膜生物反应器（MBR）处理不同浓度高硫酸盐有机废水污泥性质和膜污染研究

肖小兰; 干永鹏; 冯永锐; 王潇; 阮文权

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2022111101

膜生物反应器（MBR）处理不同浓度高硫酸盐有机废水污泥性质和膜污染研究

1.
江南大学环境与土木工程学院，无锡，214122
2.
无锡马盛环境能源科技有限公司，无锡，214122

通讯作者: E-mail：wqruan@jiangnan.edu.cn

基金项目:
国家重点研发计划绿色生物制造专项（2021YFC2102200），江苏省社会发展-面上项目（BE2020755），无锡市科技成果产业化资金-“太湖之光”科技攻关（产业化关键技术攻关）（C20212004）和中央高校基本科研业务费专项资金（JUSRP122027）资助.

Sludge properties and membrane fouling of aerobic membrane bioreactor (MBRs ) in treating organic wastewater with different concentrations of sulfate

1.
School of Environmental and Civil Engineering, Jiangnan University, Wuxi, 214122, China
2.
Wuxi Masun Environmental Energy Technology Co., Ltd, Wuxi , 214122, China

Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn

Fund Project: the National Key R&D Program, Green Bio-Manufacturing (2021YFC2102200)，Jiangsu Social Development-General Project (BE2020755)， Wuxi Science and Technology Achievement Industrialization Fund-"Light of Taihu Lake" Science and Technology Research (Key Technology Research of Industrialization) (C20212004) and Special Funds for Basic Scientific Research Business Expenses of Central Universities（JUSRP122027）

摘要: 针对食品加工过程中产生的高 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 的高浓度有机物废水，采用膜生物反应器（MBR）工艺对其进行处理研究，分别考察了1.6%和2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度下反应器运行性能、污泥性质和膜污染变化情况. 经过110 d的运行时间对比发现，1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度下MBR获得的最大有机负荷为1.0 kg·(m³·d)⁻¹ COD，其化学需氧量（COD）、氨氮和总氮的去除率分别为97.2%、92.5%和89.5%. 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度下微生物受到的抑制更强，其获得的最大有机负荷仅为0.5 kg ·(m³·d)⁻¹ COD，其COD、氨氮和总氮的去除率分别为96.3%、82.6%和80.7%. 此外， ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度为1.6%的反应器在更高的膜运行通量下，膜污染速率反而比2.6%系统更慢. 进一步分析其污泥性质发现 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度为1.6%系统内的混合液悬浮固体浓度(MLSS)和挥发性悬浮固体浓度（MLVSS）稳定在7.1 g·L⁻¹和5.9 g·L⁻¹左右，MLVSS/MLSS值较初始污泥有所提高，从80.2%升高到83%. ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度为2.6%体系内MLSS和MLVSS稳定在6 g·L⁻¹和4.5 g·L⁻¹左右，MLVSS/MLSS较初始污泥有所降低，最终稳定在75%左右. 较低的MLSS和MLVSS/MLSS加速了膜表面滤饼层的形成，导致2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统膜污染更快. 经过长期的高盐环境驯化后，1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 和2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统成熟污泥的溶解性微生物产物（SMP）和结合性的胞外聚合物（BEPS）均有所上升，SMP从13.5 mg·g⁻¹ VSS上升到20.4 mg·g⁻¹ VSS和65.3 mg·g⁻¹ VSS，BEPS从36.9 mg·g⁻¹ VSS上升到181.8 mg·g⁻¹ VSS和227.3 mg·g⁻¹ VSS. 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统的SMP和BEPS的值均大于1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统，从而使得2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统的TMP上升加快，膜污染加剧. 1.6%系统MBR中污泥粒径从接种时的82.3 μm增加至125.84 μm，而2.6% SO₄^2-系统中污泥粒径降至78.23 μm. 相较于1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统，2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统的污泥粒径更小，更容易堆积于膜表面，使得滤饼层更加紧致，加速了膜污染的形成. 两套装置的膜阻力都主要来源于外部阻力，但2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统的内部阻力占比较1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统更高. 综上，不同盐度对MBR体系的运行效能、污泥性质及膜污染情况具有显著的影响. 因此本研究可为MBR应用于高盐高浓度有机物废水的处理提供理论基础和实践指导.
- 高有机物 /
- 高硫酸盐废水 /
- 好氧膜生物反应器 /
- 水处理 /
- 膜污染
Abstract: The organic wastewater with high ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentration produced in the food processing plant was treated by aerobic membrane bioreactor （MBR） process, and the performance, sludge properties and membrane fouling of the MBR were investigated at different ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentrations of 1.6% and 2.6% respectively. For the operation period of 110 days, it was found that the maximum organic loading rate (OLR) of the MBR at the concentration of 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ was 1.0 kg· (m³·d)⁻¹ COD, and the removal efficiencies of chemical oxygen demand（COD）, ammonia nitrogen and total nitrogen were 97.2%, 92.5% and 89.5% respectively. However, at the concentration of 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ , the maximum OLR was only 0.5 kg·(m³·d)⁻¹ COD, and removal efficiencies of COD, ammonia nitrogen and total nitrogen were 96.3%, 82.6% and 80.7% respectively. In addition, the membrane fouling rate of the reactor with 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentration was slower than that of the 2.6% system, although the reactor with 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentration operated at higher membrane flux than the 2.6% system. Further analysis of the sludge properties showed that the MLSS and MLVSS in the system with 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentration were stable at about 7.1 g·L⁻¹ and 5.9 g·L⁻¹, and the MLVS/MLSS was 83% with higher than that of the initial sludge. The MLSS and MLVSS in the system with 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentration were stable at 6 g·L⁻¹ and 4.5 g·L⁻¹, and the MLSS/MLVSS was only 75% with lower than that of the initial sludge. Lower MLSS and MLVSS/MLSS accelerated the formation of cake layer on the membrane surface, resulting in a serious membrane fouling of 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system. After long-term acclimation in high-salt environment, SMP and BEPS of mature sludge for 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ and 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ systems increased. SMP increased from 13.5 mg·g⁻¹VSS to 20.4 mg·g⁻¹VSS and 65.3 mg·g⁻¹VSS, and BEPS increased from 36.9 mg·g⁻¹VSS to 181.8 mg·g⁻¹VSS and 227.3 mg·g⁻¹VSS respectively for 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ and 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ systems. The SMP and BEPS in 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system were both higher than that of 1.6% SO₄^2- system, thus the TMP of 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system increases rapidly and the fouling aggravated. Compared with inoculated sludge, the particle size of MBR in 1.6% system increased from 82.3 μm to 125.84 μm respectively, while that of 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system decreased from 82.3 μm to 78.23 μm. Compared with 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system, the smaller particle size in 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system was easier to accumulate on the membrane surface, which made the cake layer more compact and accelerated the membrane fouling. The membrane resistances of both the two MBRs mainly composed of the external resistance. However, the internal resistance of 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system was higher than that of 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system. In short, different salinity had significant influence on the operation efficiency, sludge properties and membrane fouling of MBR system. Therefore this study can provide theoretical basis and practical guidance for the application of MBR in the treatment of high-salt and high-concentration organic wastewater.
- high organic matter /
- high sulfate wastewater /
- aerobic membrane bioreactor /
- water treatment /
- membrane fouling.

