膜生物反应器(MBR)是一种由膜分离技术与生化反应器相结合的高效污水处理技术，因其出水水质好，污泥负荷高，污泥产率低，占地面积小等优点使其在工业及市政污水处理领域具有广泛的应用前景^[1]. 然而运行过程中的膜污染则是影响MBR运行的一个重要制约因素^{[2, 3]}. 已有的研究表明：膜污染现象与污泥性质、 膜材料及运行条件均有着直接的关联^{[4, 5, 6, 7, 8, 9, 10]}，但显然，反应器内活性污泥性质的影响更为突出. 迄今为止，导致膜污染的原因已基本达成共识，包括：①活性污泥中细小颗粒堵塞膜孔; ②大分子、 可溶物质在膜表面形成凝胶层^[11].

活性污泥是由固体颗粒，胶体以及溶解性物质组成的非均相混合液，本身就是一个复杂的综合体. 在MBR内，这些固体颗粒，胶体以及溶解性物质和膜之间的相互作用更加复杂，而它们之间的这种相互作用决定了膜污染速度^[12]. 有文献报道：曝气条件下可有效地减缓膜组件的污染，其原因在于：①曝气产生的剪切力减少颗粒物质在膜表面的沉积，②减少微生物及其他有机分子在膜表面形成凝胶层^[13]. 然而，MBR在曝气条件下长期运行过程中，污泥活性特征性质会发生哪些变化？这些变化对膜组件污染又会造成何影响？这些问题实际上仍无明确结论.

鉴于上述问题对于MBR的设计及运行均有着十分重要的意义，本实验中构建了曝气MBR并连续运行75 d，实验分析污泥在运行期间的各项活性特征性质，如脱氢酶活性、 污泥表观产率以及污泥粒径等，同时观察污泥中生物相的变化，测定膜污染特征参数，进而分析这些性质在长期运行的MBR所发生的变化及其对膜污染的影响，以期为MBR运行优化及延长膜组件寿命提供依据.

1 材料与方法 1.1 实验用水

实验进水采用人工模拟废水，由葡萄糖、 尿素、 磷酸二氢钾分别提供碳源，氮源及磷源，进水COD为400 mg ·L^-1，COD ∶TN ∶TP比例为100 ∶5 ∶1. 具体营养成分配比如下：葡萄糖375 mg ·L^-1,尿素44mg ·L^-1,磷酸二氢钾18 mg ·L^-1,碳酸氢钠120 mg ·L^-1,硫酸镁50 mg ·L^-1,硫酸锰10 mg ·L^-1,氯化钙8 mg ·L^-1,硫酸亚铁1 mg ·L^-1. 进水的pH值控制在7.0~7.6范围内.

实验装置如图 1所示，膜生物反应器材质为有机玻璃，有效容积为30 L. 膜组件为中空纤维膜，由天津膜天膜科技股份有限公司提供，型号为MOF-1b，材质为聚偏氟乙烯(PVDF)，膜有效面积为0.5 m²，孔径为0.2 μm. 长期运行的膜生物反应器往往采用运行/休息的模式进行，间隔通常为几分钟，这种方法可以减缓膜污染，但是无法实现反应器连续进出水. 本实验将两个完全相同的膜组件垂直安置在反应器中，膜组件出水孔连接一个三通电磁阀，该电磁阀由计时器控制，通过这种方法来实现每隔5 min交替使用这两个膜组件，即当一个膜组件过滤出水时，另一个处于停止状态，如此交替使用，减缓膜的污染速度，同时达到连续出水的目的. 膜组件下方安置了一个曝气盘，曝气量为200 L ·h^-1，在为活性污泥提供所需溶解氧的同时，冲刷膜组件表面，降低膜污染的速度. 三通电磁阀的后面连接一个真空压力表，记录跨膜压差(TMP). 通过调节蠕动泵的转子转速调节出水流量为5 L ·h^-1，膜通量为10 L·(m²·h)^-1. 本实验采用恒定膜通量运行模式，因而可用TMP的增长来表征膜污染的程度.

图 1

Fig. 1

图 1 曝气膜生物反应器示意 Fig. 1 Schematic diagram of the laboratory scale aeration MBR

实验所用接种污泥取自沥滘污水处理厂二沉池回流污泥，取回后稀释至4 000 mg ·L^-1并移至反应器中培养，通过每日排泥使MLSS浓度保持为4 000mg ·L^-1. 反应器运行期间TMP达到30 kPa左右时，取出膜组件进行物理及化学清洗，无其他故障导致运行中断. 化学清洗采用浓度为3 000 mg ·L^-1的次氯酸钠浸泡4 h^[14]，再用清水洗净后放回反应器内继续运行.

