厭氧膜生物反應器的發(fā)展綜述

1、厭氧膜生物反應器的發(fā)展綜述摘要：本文介紹了厭氧膜生物反應器的工作機理和在我國污水處理中的應用，綜述了不同運行參數(shù)對厭氧膜生物反應器中的污水處理效果、厭氧膜生物反應器在污水處理中的應用情況，討論了影響厭氧膜生物反應器性能的主要參數(shù)、膜的污染預防與控制等，最后探討和展望了厭氧膜生物反應器的應用前景，并指出了該領域今后的研究方向。關鍵詞：厭氧膜生物反應器；運行參數(shù)；膜污染；污泥減量化；水處理應用曾智浩1120859002目錄厭氧膜生物反應器的發(fā)展綜述11 厭氧膜生物反應器及其應用31.1我國污水處理情況31.2厭氧膜生物反應器簡介32運行參數(shù)對厭氧膜生物反應器運行效率的影響82.1 溫度對厭氧膜生物

2、反應器的影響82.2 污泥齡和水力停留時間對膜的影響82.3 曝氣和運行通量對膜的影響102.4 其他因素對厭氧膜生物反應器的影響123 關于膜表面濃差極化和污泥附著問題143.1 濃差極化和污泥泥餅的形成模型143.2 超聲波控制膜污染164 厭氧膜生物反應器的應用214.1 對城市生活污水的處理214.2 對工業(yè)污水的處理214.3 對醫(yī)院污水的處理224.4 對垃圾滲濾液的處理234.5 在脫氮除磷方面的應用235 結語26參考文獻271 厭氧膜生物反應器及其應用1.1 我國污水處理情況我國是一個嚴重缺水的國家，我國人均水資源量僅為世界人均擁有量的1/4 ，其中華北地區(qū)人均水資源量小于4

3、00m3，已屬于嚴重缺水地區(qū)。我國是世界上嚴重缺水的十二個國家之一。表1是對國內(nèi)近年污水排放量的統(tǒng)計數(shù)據(jù)及2010年的預測數(shù)據(jù)。表 1 國內(nèi)近年污水排放量統(tǒng)計廢水量年度污水排放量城市污水億立方米億立方米20004152212001428.4227.72002439.5 232.32003460.0247.62004482.4261.32005524.5281.42006536.8296.62010640據(jù)統(tǒng)計，我國的江河湖泊和水庫中，已經(jīng)受污染的約占82.3%；全國設立有監(jiān)測系統(tǒng)的1200條河流中，已有850條受到污染；七大水系中，一半以上受到不同程度的污染，達不到安全飲用水源的標準，已基本喪

4、失直接使用得功能；沿海水體發(fā)生赤潮和富營養(yǎng)化現(xiàn)象增多。因此，水環(huán)境的保護和治理已成為我國實現(xiàn)可持續(xù)社會發(fā)展的重要任務。1.2 厭氧膜生物反應器簡介MBR最早用于酶制劑工業(yè)，Blatt等在1965年提出了用膜分離技術進行微生物濃縮，該技術現(xiàn)已形成工業(yè)化規(guī)模。美國的Smith于1969年創(chuàng)造性地把MBR技術引進到廢水處理中來，他利用一個外部循環(huán)的板框式組件實現(xiàn)了膜過濾，并在生活污水處理中獲得了極佳的處理效果。Budd的MBR于1969年被確定為美國專利，這可作為MBR用于水處理的標志。7080年代：日本開始大力研究，自1983年1987年，有13家公司使用MBR處理大樓廢水；加拿大ZRNON公司商

5、業(yè)化產(chǎn)品ZenoGem于1982年投入使用；厭氧生物反應器與膜技術組合研究在80年代初受到重視。80年代末以后，研究更是方興未艾。一體式MBR在1989年推出；運行條件優(yōu)化，膜污染機理研究深入；處理廢水對象的多樣化：生活污水，糞便廢水、有機工業(yè)廢水等；推廣應用更為廣泛，英國、德國、荷蘭、美國、日本，法國、南非和澳大利亞等國已得到很多應用。近年，歐盟MBR項目提出以下研發(fā)內(nèi)容：加快以城市污水凈化為目標的膜技術發(fā)展，降低基建與運行成本；城市污水深度處理的MBR技術，過程優(yōu)化與膜污染控制；分散處理MBR及節(jié)能技術。1.2.1 厭氧膜生物反應器的工作原理污水處理中的MBR法是將膜分離技術中的超、微濾技

6、術和活性污泥法有機結合的污水處理高新技術，主要有膜組件、生物反應器、物料輸送三部分組成，其運行原理是利用反應器內(nèi)大量的微生物有效地降解污水中各種有機物，使水質(zhì)得到凈化，并通過膜分離裝置代替?zhèn)鹘y(tǒng)工藝中的二沉池，提高固液分離的效率，從而得到優(yōu)質(zhì)的出水，基本解決了傳統(tǒng)的活性污泥法存在的污泥膨脹、污泥濃度低等因素造成的出水水質(zhì)達不到中水回用要求的問題。系統(tǒng)內(nèi)微生物種群數(shù)量是決定厭氧工藝處理能力的主要因素之一。除了廢水組成、操作條件外，反應器類型也影響產(chǎn)甲烷菌種群數(shù)量。在厭氧反應器中主要存在兩類產(chǎn)甲烷菌：甲烷八疊球菌和甲烷絲狀菌屬。AnMBR中的微生物種群膜在厭氧反應器中的應用不但可以增加微生物的數(shù)量，

