泥层稳定后，表面附着的动态膜的厚度会达到8mm，其中厌氧层与 好氧层颜色不同，有明显的界限，好氧层在外侧，厚度约为3. 5mm，呈黄褐色；厌氧层在靠近 海绵的内侧，一直延伸到海绵的另一侧，厌氧污泥层的厚度包括泥饼厚度和海绵的厚度，分 别为4. 5mm、10mm，总计14. 5mm，颜色都呈黑色，其中泥饼的颜色较深，海绵内的厌氧污泥颜 色较浅，略显灰黑色。由此可见，海绵动态污泥层存在空间上的好氧、厌氧区，可以在好氧微生物生长的 同时实现厌氧微生物的生长。如果海绵基材活性污泥反应分离装置内存在平行透过海绵高 度的流态，即可以在海绵基材活性污泥反应分离装置中形成多个A/0空间，为脱氮提供有 利条件。1.4海绵宽度的确定为验证在海绵基材活性污泥反应分离装置内存在平行透过海绵宽度的流态，试验 采用示踪法，探寻存在类似流态的海绵宽度(即高度方向上海绵的长度)，以及海绵动态膜 放置在装置中的最佳位置。装置的大小为80CmX35CmX60Cm，两侧设有6只曝气头。试验 中比较的内容为穿透时间，即观察墨水能否充满整个海绵。在没有曝气的情况下，墨水在海绵内部扩散极为有限。放入未曝气的装置中三小 时后，墨水的扩散长度仅为1. 5cm。1.4. 1确定装置中的最佳位置在有曝气的情况下，用宽度为5cm的海绵在装置中进行试验，其在装置中的位置 如图8所示。1、6号位垂直方向上距离曝气头6cm，2、5号位距离曝气头20cm，3、4号位距离液面3cm。不同位置穿透时间结果如图9所示，可以看出在装置中，位置不同穿透时间不 同，其中3，4号位的穿透速率较快。图9可以类比得出液流在装置中不同位置的速率，如图11所示，V3 > V2 > V1, V4 > V5 > V6 ；1、2、3号位液流向上，而4、5、6液流向下；6号位的液流流速几乎为零，是装置中 曝气的死角。这与徐五英的研究结果不同，这是由于气泡在水中有加速度，并不断推动水流 向上运动，使得水流在接近曝气起始处速度较小，在曝气头上方某一高度达到最大值。在实 验中，曝气头上方20 30cm处水气可以混合均勻，流速大。从上述分析可以得出，海绵膜组件放在装置中的3、4号位最佳(即曝气头正上方 与两排曝气头之间的接近水面处)。但是由于3、4号位位于装置的上方，若海绵组块置于装 置正上方，会增加装置池容并延长出水时间。因此，由于出水条件的限制，所以膜组件放置 的位置选择在曝气的上方，液面以下较深处，以符合出水体积要求。1.4. 2最佳宽度的确定用不同宽度海绵在3、4号位进行穿透试验。海绵宽度不同，穿透时间不同，如图10 所示。试验中，海绵宽度大于等于20cm，几乎不能被穿透；而海绵宽度在20cm以下，宽度越 小穿透时间越小。这是由于海绵自身存在阻力，曝气后存在动能的水在海绵中随着距离的 增加而损失，在15 20cm左右时达到零。因此，水流速度对海绵的穿透性能有及其重要的 作用。从上述分析可以看出，海绵膜组件中海绵的宽度选择应在20cm以下，另外实际工 程中曝气强度较大，应适当根据比例适当增加海绵宽度。只有在适宜的宽度下，在海绵基 材活性污泥反应分离装置内才存在平行透过海绵宽度的流态，使得装置的处理能力得以增 强。当然除了水流的搅动会产生A/0区域外，反应分离装置内还存在水流的扩散、吸附、渗 透等作用，都会使污水不断反复经过厌氧好氧区。1. 