在矿区开采和冶炼过程中，大量重金属伴随矿渣、冶炼废水和废气通过雨水淋溶、污水灌溉、大气降尘等方式进入土壤，造成矿区农田污染^[1]。矿区农田重金属污染土壤修复可从两方面开展工作。一是从土壤的角度选用合适的调理剂对原生土壤进行调理；二是从作物的角度筛选合适的经济作物种植。无机试剂能与合适价态的重金属离子发生氧化、还原、沉淀等反应，从而改变重金属的迁移量。天然有机肥能够增加土壤肥力，改善土壤微生态环境，同时有机肥中的有机物能够与重金属发生络合，降低土壤中重金属向植物的转移量^[2]。因此，无机-有机混合调理剂是一类重要的调理试剂。不同的植物对不同重金属的吸收量具有较大差异。重金属具有多种形态，其中有效态迁移性最强，最容易被植物吸收富集，是评价可迁移重金属数量的重要指标^[3]。筛选适合不同重金属污染土壤种植的作物也是土壤修复的重要内容。油葵、孔雀草和香茅草是华南地区主要的油料作物。桑树是普遍种植的经济作物，具有较强的重金属耐受性。

单纯对污染农田进行修复已不能满足污染农田地区居民对土壤经济价值的追求。边修复边生产是满足当地居民、政府和环保企业、等各方需求的主要发展方式。蚕沙是新鲜桑叶被蚕食后排出的代谢产物，主要成分是黄酮类化合物，一定程度上可改变土壤细菌群落的结构和优势种群，并作为天然有机肥使用^{[4, 5]}。田间实验表明施加蚕沙能够增加土壤中的有机碳，降低温室气体排放^[6]。含铁物质反应活性高、表面具有多羟基位点，可广泛用于重金属的调理^[7-8]。

本研究基于前期重金属污染农田的调理剂筛选结果，采用蚕沙-铁基复合调理剂进行异位调理，并开展4种经济作物的两季盆栽实验，探究调理剂与植物栽培对污染土壤中多种重金属有效态的影响，以期为多金属污染矿区农田土壤进行经济作物种植提供参考。

1. 材料与方法

1.1 实验材料

油葵和孔雀草的种子均采购于南宁蔬菜种子公司。香茅草和桑树苗购于南宁市西乡塘区苹果枣苗木经营部。蚕沙购于河池市桂恒旺科技有限责任公司。还原铁粉、伊蒙土购于南宁雄润化学试剂有限公司。供试土壤采自广西某硫化矿区重金属污染农田，pH为6.4，为弱酸性土壤。该土壤中主要污染物为镉、砷、铅、锌、铜，其质量分数分别为74、1848、2014、272、254 mg·kg⁻¹，相应的有效态分别为4.8、21.2、170.1、24.8、48.4 mg·kg⁻¹，有机质为22.2 mg·kg⁻¹。根据《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准 (试行) 》 (GB15618-2018) ，供试土壤镉、砷、铅、锌、铜分别是风险筛选值的245倍、20倍、2倍、9倍、4倍，其中镉、砷均超过风险管控值。

1.2 盆栽实验方法

盆栽实验常温进行，分为对照组和实验组，对照组为不添加调理剂+植物，实验组为添加调理剂+植物。盆栽植物为油葵(Helianthus annuus Linn.)、孔雀草(Tagetes patula L.)、香茅草(Cymbopogon citratus.)、桑树(Morus alba L.)4种植物，每种植物均设置 3 个处理。1) CK (空白对照) ；2) S₁Fe₂ (蚕沙：还原铁粉=1:2) ；3) S₁Y₁Fe₂ (蚕沙：伊蒙土：还原铁粉=1:1:2) 。总共 12 个处理，每个处理设置重复3次。具体如表1所示。

表 1 实验处理

Table 1. Treatments in experiment

对照组	添加还原铁粉实验组	添加伊蒙土和还原铁粉实验组
CK	S₁Fe₂	S₁Y₁Fe₂
桑树Morus alba L.	S₁Fe₂+桑树	S₁Y₁Fe₂+桑树
油葵Helianthus annuus Linn.	S₁Fe₂+油葵	S₁Y₁Fe₂+油葵
孔雀草Tagetes patula L.	S₁Fe₂+孔雀草	S₁Y₁Fe₂+孔雀草
香茅草Cymbopogon citratus.	S₁Fe₂+香茅草	S₁Y₁Fe₂+香茅草

| Show Table

DownLoad: CSV

盆栽在23 cm×14 cm塑料花盆中进行，共含供试土壤1 800 g，按质量分数3%添加调理剂。在花盆中加入基肥 (N:P:K=17:8:26) ，将调理剂与土壤混匀后加入盆中，加入去离子水保持土壤含水量为田间最大持水量的60%~70%^[9]。平衡20 d后，分别将油葵、孔雀草种子均匀洒入塑料花盆中并覆盖少量土，再将1株香茅草和桑树移栽入盆中，喷洒适量去离子水。待油葵、孔雀草出苗7 d后根据幼苗长势定苗至3株，生长期保持含水量为田间最大持水量的 60%~70%。60 d后，采集土壤样品进行重金属有效态含量的测定。之后，播种第2批油葵、孔雀草，并移栽1株香茅草，油葵和孔雀草出苗7 d后分别定苗至6株和4株。60 d后，采集第二季土样。将土样风干混匀，过20目筛，测定土壤的pH、有机质及有效态重金属含量。

1.3 测定项目和方法

土壤中有效态镉和锌采用二乙三胺五乙酸提取—电感耦合等离子体发射光谱法 (HJ 804—2016) 测定；有效态砷采用盐酸提取—原子荧光法测定；有效态铜按照二乙三胺五乙酸—原子吸收分光光度法 (NY/T 890—2004) 测定；有效态铅按照二乙三胺五乙酸提取—原子吸收分光光度法 (GB/T 23739—2009) 测定。土壤pH按照电位法 (NY/T 1377—2007) 测定。有机质按照重铬酸钾—硫酸定量法 (NY/T 9834—1988) 测定。

