SRT對UCT-MBR反硝化除磷性能與膜污染行為的影響

王朝朝,閆立娜,李思敏,唐鋒兵,張 凱,李 軍

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SRT對UCT-MBR反硝化除磷性能與膜污染行為的影響

王朝朝1*,閆立娜2,李思敏1,唐鋒兵1,張 凱1,李 軍3

(1.河北工程大學城市建設學院,河北 邯鄲 056038；2.河北工程大學研究生部,河北 邯鄲 056038；3.北京工業大學建筑工程學院,北京市水質科學與水環境恢復工程重點實驗室,北京 100124)

采用脫氮除磷膜生物反應器(UCT-MBR)工藝處理冀南地區城市污水,考察了SRT對UCT-MBR工藝反硝化除磷性能與膜污染行為的影響.結果表明:較短(15d)與較長(40d)SRT均不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的富集;SRT控制在25d時系統的反硝化除磷性能得到最大程度強化,反硝化聚磷菌(DPAOs)占聚磷菌(PAOs)的數量比例及缺氧除磷率達到最大值,分別穩定在50.9%和88%,并且此時系統總磷(TP)、總氮(TN)去除率也達到最大值91.7%、73.6%,出水濃度分別穩定在0.48, 13.3mg/L左右;SRT對系統COD、氨氮(NH4+-N)的去除效能影響不大,COD、NH4+-N平均去除率分別為89.8%、99.7%,出水濃度分別穩定在30.8, 0.15mg/L;隨著SRT的延長,膜池混合液固體(MLSS)濃度升高,分子量大于100kDa、小于1kDa的溶解性微生物代謝產物(SMP)濃度和胞外聚合物(EPS)比污泥濃度升高及污泥粒徑(PSD)減小,是導致膜池污泥可濾性變差的主要原因,從而致使系統膜滲透性加速降低、持續運行周期縮短,而紅外光譜(FT-IR)分析表明SRT對膜污染物質的組成無顯著影響,光譜折射率與SMP、EPS含量呈現一致性.

膜生物反應器；污泥齡；反硝化除磷；污泥可濾性；膜污染

膜生物反應器(MBR)工藝以其高效的膜分離作用在水處理界備受關注,已廣泛應用到工業廢水處理、城市污水回用以及微污染地表水源的處理領域[1-3].城市污水處理方面,MBR工藝對氮、磷營養物的去除具有較大潛力,因此該工藝常作為生物脫氮除磷的強化手段以提高系統營養物去除的高效性與穩定性[4].

目前國內外脫氮除磷MBR工藝的相關報道,主要是針對該類工藝的營養物去除效能、膜污染機制等方面進行相關研究.Monclús等[5]采用UCT-MBR工藝處理城市污水,COD、氮、磷的去除率可分別達到94%、91%、86%;Geng等[6]在研究脫氮除磷MBR工藝時發現,SMP是引起膜污染的主要因子.在脫氮除磷MBR工藝的運行參數中,SRT能直接影響系統中的微生物種群結構以及污泥的生化、理化特性,因此成為系統處理效率及膜污染的控制性因素,SRT的選擇成為該系列工藝能否高效持續運行的關鍵.田園等[7]研究了SRT對MBR工藝微生物群落結構的影響,發現較長的SRT條件下微生物的多樣性和豐富度較高,不同SRT條件下的優勢菌屬存在差異;曹占平等[8]研究了SRT對MBR工藝污泥性質影響,發現SRT是通過影響EPS總量以及蛋白質、多糖的比例,進而影響污泥的理化、生物特性.以往關于脫氮除磷MBR工藝以及SRT對MBR工藝影響的研究存在單一性(從脫氮除磷效率、微生物群落結構、污泥性質或膜污染特性等單一方面考慮),因而優選的SRT參數對脫氮除磷MBR工藝的實際應用具有一定的局限性除磷;脫氮除磷MBR工藝作為一個整體的運行系統,尚需全面考察SRT對該工藝脫氮除磷效能及膜污染的影響;此外由于反硝化除磷過程直接影響著同步脫氮除磷工藝的運行效能[9],因此優選的SRT參數需要滿足實現系統強化反硝化聚磷菌富集與延長運行周期的雙重要求.

