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膜生物反應器（mem branebio reactor，MBR）是由污水生物處理技術和膜分離技術結合而成的一種新型污水處理與回用工藝[1]。由于利用膜的高效截流作用，MBR工藝可以維持較高的污泥濃度，并具有較長或很長的污泥泥齡，尤其對于好氧MBR，表現出容積負荷相對高的延時曝氣的運行特征，這使得MBR中污泥混合液與傳統工藝中污泥混合液特性不同。
污泥特性的相關研究包括泥齡、污泥濃度、產泥率、污泥沉降性能、污泥形態、生物相組成、污泥的顆粒分布、粘度和污泥活性等[1]。研究表明，MBR可以維持高于傳統活性污泥法10倍以上的污泥濃度，使得活性污泥更容易在膜表面沉積而加劇膜污染，過濾阻力加大，膜通量降低進而影響到MBR的穩定運行；同時對于好氧MBR，高濃度的活性污泥會導致廢水黏度增大，降低氧的轉移效率進而影響廢水的處理效果[1-2]。此外，由于MBR可以維持很長的污泥齡，即可在不排泥或少排泥的條件下運行，以減少污泥的處理負擔，但有研究表明[3-4]，不排泥條件下MBR的污泥活性會隨運行時間的增加而降低，總細菌中活細菌的比例會下降，進而影響到MBR的長期穩定運行。本試驗在不排泥情況下對污泥濃度、沉降性能、顆粒分布、活性、大量胞外多聚物（extra cellular polymers，ECP）的積累和生物相等方面進行了研究。
圖1 MBR試驗裝置圖
1 試驗裝置與方法
1.1 試驗裝置
采用一體式恒壓膜生物反應器，膜類型為中空纖維膜，膜材質為聚乙烯，膜孔徑為0.18μm、膜面積為0.6m2。反應器分為水解區（缺氧區）、主曝氣區和膜區三部分，相應的容積分別為3、3和8L。膜區設有內循環導流板，以增強水流對膜面的沖刷作用，上流區體積與下流區體積比為3/2。進水由電磁閥和液位控制計控制，采用恒壓間歇出水，出停時間根據水力停留時間的要求通過時間繼電器控制，工作壓力為16.2kPa。為了維持反應器各區中污泥的均勻分布以及反硝化的順利進行，采用回流泵將膜區混合液不斷回流至水解區，回流比為300%。試驗裝置具體見圖1。試驗初期的接種污泥取自西安楊森制藥廠廢水處理站二沉池回流污泥。水解區、主曝氣區和膜區的接種污泥濃度均為5g?L-1。馴化過程中維持總水力停留時間為72h，水解區溶解氧濃度（dissolved oxygen，DO）<0.5mg?L-1，主曝氣區和膜區DO>2.0mg?L-1，直接采用經適當稀釋并將pH值調為7.0左右的垃圾滲濾液進行連續式馴化。
1.2 水質狀況
以西安市江村溝垃圾衛生填埋場產生的滲濾液為研究對象，在試驗期間，先后取水3次，其水質情況見表1。
2 結果與分析
2.1 MBR中污泥濃度的變化
反應器中污泥濃度隨運行時間的變化規律見圖2。結合COD容積負荷的變化可知，在反應器運行過程的前81d，污泥濃度隨進水COD容積負荷的增大而增大；后81d，由于進水COD容積負荷出現降低，污泥濃度也呈現出逐漸降低的趨勢。在前70d中，平均容積負荷為0.76kg?m-3?d-1，由于容積負荷較低且處于馴化階段，污泥濃度增加緩慢；但在第70-81天之間污泥濃度迅速由6.3g?L-1提高到10.4g?L-1，這主要是由于在此期間容積負荷由1.48kg?m-3?d-1增大到2.22kg?m-3?d-1，平均為1.89kg?m-3?d-1，相應地污泥負荷大大增加，從而導致污泥濃度明顯增大；此后當容積負荷保持在1.45kg?m-3?d-1左右時，污泥濃度穩定在8.6g?L-1左右。由此可見，穩定狀態的污泥濃度隨容積負荷的增大而升高。
