厭氧膜生物反應(yīng)器的發(fā)展綜述

1、厭氧膜生物反應(yīng)器的發(fā)展綜述摘要：本文介紹了厭氧膜生物反應(yīng)器的工作機(jī)理和在我國(guó)污水處理中的應(yīng)用，綜述了不同運(yùn)行參數(shù)對(duì)厭氧膜生物反應(yīng)器中的污水處理效果、厭氧膜生物反應(yīng)器在污水處理中的應(yīng)用情況，討論了影響厭氧膜生物反應(yīng)器性能的主要參數(shù)、膜的污染預(yù)防與控制等，最后探討和展望了厭氧膜生物反應(yīng)器的應(yīng)用前景，并指出了該領(lǐng)域今后的研究方向。關(guān)鍵詞：厭氧膜生物反應(yīng)器；運(yùn)行參數(shù)；膜污染；污泥減量化；水處理應(yīng)用曾智浩1120859002目錄厭氧膜生物反應(yīng)器的發(fā)展綜述11 厭氧膜生物反應(yīng)器及其應(yīng)用31.1我國(guó)污水處理情況31.2厭氧膜生物反應(yīng)器簡(jiǎn)介32運(yùn)行參數(shù)對(duì)厭氧膜生物反應(yīng)器運(yùn)行效率的影響82.1 溫度對(duì)厭氧膜生物

2、反應(yīng)器的影響82.2 污泥齡和水力停留時(shí)間對(duì)膜的影響82.3 曝氣和運(yùn)行通量對(duì)膜的影響102.4 其他因素對(duì)厭氧膜生物反應(yīng)器的影響123 關(guān)于膜表面濃差極化和污泥附著問(wèn)題143.1 濃差極化和污泥泥餅的形成模型143.2 超聲波控制膜污染164 厭氧膜生物反應(yīng)器的應(yīng)用214.1 對(duì)城市生活污水的處理214.2 對(duì)工業(yè)污水的處理214.3 對(duì)醫(yī)院污水的處理224.4 對(duì)垃圾滲濾液的處理234.5 在脫氮除磷方面的應(yīng)用235 結(jié)語(yǔ)26參考文獻(xiàn)271 厭氧膜生物反應(yīng)器及其應(yīng)用1.1 我國(guó)污水處理情況我國(guó)是一個(gè)嚴(yán)重缺水的國(guó)家，我國(guó)人均水資源量?jī)H為世界人均擁有量的1/4 ，其中華北地區(qū)人均水資源量小于4

3、00m3，已屬于嚴(yán)重缺水地區(qū)。我國(guó)是世界上嚴(yán)重缺水的十二個(gè)國(guó)家之一。表1是對(duì)國(guó)內(nèi)近年污水排放量的統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)及2010年的預(yù)測(cè)數(shù)據(jù)。表 1 國(guó)內(nèi)近年污水排放量統(tǒng)計(jì)廢水量年度污水排放量城市污水億立方米億立方米20004152212001428.4227.72002439.5 232.32003460.0247.62004482.4261.32005524.5281.42006536.8296.62010640據(jù)統(tǒng)計(jì)，我國(guó)的江河湖泊和水庫(kù)中，已經(jīng)受污染的約占82.3%；全國(guó)設(shè)立有監(jiān)測(cè)系統(tǒng)的1200條河流中，已有850條受到污染；七大水系中，一半以上受到不同程度的污染，達(dá)不到安全飲用水源的標(biāo)準(zhǔn)，已基本喪

4、失直接使用得功能；沿海水體發(fā)生赤潮和富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)象增多。因此，水環(huán)境的保護(hù)和治理已成為我國(guó)實(shí)現(xiàn)可持續(xù)社會(huì)發(fā)展的重要任務(wù)。1.2 厭氧膜生物反應(yīng)器簡(jiǎn)介MBR最早用于酶制劑工業(yè)，Blatt等在1965年提出了用膜分離技術(shù)進(jìn)行微生物濃縮，該技術(shù)現(xiàn)已形成工業(yè)化規(guī)模。美國(guó)的Smith于1969年創(chuàng)造性地把MBR技術(shù)引進(jìn)到廢水處理中來(lái)，他利用一個(gè)外部循環(huán)的板框式組件實(shí)現(xiàn)了膜過(guò)濾，并在生活污水處理中獲得了極佳的處理效果。Budd的MBR于1969年被確定為美國(guó)專利，這可作為MBR用于水處理的標(biāo)志。7080年代：日本開(kāi)始大力研究，自1983年1987年，有13家公司使用MBR處理大樓廢水；加拿大ZRNON公司商

5、業(yè)化產(chǎn)品ZenoGem于1982年投入使用；厭氧生物反應(yīng)器與膜技術(shù)組合研究在80年代初受到重視。80年代末以后，研究更是方興未艾。一體式MBR在1989年推出；運(yùn)行條件優(yōu)化，膜污染機(jī)理研究深入；處理廢水對(duì)象的多樣化：生活污水，糞便廢水、有機(jī)工業(yè)廢水等；推廣應(yīng)用更為廣泛，英國(guó)、德國(guó)、荷蘭、美國(guó)、日本，法國(guó)、南非和澳大利亞等國(guó)已得到很多應(yīng)用。近年，歐盟MBR項(xiàng)目提出以下研發(fā)內(nèi)容：加快以城市污水凈化為目標(biāo)的膜技術(shù)發(fā)展，降低基建與運(yùn)行成本；城市污水深度處理的MBR技術(shù)，過(guò)程優(yōu)化與膜污染控制；分散處理MBR及節(jié)能技術(shù)。1.2.1 厭氧膜生物反應(yīng)器的工作原理污水處理中的MBR法是將膜分離技術(shù)中的超、微濾技

6、術(shù)和活性污泥法有機(jī)結(jié)合的污水處理高新技術(shù)，主要有膜組件、生物反應(yīng)器、物料輸送三部分組成，其運(yùn)行原理是利用反應(yīng)器內(nèi)大量的微生物有效地降解污水中各種有機(jī)物，使水質(zhì)得到凈化，并通過(guò)膜分離裝置代替?zhèn)鹘y(tǒng)工藝中的二沉池，提高固液分離的效率，從而得到優(yōu)質(zhì)的出水，基本解決了傳統(tǒng)的活性污泥法存在的污泥膨脹、污泥濃度低等因素造成的出水水質(zhì)達(dá)不到中水回用要求的問(wèn)題。系統(tǒng)內(nèi)微生物種群數(shù)量是決定厭氧工藝處理能力的主要因素之一。除了廢水組成、操作條件外，反應(yīng)器類型也影響產(chǎn)甲烷菌種群數(shù)量。在厭氧反應(yīng)器中主要存在兩類產(chǎn)甲烷菌：甲烷八疊球菌和甲烷絲狀菌屬。AnMBR中的微生物種群膜在厭氧反應(yīng)器中的應(yīng)用不但可以增加微生物的數(shù)量，

7、還可以改變優(yōu)勢(shì)種群。InceO等研究AnMBR中微生物種群的變化時(shí)發(fā)現(xiàn)，從城市污水的消化池中接種污泥，其最具優(yōu)勢(shì)的群落為甲烷球菌屬，其次分別為甲烷八疊球菌、短桿菌、中桿菌、絲狀菌以及長(zhǎng)桿菌。而在AnMBR中發(fā)現(xiàn)優(yōu)勢(shì)種群出現(xiàn)了變化，相應(yīng)的順序?yàn)椋褐袟U菌、短桿菌、甲烷八疊球菌、長(zhǎng)桿菌以及絲狀菌。運(yùn)行14周后，產(chǎn)甲烷菌和非產(chǎn)甲烷菌都相應(yīng)增加了50%和20%，同時(shí)具有活性產(chǎn)甲烷菌急劇增加。自體熒光產(chǎn)甲烷菌與細(xì)菌總量的比值在6.7%到8.3%之間變化，具有生物活性的產(chǎn)甲烷菌增加了近20倍。AnMBR中微生物濃度 由于膜的截留作用，可以維持反應(yīng)器中高濃度的微生物量，從而提高反應(yīng)器的容積負(fù)荷。在AnMBR運(yùn)

