膜生物反應器是膜分離技術與生物處理相結合的污水處理技術，可代替傳統活性污泥法中的二沉池作用，具有出水水質好、處理效率高、污泥產量低等優點。但是，膜生物反應器雖然對多數有機物有較好的處理能力，但是對TN篩除率較低。此外，將MBR技術投入大規模商業運用還有2個難點：其一是MBR技術通常采用有機或無機膜，價格較昂貴，導致投資成本較高;其二是膜污染問題難以控制和解決。采用濾布、玻璃纖維編織管等廉價材料代替傳統膜組件形成的動態膜生物反應器技術能大大降低成本，其中，玻璃纖維編織管具有機械強度大、有效過濾面積大和膜污染較易控制等優點，因而具有較好的應用前景。
本研究以玻璃纖維(Glass Fiber)編織管為膜組件材料，并結合A/O工藝制作一套DMBR-A/O污水處理裝置，以生活污水為對象，對DMBR-A/O在全程硝化反硝化及短程硝化反硝化工藝條件下的污染物去除性能及膜污染特征進行了比較研究。以期提高城市污水處理效率(efficiency)，有效降低能耗，緩解膜污染，延長運行時間。
1. 材料與方法
1.1 實驗裝置
圖1 實驗裝置示意圖
實驗裝置如圖1所示。膜生物反應器膜分離技術與生物處理技術有機結合之新型態廢水處理系統。以膜組件取代傳統生物處理技術末端二沉池，在生物反應器中保持高活性污泥濃度，提高生物處理有機負荷，從而減少污水處理設施占地面積，并通過保持低污泥負荷減少剩余污泥量。主要利用沉浸于好氧生物池內之膜分離設備截留槽內的活性污泥與大分子有機物。膜生物反應器系統內活性污泥（MLSS）濃度可提升至8000~10,000mg/L，甚至更高；污泥齡(SRT)可延長至30天以上。分為好氧池和缺氧池2個部分，其中O池和A池容積分別為90 L和40 L。裝置前段設置調節池，作為實驗用水的貯水池。調節池出水經進水泵泵入A池，又經過連通管流入O池。O池中央設置膜組件，膜組件由直徑4 mm的中空玻璃纖維編織管制成，有效膜面積為1 m2，由抽吸泵抽吸出水。轉子流量計控制流量大小，真空表監測跨膜壓差。O池底部分別設置曝氣裝置，并設置污泥回流管回流污泥液至A池，利用文丘里混流器使A池污泥保持懸浮狀態。O池、A池、調節池均由液位控制儀控制液面高度，系統由可編程控制器PLC控制運行。
1.2 實驗內容與方法
1.2.1 裝置的啟動運行
實驗進水采用寧波大學某污水井內實際生活污水。接種污泥取自寧波市某污水廠二沉池污泥回流液，加入O池后悶曝2 d，之后連續（Continuity)進水，運行通量為5 L?h−1，2周內逐步提高至15 L?h−1。期間保持O池DO為2~5 mg?L−1，A池DO保持在0.5 mg?L−1以下，污泥回流比約為200%，此期間不排泥。O池MLSS約為4 000 mg?L−1，SV30為30%，檢測進出水CO
D、NH4+-N去除率均大于80%，視為培養馴化結束。
1.2.2 連續運行實驗
實驗分為2個階段運行。階段I為全程硝化反硝化，階段II為短程硝化反硝化。共運行68 d。運行期間膜通量始終保持約15 L?−1，MLSS穩定在3 500~4 500 mg?L−1，A池溫度15~25 ℃，污泥回流比為200%，抽停比為
5:1，總HRT約8 h，其他運行工況如表1所示。實驗期間檢測進出水水質變化，并記錄負壓表讀數。
表1 各階段運行工況
1.2.3 膜清洗
實驗結束后取感染膜組件、水力沖洗后膜組件、0.05%NaClO溶液浸泡后膜組件進行電鏡掃描，并與新組件對比。