圖2 污泥濃度隨時間的變化
在試驗后期階段，容積負荷變化不大，平均為1.11kg?m-3?d-1，而污泥濃度降至5.6g?L-1左右。結合圖4、5，原因如下。
（1）試驗后期垃圾滲濾液水質發生變化，有機物濃度降低，BOC5/COD由0.6降至0.28，可生化性變差，污泥BOD負荷僅為0.019kg?kg-1?d-1（常規活性污泥法污泥負荷一般為0.20-0.4kg?kg-1?d-1），微生物處于內源呼吸階段，基質的嚴重缺乏使其發生自身溶解，從而造成污泥濃度下降。
（2）反應器中微生物內源呼吸代謝產物的積累和膜對進水惰性物質的截留影響了污泥的代謝活性。
同時圖2中混合液揮發性懸浮固體（mixed liquor volatile suspension solid，MLVSS）的變化與混合液懸浮固體（mixed liquor suspension solid，MLSS）的變化規律相似。
2.2 MBR中活性污泥的沉降性能
由圖3可知，在運行初期的40多天中，污泥具有良好的沉降性能，30min污泥沉降比（settling volume，SV30）平均為33.4%，污泥體積指數（sludge volume index，SVI）平均為64.6mL?g-1；在第48-54天中，由于進水負荷的沖擊，反應器出現異常導致污泥SVI由84.7mL?g-1提高到166mL?g-1，但隨著系統的逐漸適應和恢復，SVI又有所下降；在運行中期的60多天時間里，由于污泥負荷的提高，污泥濃度增大，導致污泥沉降性能變差，平均SV30為97.2%，相應的SVI為114.1mL?g-1；在后期，由于污泥負荷降低使得微生物處于內源呼吸期，但細菌自溶會產生大量溶解性微生物產物（soluble microbial products，SMP）和ECP[1]，而MBR的運行特點使得SMP和ECP在反應器中大量積累，污泥混合液粘度由運行第50天的1.25mPa?s-1增至第196天的2.47mPa?s-1、污泥顆粒粒徑相應地由42.10μm減小至27.62μm（圖6），污泥絮體極其細碎，沉降性能很差，SV30幾乎為100%，SVI也高達180mL?g-1。
在傳統活性污泥工藝中，污泥沉降性能變差將直接導致出水水質下降，由于本試驗中MBR是通過膜分離實現泥水分離，故系統運行未受污泥沉降性能的影響。
圖3 試驗運行過程中SV30和SVI的變化
2.3 MBR中污泥的活性
影響污泥活性的因素是多方面的，除了基本的工藝參數外，還包括膜分離對無機物質的截留以及大分子難降解有機物和溶解性微生物產物在反應器中的積累等。污泥活性的描述也是多方面的，本試驗采用MLVSS/MLSS、脫氫酶活性以及比耗氧速率對污泥活性進行綜合評價。
2.3.1 MLVSS/MLSS
污泥活性最簡單的一種表示方法是考察污泥混合液中的揮發性組分與總固體的比值（即MLVSS/MLSS）。圖4為試驗過程中MLVSS/MLSS反映的比活性變化，可知在前130d中污泥的MLVSS/MLSS平均保持在0.76左右，隨后呈現較弱的下降趨勢，由第130天的0.74下降到最后的0.64。這是由于該試驗是在不排泥的條件下進行，經長期運行后污泥處于營養缺乏狀態，必然引起其活性的下降；另一方面，MLVSS/MLSS所反映的是污泥中非無機成分所占的比例，反應器對進水無機懸浮物的截留使得MLSS增加，相應的MLVSS/MLSS則降低。
2.3.2 污泥脫氫酶活性