8、行的前期，由于微生物的積累，污泥增長(zhǎng)速率很快，MLVSS的質(zhì)量濃度可達(dá)到數(shù)十g/L。同時(shí)膜對(duì)微生物濃度分布也有影響，ChooKH等發(fā)現(xiàn)，在0.5m/s的流速、0.1MPa的壓力下，經(jīng)過(guò)20d的運(yùn)行，反應(yīng)器內(nèi)MLVSS的質(zhì)量濃度從2410mg/L降低到920mg/L，而膜表面附著的微生物的質(zhì)量濃度增加到20700mg/L，系統(tǒng)中約有16%的微生物轉(zhuǎn)移到了膜表面。隨著研究和開(kāi)發(fā)的深入，MBR技術(shù)己經(jīng)顯示出良好的發(fā)展前景，在污水處理領(lǐng)域正在受到廣泛的重視，并孕育著極大的發(fā)展?jié)摿?，其?yīng)用范圍和規(guī)模將不斷擴(kuò)大和增加。目前MBR在國(guó)外己進(jìn)入廣泛應(yīng)用，在國(guó)內(nèi)的應(yīng)用也得到了一定的發(fā)展。1.2.2 厭氧膜生物反

9、應(yīng)器的種類及其優(yōu)缺點(diǎn)AnMBR 常用的厭氧系統(tǒng)主要有：升流式厭氧污泥床反應(yīng)器(UASB) 、厭氧顆粒膨脹污泥床( EGSB) 、厭氧流動(dòng)床( FB) 、厭氧生物濾池(AF) 、折流式厭氧反應(yīng)器(ABR) 等。AnMBR 的膜組件主要是超濾和微濾膜， 在膜組件的配置上主要有兩種形式， 即外置式和內(nèi)置式， 如圖1 所示。外置式是將膜組件和生物反應(yīng)器分開(kāi)放置( 圖1a) 。在這一配置中， 因?yàn)榉磻?yīng)器中缺少空氣鼓泡， 需要通過(guò)水泵進(jìn)行液體循環(huán)以形成膜表面的切向流來(lái)改善膜污染狀況。目前的研究表明膜每透過(guò)1m3水量， 往往需要2580 m3的料液( 污泥混合液) 循環(huán)量，因而需要較高的能耗。但由于這一配置

10、能有效改善膜污染， 是目前AnMBR 中最普遍的配置。內(nèi)置式是將膜組件浸入到液體水槽中。這一配置需要曝氣來(lái)防止膜表面污泥沉積層的形成， 但反應(yīng)器需要保持厭氧的環(huán)境， 因而往往將厭氧消化產(chǎn)生的沼氣用于對(duì)膜表面進(jìn)行沖刷。根據(jù)是否將膜組件直接放入反應(yīng)器內(nèi)分， 內(nèi)置式又可分為兩種形式， 分別如圖1b、1c 所示。(a)(b)圖1-1 MBR示意圖： (a)分置式MBR； (b)一體式MBR1-填料；2-膜組件；3-生物反應(yīng)器；4-抽吸泵圖1-2 復(fù)合式MBRAnMBR 技術(shù)在保留厭氧生物處理技術(shù)投資省、能耗低、可回收利用沼氣能源、負(fù)荷高、產(chǎn)泥少、耐沖擊負(fù)荷等諸多優(yōu)點(diǎn)的基礎(chǔ)上， 由于引入膜組件， 還帶來(lái)

11、了一系列優(yōu)點(diǎn)。如膜組件的高效分離截留作用使生物量不會(huì)從反應(yīng)器中流失， 實(shí)現(xiàn)了SRT 和HRT的有效分離， 因而AnMBR 可以有更高的有機(jī)負(fù)荷和容積負(fù)荷。如Ross 等發(fā)現(xiàn)， 當(dāng)引入膜組件后， 厭氧反應(yīng)器的有機(jī)負(fù)荷率(OLR) 從4 kgCOD/(m3·d)提高到12 kgCOD/(m3·d) ， 而處理效果不受影響。同時(shí)， 膜的截留作用使得濁度、細(xì)菌和病毒等物質(zhì)得到大幅度去除， 提高了出水水質(zhì)。除此之外， 膜分離作用還體現(xiàn)在對(duì)厭氧反應(yīng)器的構(gòu)造和處理效果有特殊的強(qiáng)化作用。如將UASB 與膜組合為例， 將不再需要設(shè)計(jì)嚴(yán)格的三相分離器來(lái)實(shí)現(xiàn)氣固液的分離； 而對(duì)于兩相厭氧MBR，

12、 膜分離作用可以使產(chǎn)酸反應(yīng)器中的產(chǎn)酸細(xì)菌濃度增加， 提高水解發(fā)酵的能力， 同時(shí)膜將大分子有機(jī)物截留在產(chǎn)酸反應(yīng)器中使之水解發(fā)酵， 因此可以使系統(tǒng)保持較高的酸化率。AnMBR 在保留厭氧生物處理工藝優(yōu)點(diǎn)的基礎(chǔ)上， 還可顯著改善反應(yīng)器固液分離效果， 考慮到厭氧微生物的低增值速率， 這種工藝特別適用于處理拮抗化合物， 如生物難降解的有機(jī)污水。它的應(yīng)用前景在于， 對(duì)于某些污水采用UASB 系統(tǒng)出現(xiàn)顆粒污泥成粒非常困難時(shí)或SS 非常高的有機(jī)廢水， 特別是高濃度有機(jī)廢水， 采用AnMBR 具有非常好的應(yīng)用前景。但要大范圍的推廣應(yīng)用AnMBR 技術(shù)， 特別是在我國(guó)應(yīng)用這項(xiàng)技術(shù)， 仍存在許多難題有待研究。主要有

13、： ( 1) 膜污染問(wèn)題。膜污染問(wèn)題很大程度上決定了AnMBR 系統(tǒng)的經(jīng)濟(jì)性和實(shí)用性。AnMBR 中污泥特性與好氧情況有較大改變， 膜污染情況往往更復(fù)雜。膜污染的影響因素很多， 污泥組成、操作條件、膜組件的材料和構(gòu)造都對(duì)膜污染有重要影響， 因而研究它們之間的關(guān)系對(duì)于膜污染控制有重要意義， 目前這方面的研究還不多。( 2) 能耗的問(wèn)題。由于目前的AnMBR 大多數(shù)使用的是外置式的， 之所以采用外置式是因?yàn)榉磻?yīng)器中缺少有效的水力條件( 水力紊動(dòng)) ， 所以需要通過(guò)水泵來(lái)進(jìn)行液體循環(huán)以改善污染狀況。這就造成了耗能相對(duì)較高。( 3) 經(jīng)驗(yàn)參數(shù)缺乏。由于AnMBR 的研究不多， 尤其是在國(guó)內(nèi)， 所以對(duì)各

14、種不同行業(yè)的廢水處理的經(jīng)驗(yàn)參數(shù)缺乏， 例如停留時(shí)間、有機(jī)負(fù)荷等等， 這就要求大量的實(shí)驗(yàn)支持。2 運(yùn)行參數(shù)對(duì)厭氧膜生物反應(yīng)器運(yùn)行效率的影響2.1 溫度對(duì)厭氧膜生物反應(yīng)器的影響運(yùn)行溫度是影響微生物活性及生物處理效果的重要條件之一， 其過(guò)高或過(guò)低均會(huì)影響系統(tǒng)內(nèi)部污泥的特性， 進(jìn)而影響膜污染的發(fā)展。Sven Lyko通過(guò)對(duì)MBR 污水廠長(zhǎng)達(dá)2 a 的在線觀測(cè)結(jié)果得出較低的溫度會(huì)加速膜污染，并推測(cè)其成因主要是溫度降低會(huì)導(dǎo)致液態(tài)黏度升高，另外溫度較低時(shí)期污水中有機(jī)物濃度也較其他時(shí)期偏高。因此建議在展開(kāi)MBR 試驗(yàn)及相關(guān)設(shè)計(jì)時(shí)， 應(yīng)考慮冬季低溫季節(jié)， 盡量引進(jìn)熱源， 用以保持較高的膜通量和保證污泥混合液中微