1.3 檢測方法
濁度：WGZ-2型濁度測定儀測定;COD：重鉻酸鉀(Potassium)消解法測定;NH4+-N：納氏試劑比色法測定;DO：JPB-607A型便攜式溶解氧測定儀測定;亞硝態氮：N- -乙二胺分光光度法測定;硝態氮：紫外分光光度法測定;TN：堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定。
2 結果與討論
2.1 2種運行工況對膜污染的影響
當膜組件過濾活性污泥混合液時，污染物會不斷在膜表面沉積，引起膜污染，主要表現為TMP增大或膜通量減小,而膜通量的大小與膜污染速度有重要聯系。以往的研究中普遍采用定流出水，但隨著膜污染的逐漸加劇，膜通量會明顯下降，一方面使HRT變大，影響水質處理效果的準確性;另一方面使膜表面污泥沉積速度減小，延緩膜污染，但運行效率降低。為避免這類影響，實驗（experiment)采用定流出水并每天定時調整膜通量，使HRT和膜表面污泥沉積速度始終保持一致。實驗期間，由于運行過程中膜污染嚴重，分別在實驗第16、
30、38天進行了膜清洗，各階段TMP增長趨勢如圖2所示。由于運行初期膜表面濃差極化，階段I的TMP在第1天增長迅速，隨后進入緩慢污染階段，TMP平穩上升，第10天達到20 kPa。此后，TMP增長速度迅速變大，5 d后到達峰點。其原因在于此時玻纖管在抽吸作用下發生機械變形，導致有效膜面積減少，從而加速TMP增長。膜清洗后TMP趨勢與清洗前相似，到達峰值時間僅提前1 d，說明膜清洗幾乎能完全恢復膜組件性能，同時膜污染速度并未隨著運行時間而改變。階段II初期，由于系統運行工況的改變，O池內微生物大量死亡，導致胞外聚合物含量迅速上升。由于EPS是引發膜污染的主要因素，因此，TMP增長速度較大，8 d后已高達30 kPa，隨后進行膜清洗。膜組件清洗后連續運行30 d后TMP到達峰值，與階段I最大運行時間相比延長了15 d，說明階段II運行工況更有利于緩解膜污染。原因在于階段II的O池內DO含量較低，使微生物新陳代謝減弱，從而減少微生物的分泌和自溶，降低EPS含量，延緩膜污染。
圖2 TMP隨時間的變化
2.2 COD去除效果
圖3 進出水COD隨時間的變化
如圖3所示，階段I出水COD包含比重一直相對穩定，平均值（The average value)僅為27 mg?L−1，去除率達86%。COD的高效去除原因主要有2個方面：1)膜的截留作用可防止生化池內污泥流失，增大微生物(Micro-Organism)與污染物接觸的機會;2)膜組件對大分子有機物的高效截留作用。階段II運行初期，由于溫度和DO的改變，抑制了微生物的活性，進水中的有機物不能有效去除，導致出水COD含量大于100 mg?L−1。隨著微生物對新環境的逐漸適應，出水COD含量逐漸減小，第41天時已小于50 mg?L−1，此后平均出水濃度為19.2 mg?L−1，平均去除率高達92%，比階段I去除效果更加顯著。原因可能是階段II好氧池低DO狀態下，微生物新陳代謝較弱，EPS含量減少，同時又能有效將大分子有機物代謝利用或將其轉化為小分子物質，導致污泥液中大分子有機物含量較小，降低其穿越膜組件的概率，從而出水COD含量更小。由于進水為污水井中的生活污水，其中時常混雜有地表徑流，因而COD含量變化范圍較大，最低僅有64 mg?L−1，最高將近550 mg?L−1，而出水水質保持在比較穩定的狀態，說明系統(system)有較強的抗沖擊負荷能力。