系統中水解區和膜區污泥脫氫酶活性的變化見圖5。從總體趨勢上看，水解區和膜區污泥的脫氫酶活性均隨運行時間延長而下降。這是由于難降解有機物在膜生物反應器中的積累造成的，這些難降解物質一方面來源于微生物內源呼吸的代謝產物；另一方面來源于反應器對進水難降解有機物和無機懸浮物的截留，其對活性污泥的代謝活性具有抑制作用[8]，運行時間越長，惰性物質在反應器中的積累越多，從而體現在污泥脫氫酶活性的降低。
此外，由圖5可知，膜區的脫氫酶活性低于水解區，且變化幅度比水解區小。這是由于污泥脫氫酶活性反映的是反應器中活性微生物量及其對有機物的降解活性，由于進水中的大部分有機物是在水解區和主曝氣區得到降解[9]，因此水解區以降解有機物的異養菌為主，而膜區主要進行的是氨氮的硝化過程[9]，則以自養的硝化菌為主，從而導致膜區的脫氫酶活性低于水解區。同時，由于水解區位于膜區前，其受進水沖擊負荷的影響大，如05-22到06-26，進水有機物濃度由6096mg?L-1降至1173mg?L-1后又升至3169mg?L-1，則脫氫酶活性（以MLVSS計）由12.1 g·mg-1·h-1降至5.6 g·mg-1·h-1后又升至10.3 g·mg-1·h-1。此后雖然進水有機物濃度穩定在2000-2500mg?L-1之間，但脫氫酶活性僅穩定了半個月便有所下降，這與前段分析原因相同，即污泥活性受到了抑制。
2.3.3 污泥比耗氧速率
活性污泥的比耗氧速率（specific oxygen uptake rate，SOUR）是評價污泥代謝活性的一個重要指標，且由于在好氧處理過程中微生物對有機物的降解和氨氮的硝化都是耗氧的，因此可以用SOUR為特征參數表示污泥的活性。
圖6 污泥SOUR的變化
由圖6可知，水解區和膜區的SOUR均呈現先緩慢上升后下降的趨勢，結合圖2分析，這可能是由于前期即對應于圖2的Lv2階段污泥濃度高，使氧氣進入活性污泥絮體內部傳質阻力增大，故SOUR較低；對應于圖2的Lv3階段，隨著污泥濃度的下降，SOUR略有升高，隨后因難降解有機物積累的影響，SOUR又呈現下降趨勢。
肖景霓等[10]研究表明，污泥比耗氧速率與污泥顆粒的大小及松散程度有關。結合圖5、6，發現從07-10（試驗運行第130天）開始，污泥脫氫酶活性和SOUR變化趨勢一致，即先降低幅度大，后降低幅度小，說明反應器中難降解物質積累所造成的抑制從第130天開始逐漸表現出來。
此外，由圖6可知，膜區SOUR低于水解區，這是由于SOUR反映了基質脫氫氧化代謝過程中的受氫速率，反映氧化酶傳遞氧接受氫再生輔酶的能力。在間歇回流缺氧過程中，分子氧的缺乏狀態使氧化酶傳遞氧的過程受阻，在缺乏其他受氫體的情況下輔酶 H2逐漸積累，使代謝過程中的吸氧潛能增加，當有分子氧輸入時污泥就表現出極高的氧吸收速率。因此隨著缺氧過程的進行，污泥的氧吸收潛能逐漸增加，從而導致水解區的SOUR高于膜區。
2.4 污泥ECP的積累
ECP是在一定環境條件下由微生物，主要是細菌分泌于細胞體外的一些高分子聚合物（相對分子質量>10000）組成[11]，其主要有機成分是糖類和蛋白質，二者的質量比約在0.2-5.0之間[12]，此外還有核酸、脂類、腐殖酸以及無機成分。ECP可以從細胞表面脫離以膠體或溶解狀態存在于液相主體中，部分研究者認為混合液中ECP的積累會造成污泥沉降性能變差[13-14]。