5海绵面积与装置体积的确定以下关系式均有上述分析得出，以普通海绵作为膜基材为例，尺寸如图12所示。(I)S 彡 V2/(JXt) ；S = nXSi其中S为海绵总面积(m2)，S1为海绵面积(m2)，J为最大通量(m3/m2 · h)，t为出 水时间(h)，V2为每周期出其水体积(由停留时间决定)(m3)；(2)mlss >> (SX 1 Xx^SX 1 Xx2) A1其中miss为污泥浓度(单位g/m3)，S为海绵总面积(m2)，1为海绵厚度(m)，)^* 内部单位体积吸附量(g/m3)，X2为外部单位面积吸附量(g/m2)，V1为装置总体积；(S)S1 = aXbXnX2a = 18cm ；其中S1为海绵面积(m2)，a为海绵宽度(m)，b为海绵宽度(m)，η为海 绵组件个数；(4)d = (L^D-n^/fci-l) ；d > IOcm ；c = 4 5cm ；叫=n/n2其中d为海绵组块之间的间距(m)，c为海绵组块的宽度，L为装置长度(m)，D为 膜组件距离边壁的长度(m)，H1为单层海绵的个数，n2为海绵在装置高度上的个数；(5)L > B ;b = B-0. 3其中L为装置的长度，B为装置的宽度，b为海绵的长度，0. 3为海绵组块距离边壁 的距离。[0107]1.6参数小结(1)海绵基材活性污泥反应分离装置在选用海绵时，厚度为8 IOmm孔径为 300 μ m的海绵较为适宜；(2)海绵基材活性污泥反应分离装置可以高于滤饼形成通量运行；海绵基材活性 污泥反应分离装置的通量保持在200L/(m2 · h)以下时，可以保证出水浊度稳定在2NTU以 下；(3)海绵清水阻力仅为R = 4. 75 X IO8HT1,建议使用海绵基材活性污泥反应分离装 置时应采用通过水泵控制膜通量的方式。(4)海绵基材活性污泥反应分离装置中膜组件放置的位置选择在曝气的上方大于 30cm，液面以下较深处；(5)海绵组件中海绵应根据曝气强度选择适宜的宽度，可以增强装置的处理能 力；(6)海绵基材活性污泥反应分离装置中海绵面积与装置体积之比须计算，详见第 六节。2.海绵基材活性污泥反应分离装置与动态膜生物反应器的比较动态膜生物反应器(DMBR)是建立在传统膜生物反应器(MBR)基础之上的新型生 物反应器，通过活性污泥过滤过程中形成的生物动态膜实现近似于微滤膜的过滤效果。目前使用的动态膜生物反应器一般以无纺布和筛网等粗孔材料为膜基材料。与无纺布和筛网不同，由于海绵厚度较大，海绵组件存在平行透过海绵宽度的流 态，可以在海绵基材活性污泥反应分离装置中形成多个好氧与厌氧结合的A-O小区域，这 样的区域对COD和TN的去除极为有利，这从1. 4可以看出。以下比较了普通海绵基材活性污泥反应分离装置与聚酯无纺布及聚酯筛网作为 动态膜生物反应器膜基材料的不同。聚酯无纺布及聚酯筛网的实验数据来源于课题组成员 林玉姣、马强的硕士论文《膜基材料对动态膜生物反应器运行特性的影响》、《序批式动态膜 生物反应器工艺特性试验研究》。2. 1叠加无纺布与海绵的比较无纺布本身厚度为l_2mm，试验中采用的无纺布多层叠加使其与海绵厚度相同，试 验过程与1.4相同。在有曝气情况下，1小时后，墨水并不能将无纺布穿透，多层叠加的无纺布并不具 备类似海绵内的流态。这是因为无纺布的阻力远大于海绵的阻力，使得水在无纺布中的流 动被阻隔。