1.4 数据处理

用Excel2010进行基础计算，SPSS软件进行同作物的不同处理间单因素方差分析，最后用origin8.5软件作柱状图。

2. 结果与讨论

2.1 不同处理中土壤pH值的变化

在重金属污染土壤中施加复合调理剂后，两季作物生长后土壤的pH变化如图1所示。第一季施加S₁Fe₂后，土壤pH提高了0.68~1.08，施加S₁Y₁Fe₂后土壤pH提高了0.26~0.78。第二季施加S₁Fe₂后，土壤pH提高了0.61~1.03，施加S₁Y₁Fe₂后土壤pH提高了0.36~0.76。2种调理材料对土壤pH值的影响差异不显著。植物根系分泌的低分子有机酸使pH降低，且降低程度因作物品种不同而不同^[10]。第一季种植孔雀草后土壤pH降低最显著，比原土pH值低0.57。而香茅草和桑树两季种植后的土壤pH都是略低于原土pH。两季相比，pH增幅有一定差别。S₁Fe₂-孔雀草组合，两季的pH分别增加1.08和1.03，增幅最大。S₁Fe₂-桑树组合，两季的pH分别增加0.69和0.61，增幅最小。蚕沙pH为9.6，呈碱性，可与土壤中的H⁺发生中和反应，提高pH。此外，伊蒙土中的SiO₄^2-可释放与土壤中的OH⁻发生交换而增加pH^[11]。

图 1 处理对土壤pH的影响

Figure 1. Effect of treatment on the soil pH

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.2 不同处理中土壤有机质含量的变化

如图2所示，种植第一季作物后实验组土壤有机质相对空白组的变化为+0.43%~+6.05%，第二季为−1.11%~8.15%。第一季种植油葵后，添加S₁Fe₂有机质的含量增加最大为6.05%。第二季种植孔雀草后，施加两种调理剂有机质含量的增加量最大分别是8.15%和5.13%。第二季种植桑树后，施加两种调理剂有机质含量分别降低−0.56%和−1.11%。添加S₁Fe₂对有机质含量的增加幅度略高于S₁Y₁Fe₂，蚕沙属于碱性有机材料，伊蒙土及铁粉为中性无机材料，蚕沙与其复配后，随着蚕沙占比量的增加，土壤有机质增加。蚕沙富含蛋白、脂肪等有机物，不仅供给植物生长需要的养分，同时能够提高土壤的有机质含量、改善微生物的生长环境、促进微生物的生长、提高土壤的保水保肥等综合能力^[12]。

图 2 处理对土壤有机质含量的影响

Figure 2. Effect of treatment on the organic contents in soil

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.3 不同处理中土壤重金属有效态含量的变化

2.3.1 有效态镉的变化

两季植物种植后土壤的有效态镉变化如图3。在种植第一季植物后，添加S₁Fe₂处理与空白相比能显著降低土壤中有效态Cd的含量，降低5.7%~30.3%。种植孔雀草与香茅草的处理中有效态Cd降低最显著，分别降低30.3%和29.3%，种植油葵的土壤中有效态Cd仅降低5.7%。添加S₁Y₁Fe₂处理后，除油葵外，种植孔雀草、香茅草和桑树的土壤中有效态Cd分别降低19.3%、19.1%和19.3%。S₁Fe₂的调理效果略优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季植物后，除种植桑树的处理无调理效果外，其余有效态镉均有降低。与空白相比，施加S₁Fe₂处理效果最佳的为香茅草，其次为孔雀草，有效态镉含量分别降低26.0%和13.6%，种植油葵降低不显著。施加S₁Y₁Fe₂调理效果最显著的为油葵，有效态镉降低15.0%，其他3种植物与空白无显著差异。综合来看S₁Fe₂联合香茅草的种植模式对有效态镉的降低效果最佳。蚕沙含有络合镉的多种有机物结构，而铁粉具有较强的还原性能够使高价态的重金属离子发生形态转化，从而降低有效态镉^[13]。

图 3 处理对有效态镉的影响

Figure 3. Effect of treatment on the effective Cd

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.3.2 有效态砷的变化

两季植物种植后土壤有效态砷变化如图4。种植第一季作物后两种调理材料均能显著降低土壤中有效态As含量。添加S₁Fe₂种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态As分别降低了34.4%、36.1%、49.5%和36.6%，添加S₁Y₁Fe₂后对应的百分比分别是31.3%、31.8%、47.3%和19.0%。4种作物处理中，种植桑树的处理中添加S₁Fe₂对土壤As的调理效果优于S₁Y₁Fe₂，其余处理调理效果差异不显著。第二季添加S₁Fe₂后油葵、孔雀草、香茅草和桑树的有效态As分别降低46.4%、55.9%、54.6%和56.6%，添加S₁Y₁Fe₂后有效态As分别降低43.4%、29.1%、57.8%和44.6%。孔雀草添加S₁Fe₂对有效态砷的调理效果显著优于S₁Y₁Fe₂。第二季作物种植后有效态的降低率比第一季更高，可能是铁粉的反应存在一定的缓释型，随着反应时间的延长，铁粉逐渐被氧化形成铁氧化物，铁粉氧化过程中与土壤中砷发生氧化还原反应，且砷在铁氧化表面发生专性吸附，从而降低土壤砷的有效性^[14-15]。

图 4 处理对有效态砷的影响

Figure 4. Effect of treatment on the effective As

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.3.3 有效态铅的变化

两季植物种植后土壤有效态铅变化如由图5。种植第一季作物后，与空白相比，添加S₁Fe₂种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树后有效态铅分别降低7.6%、33.6%、23.5%和31.3%；添加S₁Y₁Fe₂除油葵的增加外，孔雀草、香茅草和桑树的有效态铅分别降低19.6%、8.0%和29.8%，S₁Fe₂调理效果优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季作物后除香茅草的处理添加S₁Fe₂和S₁Y₁Fe₂使有效态铅分别降低27.8%和26.3%外，其余3种作物添加两种调理材料均增加了有效态铅含量。S₁Fe₂组实验的调理效果更好。这说明从重金属的有效态来看伊蒙土的协同作用不强，其原因可能是伊蒙土属于蒙脱石和伊利石的过渡性产物，属于片层状硅酸盐，层间有可交换的阳离子，而交换释放的钠离子、镁离子等可能对植物生长有利，故对重金属离子交换吸附数量有限，对不同重金属的吸附量也存在差异^[16]。

