近年來，我國城市生活污水的排放量在以6% 的年增速不斷上升。這部分污水未達標排放到河流湖泊等水體中，易造成水體富營養化等水污染現象。目前，以活性污泥工藝為核心的主流工藝如A/O、

　　A2/O、普通曝氣法等存在著工藝占地面積大、脫氮除磷能力有限、HRT 較長等問題。城市生活污水處理廠亟需提標改造來適應當下的水污染防治趨勢。因此，研發出占地面積小、脫氮除磷效果好、短程且出水水質穩定的城市生活污水處理新工藝成為一個迫切需求。

　　好氧顆粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)技術是近年來興起的新型污水生物處理技術。其具有傳統活性污泥處理工藝無法比擬的優點，如污泥沉降性能好、微生物種群多樣化、抗沖擊負荷強、同步脫氮除磷等。膜生物反應器(membrane bioreactor，MBR)是將膜分離技術與生化處理技術相結合的一種新型污水處理技術，具有出水水質良好、占地面積小等優點。將好氧顆粒污泥技術與膜分離技術結合，一方面省去了二沉池的構建，另一方面可以同時發揮二者的優勢，又能夠彌補好氧顆粒污泥技術出水SS 含量較高、水質波動較大的缺點。序批式反應器(sequencing batch reactor，SBR)獨特的運行方式和良好的水力條件易于形成好氧顆粒污泥[6-8]。因此，本研究選用SBR 對AGS 進行培養，并開發了一

　　套AGS-MBR 組合工藝，以期為組合工藝的實際應用提供理論依據。

　　1 材料與方法

　　1.1 實驗裝置

　　AGS-MBR 組合工藝處理城市生活污水的實驗流程如圖1 所示。將原水通過蠕動泵抽吸進入2 個相同規格和操作條件的SBR(反應器R1、反應器R2)。在進水—曝氣—靜置—排水的循環模式下，在2 個SBR(R1/R2)內利用好氧顆粒污泥去除進水中大部分的污染物。R1 和R2 出水流入一個快速沉淀池，快速沉淀池的上清液進入MBR，進一步去除污水中的污染物，從而得到水質穩定的出水，膜出水即為 AGS-MBR 組合工藝的出水。

　　SBR(見圖 1)為有機玻璃制成，有效容積為 2.826 L、內徑為 6 cm、有效高度為 100 cm、總高度為 120 cm。出水口和進水口分別在距底部 50 cm 和 100 cm 處。SBR 底部設置沙芯曝氣石，空氣流速為

　　3 cm · s-1。運行過程中HRT 為6 h。

　　快速沉淀池(見圖1)為有機玻璃制成，總容積為2.88 L(長18 cm，寬8 cm，總高度20 cm)，接納的水為前置的2 個SBR(R1 和R2)周期出水。快速沉淀池的上清液出水進入配水槽。

　　MBR 采用一體式MBR(見圖1)，總容積為2.88 L(長18 cm，寬8 cm，總高度20 cm)，進水為快速沉淀池的上清液出水，從高位配水槽進入MBR。膜組件的出水即為AGS-MBR 組合工藝的出水。膜組件選用聚偏氟乙烯(PVDF)中空纖維膜。膜孔徑為0.1 μm，膜面積為0.1 m2，膜通量為12 L · (m2 · h)-1。

  

　　1.2 實驗原料

　　圖1 實驗裝置示意圖

　　實驗原水由20% 的實際生活污水和80% 的人工配水組成，原水水質COD 300~400 mg · L-1，NH+4-N 18~24 mg · L-1，TN 25~35 mg · L-1，TP 3~4 mg · L-1。

　　1.3 實驗方法

　　SBR 運行參數如表1 所示，前期實驗已經在啟動期(第Ⅰ階段和第Ⅱ階段)，通過逐漸增加有機負荷和縮短沉降時間形成雙重選擇壓，在SBR 內40 d 快速培養出成熟的好氧顆粒污泥粒，徑達2 mm、呈淺黃色、球形輪廓清晰、比重為1.013 7 g · cm-3、含水率為96.5%、沉降速率為11.7~32.56 m · h-1、比耗氧速率SOUR(以DO 計)為46.5 mg∙(g∙h)-1(以MLSS 計)、具有較好的沉降性能和微生物代謝活性。成功完成了AGS-MBR 組合工藝的啟動。

 

