曝气对MBBR联合管式膜MBR处理生活污水的影响及膜污染分析

钱光磊; 谢陈鑫; 滕厚开; 雷太平; 张程蕾; 周立山

doi:10.12030/j.cjee.202111026

曝气对MBBR联合管式膜MBR处理生活污水的影响及膜污染分析

中海油天津化工研究设计院有限公司，天津 300131

作者简介: 钱光磊(1986—)，男，硕士，高级工程师，qiangl1987@163.com

通讯作者: 谢陈鑫(1983—)，男，硕士，高级工程师，xiechx@cnooc.com.cn;

基金项目:
海油发展重点科技攻关项目(HFKJ-ZDGG-TJY-2021-04)
中图分类号: X703.1

The membrane fouling analysis and effect of aeration on the performance of MBBR combined tubular membrane MBR system treating domestic wastewater

CNOOC Tianjin Chemical Research and Design Institute Co. Ltd., Tianjin 300131, China

Corresponding author: XIE Chenxin, xiechx@cnooc.com.cn ;

摘要: 采用移动床生物膜反应器(MBBR)联合管式膜构建气提式管式膜MBR体系用以处理生活污水，考察了曝气对污水处理效果、膜内气液流态及膜过程的影响，探讨了污泥特性的变化及其对膜污染过程的影响机制。结果表明，气提式管式膜MBR体系下膜出水DO浓度高于混合液，且随着曝气量由50 L·h⁻¹提高至150 L·h⁻¹，管式膜内气含率由0.33增至0.60并呈“活塞流”流态，操作周期由6~7 d延长至17 d，膜污染速率由1.54 kPa·h⁻¹降至0.21 kPa·h⁻¹，临界通量显著增大；同时，MBBR混合液中EPS总量呈减小趋势，但MBBR内悬浮污泥粒径变小，且膜表面EPS中PN/PS比例显著高于MBBR混合液。膜表面污染阻力构成分析表明，气提式管式膜MBR体系下容易发生膜孔堵塞，膜污染以不可逆污染阻力为主。
- 膜生物反应器 /
- 管式膜 /
- 膜污染 /
- 胞外聚合物
Abstract: The air-lifting tubular MBR system was constructed by a moving bed biofilm reactor (MBBR) combined with tubular membranes for domestic wastewater treatment. The effects of aeration on the wastewater treatment effect, gas-liquid flow pattern in membrane module and membrane process were investigated, and the changes of sludge characteristics and its influence mechanism on membrane fouling process were also discussed. The results indicated that the DO level of the membrane effluent was higher than the mixed solution in air-lifting tubular MBR systems. Moreover, with the increase of the aeration rate from 50 L·h⁻¹ to 150 L·h⁻¹, the void fraction in the tubular membrane increased from 0.33 to 0.60 and "slug flow" state occurred in the tubular membrane, and the membrane operation time was extended from 6~7 d to 17 d, the membrane fouling rate decreased from 1.54 kPa·h⁻¹ to 0.21 kPa·h⁻¹ and the critical flux increased significantly. In addition, the total EPS in MBBR mixture showed a decreasing trend, but the particle size of the suspended sludge in MBBR decreased, and the ratio of PN/PS on the membrane surface was significantly higher than the mixture in MBBR system. The composition of the resistance to fouling on the membrane surface showed that the tubular membrane was prone to clogging of the membrane pores, and the membrane fouling was dominated by irreversible fouling resistance.
- membrane bioreactor(MBR) /
- tubular membrane /
- membrane fouling /
- extracellular polymeric substances(EPS)

随着人们环境保护意识的增强和国家环境保护政策的严格落实，城镇污水处理厂的数量逐年上升。现有城镇污水处理厂中，约90%采用活性污泥法，其中微生物对污水中氮磷的高效去除需有充足的有机物^[1]。由于我国污水存在低C/N的特点，为保证出水氮磷达标排放，污水处理厂需投加大量外部碳源与除磷药剂，从而提高了污水处理厂的运行成本^[2]。此外，日益严格的出水标准也进一步提高了污水处理厂的运行成本。因此，低运行成本的污水处理工艺成为研究热点。

