膜生物反应器( MBR) 工艺集膜过滤与生物处理于一体，具有出水水质优良、污泥停留时间和水力停留时间分离、便于自动化控制等优点。但是，MBR较容易产生膜污染，导致系统处理能力下降、膜清洗频繁，投资与运行管理成本增高，从而阻碍了该工艺的推广与应用。现今已研究了大量的方法来解决膜污染等问题，如投加粉末活性炭( PAC) 而形成PAC － MBR工艺，但PAC 投加量大且费用高，从而阻碍了其规模化应用。

随着污水排放量与处理率的不断提高，剩余污泥产量剧增。由于污泥含碳量较高，可以利用高温热解的方法使污泥转变成具有活性炭性质的吸附剂材料，而制造成本却远远低于商品活性炭。因此，笔者通过一定的化学手段将污泥制备成为具多孔结构的吸附材料，并应用于MBR工艺以强化除污效能和缓解膜污染，这既实现了废弃物的资源化利用，又达到了以废治废的目的。

1、材料与方法

1. 1 污泥基吸附剂的制备

制备污泥基吸附剂( SA) 的原料为强化一级处理工艺产生的化学污泥( 以聚合氯化铝铁作为混凝剂) 。脱水干燥后的污泥以质量比为1 ∶ 1 与3． 0mol /L 的ZnCl2混合，在无氧条件下以700 ℃高温热解1 h，然后研磨过筛( 180 目) 得到成品。
1. 2 试验装置

试验装置如图1 所示。

1.进水泵2.高位水箱3.恒位水箱4.蠕动泵5.压感器6.水箱7.曝气泵8.计算机

图1 试验装置示意

系统由三个反应器组成，每个反应器的体积均为3 L，进水由恒位水箱控制。其中一套是在MBＲ内投加污泥基吸附剂( SA － MBＲ) ，第二套是单独MBＲ 工艺，第三套是在MBＲ 内投加粉末活性炭( PAC － MBＲ) 。束状聚氯乙烯中空纤维超滤膜的孔径为0． 01 μm，膜面积为0． 05 m2。滤液通过蠕动泵从膜组件中抽吸，控制膜通量恒定为10 L /( m2•h) ，相应的水力停留时间为6 h。污泥龄控制在30d。三套系统的运行方式为抽吸10 min、反冲洗30s。真空压力表置于膜组件与抽吸泵之间，以此监控跨膜压差( TMP) 。在反应器底部设有曝气系统，为活性污泥提供充足的氧并对膜组件进行冲刷。整个系统由PLC 控制。

污泥基吸附剂或商品活性炭( 平均粒径为0． 1mm) 的初次投量为2．0 g /L，并通过及时补充保持反应器内2． 0 g /L 的浓度。试验污水取自校园生活区，DOC 为( 72． 9 ± 6． 0) mg /L，UV254为( 0．342 ±0．024) cm－1 ; 活性污泥取自城市污水厂生化池，并在试验前经校园生活区污水驯化一个月。

1. 3 检测方法

1. 3. 1 污泥基吸附剂性质

采用ASAP 2020M 比表面积分析仪测定污泥基吸附剂的比表面积、Optima 5300DU ICP － AES 法测定其重金属含量、CHNS － Vario EL 型元素分析仪测定其碳、氢含量。

1. 3. 2 水质与混合污泥性质

水样经0． 45 μm 滤膜过滤之后，采用TOC 分析仪测定其DOC 值。UV254采用紫外可见分光光度计进行测定。

活性污泥胞外聚合物( EPS) 的提取采用高速离心法; 污泥混合液经过离心后( 3 000 r /min，5min) 用0． 45 μm 的滤膜过滤，从而提取到溶解性微生物产物( SMP) 。测定滤液中的蛋白质、多糖含量。其中，多糖采用蒽酮—硫酸比色法测定，蛋白质采用Folin － Lowry 法测定。

1. 3. 3 膜污染的表征方法

根据达西( Darcy) 方程，利用污染阻力表征膜污染。

式中J———膜出水通量

P———膜两侧的压力差

μ———透过液粘度

Rt———膜过滤过程总阻力

Rm———膜固有的阻力

Rf———膜污染阻力

Rc———滤饼层阻力

Rp———膜孔堵塞和不可逆污染引起的阻力

以膜比通量( 膜通量/跨膜压差) 表征膜污染程度。

2/结果与分析

2. 1 污泥基吸附剂特征

污泥基吸附剂的理化性质见表1。

表1 吸附剂的理化性质

可以看出，虽然SA 的比表面积与碳含量都较PAC 小，但是其铁、铝含量较PAC 多，这可能是由于其原料为化学污泥，含有大量的铁、铝化合物，因此活化后，它们以金属氧化物或与稳定的有机化合物相结合的形态存在于吸附剂中。

2. 2 对有机物的去除效能

表2 三个MBＲ系统对有机物的去除效果比较

各反应器对有机物的去除效果如表2 所示。PAC － MBＲ 系统对UV254与DOC 的去除率最高，分别为62． 3%与90． 1%; 其次为SA－MBR系统，去除率分别为58． 5%与88．8%; MBＲ 系统最差，分别只有47． 8%与85． 9%。这主要是由于混合液的去除效能不同造成的，而膜的去除效能相当。投加污泥基吸附剂或活性炭于MBＲ 系统后，一方面吸附剂能较好地吸附污水中的有机物，另一方面还可作为微生物附着生长的载体，这就增加了微生物的数量，提高了生物降解作用。