　　組合工藝進入穩定運行期(第Ⅲ階段)，為了獲得更好的除污效果，本實驗重點優化SBR 單元和MBR 單元的運行參數。快速沉淀池的運行周期參數如表2 所示。MBR 的微濾中空纖維膜組件采用抽吸 8 min，停止2 min 的間歇運行模式;HRT 為3 h、氣水比為30∶1、污泥齡為20 d;AGS-MBR 組合工藝處理水量為22.4 L · d-1。

　　1.1 分析方法

COD、 NH+ - N、 TN、 NO- - N、 NO- - N、 TP、PO34 --P 按照文獻中的方法進行。

　　根據膜過濾Darcy 定律，膜污染程度可用膜污染阻力來表征，根據式(1)及式(2)對污染膜組件 進水

的各項污染阻力進行計算。

 

　　式中：J 為膜通量，L · (m2 · h)-1;Rt為膜過濾總阻力，m-1;ΔP 為TMP，即跨膜壓差，kPa;µ 為濾液的黏度，Pa · s。

 

 

　　式中：Rt 為膜過濾總阻力，m-1;Rm 為新膜的固有阻力，m-1;Rf 為膜污染阻力，為 Rrf 與 Rirf 之和，m-1;

　　Rrf為可逆污染阻力，也稱濾餅層阻力，m-1;Rirf為不可逆污染阻力，也稱內部污染阻力，m-1。

　　2 結果與討論

　　2.1 SBR 內空氣流速的優化

　　空氣流速的大小直接影響SBR 內的DO 濃度高低和剪切力大小，進而影響AGS 對污水的處理效果。在穩定運行期間，SBR 運行周期為180 min，其中進水8 min、曝氣159 min、沉淀5 min、排水 8 min。通過調節曝氣量來控制空氣流速的大小，分別調節為 0.5、1、1.5、2、2.5、3 cm · s-1，研究

　　SBR 典型周期內主要污染物濃度變化規律，并監測不同空氣流速下連續8 個周期的SBR 出水中SS 變化。

　　2.1.1 典型周期內DO 的周期性變化

　　不同空氣流速下，典型周期內SBR 內泥水混合液DO 的變化見圖2。空氣流速為1~3 cm · s-1 時，第

　　21 分鐘開始曝氣，由于供氧充分，第0~21 分鐘內消耗的DO 很容易就得到恢復，且DO 的恢復率逐漸上升，最后分別穩定在3.3、4.13、5.33、7.23、8.77 mg · L-1。其中，在1 cm · s-1 的空氣流速下，DO 到曝氣開始后的100 min 左右才恢復，并穩定在3.3 mg · L-1 左右;而在空氣流速為3 cm · s-1 時，DO 值在曝氣后的30 min 內迅速上升至平臺值;當空氣流速為0.5 cm · s-1 時，SBR 單元內好氧顆粒污泥的泥水混合效果較差，導致DO 分布不均勻，整個典型周期內DO 在2 mg · L-1 上下波動。

　　2.1.2 典型周期內COD 和PO34 --P 的去除效果

　　如圖3 和圖4 所示，空氣流速為3~0.5 cm · s-1，COD 的降解速率逐漸下降，周期結束時COD 的出

 

　　水濃度差別不大。這說明空氣流速對COD 的去除影響較小。各空氣流速下典型周期內的PO34 --P 的變化規律是一樣的，主要是好氧段(21~180 min)的吸磷和厭氧/缺氧段(0~21 min)的釋磷。由圖 4 可以看出，在第21 分鐘曝氣開始后，出現了輕微的PO34 --P 濃度上升的現象。這是由于好氧顆粒污泥存在一定的粒徑，氧氣在好氧顆粒污泥的外部迅速被消耗，顆粒內部聚磷菌的好氧吸磷進程緩慢，繼續發生厭氧釋磷造成的。隨著空氣流速的升高，曝氣初的厭氧釋磷時間越來越短。而且，空氣流速為3 cm · s-1 時，曝氣開始時幾乎沒有出現釋磷的現象。空氣流速為2 cm · s-1 時，好氧顆粒污泥吸磷的速率較穩定，最終的出水PO43 --P 為0.44 mg · L-1;空氣流速為3 cm · s-1 時，曝氣開始40 min 內吸磷速率較慢。這是由于聚磷菌與硝化菌之間存在著對氧氣的競爭;并且在高DO 的情況下，聚磷菌顯然不能成為優勢菌種，最終出水PO34 --P 為0.51 mg · L-1。空氣流速為2 cm · s-1 時比較符合對磷的去除要求。