生物絮凝系统内污泥微生物分泌的胞外蛋白，可有效将污水中悬浮态和颗粒态COD等难降解有机物絮凝，最终被截留的有机物和污泥可用于厌氧消化，转化为资源与能源物质^[3-4]。张闻多等^[5]研究发现，经热碱处理后的高有机质含量的剩余污泥厌氧发酵后，挥发性脂肪酸平均浓度为7.93 g·L⁻¹。该挥发性脂肪酸可作为优质碳源，投加至厌氧池或缺氧池，从而降低污水处理厂的外部碳源消耗量，同时可保障污水处理工艺对氮磷污染物的高效去除。此外，生物絮凝系统可减小后续工艺因进水急剧变化而受到的影响，并为后续工艺提供稳定的低C/N进水。

低C/N的进水是反硝化除磷工艺的必要前提，其主要原因为：反硝化除磷工艺通过自养反硝化脱氮除磷，可节约50%的碳源消耗^[6-8]。此外，反硝化除磷工艺可减少50%的污泥产量，并降低30%的曝气能耗^[9]，因此，反硝化除磷工艺的运行成本低于传统工艺。反硝化除磷工艺可分为单污泥工艺与双污泥工艺2类^[10-11]。与双污泥工艺相比，单污泥工艺具有操作简便、应用范围广的特点，且与传统AAO工艺相比，AAAO工艺进水COD首先被用于缺氧反硝化过程，确保厌氧条件下释磷不受硝态氮(dissolved nitrates， ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N)影响。此外，污泥厌氧消化后所产碳源可分点投加至该工艺厌氧池或缺氧池，从而强化脱氮除磷效能，降低污水处理过程外部碳源的使用量。因此，生物絮凝工艺与AAAO工艺相结合可降低污水处理过程中的能源消耗。

本研究以城镇污水为对象，考察了中试规模下的生物絮凝-AAAO工艺对实际污水的去除效果。将模拟生物絮凝系统污泥厌氧发酵所产碳源投加至AAAO系统中，以期培养DPAO并强化该中试系统的污染物去除效能，进而为污水处理厂节能降耗与污泥资源化利用提供可借鉴的经验。

1. 材料与方法

1.1 进水水质及污泥发酵液成分

生物絮凝-AAAO系统所用污水为天津市某污水处理厂沉砂池出水，该厂采用特有除臭工艺将除臭污泥回流至进水泵房，使沉砂池出水SS(suspended solids)较高，沉砂池出水COD、TN、TP等指标随SS发生相似变化。此外，该污水处理厂上游有日处理量800 t的大型污泥处理厂，该厂所排废液含铝、铁等调理药剂污泥直接进入污水处理厂。中试系统进水水质及污泥发酵液成分具体参数见表1。

表 1 中试系统进水水质及污泥发酵液成分

Table 1. Pilot system influent water quality details and composition of sludge fermentation broth

统计值	COD	TN	NH₄⁺-N	TP	SS	Al	Fe
进水浓度范围	245~852	34.46~54.99	26.95~41.31	6~32	400~2 400	2~10	2~8
进水平均浓度	417.50±177.89	44.17±6.20	33.48±4.03	14.04±6.96	1 362.50±740.54	5±0.12	3±0.15

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1.2 中试装置及运行参数

生物絮凝-AAAO工艺流程图如图1所示。中试装置主要构筑物包括生物絮凝池、一沉池、前缺氧池、厌氧池、缺氧池、好氧池和二沉池，有效容积分别为1、2.10、3.40、4.20和9.60 m³。生物絮凝池采用微曝气搅拌，其余均采用机械搅拌。中试系统所用电机、水泵、鼓风机均采用变频器控制。

图 1 生物絮凝-AAAO中试系统流程图和现场照片

Figure 1. Diagram and picture of bioflocculation-AAAO pilot system

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生物絮凝-AAAO中试系统污水处理量50 m³·d⁻¹。生物絮凝系统污泥回流比为100%，溶解氧(dissolved oxygen，DO)维持在0.30 mg·L⁻¹左右。为控制该系统内污泥浓度，每日排泥量根据一沉池泥位确定，污泥龄(sludge retention time，SRT)为0.20~2 d。AAAO系统内回流比100%，外回流比80%，SRT为14 d，好氧池DO控制在3 mg·L⁻¹左右。

