近年来，我国城市生活污水的排放量在以6% 的年增速不断上升。这部分污水未达标排放到河流湖泊等水体中，易造成水体富营养化等水污染现象。目前，以活性污泥工艺为核心的主流工艺如A/O、
A2/O、普通曝气法等存在着工艺占地面积大、脱氮除磷能力有限、HRT 较长等问题。城市生活污水处理厂亟需提标改造来适应当下的水污染防治趋势。因此，研发出占地面积小、脱氮除磷效果好、短程且出水水质稳定的城市生活污水处理新工艺成为一个迫切需求。
好氧颗粒污泥(aerobic granular sludge, AGS)技术是近年来兴起的新型污水生物处理技术。其具有传统活性污泥处理工艺无法比拟的优点，如污泥沉降性能好、微生物种群多样化、抗冲击负荷强、同步脱氮除磷等。膜生物反应器(membrane bioreactor，MBR)是将膜分离技术与生化处理技术相结合的一种新型污水处理技术，具有出水水质良好、占地面积小等优点。将好氧颗粒污泥技术与膜分离技术结合，一方面省去了二沉池的构建，另一方面可以同时发挥二者的优势，又能够弥补好氧颗粒污泥技术出水SS 含量较高、水质波动较大的缺点。序批式反应器(sequencing batch reactor，SBR)独特的运行方式和良好的水力条件易于形成好氧颗粒污泥[6-8]。因此，本研究选用SBR 对AGS 进行培养，并开发了一
套AGS-MBR 组合工艺，以期为组合工艺的实际应用提供理论依据。
1 材料与方法
1.1 实验装置
AGS-MBR 组合工艺处理城市生活污水的实验流程如图1 所示。将原水通过蠕动泵抽吸进入2 个相同规格和操作条件的SBR(反应器R1、反应器R2)。在进水—曝气—静置—排水的循环模式下，在2 个SBR(R1/R2)内利用好氧颗粒污泥去除进水中大部分的污染物。R1 和R2 出水流入一个快速沉淀池，快速沉淀池的上清液进入MBR，进一步去除污水中的污染物，从而得到水质稳定的出水，膜出水即为 AGS-MBR 组合工艺的出水。
SBR(见图 1)为有机玻璃制成，有效容积为 2.826 L、内径为 6 cm、有效高度为 100 cm、总高度为 120 cm。出水口和进水口分别在距底部 50 cm 和 100 cm 处。SBR 底部设置沙芯曝气石，空气流速为
3 cm · s-1。运行过程中HRT 为6 h。
快速沉淀池(见图1)为有机玻璃制成，总容积为2.88 L(长18 cm，宽8 cm，总高度20 cm)，接纳的水为前置的2 个SBR(R1 和R2)周期出水。快速沉淀池的上清液出水进入配水槽。
MBR 采用一体式MBR(见图1)，总容积为2.88 L(长18 cm，宽8 cm，总高度20 cm)，进水为快速沉淀池的上清液出水，从高位配水槽进入MBR。膜组件的出水即为AGS-MBR 组合工艺的出水。膜组件选用聚偏氟乙烯(PVDF)中空纤维膜。膜孔径为0.1 μm，膜面积为0.1 m2，膜通量为12 L · (m2 · h)-1。
1.2 实验原料
图1 实验装置示意图
实验原水由20% 的实际生活污水和80% 的人工配水组成，原水水质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 实验方法
SBR 运行参数如表1 所示，前期实验已经在启动期(第Ⅰ阶段和第Ⅱ阶段)，通过逐渐增加有机负荷和缩短沉降时间形成双重选择压，在SBR 内40 d 快速培养出成熟的好氧颗粒污泥粒，径达2 mm、呈浅黄色、球形轮廓清晰、比重为1.013 7 g · cm-3、含水率为96.5%、沉降速率为11.7~32.56 m · h-1、比耗氧速率SOUR(以DO 计)为46.5 mg∙(g∙h)-1(以MLSS 计)、具有较好的沉降性能和微生物代谢活性。成功完成了AGS-MBR 组合工艺的启动。