图 5 处理对有效态铅的影响

Figure 5. Effect of treatment on the effective Pb

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.3.4 有效态锌的变化

两季植物种植后土壤有效态锌变化见图6。种植第一季作物两种调理材料均能显著降低土壤中有效态锌含量，添加S₁Fe₂后油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态锌分别降低31.8%、50.5%、50.5%和52.1%；添加S₁Y₁Fe₂后对应有效态锌分别降低6.5%、40.2%、40.6%和44.3%。S₁Fe₂对有效态Zn的调理效率显著优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季作物后，添加调理材料后有效态锌含量有所下降，添加S₁Fe₂种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态锌分别降低38.9%、36.7%、47.5%和20.2%；添加S₁Y₁Fe₂4种作物的有效态锌分别降低35.9%、28.7%、31.9%和20.7%。上述结果可能原因有：一是蚕沙提高土壤pH后，增加了土壤表面的可变负电荷，促进了胶体对锌的吸附；二是氢离子的减少使得有机质与锌结合的更加牢固，从而降低了有效态^[17]。

图 6 处理对有效态锌的影响

Figure 6. Effect of treatment on the effective Zn

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.3.5 有效态铜的变化

两季植物种植后土壤有效态铜变化见图7。种植第一季作物后与空白相比，添加S₁Fe₂后种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态铜分别降低14.1%、45.7%、42.0%和41.8%；添加S₁Y₁Fe₂后除种植油葵有效态铜增加外，孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态铜分别降低36.3%、29.9%和35.4%，且S₁Fe₂的调理效果显著优于S₁Y₁Fe₂。种植第二季作物后添加调理材料能一定程度上降低土壤中有效态铜含量。除种植油葵外，其余3种植物处理中有效态铜的调理效率降低。添加S₁Fe₂后种植油葵、孔雀草、香茅草和桑树的处理中有效态铜分别降低17.3%、16.7%、26.9%和8.1%，添加S₁Y₁Fe₂后对应的有效态铜分别降低了20.7%、8.1%、17.5%和13.4%。2种调理剂和4中植物不同组合条件下，有效态铜均有所下降。这表明碱性的蚕沙作用下，土壤中的负电荷胶体数量增加，与胶体络合的铜数量增加，被植物吸收的铜减少^[18]。

图 7 处理对有效态铜的影响

Figure 7. Effect of treatment on the effective Cu

下载: 全尺寸图片幻灯片

2.3.6 修复方法的对比

对近几年报道的典型重金属污染土壤的修复方法进行汇总如表2。现有修复方法呈现以下特点：调理剂与植物栽培协同修复单一重金属污染土壤，比如文献[17-23]；2种以上重金属污染的单季协同修复，比如文献[24-28]；作物品种以水稻、小麦等传统作物为主；结论集中在植物达到食品安全国家标准、植物重金属含量的降幅和土壤中重金属有效态的降幅3个方面。事实上，农田污染的重金属是多种共存的，重金属污染土壤的治理也以同时降低多种重金属含量为目标，因此，多种金属同时治理在场地实施方面更具参考价值。在作物的选择上，重金属污染地区的农民更热衷于经济作物的种植以摆脱污染造成的经济困扰。作物安全的长期性是污染区农民考虑的重要因素，同一作物连续两季种植时的钝化效果需要评估。此外，受市场经济调控的影响，长期种植单一的经济作物也不符合实际，需要根据市场行情进行灵活调整，故经济作物的筛选很有必要。作物达标是修复目的，但影响因素很多。降低土壤中重金属的有效态含量是首要条件。本研究以西南某硫化矿矿区旱地土壤为对象，开展镉、砷、铅、锌、铜污染土壤的多种经济作物盆栽小试，发现添加蚕沙-铁粉调理剂时4种经济作物能同时降低5种重金属的有效态，香茅草连续两季种植能同时降低5种重金属有效态，可为相关场地修复的实施提供参考。

表 2 修复方法的对比

Table 2. Comparison of amendment methods

序号	污染种类	调理剂	作物品种	时长	主要结论	参考文献
1	镉	凹凸棒粘土	水稻、小麦	三季	水稻达标；小麦降低	[19]
2	镉	钙镁磷肥	水稻	单季	降低53.3%~75.6%	[20]
3	镉	生物炭	棉花	单季	最大降低57.3%	[21]
4	镉	石灰、腐殖酸	水稻	单季	达标	[22]
5	镉	硅钙镁肥、腐殖酸	小麦	单季	最大下降81.77%	[23]
6	铜	生物炭	甜菜	单季	有效态最大降低24.8%	[24]
7	铜	生石灰	油菜、水稻	三季	有效态最大降低38.9%	[18]
8	镉、锌	ND	玉米	单季	雅玉98为低积累品种	[25]
9	镉、铅	石灰、海泡石、铁锰矿粉	小白菜	单季	降低有效态、降低镉铅含量	[26]
10	铅、锌、锌、铜	ND	芦苇、芒萁、笔管草、乌蕨、乌毛蕨、藿香蓟和毛蕨	单季	芒萁对Cd、Pb、Cu具有较强吸收能力	[27]
11	镉、砷、锌	蚕沙、铁粉	ND	单季	有效态分别降低42.5%、75.0%、48.6%	[28]
12	铅、砷、镉、锌、铜	海泡石、鸡粪	油菜	单季	达标	[29]
13	镉、砷、铅、锌、铜	蚕沙、铁粉	油葵、孔雀草、香茅草、桑树	两季	单季有效态分别降低30.3%、49.5%、33.6%、52.1%、45.7%；香茅草两季同时降低5种重金属有效态	本文

| Show Table

DownLoad: CSV

3. 结论

1) 2种调理剂和4种经济作物共同作用下，两季种植过程中土壤的pH均增大。土壤的有机质在第一季均增加。

2) 添加蚕沙-铁粉调理剂油葵、孔雀草、香茅草和桑树单季种植时能同时降低镉、砷、铅、锌、铜有效态的含量，香茅草两季种植时能同时降低以上5种重金属有效态含量，具有潜在应用价值。2种调理剂对不同重金属有效态的调理能力不同，调理剂对重金属有效态的调理能力不一定具有双季延续性。因此，具有广泛普适性和延续性的调理剂仍有待研究。

图 1 反应器装置图

Figure 1. reactor device diagram

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 2 反应器跨膜压差变化

Figure 2. Changes of transmembrane pressure difference in the reactor

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 3 反应器平均MLSS、MLVSS及其比值变化

Figure 3. changes of average MLSS, MLVSS and their ratios in the reactor

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 4 两种 ${\rm{SO} }_4^{2-}$ 浓度反应器内SMP、BEPS的变化