UV-752N型紫外可见光分光光度计(上海佑科公司); JPSJ-605型溶解氧仪(上海仪电公司); CX31型光学显微镜(日本奥林巴斯公司); Eyetech型激光粒度分析仪(荷兰安米德公司).

常规分析项目：COD 采用重铬酸钾法测定; 总氮采用过硫酸钾化-紫外分光光度法; NH⁺₄-N采用纳氏试剂分光光度法; NO^-₃-N采用紫外分光光度法; NO^-₂-N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法; MLSS 采用重量法^[15].

污泥表观产率Y是指每去除1 kg COD所新增加的污泥量，本实验中每日污泥表观产率计算采用以下公式：

脱氢酶活性测定基于Burdock等^[16]的方法并稍加修改，即取15 mL经过超声破碎后的活性污泥于15 mL离心管中，在4 000 r ·min^-1的转速下离心5 min，弃置上清液，然后加入去离子水至15 mL，再次以4 000 r ·min^-1下离心5 min，如此洗涤3次. 第3次洗涤后加去离子水至15 mL，搅拌混匀活性污泥，取2 mL混合液于15 mL离心管中，先后加入2 mL Tris-HCl 缓冲溶液，0.5 mL 0.4%氯化三苯基四氮唑(TTC)溶液，0.5 mL的0.1 mol ·L^-1葡萄糖溶液，0.1 mL浓硫酸，置于30℃恒温振荡仪内往复振荡2 h. 之后取出加入5 mL甲苯，室温下萃取完全后置于4 000 r ·min^-1下离心5 min. 取上清液在485 nm处测定三苯基甲(TF)的生成量.

胞外聚合物(EPS)主要成分包括多糖、 蛋白质、 核酸、 油脂等高分子化合物. 本实验采用热提取法测定EPS，即取50 mL污泥混合液，在5 000 r ·min^-1离心力下离心5 min，然后通过1.2 μm滤膜过滤. 取滤过液测定溶解性细胞产物(SMP)，通过Lowry法^[17]测定SMP的蛋白质组分(SMP_p)，通过苯酚-硫酸法^[18]测定SMP的多糖组分(SMP_c). 将滤膜的截留物移至烧杯中，加入50 mL左右去离子水，搅拌10 min，在80℃水浴中加热10 min，然后在7 000 r ·min^-1离心力下离心10 min，之后通过1.2 μm滤膜过滤，取滤出液测定提取出的EPS为附着性胞外多聚物(eEPS)，同SMP相同的道理，测定eEPS的蛋白质组分(eEPS_p)及多糖组分(eEPS_c).

2 结果与讨论 2.1 膜生物反应器总的运行情况

膜生物反应器连续运行75 d，通过每天测定出水COD、 NH⁺₄-N、 NO^-₃-N、 NO^-₂-N等指标，分析出水水质变化趋势，了解反应器的运行状况，实验结果见图 2所示.

图 2

Fig. 2

图 2 曝气膜生物反应器COD去除率及在出水中的COD、 NH+4-N、 NO-2-N 以及 NO-3-N浓度 Fig. 2 Removal efficiency of COD and concentration of COD，NH+4-N，NO-2-N and NO-3-N in the effluent of the aeration MBR

如图 2(a)所示，COD去除率从85%左右增加至92%，可以看出，随着运行时间的增加，活性污泥趋于成熟，去除效果提高. 这种效果同时还表现在NH⁺₄-N去除率的提高上，通过图 2(b)可以看出出水的NO^-₂-N浓度也随着时间降低，说明污泥硝化反应完全. 出水中的NO^-₃-N浓度较高，而且随着时间增加有所增加，这归因于反应器中溶解氧比较高，活性污泥处于好氧状态，无法通过反硝化将NO^-₃-N转化为N₂.

活性污泥中生存着的各种微生物是活性污泥法处理废水的功能载体，通过光学显微镜直接观察活性污泥中的原生动物、 后生动物及污泥形态能够反映出微生物的生长状况，可以间接地体现出反应器的运行情况及处理效果^[19]，结果见图 3所示.

图 3

Fig. 3

图 3 运行不同天数后污泥光学显微镜下的镜检图片 Fig. 3 Images of sludge under optical microscope after different days

图 3是不同运行时间段的污泥镜检图片，如图 3(a)所示，污泥接种初期，由于污泥取自二沉池，活性较低，污泥内几乎无法观察到原生动物. 图 3(b)为运行20 d的污泥，污泥内可以观察到少量钟虫等原生动物，说明污泥活性增加，反应器运行状况良好. 图 3(c)为运行运行40 d的污泥，原生动物明显增加，显微镜中可以看到成簇生长的累枝虫，并且还有少量后生动物出现. 图 3(d)为运行70 d的污泥，镜检中不仅可以看到累枝虫、 钟虫等原生动物，还有线虫、 轮虫、 红斑螵体虫等后生动物.

