厌氧膜生物反应器的发展综述

1、厌氧膜生物反应器的发展综述摘要：本文介绍了厌氧膜生物反应器的工作机理和在我国污水处理中的应用，综述了不同运行参数对厌氧膜生物反应器中的污水处理效果、厌氧膜生物反应器在污水处理中的应用情况，讨论了影响厌氧膜生物反应器性能的主要参数、膜的污染预防与控制等，最后探讨和展望了厌氧膜生物反应器的应用前景，并指出了该领域今后的研究方向。关键词：厌氧膜生物反应器；运行参数；膜污染；污泥减量化；水处理应用曾智浩1120859002目录厌氧膜生物反应器的发展综述11 厌氧膜生物反应器及其应用31.1我国污水处理情况31.2厌氧膜生物反应器简介32运行参数对厌氧膜生物反应器运行效率的影响82.1 温度对厌氧膜生物

2、反应器的影响82.2 污泥龄和水力停留时间对膜的影响82.3 曝气和运行通量对膜的影响102.4 其他因素对厌氧膜生物反应器的影响123 关于膜表面浓差极化和污泥附着问题143.1 浓差极化和污泥泥饼的形成模型143.2 超声波控制膜污染164 厌氧膜生物反应器的应用214.1 对城市生活污水的处理214.2 对工业污水的处理214.3 对医院污水的处理224.4 对垃圾渗滤液的处理234.5 在脱氮除磷方面的应用235 结语26参考文献271 厌氧膜生物反应器及其应用1.1 我国污水处理情况我国是一个严重缺水的国家，我国人均水资源量仅为世界人均拥有量的1/4 ，其中华北地区人均水资源量小于4

3、00m3，已属于严重缺水地区。我国是世界上严重缺水的十二个国家之一。表1是对国内近年污水排放量的统计数据及2010年的预测数据。表 1 国内近年污水排放量统计废水量年度污水排放量城市污水亿立方米亿立方米20004152212001428.4227.72002439.5 232.32003460.0247.62004482.4261.32005524.5281.42006536.8296.62010640据统计，我国的江河湖泊和水库中，已经受污染的约占82.3%；全国设立有监测系统的1200条河流中，已有850条受到污染；七大水系中，一半以上受到不同程度的污染，达不到安全饮用水源的标准，已基本丧

4、失直接使用得功能；沿海水体发生赤潮和富营养化现象增多。因此，水环境的保护和治理已成为我国实现可持续社会发展的重要任务。1.2 厌氧膜生物反应器简介MBR最早用于酶制剂工业，Blatt等在1965年提出了用膜分离技术进行微生物浓缩，该技术现已形成工业化规模。美国的Smith于1969年创造性地把MBR技术引进到废水处理中来，他利用一个外部循环的板框式组件实现了膜过滤，并在生活污水处理中获得了极佳的处理效果。Budd的MBR于1969年被确定为美国专利，这可作为MBR用于水处理的标志。7080年代：日本开始大力研究，自1983年1987年，有13家公司使用MBR处理大楼废水；加拿大ZRNON公司商

5、业化产品ZenoGem于1982年投入使用；厌氧生物反应器与膜技术组合研究在80年代初受到重视。80年代末以后，研究更是方兴未艾。一体式MBR在1989年推出；运行条件优化，膜污染机理研究深入；处理废水对象的多样化：生活污水，粪便废水、有机工业废水等；推广应用更为广泛，英国、德国、荷兰、美国、日本，法国、南非和澳大利亚等国已得到很多应用。近年，欧盟MBR项目提出以下研发内容：加快以城市污水净化为目标的膜技术发展，降低基建与运行成本；城市污水深度处理的MBR技术，过程优化与膜污染控制；分散处理MBR及节能技术。1.2.1 厌氧膜生物反应器的工作原理污水处理中的MBR法是将膜分离技术中的超、微滤技

6、术和活性污泥法有机结合的污水处理高新技术，主要有膜组件、生物反应器、物料输送三部分组成，其运行原理是利用反应器内大量的微生物有效地降解污水中各种有机物，使水质得到净化，并通过膜分离装置代替传统工艺中的二沉池，提高固液分离的效率，从而得到优质的出水，基本解决了传统的活性污泥法存在的污泥膨胀、污泥浓度低等因素造成的出水水质达不到中水回用要求的问题。系统内微生物种群数量是决定厌氧工艺处理能力的主要因素之一。除了废水组成、操作条件外，反应器类型也影响产甲烷菌种群数量。在厌氧反应器中主要存在两类产甲烷菌：甲烷八叠球菌和甲烷丝状菌属。AnMBR中的微生物种群膜在厌氧反应器中的应用不但可以增加微生物的数量，

7、还可以改变优势种群。InceO等研究AnMBR中微生物种群的变化时发现，从城市污水的消化池中接种污泥，其最具优势的群落为甲烷球菌属，其次分别为甲烷八叠球菌、短杆菌、中杆菌、丝状菌以及长杆菌。而在AnMBR中发现优势种群出现了变化，相应的顺序为：中杆菌、短杆菌、甲烷八叠球菌、长杆菌以及丝状菌。运行14周后，产甲烷菌和非产甲烷菌都相应增加了50%和20%，同时具有活性产甲烷菌急剧增加。自体荧光产甲烷菌与细菌总量的比值在6.7%到8.3%之间变化，具有生物活性的产甲烷菌增加了近20倍。AnMBR中微生物浓度 由于膜的截留作用，可以维持反应器中高浓度的微生物量，从而提高反应器的容积负荷。在AnMBR运

