膜生物反應(yīng)器（mem branebio reactor，MBR）是由污水生物處理技術(shù)和膜分離技術(shù)結(jié)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(duì)于好氧MBR，表現(xiàn)出容積負(fù)荷相對(duì)高的延時(shí)曝氣的運(yùn)行特征，這使得MBR中污泥混合液與傳統(tǒng)工藝中污泥混合液特性不同。
污泥特性的相關(guān)研究包括泥齡、污泥濃度、產(chǎn)泥率、污泥沉降性能、污泥形態(tài)、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(tǒng)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(jìn)而影響到MBR的穩(wěn)定運(yùn)行；同時(shí)對(duì)于好氧MBR，高濃度的活性污泥會(huì)導(dǎo)致廢水黏度增大，降低氧的轉(zhuǎn)移效率進(jìn)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(yùn)行，以減少污泥的處理負(fù)擔(dān)，但有研究表明[3-4]，不排泥條件下MBR的污泥活性會(huì)隨運(yùn)行時(shí)間的增加而降低，總細(xì)菌中活細(xì)菌的比例會(huì)下降，進(jìn)而影響到MBR的長期穩(wěn)定運(yùn)行。本試驗(yàn)在不排泥情況下對(duì)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(jìn)行了研究。

圖1 MBR試驗(yàn)裝置圖
1 試驗(yàn)裝置與方法
1.1 試驗(yàn)裝置
采用一體式恒壓膜生物反應(yīng)器，膜類型為中空纖維膜，膜材質(zhì)為聚乙烯，膜孔徑為0.18μm、膜面積為0.6m2。反應(yīng)器分為水解區(qū)（缺氧區(qū)）、主曝氣區(qū)和膜區(qū)三部分，相應(yīng)的容積分別為3、3和8L。膜區(qū)設(shè)有內(nèi)循環(huán)導(dǎo)流板，以增強(qiáng)水流對(duì)膜面的沖刷作用，上流區(qū)體積與下流區(qū)體積比為3/2。進(jìn)水由電磁閥和液位控制計(jì)控制，采用恒壓間歇出水，出停時(shí)間根據(jù)水力停留時(shí)間的要求通過時(shí)間繼電器控制，工作壓力為16.2kPa。為了維持反應(yīng)器各區(qū)中污泥的均勻分布以及反硝化的順利進(jìn)行，采用回流泵將膜區(qū)混合液不斷回流至水解區(qū)，回流比為300%。試驗(yàn)裝置具體見圖1。試驗(yàn)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(qū)、主曝氣區(qū)和膜區(qū)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(shí)間為72h，水解區(qū)溶解氧濃度（dissolved oxygen，DO）<0.5mg?L-1，主曝氣區(qū)和膜區(qū)DO>2.0mg?L-1，直接采用經(jīng)適當(dāng)稀釋并將pH值調(diào)為7.0左右的垃圾滲濾液進(jìn)行連續(xù)式馴化。
1.2 水質(zhì)狀況
以西安市江村溝垃圾衛(wèi)生填埋場產(chǎn)生的滲濾液為研究對(duì)象，在試驗(yàn)期間，先后取水3次，其水質(zhì)情況見表1。

2 結(jié)果與分析
2.1 MBR中污泥濃度的變化
反應(yīng)器中污泥濃度隨運(yùn)行時(shí)間的變化規(guī)律見圖2。結(jié)合COD容積負(fù)荷的變化可知，在反應(yīng)器運(yùn)行過程的前81d，污泥濃度隨進(jìn)水COD容積負(fù)荷的增大而增大；后81d，由于進(jìn)水COD容積負(fù)荷出現(xiàn)降低，污泥濃度也呈現(xiàn)出逐漸降低的趨勢。在前70d中，平均容積負(fù)荷為0.76kg?m-3?d-1，由于容積負(fù)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(fù)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(yīng)地污泥負(fù)荷大大增加，從而導(dǎo)致污泥濃度明顯增大；此后當(dāng)容積負(fù)荷保持在1.45kg?m-3?d-1左右時(shí)，污泥濃度穩(wěn)定在8.6g?L-1左右。由此可見，穩(wěn)定狀態(tài)的污泥濃度隨容積負(fù)荷的增大而升高。