Figure 4. Changes of SMP and BEPS in two reactors

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 5 反应器中污泥体积平均径的变化

Figure 5. Changes of volume average diameter of sludge in the reactor

下载: 全尺寸图片幻灯片

图 6 1.6% ${\rm{SO} }_4^{2-}$ 系统和1.6% ${\rm{SO} }_4^{2-}$ 系统第三次清洗时的膜阻力分布情况

Figure 6. Distribution of membrane resistance of 1.6% ${\rm{SO} }_4^{2-}$ system and 1.6% ${\rm{SO} }_4^{2-}$ system during the third cleaning

下载: 全尺寸图片幻灯片

表 1 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统进水水质

Table 1. The influent quality of 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system

	第1 天—第25天	第26天—第60天	第61天—第110天
pH	3.8—4.2	3.8—4.2	3.8—4.2
硫酸根/（mg·L⁻¹）	16000—17800	17200—17900	17200—17900
COD/（mg·L⁻¹）	5400—5600	5400—5600	7500—8100
TDS/（g·L⁻¹）	27—30	27—30	27—30
电导率/（ms·cm⁻¹）	25—30	28—30	28—30
TN/（mg·L⁻¹）	20—25	180—200	320—350
TP/（mg·L⁻¹）	5—10	8—10	8—10
氨氮/（mg·L⁻¹）	15—20	15—20	15—20
Ca/（mg·L⁻¹）	25—35	25—35	25—35
Mg/（mg·L⁻¹）	5—15	5—15	5—15
Fe/（mg·L⁻¹）	0.1—0.6	0.1—0.6	0.1—0.6

下载: 导出CSV

表 2 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 系统进水水质

Table 2. The influent quality of 2.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ system

	第1天—第40天	第41天—第50天	第51天—第110天
pH	3.7—3.9	3.5—4.1	3.6—4.2
硫酸根/（mg·L⁻¹）	26800—28000	26800—28000	22600—23000
COD/（mg·L⁻¹）	8000—8900	7000—7800	7500—8000
TDS/（g·L⁻¹）	42—45	45—55	50—54
电导率/（ms·cm⁻¹）	38—40	38—40	38—40
TN/（mg·L⁻¹）	28—30	320—350	320—350
TP/（mg·L⁻¹）	10—15	10—15	15—20
氨氮/（mg·L⁻¹）	15—20	15—20	15—20
Ca/（mg·L⁻¹）	35—45	35—45	35—45
Mg/（mg·L⁻¹）	10—20	10—20	10—20
Fe/（mg·L⁻¹）	0.2—0.8	0.2—0.8	0.2—0.8

下载: 导出CSV

表 3 MBR反应器运行策略

Table 3. Operating strategy of MBR reactor

${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentration	阶段 Stage	天数/d Days	容积负荷/（kg·（m³·d）⁻¹COD） VLR	HRT /d	SRT/d
1.6%	提盐驯化阶	1—20	0.5	10	不排泥
	负荷提升阶段Ⅰ	21—40	0.6	8.5	44
	负荷提升阶段Ⅱ	41—80	0.72	8.5—10.2	44
	负荷提升阶段Ⅲ	81—110	1.0	7	44
2.6%	提盐驯化阶段	1—36	0.5	16	不排泥
2.6%	负荷稳定阶段	37—110	0.5	16—22	44
注：进水 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度为1.6%的反应器在负荷提升阶段Ⅰ内（第26 天）开始排泥，控制SRT为44 d. 1.6%系统在负荷提升阶段Ⅱ和2.6%系统的负荷稳定阶段进水COD有所变化，HRT作了相应调整.
Note: The reactor with influent of 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ discharged sludge at the 26^th day in stage I of VLR improvement, with SRT controlled at 44 days; As the influent COD concentration changed from stage Ⅱ of VLR improvement in 1.6% system and the VLR stabilizing stage in 2.6% system, the HRT was adjusted accordingly.

${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ concentration	阶段 Stage	天数/d Days	容积负荷/（kg·（m³·d）⁻¹COD） VLR	HRT /d	SRT/d
1.6%	提盐驯化阶	1—20	0.5	10	不排泥
	负荷提升阶段Ⅰ	21—40	0.6	8.5	44
	负荷提升阶段Ⅱ	41—80	0.72	8.5—10.2	44
	负荷提升阶段Ⅲ	81—110	1.0	7	44
2.6%	提盐驯化阶段	1—36	0.5	16	不排泥
2.6%	负荷稳定阶段	37—110	0.5	16—22	44
注：进水 ${\rm{SO}}_4^{2-}$ 浓度为1.6%的反应器在负荷提升阶段Ⅰ内（第26 天）开始排泥，控制SRT为44 d. 1.6%系统在负荷提升阶段Ⅱ和2.6%系统的负荷稳定阶段进水COD有所变化，HRT作了相应调整.
Note: The reactor with influent of 1.6% ${\rm{SO}}_4^{2-}$ discharged sludge at the 26^th day in stage I of VLR improvement, with SRT controlled at 44 days; As the influent COD concentration changed from stage Ⅱ of VLR improvement in 1.6% system and the VLR stabilizing stage in 2.6% system, the HRT was adjusted accordingly.

下载: 导出CSV

表 4 反应器运行数据

Table 4. Reactor Operation Data

${\rm{SO} }_4^{2-}$ 浓度 ${\rm{SO} }_4^{2-}$ concentration	阶段Stage	天数/dDays	容积负荷/（kg·（m³·d）⁻¹ COD）VLR	出水COD值/（mg·L⁻¹）COD value of effluent	COD去除率/%COD removal rate	氨氮去除率/%Ammonia nitrogen removal rate	TN去除率/%TN removal rate	TP去除率/%TP removal rate
1.6%	提盐驯化阶	1—20	0.5	205—210	96.2	81.3	36.7	35.2
	负荷提升阶段Ⅰ	21—40	0.6	135—145	97.4	57.6	88.4	57.5
	负荷提升阶段Ⅱ	41—80	0.7	120—145	97.5	90.8	89.7	99.8
	负荷提升阶段Ⅲ	81—110	1.0	180—190	97.2	92.5	89.5	100.0
2.6%	提盐驯化阶段	1—36	0.5	400—460	94.7	68.2	35.6	59.6
2.6%	负荷稳定阶段	37—110	0.5	280—290	96.3	82.6	80.7	100.0

