膜生物反应器是膜分离技术与生物处理相结合的污水处理技术，可代替传统活性污泥法中的二沉池作用，具有出水水质好、处理效率高、污泥产量低等优点。但是，膜生物反应器虽然对多数有机物有较好的处理能力，但是对TN筛除率较低。此外，将MBR技术投入大规模商业运用还有2个难点：其一是MBR技术通常采用有机或无机膜，价格较昂贵，导致投资成本较高;其二是膜污染问题难以控制和解决。采用滤布、玻璃纤维编织管等廉价材料代替传统膜组件形成的动态膜生物反应器技术能大大降低成本，其中，玻璃纤维编织管具有机械强度大、有效过滤面积大和膜污染较易控制等优点，因而具有较好的应用前景。
本研究以玻璃纤维(Glass Fiber)编织管为膜组件材料，并结合A/O工艺制作一套DMBR-A/O污水处理装置，以生活污水为对象，对DMBR-A/O在全程硝化反硝化及短程硝化反硝化工艺条件下的污染物去除性能及膜污染特征进行了比较研究。以期提高城市污水处理效率(efficiency)，有效降低能耗，缓解膜污染，延长运行时间。
1. 材料与方法
1.1 实验装置
图1 实验装置示意图
实验装置如图1所示。膜生物反应器膜分离技术与生物处理技术有机结合之新型态废水处理系统。以膜组件取代传统生物处理技术末端二沉池，在生物反应器中保持高活性污泥浓度，提高生物处理有机负荷，从而减少污水处理设施占地面积，并通过保持低污泥负荷减少剩余污泥量。主要利用沉浸于好氧生物池内之膜分离设备截留槽内的活性污泥与大分子有机物。膜生物反应器系统内活性污泥（MLSS）浓度可提升至8000~10,000mg/L，甚至更高；污泥龄(SRT)可延长至30天以上。分为好氧池和缺氧池2个部分，其中O池和A池容积分别为90 L和40 L。装置前段设置调节池，作为实验用水的贮水池。调节池出水经进水泵泵入A池，又经过连通管流入O池。O池中央设置膜组件，膜组件由直径4 mm的中空玻璃纤维编织管制成，有效膜面积为1 m2，由抽吸泵抽吸出水。转子流量计控制流量大小，真空表监测跨膜压差。O池底部分别设置曝气装置，并设置污泥回流管回流污泥液至A池，利用文丘里混流器使A池污泥保持悬浮状态。O池、A池、调节池均由液位控制仪控制液面高度，系统由可编程控制器PLC控制运行。
1.2 实验内容与方法
1.2.1 装置的启动运行
实验进水采用宁波大学某污水井内实际生活污水。接种污泥取自宁波市某污水厂二沉池污泥回流液，加入O池后闷曝2 d，之后连续（Continuity)进水，运行通量为5 L?h−1，2周内逐步提高至15 L?h−1。期间保持O池DO为2~5 mg?L−1，A池DO保持在0.5 mg?L−1以下，污泥回流比约为200%，此期间不排泥。O池MLSS约为4 000 mg?L−1，SV30为30%，检测进出水CO
D、NH4+-N去除率均大于80%，视为培养驯化结束。
1.2.2 连续运行实验
实验分为2个阶段运行。阶段I为全程硝化反硝化，阶段II为短程硝化反硝化。共运行68 d。运行期间膜通量始终保持约15 L?−1，MLSS稳定在3 500~4 500 mg?L−1，A池温度15~25 ℃，污泥回流比为200%，抽停比为
5:1，总HRT约8 h，其他运行工况如表1所示。实验期间检测进出水水质变化，并记录负压表读数。
表1 各阶段运行工况
1.2.3 膜清洗
实验结束后取感染膜组件、水力冲洗后膜组件、0.05%NaClO溶液浸泡后膜组件进行电镜扫描，并与新组件对比。
1.3 检测方法
浊度：WGZ-2型浊度测定仪测定;COD：重铬酸钾(Potassium)消解法测定;NH4+-N：纳氏试剂比色法测定;DO：JPB-607A型便携式溶解氧测定仪测定;亚硝态氮：N- -乙二胺分光光度法测定;硝态氮：紫外分光光度法测定;TN：碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定。
2 结果与讨论
2.1 2种运行工况对膜污染的影响
当膜组件过滤活性污泥混合液时，污染物会不断在膜表面沉积，引起膜污染，主要表现为TMP增大或膜通量减小,而膜通量的大小与膜污染速度有重要联系。以往的研究中普遍采用定流出水，但随着膜污染的逐渐加剧，膜通量会明显下降，一方面使HRT变大，影响水质处理效果的准确性;另一方面使膜表面污泥沉积速度减小，延缓膜污染，但运行效率降低。为避免这类影响，实验（experiment)采用定流出水并每天定时调整膜通量，使HRT和膜表面污泥沉积速度始终保持一致。实验期间，由于运行过程中膜污染严重，分别在实验第16、