此外，活性污泥并不能穿透第一层无纺布，内层的无纺布内并不存在厌氧污泥，即 便存在类似海绵宽度方向的流态，在叠加的无纺布动态膜生物反应器中也不能达到类似海 绵基材活性污泥反应分离装置的厌氧-好氧效果；另外，无纺布单位面积的价格高于海绵 单位面积的价格，所以多层无纺布是不经济也不可行的。2. 2C0D的去除效果比较图13、14、15分别是海绵基材活性污泥反应分离装置，聚酯无纺布、聚酯筛网基材 动态膜生物反应器对COD的去除效果。从图中可以比较得出，海绵基材活性污泥反应分离 装置，聚酯无纺布、聚酯筛网基材动态膜生物反应器出水有机物的含量及有机物的去除率
9相似，平均出水COD均低于20mg/L，对COD的平均去除率均在90%以上。2. 3氨氮的去除效果比较图16、17、18分别是海绵基材活性污泥反应分离装置，聚酯无纺布、聚酯筛网基材 动态膜生物反应器对氨氮的去除效果。从图中可以看出，海绵基材活性污泥反应分离装置 对氨氮的去除在7天内进入稳定状态，稳定后出水氨氮平均浓度为1. 03mg/L，装置对氨氮 的平均去除率为98. 1%。而聚酯无纺布、聚酯筛网基材动态膜生物反应器的出水氨氮含量 仅在10mg/L以下，在5mg/L左右波动；氨氮的去除率约为85%。由此可见，聚酯无纺布、聚酯筛网动态膜生物反应器对氨氮的去除率低于海绵基 材活性污泥反应分离装置对氨氮的去除率。这是由于海绵动态污泥层对混合污泥的截留作 用使得硝化菌在反应器中大量繁殖；另外海绵膜基材形成的好氧、厌氧区域使得反应器存 在时间上和空间上的好氧-厌氧结合，所以海绵基材活性污泥反应分离装置相比聚酯无纺 布、聚酯筛网动态膜生物反应器可以取得更好的硝化效果。2.4TN的去除效果比较图19、20分别是海绵基材活性污泥反应分离装置、聚酯无纺布基材动态膜生物反 应器对TN的去除效果。从图中可以看出，海绵基材活性污泥反应分离装置对TN的去除 在7天内进入稳定状态，稳定后出水TN平均浓度为21. :3mg/L，装置对TN的平均去除率为 69. 7%。而聚酯无纺布基材动态膜生物反应器的出水氨氮含量均在23. 9mg/L左右波动；TN 的平均去除率仅为48.41%。由此可见，聚酯无纺布动态膜生物反应器对TN的去除率低于海绵基材活性污泥 反应分离装置对TN的去除率，这是由于厌氧层和海绵内流态的存在，使得装置内形成很好 的厌氧-好氧区域，使得硝化-反硝化得以同时进行，所以TN在海绵基材活性污泥反应分 离装置中有着较好的去除率。2. 5通量的比较2. 5.1清水阻力的比较由1. 2. 3得出海绵基材的清水通量为R = 4. 75 X IO8nT1,而聚酯无纺布的清水通量 为 R = 1. 87 X IOV1 ο可以看出，海绵基材的阻力比动态膜生物反应器的聚酯无纺布还小1 2个数量 级；而动态膜生物反应器一般采用的聚酯无纺布的阻力比MBR膜阻力小2 3个数量级。由上述比较可以得出，海绵的阻力远小于聚酯无纺布的阻力，所以海绵相对于聚 酯无纺布等材料更易于透水。这也许是海绵基材活性污泥反应分离装置不易堵塞的原因之