2. 3 膜污染

2. 3. 1 膜阻力的比较

取三支新的膜组件分别置于三套MBＲ 系统中，按照正常的条件运行10 d 后检测各反应器的膜阻力，结果见表3。

表3 三套MBＲ系统的膜阻力比较

可见，SA － MBＲ 系统的总阻力最低，比MBＲ 与PAC － MBＲ 系统分别低45． 4% 与19． 0%。这主要是因为MBＲ 系统的膜阻力主要来源于滤饼层污染，而SA － MBＲ 系统的Ｒc值较其他两个反应器的要小。三套MBＲ 系统的膜固有阻力相同，而由吸附或膜孔堵塞引起的阻力值相近，因此，这两部分阻力对总阻力的影响较小。

有研究表明，投加PAC 后MBＲ 内污泥絮体的可压缩性降低，而孔隙度变大，从而使膜阻力变小，膜通量变大。同样，投加污泥基吸附剂的MBＲ系统内的污泥可压缩性也能类似地被改变。并且，由于污泥基吸附剂含有较多的铁、铝化合物，可以使污泥颗粒变为粒径更大、强度更高、可压缩性和粘性更小的絮体结构。

2. 3. 2 膜比通量的比较

图2 显示了三套MBＲ 系统在正常运行条件下，膜比通量随时间的变化情况。可知，随反应器长期的运行，膜截留的污染物沉淀在膜的表面，有些污染物甚至堵塞在膜孔中，使得实际过滤的膜面积下降。

最后局部的膜通量升高，甚至超过临界通量。这样加剧了膜污染，导致膜表面形成滤饼层，反应器的膜比通量逐渐降低。在运行了11d后MBＲ系统的膜比通量降至0．02 L /( h•kPa) ，PAC － MBＲ 降至此值的时间为15 d，而SA － MBＲ 为17 d。这说明投加了污泥基吸附剂后，吸附和附着絮凝作用明显地降低了对膜的直接污染程度，减缓了膜污染的发展速度，延长了膜的清洗周期。另一方面，生物絮体以污泥吸附剂为核心的条件下将会更加密实，不易因曝气作用而破坏絮体结构，使污泥粒径减小与释放出胞外聚合物，造成膜污染。因此SA － MBＲ 系统的膜比通量下降趋势较其他两个系统缓慢，能运行更长的时间。

图2 三套MBＲs 的膜比通量的变化

2. 3. 3 微生物代谢产物的比较

有研究表明EPS 是引起膜污染的最主要污染物。而SMP 极易堵塞膜孔，并容易沉积在膜表面形成密实滤饼层，对膜污染也有很重要的影响。三套MBＲ 系统内混合液中的EPS 与SMP 总量见表4。

表4 三套MBＲ系统内EPS与SMP情况

从表4 可知，SA － MBＲ 系统内的EPS 总量最低，PAC － MBＲ 的次之，而MBＲ 系统的最多。对于SMP 总量而言，PAC － MBＲ 的最低，而MBＲ 系统的最高，SA － MBＲ 的在两者之间。由此可知，投加了污泥基吸附剂或活性炭后，系统内的EPS 与SMP 含量较低。这可能是由于吸附剂吸附与生物降解共同作用的结果: 吸附剂提供了更多的吸附位点，能让微生物更好地降解污水中的有机物，而生物降解作用可以再生吸附剂的吸附能力，两者的联合作用使得混合液中的SMP 或EPS 含量相对普通活性污泥更低。

研究表明，EPS 含量与膜阻力呈正相关。研究表明，EPS 对SMP、SS、污泥粘度、污泥的相对疏水性、Zeta 电位有显著的影响，活性污泥混合液性质的变化主要是由EPS 引起的，而这些参数都是影响膜污染的因素。究了长期运行条件下MBＲ 工艺中SMP 的积累情况，发现SMP 不仅抑制微生物的新陈代谢活动，还会带来能够极大降低膜过滤性的有机污染。研究表明，如果MBＲ 系统运行不当，污泥絮体释放出的SMP 等溶解性物质会形成很大的膜阻力，造成膜的严重污染。

由表4 可知，SA － MBＲ 系统的SMP 与EPS 含量相对较低，因此膜污染相对较轻，膜阻力较低与膜比通量降低较慢，使MBＲ 工艺可以在较长时间内运行。

3 结论

① 在SA － MBＲ 工艺运行的过程中，膜截留、生物降解以及吸附剂吸附的协同作用使其表现出较好的去除有机物效能，对UV254与DOC 的去除率分别为58． 5%与88． 8%，与PAC － MBＲ 工艺相当，并且优于MBＲ 工艺。

② 由于污泥基吸附剂含有大量铁、铝化合物以及反应器中较低的EPS 与SMP 含量，污泥基吸附剂－ MBＲ 的膜阻力较MBＲ 与PAC － MBＲ 低，膜比通量下降较缓慢，能很好地控制膜污染。

③ 将制备的污泥吸附剂应用于MBＲ 工艺，既能达到废弃物循环利用的目的，又使得MBＲ 工艺在去除有机物与控制膜污染方面都较之常规处理工艺表现出明显的优点。因此污泥基吸附剂－ MBＲ 无论是从技术上还是从经济上考虑都有着很好的应用前景。

 

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