组合工艺进入稳定运行期(第Ⅲ阶段)，为了获得更好的除污效果，本实验重点优化SBR 单元和MBR 单元的运行参数。快速沉淀池的运行周期参数如表2 所示。MBR 的微滤中空纤维膜组件采用抽吸 8 min，停止2 min 的间歇运行模式;HRT 为3 h、气水比为30∶1、污泥龄为20 d;AGS-MBR 组合工艺处理水量为22.4 L · d-1。
1.1 分析方法
COD、 NH+ - N、 TN、 NO- - N、 NO- - N、 TP、PO34 --P 按照文献中的方法进行。
根据膜过滤Darcy 定律，膜污染程度可用膜污染阻力来表征，根据式(1)及式(2)对污染膜组件 进水
的各项污染阻力进行计算。
式中：J 为膜通量，L · (m2 · h)-1;Rt为膜过滤总阻力，m-1;ΔP 为TMP，即跨膜压差，kPa;µ 为滤液的黏度，Pa · s。
式中：Rt 为膜过滤总阻力，m-1;Rm 为新膜的固有阻力，m-1;Rf 为膜污染阻力，为 Rrf 与 Rirf 之和，m-1;
Rrf为可逆污染阻力，也称滤饼层阻力，m-1;Rirf为不可逆污染阻力，也称内部污染阻力，m-1。
2 结果与讨论
2.1 SBR 内空气流速的优化
空气流速的大小直接影响SBR 内的DO 浓度高低和剪切力大小，进而影响AGS 对污水的处理效果。在稳定运行期间，SBR 运行周期为180 min，其中进水8 min、曝气159 min、沉淀5 min、排水 8 min。通过调节曝气量来控制空气流速的大小，分别调节为 0.5、1、1.5、2、2.5、3 cm · s-1，研究
SBR 典型周期内主要污染物浓度变化规律，并监测不同空气流速下连续8 个周期的SBR 出水中SS 变化。
2.1.1 典型周期内DO 的周期性变化
不同空气流速下，典型周期内SBR 内泥水混合液DO 的变化见图2。空气流速为1~3 cm · s-1 时，第
21 分钟开始曝气，由于供氧充分，第0~21 分钟内消耗的DO 很容易就得到恢复，且DO 的恢复率逐渐上升，最后分别稳定在3.3、4.13、5.33、7.23、8.77 mg · L-1。其中，在1 cm · s-1 的空气流速下，DO 到曝气开始后的100 min 左右才恢复，并稳定在3.3 mg · L-1 左右;而在空气流速为3 cm · s-1 时，DO 值在曝气后的30 min 内迅速上升至平台值;当空气流速为0.5 cm · s-1 时，SBR 单元内好氧颗粒污泥的泥水混合效果较差，导致DO 分布不均匀，整个典型周期内DO 在2 mg · L-1 上下波动。
2.1.2 典型周期内COD 和PO34 --P 的去除效果
如图3 和图4 所示，空气流速为3~0.5 cm · s-1，COD 的降解速率逐渐下降，周期结束时COD 的出
水浓度差别不大。这说明空气流速对COD 的去除影响较小。各空气流速下典型周期内的PO34 --P 的变化规律是一样的，主要是好氧段(21~180 min)的吸磷和厌氧/缺氧段(0~21 min)的释磷。由图 4 可以看出，在第21 分钟曝气开始后，出现了轻微的PO34 --P 浓度上升的现象。这是由于好氧颗粒污泥存在一定的粒径，氧气在好氧颗粒污泥的外部迅速被消耗，颗粒内部聚磷菌的好氧吸磷进程缓慢，继续发生厌氧释磷造成的。随着空气流速的升高，曝气初的厌氧释磷时间越来越短。而且，空气流速为3 cm · s-1 时，曝气开始时几乎没有出现释磷的现象。空气流速为2 cm · s-1 时，好氧颗粒污泥吸磷的速率较稳定，最终的出水PO43 --P 为0.44 mg · L-1;空气流速为3 cm · s-1 时，曝气开始40 min 内吸磷速率较慢。这是由于聚磷菌与硝化菌之间存在着对氧气的竞争;并且在高DO 的情况下，聚磷菌显然不能成为优势菌种，最终出水PO34 --P 为0.51 mg · L-1。空气流速为2 cm · s-1 时比较符合对磷的去除要求。
2.1.1 典型周期内N 的转化