　　2.1.1 典型周期內N 的轉化

　　由圖5 可以看出，NH4+-N 濃度在曝氣開始后的9 min 內均出現下降，但SBR 內的NO-x-N 的濃度并沒有出現明顯的上升，這可能是由于好氧顆粒污泥的吸附作用引起的氨氮濃度下降;此后，隨著物質與

　　DO 在好氧顆粒污泥內部的傳輸，逐漸有其他形態的NO-x-N 生成。

　　硝化速率隨空氣流速的減小而減小。至空氣流速為0.5 cm · s-1，在周期結束后，最終基質溶液中殘留的NH+4-N 濃度為7.2 mg · L-1;空氣流速大于2 cm · s-1 時，周期內NH+4-N 均被降解完全，出水NH+4-N

 

　　濃度均小于0.5 mg · L-1。不同空氣流速下，最終出水的N 形態存在著較大的差別。空氣流速越小，顆粒外部好氧區硝化作用受DO 限制，出水主要以NH4+-N 和NO-2-N 為主;空氣流速越大，O2 滲入顆粒的深度越深，好氧顆粒污泥好氧區的硝化作用不受DO 的限制，但好氧顆粒污泥缺氧區的同步反硝化作用受到限制，出水以NO-3-N 為主。空氣流速為3 cm · s-1 時，生成的NO-3-N 含量最高，為6.4 mg · L-1;由圖6 可以看出，空氣流速為2 cm · s-1 時，出水TN 的濃度最低為8.91 mg · L-1。其中，NO-2-N 和NO-3-N 含量分別為4.2 mg · L-1和4.39 mg · L-1;NH+4-N 含量為0.32 mg · L-1，較符合對氮的去除要求。

　　2.1.1 不同空氣流速下出水SS 含量變化

　　圖7 為不同空氣流速下，連續8 個典型周期的出水中SS的含量變化。可以看出，出水SS 隨著空氣流速的減小呈現上升趨勢。空氣流速為 0.5 cm · s-1 時， 出水 SS 在 150~ 200 mg · L-1 之間劇烈波動。這可能因為在SBR 內形成的剪切力小;另一方面DO 不足，易造成AGS 的顆粒結構解體。出水SS 增加，長期運行可能會造成SBR 內污泥濃度急劇下降;而隨著空氣流速增大，出水SS 濃度逐漸降低，且穩定性有所提高;至空氣流速為3 cm · s-1 時，出水SS 最低，平均濃度為46.6 mg · L-1，但曝氣產生的運行成本較高。

　　2.2 MBR 內HRT 對出水效果的影響

　　研究表明， HRT 影響微生物的生長、生物膜的厚度、水體和微生物之間的傳質，與MBR 的處理能力和膜污染的發生有著密切的聯系，直接影響到運行的能耗大小。在穩定運行期間，每個HRT 研究20 d，考察其對MBR 單元的出水水質和膜污染的影響。不同HRT 對應的MBR 有機容積負荷如表3 所示。

　　2.2.1 出水效果

　　不同HRT 下主要污染物的去除情況如圖 8 所示。HRT對TN、TP 的去除影響較大;對COD、NH+4-N 的去除效果的影響不明顯。其中，MBR進水NH+4-N 濃度已經低于1 mg · L-1。不同HRT 下，出水NH+4-N 濃度變化較小，且遠低于一級A標準值。出水COD 濃度隨HRT 的增加而增加，HRT 為 2 h時，對COD 和TN 的去除效果最好，出水COD 和TN 的平均濃度分別為18.2 mg · L-1 和7.63 mg · L-1。出水TP 隨著HRT的增加，總體呈現增加的趨勢，HRT 大于 3 h 后，由于進水中有機物濃度較低，污泥活性較差，導致污泥加速老化，

　　出水TP 均在0.5 mg · L-1 以上，超過一級A 的標準要求。

 

　　圖6 不同空氣流速下典型周期內SBR出水中的N 形態

 

　　圖7 不同空氣流速下典型周期出水SS 變化

 

2.2.1

TMP 的變化

　　長期運行中，TMP 的變化可以在一定程度上反映出膜污染情況。在本實驗研究中，TMP 大于 30 kPa，即對膜組件進行清洗。對運行20 d 過程中不同HRT 下TMP 的變化進行分析; 并在運行至第 20 天時， 取出MBR 內的膜組件，進行膜阻力分布研究，以進一步探討膜污染情況。