1.3 分析方法

化学需氧量(chemical oxygen demand，COD)、总氮(total nitrogen，TN)、氨氮(ammonia nitrogen， ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N)、硝酸盐(nitrate， ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N)、总磷(total phosphorus，TP)与磷酸盐(dissolved phosphates， ${\rm{PO}}_4^{3 - }$ -P)采用标准方法^[12]测定。

反硝化过程碳氮消耗比测定方法。取8 L缺氧池活性污泥混合液，沉淀后撇去上清液，加入蒸馏水反复清洗3次，最终保留4 L泥水混合液。将4 L泥水混合液与4 L中试系统二沉池出水(COD低于20 mg·L⁻¹， ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度约15 mg·L⁻¹)混合。使用磁力搅拌器(DF-101T-10L，上海力辰仪器科技有限公司)对混合后的8 L水样搅拌，并用便携式溶氧仪(Multi3510，北京金洋万达科技有限公司)测定混合液DO，待混合液DO浓度降至0 mg·L⁻¹后，将2 g乙酸钠(分析纯)加入混合液中，使混合液内COD升至145 mg·L⁻¹以上。将乙酸钠加入混合液后，分别在0、5、10、20、30、45和60 min取20 mL混合液，使用0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤水样，并测定滤后水样的COD和 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度。

反硝化吸磷过程氮磷消耗比测定方法。取8 L厌氧池活性污泥混合液，沉淀后撇去上清液，加入蒸馏水反复清洗3次，最终保留4 L泥水混合液，加入4 L中试系统二沉池出水(COD低于20 mg·L⁻¹， ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度约15 mg·L⁻¹)，采用磁力搅拌器对混合后的8 L水样进行搅拌，使用便携式溶氧仪测定混合液DO，待混合液DO浓度降至0 mg·L⁻¹后，分别在0、5、10、20、30、45和60 min取20 mL混合液，使用0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤水样，并测定过滤后水样的 ${\rm{PO}}_4^{3-}$ -P、 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度。

碳源模拟污泥发酵液配置方法。污泥发酵液成分为：COD平均值40 002 mg·L⁻¹、TN平均浓度459.50 mg·L⁻¹、TP平均浓度13.1 mg·L⁻¹。碳源模拟发酵液使用分析纯级的乙酸钠、磷酸二氢钾、氯化铵，按照COD∶TN∶TP为3 053.59∶35.08∶1配置。

缺氧池内TP、 ${\rm{PO}}_4^{3-}$ -P、 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度^[13-15]按式(1)~式(4)计算。

${C_1} = \frac{{{C_2}\left( {1 + {R_{{\text{外}}}}} \right) + {C_3}{R_{{\text{内}}}}}}{{1 + {R_{{\text{外}}}} + {R_{{\text{内}}}}}}$

$(1)$

${\eta _1} = \frac{{{C_1} - {C_4}}}{{{C_1}}} \times 100\%$

$(2)$

${\eta _2} = \frac{{{C_4} - {C_3}}}{{{C_1}}} \times 100\%$

$(3)$

$B = \frac{{{C_2}}}{{{C_5}}}$

$(4)$

式中：C₁为缺氧池内TP理论值，mg·L⁻¹；C₂为厌氧池内TP实际值，mg·L⁻¹；C₃为好氧池内TP实际值，mg·L⁻¹；C₄为缺氧池内TP实际值，mg·L⁻¹；C₅为前缺氧池内TP实际值，mg·L⁻¹；R_外为AAAO系统外回流比；R_内为AAAO系统内回流比；η₁为缺氧吸磷率；η₂为好氧吸磷率；B为厌氧释磷率。

缺氧池内反硝化除磷氮磷消耗比按式(5)计算。

$F = \frac{D}{E}$

$(5)$

式中：F为缺氧池内反硝化除磷过程中的氮磷消耗比；D为实验过程中缺氧池内 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N消耗量，mg·L⁻¹；E为实验过程中缺氧池内TP消耗量，mg·L⁻¹。

AAAO系统释磷量与吸磷量之比按式(6)和式(7)计算。

$G = \frac{{\left( {{C_2} - {C_5}} \right){R_{\text{外}}}}}{{1 + {R_{\text{外}}} + {R_{\text{内}}}}}$