8、行的前期，由于微生物的积累，污泥增长速率很快，MLVSS的质量浓度可达到数十g/L。同时膜对微生物浓度分布也有影响，ChooKH等发现，在0.5m/s的流速、0.1MPa的压力下，经过20d的运行，反应器内MLVSS的质量浓度从2410mg/L降低到920mg/L，而膜表面附着的微生物的质量浓度增加到20700mg/L，系统中约有16%的微生物转移到了膜表面。随着研究和开发的深入，MBR技术己经显示出良好的发展前景，在污水处理领域正在受到广泛的重视，并孕育着极大的发展潜力，其应用范围和规模将不断扩大和增加。目前MBR在国外己进入广泛应用，在国内的应用也得到了一定的发展。1.2.2 厌氧膜生物反

9、应器的种类及其优缺点AnMBR 常用的厌氧系统主要有：升流式厌氧污泥床反应器(UASB) 、厌氧颗粒膨胀污泥床( EGSB) 、厌氧流动床( FB) 、厌氧生物滤池(AF) 、折流式厌氧反应器(ABR) 等。AnMBR 的膜组件主要是超滤和微滤膜， 在膜组件的配置上主要有两种形式， 即外置式和内置式， 如图1 所示。外置式是将膜组件和生物反应器分开放置( 图1a) 。在这一配置中， 因为反应器中缺少空气鼓泡， 需要通过水泵进行液体循环以形成膜表面的切向流来改善膜污染状况。目前的研究表明膜每透过1m3水量， 往往需要2580 m3的料液( 污泥混合液) 循环量，因而需要较高的能耗。但由于这一配置

10、能有效改善膜污染， 是目前AnMBR 中最普遍的配置。内置式是将膜组件浸入到液体水槽中。这一配置需要曝气来防止膜表面污泥沉积层的形成， 但反应器需要保持厌氧的环境， 因而往往将厌氧消化产生的沼气用于对膜表面进行冲刷。根据是否将膜组件直接放入反应器内分， 内置式又可分为两种形式， 分别如图1b、1c 所示。(a)(b)图1-1 MBR示意图： (a)分置式MBR； (b)一体式MBR1-填料；2-膜组件；3-生物反应器；4-抽吸泵图1-2 复合式MBRAnMBR 技术在保留厌氧生物处理技术投资省、能耗低、可回收利用沼气能源、负荷高、产泥少、耐冲击负荷等诸多优点的基础上， 由于引入膜组件， 还带来

11、了一系列优点。如膜组件的高效分离截留作用使生物量不会从反应器中流失， 实现了SRT 和HRT的有效分离， 因而AnMBR 可以有更高的有机负荷和容积负荷。如Ross 等发现， 当引入膜组件后， 厌氧反应器的有机负荷率(OLR) 从4 kgCOD/(m3·d)提高到12 kgCOD/(m3·d) ， 而处理效果不受影响。同时， 膜的截留作用使得浊度、细菌和病毒等物质得到大幅度去除， 提高了出水水质。除此之外， 膜分离作用还体现在对厌氧反应器的构造和处理效果有特殊的强化作用。如将UASB 与膜组合为例， 将不再需要设计严格的三相分离器来实现气固液的分离； 而对于两相厌氧MBR，

12、 膜分离作用可以使产酸反应器中的产酸细菌浓度增加， 提高水解发酵的能力， 同时膜将大分子有机物截留在产酸反应器中使之水解发酵， 因此可以使系统保持较高的酸化率。AnMBR 在保留厌氧生物处理工艺优点的基础上， 还可显著改善反应器固液分离效果， 考虑到厌氧微生物的低增值速率， 这种工艺特别适用于处理拮抗化合物， 如生物难降解的有机污水。它的应用前景在于， 对于某些污水采用UASB 系统出现颗粒污泥成粒非常困难时或SS 非常高的有机废水， 特别是高浓度有机废水， 采用AnMBR 具有非常好的应用前景。但要大范围的推广应用AnMBR 技术， 特别是在我国应用这项技术， 仍存在许多难题有待研究。主要有

13、： ( 1) 膜污染问题。膜污染问题很大程度上决定了AnMBR 系统的经济性和实用性。AnMBR 中污泥特性与好氧情况有较大改变， 膜污染情况往往更复杂。膜污染的影响因素很多， 污泥组成、操作条件、膜组件的材料和构造都对膜污染有重要影响， 因而研究它们之间的关系对于膜污染控制有重要意义， 目前这方面的研究还不多。( 2) 能耗的问题。由于目前的AnMBR 大多数使用的是外置式的， 之所以采用外置式是因为反应器中缺少有效的水力条件( 水力紊动) ， 所以需要通过水泵来进行液体循环以改善污染状况。这就造成了耗能相对较高。( 3) 经验参数缺乏。由于AnMBR 的研究不多， 尤其是在国内， 所以对各

14、种不同行业的废水处理的经验参数缺乏， 例如停留时间、有机负荷等等， 这就要求大量的实验支持。2 运行参数对厌氧膜生物反应器运行效率的影响2.1 温度对厌氧膜生物反应器的影响运行温度是影响微生物活性及生物处理效果的重要条件之一， 其过高或过低均会影响系统内部污泥的特性， 进而影响膜污染的发展。Sven Lyko通过对MBR 污水厂长达2 a 的在线观测结果得出较低的温度会加速膜污染，并推测其成因主要是温度降低会导致液态黏度升高，另外温度较低时期污水中有机物浓度也较其他时期偏高。因此建议在展开MBR 试验及相关设计时， 应考虑冬季低温季节， 尽量引进热源， 用以保持较高的膜通量和保证污泥混合液中微