圖2 污泥濃度隨時(shí)間的變化
在試驗(yàn)后期階段，容積負(fù)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(jié)合圖4、5，原因如下。
（1）試驗(yàn)后期垃圾滲濾液水質(zhì)發(fā)生變化，有機(jī)物濃度降低，BOC5/COD由0.6降至0.28，可生化性變差，污泥BOD負(fù)荷僅為0.019kg?kg-1?d-1（常規(guī)活性污泥法污泥負(fù)荷一般為0.20-0.4kg?kg-1?d-1），微生物處于內(nèi)源呼吸階段，基質(zhì)的嚴(yán)重缺乏使其發(fā)生自身溶解，從而造成污泥濃度下降。
（2）反應(yīng)器中微生物內(nèi)源呼吸代謝產(chǎn)物的積累和膜對(duì)進(jìn)水惰性物質(zhì)的截留影響了污泥的代謝活性。
同時(shí)圖2中混合液揮發(fā)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(guī)律相似。
2.2 MBR中活性污泥的沉降性能
由圖3可知，在運(yùn)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(shù)（sludge volume index，SVI）平均為64.6mL?g-1；在第48-54天中，由于進(jìn)水負(fù)荷的沖擊，反應(yīng)器出現(xiàn)異常導(dǎo)致污泥SVI由84.7mL?g-1提高到166mL?g-1，但隨著系統(tǒng)的逐漸適應(yīng)和恢復(fù)，SVI又有所下降；在運(yùn)行中期的60多天時(shí)間里，由于污泥負(fù)荷的提高，污泥濃度增大，導(dǎo)致污泥沉降性能變差，平均SV30為97.2%，相應(yīng)的SVI為114.1mL?g-1；在后期，由于污泥負(fù)荷降低使得微生物處于內(nèi)源呼吸期，但細(xì)菌自溶會(huì)產(chǎn)生大量溶解性微生物產(chǎn)物（soluble microbial products，SMP）和ECP[1]，而MBR的運(yùn)行特點(diǎn)使得SMP和ECP在反應(yīng)器中大量積累，污泥混合液粘度由運(yùn)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(yīng)地由42.10μm減小至27.62μm（圖6），污泥絮體極其細(xì)碎，沉降性能很差，SV30幾乎為100%，SVI也高達(dá)180mL?g-1。
在傳統(tǒng)活性污泥工藝中，污泥沉降性能變差將直接導(dǎo)致出水水質(zhì)下降，由于本試驗(yàn)中MBR是通過膜分離實(shí)現(xiàn)泥水分離，故系統(tǒng)運(yùn)行未受污泥沉降性能的影響。

圖3 試驗(yàn)運(yùn)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(shù)外，還包括膜分離對(duì)無機(jī)物質(zhì)的截留以及大分子難降解有機(jī)物和溶解性微生物產(chǎn)物在反應(yīng)器中的積累等。污泥活性的描述也是多方面的，本試驗(yàn)采用MLVSS/MLSS、脫氫酶活性以及比耗氧速率對(duì)污泥活性進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)。
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(fā)性組分與總固體的比值（即MLVSS/MLSS）。圖4為試驗(yàn)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(xiàn)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(yàn)是在不排泥的條件下進(jìn)行，經(jīng)長期運(yùn)行后污泥處于營養(yǎng)缺乏狀態(tài)，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(jī)成分所占的比例，反應(yīng)器對(duì)進(jìn)水無機(jī)懸浮物的截留使得MLSS增加，相應(yīng)的MLVSS/MLSS則降低。
2.3.2 污泥脫氫酶活性 
系統(tǒng)中水解區(qū)和膜區(qū)污泥脫氫酶活性的變化見圖5。從總體趨勢上看，水解區(qū)和膜區(qū)污泥的脫氫酶活性均隨運(yùn)行時(shí)間延長而下降。這是由于難降解有機(jī)物在膜生物反應(yīng)器中的積累造成的，這些難降解物質(zhì)一方面來源于微生物內(nèi)源呼吸的代謝產(chǎn)物；另一方面來源于反應(yīng)器對(duì)進(jìn)水難降解有機(jī)物和無機(jī)懸浮物的截留，其對(duì)活性污泥的代謝活性具有抑制作用[8]，運(yùn)行時(shí)間越長，惰性物質(zhì)在反應(yīng)器中的積累越多，從而體現(xiàn)在污泥脫氫酶活性的降低。