15、生物的活性，盡量降低低溫條件對(duì)膜污染帶來(lái)的不利影響。溫度的變化會(huì)加劇膜污染的速率， 但是當(dāng)微生物適應(yīng)低溫環(huán)境時(shí)， 膜污染速率會(huì)逐漸減緩， 同時(shí)由于膜對(duì)污染物的截留可以有效補(bǔ)償?shù)蜏貢r(shí)微生物降解作用的不足， 低溫時(shí)MBR的出水水質(zhì)并沒(méi)有受到明顯的影響。低溫會(huì)導(dǎo)致污泥中SMP和EPS 釋放的增加， 導(dǎo)致其含量增高， 但并沒(méi)有進(jìn)一步導(dǎo)致膜污染的加劇。相反地， 低溫時(shí)污泥粒徑較高溫時(shí)小， 有效減少了污泥顆粒在膜表面的沉積， 因而膜污染速率反而有所降低。2.2 污泥齡和水力停留時(shí)間對(duì)膜的影響水力停留時(shí)間（Hydraulic Retention Time）簡(jiǎn)寫作HRT，是指待處理污水在反應(yīng)器內(nèi)的平均停留時(shí)間

16、，也就是污水與生物反應(yīng)器內(nèi)微生物作用的平均反應(yīng)時(shí)間。因此，如果反應(yīng)器的有效容積為V（立方米），則：HRT = V / Q (h)即水力停留時(shí)間等于反應(yīng)器高度與水流速度之比。 在傳統(tǒng)的活性污泥法中，水力停留時(shí)間很大程度上決定了污水的處理程度，因?yàn)樗鼪Q定了污泥的停留時(shí)間；而在MBR法即膜生物反應(yīng)器中，由于膜的分離作用，使的微生物被完全阻隔在了反應(yīng)池內(nèi)，實(shí)現(xiàn)了水力停留時(shí)間和污泥齡的完全分離。污泥齡是指在反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)，微生物從其生成到排出系統(tǒng)的平均停留時(shí)間，也就是反應(yīng)系統(tǒng)內(nèi)的微生物全部更新一次所需的時(shí)間。從工程上說(shuō)，在穩(wěn)定條件下，就是曝氣池中工作著的活性污泥總量與每日排放的剩余污泥數(shù)量的比c。 通過(guò)控制

17、污泥齡選擇活性污泥系統(tǒng)中微生物的種類。 如果某種微生物的世代期比活性污泥系統(tǒng)長(zhǎng)，則該類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，該類微生物就不能在系統(tǒng)內(nèi)繁殖后代。反之如果某種微生物的世代期比活性污泥系統(tǒng)的泥齡短，則該種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直接決定著活性污泥系統(tǒng)中微生物的年齡大小，一般年輕的活性污泥，分解代謝有機(jī)污染物的能力強(qiáng)，但凝聚沉降性差，年長(zhǎng)的活性污泥分解代謝能力差，但凝聚性較好。 一般處理效率要求高，出水水質(zhì)要求高SRT應(yīng)控制大一些，溫度較高時(shí)，SRT可小一些。分解有機(jī)污染物的決大多數(shù)微生物的世代期都小于3天（將NH3-N硝

18、化成NO3-N的硝化桿菌的世代期為5天）。從生物動(dòng)力學(xué)的角度出發(fā)， 人們總是希望污泥齡能夠足夠長(zhǎng)以滿足那些世代時(shí)間較長(zhǎng)菌種的要求同時(shí)減少剩余污泥產(chǎn)量， 提高污泥濃度， 從而縮小反應(yīng)器的設(shè)計(jì)容積。而且膜的完全分離也使得反應(yīng)器在較長(zhǎng)的污泥齡下的運(yùn)行成為可能。膜生物反應(yīng)器在較低的污泥齡條件下運(yùn)行時(shí)，不僅會(huì)增加排泥量， 而且會(huì)降低膜組件的過(guò)濾性，主要原因是隨著污泥齡降低， 污染物的濃度尤其是可溶性有機(jī)產(chǎn)物（SMP）會(huì)增加， 進(jìn)而導(dǎo)致膜污染速率增加。研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)污泥齡較短時(shí)，SMP 在反應(yīng)器內(nèi)顯著積累。他們還發(fā)現(xiàn)在不同的污泥齡條件下， 即使反應(yīng)器內(nèi)SMP 濃度有很大不同， 構(gòu)成SMP 的分子顆粒的粒徑分布

19、卻極為相似。而在常規(guī)活性污泥工藝中構(gòu)成SMP 的分子顆粒的粒徑分布在很大程度上受到污泥齡的影響。Zubair Ahmed 等利用4 組相同的缺氧厭氧膜生物反應(yīng)器考察了在不同污泥齡條件下（分別為20、40、60、100 d）膜污染以及微生物結(jié)構(gòu)隨污泥齡的變化情況， 結(jié)果表明， 當(dāng)污泥齡為20 d 時(shí)膜污染速率要比污泥齡為60 d 時(shí)高出很多； 膜絲表面泥餅層阻力以及化合態(tài)胞外聚合物（EPS）濃度也是隨著污泥齡的延長(zhǎng)而降低的。試驗(yàn)同時(shí)表明膜污染隨污泥齡降低而加重的另一個(gè)原因是在較低污泥齡工況下的細(xì)小顆粒（1 m）數(shù)目比高污泥齡時(shí)要多。即驗(yàn)證了膠體顆粒對(duì)膜污染的影響不容忽視，尤其是污泥齡維持較低值的

20、情況時(shí)。當(dāng)然， 過(guò)長(zhǎng)的污泥齡盡管可以減少剩余污泥產(chǎn)量卻也同時(shí)會(huì)導(dǎo)致污泥濃度上升和引發(fā)傳質(zhì)效率的降低， 而且過(guò)長(zhǎng)的污泥齡可能使微生物處于內(nèi)源呼吸狀態(tài)， 難免會(huì)降低微生物活性甚至造成一定數(shù)量微生物的死亡， 產(chǎn)生更多的細(xì)胞碎片和溶解性代謝產(chǎn)物， 從而加重膜污染。G. Laera 等對(duì)在不同污泥齡下的污泥性狀進(jìn)行了長(zhǎng)達(dá)4 a 的研究， 得出表觀黏度a與污泥濃度之間的關(guān)系：a 28.939 （MLSS）（dv/dy）-1 +（0.233 (MLSS） + 1）式中： a：污泥表觀黏度， N/m2；dv/dy：污泥剪切速率， s-1。同時(shí)指出對(duì)于已知確定的污泥齡， MLSS 在很大程度上影響了污泥的表觀黏

21、度a， 并得出了使污泥黏度最小的污泥齡為40 d， 也因此對(duì)MBR 反應(yīng)器的運(yùn)行提供了積極的參考意義。膜生物反應(yīng)器實(shí)現(xiàn)了污泥齡和水力停留時(shí)間的完全分離。盡管過(guò)短的水力停留時(shí)間會(huì)減少占地費(fèi)用， 但往往更容易導(dǎo)致溶解性有機(jī)物的積累， 以致吸附在膜表面產(chǎn)生膜污染。Visvanathan C. 等研究發(fā)現(xiàn)較長(zhǎng)的水力停留時(shí)間條件下膜污染得以緩解。張紹園等針對(duì)分置式膜生物反應(yīng)器的試驗(yàn)研究結(jié)果也證實(shí)了采用過(guò)短的水力停留時(shí)間將導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)的溶解性有機(jī)物積累， 引起膜通量的下降， 并同時(shí)從影響水力停留時(shí)間的各項(xiàng)因素出發(fā)推導(dǎo)出水力停留時(shí)間的計(jì)算公式如下：HRT 1.1 ×（1/ - 1）（KS + L）/