15、生物的活性，尽量降低低温条件对膜污染带来的不利影响。温度的变化会加剧膜污染的速率， 但是当微生物适应低温环境时， 膜污染速率会逐渐减缓， 同时由于膜对污染物的截留可以有效补偿低温时微生物降解作用的不足， 低温时MBR的出水水质并没有受到明显的影响。低温会导致污泥中SMP和EPS 释放的增加， 导致其含量增高， 但并没有进一步导致膜污染的加剧。相反地， 低温时污泥粒径较高温时小， 有效减少了污泥颗粒在膜表面的沉积， 因而膜污染速率反而有所降低。2.2 污泥龄和水力停留时间对膜的影响水力停留时间（Hydraulic Retention Time）简写作HRT，是指待处理污水在反应器内的平均停留时间

16、，也就是污水与生物反应器内微生物作用的平均反应时间。因此，如果反应器的有效容积为V（立方米），则：HRT = V / Q (h)即水力停留时间等于反应器高度与水流速度之比。 在传统的活性污泥法中，水力停留时间很大程度上决定了污水的处理程度，因为它决定了污泥的停留时间；而在MBR法即膜生物反应器中，由于膜的分离作用，使的微生物被完全阻隔在了反应池内，实现了水力停留时间和污泥龄的完全分离。污泥龄是指在反应系统内，微生物从其生成到排出系统的平均停留时间，也就是反应系统内的微生物全部更新一次所需的时间。从工程上说，在稳定条件下，就是曝气池中工作着的活性污泥总量与每日排放的剩余污泥数量的比c。 通过控制

17、污泥龄选择活性污泥系统中微生物的种类。 如果某种微生物的世代期比活性污泥系统长，则该类微生物在繁殖出下一代微生物之前，就被以剩余活性污泥的方式排走，该类微生物就不能在系统内繁殖后代。反之如果某种微生物的世代期比活性污泥系统的泥龄短，则该种微生物在被以剩余活性污泥的形式排走之前，可繁殖出下一代， SRT直接决定着活性污泥系统中微生物的年龄大小，一般年轻的活性污泥，分解代谢有机污染物的能力强，但凝聚沉降性差，年长的活性污泥分解代谢能力差，但凝聚性较好。 一般处理效率要求高，出水水质要求高SRT应控制大一些，温度较高时，SRT可小一些。分解有机污染物的决大多数微生物的世代期都小于3天（将NH3-N硝

18、化成NO3-N的硝化杆菌的世代期为5天）。从生物动力学的角度出发， 人们总是希望污泥龄能够足够长以满足那些世代时间较长菌种的要求同时减少剩余污泥产量， 提高污泥浓度， 从而缩小反应器的设计容积。而且膜的完全分离也使得反应器在较长的污泥龄下的运行成为可能。膜生物反应器在较低的污泥龄条件下运行时，不仅会增加排泥量， 而且会降低膜组件的过滤性，主要原因是随着污泥龄降低， 污染物的浓度尤其是可溶性有机产物（SMP）会增加， 进而导致膜污染速率增加。研究发现当污泥龄较短时，SMP 在反应器内显著积累。他们还发现在不同的污泥龄条件下， 即使反应器内SMP 浓度有很大不同， 构成SMP 的分子颗粒的粒径分布

19、却极为相似。而在常规活性污泥工艺中构成SMP 的分子颗粒的粒径分布在很大程度上受到污泥龄的影响。Zubair Ahmed 等利用4 组相同的缺氧厌氧膜生物反应器考察了在不同污泥龄条件下（分别为20、40、60、100 d）膜污染以及微生物结构随污泥龄的变化情况， 结果表明， 当污泥龄为20 d 时膜污染速率要比污泥龄为60 d 时高出很多； 膜丝表面泥饼层阻力以及化合态胞外聚合物（EPS）浓度也是随着污泥龄的延长而降低的。试验同时表明膜污染随污泥龄降低而加重的另一个原因是在较低污泥龄工况下的细小颗粒（1 m）数目比高污泥龄时要多。即验证了胶体颗粒对膜污染的影响不容忽视，尤其是污泥龄维持较低值的

20、情况时。当然， 过长的污泥龄尽管可以减少剩余污泥产量却也同时会导致污泥浓度上升和引发传质效率的降低， 而且过长的污泥龄可能使微生物处于内源呼吸状态， 难免会降低微生物活性甚至造成一定数量微生物的死亡， 产生更多的细胞碎片和溶解性代谢产物， 从而加重膜污染。G. Laera 等对在不同污泥龄下的污泥性状进行了长达4 a 的研究， 得出表观黏度a与污泥浓度之间的关系：a 28.939 （MLSS）（dv/dy）-1 +（0.233 (MLSS） + 1）式中： a：污泥表观黏度， N/m2；dv/dy：污泥剪切速率， s-1。同时指出对于已知确定的污泥龄， MLSS 在很大程度上影响了污泥的表观黏

21、度a， 并得出了使污泥黏度最小的污泥龄为40 d， 也因此对MBR 反应器的运行提供了积极的参考意义。膜生物反应器实现了污泥龄和水力停留时间的完全分离。尽管过短的水力停留时间会减少占地费用， 但往往更容易导致溶解性有机物的积累， 以致吸附在膜表面产生膜污染。Visvanathan C. 等研究发现较长的水力停留时间条件下膜污染得以缓解。张绍园等针对分置式膜生物反应器的试验研究结果也证实了采用过短的水力停留时间将导致系统内的溶解性有机物积累， 引起膜通量的下降， 并同时从影响水力停留时间的各项因素出发推导出水力停留时间的计算公式如下：HRT 1.1 ×（1/ - 1）（KS + L）/