${\rm{SO} }_4^{2-}$ 浓度 ${\rm{SO} }_4^{2-}$ concentration	阶段Stage	天数/dDays	容积负荷/（kg·（m³·d）⁻¹ COD）VLR	出水COD值/（mg·L⁻¹）COD value of effluent	COD去除率/%COD removal rate	氨氮去除率/%Ammonia nitrogen removal rate	TN去除率/%TN removal rate	TP去除率/%TP removal rate
1.6%	提盐驯化阶	1—20	0.5	205—210	96.2	81.3	36.7	35.2
	负荷提升阶段Ⅰ	21—40	0.6	135—145	97.4	57.6	88.4	57.5
	负荷提升阶段Ⅱ	41—80	0.7	120—145	97.5	90.8	89.7	99.8
	负荷提升阶段Ⅲ	81—110	1.0	180—190	97.2	92.5	89.5	100.0
2.6%	提盐驯化阶段	1—36	0.5	400—460	94.7	68.2	35.6	59.6
2.6%	负荷稳定阶段	37—110	0.5	280—290	96.3	82.6	80.7	100.0

下载: 导出CSV

[1]	叶芳凝, 石先阳. 盐度对MBR处理高氨氮废水的运行及微生物群落影响研究 [J]. 膜科学与技术, 2018, 38(5): 77-83. YE F N, SHI X Y. Effect of salinity on operation and microbial community of MBR for treatment of high ammonia nitrogen wastewater [J]. Membrane Science and Technology, 2018, 38(5): 77-83(in Chinese).
[2]	张万友, 张茜新, 张海丰, 等. 膜生物反应器工艺及其在高盐废水处理中的应用 [J]. 硅酸盐通报, 2014, 33(6): 1439-1442. ZHANG W Y, ZHANG X X, ZHANG H F, et al. MBR process and its application to high salinity wastewater [J]. Bulletin of the Chinese Ceramic Society, 2014, 33(6): 1439-1442(in Chinese).
[3]	于得旭. 膜分离技术在水处理工作中的运用分析 [J]. 冶金管理, 2020(11): 83-84. YU D X. Application of membrane separation technology in water treatment [J]. China Steel Focus, 2020(11): 83-84(in Chinese).
[4]	许宝华, 朱桂生, 黄诚. 膜生物反应器处理轻工废水研究进展 [J]. 安徽化工, 2016, 42(6): 12-17. doi: 10.3969/j.issn.1008-553X.2016.06.004 XU B H, ZHU G S, HUANG C. Application of membrane bioreactor in light industrial wastewater treatment [J]. Anhui Chemical Industry, 2016, 42(6): 12-17(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1008-553X.2016.06.004
[5]	吴金玲, 黄霞. 膜-生物反应器混合液性质对膜污染影响的研究进展 [J]. 环境污染治理技术与设备, 2006(2): 16-24. WU J L, HUANG X. Research progress on effect of mixed liquor characteristics on membrane fouling in membrane reactors [J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution Control, 2006(2): 16-24(in Chinese).
[6]	袁野, 罗玲, 陆柳鲜, 等. MBR膜污染缓解与处理技术 [J]. 应用化工, 2021, 50(10): 2834-2839,2846. doi: 10.3969/j.issn.1671-3206.2021.10.044 YUAN Y, LUO L, LU L X, et al. MBR membrane pollution mitigation and treatment technology [J]. Applied Chemical Industry, 2021, 50(10): 2834-2839,2846(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1671-3206.2021.10.044
[7]	李津. 膜生物反应器(MBR)处理高盐废水的试验研究[D]. 青岛: 青岛大学, 2008. LI J. Experimental study on treatment of high salinity wastewater by membrane bioreactor (MBR)[D]. Qingdao: Qingdao University, 2008 (in Chinese).
[8]	李彬, 王志伟, 安莹, 等. 膜-生物反应器处理高盐废水膜面污染物特性研究 [J]. 环境科学, 2014, 35(2): 643-650. LI B, WANG Z W, AN Y, et al. Membrane surface fouling properties in MBRs for high-salinity wastewater treatment [J]. Environmental Science, 2014, 35(2): 643-650(in Chinese).
[9]	陈启伟. 浸没式正渗透膜生物反应器通量提高策略研究[D]. 合肥: 合肥工业大学, 2019. CHEN Q W. Study on flux enhancement strategy of submerged osmotic membrane bioreactor[D]. Hefei: Hefei University of Technology, 2019 (in Chinese).
[10]	HE Z W, KASEMSET S, KIRSCHNER A Y, et al. The effects of salt concentration and foulant surface charge on hydrocarbon fouling of a poly(vinylidene fluoride) microfiltration membrane [J]. Water Research, 2017, 117: 230-241. doi: 10.1016/j.watres.2017.03.051
[11]	国家环保局本书编委会. 水和废水监测分析方法 [M]. 水和废水监测分析方法, 1989. Editorial Board of the State Environmental Protection Agency. Monitoring and Analysis Methods of Water and Wastewater [M]. Monitoring and Analysis Methods of Water and Wastewater, 1989(in Chinese).
[12]	陈康. 钙离子调配下污泥性质及膜污染行为的识别研究[D]. 无锡: 江南大学, 2012. CHEN K. Identification of sludge properties and membrane fouling in membrane bioreactors with the addition of calcium ion[D]. Wuxi: Jiangnan University, 2012 (in Chinese).
[13]	亓金鹏. AnMBR+AO-MBR组合工艺处理高盐榨菜废水的运行效能及膜污染研究[D]. 无锡: 江南大学, 2021. QI J P. Operation performance and membrane fouling of AnMBR+AO-MBR process for treating high-salt mustard wastewater[D]. Wuxi: Jiangnan University, 2021 (in Chinese).
[14]	LEE H S, KIM C G, YOON T I. Comment on Comparison of the filtration characteristics between attached and suspended microorganisms in submerged membrane bioreactor [J]. Water Research, 2002, 36(19): 4938-4939. doi: 10.1016/S0043-1354(02)00039-8
[15]	TAN X, ACQUAH I, LIU H Z, et al. A critical review on saline wastewater treatment by membrane bioreactor (MBR) from a microbial perspective [J]. Chemosphere, 2019, 220: 1150-1162. doi: 10.1016/j.chemosphere.2019.01.027
[16]	CAO T N D, BUI X T, LE L T, et al. An overview of deploying membrane bioreactors in saline wastewater treatment from perspectives of microbial and treatment performance [J]. Bioresource Technology, 2022, 363: 127831. doi: 10.1016/j.biortech.2022.127831
[17]	JANG D, HWANG Y, SHIN H, et al. Effects of salinity on the characteristics of biomass and membrane fouling in membrane bioreactors [J]. Bioresource Technology, 2013, 141: 50-56. doi: 10.1016/j.biortech.2013.02.062
[18]	简陈生. 高盐氨氮废水MBR处理效能及微生物特性研究[D]. 赣州: 江西理工大学, 2016. JIAN C S. Study on MBR treatment efficiency and microbial characteristics of high salinity ammonia nitrogen wastewater[D]. Ganzhou: Jiangxi University of Science and Technology, 2016 (in Chinese).
[19]	HE H J, CHEN Y J, LI X, et al. Influence of salinity on microorganisms in activated sludge processes: A review [J]. International Biodeterioration & Biodegradation, 2017, 119: 520-527.
[20]	武骁. 好氧颗粒污泥处理含盐有机废水性能及耐盐机理研究[D]. 上海: 华东理工大学, 2020. WU X. Study on performance and salt-tolerance mechanism of aerobic granular sludge treating saline organic wastewater[D]. Shanghai: East China University of Science and Technology, 2020 (in Chinese).