22、KS0式中： ：出水與進(jìn)水有機(jī)物濃度比；KS：飽和常數(shù)， mg/L；L：出水有機(jī)物的質(zhì)量濃度， mg/L；K：底物最大比降解速度常數(shù)，h1；S0：回流污泥的質(zhì)量濃度（以MLVSS計(jì)），mg/L。從公式可以看出， 對(duì)外置式膜生物反應(yīng)器而言， 影響其水力停留時(shí)間的主要因素為進(jìn)、出水水質(zhì)和生物反應(yīng)器內(nèi)污泥濃度。如果單純從控制膜污染角度出發(fā)， 則可以通過(guò)降低污泥回流量的方法來(lái)適當(dāng)延長(zhǎng)水力停留時(shí)間。2.3 曝氣和運(yùn)行通量對(duì)膜的影響膜生物反應(yīng)器中由曝氣產(chǎn)生的氣、水二相流對(duì)于提高膜通量以及抑制膜污染具有不可忽視的作用。對(duì)于膜生物反應(yīng)器而言， 可以分別從曝氣量的大小（曝氣強(qiáng)度）以及曝氣方式兩方面來(lái)討論對(duì)膜污染

23、的影響。Uede T. 等在采用一體式膜生物反應(yīng)器研究曝氣強(qiáng)度對(duì)膜絲表面污泥層的去除和抽吸壓力的影響時(shí)得出： 增大曝氣強(qiáng)度可減小抽吸壓力， 氣、水二相流對(duì)膜絲表面污泥層的控制取決于曝氣強(qiáng)度的大小及曝氣引起膜絲的搖擺強(qiáng)度。Chang S. 等采用外壓外置式膜生物反應(yīng)器研究氣、水二相流對(duì)膜過(guò)濾性的影響， 結(jié)果表明曝氣能很好的控制顆粒在膜表面的沉積和提高膜通量， 同時(shí)驗(yàn)證了曝氣只對(duì)控制可逆污染起作用， 對(duì)不可逆污染效果并不明顯。對(duì)于特定的MBR 來(lái)說(shuō)， 一定范圍內(nèi)增大曝氣強(qiáng)度可以改善膜表面污泥層的積累， 但是當(dāng)曝氣量超過(guò)某一臨界值時(shí)， 繼續(xù)增大曝氣強(qiáng)度的作用就不明顯了， 因此有人提出了“經(jīng)濟(jì)曝氣強(qiáng)度

24、”這一概念， 而且也有試驗(yàn)驗(yàn)證了“經(jīng)濟(jì)曝氣強(qiáng)度”是與混合液的污泥濃度等因素有關(guān)的。Fangang Meng 等設(shè)計(jì)了MBR 在不同曝氣量（150、400 和800 L/h）下的對(duì)比試驗(yàn)， 試圖從曝氣強(qiáng)度對(duì)污泥性質(zhì)以及對(duì)膜污染發(fā)展過(guò)程的影響兩個(gè)方面解釋膜污染。他們發(fā)現(xiàn)盡管曝氣對(duì)于抑制膜污染具有很明顯的作用， 即曝氣量較高時(shí)可以產(chǎn)生較大的膜面剪切力， 但是因此導(dǎo)致的污泥顆粒粒徑的變化卻也加重了膜污染； 此外在高曝氣量時(shí)， 污泥顆粒的均質(zhì)性遭到破壞， 膠體物質(zhì)以及可溶性有機(jī)物的含量也有升高， 也是引起膜污染的重要因素。對(duì)膜生物反應(yīng)器而言， 常見(jiàn)的曝氣方式主要分兩種： 一種為氣提模式（Airlift

25、mode）， 即在整個(gè)恒壓過(guò)濾過(guò)程中都曝氣； 另一種為氣噴模式（Airjetmode）， 即在膜過(guò)濾過(guò)程中間歇曝氣。李盈利等采用兩個(gè)結(jié)構(gòu)相同的一體式膜生物反應(yīng)器處理生活污水， 考察不同曝氣方式對(duì)運(yùn)行效果的影響。結(jié)果表明： 采用連續(xù)高強(qiáng)度曝氣方式運(yùn)行的MBR與采用間歇高強(qiáng)度曝氣方式運(yùn)行的MBR 在對(duì)COD、氨氮和TN 的去除效果方面相差不大； 但間歇高強(qiáng)度的曝氣方式減少了混合液中胞外聚合物（EPS）的釋放和溶解性微生物產(chǎn)物（SMP）的溶出， 有效緩解了膜污染， 其單位產(chǎn)水能耗約為前者的60。上世紀(jì)90 年代中期Field、Howell 等針對(duì)泥餅層污染提出臨界通量（critical flux）的

26、概念， 現(xiàn)已被廣泛地應(yīng)用到膜污染的研究中。廣義臨界通量是指膜阻力不隨時(shí)間明顯升高的最大膜通量。膜組件在次臨界通量（subcritical flux）下運(yùn)行時(shí)， 能夠避免過(guò)濾料液中顆粒沉淀所造成的快速污染， 是維持其長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行的關(guān)鍵因素， 即膜組件在次臨界通量條件下運(yùn)行時(shí)， 膜絲表面也會(huì)發(fā)生膜污染， 但膜污染速率維持在一個(gè)穩(wěn)定且較低的水平下。魏春海等的試驗(yàn)驗(yàn)證了膜組件在次臨界通量條件下運(yùn)行時(shí)， 能夠很好地避免因膜絲表面泥餅層的淤積所導(dǎo)致的快速膜污染的發(fā)生， 并實(shí)現(xiàn)了膜組件的長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行； 但是當(dāng)膜組件在超臨界通量條件下運(yùn)行時(shí)， 發(fā)現(xiàn)膜污染累積現(xiàn)象嚴(yán)重， 而且體外化學(xué)清洗也沒(méi)能有效恢復(fù)膜組件的過(guò)

27、濾性能， 進(jìn)一步證實(shí)了臨界通量概念的引入對(duì)于膜組件長(zhǎng)期穩(wěn)定運(yùn)行所具有的指導(dǎo)性意義。膜組件的臨界通量只為膜長(zhǎng)期出水通量的選定提供了一定的參考， 但是， 膜的出水方式（恒壓運(yùn)行和恒通量運(yùn)行）的選定， 對(duì)于實(shí)現(xiàn)膜組件長(zhǎng)期運(yùn)行并有效抑制膜污染也起到了很重要的作用。已經(jīng)有研究證實(shí)， 膜組件采用恒通量出水的操作方式運(yùn)行時(shí)， 可較為有效的控制膜污染速率的較快增長(zhǎng)，實(shí)現(xiàn)膜通量長(zhǎng)期保持較高水平， 借以延長(zhǎng)膜的清洗周期， 降低運(yùn)行費(fèi)用。2.4 其他因素對(duì)厭氧膜生物反應(yīng)器的影響抑阻劑：抑阻劑的投加主要在于改善污泥混合液的性質(zhì)，進(jìn)而達(dá)到減緩膜污染速率的目的。向MBR中投加的抑阻劑通過(guò)吸附、絮凝等物理化學(xué)作用，實(shí)現(xiàn)料液

28、中EPS 或者SMP濃度的降低，進(jìn)而影響膜污染。用于緩解膜污染的常見(jiàn)的抑阻劑主要是粉末活性炭（PAC）以及聚合鋁鹽、鐵鹽等。李耀中等發(fā)現(xiàn)膜生物反應(yīng)器中粉末活性炭的投加可以有效控制膜通量的下降。并且認(rèn)為其原因是粉末活性炭的投加減少了液相主體中微細(xì)膠體和EPS 等的含量，并同時(shí)提高了污泥絮粒的抗壓縮性， 因而能在膜表面形成一層動(dòng)態(tài)而疏松的、具有較高孔隙率的濾餅層， 使濾餅層阻力及膜過(guò)濾總阻力明顯降低。Nicolas Lesage等則通過(guò)一組對(duì)比試驗(yàn)，分別觀察了普通MBR 和投加粉末活性炭的MBR 反應(yīng)器， 試驗(yàn)結(jié)果表明PAC 的投加對(duì)于COD的去除率沒(méi)有明顯的提高， 但是對(duì)減少剩余污泥產(chǎn)量、抑制膜