22、KS0式中： ：出水与进水有机物浓度比；KS：饱和常数， mg/L；L：出水有机物的质量浓度， mg/L；K：底物最大比降解速度常数，h1；S0：回流污泥的质量浓度（以MLVSS计），mg/L。从公式可以看出， 对外置式膜生物反应器而言， 影响其水力停留时间的主要因素为进、出水水质和生物反应器内污泥浓度。如果单纯从控制膜污染角度出发， 则可以通过降低污泥回流量的方法来适当延长水力停留时间。2.3 曝气和运行通量对膜的影响膜生物反应器中由曝气产生的气、水二相流对于提高膜通量以及抑制膜污染具有不可忽视的作用。对于膜生物反应器而言， 可以分别从曝气量的大小（曝气强度）以及曝气方式两方面来讨论对膜污染

23、的影响。Uede T. 等在采用一体式膜生物反应器研究曝气强度对膜丝表面污泥层的去除和抽吸压力的影响时得出： 增大曝气强度可减小抽吸压力， 气、水二相流对膜丝表面污泥层的控制取决于曝气强度的大小及曝气引起膜丝的摇摆强度。Chang S. 等采用外压外置式膜生物反应器研究气、水二相流对膜过滤性的影响， 结果表明曝气能很好的控制颗粒在膜表面的沉积和提高膜通量， 同时验证了曝气只对控制可逆污染起作用， 对不可逆污染效果并不明显。对于特定的MBR 来说， 一定范围内增大曝气强度可以改善膜表面污泥层的积累， 但是当曝气量超过某一临界值时， 继续增大曝气强度的作用就不明显了， 因此有人提出了“经济曝气强度

24、”这一概念， 而且也有试验验证了“经济曝气强度”是与混合液的污泥浓度等因素有关的。Fangang Meng 等设计了MBR 在不同曝气量（150、400 和800 L/h）下的对比试验， 试图从曝气强度对污泥性质以及对膜污染发展过程的影响两个方面解释膜污染。他们发现尽管曝气对于抑制膜污染具有很明显的作用， 即曝气量较高时可以产生较大的膜面剪切力， 但是因此导致的污泥颗粒粒径的变化却也加重了膜污染； 此外在高曝气量时， 污泥颗粒的均质性遭到破坏， 胶体物质以及可溶性有机物的含量也有升高， 也是引起膜污染的重要因素。对膜生物反应器而言， 常见的曝气方式主要分两种： 一种为气提模式（Airlift

25、mode）， 即在整个恒压过滤过程中都曝气； 另一种为气喷模式（Airjetmode）， 即在膜过滤过程中间歇曝气。李盈利等采用两个结构相同的一体式膜生物反应器处理生活污水， 考察不同曝气方式对运行效果的影响。结果表明： 采用连续高强度曝气方式运行的MBR与采用间歇高强度曝气方式运行的MBR 在对COD、氨氮和TN 的去除效果方面相差不大； 但间歇高强度的曝气方式减少了混合液中胞外聚合物（EPS）的释放和溶解性微生物产物（SMP）的溶出， 有效缓解了膜污染， 其单位产水能耗约为前者的60。上世纪90 年代中期Field、Howell 等针对泥饼层污染提出临界通量（critical flux）的

26、概念， 现已被广泛地应用到膜污染的研究中。广义临界通量是指膜阻力不随时间明显升高的最大膜通量。膜组件在次临界通量（subcritical flux）下运行时， 能够避免过滤料液中颗粒沉淀所造成的快速污染， 是维持其长期稳定运行的关键因素， 即膜组件在次临界通量条件下运行时， 膜丝表面也会发生膜污染， 但膜污染速率维持在一个稳定且较低的水平下。魏春海等的试验验证了膜组件在次临界通量条件下运行时， 能够很好地避免因膜丝表面泥饼层的淤积所导致的快速膜污染的发生， 并实现了膜组件的长期稳定运行； 但是当膜组件在超临界通量条件下运行时， 发现膜污染累积现象严重， 而且体外化学清洗也没能有效恢复膜组件的过

27、滤性能， 进一步证实了临界通量概念的引入对于膜组件长期稳定运行所具有的指导性意义。膜组件的临界通量只为膜长期出水通量的选定提供了一定的参考， 但是， 膜的出水方式（恒压运行和恒通量运行）的选定， 对于实现膜组件长期运行并有效抑制膜污染也起到了很重要的作用。已经有研究证实， 膜组件采用恒通量出水的操作方式运行时， 可较为有效的控制膜污染速率的较快增长，实现膜通量长期保持较高水平， 借以延长膜的清洗周期， 降低运行费用。2.4 其他因素对厌氧膜生物反应器的影响抑阻剂：抑阻剂的投加主要在于改善污泥混合液的性质，进而达到减缓膜污染速率的目的。向MBR中投加的抑阻剂通过吸附、絮凝等物理化学作用，实现料液

28、中EPS 或者SMP浓度的降低，进而影响膜污染。用于缓解膜污染的常见的抑阻剂主要是粉末活性炭（PAC）以及聚合铝盐、铁盐等。李耀中等发现膜生物反应器中粉末活性炭的投加可以有效控制膜通量的下降。并且认为其原因是粉末活性炭的投加减少了液相主体中微细胶体和EPS 等的含量，并同时提高了污泥絮粒的抗压缩性， 因而能在膜表面形成一层动态而疏松的、具有较高孔隙率的滤饼层， 使滤饼层阻力及膜过滤总阻力明显降低。Nicolas Lesage等则通过一组对比试验，分别观察了普通MBR 和投加粉末活性炭的MBR 反应器， 试验结果表明PAC 的投加对于COD的去除率没有明显的提高， 但是对减少剩余污泥产量、抑制膜