由图5 可以看出，NH4+-N 浓度在曝气开始后的9 min 内均出现下降，但SBR 内的NO-x-N 的浓度并没有出现明显的上升，这可能是由于好氧颗粒污泥的吸附作用引起的氨氮浓度下降;此后，随着物质与
DO 在好氧颗粒污泥内部的传输，逐渐有其他形态的NO-x-N 生成。
硝化速率随空气流速的减小而减小。至空气流速为0.5 cm · s-1，在周期结束后，最终基质溶液中残留的NH+4-N 浓度为7.2 mg · L-1;空气流速大于2 cm · s-1 时，周期内NH+4-N 均被降解完全，出水NH+4-N
浓度均小于0.5 mg · L-1。不同空气流速下，最终出水的N 形态存在着较大的差别。空气流速越小，颗粒外部好氧区硝化作用受DO 限制，出水主要以NH4+-N 和NO-2-N 为主;空气流速越大，O2 渗入颗粒的深度越深，好氧颗粒污泥好氧区的硝化作用不受DO 的限制，但好氧颗粒污泥缺氧区的同步反硝化作用受到限制，出水以NO-3-N 为主。空气流速为3 cm · s-1 时，生成的NO-3-N 含量最高，为6.4 mg · L-1;由图6 可以看出，空气流速为2 cm · s-1 时，出水TN 的浓度最低为8.91 mg · L-1。其中，NO-2-N 和NO-3-N 含量分别为4.2 mg · L-1和4.39 mg · L-1;NH+4-N 含量为0.32 mg · L-1，较符合对氮的去除要求。
2.1.1 不同空气流速下出水SS 含量变化
图7 为不同空气流速下，连续8 个典型周期的出水中SS的含量变化。可以看出，出水SS 随着空气流速的减小呈现上升趋势。空气流速为 0.5 cm · s-1 时， 出水 SS 在 150~ 200 mg · L-1 之间剧烈波动。这可能因为在SBR 内形成的剪切力小;另一方面DO 不足，易造成AGS 的颗粒结构解体。出水SS 增加，长期运行可能会造成SBR 内污泥浓度急剧下降;而随着空气流速增大，出水SS 浓度逐渐降低，且稳定性有所提高;至空气流速为3 cm · s-1 时，出水SS 最低，平均浓度为46.6 mg · L-1，但曝气产生的运行成本较高。
2.2 MBR 内HRT 对出水效果的影响
研究表明， HRT 影响微生物的生长、生物膜的厚度、水体和微生物之间的传质，与MBR 的处理能力和膜污染的发生有着密切的联系，直接影响到运行的能耗大小。在稳定运行期间，每个HRT 研究20 d，考察其对MBR 单元的出水水质和膜污染的影响。不同HRT 对应的MBR 有机容积负荷如表3 所示。
2.2.1 出水效果
不同HRT 下主要污染物的去除情况如图 8 所示。HRT对TN、TP 的去除影响较大;对COD、NH+4-N 的去除效果的影响不明显。其中，MBR进水NH+4-N 浓度已经低于1 mg · L-1。不同HRT 下，出水NH+4-N 浓度变化较小，且远低于一级A标准值。出水COD 浓度随HRT 的增加而增加，HRT 为 2 h时，对COD 和TN 的去除效果最好，出水COD 和TN 的平均浓度分别为18.2 mg · L-1 和7.63 mg · L-1。出水TP 随着HRT的增加，总体呈现增加的趋势，HRT 大于 3 h 后，由于进水中有机物浓度较低，污泥活性较差，导致污泥加速老化，
出水TP 均在0.5 mg · L-1 以上，超过一级A 的标准要求。
图6 不同空气流速下典型周期内SBR出水中的N 形态
图7 不同空气流速下典型周期出水SS 变化
2.2.1
TMP 的变化
长期运行中，TMP 的变化可以在一定程度上反映出膜污染情况。在本实验研究中，TMP 大于 30 kPa，即对膜组件进行清洗。对运行20 d 过程中不同HRT 下TMP 的变化进行分析; 并在运行至第 20 天时， 取出MBR 内的膜组件，进行膜阻力分布研究，以进一步探讨膜污染情况。