ο2. 5. 2膜通量的比较从1.2可以得出，海绵基材活性污泥反应分离装置的通量可以控制在200L/ (m2 · h)以下。在实验中，海绵基材活性污泥反应分离装置采用通量120L/(m2 · h)可以稳 定运行60d以上，这远远大于无纺布基材动态膜的临界通量30L/(m2 · h)。通量的大小对膜面积大小有着至关重要的影响，通量的增加可以使装置内的膜组 件的面积减小，节省材料，降低成本。2. 6比较小结(1)叠加的无纺布膜并不存在类似海绵膜的流态，无纺布叠加不经济也不可行。而海绵可以在装置内形成空间上的厌氧-好氧区域。(2)不同于无纺布、筛网，海绵既作为过滤的基材，又作为微生物生长的载体，使得 海绵基材活性污泥反应分离装置对废水中污染质的去除增加。(3)海绵基材活性污泥反应分离装置对有机物的去除与聚酯无纺布和聚酯筛网动 态膜生物反应器相似，出水COD含量都稳定在20mg/L左右，对COD的去除率都能达到90% 以上。(4)海绵基材活性污泥反应分离装置对氨氮的去除可以达到98%以上，这优于以 聚酯无纺布和聚酯筛网的动态膜生物反应器。(5)海绵基材活性污泥反应分离装置对TN的去除可达70%左右，这也优于以聚酯 无纺布和聚酯筛网的动态膜生物反应器。(6)海绵本身的阻力远小于无纺布的阻力，海绵基材活性污泥反应分离装置的控 制通量远大于无纺布的临界通量。综上所述，相比于聚酯无纺布和聚酯筛网基材动态膜生物反应器，以海绵为基材 的活性污泥反应分离装置对水中的污染物有着更好的去除效果；除此之外，海绵基材相比 于聚酯无纺布节省了材料，降低了成本。3.酸碱改性海绵与普通海绵的比较3. 1亲水性分析接触角与材料的亲水性相关，接触角越小亲水性越强；反之，接触角越大亲水性越 弱。而亲疏水性又与材料的耐污染性能密切相关，亲水性越强，材料越耐污染。试验比较了不同酸碱改性的海绵的接触角变化。在酸碱改性后洗净自然晾干后， 用接触角分析仪测定接触角，结果如表所示。
酸碱浓度浸泡时间接触角再浸泡酸碱浸泡时间接触角NaOHlmol/L24h92. 3°HCl24h87. 3°Ca(OH)2lmol/L24h117. 2°24hKOHlmol/L24h101. 5°HCl24h88. 7°HCl5%24h88. 4°NaOH24h72. 6°HNO35%24h90. 3°24h醋酸5%24h126.9°24h乙醇5%24h127. 1°24h普通海绵的接触角为127.2° ;海绵先用酸或碱浸泡，试验发现用妝0!1、1(0!1、!1(1、 HNO3浸泡的海绵接触角降低较多，但是用HNO3浸泡的海绵颜色层暗黄色与原先颜色差别较 多。所以在二次浸泡中选用已用NaOH、KOH、HCl浸泡的海绵再次浸泡，结果显示，先用HCl 浸泡，再用NaOH的海绵接触角最小。另外采用酸碱浸泡12h、17小时得到相似结果。在进一步的试验中，选用先用HCl浸泡，再用NaOH浸泡的方法，采用不同浓度的酸 碱分别浸泡17h，得出比较最佳浓度，酸碱浓度为下表所示。
HCl浓度NaOH浓度接触角1%0.2mol/L108. 310%2mol/L72. 35%lmol/L72. 64%0. 8mol/L83. 7[0155]可以看出，酸碱浓度越大，接触角减小越明显，但是浓度较大，越不经济。所以根据 上述分析采用的盐酸浓度为4 10%，NaOH浓度为0. 8 2mol/L。并得出以下工艺