29、污染速率等方面卻有很好的效果。In S.Kim 等展開(kāi)了向料液中投加鈣鹽并觀察其對(duì)膜污染的影響的試驗(yàn)。兩組反應(yīng)器采用相同的自配水， 當(dāng)料液中的單價(jià)陽(yáng)離子（Na+、K+等）濃度與所投加的二價(jià)陽(yáng)離子（Ca2+、Mg2+ ）濃度之比分別控制在33 和1.8， 即以Ca2+ 計(jì)分別是0.026 和2.86mg/L 時(shí)，他們發(fā)現(xiàn)在較低藥劑投加量（0.026 mg/L）運(yùn)行時(shí)的膜污染速率是最佳藥劑投加量（2.86mg/L）的11 倍，在最佳藥劑投加量條件下運(yùn)行時(shí)，反應(yīng)器內(nèi)絲狀菌的數(shù)量得以減少，而且離子架橋作用使得絮凝程度得到提升，從而減小了膜絲表面泥餅層阻力；他們還發(fā)現(xiàn)了膜孔堵塞阻力的減小是由于藥劑的投加

30、限制了SMP 的釋放，而且降低了SMP 的疏水性，進(jìn)而優(yōu)化了運(yùn)行條件。外加電場(chǎng)JunPing Chen 等開(kāi)發(fā)了一種在膜兩邊外加電場(chǎng)的新型反應(yīng)器， 用以研究外加電場(chǎng)對(duì)膜通量的影響。當(dāng)MBR運(yùn)行壓力為0.1MPa時(shí)， 隨著外加電場(chǎng)E 從15 V/cm 增加到20 V/cm， 膜通量呈現(xiàn)先增加后穩(wěn)定的趨勢(shì)。并且，隨著外加電場(chǎng)電勢(shì)增加，污泥顆粒的電泳效果明顯使得膜表面沉積層變薄， 因此降低了膜阻力，提高膜通量。但是外加電場(chǎng)能否有效控制膜污染還需進(jìn)一步研究。3 關(guān)于膜表面濃差極化和污泥附著問(wèn)題3.1 濃差極化和污泥泥餅的形成模型濃差極化：膜分離過(guò)程中的一種現(xiàn)象，會(huì)降低透水率，是一個(gè)可逆過(guò)程。是指在超濾

31、過(guò)程中，由于水透過(guò)膜而使膜表面的溶質(zhì)濃度增加，在濃度梯度作用下，溶質(zhì)與水以相反方向向本體溶液擴(kuò)散，在達(dá)到平衡狀態(tài)時(shí)，膜表面形成一溶質(zhì)濃度分布邊界層，它對(duì)水的透過(guò)起著阻礙作用。MBR膜污染的表征：膜污染一般通過(guò)膜污染過(guò)程中的污染阻力來(lái)表征。膜通量和操作壓力之問(wèn)的關(guān)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：過(guò)膜壓差(TMP)，Pa；：滲濾液動(dòng)力學(xué)黏度，Pa·s；Rt：過(guò)濾的總阻力，m-1；Rm：清潔膜(或固有)阻力，m-1；Rp：濃差極化阻力，m-1。；Rc：泥餅層阻力，m-1；Ri： 內(nèi)部污染阻力，即小

32、于膜孔的物質(zhì)在膜孔內(nèi)的堵塞與吸附，m-1。膜污染阻力Rf(Rc+Rp+Ri)占總阻力的96.45。外部阻力即濃差極化阻力和泥餅阻力之和是膜污染的主要成分，占到總阻力的85.2 膜本身阻力(即清潔膜阻力)和內(nèi)部污染阻力與濃差極化阻力和泥餅層阻力相比所占比例較小。分別占總阻力的3.55和l 1.24。這與王志偉等報(bào)道好氧或厭氧浸沒(méi)式MBR的結(jié)果相類似。說(shuō)明浸沒(méi)式MBR的膜阻力主要是由外部阻力引起的 另一方面，厭氧膜生物反應(yīng)器內(nèi)比好氧MBR內(nèi)的污泥顆粒細(xì)小，形成的外部泥餅比較密實(shí)，使泥餅阻力占了較大比例，同時(shí)使小分子物質(zhì)通過(guò)泥餅層進(jìn)入膜內(nèi)部較為困難，使內(nèi)部阻力所占比例較小。本研究與王志偉等H 研究的

33、結(jié)果相比，外部阻力占到總阻力的要小。說(shuō)明本研究采用的試驗(yàn)系統(tǒng)，泥餅層薄，膜污染很輕，證實(shí)了SAnRMBR系統(tǒng)的良好的水力學(xué)條件，能有效地減小濃差極化和避免污泥顆粒在膜表面的沉積，有效控制膜污染。整個(gè)試驗(yàn)運(yùn)行期間，在次臨界通量下運(yùn)行，于不同的旋轉(zhuǎn)速度下.運(yùn)行時(shí)間對(duì)膜過(guò)濾總阻力的影響如圖3所示。由圖3可見(jiàn).在啟動(dòng)階段，當(dāng)膜旋轉(zhuǎn)速度為100dmin(即膜面剪切流速0.88m/ s)時(shí)，在COD容積負(fù)荷為1.32.8 kg/(m3·d)的條件下。膜過(guò)濾總阻力由2.6x1011m 上升到7.1xl011m，對(duì)試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行線性擬合，膜污染速率dRt/dt為2.92x105m/s，污染較為緩慢。在

34、21d的試驗(yàn)過(guò)程中.厭氧系統(tǒng)運(yùn)行穩(wěn)定。隨后提高COD容積負(fù)荷達(dá)2.83.2 kg/(m。·d)時(shí).系統(tǒng)TMP開(kāi)始升高。膜過(guò)濾總阻力增大。為了減輕膜污染，提高膜旋轉(zhuǎn)速度達(dá)150 r/min(即膜面剪切流速1.3 rn/s)，在第2143天，膜過(guò)濾總阻力上升到2.0x1012m-1，膜污染速率為6.31xl0 m/s，膜污染速度加快。原因是由于COD容積負(fù)荷提高的幅度大，反應(yīng)器內(nèi)的污泥濃度、黏度等的增加幅度也大。此結(jié)果與S.ElmMeh等研究結(jié)果接近。在第4366天。COD容積負(fù)荷為3.23.8 kg/(m3·d)，膜旋轉(zhuǎn)速度調(diào)整為200 dmin(即膜面剪切流速2.2 m/s

35、，膜過(guò)濾總阻力上升到2.73x1012m-1.膜污染速率為3.47xl05m/s，膜污染速率比膜旋轉(zhuǎn)速度為100 dmin的要大.比膜旋轉(zhuǎn)速度為150 r/min的要小。原因是在正常運(yùn)行階段，COD容積負(fù)荷提高的幅度小，反應(yīng)器內(nèi)的污泥濃度、黏度等的增加幅度也小。在第67145天，膜旋轉(zhuǎn)速度為250 d/min(即膜面剪切流速2.6m/s)，膜污染速率為9.03xl04m/s。此時(shí)膜污染速率降至最低。系統(tǒng)趨于穩(wěn)定運(yùn)行。這是因?yàn)椤Ｔ诘?791天，隨著COD容積負(fù)荷提高到3.74.4 kg，(m3·d)，膜過(guò)濾總阻力上升為3.1xl0 m-1。在第91145天.COD容積負(fù)荷不再提高，維持