$(6)$

$I = \frac{G}{{{C_1} - {C_3}}} \times 100\%$

$(7)$

式中：G为AAAO系统释磷量，mg·L⁻¹；I为AAAO系统释磷量与吸磷量之比。

2. 结果与讨论

2.1 生物絮凝系统污染物特性

在图2中，生物絮凝系统进水COD、TP 、TN波动较大，进水 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N波动较小，表明进水水质波动是由含COD、TP、TN的不可溶物质引起。生物絮凝系统出水较稳定，抗冲击能力较强。在图2(a)中，生物絮凝系统具有较好的有机物截留效果，其主要原因是微生物在低DO条件下具有大量吸收与贮存有机物的能力^[16]。生物絮凝系统进水COD平均值为417.75 mg·L⁻¹，出水COD平均值为117.45 mg·L⁻¹，平均去除率67.23%。在图2(b)中，生物絮凝系统进水TN的平均浓度为44.17 mg·L⁻¹，出水TN平均浓度为32.29 mg·L⁻¹，TN平均去除效率为27%。由于生物絮凝系统DO浓度在0.30 mg·L⁻¹以下，因此，该系统对 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N基本无去除效果， ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N平均去除率为2.91%。在图2(c)中，生物絮凝系统进水TP平均浓度为14.55 mg·L⁻¹，出水TP平均浓度为4.52 mg·L⁻¹，TP平均去除率为68.93%。生物絮凝系统除磷效果较好的原因是：生物絮凝系统进水含部分除磷药剂，除磷药剂通过网捕、吸附架桥等作用吸附进水非溶解性与溶解性磷并形成絮体^[17]。

图 2 生物絮凝系统COD、TN、

${\rm{NH}}_4^{+}$

-N和TP去除效果

Figure 2. COD, TN,

${\rm{NH}}_4^{+}$

-N and TP removal effects of bioflocculation system

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生物絮凝系统通过微生物的物理吸附与化学药剂的絮凝作用，对COD、TN和TP均有较好的吸附截留效果，该系统出水C/N为3.64。低C/N污水结合适宜的污水处理工艺，可用于驯化DPAO^[18]。

2.2 低C/N条件下AAAO系统污染物去除特性

AAAO系统进水为生物絮凝系统出水，该系统进水COD、TP、TN与 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N等指标变化较小，受到冲击负荷影响的风险较低。在AAAO系统DO、pH等参数均无异常条件下，COD、TN和TP等污染物由该系统内微生物去除。由图3可知，AAAO系统出水COD满足一级A出水标准，但出水TN和TP明显超出一级A出水标准。在图3(a)和图3(c)中，AAAO系统出水COD、TP平均浓度分别为27.35 mg·L⁻¹与3.11 mg·L⁻¹，平均去除率为75.82%与33.63%。图3(b)中，AAAO系统硝化效果较好，出水 ${\rm{NH}}_4^{+}$ -N平均浓度为0.10 mg·L⁻¹，平均去除率为99.67%。但该系统反硝化效果较差，出水TN平均浓度为21.85 mg·L⁻¹，平均去除率仅为31.63%。生物脱氮是通过微生物硝化与反硝化作用实现，其中反硝化作用需以碳源为电子供体将 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N还原为氮气。生物除磷则是是通过聚磷菌(phosphate accumulating organisms，PAOs)厌氧池内消耗COD后释磷，而后在曝气池内过量吸磷得以实现^[19]。因此，AAAO系统生物脱氮除磷效率较低与进水COD较低有关。

图 3 低C/N条件下AAAO系统COD、TN、

${\rm{NH}}_4^{+}$

-N和TP去除效果

Figure 3. COD, TN,

${\rm{NH}}_4^{+}$

-N and TP removal effects of AAAO system under low C/N conditions

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综上所述，在进水C/N较低的条件下，厌氧池与缺氧池内厌氧释磷、缺氧反硝化效率较低，AAAO系统自身生物脱氮除磷效果受到抑制。此外，较低厌氧释磷效率，也将提高DPAO的驯化难度。