本研究以實驗室規模UCT-MBR工藝處理冀南地區城市污水為基礎,考察SRT對工藝反硝化除磷特性與膜污染行為的影響,分析不同SRT條件下DPAOs與PAOs的演替變化規律,解析系統DPAOs在PAOs中的分布特性及其與缺氧除磷率的映射關系;并且考察不同SRT條件下膜污染行為特性,分析污泥的理化性質及其代謝產物在不同分子量級別范圍內的分布規律,闡明污泥可濾性與膜滲透性的變化機制,為脫氮除磷MBR工藝SRT的優選以及高效持續運行提供理論與技術支持.

1 試驗材料與方法

1.1 試驗裝置與工藝流程

UCT-MBR工藝反應器裝置如圖1所示,裝置各矩形反應池由有機玻璃構成,總有效體積為28L,厭氧池:缺氧池-1:缺氧池-2:好氧膜池為1:1:1:2.該裝置由可編程邏輯控制器(PLC)系統控制,采用恒通量過濾間歇抽吸方式進行產水,膜通量[J,L/(m2·h)]保持在20L/(m2·h),抽吸周期為10min, 9min抽吸,停1min.通過液位計對厭氧池液位的監控,控制進水泵1的啟停,跨膜壓差數值通過記錄儀在線存儲.污水依次經過厭氧池、缺氧池1、缺氧池2、好氧膜池,最后通過產水泵實現出水.好氧膜池通過溢流作用實現硝化液的回流(回流比1為400%),缺氧池2通過回流泵實現污泥厭氧池的污泥回流(回流比2為100%).為保持污泥處于懸浮狀態,在厭氧池、缺氧池1和缺氧池2配備攪拌槳.好氧膜池采用穿孔鼓風曝氣,孔徑為5mm.膜組件為一片氯化聚乙烯平板微濾膜(Kubota公司制造),膜孔徑為0.4μm,膜面積為0.1m2.反應器溫度通過加熱棒控制在20℃左右,通過便攜式WTW Multi 340i檢測儀對好氧膜池的溶解氧(DO)進行監控.試驗期間不同運行階段的其他運行參數由表1所示:

表1 試驗運行條件Table 1 Operational conditions during the experiment

注:該MLSS濃度為好氧膜池MLSS濃度.

1.2 污泥的接種與馴化及進水特性

表2 進水水質特性Table 2 Feed wastewater characteristics

反應器接種污泥取自邯鄲某污水處理廠氧化溝工藝二沉池回流污泥,具有良好的脫氮性能,好氧膜池接種后的MLSS濃度在3000mg/L左右,厭氧池、缺氧池1、缺氧池2、好氧池的污泥量占總反應器污泥總量的14%、19%、20%、47%.具體進水水質特征由表2所示,采用此進水水質對污泥馴化1個月,之后根據試驗方案開展相關的研究工作.

1.3 分析項目及測定方法

1.3.1 常規水質指標 CODcr、NH4+-N、TN、TP、MLSS、揮發性污泥(MLVSS)含量采用水和廢水監測分析方法(第4版)中的標準方法[10]測定;采用馬爾文粒徑儀(Worcestershire,UK)測定污泥粒徑,以(0.5)計,μm.

1.3.2 DPAOs、PAOs動力學試驗與缺氧除磷率計算 在不同SRT條件下工藝穩定運行時取好氧池污泥按照Wachtmeistr等[11]的試驗方法進行序批式試驗,測定比釋磷速率(ana)、比缺氧(ano)、好氧吸磷速率(aer)、比反硝化速率(ano),mg/(g·h);以ano與aer的比例來表征DPAOs在PAOs中的數量比例,記為DPAOs/PAOs.

缺氧除磷率(ano)的計算由下式所示:

式中:1為好氧膜池到缺氧池1的回流比;2為缺氧池2到厭氧池的回流比;ana為厭氧池末端的磷濃度, mg/L;ano2為缺氧池2末端的磷濃度, mg/L;aer為好氧池末端的磷濃度, mg/L.

1.3.3 跨膜壓差、膜滲透性與膜污染速率 采用在線數據記錄儀采集跨膜壓差(TM,103Pa)數據,并采用下式進行溫度校正.

