楊義飛，趙飛飛，徐曉鳴，滕希紅

(1.山東建筑大學(xué)市政與環(huán)境工程學(xué)院，山東 濟(jì)南 250101;2.山東同圓設(shè)計(jì)集團(tuán)，山東 濟(jì)南 250101)

0 引言

水資源是人類賴以生存與發(fā)展的重要資源，污水資源作為第二水源將從根本上解決水資源匱乏的局面[1]。膜生物反應(yīng)器(MBR)是一種膜分離技術(shù)與生物技術(shù)相結(jié)合的可實(shí)現(xiàn)污水資源化的新型污水處理技術(shù)，具有處理效率高、占地面積小、出水穩(wěn)定、排泥量少等優(yōu)點(diǎn)。但混合液與膜相互作用容易引發(fā)膜污染[2－3]，這極大地限制了膜生物反應(yīng)器的推廣應(yīng)用[4]。相關(guān)研究表明，污泥混合液中的胞外聚合物(EPS)和溶解性微生物代謝產(chǎn)物(SMP)是MBR工藝主要的污染物質(zhì)[5－6]。Chang 與 Kim[7]對各種污泥中EPS的含量做了定量分析，研究結(jié)果顯示膜污染程度與污泥中EPS的含量呈正相關(guān)。

Hsieh等人[8]研究發(fā)現(xiàn)，根據(jù)存在狀態(tài)，EPS可分為溶解性胞外聚合物(Soluble EPS，EPSS)和附著性胞外聚合物(Bound EPS，EPSB)。EPSS可釋放入水對污泥性能的影響不大;但EPSB附著于細(xì)胞表面，與微生物細(xì)胞構(gòu)成污泥基本成分。一般提到EPS多指EPSB。根據(jù)結(jié)合的緊密程度，EPSB又分為雙層，內(nèi)層附著緊密，稱為緊密附著型胞外聚合物(tightly bound EPS，TB-EPS);外層為與周圍環(huán)境無明顯邊緣、疏松附著的粘液層，稱為松散附著型胞外聚合物 LB-EPS(loosely bound EPS，LB-EPS)[9]。因?yàn)門B-EPS緊密附著在細(xì)胞表面，不易釋入混合液中，所以對膜污染影響不大。因此本文重點(diǎn)探討不同污泥濃度與LB-EPS的關(guān)系以及對膜污染的影響。

1 試驗(yàn)材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置

試驗(yàn)用膜生物反應(yīng)器為有機(jī)玻璃構(gòu)造，長0.76 m、寬 0.26m、高 0.70m，有效容積為 120L。聚偏氟乙烯(PVDF)中空纖維膜組件，膜孔徑0.2μm，膜面積0.3m2，下方設(shè)有微孔曝氣裝置，曝氣量通過玻璃轉(zhuǎn)子流量計(jì)調(diào)節(jié);進(jìn)水通過液位控制儀控制進(jìn)水泵的開?？刂?膜出水采用抽吸泵，通過出水管上真空表的讀數(shù)反映膜污染的情況。

1.2 試驗(yàn)條件

膜生物反應(yīng)器運(yùn)行條件:

(1)水力停留時間6h;

(2)抽吸泵開/停時間比為5min∶1min;

(3)試驗(yàn)采用淀粉、蛋白胨、氯化銨、磷酸二氫鉀、氯化鈣、硫酸鎂及硫酸銅進(jìn)行人工配制生活污水。根據(jù)試驗(yàn)要求改變進(jìn)水濃度與營養(yǎng)比例。水質(zhì)指標(biāo)見表1。

1.3 分析方法

pH、溶解氧、溫度分別用精密酸度計(jì)、溶解氧儀、溫度計(jì)測定。EPS中多糖和蛋白質(zhì)的含量采用蒽酮比色定糖法和考馬斯亮藍(lán)結(jié)合法測定。