　　不同HRT 下，TMP 的變化如圖9 所示。實驗初期，HRT 為2、3、4、6 h 下初始的TMP 均為0 kPa;且可以看出，HRT 越大，TMP 開始增加的時間越往后;運行至第 6 天，HRT 為 6 h 的TMP 才出現從 0 kPa 開始上升的趨勢;運行至第 20 天，HRT 為 2、3、4、6 h 下對應的膜組件TMP 分別增長至 40、

　　23.5、19 和15 kPa。由圖10 可知，運行20 d 時不同HRT 下膜阻力類型分布情況。可以看出，HRT 為2 h時，總阻力Rt為10.69×105 m-1，其中不可逆阻力Rirf為5.4×105 m-1，占Rt的50.5%，膜污染最為嚴重。綜合考慮膜污染可能產生的經濟成本，在有較好去除效果的前提下，HRT 為3 h 可作為MBR 運行的最佳水力停留時間。

 

　　圖8 不同HRT 下主要污染物的去除

　　2.3 MBR 內氣水比的優化

　　曝氣主要有2 個作用：第一為MBR 內污泥混合液提供攪拌;第二可提供和維持MBR 內的DO 濃度，直接影響反應器的脫氮除磷效果。在AGS-MBR 系統穩定運行期間， 考察氣水比分別為 10∶1、15∶1、

　　20∶1、25∶1、30∶1、35∶1 條件下的MBR 的出水情況，每個氣水比下研究8 d。圖11 為6 個氣水比梯度下的出水COD、TN、NH+4-N、TP 的出水效果。可以看出，不同的氣水比下，COD 的出水濃度變化較大;而 NH+4-N 濃度變化十分不明顯。這可能是由于進水中的 NH+4-N 也很低引起的現象;且MBR 內的曝氣提供了遠高于使這些NH4+-N 發生硝化反應所需要的氧。其中氣水比為20∶1時，出水COD平均濃度為21.7 mg · L-1，COD 去除效果最好。出水TP 濃度隨著氣水比的上升逐漸下降，波動也更小;氣水比為 10∶1 時，MBR 內泥水混合液的混合不均勻， 出水 TP 濃度在 0.52~0.65 mg · L-1 之間;氣水比大于20∶1 時，出水TP 均低于

　　0.5 mg · L-1;TP 的出水濃度在氣水比為25∶1 時達到最低，為 0.39 mg · L-1，且出水TN 濃度較低;隨著氣水比再升高，純好氧模式的運行下，MBR 對TP 的去除效果很難有進一步的提升。因此，選擇25∶1 為

　　MBR 的最佳氣水比運行參數值。

 

　　圖9 不同HRT 下TMP

 

　　圖10 不同HRT 下膜阻力的分布

 

　　圖11 不同氣水比下COD、NH+4-N、TN、TP 的出水變化

　　2.4 穩定運行條件下對主要污染物的去除效能調整SBR 空氣流速為 2 cm · s-1、MBR 的HRT 為2 h、MBR 內氣水比為 25∶1， 其他運行參數不變。

　　調整參數后的SBR 和MBR 對進水中主要污染物的去除情況分別見圖12 和圖13。穩定運行60 d，工藝出水主要指標濃度均在一級A 標準要求濃度以下，且水質波動小。MBR 出水COD、NH+4-N、TN、TP 的平均濃度分別為21.2、0.08、7.8、0.4 mg · L-1;工藝對進水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率為

　　95.2%、99.8%、79.8%、87.1%。其中， SBR 對 COD、氨氮、TN、TP 的平均去除率分別達 90.3%、

　　98.7%、63.2%、81.4%。

　　3 結論

　　圖13 MBR 出水主要污染物的變化

　　1) 在有較好的污染去除效果的前提下，綜合考慮曝氣產生的能耗及膜污染可能增加的運行成本問題，SBR 空氣流速為2 cm · s-1、MBR 氣水比為25∶1、MBR 的HRT 為3 h，為AGS-MBR 組合工藝優化后的運行參數值。

　　2) 穩定運行期間，AGS-MBR 工藝對進水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率為95.2%、99.8%、

　　79.8%、87.1%;出水COD、NH+4 -N、TN、TP 的平均濃度分別為 21.2、0.08、7.8、0.4;出水C、N、P指標均達到一級A 標準要求。(來源：環境工程學報)