根據達西公式計算出總污染阻力:

式中:為產水的粘度,Pa·s.然后將膜組件取出反應器,用海綿將膜表面的濾餅層輕微擦去,然后放在清水中在一定壓力下進行過濾,并測定出水通量,根據式(2)計算得出膜孔內部阻力(p)和膜固有阻力(m)之和,其與m的差值為p;總污染阻力(t)與其差值即為濾餅層阻力c.該測定作業均在在不同SRT條件下第1個運行周期內第25d完成.為了使測定膜組件各部分阻力作業不影響工藝系統正常運行與數據采集,采用2組平行工藝運行(2組工藝的流程與運行條件完全一致),因此本試驗階段在第25d測定膜組件膜阻力,另一組工藝仍連續運行,不影響跨膜壓差數據的采集.當不同SRT條件下達到運行周期末(TM達到5×104Pa)和SRT考察階段結束時,膜組件均會被浸泡在0.5%的次氯酸鈉溶液中進行藥洗作業,使其滲透性恢復到99%以上,進入下一個試驗周期.

膜滲透性與膜污染速率的計算由下式所示:

式中:為膜滲透性,10-3L/(m2·h·Pa);△t為膜污染速率,10-6L/(m2·h2·Pa);s為一個過濾周期起始時膜滲透性,10-3L/(m2·h·Pa);e為一個過濾周期結束時膜滲透性,10-3L/(m2·h·Pa);△為一個過濾周期的時間,h.

1.3.4 胞外聚合物(EPS)與SMP的萃取與表征 取50mL好氧膜池的活性污泥,在12000r/min下離心15min,然后收集上清液,經過0.45μm微濾膜后測定糖(硫酸蒽酮法)與蛋白質(考馬斯亮藍法),分別記為SMPC和SMPP, mg/L;EPS萃取采用離子交換樹脂法[12],EPS組分的糖和蛋白質,分別記為EPSC和EPSP,mg/g;采用切割分子質量分別為1,10,100kDa的超濾膜(Millipore公司,美國)對EPS和SMP的分子量進行分級.

1.3.5 紅外光譜(FT-IR)分析 每個運行周期結束后,將膜表面和膜孔內的污染物質收集并進行真空烘干,將粉末狀的污染物質按照質量比1:10加入溴化鉀進行壓片,然后采用傅里葉紅外光譜儀(FT-IR 6700,Nicolet公司)進行透射掃描,掃描范圍為400~4000cm-1,數據采集之后均采用origin 8.0軟件進行處理.

1.3.6 修正污染指數的測定 修正污染指數(MFI).室溫條件下,首先取污泥混合液的樣品,分為兩部分,一部分直接采用Amicon 8200攪拌杯(美國Millpore公司,膜片使用切割分子質量為300kDa的再生纖維素膜片)進行恒壓(30kPa)攪拌過濾.

MFI的計算公式如式(5)和(6)計算,所得數值記為T,用來表征總修正污染指數(TMFI);另一部分的經過離心并透過0.45μm濾膜后收集上清液采取與上述同樣的過濾操作,所得數值記為L,用來表征混合液中的溶解性物質組分的修正污染指數(MFISOL);混合液中的顆粒組分的修正污染指數(MFISS)的數值S為T與L的差值.

式中:為過濾時間,s;為單位過濾面積上的過濾體積,m;m為膜固有阻力,m?1;為透過液動力學黏度,Pa·s;Δ為膜兩側壓差,Pa;C為單位面積上的污泥層過濾阻力,L?2.T表示恒定壓力下/與線性擬合的斜率,該指標的大小污泥混合液過濾性質的優劣,較大的T值反映了污泥混合液過濾性質較差,膜的污染速率越高.

2 結果與討論

2.1 營養物與有機污染物的去除效能

2.1.1 磷的去除效能與反硝化除磷特性 由圖2所示,在3個階段,進水TP的平均濃度在6.0mg/L,在SRT為15d時TP的去除率穩定在74%左右,出水平均TP濃度在1.5mg/L;當SRT延長到25d時,TP的平均去除率提高到了91.7%,出水濃度穩定在0.48mg/L;同樣,當SRT進一步提高時,TP的平均去除率降低了9%,出水平均濃度提高到1.06mg/L.