表1 配水水質(zhì)指標(biāo)及濃度

2 結(jié)果與討論

2.1 污泥濃度對混合液中LB-EPS的影響

本實(shí)驗(yàn)設(shè)定了4個污泥濃度(MLSS)梯度分別為 3g/L、4g/L、6g/L、8g/L。

2.1.1 污泥混合液中LB-EPS的含量變化

運(yùn)行周期中污泥混合液LB-EPS的濃度和組成變化見圖1～3。可見，4個污泥濃度梯度中，隨著污泥濃度的升高，LB-EPS中多糖和蛋白質(zhì)的含量都有增多趨勢。這一方面可能是由于活性污泥濃度升高，微生物代謝產(chǎn)物總量也隨之增多;另一方面，由于污泥負(fù)荷降低，微生物所需的營養(yǎng)不足，進(jìn)行內(nèi)源呼吸釋放出大量的EPS[10]，同時絲狀菌大量繁殖，產(chǎn)生了更多的EPS[11]。所以，隨著MLSS濃度的升高，污泥負(fù)荷的降低，LB-EPS含量升高。

圖1 混合液中LB-EPS濃度隨運(yùn)行時間的變化

圖2 各濃度梯度LB-EPS中多糖濃度隨運(yùn)行時間的變化

圖4顯示了4個濃度梯度下蛋白質(zhì)/多糖(p/c)隨運(yùn)行時間的變化情況。由圖可知，p/c的比值隨污泥濃度加大而逐漸增大，但總體趨勢變化不明顯。這可能是因?yàn)槲勰酀舛鹊淖兓沟梦⑸锏纳L速率和微生物群落發(fā)生了改變，導(dǎo)致了LB-EPS中蛋白質(zhì)與多糖組成成分的改變。隨著生物量增大，底物減少，使得微生物可能利用LB-EPS中的多糖作為生長碳源[12]，從而導(dǎo)致p/c的值隨著泥齡的增加而增大。

圖3 混合液LB-EPS中蛋白質(zhì)濃度隨運(yùn)行時間的變化

圖4 各污泥濃度梯度LB-EPS中p/c隨運(yùn)行時間的變化

2.1.2 LB-EPS各組分與膜污染關(guān)系

圖5 污泥濃度與膜污染速率的關(guān)系

當(dāng)MLSS為3g/L、4g/L、6g/L和 8g/L時，反應(yīng)器分別運(yùn)行了 20、15、13、7d后，真空表讀數(shù)超過0.04MPa，清洗膜組件。圖5為各個污泥濃度膜污染速率，以平均濃度代替EPS各組成成分的實(shí)測濃度。膜污染速率以每個周期始末的壓力表讀數(shù)之差與周期時長比計(jì)，單位kPa/d，以反映膜污染的快慢。隨著MLSS濃度的升高，膜污染加快，MLSS小于6g/L時，膜污染速率上升比較緩慢;MLSS高于6g/L以后，膜污染速率上升急速，MLSS=8g/L時，膜污染速率遠(yuǎn)大于MLSS=6g/L時的污染速率。

圖6 污泥混合液中LB與膜污染速率的關(guān)系

由圖6可知，膜污染速率隨著LB-EPS及其組成成分的含量的增加而逐漸增快。當(dāng)LB-EPS＞18mg/L以后，就會對膜污染產(chǎn)生很大的影響。LBEPS位于細(xì)胞外部，LB-EPS量的增加而引起污泥混合液粘度的增加，從而極易吸附沉積在膜表面，導(dǎo)致更為嚴(yán)重的膜污染。

2.2 溫度對EPS總量及膜污染的影響

2.2.1 溫度對EPS總量的影響

試驗(yàn)研究了10℃、15℃、25℃、30℃四個溫度條件下EPS總量及膜污染情況。試驗(yàn)結(jié)果如圖7所示。

圖7 溫度對EPS的影響

從圖中可知溫度對EPS有明顯的影響。水溫為10℃時，污泥中EPS含量較高，在水溫升至15℃過程中，污泥中EPS的濃度有所降低，而溫度繼續(xù)升高至25℃時EPS的含量略有回升但總體平穩(wěn)。這可能是污水處理中活性污泥微生物多屬中溫菌，其最適溫度介于25～40℃之間。水溫較低時，微生物代謝活動減弱，細(xì)胞發(fā)生衰退，釋放出胞內(nèi)聚合物。當(dāng)水溫上升時，細(xì)菌活性逐漸恢復(fù)，EPS釋放量減少。而溫度上升至25℃以上時，EPS的含量又開始增加。這可能是由于最適溫度的條件下微生物的生理活動旺盛，酶促反應(yīng)加速，微生物分泌增加造成的。