此外，由圖5可知，膜區(qū)的脫氫酶活性低于水解區(qū)，且變化幅度比水解區(qū)小。這是由于污泥脫氫酶活性反映的是反應(yīng)器中活性微生物量及其對(duì)有機(jī)物的降解活性，由于進(jìn)水中的大部分有機(jī)物是在水解區(qū)和主曝氣區(qū)得到降解[9]，因此水解區(qū)以降解有機(jī)物的異養(yǎng)菌為主，而膜區(qū)主要進(jìn)行的是氨氮的硝化過程[9]，則以自養(yǎng)的硝化菌為主，從而導(dǎo)致膜區(qū)的脫氫酶活性低于水解區(qū)。同時(shí)，由于水解區(qū)位于膜區(qū)前，其受進(jìn)水沖擊負(fù)荷的影響大，如05-22到06-26，進(jìn)水有機(jī)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(jì)）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(jìn)水有機(jī)物濃度穩(wěn)定在2000-2500mg?L-1之間，但脫氫酶活性僅穩(wěn)定了半個(gè)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(píng)價(jià)污泥代謝活性的一個(gè)重要指標(biāo)，且由于在好氧處理過程中微生物對(duì)有機(jī)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(shù)表示污泥的活性。

圖6 污泥SOUR的變化
由圖6可知，水解區(qū)和膜區(qū)的SOUR均呈現(xiàn)先緩慢上升后下降的趨勢，結(jié)合圖2分析，這可能是由于前期即對(duì)應(yīng)于圖2的Lv2階段污泥濃度高，使氧氣進(jìn)入活性污泥絮體內(nèi)部傳質(zhì)阻力增大，故SOUR較低；對(duì)應(yīng)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(jī)物積累的影響，SOUR又呈現(xiàn)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(guān)。結(jié)合圖5、6，發(fā)現(xiàn)從07-10（試驗(yàn)運(yùn)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(yīng)器中難降解物質(zhì)積累所造成的抑制從第130天開始逐漸表現(xiàn)出來。
此外，由圖6可知，膜區(qū)SOUR低于水解區(qū)，這是由于SOUR反映了基質(zhì)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(tài)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(dāng)有分子氧輸入時(shí)污泥就表現(xiàn)出極高的氧吸收速率。因此隨著缺氧過程的進(jìn)行，污泥的氧吸收潛能逐漸增加，從而導(dǎo)致水解區(qū)的SOUR高于膜區(qū)。
2.4 污泥ECP的積累
ECP是在一定環(huán)境條件下由微生物，主要是細(xì)菌分泌于細(xì)胞體外的一些高分子聚合物（相對(duì)分子質(zhì)量>10000）組成[11]，其主要有機(jī)成分是糖類和蛋白質(zhì)，二者的質(zhì)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(jī)成分。ECP可以從細(xì)胞表面脫離以膠體或溶解狀態(tài)存在于液相主體中，部分研究者認(rèn)為混合液中ECP的積累會(huì)造成污泥沉降性能變差[13-14]。
本試驗(yàn)測定了接種污泥混合液和第196天膜區(qū)污泥混合液的ECP、蛋白質(zhì)和多糖含量（以每克MLVSS計(jì)），具體見表3。由表3可見，（1）蛋白質(zhì)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(qū)污泥混合液中所占比例分別為67.8%和72.9%；（2）第196天膜區(qū)污泥的ECP及其中的蛋白質(zhì)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(zhì)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(zhì)和多糖在ECP中所占比例也有所變化，蛋白質(zhì)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