活性污泥常用粒度分布来反映出污泥样品中不同粒径颗粒占颗粒总量的百分数，本研究采用的累计粒度分布百分数表示小于某粒径的颗粒占颗粒总数的百分数，结果见图 4所示.

图 4

Fig. 4

图 4 不同时期污泥粒径分布 Fig. 4 Particle size distribution in different stages

图 4为不同时间污泥粒度分布，新接种污泥粒径较大，主要由于其取自二沉池，在二沉池中，污泥处于自由沉降状态，污泥大都互相聚集，且流动性比较小，对污泥絮体的剪切较少，容易形成尺寸较大的污泥. 经过20 d的培养，污泥整体粒径减小，在好氧运行过程中，曝气对污泥的剪切作用以及反应器内混合液处于紊流状态，这两者对污泥的剪切作用导致了污泥粒径的减小. 40 d的污泥尺寸与20 d的污泥尺寸分布区别不是很大，而70 d污泥尺寸明显较小，这种现象主要归因于后期后生动物大量繁殖，具有较高的活性，这些后生动物穿梭于污泥中，能够破坏大的菌胶团，同时，它们以污泥絮体为食，导致了活性污泥尺寸减小. 活性污泥尺寸随着运行时间增加而减小也是导致出水NO^-₃-N出水浓度增加的原因之一. 对于活性污泥絮体，溶解氧的浓度由表面向内部递减，尺寸大的活性污泥内部可能存在缺氧或者厌氧区域，在这些区域NO^-₃-N可以通过反硝化作用而被降解. 而当活性污泥尺寸减小时，这些缺氧或者厌氧区域必然随之减少，NO^-₃-N无法被反硝化，从而导致了其出水浓度随着运行时间增加而增加.

脱氢酶是一类蛋白质,在能量转移和物质循环中起着关键性的作用，它能使氧化有机物的氢原子活化并传递给特定的受氢体实现糖、 脂肪、 氨基酸、 核苷酸的代谢，因此，脱氢酶活性直接影响细胞的生长及新陈代谢^[20]. 脱氢酶活性随运行时间的变化趋势见图 5所示.

图 5

Fig. 5

图 5 TTC-脱氢酶活性变化趋势 Fig. 5 TTC- dehydrogenase activity profile

图 5为污泥脱氢酶活性随运行时间变化的曲线，刚接种污泥TTC-脱氢酶活性较低，经过几天的调整后，TTC-脱氢酶活性逐渐增加，活性污泥中微生物新陈代谢旺盛，对于模拟废水的COD及NH⁺₄-N去除率也随之增加，脱氢酶活性到达一定程度后维持在一个较高的水平，因而保证了好氧MBR运行后期仍然保持拥有良好的出水水质.

污泥表观产率是反应活性污泥合成代谢的主要参数，与传统活性污泥法相比，MBR往往具有相对较低的污泥表观产率. 运行期间污泥表观产率随时间的变化趋势如图 6所示.

图 6

Fig. 6

图 6 污泥表观产率变化趋势 Fig. 6 Sludge yield coefficient profile

图 6为污泥表观产率随时间变化的趋势，反应器运行初期活性污泥表观产率较小，这是因为污泥尚在适应期，污泥微生物活性较低，微生物繁殖速度慢，污泥增值量较小，同时COD的去除量也较小. 随着运行时间的增加，污泥适应了新的环境，其中微生物活性增加，能够有效利用营养物质进行新陈代谢，提高增值速度，因此，表观污泥产率明显增加. 曝气MBR运行50d左右，活性污泥趋于成熟，反应器内出现大量原生动物及后生动物，它们在活性污泥生态系统中处于食物链的顶端，食物链中能量传递逐级递减，食物链顶端的生物为了维持正常的生命活动需要消耗大量的由食物链底端生物吸收的营养物质，而且，随着食物链中营养级数的增加，能量传递中以热量等形式损失也增加，因而，活性污泥生态系统中用于活性污泥增值的能量减少，这就导致了污泥表观产率后期随着运行时间的增加而降低. 许多学者也发现后生动物如红斑螵体虫对污泥减量化具有十分明显的效果^{[21, 22, 23]}，最后，当反应器内活性污泥生态系统达到一个相对稳定状态时，污泥表观产率也随之保持在一个相对稳定的范围内.