29、污染速率等方面却有很好的效果。In S.Kim 等展开了向料液中投加钙盐并观察其对膜污染的影响的试验。两组反应器采用相同的自配水， 当料液中的单价阳离子（Na+、K+等）浓度与所投加的二价阳离子（Ca2+、Mg2+ ）浓度之比分别控制在33 和1.8， 即以Ca2+ 计分别是0.026 和2.86mg/L 时，他们发现在较低药剂投加量（0.026 mg/L）运行时的膜污染速率是最佳药剂投加量（2.86mg/L）的11 倍，在最佳药剂投加量条件下运行时，反应器内丝状菌的数量得以减少，而且离子架桥作用使得絮凝程度得到提升，从而减小了膜丝表面泥饼层阻力；他们还发现了膜孔堵塞阻力的减小是由于药剂的投加

30、限制了SMP 的释放，而且降低了SMP 的疏水性，进而优化了运行条件。外加电场JunPing Chen 等开发了一种在膜两边外加电场的新型反应器， 用以研究外加电场对膜通量的影响。当MBR运行压力为0.1MPa时， 随着外加电场E 从15 V/cm 增加到20 V/cm， 膜通量呈现先增加后稳定的趋势。并且，随着外加电场电势增加，污泥颗粒的电泳效果明显使得膜表面沉积层变薄， 因此降低了膜阻力，提高膜通量。但是外加电场能否有效控制膜污染还需进一步研究。3 关于膜表面浓差极化和污泥附着问题3.1 浓差极化和污泥泥饼的形成模型浓差极化：膜分离过程中的一种现象，会降低透水率，是一个可逆过程。是指在超滤

31、过程中，由于水透过膜而使膜表面的溶质浓度增加，在浓度梯度作用下，溶质与水以相反方向向本体溶液扩散，在达到平衡状态时，膜表面形成一溶质浓度分布边界层，它对水的透过起着阻碍作用。MBR膜污染的表征：膜污染一般通过膜污染过程中的污染阻力来表征。膜通量和操作压力之问的关系可用Darcy方程表示：J=P/*Rt=P/*(Rm+Rp+Rc+Ri)式中：J： 膜通量，L/(m2·h)；P：过膜压差(TMP)，Pa；：渗滤液动力学黏度，Pa·s；Rt：过滤的总阻力，m-1；Rm：清洁膜(或固有)阻力，m-1；Rp：浓差极化阻力，m-1。；Rc：泥饼层阻力，m-1；Ri： 内部污染阻力，即小

32、于膜孔的物质在膜孔内的堵塞与吸附，m-1。膜污染阻力Rf(Rc+Rp+Ri)占总阻力的96.45。外部阻力即浓差极化阻力和泥饼阻力之和是膜污染的主要成分，占到总阻力的85.2 膜本身阻力(即清洁膜阻力)和内部污染阻力与浓差极化阻力和泥饼层阻力相比所占比例较小。分别占总阻力的3.55和l 1.24。这与王志伟等报道好氧或厌氧浸没式MBR的结果相类似。说明浸没式MBR的膜阻力主要是由外部阻力引起的 另一方面，厌氧膜生物反应器内比好氧MBR内的污泥颗粒细小，形成的外部泥饼比较密实，使泥饼阻力占了较大比例，同时使小分子物质通过泥饼层进入膜内部较为困难，使内部阻力所占比例较小。本研究与王志伟等H 研究的

33、结果相比，外部阻力占到总阻力的要小。说明本研究采用的试验系统，泥饼层薄，膜污染很轻，证实了SAnRMBR系统的良好的水力学条件，能有效地减小浓差极化和避免污泥颗粒在膜表面的沉积，有效控制膜污染。整个试验运行期间，在次临界通量下运行，于不同的旋转速度下.运行时间对膜过滤总阻力的影响如图3所示。由图3可见.在启动阶段，当膜旋转速度为100dmin(即膜面剪切流速0.88m/ s)时，在COD容积负荷为1.32.8 kg/(m3·d)的条件下。膜过滤总阻力由2.6x1011m 上升到7.1xl011m，对试验数据进行线性拟合，膜污染速率dRt/dt为2.92x105m/s，污染较为缓慢。在

34、21d的试验过程中.厌氧系统运行稳定。随后提高COD容积负荷达2.83.2 kg/(m。·d)时.系统TMP开始升高。膜过滤总阻力增大。为了减轻膜污染，提高膜旋转速度达150 r/min(即膜面剪切流速1.3 rn/s)，在第2143天，膜过滤总阻力上升到2.0x1012m-1，膜污染速率为6.31xl0 m/s，膜污染速度加快。原因是由于COD容积负荷提高的幅度大，反应器内的污泥浓度、黏度等的增加幅度也大。此结果与S.ElmMeh等研究结果接近。在第4366天。COD容积负荷为3.23.8 kg/(m3·d)，膜旋转速度调整为200 dmin(即膜面剪切流速2.2 m/s

35、，膜过滤总阻力上升到2.73x1012m-1.膜污染速率为3.47xl05m/s，膜污染速率比膜旋转速度为100 dmin的要大.比膜旋转速度为150 r/min的要小。原因是在正常运行阶段，COD容积负荷提高的幅度小，反应器内的污泥浓度、黏度等的增加幅度也小。在第67145天，膜旋转速度为250 d/min(即膜面剪切流速2.6m/s)，膜污染速率为9.03xl04m/s。此时膜污染速率降至最低。系统趋于稳定运行。这是因为。在第6791天，随着COD容积负荷提高到3.74.4 kg，(m3·d)，膜过滤总阻力上升为3.1xl0 m-1。在第91145天.COD容积负荷不再提高，维持