晾干 洗净晾干 洗净晾干 海绵洗净- HCI浸泡- NaOH浸泡- 使用3. 2处理效果比较改性海绵是用体积分数5%盐酸、摩尔分数Imol/LNaOH各浸泡24h改性的。3. 2. ICOD的去除效果比较图21为普通海绵与改性海绵活性污泥反应分离装置对COD处理效果的比较。结 果显示，普通海绵活性污泥反应分离装置的去除率为93%，酸碱改性海绵活性污泥反应分 离装置的去除率为94. 3%，可以看出改性后的海绵活性污泥反应分离装置对COD去除率相 对于未改性海绵更高，而且出水COD保持得较稳定。3. 2. 2氨氮的去除效果比较图22是普通海绵与改性海绵活性污泥反应分离装置对氨氮去除效果的比较。结 果表明，普通海绵活性污泥反应分离装置的去除率为95. 5%，酸碱改性海绵活性污泥反应 分离装置的去除率为97. 5%，可以看出改性后的海绵活性污泥反应分离装置对氨氮的去除 效果相对未改性海绵更高，而且出水氨氮更快达到较低值并保持得较稳定。3. 2. 3TN的去除率比较图23是普通海绵与改性海绵活性污泥反应分离装置对TN去除效果的比较。结果 表明，普通海绵活性污泥反应分离装置的去除率为69. 7%，酸碱改性海绵活性污泥反应分 离装置的去除率为72.3%。可以看出改性后的海绵活性污泥反应分离装置对总氮的去除率 相对未改性海绵更高。3. 2. 4跨膜压差随时间变化的比较图M是普通海绵与改性海绵膜组件跨膜压差上升的趋势图。从图中可以看出， 经60d的实验，改性的海绵跨膜压差仅上升了 2. 8cm,而未改性的海绵跨膜压差上升了 8. 2cm。由此可见，改性的海绵相对未改性海绵阻力上升较慢，更耐污染，这与3. 1的分析结 果相同。3. 3比较小结(1)改性海绵与普通海绵相比，接触角减小，亲水性增强，耐污染性能提高。(2)改性海绵与普通海绵作为活性污泥反应分离装置膜基材，改性海绵对COD、氨 氮、TN的去除效果相比普通海绵均有不同程度的提高。(3)改性海绵作为活性污泥反应分离装置膜基材，阻力上升相比普通海绵更慢，更 耐污染。综上所述，改性海绵相对普通海绵用于活性污泥反应分离装置膜基材，效果上有 较大提升；除此之外，改性海绵的耐污染性能提高。
权利要求1.污水的海绵基材活性污泥反应分离装置，包括反应池(1)，在反应池(1)内设有曝 气器(5)，其特征在于，在反应池(1)内设有膜组件(2)及出水管G)，在反应池(1)的上部 设有进水管(3)，所述膜组件( 包括框架(21)，在框架两侧设有支撑网格(22)，在支 撑网格0 上覆盖有海绵(23)，所述出水管(4)与框架连通，在出水管(4)上设有污 水泵(6)，所述曝气器( 位于膜组件的下方。
专利摘要污水的海绵基材活性污泥反应分离方法将膜组件置于反应池内，将膜组件连接于污水泵，在膜组件的下方设置曝气器，反应池内投入活性污泥，膜组件包括框架、支撑网格和海绵。将污水通入反应池，进行曝气，开启污水泵，使污水通过海绵，活性污泥吸附在海绵上形成污泥层，并转化为厌氧层和好氧层，关闭反应池的污水进口。放掉反应池中污水后，关闭污水泵，再将污水通入反应池，进行曝气，并由曝气带动污水，使污水经过厌氧、好氧层，形成A/O区域，如此循环运行。一种装置，包括反应池，在反应池内设有曝气器、膜组件、出水管、进水管；膜组件包括框架、支撑网格、海绵，出水管与框架连通，在出水管上设有污水泵，曝气器位于膜组件的下方。
文档编号C02F3/30GK201873571SQ20102018398
公开日2011年6月22日 申请日期2010年5月10日 优先权日2010年5月10日
发明者傅大放, 朱亚文, 李澄, 段文松, 许晓光 申请人:东南大学