活性污泥中的EPS是由微生物分泌于体外的一些高分子聚合物，紧密附着在活性细胞表面的EPS为eEPS，溶解在混合液中的EPS为SMP^[2]，其含量与膜污染密切相关^{[9, 24, 25, 26, 27]}.

图 7为活性污泥中EPS各组分变化曲线，随着运行时间的增加，反应器中污泥脱氢酶活性增加，微生物新陈代谢增强，从而分泌出更多的EPS，EPS中各个组分都有所增加. 图 7中可以看出eEPS_p和eEPS_c的增加速度要比SMP_p和SMP_c的组分的增加速度快. 这种现象主要由两种原因造成，首先，在微生物生命周期过程中，紧密分布在细胞表面的eEPS_p和eEPS_c随着细胞最后衰老死亡裂解之后，相应地转化成了SMP_p和SMP_c. 另一个原因是反应器污泥混合液处于紊流状态，污泥颗粒之间相互摩擦或者碰撞以及曝气剪切作用，导致细胞表面的eEPS_p和eEPS_c脱离扩散到混合液中，转化成SMP_p和SMP_c.

图 7

Fig. 7

图 7 EPS各组分变化趋势 Fig. 7 EPS components profile

为了解膜组件污染情况及变化趋势，依据运行过程中TMP的变化将反应器的运行分为两个阶段，即当TMP达到30 kPa左右时，取出膜组件进行化学清洗，清洗之前为第一阶段，清洗之后继续运行则称为第二阶段.

从图 8可以看出，两个阶段TMP的增加趋势类似，前期TMP增长平缓，后期加速增加. 膜生物反应器依靠负压抽吸出水，在常通量运行模式中，随着运行时间增加，吸附在膜表面的泥饼厚度增加，为了保持膜通量不变，必须提高抽吸压力，这就造成了更高的操作负压，早期在较低的操作负压下，小颗粒、 低重量的污泥在负压作用下吸附在膜表面，造成膜表面泥饼的增长，大的污泥颗粒由于重力较大，负压产生的吸引力无法使其固定在膜表面，而在后期，在较高操作负压下，重量更大的污泥颗粒在负压作用下，被固定在膜表面，大大增加膜表面泥饼的增长速度，这就造成了随着TMP的增加，膜污染的增加速度越快.

图 8

Fig. 8

图 8 TMP 变化趋势 Fig. 8 TMP profile

对比两个阶段的TMP增加趋势，第一阶段经过42 d TMP达到30 kPa左右，而第二阶段只用了33 d TMP就到达了30 kPa. 这种现象与活性污泥性质变化密切相关，首先是随着运行时间的增加，污泥颗粒粒径整体减小，如果忽略污泥密度的变化，污泥颗粒的重量也就随之减小，在相同负压下，重量低的污泥颗粒更容易附着在膜表面造成泥饼的增长. 同时，整体污泥粒径的减小也意味着后期有更多的与膜孔径大小相同或者比膜孔径尺寸更小的污泥颗粒，这部分的污泥颗粒很可能进入膜孔内，造成膜孔的堵塞，从而加快膜污染速度. 其次，在整个实验过程中，EPS的各个组分特别是SMP明显增加，在蠕动泵抽吸过程中，EPS能够形成一个水合凝胶层供生物细胞附着，同时，EPS是这些微生物细胞的重要营养物质来源^[25]. 当EPS作有机底物为膜表面泥饼内微生物提供营养物质时，其多糖组分的利用率比其蛋白质组分高^[28]. 特别是EPS多糖组分的增加促进膜表面泥饼的生长，从而加快膜污染的速度. 活性污泥粒度分布及EPS的变化直接影响膜污染的速度，反应器内的原生动物和后生动物通过其在污泥中的活动及捕食行为影响污泥粒径间接影响膜污染速度，脱氢酶活性通过影响EPS含量间接影响膜污染速度.

3 结论

(1)运行过程中，活性污泥内的原生动物及后生动物都明显增加，由于反应器内曝气的剪切作用以及后生动物对在活性污泥颗粒内部活动频繁造成污泥粒径随着时间增加而减小. 表观污泥产率呈上升趋势，后期由于后生动物的污泥减量化效果，造成表观污泥产率下降到一定程度保持稳定.

(2)脱氢酶活性的提高对于反应器的运行利弊共存，一方面活性污泥脱氢酶活性的增加促进活性污泥中微生物的新陈代谢，从而增强了其对模拟废水中COD及NH⁺₄-N去除，但另一方面导致了EPS各组分的增加，而EPS的增加加快了膜污染速度.

(3)污泥粒径减小、 EPS增加导致运行后期膜污染速度呈现加快趋势.