2.3 AAAO中试系统DPAO的培养

虽然生物絮凝-AAAO中试系统进水水质波动较大，但生物絮凝系统出水水质波动较小，这为DPAO的培养提供了稳定的进水条件。DPAO的培养需保证厌氧池内微生物有较好的厌氧释磷效果，并且缺氧池内 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N、DO和COD的浓度均应较低。由前述2.2节内容可知，AAAO系统进水C/N较低，无法为厌氧池内微生物厌氧释磷提供所需有机物，因此需以模拟生物絮凝污泥厌氧发酵后的有机酸为碳源，并将其适量投加至厌氧池以促进DPAO的驯化。

2.3.1 模拟碳源投加量及投加位点的确定

活性污泥系统反硝化去除1 mg的 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N需消耗有机物量由各系统内微生物的异样产率系数决定，而活性污泥系统异样产率系数受外界环境影响较大，实际反硝化过程有机物消耗量稍有差异^[20-21]。因此，AAAO系统的实际COD与 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N消耗之比需通过实验确定。如图4所示，在COD充足的条件下，AAAO系统内微生物反硝化过程中COD与 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N消耗比为4.5∶1。通过长期监测发现，前缺氧池中 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N的浓度在5~9 mg·L⁻¹范围内波动，在碳源不足条件下，厌氧池中较高浓度的 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N影响厌氧释磷速率^[22]。为保证厌氧池PAOs释磷效率，将50 mg·L⁻¹模拟碳源投加至厌氧池进水口处。结合图3可知，投加模拟碳源后AAAO系统进水C/N、C/P分别升高至5.18与37.04。

图 4 反硝化过程碳氮消耗量

Figure 4. Carbon and nitrogen consumption in the denitrification process

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2.3.2 投加模拟碳源后中试系统运行效能分析

图5为模拟碳源投加第0、10、20天3次全流程测试结果对比。由图5(a)可知，AAAO系统在投加模拟碳源后前缺氧池与厌氧池对COD去除效果有明显改善，二沉池出水COD值进一步降低。投加的模拟碳源分别参与厌氧池内PAOs释磷与反硝化细菌脱氮过程。在此过程中，厌氧池内COD并未明显升高，表明模拟碳源投加量并未超出厌氧池内微生物实际需求。如图5(b)所示，AAAO系统出水TN明显降低，该系统生物脱氮效率较投加模拟碳源前提升了37.67%，反硝化过程主要发生在前缺氧池与厌氧池。此外，第10天和第20天的二沉池出水TN浓度均低于15 mg·L⁻¹，满足一级A出水标准。图5(c)中，AAAO系统在投加模拟碳源后厌氧池内聚磷菌释磷率最高可达167%，随着厌氧释磷效果改善，好氧池内PAOs出现过量吸磷现象。第10天和第20天好氧吸磷率平均为49.78%与66.4%，AAAO系统总磷去除率分别为83.93%与90.27%。

图 5 生物絮凝-AAAO系统不同时期全流程测试结果

Figure 5. Full-process test results of bioflocculation-AAAO system during different periods

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由图5(b)可知，第10天缺氧池内 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度低于3 mg·L⁻¹，经核算发现缺氧池出现异养反硝化现象，为降低所投模拟碳源对缺氧池的影响；从第11天开始，将AAAO系统内回流比由100%升至200%，模拟碳源投加量降至40 mg·L⁻¹。由第20天全流程测试结果可知，采取的调节措施效果明显，缺氧池内 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N由1.40 mg·L⁻¹升至7.60 mg·L⁻¹，缺氧池出现氮、磷同步下降现象；第20天缺氧池吸磷率为44.57%，缺氧池内氮磷消耗比为1∶0.56。

综上所述，投加模拟碳源后AAAO系统运行效果明显改善，COD、TN和TP去除率最高可达76.15%、57.43%和90.27%，氨氮去除率基本可达100%，出水COD和TP可稳定达到一级A出水标准，TN存在超标风险。与之类似的现象还出现在A₂N-SBR反硝化除磷系统中，在低C/N条件下，该系统TN去除率仅66%，而 ${\rm{PO}}_4^{3-}$ -P去除率可维持在88%^[23]。结合全流程测试结果可知，AAAO系统缺氧池内反硝化效率较低，若需进一步提高AAAO系统脱氮效率，可提高进水C/N或将部分模拟碳源投加至缺氧池。