(shù)據(jù)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(diǎn)：（1）試驗(yàn)后期垃圾滲濾液水質(zhì)發(fā)生了很大變化，有機(jī)物濃度由試驗(yàn)初期的14000mg?L-1左右降至3000mg?L-1左右，相應(yīng)的BOD5/COD由0.6降至0.28，污泥負(fù)荷大大降低，微生物處于內(nèi)源階段進(jìn)而造成ECP的產(chǎn)生量增加；（2）試驗(yàn)后期污泥絕對(duì)數(shù)量上的減少造成ECP在污泥混合液中相對(duì)比例的提高；（3）由于MBR的運(yùn)行特點(diǎn)使得微生物所分泌的ECP被膜截留在反應(yīng)器中而不能隨出水流失，從而加劇了其在反應(yīng)器中的積累。
表3 試驗(yàn)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(yīng)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(hào)：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(tǒng)運(yùn)行后污泥顆粒粒徑呈下降趨勢，由運(yùn)行第50天的42.1μm降至27.62μm，離心上清液也呈現(xiàn)出相同的趨勢。這與其他人對(duì)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(yīng)器中泥齡太長；另一方面，為了增強(qiáng)膜面沖刷作用以防止膜污染，反應(yīng)器中設(shè)置了內(nèi)循環(huán)導(dǎo)流板（圖1），而污泥絮凝體是由微生物、無機(jī)顆粒、ECP和多價(jià)態(tài)陽離子之間相互作用形成的聚合網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，膜面錯(cuò)流產(chǎn)生的機(jī)械磨損力和對(duì)污泥聚合網(wǎng)狀絮凝體的撕裂作用會(huì)破壞污泥絮凝體結(jié)構(gòu)，釋放出ECP，從而造成污泥顆粒粒徑的減小。
2.6 膜區(qū)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(yīng)器中的停留和大量生長創(chuàng)造了條件，從而豐富了生物反應(yīng)器中的微生物相。試驗(yàn)中通過顯微鏡觀察了膜區(qū)生物相隨運(yùn)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(qū)別明顯，生物相中原生動(dòng)物主要以豆形蟲和腎形蟲為主；當(dāng)反應(yīng)器處于穩(wěn)定運(yùn)行階段時(shí)，污泥外觀呈黃褐色，絮體變得非常細(xì)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(dòng)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(xì)小，不易沉降，生物相中原生動(dòng)物主要以輪蟲為主，污泥有明顯的老化現(xiàn)象。

3 討論
（1）在MBR反應(yīng)器中，穩(wěn)定狀態(tài)的污泥濃度隨容積負(fù)荷的增大而升高；污泥沉降性能隨運(yùn)行時(shí)間的延長而變差，但以膜實(shí)現(xiàn)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(xiàng)指標(biāo)綜合評(píng)價(jià)MBR中污泥活性，均體現(xiàn)為污泥活性隨運(yùn)行時(shí)間的延長而降低，尤其后期污泥出現(xiàn)明顯被抑制現(xiàn)象，這與MBR中難降解物質(zhì)的積累直接相關(guān)。（3）MBR的運(yùn)行特點(diǎn)致使污泥顆粒粒徑隨運(yùn)行時(shí)間呈減小趨勢，即由接種時(shí)的46.39μm降至結(jié)束時(shí)的27.62μm。（4）污泥生物相在運(yùn)行過程中有著明顯的演變規(guī)律，即馴化期原生動(dòng)物以豆形蟲和腎形蟲為主，穩(wěn)定運(yùn)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(duì)污泥的沉降性能和活性均有較大影響，因此有待進(jìn)行更為深入的研究，這對(duì)維持MBR長期而穩(wěn)定的運(yùn)行效果具有重要意義。
參考文獻(xiàn)略