由圖3所示,具體來看,在SRT為15d時厭氧池上清液的TP濃度(ana)達到了16mg/L,污泥的比釋磷速率(ana)達到了4.5mg/(g·h),SRT延長到25d后,ana與ana的量值分別達到了35mg/L、8.5mg/(g·h),同時,污泥的比缺氧(ano)、好氧吸磷速率(aer)分別由1.86, 5.99mg/(g·h)提高到了6.17, 12.12mg/(g·h),DPAOs/PAOs的比例(DPAOs/PAOs)由31.1%提高到了50.9%,可以知道SRT的延長強化了系統PAOs與DPAOs的富集,而且DPAOs在系統內的富集速率要高于PAOs;DPAOs的富集強化了系統缺氧除磷效果,缺氧除磷率(ano)由39%提高到了88%.而SRT由25d提高到40d時,系統DPAOs和PAOs的活性具有不同程度的降低,ana、ano及aer的量值分別降低到了6.8、4.19和10.1mg/(g·h),DPAOs/PAOs和缺氧除磷率也分別降低到了41.7%和75%,這是由于SRT過長、系統負荷過低,PAOs和DPAOs呈現出較高的內源衰減速率所致[13].

2.1.2 有機污染物與氮的去除效能 由圖4(a)所示,具體而言,在SRT為15d時,進水COD平均濃度在294.8mg/L,經過缺氧池、好氧池的降解之后膜池上清液降低到37mg/L,生化去除率已經達到了87.4%,經過膜組件截留之后,COD可進一步降低,出水平均濃度在26.6mg/L,總平均去除率可以提高到91%.隨著SRT的延長系統的生化作用對COD去除效能略有降低,分別達到了85.9%(SRT為25d)、86%(SRT為40d),出水濃度經膜組件截留后進一步穩定在31.9,32.8mg/L左右.污泥濃度的升高并沒有進一步降低COD的去除效能,這是由于膜池上清液COD主要是由SMP構成,系統曝氣量的增加使混合液中膠體顆粒物增多以及微生物代謝過程中SMP的增加成為COD濃度增加的主要原因[14].整體來講,SRT的變化對COD的去除效能影響不大,膜組件的截留作用能夠起到穩定出水水質的作用.

由圖4(b)所示,在3個運行階段,系統可以充分保證完全硝化,氨氮的去除率均可以達到99.7%以上,出水濃度穩定在0.15mg/L左右,這是由于運行階段的最短泥齡(SRT為15d)也可以足夠保證氨氧化菌(AOB)和亞硝酸鹽氧化菌(NOB)的世代時間,而反硝化過程成為制約脫氮效能提高的瓶頸.SRT對TN的去除影響較大,階段Ⅰ時進水TN平均濃度在50.4mg/L,出水平均濃度在18.6mg/L,平均去除率僅為63.1%;SRT由15d延長到25d,系統TN的去除率提高了近10%,出水平均濃度降低了5.3mg/L,穩定在13.3mg/L左右.然而SRT進一步提高到40d時,系統TN的平均去除率沒有出現上升的趨勢,反而降低到了66%,出水平均濃度穩定在17mg/L.需要強調的是,在整個運行過程中沒有人為的改變進水水質,3個運行階段過程中進水的COD/TN比均保持在5.8左右,反硝化電子供體數量不是提高脫氮效能原因.然而DPAOs在強化除磷的同時也可提高反硝化速率[15],ano由階段Ⅰ時的0.86mg/(g·h)提高到了階段Ⅱ時的2.09mg/(g·h),因此在階段ⅡTN去除率的提高是基于SRT優化功能菌群落結構、強化DPAOs的富集以及DPAOs/PAOs的增加(由圖3所示)的結果.

2.2 膜污染行為特性與機制

2.2.1 膜污染行為特性

(a)15d (b)25d (c)40d

圖6 SRT在15d,25d,40d條件下第1周期內第25d時的膜組件
Fig.6 Membrane module at day 25 of the first operational cycle under SRT of 15d, 25d, 40d

表3 不同SRT條件下第1運行周期第25d膜滲透性、膜污染速率與污染阻力分布Table 3 Membrane permeability at day 25, membrane fouling rate and distributions of membrane filtration resistances in the first operational cycle under different SRT conditions

注:TM, 25d為不同運行階段第1運行周期內第25d的跨膜壓差;括號中數據表示各部分污染阻力占總阻力的百分比,%.