36、COD 4.14.5 kg/(m3.d)，膜旋转速度250 r/min不变，膜过滤总阻力变化不大.系统处于稳定运行中。本系统的膜污染速率比隋鹏哲等报道的分置式厌氧MBR的结果小12个数量级。从另一方面分析，对于浸没式厌氧MBR相比于分置式厌氧MBR，膜污染更加严重。因此，总体说来，本研究采用的试验系统，膜污染很轻，在膜旋转速度为250 r/min(即膜面剪切流速2.6 m/s)，膜过滤阻力为2.73x1012m-l3.4x1012m-1时，实现了系统稳定运行。对整个试验过程的膜污染速率分析结果。进一步证实了本新型SAnRMBR系统，通过内置的双轴旋转膜组件的可控旋转以及组件间的交错旋转，由此产

37、生的气、液、固三相旋转流，能大大降低膜污染速率。实现了浸没式厌氧MBR系统的稳定运行。膜污染阻力模型在稳定运行阶段，根据本试验系统的稳定运行的水力学条件和阻力分析结果，整个过滤过程以滤饼层控制为主，膜污染阻力模型符合滤饼层控制模型见式(2)：1/J2=1/J02 +kt又根据式(1)可得式(3)：Rt2=(P/J)2将式(3)代入式(2)并变形后可得式(4)R(t)=(R02+kxPt/)0.5根据式(1)，由I/fl-t作图，并对图形进行线性拟合得式(5)：J-2=1.16x109+2.83x106t式(5)相关系数为0.939 8，由式(5)可知k=2.83x1011，把k值、试验实测的过

38、滤液的黏度(1.Oxl0-3 Pa·s)、AP(25 kPa)代入式(4)，可得阻力模型式(6)：R(t)=2.73x1012(1+2.38x10-4t)0.5式中：R(t)：t时刻的过滤阻力，m-1；T：运行时间，d。本结果与王志伟等的结果相比，过滤阻力随时间的增大要缓慢得多。说明泥饼阻力随时间增加很小.本SAnRMBR系统能有效控制和避免污泥颗粒在膜表面的沉积。3.2 超声波控制膜污染厌氧膜生物反应器的形式多采用分置式反应器，其膜污染控制手段的研究主要集中于通过提高错流速度来改善膜表面的水动力条件，但动力消耗很高；在组件内部添加障碍物 提高湍流效果；引入临界通量概念优化运行条件；

39、对膜材料进行优选 ，调理混合液等方面的研究也有报道。但迄今为止这些研究均未取得突破性进展。因此，开拓新的膜污染控制方法对于推动厌氧MBR的广泛应用是十分必要的。有研究表明，超声技术应用于大分子的膜错流过滤过程，可以有效提高渗透通量，控制膜污染的发展；对于膜清洗过程，超声可以有效提高清洗效果。厌氧膜.生物反应器中污泥混合液的过滤过程与大分子物质的过滤过程类似。从理论上分析，超声有可能成为控制厌氧MBR膜污染的一种全新的有效手段。膜表面错流速度的优化。试验结果如图2所示。在本研究中，当膜表面错流速度1.0 m/s时，膜过滤总阻力基本稳定在5×1011m 左右，7 d的试验过程中，厌氧MB

40、R系统可以在没有超声作用下实现稳定连续运行。Elmaleb等。在两相厌氧系统单独产甲烷相的膜分离效果研究中，错流速度为1.5 m/s时，污染阻力为2×10m-1，其结果和本研究结果接近。对错流速度小于1.0 m/s的2种工况的试验数据进行线性拟合，可以得到错流速度为0.75 m/s时，膜污染速率(d(R)/dt)为8.33×10。m-1·s-1，相应的错流速度为0.5 m/s时，膜污染速率为3.0×10 m-1·s-1。如前所述，对于厌氧膜一生物反应器，一般通过提高膜表面的错流速度来控制膜污染的发展。对于分置式厌氧MBR的膜表面错流速度通常为1

41、3m/s。1990年，在南非的某工程中采用厌氧消化超滤工艺(ADUF)处理玉米加工厂废水，该工程中ADUF工艺的膜面错流速度采用了1.6 m/s。本研究采用的试验系统，在该错流速度下单纯采用水力方法控制膜污染，也实现了系统稳定运行。超声功率对膜污染控制效果的影响本研究针对较低功率范围，考察了不同电功率下超声对膜污染的控制效果。试验结果如图3所示。当超声电功率为30w时，和没有超声作用的运行结果相对比，超声对膜污染的控制效果不明显。这主要是由于输入功率过低，在液体介质中尚未产生空化效应，而其他物理效应也比较弱。当超声电功率达到45w时，对膜污染表现出明显的控制效果。尽管采用的是短期运行，快速污染

42、的方式，但仍能看到，和没有超声作用相比较，达到相同的膜过滤阻力时，超声可以使得系统总运行时间延长6倍。当超声电功率达到60 w 时，尽管过滤总阻力的变化趋势在前期和45 W 的差别不大，但运行17 h之后，45 W下的过滤阻力出现快速增加。对于60 W以上的3种工况，可以看出对膜污染的控制效果随着功率的提高而加强。对5种工况下的运行结果，通过数据拟合计算了膜污染增长速率。膜污染增长速率随功率变化情况如图4a所示。从图4a中可以看出，随功率的提高，膜污染增长速率不断下降，当超声功率超过45w后，膜污染发展速率随电功率升高而降低的趋势变小。从超声所产生的效应分析，主要是随着超声能量密度大的增加，各