2.3.3 AAAO系统反硝化除磷效能分析

如图6所示，缺氧池内TP浓度下降是DPAO缺氧吸磷所致， ${\rm{PO}}_4^{3-}$ -P浓度和 ${\rm{NO}}_3^{-}$ -N浓度分别降低1.45 mg·L⁻¹与3.10 mg·L⁻¹。KERRN等^[24]在研究固定生物膜反应器反硝化除磷系统时，发现缺氧池氮磷消耗比为1∶2，而AAAO系统缺氧池内氮磷消耗比为1∶0.47。缺氧池内反硝化除磷过程中氮磷消耗比分别由缺氧池内氮磷比例关系与系统内DPAO菌群数量决定。由于AAAO进水 ${\rm{PO}}_4^{3-}$ -P浓度较低，导致缺氧池内 ${\rm{PO}}_4^{3-}$ -P浓度较低，因此，缺氧池内DPAO氮磷消耗比与生物膜反应器中所测值存在一定差距。

图 6 反硝化除磷过程氮磷消耗量

Figure 6. Nitrogen and phosphorus consumption in denitrifying phosphorus removal process

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AAAO系统不同时间除磷效果及缺氧池和好氧池吸磷率如图7所示。随着AAAO系统运行时间的延长，厌氧池释磷率逐渐升高，反硝化吸磷率由34.86%升至62.97%并趋于稳定，好氧吸磷率稳定在34%，AAAO系统TP去除率可达96.97%。厌氧释磷水平的高低决定了系统的除磷能力。随着厌氧池内PAOs释磷率逐渐升高，出水TP浓度由初始0.4 mg·L⁻¹降至0.18 mg·L⁻¹。有研究发现，除磷过程中PAOs厌氧释磷量与好氧吸磷量之比为1∶2.96^[25]，AAAO系统释磷量与吸磷量之比平均值仅为1∶1.27。这是由于工艺系统和运行条件的不同，使污泥微生物菌群结构和代谢特性存在差异^[26-27]。因此，不同系统实际厌氧释磷量与好氧吸磷量之比也存在一定差异。

图 7 AAAO中试系统不同时间除磷效果及吸磷率

Figure 7. Phosphorus removal effect and phosphorus uptake rate of pilot AAAO system at different times

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3. 结论

1)生物絮凝系统出水COD、TN和TP的平均浓度分别为117.45、32.29和4.52 mg·L⁻¹，平均去除率达67.23%、27%和68.93%。未补充模拟碳源前，AAAO系统在出水COD、TN和TP的平均浓度仅为27.35、21.85和3.11 mg·L⁻¹，平均去除率达75.82%、31.63%和33.63%。

2)通过模拟生物絮凝污泥厌氧发酵后的有机酸为碳源，将其适量投加至厌氧池强化生物释磷后，可实现DPAO的培养培养工作。投加碳源后AAAO系统对进水COD、TN和TP的去除率分别提高31.53%、37.67%与26.37%，缺氧吸磷率达62.97%，好氧吸磷率达31.59%，最终出水TP可降至0.18 mg·L⁻¹。

3)生物絮凝-AAAO中试系统所产高有机质剩余污泥资源化产生的优质碳源可辅助DPAO的培养并强化生物系统的脱氮除磷效果，从而降低污水处理过程资源与能源消耗量，为污水处理厂的碳中和与节能减排等研究奠定基础。

图 1 实验装置图

Figure 1. Schematic of experimental setup

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图 2 不同曝气量下MBBR中悬浮态和附着态污泥浓度状况

Figure 2. MLSS and VSS concentrations in MBBR system at different aeration rates

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图 3 膜组件内气液流态状况

Figure 3. The observed gas-liquid flow pattern in membrane module

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图 4 膜组件内气含率和TMP变化

Figure 4. Variations of the void fraction and TMP in membrane module

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图 5 不同曝气量下膜污染速率随膜通量变化状况

Figure 5. Membrane fouling rate vs flux at different aeration rates

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图 6 不同曝气量下MBBR混合液中悬浮态污泥粒径状况

Figure 6. Particle volume distributions of sludge granules in MBBR at different aeration rates