2.2.2 溫度對膜污染的影響

在每個溫度梯度條件下運(yùn)行10d，各周期的膜污染速率如圖8所示。變化趨勢與EPS含量變化一致，這與前面結(jié)論相同，EPS是導(dǎo)致膜污染的因素。

圖8 各溫度下的膜污染速率

3 結(jié)論

(1)在污泥濃度MLSS≤6g/L之前，膜污染速率上升比較緩慢;當(dāng)MLSS＞6g/L以后，膜污染速率急速上升，這時EPS可能會對膜污染產(chǎn)生很大的影響。隨多糖和蛋白質(zhì)含量的增加，膜污染速率加快，且蛋白質(zhì)是膜污染的主要污染物。

(2)介于15～25℃適宜溫度下，微生物的代謝和生長較好，污泥中EPS的量較低。而當(dāng)水溫低于15℃或高于25℃時，不適宜微生物生長，由于微生物大量死亡釋放出大量的胞內(nèi)聚合物，EPS的含量較高。總體上膜污染速率變化趨勢與EPS含量變化趨勢一致。

[1]魯敏，高吉云，尚紅.濟(jì)南市污水資源化可持續(xù)發(fā)展的對策[J].山東建筑大學(xué)學(xué)報，2007，22(1):52－56.

[2]YANG W，CICEKA N，ILG J.State-of-the-art of membrane bioreactor:Worldwide research and commercial application in North A-merica[J].J Member Sci，2006，270(1 －2):201 －211.

[3]MENG Fan-gang，ZHANG Han-min，YANG Feng-lin，et al.Effect of filamentous bacteria on membrane fouling in submerged membrane bioreactor[J].J Member Sci，2006，272(1 －2):161－168.

[4]孫寶盛，張海豐，齊庚申.膜生物反應(yīng)器與傳統(tǒng)活性污泥法污泥混合液過濾特性的比較[J].環(huán)境科學(xué)，2006，27(2):315－318.

[5]CHANG I S，CLECH P L，JEFFERSON B，et al.Membrane fouling in membrane bioreactor for wastewater treatment[J].J Environ Eng，2002，128(11):1018－1029.

[6]KIMURA K，YAMATO N，YAMAMURA H，et al.Membrane fouling in pilot-scale membrane bioreactors(MBRs)treating municipal wastewater[J].Environ Sci Technol，2005，39(16):6239－6299.

[7]CHANG I S，KIM S N.Wastewater treatment using membrane filtration effect of biosolids concentration on cake resistances[J].Process Biochem，2005，40(3－4):1307－1314.

[8]HSIEH K M，MURGEL G A，LION L W，et al.Interactions of microbial biofilms with toxic trace metals:Observation and modeling of cellgrowth，attachment，and production of extra cellular polymer[J].Biotechnol Bioeng，1994，44(2):219 －231.

[9]GOODWIN J A S，F(xiàn)ORSTER C F.A further examination into the composition of activated Sludge surfaces in relation to their settling characteristics[J].Wat Res，1985，4(19):527 － 533.

[10]楊小麗，王世和.污泥濃度與曝氣強(qiáng)度對MBR運(yùn)行的綜合影響[J].中國給水排水，2007，23(l):77－80.

[11]CHOIA J G，BAEA T H，KIM J H，et al.The behavior of membrane fouling initiation on the cross flow membrane bioreactor system[J].Member Sci，2002，203(l－2):103 －113.

[12]ZHANG Xiao-qi，BISHOP P L.Biodegradability of biofilm extracellular polymeric substances[J].Chemosphere，2003，50(1):63－69.