本試驗測定了接種污泥混合液和第196天膜區污泥混合液的ECP、蛋白質和多糖含量（以每克MLVSS計），具體見表3。由表3可見，（1）蛋白質和多糖是ECP的主要成分，二者之和在接種污泥和第196天膜區污泥混合液中所占比例分別為67.8%和72.9%；（2）第196天膜區污泥的ECP及其中的蛋白質和多糖含量均比接種污泥有明顯增加，分別是接種污泥的1.8、2.6和1.8倍；體系中ECP總量及污泥中蛋白質與多糖比值的增加不利于污泥活性及其沉降性能的改善；（3）蛋白質和多糖在ECP中所占比例也有所變化，蛋白質所占比例由15.7%增至22.4%，而多糖比例略有下降，由52.1%降至50.5%。以上數據表明后期ECP在污泥混合液中明顯積累。造成ECP明顯積累的原因有三點：（1）試驗后期垃圾滲濾液水質發生了很大變化，有機物濃度由試驗初期的14000mg?L-1左右降至3000mg?L-1左右，相應的BOD5/COD由0.6降至0.28，污泥負荷大大降低，微生物處于內源階段進而造成ECP的產生量增加；（2）試驗后期污泥絕對數量上的減少造成ECP在污泥混合液中相對比例的提高；（3）由于MBR的運行特點使得微生物所分泌的ECP被膜截留在反應器中而不能隨出水流失，從而加劇了其在反應器中的積累。
表3 試驗過程中ECP的變化
由此可見，圖3中后期SV30和SVI不斷增加，正是由于ECP在反應器中的積累所造成。
2.5 MBR中污泥的粒徑分布
通過激光粒度分析儀（型號：LS-POP）考察污泥的粒徑分布，平均粒徑的變化如圖7所示。由圖7可知，接種污泥平均粒徑為46.39μm，系統運行后污泥顆粒粒徑呈下降趨勢，由運行第50天的42.1μm降至27.62μm，離心上清液也呈現出相同的趨勢。這與其他人對MBR中污泥粒徑變化的研究相似[4，15]。
圖7 MBR中污泥粒徑的變化
污泥顆粒粒徑變小的原因，一方面是由于反應器中泥齡太長；另一方面，為了增強膜面沖刷作用以防止膜污染，反應器中設置了內循環導流板（圖1），而污泥絮凝體是由微生物、無機顆粒、ECP和多價態陽離子之間相互作用形成的聚合網狀結構，膜面錯流產生的機械磨損力和對污泥聚合網狀絮凝體的撕裂作用會破壞污泥絮凝體結構，釋放出ECP，從而造成污泥顆粒粒徑的減小。
2.6 膜區生物相的變化
膜的無選擇性分離作用為各種微生物在反應器中的停留和大量生長創造了條件，從而豐富了生物反應器中的微生物相。試驗中通過顯微鏡觀察了膜區生物相隨運行條件的變化情況。在馴化階段，污泥外觀呈褐色，污泥絮體大而松散，和水相區別明顯，生物相中原生動物主要以豆形蟲和腎形蟲為主；當反應器處于穩定運行階段時，污泥外觀呈黃褐色，絮體變得非常細碎，和水相混合成均一粘稠的液體，污泥過濾性能變差，生物相中原生動物分別以鐘蟲和累枝蟲、固著型吸管蟲、楯纖蟲為主；在后期階段，污泥外觀呈黃褐色，絮體細小，不易沉降，生物相中原生動物主要以輪蟲為主，污泥有明顯的老化現象。
3 討論
（1）在MBR反應器中，穩定狀態的污泥濃度隨容積負荷的增大而升高；污泥沉降性能隨運行時間的延長而變差，但以膜實現泥水分離可以保證出水不受污泥沉降性能的影響。（2）以VSS/SS、脫氫酶活性和SOUR3項指標綜合評價MBR中污泥活性，均體現為污泥活性隨運行時間的延長而降低，尤其后期污泥出現明顯被抑制現象，這與MBR中難降解物質的積累直接相關。（3）MBR的運行特點致使污泥顆粒粒徑隨運行時間呈減小趨勢，即由接種時的46.39μm降至結束時的27.62μm。（4）污泥生物相在運行過程中有著明顯的演變規律，即馴化期原生動物以豆形蟲和腎形蟲為主，穩定運行期以鐘蟲和累枝蟲、固著型吸管蟲、楯纖蟲為主，后期則以輪蟲為主。（5）由于MBR中SMP和ECP的積累對污泥的沉降性能和活性均有較大影響，因此有待進行更為深入的研究，這對維持MBR長期而穩定的運行效果具有重要意義。
參考文獻略