30、38天进行了膜清洗，各阶段TMP增长趋势如图2所示。由于运行初期膜表面浓差极化，阶段I的TMP在第1天增长迅速，随后进入缓慢污染阶段，TMP平稳上升，第10天达到20 kPa。此后，TMP增长速度迅速变大，5 d后到达峰点。其原因在于此时玻纤管在抽吸作用下发生机械变形，导致有效膜面积减少，从而加速TMP增长。膜清洗后TMP趋势与清洗前相似，到达峰值时间仅提前1 d，说明膜清洗几乎能完全恢复膜组件性能，同时膜污染速度并未随着运行时间而改变。阶段II初期，由于系统运行工况的改变，O池内微生物大量死亡，导致胞外聚合物含量迅速上升。由于EPS是引发膜污染的主要因素，因此，TMP增长速度较大，8 d后已高达30 kPa，随后进行膜清洗。膜组件清洗后连续运行30 d后TMP到达峰值，与阶段I最大运行时间相比延长了15 d，说明阶段II运行工况更有利于缓解膜污染。原因在于阶段II的O池内DO含量较低，使微生物新陈代谢减弱，从而减少微生物的分泌和自溶，降低EPS含量，延缓膜污染。
图2 TMP随时间的变化
2.2 COD去除效果
图3 进出水COD随时间的变化
如图3所示，阶段I出水COD包含比重一直相对稳定，平均值（The average value)仅为27 mg?L−1，去除率达86%。COD的高效去除原因主要有2个方面：1)膜的截留作用可防止生化池内污泥流失，增大微生物(Micro-Organism)与污染物接触的机会;2)膜组件对大分子有机物的高效截留作用。阶段II运行初期，由于温度和DO的改变，抑制了微生物的活性，进水中的有机物不能有效去除，导致出水COD含量大于100 mg?L−1。随着微生物对新环境的逐渐适应，出水COD含量逐渐减小，第41天时已小于50 mg?L−1，此后平均出水浓度为19.2 mg?L−1，平均去除率高达92%，比阶段I去除效果更加显著。原因可能是阶段II好氧池低DO状态下，微生物新陈代谢较弱，EPS含量减少，同时又能有效将大分子有机物代谢利用或将其转化为小分子物质，导致污泥液中大分子有机物含量较小，降低其穿越膜组件的概率，从而出水COD含量更小。由于进水为污水井中的生活污水，其中时常混杂有地表径流，因而COD含量变化范围较大，最低仅有64 mg?L−1，最高将近550 mg?L−1，而出水水质保持在比较稳定的状态，说明系统(system)有较强的抗冲击负荷能力。
2.3 NH4+-N去除效果
图4 进出水NH4+-N随时间的变化
一般认为，硝化包括2个过程;1)由氨氧化（oxidation)菌参与的将NH4+-N转化为NO2−-N的过程;2)由亚硝酸氧化菌参与的将NO2−-N转化为NO3−-N的过程。短程硝化反硝化技术是利用氨氧化菌和亚硝酸氧化菌自身不同的生活条件，淘汰亚硝酸氧化菌，使氨氧化菌成为优势菌种，实现NO2−-N的累积并直接进行反硝化脱氮。温度[19]和DO[20]是实现短程硝化反硝化的重要影响因素，阶段II期间采用高温和低DO的运行工况能有效促进短程硝化反硝化的运行。
如图4所示，阶段I出水NH4+-N含量相对稳定，平均值为5 mg?L−1，平均去除率将近90%，达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》一级A标准。NH4+-N高效去除的原因在于运行期间不排泥，较长的SRT促进硝化细菌的生长，并且膜的高效截留作用使硝化细菌得以富集，成为优势菌种，硝化能力逐渐增强。阶段II初期，DO和温度的改变抑制了硝化细菌的活性，导致出水NH4+-N含量迅速上升，去除率甚至不足50%。但随着微生物对环境的逐渐适应，氨氧化菌逐渐积累，混合液中的NH4+-N转换成NO2−-N，出水NH4+-N浓度逐渐下降。运行13 d后出水NH4+-N浓度仅为5.4 mg?L−1，此后平均浓度为4 mg?L−1，去除率一直稳定在88%左右。说明在阶段II期间, 虽然亚硝酸氧化菌的活性受到抑制，不能进行全程硝化反应，但氨氧化菌得以富集并逐渐成为优势菌种，使NH4+-N转化为NO2−-N，因而出水NH4+-N含量依然保持在较低水平。
2.4 TN去除效果和NO2−-N累积率
图5 进出水TN随时间的变化
图6 出水NO3−-N与NO2−-N随时间的变化