[21]	肖小兰, 亓金鹏, 刘皓, 等. AOA-MBR处理高盐榨菜废水厌氧膜生物反应器出水的效能 [J]. 环境工程学报, 2021, 15(9): 3057-3066. doi: 10.12030/j.cjee.202105095 XIAO X L, QI J P, LIU H, et al. Operation performance of an AOA-MBR treating the effluent from an anaerobic membrane bioreactor dealing with high-salt mustard tuber wastewater [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(9): 3057-3066(in Chinese). doi: 10.12030/j.cjee.202105095
[22]	LE-CLECH P, CHEN V, FANE T A G. Fouling in membrane bioreactors used in wastewater treatment [J]. Journal of Membrane Science, 2006, 284(1/2): 17-53.
[23]	陆继来, 刘舒华, 张敏健, 等. 污泥浓度对MBR混合液特性及膜污染的影响 [J]. 中国给水排水, 2014, 30(9): 92-95. doi: 10.19853/j.zgjsps.1000-4602.2014.09.023 LU J L, LIU S H, ZHANG M J, et al. Influence of MLSS on mixed liquor characteristics and membrane fouling in membrane bioreactor [J]. China Water & Wastewater, 2014, 30(9): 92-95(in Chinese). doi: 10.19853/j.zgjsps.1000-4602.2014.09.023
[24]	陈莉佳, 关永年, 庞维海. 平板膜生物反应器用于工业区污水处理厂尾水深度处理中试研究[J]. 给水排水, 2014, 50(S1): 274-277. CHEN L J, GUAN Y N, PANG W H. Pilot study on advanced treatment of tail water of sewage treatment plant in industrial area by flat membrane bioreactor[J]. Water & Wastewater Engineering, 2014, 50(Sup 1): 274-277 (in Chinese).
[25]	王浩宇. 一体式厌氧膜生物反应器在生活污水处理中的应用研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2014. WANG H Y. The application of submerged anaerobic membrane bioreactor treating domestic wastewater[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2014 (in Chinese).
[26]	YUAN Y, ZHOU Z, JIANG J, et al. Partial nitrification performance and microbial community evolution in the membrane bioreactor for saline stream treatment [J]. Bioresource Technology, 2021, 320: 124419. doi: 10.1016/j.biortech.2020.124419
[27]	LUO W H, HAI F I, KANG J G, et al. Effects of salinity build-up on biomass characteristics and trace organic chemical removal: Implications on the development of high retention membrane bioreactors [J]. Bioresource Technology, 2015, 177: 274-281. doi: 10.1016/j.biortech.2014.11.084
[28]	HONG J M, LI W B, LIN B, et al. Deciphering the effect of salinity on the performance of submerged membrane bioreactor for aquaculture of bacterial community [J]. Desalination, 2013, 316: 23-30. doi: 10.1016/j.desal.2013.01.015
[29]	Di BELLA G, Di TRAPANI D, TORREGROSSA M, et al. Performance of a MBR pilot plant treating high strength wastewater subject to salinity increase: Analysis of biomass activity and fouling behaviour [J]. Bioresource Technology, 2013, 147: 614-618. doi: 10.1016/j.biortech.2013.08.025
[30]	NG K K, LIN C F, LATEEF S K, et al. The effect of soluble microbial products on membrane fouling in a fixed carrier biological system [J]. Separation and Purification Technology, 2010, 72(1): 98-104. doi: 10.1016/j.seppur.2010.01.011
[31]	GAO D W, FU Y, REN N Q. Tracing biofouling to the structure of the microbial community and its metabolic products: A study of the three-stage MBR process [J]. Water Research, 2013, 47(17): 6680-6690. doi: 10.1016/j.watres.2013.09.007
[32]	WANG X H, CHANG V W C, TANG C Y. Osmotic membrane bioreactor (OMBR) technology for wastewater treatment and reclamation: Advances, challenges, and prospects for the future [J]. Journal of Membrane Science, 2016, 504: 113-132. doi: 10.1016/j.memsci.2016.01.010
[33]	TANG J L, PU Y H, ZENG T, et al. Enhanced methane production coupled with livestock wastewater treatment using anaerobic membrane bioreactor: Performance and membrane filtration properties [J]. Bioresource Technology, 2022, 345: 126470. doi: 10.1016/j.biortech.2021.126470
[34]	WANG X, ZHANG B, SHEN Z Q, et al. The EPS characteristics of sludge in an aerobic granule membrane bioreactor [J]. Bioresource Technology, 2010, 101(21): 8046-8050. doi: 10.1016/j.biortech.2010.05.074
[35]	PATSIOS S I, KARABELAS A J. An investigation of the long-term filtration performance of a membrane bioreactor (MBR): The role of specific organic fractions [J]. Journal of Membrane Science, 2011, 372(1/2): 102-115.
[36]	CORSINO S F, CAPODICI M, Di PIPPO F, et al. Comparison between kinetics of autochthonous marine bacteria in activated sludge and granular sludge systems at different salinity and SRTs [J]. Water Research, 2019, 148: 425-437. doi: 10.1016/j.watres.2018.10.086
[37]	逄超. 厌氧反应器构型对膜污染的影响及作用机制研究[D]. 合肥: 合肥工业大学, 2019. PANG C. Comparative study of membrane fouling and formation mechanism on different anaerobic reactor configuration[D]. Hefei: Hefei University of Technology, 2019 (in Chinese).
[38]	SHEN L G, LEI Q, CHEN J R, et al. Membrane fouling in a submerged membrane bioreactor: Impacts of floc size [J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 269: 328-334. doi: 10.1016/j.cej.2015.02.002
[39]	LIM A L, BAI R B. Membrane fouling and cleaning in microfiltration of activated sludge wastewater [J]. Journal of Membrane Science, 2003, 216(1/2): 279-290.
[40]	孟凡刚. 膜生物反应器膜污染行为的识别与表征[D]. 大连: 大连理工大学, 2007. MENG F G. Identification and characterization of fouling behavior in submerged membrane bioreactors[D]. Dalian: Dalian University of Technology, 2007 (in Chinese).
[41]	TIAN Y, CHEN L, ZHANG S, et al. A systematic study of soluble microbial products and their fouling impacts in membrane bioreactors [J]. Chemical Engineering Journal, 2011, 168(3): 1093-1102. doi: 10.1016/j.cej.2011.01.090
[42]	RESOSUDARMO A, YE Y, LE-CLECH P, et al. Analysis of UF membrane fouling mechanisms caused by organic interactions in seawater [J]. Water Research, 2013, 47(2): 911-921. doi: 10.1016/j.watres.2012.11.024