43、种物理和化学效应都不断增强，但这种增强的程度并不是随着功率的增加线性增加的。对过滤总阻力R达到4×10 m11的运行时间进行了比较。运行时间随功率变化情况如图4b所示。当电功率从30 w提高到45 w 时，运行时间延长了近4倍；而当电功率从60 w提高到75 w 以及继续提高到90 w 时，相应的运行时间分别提高了330 min(5.5 h)和480 min(8 h)。根据图3和图4，超声电功率为45w的工况与30 w和没有超声的2个工况相比。污染控制效果有明显提高；比较45w和60w的2种工况，其污染控制效果相差不大；对于60 w 以上(包括60 W)的3个工况，其污染控制效果和4

44、5 w 以下的工况比较也有明显提高。在实验过程中，对于低于45 w 的2个工况，没有观察到声空化效应，其对膜污染的控制主要是依靠对膜丝的振动；而对于60 w 以上(包括60 w)的3个工况，观察到开始有少量剧烈振动的气泡出现，可以认为此时出现了声空化且其参与了对膜污染的控制。通过以上分析，为获得更好的污染控制效果，对于本研究所用超声设备，其电功率应选择在60 w 以上。超声在水中产生的一系列物理、化学效应，其强弱取决于超声的频率、超声声功率和液体介质的性质。对于一定频率的超声发生器和给定的液体介质，则仅仅取决于声功率。声功率越大，则相应的能量密度越大，在水中所产生的各种效应也越强。超声换能器所

45、能输出的声功率的大小取决于超声发生器的电功率和超声换能器自身的性能。在较低电功率范围内，超声电功率和声功率呈线性关系，可通过电功率来表征声功率。对于较高的电功率范围，声功率并不随着电功率的增大而线性提高，而是产生更多的热损耗，最终存在声功率的极限，声功率将不随电功率的提高而提高。对于本研究所采用的超声换能器，经测定，当电功率超过150 W 时，膜组件内部的声场能量密度即不再明显增加，即150 W 的电功率接近超声设备的声极限。因此，对于本研究所采用的试验系统，超声电功率应选择在60150 W之间。超声对膜污染的控制效果对比有超声作用和没有超声作用2种情况，厌氧MBR系统的膜污染发展，结果如图5

46、所示。在没有超声作用下，7 d的运行时间中，在过滤压力小范围波动情况下，渗透通量不断下降，表明膜过滤阻力不断增加。系统运行1周后，膜表面有较厚的黑色滤饼层形成。当超声引入后，系统运行的第1 d，膜过滤阻力R快速升高到3×1011m 左右，但接下来的几天一直在5×1011m 左右上下波动，膜污染得到很好控制。系统运行1周后，膜表面也形成有黑色的滤饼层，但滤饼层较薄且不连续。由此可以看出超声的引入，系统运行在0.75 m/s的错流速度下即可以实现错流速度为1.0 m/s以上的水力控制效果。利用超声控制膜污染的发展，是基于超声在水中的一系列物理、化学效应。对于膜错流过滤过程来说，

47、由于膜的透过流量而引起的浓差极化是膜污染发展的前提，膜污染发生之后，由于颗粒物的沉积，会在膜表面形成致密的凝胶层和滤饼层。把超声引入膜过滤系统，其产生的物理效应和化学效应，首先是超声声波可以在水中产生机械振动，引起膜丝的快速抖动，从而有利于污染物质从膜表面的脱离；其次超声可以在膜表面的固液边界层产生微湍流现象，这种微湍流可以起到很好的混合搅拌作用，控制浓差极化的发展，从而有效控制膜污染的发展；最后超声在水中所产生的最重要的效应是声空化效应，通过声空化效应产生声冲流可以有效冲击膜表面污染层；声空化过程中，空化核的脉动可以松动滤饼层，此外强烈空化作用产生的羟基自由基可以氧化去除致密的凝胶层。4 厌

48、氧膜生物反应器的应用4.1 对城市生活污水的处理城市和生活污水是MBR 在水处理中涉及较早的领域，研究和应用都比较广泛。汪力等采用一体式MBR 对生活污水处理进行的试验研究，取得了良好的处理效果，无论进水水质如何变化，均能得到优质而稳定的膜过滤出水，COD 50 mg·L-1 ，COD的去除率达到80%以上，且无色无味，无SS，并未检出大肠杆菌，完全符合国家建设部颁布的生活杂用水水质标准。刘锐等采用一体式膜生物反应器对生活污水进行了中试研究，处理后出水的COD 30 mg·L-1，氨氮 1. 0 mg·L-1 ，无色无味，未检出大肠杆菌，系统出水稳定优质。一体式好

49、氧中空纤维膜-生物反应器处理生活污水用于回用在技术和经济上都是可行的。汪力等采用一体式MBR 处理城市污水的实验表明污泥浓度对COD 去除效果影响较大为保证系统稳定运行，污泥质量浓度应不低于4000 mg·L-1。Muhammad H A1-Malack 等采用MBR对生活污水处理的研究结果也表明MBR 对COD 的去除效果与活性污泥浓度有关。Thamer A Mohammed 等在进水COD 分别为606、1440、2500 mg·L-1 的情况下研究了MBR对模拟城市污水的处理效果，COD、BOD 和氨氮的去除率分别为97.8%99.9%、98.9%99.9% 和91.