由圖5所示,在SRT為15d時系統只進行了一次藥洗作業,而SRT延長到25d和40d時,系統分別進行了3次藥洗,其中該兩階段的第3次藥洗是SRT考察階段結束時,為不影響下一階段膜滲透性而進行的化學藥洗作業.不同SRT條件下第1個運行周期第25d膜組件圖片由圖6所示,可以明顯地看到盡管系統在污泥濃度提高之后增加了曝氣量,但是膜表面污染物質的沉積作用并沒有得到減緩.由表3可以知道,在SRT為15d時的膜污染速率為5.0×106L/(m2·h2·Pa),在3個泥齡運行條件下最小;SRT為50d時的膜污染速率達到了最大,7.6×106L/(m2·h2·Pa).此外,隨著泥齡的延長,濾餅層阻力、膜孔堵塞阻力以及總污染阻力也以依次增加,分別由4.1, 4.95, 13.3× 1011m?1提高到了47.3, 15.05, 66.6×1011m?1. SRT為15d時膜孔堵塞是膜污染阻力的主要組成(占37.2%),SRT分別為25, 40d時,系統膜組件的濾餅層成為污染阻力的主要組成,分別占到69.3%和71%.

2.2.2 PSD的變化 圖7所示,膜池污泥的平均粒徑由53.9μm(SRT為15d)分別降低到了45.7μm(SRT為25d)、38.1μm(SRT為40d);由于污泥齡的延長,污泥濃度的升高,會導致膜池的溶解氧的傳質系數降低[16],為了保持足夠的溶解氧,膜池曝氣量由150L/h提高到了250L/h;曝氣量的增加會增加膜表面的吹掃作用,但是同時對污泥絮體產生剪切作用,會增加污泥中膠體與小粒徑顆粒物的生成,因此膜表面污染物是曝氣吹掃與膠體、小顆粒物沉積共同作用的結果,而由表3膜污染阻力分布可以推斷SRT的延長致使后者成為主導作用.

2.2.3 EPS的變化 不同SRT條件下膜池污泥EPS的分子量分布規律相近,SRT對膜池污泥EPS分子量分布并沒有明顯的影響,3個運行階段中EPS的分子量均以類似雙峰的特點分布,即主要是以EPS>100kDa與EPS<1kDa的組分存在,分別占到EPS的36%~38%和31%~35%.

由圖8所示,在3個運行階段下,EPSC始終是優勢組分,不同SRT條件下EPSC和EPSP的分布與EPS類似,也主要是由大于100kDa和小于1kDa的組分存在,SRT為15d時EPSC和EPSP比污泥濃度分別分為2.1, 0.7mg/g,隨著SRT的延長呈現出遞增的趨勢,SRT為40d時兩者比污泥濃度分別提高到了3.8, 1.6mg/g.可見SRT的延長,促進了膜池污泥EPS的產生,Chen等[17]在研究中也有類似的發現,較長的SRT會提高污泥EPS的產量.

2.2.4 SMP的變化 SMP是引起膜孔堵塞的主要因子,其分子量分布對膜污染的影響較大.不同SRT條件下SMP的分子量分布規律與EPS類似,但是不同的是SMP>100kDa組分在分子量分布中起了主導作用,3個階段SMP>100kDa所占比例均可以達到49%左右,而SMP<1kDa所占比例為24%左右,可知SMP中大分子量組分成為膜孔堵塞物質的重要來源,Zhang等[18]在研究鐵鹽對膜污染行為的影響時也發現,SMP>100kDa對膜孔堵塞起到主要的貢獻作用.

同樣由圖9可知,SMPC是SMP中的優勢組分,SMPC、SMPP產生量的變化趨勢與EPS類似,隨著SRT的延長,SMPC、SMPP的濃度均呈現了遞增趨勢;具體而言,SRT為15d時SMPC> 100kDa、SMPP>100kDa的濃度分別為6.4, 0.6mg/L,SRT延長至40d時,兩者的濃度分別提高了3.2,1.0mg/L;同時上述兩階段下SMPC< 1kDa和SMPP<1kDa組份也分別提高了2.2, 0.5mg/L.

2.2.5 污泥可濾性與膜污染物質組成 MFISS、MFISOL分別是膜表面濾餅層阻力與膜孔堵塞阻力的表征.由圖10可見,隨著SRT的延長,污泥的可濾性降低.具體而言,T由11.4× 103s/L2(SRT為15d)提高到了15.6×103s/L2(SRT為40d), MFIss、MFISOL也分別由5.9, 5.5×103s/L2提高到了8.5, 7.1×103s/L2,在3個運行階段,MFIss的組分始終略大于MFISOL.由于EPS、SMP分別直接影響著MFIss、MFISOL,由上述討論可知, EPS、SMP含量的變化趨勢分別與MFIss、MFISOL組分相同,EPS與MFIss、SMP與MFISOL呈現良好的映射關系.