期刊类型引用(1)

1.	黄旭敏. 膜生物反应技术在环境工程污水处理中的应用. 造纸装备及材料. 2024(01): 125-127 . 百度学术

其他类型引用(0)

点击查看大图

图( 6) 表( 4)

计量

文章访问数: 2853
HTML全文浏览数: 2853
PDF下载数: 130
施引文献: 1

1. 材料与方法
1.1 实验材料
1.2 盆栽实验方法
1.3 测定项目和方法
1.4 数据处理
2. 结果与讨论
2.1 不同处理中土壤pH值的变化
2.2 不同处理中土壤有机质含量的变化
2.3 不同处理中土壤重金属有效态含量的变化
3. 结论

全文HTML

近年来由于食品加工行业的发展，随之产生了大量有机物浓度较高且含盐量较高的废水. 由于高浓度盐分的存在，采用生化处理会造成微生物活性受到严重抑制，最终导致对废水中的有机物降解效率低下^[1]. 好氧膜生物反应器（aerobic membrane bioreactor，MBR）技术相较于传统好氧工艺，能很好将污泥截留在系统中，从而提高处理效率. 此外，MBR能将污泥停留时间（sludge retention time, SRT）与水力停留时间（hydraulic retention time, HRT）分开控制，易于管理控制，因此近几年在高盐废水处理中受到普遍关注^[2-3]. 然而在采用MBR工艺处理高盐废水过程中面临的主要问题是膜污染问题^[4]. 膜污染是指混合液中的污泥絮体、胶体粒子或有机盐和无机盐类，与膜存在物理化学作用而在膜表面沉淀与积累，或由于膜孔的吸附而使膜孔堵塞，过滤性下降，从而导致膜通量与分离特性的不可逆的变化的现象^[5]. 膜污染的表观现象是随着MBR的运行，系统拦截的污泥和过滤的水量增多，膜表面会堆积形成滤饼层以及凝胶层，从而造成跨膜压差（trans-membrane pressure，TMP）的增加，导致膜通量越来越低. 当TMP增加到一定值时，膜无法正常使用，需要进行物理和化学清洗，高频次的化学清洗会影响膜的寿命. 因此膜污染是膜生物反应器在运行过程种需要重点控制的对象，它不仅影响膜组件的产水率，还影响膜组件的使用寿命及设备的能耗^[6].

目前关于MBR处理高盐废水的膜污染已有较多报道，李津^[7]研究发现，MBR工艺处理高盐废水过程中微生物所分泌的大量溶解性微生物产物（soluble microbial products, SMP）和胞外聚合物（bound extracellular polymeric substances, BEPS）是造成膜污染的主要原因，用清水结合次氯酸钠溶液能有效清洗膜. 李彬等^[8]针对MBR处理高盐废水时膜面污染物的特性进行了研究，发现随着MBR系统盐度的升高，污泥的性质发生了较大变化，污泥的悬浮性固体（SS）及挥发性悬浮固体（VSS）与SS的比值均发生了下降，SMP的含量略有上升，膜面的有机污染物主要成分为糖类、蛋白和腐殖酸等. 陈启伟^[9]研究表明，较小的污泥粒径对膜通量是不利的，较小的粒径会加速浓差极化的形成，从而加速膜污染. 还有报道指出盐度的存在会增加膜表面的结垢倾向，加速膜污染的形成^[10].

尽管关于高盐废水处理过程的膜污染问题及影响因素已有相关报道，然而膜污染问题及成因仍然是一个比较复杂的问题，且不同的水质和运行条件对膜污染和污泥性质产生的影响均不同. 因此，本研究针对连云港某营养食品加工企业生产的两种SO₄^2-浓度分别为1.6%和2.6%的废水，采用两套中试规模好氧膜生物反应器（MBR）进行处理，通过对两系统的TMP和污泥性质以及膜阻分布情况进行监测，初步研究对比探讨不同硫酸盐浓度对活性污泥性质和膜污染的影响. 通过对MBR处理高盐废水中膜污染规律和污泥性质的研究，有利于MBR系统在处理高盐废水中的改造和膜清洗方案的选择，且对膜生物反应器的开发及工程化应用有一定的指导意义.

膜生物反应器（MBR）处理不同浓度高硫酸盐有机废水污泥性质和膜污染研究

通讯作者: E-mail：wqruan@jiangnan.edu.cn

Sludge properties and membrane fouling of aerobic membrane bioreactor (MBRs ) in treating organic wastewater with different concentrations of sulfate

Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn

1. 材料与方法

1.1 实验材料

1.2 盆栽实验方法

1.3 测定项目和方法

1.4 数据处理

2. 结果与讨论

2.1 不同处理中土壤pH值的变化

2.2 不同处理中土壤有机质含量的变化

2.3 不同处理中土壤重金属有效态含量的变化

2.3.1 有效态镉的变化

2.3.2 有效态砷的变化

2.3.3 有效态铅的变化

2.3.4 有效态锌的变化

2.3.5 有效态铜的变化

2.3.6 修复方法的对比

3. 结论

期刊类型引用(1)

其他类型引用(0)

计量

出版历程

膜生物反应器（MBR）处理不同浓度高硫酸盐有机废水污泥性质和膜污染研究

通讯作者: E-mail：wqruan@jiangnan.edu.cn

English Abstract

Sludge properties and membrane fouling of aerobic membrane bioreactor (MBRs ) in treating organic wastewater with different concentrations of sulfate

Corresponding author: RUAN Wenquan, wqruan@jiangnan.edu.cn

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 接种污泥与实验用水

1.3. 实验设计

1.4. 分析方法

2.1. 运行效能比较

2.2. 膜运行性能比较

2.3. 污泥浓度比较

2.4. SMP和BEPS比较

2.5. 污泥体积平均粒径比较

2.6. 膜阻分布比较

目录

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 接种污泥与实验用水

1.3. 实验设计

1.4. 分析方法

2.1. 运行效能比较

2.2. 膜运行性能比较

2.3. 污泥浓度比较

2.4. SMP和BEPS比较

2.5. 污泥体积平均粒径比较

2.6. 膜阻分布比较