50、 0%99.9%。Fan 等采用浸没式MBR 处理盥洗废水并回用，COD、BOD5、氨氮、色度和浊度的平均去除率分别为90%，99%，95%，80% 和99.7%。经济分析表明： 用于处理盥洗废水回用的能耗约为0.320.64 kWh·m-3 ，平均操作花费约为0.11 美元/m3。因此MBR广泛应用于城市及生活污水处理的潜力巨大。4.2 对工业污水的处理工业废水具有有机物浓度高、化学成份复杂、有毒有害物质多、难生物降解等特点，传统处理方法难以有效去除。MBR 因其高效的生物降解和良好的净化效果使其在各种工业废水处理中得到关注和研究应用。制药废水处理贾宝琼等利用膜生物反应器处理某中药

51、加工厂生产废水，进水CODCr、BOD5分别为4120 mg·L-1、2060 mg·L-1，色度为1000 倍时，经处理后，出水CODCr、BOD5的质量浓度分别为100 mg·L-1、45 mg·L -1，色度小于60倍，去除率分别达97.6%、97.8%和94.4%，且出水稳定，低于广东省地方标准水污染物排放限值( DB 44 /262001) 中第二时段二级排放标准，有效克服了传统工艺管理困难、出水不稳定的缺点。印染废水处理印染废水有机物含量高、色度深，水质变化复杂，普通生物处理很难，在一定时间内彻底将污染物去除。膜生物反应器由于其泥龄长、污泥浓

52、度高，比传统活性污泥法更为有效。Sostar等使用超滤膜和反渗透膜联合处理一家印染厂的活性染料废水，首先采用超滤膜进行处理，出水再经反渗透膜处理，COD、色度、TOC、总磷的去除率分别为94%、99%、85%、97%。我国关于处理印染废水的应用研究也取得了一定的进展。邹海燕等利用生物铁SMBR 法处理模拟印染废水，对COD、染料、氨氮的去除率分别高达92.5%、82.3%、96.4%。在提高印染废水处理效果方面具有明显的优势。将MBR 与其他废水处理技术相结合是印染废水深度处理的一个研究方向。食品酿造废水处理啤酒废水属于中等浓度的有机废水，单纯的好氧生化处理投资高、占地面积大，已很少使用。王志

53、伟等采用一体式厌氧平板膜生物反应器处理啤酒厂废水，结果表明，当CODCr负荷为5. 28 kg /( m3·d) ，水力停留时间35 d 时，CODCr平均去除率为95%。焦化废水处理传统生化方法处理焦化废水存在流程长、成本高、效率低的缺点，多数时间不达标，给企业和环境带来了很大压力。李春杰等采用一体化膜序批式生物反应器处理焦化废水，进水COD 为4001000 mg·L-1，氨氮为60130 mg·L-1 ，出水时COD 和氨氮分别维持86. 4 mg·L-1和1 mg·L -1 ，出水水质稳定并达到了新的排放标准( 100 mg·

54、L-1 ) 。4.3 对医院污水的处理医院污水中含有一些特殊的污染物，如药物、消毒剂、诊断用剂、洗涤剂，以及大量病原性微生物、寄生虫卵及各种病毒与工业废水和生活污水相比，它具有水量小，污染力强的特点。如任其排放，必然会污染水源，传播疾病。张颖等采用MBR 处理医院污水，MBR 采用全封闭负压运行，出水水质良好，对其出水进行消毒，并对曝气尾气进行了处理。臧倩等采用以MBR为主体的工艺处理医院废水，处理能力1000 m3 /d，整套装置运行稳定，出水水质低于污水排放综合标准( GB8978-1996) 二级标准，部分水质指标低于一级排放标准。从可持续性发展的观点出发，MBR 处理医院污水是一种既可

55、提高消毒效果又可在源头上降低消毒后水体毒性的有效方法。4.4 对垃圾渗滤液的处理垃圾渗滤液中含有多种难降解有机成分，污染物浓度高、毒性强、成分复杂、水质水量波动大，采用传统废水工艺处理很难达到排放要求。Visvanathan 等采用MBR 工艺处理垃圾渗滤液，系统对COD 和氨氮的去除率分别79% 和75%。申欢等采用浸没式膜生物反应器处理垃圾渗滤液。结果表明，COD 的去除率为65% 84.2%，COD 的去除率随水力停留时间的延长而增加。4.5 在脱氮除磷方面的应用生物脱氮机理污水生物脱氮的基本原理就是在将有机氮转化为氨态氮的基础上，先利用好氧段经硝化作用，由硝化细菌和亚硝化细菌的协同作用

56、，将氨氮通过反硝化作用转化为亚硝态氮、硝态氮，即，将转化为和。在缺氧条件下通过反硝化作用将硝氮转化为氮气，即，将（经反亚硝化）和（经反硝化）还原为氮气，溢出水面释放到大气，参与自然界氮的循环。水中含氮物质大量减少，降低出水的潜在危险性，达到从废水中脱氮的目的1。硝化短程硝化：硝化全程硝化（亚硝化+硝化）：反硝化反硝化脱氮： 反硝化厌氧氨氧化脱氮：反硝化厌氧氨反硫化脱氮：废水中氮的去除还包括靠微生物的同化作用将氮转化为细胞原生质成分。主要过程如下：氨化作用是有机氮在氨化菌的作用下转化为氨氮。硝化作用是在硝化菌的作用下进一步转化为硝酸盐氮。其中亚硝酸菌和硝酸菌为好氧自养菌，以无机碳化合物为碳源，从或的氧化反应中获取能量。其中硝化的最佳温度在纯培养中为25-35 ，在土壤中为30-40 ，最佳pH 值偏碱性。反硝化作用是反硝化菌（大多数是异养型兼性厌氧菌，DO<0.5 mg/L）在缺氧的条件下，以硝酸盐氮为电子受体，以有机物为电子供体进行厌氧呼吸，将硝酸盐氮还原为或，同时降解有机物。生物除磷原理磷在自然界以2 种状态存在：可溶态或颗粒态。所谓的除磷就是把水中溶解性磷转化为颗粒性磷，达到磷水分离。废水在生物处理中，在厌氧条件下，聚磷菌的生长受到抑制，为了自身的生长便释放出其细胞中的聚磷酸盐，同时产生利用废水中简单的溶解性有机基质所需的能量，称该过程为磷的释放。进入好