2.3 NH4+-N去除效果
圖4 進出水NH4+-N隨時間的變化
一般認為，硝化包括2個過程;1)由氨氧化（oxidation)菌參與的將NH4+-N轉化為NO2−-N的過程;2)由亞硝酸氧化菌參與的將NO2−-N轉化為NO3−-N的過程。短程硝化反硝化技術是利用氨氧化菌和亞硝酸氧化菌自身不同的生活條件，淘汰亞硝酸氧化菌，使氨氧化菌成為優勢菌種，實現NO2−-N的累積并直接進行反硝化脫氮。溫度[19]和DO[20]是實現短程硝化反硝化的重要影響因素，階段II期間采用高溫和低DO的運行工況能有效促進短程硝化反硝化的運行。
如圖4所示，階段I出水NH4+-N含量相對穩定，平均值為5 mg?L−1，平均去除率將近90%，達到《城鎮污水處理廠污染物排放標準》一級A標準。NH4+-N高效去除的原因在于運行期間不排泥，較長的SRT促進硝化細菌的生長，并且膜的高效截留作用使硝化細菌得以富集，成為優勢菌種，硝化能力逐漸增強。階段II初期，DO和溫度的改變抑制了硝化細菌的活性，導致出水NH4+-N含量迅速上升，去除率甚至不足50%。但隨著微生物對環境的逐漸適應，氨氧化菌逐漸積累，混合液中的NH4+-N轉換成NO2−-N，出水NH4+-N濃度逐漸下降。運行13 d后出水NH4+-N濃度僅為5.4 mg?L−1，此后平均濃度為4 mg?L−1，去除率一直穩定在88%左右。說明在階段II期間, 雖然亞硝酸氧化菌的活性受到抑制，不能進行全程硝化反應，但氨氧化菌得以富集并逐漸成為優勢菌種，使NH4+-N轉化為NO2−-N，因而出水NH4+-N含量依然保持在較低水平。
2.4 TN去除效果和NO2−-N累積率
圖5 進出水TN隨時間的變化
圖6 出水NO3−-N與NO2−-N隨時間的變化
如圖5、圖6所示，階段I運行期間，由于進水TN含量變化范圍(fàn wéi)較大，導致(cause)出水TN含量明顯波動，平均值為24 mg?L−1，去除率僅約58%。TN的去除效果不佳，主要原因是微生物進行反硝化脫氮反應需要消耗碳源，當進水C/N大于6時反硝化所需碳源充足，而實驗運行期間C/N僅為4左右，碳源不足抑制了反硝化脫氮。階段II初期，TN去除率不足40%，主要原因在于溫度和DO的改變導致硝化菌硝化能力不足，出水中NH4+-N含量很高，因而TN去除率低。此時出水NO2−-N開始積累，但仍低于NO3−-N含量，說明此時依然以全程硝化反硝化反應為主。隨著運行時間的延長，出水中NO2−-N含量逐漸升高，NO3−-N含量逐漸降低，當階段II運行13 d后，出水中NO2−-N含量開始高于NO3−-N，NO2−-N累積率逐漸上升，20 d后NO2−-N累積率穩定在80%左右，說明此時以短程硝化反硝化反應為主，氨氧化菌已成為優勢菌種。DMBR-A/O啟動短程硝化反硝化時間約20 d，與SBR[23-24]相比, 減少了10 d以上，原因可能在于SBR中氨氧化菌容易隨出水流失，而DMBR膜組件的高效攔截作用能有效防止菌種流失。但由于進水水質波動較大，實驗過程中O池DO濃度有時超過2 mg?L−1，影響了短程硝化的完全實現;而且短程反硝化速率比全程反硝化速率更快，導致更多NO2−-N在A池被消耗，所以NO2−-N累積率僅穩定在80%左右。與此同時，TN去除率也逐漸升高，最后穩定在75%以上，明顯高于階段I，說明階段II運行工況對TN的去除更加高效。且A池內未設置攪拌裝置，僅利用文丘里混流器和污泥回流聯用達到污泥懸浮效果，不僅大大降低能耗，而且去除效果優于呂亮等研究結果。