不同HRT 下，TMP 的变化如图9 所示。实验初期，HRT 为2、3、4、6 h 下初始的TMP 均为0 kPa;且可以看出，HRT 越大，TMP 开始增加的时间越往后;运行至第 6 天，HRT 为 6 h 的TMP 才出现从 0 kPa 开始上升的趋势;运行至第 20 天，HRT 为 2、3、4、6 h 下对应的膜组件TMP 分别增长至 40、
23.5、19 和15 kPa。由图10 可知，运行20 d 时不同HRT 下膜阻力类型分布情况。可以看出，HRT 为2 h时，总阻力Rt为10.69×105 m-1，其中不可逆阻力Rirf为5.4×105 m-1，占Rt的50.5%，膜污染最为严重。综合考虑膜污染可能产生的经济成本，在有较好去除效果的前提下，HRT 为3 h 可作为MBR 运行的最佳水力停留时间。
图8 不同HRT 下主要污染物的去除
2.3 MBR 内气水比的优化
曝气主要有2 个作用：第一为MBR 内污泥混合液提供搅拌;第二可提供和维持MBR 内的DO 浓度，直接影响反应器的脱氮除磷效果。在AGS-MBR 系统稳定运行期间， 考察气水比分别为 10∶1、15∶1、
20∶1、25∶1、30∶1、35∶1 条件下的MBR 的出水情况，每个气水比下研究8 d。图11 为6 个气水比梯度下的出水COD、TN、NH+4-N、TP 的出水效果。可以看出，不同的气水比下，COD 的出水浓度变化较大;而 NH+4-N 浓度变化十分不明显。这可能是由于进水中的 NH+4-N 也很低引起的现象;且MBR 内的曝气提供了远高于使这些NH4+-N 发生硝化反应所需要的氧。其中气水比为20∶1时，出水COD平均浓度为21.7 mg · L-1，COD 去除效果最好。出水TP 浓度随着气水比的上升逐渐下降，波动也更小;气水比为 10∶1 时，MBR 内泥水混合液的混合不均匀， 出水 TP 浓度在 0.52~0.65 mg · L-1 之间;气水比大于20∶1 时，出水TP 均低于
0.5 mg · L-1;TP 的出水浓度在气水比为25∶1 时达到最低，为 0.39 mg · L-1，且出水TN 浓度较低;随着气水比再升高，纯好氧模式的运行下，MBR 对TP 的去除效果很难有进一步的提升。因此，选择25∶1 为
MBR 的最佳气水比运行参数值。
图9 不同HRT 下TMP
图10 不同HRT 下膜阻力的分布
图11 不同气水比下COD、NH+4-N、TN、TP 的出水变化
2.4 稳定运行条件下对主要污染物的去除效能调整SBR 空气流速为 2 cm · s-1、MBR 的HRT 为2 h、MBR 内气水比为 25∶1， 其他运行参数不变。
调整参数后的SBR 和MBR 对进水中主要污染物的去除情况分别见图12 和图13。稳定运行60 d，工艺出水主要指标浓度均在一级A 标准要求浓度以下，且水质波动小。MBR 出水COD、NH+4-N、TN、TP 的平均浓度分别为21.2、0.08、7.8、0.4 mg · L-1;工艺对进水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率为
95.2%、99.8%、79.8%、87.1%。其中， SBR 对 COD、氨氮、TN、TP 的平均去除率分别达 90.3%、
98.7%、63.2%、81.4%。
3 结论
图13 MBR 出水主要污染物的变化
1) 在有较好的污染去除效果的前提下，综合考虑曝气产生的能耗及膜污染可能增加的运行成本问题，SBR 空气流速为2 cm · s-1、MBR 气水比为25∶1、MBR 的HRT 为3 h，为AGS-MBR 组合工艺优化后的运行参数值。
2) 稳定运行期间，AGS-MBR 工艺对进水的COD、NH+4-N、TN、TP 的平均去除率为95.2%、99.8%、
79.8%、87.1%;出水COD、NH+4 -N、TN、TP 的平均浓度分别为 21.2、0.08、7.8、0.4;出水C、N、P指标均达到一级A 标准要求。(来源：环境工程学报)