36、COD 4.14.5 kg/(m3.d)，膜旋轉(zhuǎn)速度250 r/min不變，膜過(guò)濾總阻力變化不大.系統(tǒng)處于穩(wěn)定運(yùn)行中。本系統(tǒng)的膜污染速率比隋鵬哲等報(bào)道的分置式厭氧MBR的結(jié)果小12個(gè)數(shù)量級(jí)。從另一方面分析，對(duì)于浸沒(méi)式厭氧MBR相比于分置式厭氧MBR，膜污染更加嚴(yán)重。因此，總體說(shuō)來(lái)，本研究采用的試驗(yàn)系統(tǒng)，膜污染很輕，在膜旋轉(zhuǎn)速度為250 r/min(即膜面剪切流速2.6 m/s)，膜過(guò)濾阻力為2.73x1012m-l3.4x1012m-1時(shí)，實(shí)現(xiàn)了系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行。對(duì)整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程的膜污染速率分析結(jié)果。進(jìn)一步證實(shí)了本新型SAnRMBR系統(tǒng)，通過(guò)內(nèi)置的雙軸旋轉(zhuǎn)膜組件的可控旋轉(zhuǎn)以及組件間的交錯(cuò)旋轉(zhuǎn)，由此產(chǎn)

37、生的氣、液、固三相旋轉(zhuǎn)流，能大大降低膜污染速率。實(shí)現(xiàn)了浸沒(méi)式厭氧MBR系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行。膜污染阻力模型在穩(wěn)定運(yùn)行階段，根據(jù)本試驗(yàn)系統(tǒng)的穩(wěn)定運(yùn)行的水力學(xué)條件和阻力分析結(jié)果，整個(gè)過(guò)濾過(guò)程以濾餅層控制為主，膜污染阻力模型符合濾餅層控制模型見(jiàn)式(2)：1/J2=1/J02 +kt又根據(jù)式(1)可得式(3)：Rt2=(P/J)2將式(3)代入式(2)并變形后可得式(4)R(t)=(R02+kxPt/)0.5根據(jù)式(1)，由I/fl-t作圖，并對(duì)圖形進(jìn)行線性擬合得式(5)：J-2=1.16x109+2.83x106t式(5)相關(guān)系數(shù)為0.939 8，由式(5)可知k=2.83x1011，把k值、試驗(yàn)實(shí)測(cè)的過(guò)

38、濾液的黏度(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時(shí)刻的過(guò)濾阻力，m-1；T：運(yùn)行時(shí)間，d。本結(jié)果與王志偉等的結(jié)果相比，過(guò)濾阻力隨時(shí)間的增大要緩慢得多。說(shuō)明泥餅阻力隨時(shí)間增加很小.本SAnRMBR系統(tǒng)能有效控制和避免污泥顆粒在膜表面的沉積。3.2 超聲波控制膜污染厭氧膜生物反應(yīng)器的形式多采用分置式反應(yīng)器，其膜污染控制手段的研究主要集中于通過(guò)提高錯(cuò)流速度來(lái)改善膜表面的水動(dòng)力條件，但動(dòng)力消耗很高；在組件內(nèi)部添加障礙物 提高湍流效果；引入臨界通量概念優(yōu)化運(yùn)行條件；

39、對(duì)膜材料進(jìn)行優(yōu)選 ，調(diào)理混合液等方面的研究也有報(bào)道。但迄今為止這些研究均未取得突破性進(jìn)展。因此，開(kāi)拓新的膜污染控制方法對(duì)于推動(dòng)厭氧MBR的廣泛應(yīng)用是十分必要的。有研究表明，超聲技術(shù)應(yīng)用于大分子的膜錯(cuò)流過(guò)濾過(guò)程，可以有效提高滲透通量，控制膜污染的發(fā)展；對(duì)于膜清洗過(guò)程，超聲可以有效提高清洗效果。厭氧膜.生物反應(yīng)器中污泥混合液的過(guò)濾過(guò)程與大分子物質(zhì)的過(guò)濾過(guò)程類似。從理論上分析，超聲有可能成為控制厭氧MBR膜污染的一種全新的有效手段。膜表面錯(cuò)流速度的優(yōu)化。試驗(yàn)結(jié)果如圖2所示。在本研究中，當(dāng)膜表面錯(cuò)流速度1.0 m/s時(shí)，膜過(guò)濾總阻力基本穩(wěn)定在5×1011m 左右，7 d的試驗(yàn)過(guò)程中，厭氧MB

40、R系統(tǒng)可以在沒(méi)有超聲作用下實(shí)現(xiàn)穩(wěn)定連續(xù)運(yùn)行。Elmaleb等。在兩相厭氧系統(tǒng)單獨(dú)產(chǎn)甲烷相的膜分離效果研究中，錯(cuò)流速度為1.5 m/s時(shí)，污染阻力為2×10m-1，其結(jié)果和本研究結(jié)果接近。對(duì)錯(cuò)流速度小于1.0 m/s的2種工況的試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行線性擬合，可以得到錯(cuò)流速度為0.75 m/s時(shí)，膜污染速率(d(R)/dt)為8.33×10。m-1·s-1，相應(yīng)的錯(cuò)流速度為0.5 m/s時(shí)，膜污染速率為3.0×10 m-1·s-1。如前所述，對(duì)于厭氧膜一生物反應(yīng)器，一般通過(guò)提高膜表面的錯(cuò)流速度來(lái)控制膜污染的發(fā)展。對(duì)于分置式厭氧MBR的膜表面錯(cuò)流速度通常為1

41、3m/s。1990年，在南非的某工程中采用厭氧消化超濾工藝(ADUF)處理玉米加工廠廢水，該工程中ADUF工藝的膜面錯(cuò)流速度采用了1.6 m/s。本研究采用的試驗(yàn)系統(tǒng)，在該錯(cuò)流速度下單純采用水力方法控制膜污染，也實(shí)現(xiàn)了系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行。超聲功率對(duì)膜污染控制效果的影響本研究針對(duì)較低功率范圍，考察了不同電功率下超聲對(duì)膜污染的控制效果。試驗(yàn)結(jié)果如圖3所示。當(dāng)超聲電功率為30w時(shí)，和沒(méi)有超聲作用的運(yùn)行結(jié)果相對(duì)比，超聲對(duì)膜污染的控制效果不明顯。這主要是由于輸入功率過(guò)低，在液體介質(zhì)中尚未產(chǎn)生空化效應(yīng)，而其他物理效應(yīng)也比較弱。當(dāng)超聲電功率達(dá)到45w時(shí)，對(duì)膜污染表現(xiàn)出明顯的控制效果。盡管采用的是短期運(yùn)行，快速污染

42、的方式，但仍能看到，和沒(méi)有超聲作用相比較，達(dá)到相同的膜過(guò)濾阻力時(shí)，超聲可以使得系統(tǒng)總運(yùn)行時(shí)間延長(zhǎng)6倍。當(dāng)超聲電功率達(dá)到60 w 時(shí)，盡管過(guò)濾總阻力的變化趨勢(shì)在前期和45 W 的差別不大，但運(yùn)行17 h之后，45 W下的過(guò)濾阻力出現(xiàn)快速增加。對(duì)于60 W以上的3種工況，可以看出對(duì)膜污染的控制效果隨著功率的提高而加強(qiáng)。對(duì)5種工況下的運(yùn)行結(jié)果，通過(guò)數(shù)據(jù)擬合計(jì)算了膜污染增長(zhǎng)速率。膜污染增長(zhǎng)速率隨功率變化情況如圖4a所示。從圖4a中可以看出，隨功率的提高，膜污染增長(zhǎng)速率不斷下降，當(dāng)超聲功率超過(guò)45w后，膜污染發(fā)展速率隨電功率升高而降低的趨勢(shì)變小。從超聲所產(chǎn)生的效應(yīng)分析，主要是隨著超聲能量密度大的增加，各