由圖11的FT-IR的圖譜可知,SRT對膜污染物質的有機組成差別不大,主要是以糖類、蛋白質類二級結構等形式的有機物存在;具體可知,污染物質分別在3420cm-1附近有一個較寬的吸收峰,這是由羥基官能團中O-H鍵伸縮導致;在2924cm-1處出現尖銳的吸收峰,這是由芳香族類的C-H鍵伸縮導致;在1650, 1540, 1385cm-1處也分別出現了不同程度的吸收峰,表明蛋白質類二級結構物質的存在;在1048cm-1處可以看到一個較寬的吸收峰,表明多糖及多糖類物質的存在.此外在指紋區575cm-1處也發現了吸收峰值.此外還可以知道,膜污染物質的FT-IR圖譜在相同的波長下的透射率不同,反映出膜污染物質含量的差別,透射率越小(或者折射率越大)表明膜污染物質的含量越高.FT-IR譜圖中透射率的大小順序為階段Ⅰ<Ⅱ<Ⅲ(或折射率的大小順序為Ⅰ>Ⅱ>Ⅲ),結合上述討論可知,SMP、EPS的含量與膜污染物質FT-IR圖譜的折射率的變化呈現一致性.

3 結論

3.1 SRT由15d延長到40d,UCT-MBR工藝對COD與氨氮的去除效能變化不大,SRT在25d時系統內DPAOs與PAOs富集程度達到最大,提高了缺氧除磷率及TN的去除效能;并且此SRT條件下膜污染速率與運行周期居中,25d可以作為SRT的優選參數.

3.2 SRT的延長,主要增加了EPS和SMP中分子量大于100kDa和小于1kDa組分含量,且協同污泥粒徑的減小惡化了污泥的可濾性,致使膜滲透性降低速率加快、系統運行周期縮短.

3.3 通過FT-IR圖譜分析表明,SRT對脫氮除磷膜生物反應器膜污染物質的組成無顯著影響,圖譜折射率與EPS、SMP含量的變化呈現一致性.

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* 責任作者, 講師, W-Z-Z@163.com

Influence of sludge retention time on denitrifying dephosphatation propensity and membrane fouling behavior in a UCT-MBR process

WANG Zhao-zhao1*, YAN Li-na2, LI Si-min1, TANG Feng-bing1, ZHANG Kai1, LI Jun3

(1.College of Urban Construction, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China；2.Graduate School, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China；3.Key Laboratory of Beijing for Water Quality Science and Water Environment Recovery Engineering, College of Architecture and Civil Engineering, Beijing University of Technology, Beijing 100124, China)., 2016,36(6)：1715~1723

A bench-scale nitrogen and phosphorus removal membrane bioreactor (UCT-MBR) was operated to treat municipal wastewater in southern parts of Hebei province regarding on the influence of sludge retention time on the denitrifying dephosphatation propensity and membrane fouling behavior. Either shorter (15d) or longer (40d) SRT could deteriorate the accumulations of DPAOs; denitrifying dephosphatation was strengthened to the maximum degree under SRT of 25d, the ratio of the DPAOs to PAOs and anoxic dephosphatation efficiency reaching the maximum values of 50.8% and 88%, with TP,TN maximum removal efficiencies of 91.7%, 73.6% and effluents of 0.48, 13.3mg/L respectively. SRT had slight effects on the COD and ammonia removals, with average removal efficiencies of 88.9%, 99.7% and effluents of 30.8, 0.15mg/L respectively; with the prolonged SRT, the increase of MLSS concentration, the SMP<1kDa, SMP>100kDa concentration, EPS<1kDa, EPS>100kDa specific concentration and decrease of PSD resulted in the sludge filterability deterioration, accelerating membrane permeability decline and shortening of sustainable operational cycle, whereas FT-IR analysis of membrane surface foulants showed that SRT had no significant effects on the compositions and refractive index of infrared spectroscopy presented the consistence with the amounts of SMP and EPS.

membrane bioreactor；sludge retention time；denitrifying dephosphatation；sludge filterability；membrane fouling

X703

A

1000-6923(2016)06-1715-09

王朝朝(1985-),男,河北邯鄲市人,講師,博士,主要研究膜生物反應器污水處理工藝技術.發表論文20余篇.

2015-11-07

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07203003);河北省高等學校科學技術研究項目(QN2015115)