如图5、图6所示，阶段I运行期间，由于进水TN含量变化范围(fàn wéi)较大，导致(cause)出水TN含量明显波动，平均值为24 mg?L−1，去除率仅约58%。TN的去除效果不佳，主要原因是微生物进行反硝化脱氮反应需要消耗碳源，当进水C/N大于6时反硝化所需碳源充足，而实验运行期间C/N仅为4左右，碳源不足抑制了反硝化脱氮。阶段II初期，TN去除率不足40%，主要原因在于温度和DO的改变导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。此时出水NO2−-N开始积累，但仍低于NO3−-N含量，说明此时依然以全程硝化反硝化反应为主。随着运行时间的延长，出水中NO2−-N含量逐渐升高，NO3−-N含量逐渐降低，当阶段II运行13 d后，出水中NO2−-N含量开始高于NO3−-N，NO2−-N累积率逐渐上升，20 d后NO2−-N累积率稳定在80%左右，说明此时以短程硝化反硝化反应为主，氨氧化菌已成为优势菌种。DMBR-A/O启动短程硝化反硝化时间约20 d，与SBR[23-24]相比, 减少了10 d以上，原因可能在于SBR中氨氧化菌容易随出水流失，而DMBR膜组件的高效拦截作用能有效防止菌种流失。但由于进水水质波动较大，实验过程中O池DO浓度有时超过2 mg?L−1，影响了短程硝化的完全实现;而且短程反硝化速率比全程反硝化速率更快，导致更多NO2−-N在A池被消耗，所以NO2−-N累积率仅稳定在80%左右。与此同时，TN去除率也逐渐升高，最后稳定在75%以上，明显高于阶段I，说明阶段II运行工况对TN的去除更加高效。且A池内未设置搅拌装置，仅利用文丘里混流器和污泥回流联用达到污泥悬浮效果，不仅大大降低能耗，而且去除效果优于吕亮等研究结果。
2.5 膜清洗
图7 不同运行期间膜组件SEM图
膜组件过滤作用是混合液泥水分离的关键。在抽吸压力作用下，水分子透过膜孔径形成出流，同时污泥被阻隔并部分沉积在膜表面，形成污泥层。污泥层在过滤时有2个作用：1)加强膜组件的过滤作用，阻隔水中含有的大分子有机物，使出水水质更优;2)污泥覆盖（Cover)导致膜组件孔隙率下降，使TMP上升，膜通量下降。虽然合适的运行条件可以有效减缓膜感染，延长运行时间，节省能耗，但随着污泥在膜表面的不断累积，膜污染不可避免。为使膜组件能够重复（repeat)利用，膜清洗是必要的阶段。
实验结束后, 将污染后、水力冲洗后及0.05%NaClO清洗后的膜材料及新膜材料进行电镜扫描，结果如图7所示。膜生物反应器膜分离技术与生物处理技术有机结合之新型态废水处理系统。以膜组件取代传统生物处理技术末端二沉池，在生物反应器中保持高活性污泥浓度，提高生物处理有机负荷，从而减少污水处理设施占地面积，并通过保持低污泥负荷减少剩余污泥量。主要利用沉浸于好氧生物池内之膜分离设备截留槽内的活性污泥与大分子有机物。膜生物反应器系统内活性污泥（MLSS）浓度可提升至8000~10,000mg/L，甚至更高；污泥龄(SRT)可延长至30天以上。污染后膜丝表面被污泥覆盖较为严重，形成一层致密的污泥层，严重影响膜组件孔隙率，破坏膜组件性能。采用压力为0.02 MPa水流水力冲洗可以去除膜表面大部分污染物，但对于膜丝夹缝中的污泥很难去除，而这些污泥又是影响膜组件过滤性能的关键，所以水力冲洗不能有效去除膜污染，只能作为膜清洗的预备阶段。而经过水力冲洗的膜组件再经0.05%NaClO溶液浸泡12 h后膜表面污泥几乎去除完全，膜丝夹缝中虽然残留一些杂质，但是数量很少，几乎不影响膜组件的使用性能，实验阶段I膜清洗前后运行时间仅相差1 d，也证实膜组件性能恢复良好。
3 结论
1)在膜通量为15 L?−1时，玻纤管DMBR进行全程硝化反硝化时可连续运行15 d，而进行短程硝化反硝化时连续运行时间长达30 d。因此，DMBR结合短程硝化反硝化技术更有利于缓解膜污染，延长运行周期。
2)玻纤管DMBR进行全程硝化反硝化处理生活污水时，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浓度约为24 mg?L−1。进行短程硝化反硝化时，CO
D、NH4+-N的去除效果与全程硝化反硝化相差不大，但对TN的去除有明显提高，稳定运行时TN去除率约75%，出水水质符合《城镇污水处理厂感染物排放标准》一级A标准。
3)采用水力冲洗膜组件不能筛除玻纤管DMBR膜丝夹缝中的污泥，但经0.05%NaClO溶液浸泡12 h后污泥基本去除，膜组件基本恢复性能。中空纤维膜纺丝机通过膜技术进行水处理，应用于制药、酿造、餐饮、化工、市政污水回佣、医院、小区污水会用、造纸等生产生活污水处理。膜分离技术是一种广泛应用于溶液或气体物质分离、浓缩和提纯的分离技术。膜壁微孔密布，原液在一定压力下通过膜的一侧，溶剂及小分子溶质透过膜壁为滤出液，而大分子溶质被膜截留，达到物质分离及浓缩的目的。膜分离过程为动态过滤过程，大分子溶质被膜壁阻隔，随浓缩液流出，膜不易被堵塞，可连续长期使用。