43、種物理和化學(xué)效應(yīng)都不斷增強(qiáng)，但這種增強(qiáng)的程度并不是隨著功率的增加線性增加的。對(duì)過(guò)濾總阻力R達(dá)到4×10 m11的運(yùn)行時(shí)間進(jìn)行了比較。運(yùn)行時(shí)間隨功率變化情況如圖4b所示。當(dāng)電功率從30 w提高到45 w 時(shí)，運(yùn)行時(shí)間延長(zhǎng)了近4倍；而當(dāng)電功率從60 w提高到75 w 以及繼續(xù)提高到90 w 時(shí)，相應(yīng)的運(yùn)行時(shí)間分別提高了330 min(5.5 h)和480 min(8 h)。根據(jù)圖3和圖4，超聲電功率為45w的工況與30 w和沒(méi)有超聲的2個(gè)工況相比。污染控制效果有明顯提高；比較45w和60w的2種工況，其污染控制效果相差不大；對(duì)于60 w 以上(包括60 W)的3個(gè)工況，其污染控制效果和4

44、5 w 以下的工況比較也有明顯提高。在實(shí)驗(yàn)過(guò)程中，對(duì)于低于45 w 的2個(gè)工況，沒(méi)有觀察到聲空化效應(yīng)，其對(duì)膜污染的控制主要是依靠對(duì)膜絲的振動(dòng)；而對(duì)于60 w 以上(包括60 w)的3個(gè)工況，觀察到開(kāi)始有少量劇烈振動(dòng)的氣泡出現(xiàn)，可以認(rèn)為此時(shí)出現(xiàn)了聲空化且其參與了對(duì)膜污染的控制。通過(guò)以上分析，為獲得更好的污染控制效果，對(duì)于本研究所用超聲設(shè)備，其電功率應(yīng)選擇在60 w 以上。超聲在水中產(chǎn)生的一系列物理、化學(xué)效應(yīng)，其強(qiáng)弱取決于超聲的頻率、超聲聲功率和液體介質(zhì)的性質(zhì)。對(duì)于一定頻率的超聲發(fā)生器和給定的液體介質(zhì)，則僅僅取決于聲功率。聲功率越大，則相應(yīng)的能量密度越大，在水中所產(chǎn)生的各種效應(yīng)也越強(qiáng)。超聲換能器所

45、能輸出的聲功率的大小取決于超聲發(fā)生器的電功率和超聲換能器自身的性能。在較低電功率范圍內(nèi)，超聲電功率和聲功率呈線性關(guān)系，可通過(guò)電功率來(lái)表征聲功率。對(duì)于較高的電功率范圍，聲功率并不隨著電功率的增大而線性提高，而是產(chǎn)生更多的熱損耗，最終存在聲功率的極限，聲功率將不隨電功率的提高而提高。對(duì)于本研究所采用的超聲換能器，經(jīng)測(cè)定，當(dāng)電功率超過(guò)150 W 時(shí)，膜組件內(nèi)部的聲場(chǎng)能量密度即不再明顯增加，即150 W 的電功率接近超聲設(shè)備的聲極限。因此，對(duì)于本研究所采用的試驗(yàn)系統(tǒng)，超聲電功率應(yīng)選擇在60150 W之間。超聲對(duì)膜污染的控制效果對(duì)比有超聲作用和沒(méi)有超聲作用2種情況，厭氧MBR系統(tǒng)的膜污染發(fā)展，結(jié)果如圖5

46、所示。在沒(méi)有超聲作用下，7 d的運(yùn)行時(shí)間中，在過(guò)濾壓力小范圍波動(dòng)情況下，滲透通量不斷下降，表明膜過(guò)濾阻力不斷增加。系統(tǒng)運(yùn)行1周后，膜表面有較厚的黑色濾餅層形成。當(dāng)超聲引入后，系統(tǒng)運(yùn)行的第1 d，膜過(guò)濾阻力R快速升高到3×1011m 左右，但接下來(lái)的幾天一直在5×1011m 左右上下波動(dòng)，膜污染得到很好控制。系統(tǒng)運(yùn)行1周后，膜表面也形成有黑色的濾餅層，但濾餅層較薄且不連續(xù)。由此可以看出超聲的引入，系統(tǒng)運(yùn)行在0.75 m/s的錯(cuò)流速度下即可以實(shí)現(xiàn)錯(cuò)流速度為1.0 m/s以上的水力控制效果。利用超聲控制膜污染的發(fā)展，是基于超聲在水中的一系列物理、化學(xué)效應(yīng)。對(duì)于膜錯(cuò)流過(guò)濾過(guò)程來(lái)說(shuō)，

47、由于膜的透過(guò)流量而引起的濃差極化是膜污染發(fā)展的前提，膜污染發(fā)生之后，由于顆粒物的沉積，會(huì)在膜表面形成致密的凝膠層和濾餅層。把超聲引入膜過(guò)濾系統(tǒng)，其產(chǎn)生的物理效應(yīng)和化學(xué)效應(yīng)，首先是超聲聲波可以在水中產(chǎn)生機(jī)械振動(dòng)，引起膜絲的快速抖動(dòng)，從而有利于污染物質(zhì)從膜表面的脫離；其次超聲可以在膜表面的固液邊界層產(chǎn)生微湍流現(xiàn)象，這種微湍流可以起到很好的混合攪拌作用，控制濃差極化的發(fā)展，從而有效控制膜污染的發(fā)展；最后超聲在水中所產(chǎn)生的最重要的效應(yīng)是聲空化效應(yīng)，通過(guò)聲空化效應(yīng)產(chǎn)生聲沖流可以有效沖擊膜表面污染層；聲空化過(guò)程中，空化核的脈動(dòng)可以松動(dòng)濾餅層，此外強(qiáng)烈空化作用產(chǎn)生的羥基自由基可以氧化去除致密的凝膠層。4 厭

48、氧膜生物反應(yīng)器的應(yīng)用4.1 對(duì)城市生活污水的處理城市和生活污水是MBR 在水處理中涉及較早的領(lǐng)域，研究和應(yīng)用都比較廣泛。汪力等采用一體式MBR 對(duì)生活污水處理進(jìn)行的試驗(yàn)研究，取得了良好的處理效果，無(wú)論進(jìn)水水質(zhì)如何變化，均能得到優(yōu)質(zhì)而穩(wěn)定的膜過(guò)濾出水，COD 50 mg·L-1 ，COD的去除率達(dá)到80%以上，且無(wú)色無(wú)味，無(wú)SS，并未檢出大腸桿菌，完全符合國(guó)家建設(shè)部頒布的生活雜用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。劉銳等采用一體式膜生物反應(yīng)器對(duì)生活污水進(jìn)行了中試研究，處理后出水的COD 30 mg·L-1，氨氮 1. 0 mg·L-1 ，無(wú)色無(wú)味，未檢出大腸桿菌，系統(tǒng)出水穩(wěn)定優(yōu)質(zhì)。一體式好

49、氧中空纖維膜-生物反應(yīng)器處理生活污水用于回用在技術(shù)和經(jīng)濟(jì)上都是可行的。汪力等采用一體式MBR 處理城市污水的實(shí)驗(yàn)表明污泥濃度對(duì)COD 去除效果影響較大為保證系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行，污泥質(zhì)量濃度應(yīng)不低于4000 mg·L-1。Muhammad H A1-Malack 等采用MBR對(duì)生活污水處理的研究結(jié)果也表明MBR 對(duì)COD 的去除效果與活性污泥濃度有關(guān)。Thamer A Mohammed 等在進(jìn)水COD 分別為606、1440、2500 mg·L-1 的情況下研究了MBR對(duì)模擬城市污水的處理效果，COD、BOD 和氨氮的去除率分別為97.8%99.9%、98.9%99.9% 和91.