2.5 膜清洗
圖7 不同運行期間膜組件SEM圖
膜組件過濾作用是混合液泥水分離的關鍵。在抽吸壓力作用下，水分子透過膜孔徑形成出流，同時污泥被阻隔并部分沉積在膜表面，形成污泥層。污泥層在過濾時有2個作用：1)加強膜組件的過濾作用，阻隔水中含有的大分子有機物，使出水水質更優;2)污泥覆蓋（Cover)導致膜組件孔隙率下降，使TMP上升，膜通量下降。雖然合適的運行條件可以有效減緩膜感染，延長運行時間，節省能耗，但隨著污泥在膜表面的不斷累積，膜污染不可避免。為使膜組件能夠重復（repeat)利用，膜清洗是必要的階段。
實驗結束后, 將污染后、水力沖洗后及0.05%NaClO清洗后的膜材料及新膜材料進行電鏡掃描，結果如圖7所示。膜生物反應器膜分離技術與生物處理技術有機結合之新型態廢水處理系統。以膜組件取代傳統生物處理技術末端二沉池，在生物反應器中保持高活性污泥濃度，提高生物處理有機負荷，從而減少污水處理設施占地面積，并通過保持低污泥負荷減少剩余污泥量。主要利用沉浸于好氧生物池內之膜分離設備截留槽內的活性污泥與大分子有機物。膜生物反應器系統內活性污泥（MLSS）濃度可提升至8000~10,000mg/L，甚至更高；污泥齡(SRT)可延長至30天以上。污染后膜絲表面被污泥覆蓋較為嚴重，形成一層致密的污泥層，嚴重影響膜組件孔隙率，破壞膜組件性能。采用壓力為0.02 MPa水流水力沖洗可以去除膜表面大部分污染物，但對于膜絲夾縫中的污泥很難去除，而這些污泥又是影響膜組件過濾性能的關鍵，所以水力沖洗不能有效去除膜污染，只能作為膜清洗的預備階段。而經過水力沖洗的膜組件再經0.05%NaClO溶液浸泡12 h后膜表面污泥幾乎去除完全，膜絲夾縫中雖然殘留一些雜質，但是數量很少，幾乎不影響膜組件的使用性能，實驗階段I膜清洗前后運行時間僅相差1 d，也證實膜組件性能恢復良好。
3 結論
1)在膜通量為15 L?−1時，玻纖管DMBR進行全程硝化反硝化時可連續運行15 d，而進行短程硝化反硝化時連續運行時間長達30 d。因此，DMBR結合短程硝化反硝化技術更有利于緩解膜污染，延長運行周期。
2)玻纖管DMBR進行全程硝化反硝化處理生活污水時，CO
D、NH4+-N的去除率都大于85%，但TN去除率不足60%，平均出水TN濃度約為24 mg?L−1。進行短程硝化反硝化時，CO
D、NH4+-N的去除效果與全程硝化反硝化相差不大，但對TN的去除有明顯提高，穩定運行時TN去除率約75%，出水水質符合《城鎮污水處理廠感染物排放標準》一級A標準。
3)采用水力沖洗膜組件不能篩除玻纖管DMBR膜絲夾縫中的污泥，但經0.05%NaClO溶液浸泡12 h后污泥基本去除，膜組件基本恢復性能。中空纖維膜紡絲機通過膜技術進行水處理，應用于制藥、釀造、餐飲、化工、市政污水回傭、醫院、小區污水會用、造紙等生產生活污水處理。膜分離技術是一種廣泛應用于溶液或氣體物質分離、濃縮和提純的分離技術。膜壁微孔密布，原液在一定壓力下通過膜的一側，溶劑及小分子溶質透過膜壁為濾出液，而大分子溶質被膜截留，達到物質分離及濃縮的目的。膜分離過程為動態過濾過程，大分子溶質被膜壁阻隔，隨濃縮液流出，膜不易被堵塞，可連續長期使用。