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图 7 不同曝气量下MBBR混合液中EPS组分状况

Figure 7. The composition of EPS of mixed liquid in MBBR at different aeration rates

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图 8 不同曝气量下混合液及膜表面EPS中PN/PS状况

Figure 8. PN/PS in EPS of mixed liquid and membrane surface at different aeration rates

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图 9 不同曝气量下膜污染阻力构成分析

Figure 9. Resistance distributions at different aeration rates

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图 10 物理清洗后膜表面SEM

Figure 10. SEM images of the membrane surface after phycial cleaning

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表 1 不同曝气量下MBBR和膜出水状况

Table 1. Average characteristics of the MBBR and MBR effluent water at different aeration rates

曝气量/(L·h⁻¹)	MBBR出水				膜出水
曝气量/(L·h⁻¹)	COD/(mg·L⁻¹)	${\rm{NH}}_4^{+}$ -N/(mg·L⁻¹)	浊度/NTU	DO/(mg·L⁻¹)	COD/(mg·L⁻¹)	${\rm{NH}}_4^{+}$ -N/(mg·L⁻¹)	浊度/NTU	DO/(mg·L⁻¹)
50(0~20 d)	96.24±19.61	16.82±4.21	10.11±2.55	2.56±0.25	63.73±10.11	13.21±2.15	0.51±0.29	3.12±0.51
100(21~40 d)	55.67±10.36	2.21±0.98	5.46±1.35	3.76±0.47	42.55±7.32	1.84±0.54	0.36±0.17	4.83±0.76
150(41~60 d)	41.54±9.61	1.21±0.32	7.13±2.55	4.65±0.65	24.28±3.16	1.02±0.21	0.42±0.25	5.81±1.02

曝气量/(L·h⁻¹)	MBBR出水				膜出水
曝气量/(L·h⁻¹)	COD/(mg·L⁻¹)	${\rm{NH}}_4^{+}$ -N/(mg·L⁻¹)	浊度/NTU	DO/(mg·L⁻¹)	COD/(mg·L⁻¹)	${\rm{NH}}_4^{+}$ -N/(mg·L⁻¹)	浊度/NTU	DO/(mg·L⁻¹)
50(0~20 d)	96.24±19.61	16.82±4.21	10.11±2.55	2.56±0.25	63.73±10.11	13.21±2.15	0.51±0.29	3.12±0.51
100(21~40 d)	55.67±10.36	2.21±0.98	5.46±1.35	3.76±0.47	42.55±7.32	1.84±0.54	0.36±0.17	4.83±0.76
150(41~60 d)	41.54±9.61	1.21±0.32	7.13±2.55	4.65±0.65	24.28±3.16	1.02±0.21	0.42±0.25	5.81±1.02

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图( 10) 表( 1)

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1. 材料与方法
1.1 进水水质及污泥发酵液成分
1.2 中试装置及运行参数
1.3 分析方法
2. 结果与讨论
2.1 生物絮凝系统污染物特性
2.2 低C/N条件下AAAO系统污染物去除特性
2.3 AAAO中试系统DPAO的培养
3. 结论

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膜生物反应器(membrane bioreactor，MBR)是将微生物和膜分离有机结合的一种污水处理技术，具有容积负荷高、剩余污泥少、出水效果好等优点，所结合的膜组件类型包括平板膜、管式膜、中空纤维膜等。管式膜MBR是将生物处理单元与管式膜结合的一种外置式MBR技术，它具有通量大、耐污性强、易于维护等特点，近些年被广泛应用于垃圾渗滤液、油田水处理等领域^[1]。但管式膜MBR为维持高通量和较强的耐污染性，一般膜面错流速度需维持在2.0~4.0 m·s⁻¹，运行能耗较大，并且膜污染问题仍然存在^[2]。目前，关于膜污染控制的研究较多，内容涉及膜材料改性、膜组件和生物反应器设计及运行参数优化、微生物和电化学调控膜分离等^[3-4]。通过向膜组件导入气体，使膜表面形成气液两相流，可增强膜表面气液扰动，抑制膜表面浓差极化和滤饼层形成，从而显著提高膜的抗污染水平，减少维护频次^[5-7]；并且有研究表明，气体的导入可在较低膜面流速下使膜污染控制在较低水平，这有利于节省运行能耗^[5]。但曝气的引入也可能引发一些不利影响，如污泥粒径变小^[8]、污泥破碎引发的胞外聚合物释放^[8-9]等，进而加重膜污染，这些问题对膜长周期运行产生不利影响。目前，在管式膜MBR体系下，采用生物曝气尾气导入管式膜组件用以减轻膜污染的研究较少，且此种方式下曝气量对于生化系统影响及膜污染过程机制仍需进一步开展研究。