50、 0%99.9%。Fan 等采用浸沒(méi)式MBR 處理盥洗廢水并回用，COD、BOD5、氨氮、色度和濁度的平均去除率分別為90%，99%，95%，80% 和99.7%。經(jīng)濟(jì)分析表明： 用于處理盥洗廢水回用的能耗約為0.320.64 kWh·m-3 ，平均操作花費(fèi)約為0.11 美元/m3。因此MBR廣泛應(yīng)用于城市及生活污水處理的潛力巨大。4.2 對(duì)工業(yè)污水的處理工業(yè)廢水具有有機(jī)物濃度高、化學(xué)成份復(fù)雜、有毒有害物質(zhì)多、難生物降解等特點(diǎn)，傳統(tǒng)處理方法難以有效去除。MBR 因其高效的生物降解和良好的凈化效果使其在各種工業(yè)廢水處理中得到關(guān)注和研究應(yīng)用。制藥廢水處理賈寶瓊等利用膜生物反應(yīng)器處理某中藥

51、加工廠生產(chǎn)廢水，進(jìn)水CODCr、BOD5分別為4120 mg·L-1、2060 mg·L-1，色度為1000 倍時(shí)，經(jīng)處理后，出水CODCr、BOD5的質(zhì)量濃度分別為100 mg·L-1、45 mg·L -1，色度小于60倍，去除率分別達(dá)97.6%、97.8%和94.4%，且出水穩(wěn)定，低于廣東省地方標(biāo)準(zhǔn)水污染物排放限值( DB 44 /262001) 中第二時(shí)段二級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)，有效克服了傳統(tǒng)工藝管理困難、出水不穩(wěn)定的缺點(diǎn)。印染廢水處理印染廢水有機(jī)物含量高、色度深，水質(zhì)變化復(fù)雜，普通生物處理很難，在一定時(shí)間內(nèi)徹底將污染物去除。膜生物反應(yīng)器由于其泥齡長(zhǎng)、污泥濃

52、度高，比傳統(tǒng)活性污泥法更為有效。Sostar等使用超濾膜和反滲透膜聯(lián)合處理一家印染廠的活性染料廢水，首先采用超濾膜進(jìn)行處理，出水再經(jīng)反滲透膜處理，COD、色度、TOC、總磷的去除率分別為94%、99%、85%、97%。我國(guó)關(guān)于處理印染廢水的應(yīng)用研究也取得了一定的進(jìn)展。鄒海燕等利用生物鐵SMBR 法處理模擬印染廢水，對(duì)COD、染料、氨氮的去除率分別高達(dá)92.5%、82.3%、96.4%。在提高印染廢水處理效果方面具有明顯的優(yōu)勢(shì)。將MBR 與其他廢水處理技術(shù)相結(jié)合是印染廢水深度處理的一個(gè)研究方向。食品釀造廢水處理啤酒廢水屬于中等濃度的有機(jī)廢水，單純的好氧生化處理投資高、占地面積大，已很少使用。王志

53、偉等采用一體式厭氧平板膜生物反應(yīng)器處理啤酒廠廢水，結(jié)果表明，當(dāng)CODCr負(fù)荷為5. 28 kg /( m3·d) ，水力停留時(shí)間35 d 時(shí)，CODCr平均去除率為95%。焦化廢水處理傳統(tǒng)生化方法處理焦化廢水存在流程長(zhǎng)、成本高、效率低的缺點(diǎn)，多數(shù)時(shí)間不達(dá)標(biāo)，給企業(yè)和環(huán)境帶來(lái)了很大壓力。李春杰等采用一體化膜序批式生物反應(yīng)器處理焦化廢水，進(jìn)水COD 為4001000 mg·L-1，氨氮為60130 mg·L-1 ，出水時(shí)COD 和氨氮分別維持86. 4 mg·L-1和1 mg·L -1 ，出水水質(zhì)穩(wěn)定并達(dá)到了新的排放標(biāo)準(zhǔn)( 100 mg·

54、L-1 ) 。4.3 對(duì)醫(yī)院污水的處理醫(yī)院污水中含有一些特殊的污染物，如藥物、消毒劑、診斷用劑、洗滌劑，以及大量病原性微生物、寄生蟲(chóng)卵及各種病毒與工業(yè)廢水和生活污水相比，它具有水量小，污染力強(qiáng)的特點(diǎn)。如任其排放，必然會(huì)污染水源，傳播疾病。張穎等采用MBR 處理醫(yī)院污水，MBR 采用全封閉負(fù)壓運(yùn)行，出水水質(zhì)良好，對(duì)其出水進(jìn)行消毒，并對(duì)曝氣尾氣進(jìn)行了處理。臧倩等采用以MBR為主體的工藝處理醫(yī)院廢水，處理能力1000 m3 /d，整套裝置運(yùn)行穩(wěn)定，出水水質(zhì)低于污水排放綜合標(biāo)準(zhǔn)( GB8978-1996) 二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)，部分水質(zhì)指標(biāo)低于一級(jí)排放標(biāo)準(zhǔn)。從可持續(xù)性發(fā)展的觀點(diǎn)出發(fā)，MBR 處理醫(yī)院污水是一種既可

55、提高消毒效果又可在源頭上降低消毒后水體毒性的有效方法。4.4 對(duì)垃圾滲濾液的處理垃圾滲濾液中含有多種難降解有機(jī)成分，污染物濃度高、毒性強(qiáng)、成分復(fù)雜、水質(zhì)水量波動(dòng)大，采用傳統(tǒng)廢水工藝處理很難達(dá)到排放要求。Visvanathan 等采用MBR 工藝處理垃圾滲濾液，系統(tǒng)對(duì)COD 和氨氮的去除率分別79% 和75%。申歡等采用浸沒(méi)式膜生物反應(yīng)器處理垃圾滲濾液。結(jié)果表明，COD 的去除率為65% 84.2%，COD 的去除率隨水力停留時(shí)間的延長(zhǎng)而增加。4.5 在脫氮除磷方面的應(yīng)用生物脫氮機(jī)理污水生物脫氮的基本原理就是在將有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為氨態(tài)氮的基礎(chǔ)上，先利用好氧段經(jīng)硝化作用，由硝化細(xì)菌和亞硝化細(xì)菌的協(xié)同作用

56、，將氨氮通過(guò)反硝化作用轉(zhuǎn)化為亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮，即，將轉(zhuǎn)化為和。在缺氧條件下通過(guò)反硝化作用將硝氮轉(zhuǎn)化為氮?dú)猓?，將（?jīng)反亞硝化）和（經(jīng)反硝化）還原為氮?dú)猓绯鏊驷尫诺酱髿?，參與自然界氮的循環(huán)。水中含氮物質(zhì)大量減少，降低出水的潛在危險(xiǎn)性，達(dá)到從廢水中脫氮的目的1。硝化短程硝化：硝化全程硝化（亞硝化+硝化）：反硝化反硝化脫氮： 反硝化厭氧氨氧化脫氮：反硝化厭氧氨反硫化脫氮：廢水中氮的去除還包括靠微生物的同化作用將氮轉(zhuǎn)化為細(xì)胞原生質(zhì)成分。主要過(guò)程如下：氨化作用是有機(jī)氮在氨化菌的作用下轉(zhuǎn)化為氨氮。硝化作用是在硝化菌的作用下進(jìn)一步轉(zhuǎn)化為硝酸鹽氮。其中亞硝酸菌和硝酸菌為好氧自養(yǎng)菌，以無(wú)機(jī)碳化合物為碳源，從或的氧化反應(yīng)中獲取能量。其中硝化的最佳溫度在純培養(yǎng)中為25-35 ，在土壤中為30-40 ，最佳pH 值偏堿性。反硝化作用是反硝化菌（大多數(shù)是異養(yǎng)型兼性厭氧菌，DO<0.5 mg/L）在缺氧的條件下，以硝酸鹽氮為電子受體，以有機(jī)物為電子供體進(jìn)行厭氧呼吸，將硝酸鹽氮還原為或，同時(shí)降解有機(jī)物。生物除磷原理磷在自然界以2 種狀態(tài)存在：可溶態(tài)或顆粒態(tài)。所謂的除磷就是把水中溶解性磷轉(zhuǎn)化為顆粒性磷，達(dá)到磷水分離。廢水在生物處理中，在厭氧條件下，聚磷菌的生長(zhǎng)受到抑制，為了自身的生長(zhǎng)便釋放出其細(xì)胞中的聚磷酸鹽，同時(shí)產(chǎn)生利用廢水中簡(jiǎn)單的溶解性有機(jī)基質(zhì)所需的能量，稱該過(guò)程為磷的釋放。進(jìn)入好