本研究将移动床生物膜反应器(moving bed biofilm reactor, MBBR)与管式膜串联构建气提式管式膜MBR处理生活污水，采用MBBR曝气尾气对管式膜组件进行气泡持续强化清洗，研究了气提式管式膜MBR污染物去除效果，并对不同曝气量下膜污染状况、污泥特性及膜污染形成机制进行了探讨。本研究结果将为气提式管式膜MBR膜污染控制提供数据支持。

3. 结论

1)通过MBBR与管式膜构建了气提式管式膜MBR，膜出水水质优于MBBR，出水DO质量浓度高于MBBR；膜组件内呈“活塞流”流态，气泡清洗频率随曝气量增加而增加，膜污染速率由1.54 kPa·h⁻¹降至0.21 kPa·h⁻¹，膜的临界操作通量变大，膜操作周期由6~7 d延长至17 d左右。

2) MBBR中悬浮污泥平均粒径随曝气量增加由84.48 μm降至42.34 μm，混合液EPS中PN和PS均呈减小趋势，但PN/PS比例由0.24增至0.38，而膜表面PN/PS比例均在0.85以上，蛋白质在膜表面发生了累积现象。

3)膜表面污染阻力以不可逆污染阻力为主，曝气量的增加使膜表面滤饼阻力由40.1%降到25.1%，不可逆污染阻力由54.6%增至 69.6%。

参考文献 (20)

曝气对MBBR联合管式膜MBR处理生活污水的影响及膜污染分析

作者简介: 钱光磊(1986—)，男，硕士，高级工程师，qiangl1987@163.com

通讯作者: 谢陈鑫(1983—)，男，硕士，高级工程师，xiechx@cnooc.com.cn;

The membrane fouling analysis and effect of aeration on the performance of MBBR combined tubular membrane MBR system treating domestic wastewater

Corresponding author: XIE Chenxin, xiechx@cnooc.com.cn ;

1. 材料与方法

1.1 进水水质及污泥发酵液成分

1.2 中试装置及运行参数

1.3 分析方法

2. 结果与讨论

2.1 生物絮凝系统污染物特性

2.2 低C/N条件下AAAO系统污染物去除特性

2.3 AAAO中试系统DPAO的培养

2.3.1 模拟碳源投加量及投加位点的确定

2.3.2 投加模拟碳源后中试系统运行效能分析

2.3.3 AAAO系统反硝化除磷效能分析

3. 结论

计量

出版历程

曝气对MBBR联合管式膜MBR处理生活污水的影响及膜污染分析

通讯作者: 谢陈鑫(1983—)，男，硕士，高级工程师，xiechx@cnooc.com.cn;

作者简介: 钱光磊(1986—)，男，硕士，高级工程师，qiangl1987@163.com 中海油天津化工研究设计院有限公司，天津 300131

English Abstract

The membrane fouling analysis and effect of aeration on the performance of MBBR combined tubular membrane MBR system treating domestic wastewater

Corresponding author: XIE Chenxin, xiechx@cnooc.com.cn ;

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 实验方法

1.3. 分析方法及数据处理方法

2.1. 不同曝气量下出水水质状况

2.2. 曝气量对膜过程影响

2.3. 曝气量对污泥特性影响

2.4. 不同曝气量下膜污染阻力分析

目录

全文HTML

1.1. 实验装置

1.2. 实验方法

1.3. 分析方法及数据处理方法

2.1. 不同曝气量下出水水质状况

2.2. 曝气量对膜过程影响

2.3. 曝气量对污泥特性影响

2.4. 不同曝气量下膜污染阻力分析

作者简介: 钱光磊(1986—)，男，硕士，高级工程师，qiangl1987@163.com
中海油天津化工研究设计院有限公司，天津 300131