7、還可以改變優(yōu)勢種群。InceO等研究AnMBR中微生物種群的變化時發(fā)現(xiàn)，從城市污水的消化池中接種污泥，其最具優(yōu)勢的群落為甲烷球菌屬，其次分別為甲烷八疊球菌、短桿菌、中桿菌、絲狀菌以及長桿菌。而在AnMBR中發(fā)現(xiàn)優(yōu)勢種群出現(xiàn)了變化，相應的順序為：中桿菌、短桿菌、甲烷八疊球菌、長桿菌以及絲狀菌。運行14周后，產(chǎn)甲烷菌和非產(chǎn)甲烷菌都相應增加了50%和20%，同時具有活性產(chǎn)甲烷菌急劇增加。自體熒光產(chǎn)甲烷菌與細菌總量的比值在6.7%到8.3%之間變化，具有生物活性的產(chǎn)甲烷菌增加了近20倍。AnMBR中微生物濃度 由于膜的截留作用，可以維持反應器中高濃度的微生物量，從而提高反應器的容積負荷。在AnMBR運

8、行的前期，由于微生物的積累，污泥增長速率很快，MLVSS的質(zhì)量濃度可達到數(shù)十g/L。同時膜對微生物濃度分布也有影響，ChooKH等發(fā)現(xiàn)，在0.5m/s的流速、0.1MPa的壓力下，經(jīng)過20d的運行，反應器內(nèi)MLVSS的質(zhì)量濃度從2410mg/L降低到920mg/L，而膜表面附著的微生物的質(zhì)量濃度增加到20700mg/L，系統(tǒng)中約有16%的微生物轉移到了膜表面。隨著研究和開發(fā)的深入，MBR技術己經(jīng)顯示出良好的發(fā)展前景，在污水處理領域正在受到廣泛的重視，并孕育著極大的發(fā)展?jié)摿Γ鋺梅秶鸵?guī)模將不斷擴大和增加。目前MBR在國外己進入廣泛應用，在國內(nèi)的應用也得到了一定的發(fā)展。1.2.2 厭氧膜生物反

9、應器的種類及其優(yōu)缺點AnMBR 常用的厭氧系統(tǒng)主要有：升流式厭氧污泥床反應器(UASB) 、厭氧顆粒膨脹污泥床( EGSB) 、厭氧流動床( FB) 、厭氧生物濾池(AF) 、折流式厭氧反應器(ABR) 等。AnMBR 的膜組件主要是超濾和微濾膜， 在膜組件的配置上主要有兩種形式， 即外置式和內(nèi)置式， 如圖1 所示。外置式是將膜組件和生物反應器分開放置( 圖1a) 。在這一配置中， 因為反應器中缺少空氣鼓泡， 需要通過水泵進行液體循環(huán)以形成膜表面的切向流來改善膜污染狀況。目前的研究表明膜每透過1m3水量， 往往需要2580 m3的料液( 污泥混合液) 循環(huán)量，因而需要較高的能耗。但由于這一配置

10、能有效改善膜污染， 是目前AnMBR 中最普遍的配置。內(nèi)置式是將膜組件浸入到液體水槽中。這一配置需要曝氣來防止膜表面污泥沉積層的形成， 但反應器需要保持厭氧的環(huán)境， 因而往往將厭氧消化產(chǎn)生的沼氣用于對膜表面進行沖刷。根據(jù)是否將膜組件直接放入反應器內(nèi)分， 內(nèi)置式又可分為兩種形式， 分別如圖1b、1c 所示。(a)(b)圖1-1 MBR示意圖： (a)分置式MBR； (b)一體式MBR1-填料；2-膜組件；3-生物反應器；4-抽吸泵圖1-2 復合式MBRAnMBR 技術在保留厭氧生物處理技術投資省、能耗低、可回收利用沼氣能源、負荷高、產(chǎn)泥少、耐沖擊負荷等諸多優(yōu)點的基礎上， 由于引入膜組件， 還帶來

11、了一系列優(yōu)點。如膜組件的高效分離截留作用使生物量不會從反應器中流失， 實現(xiàn)了SRT 和HRT的有效分離， 因而AnMBR 可以有更高的有機負荷和容積負荷。如Ross 等發(fā)現(xiàn)， 當引入膜組件后， 厭氧反應器的有機負荷率(OLR) 從4 kgCOD/(m3·d)提高到12 kgCOD/(m3·d) ， 而處理效果不受影響。同時， 膜的截留作用使得濁度、細菌和病毒等物質(zhì)得到大幅度去除， 提高了出水水質(zhì)。除此之外， 膜分離作用還體現(xiàn)在對厭氧反應器的構造和處理效果有特殊的強化作用。如將UASB 與膜組合為例， 將不再需要設計嚴格的三相分離器來實現(xiàn)氣固液的分離； 而對于兩相厭氧MBR，

12、 膜分離作用可以使產(chǎn)酸反應器中的產(chǎn)酸細菌濃度增加， 提高水解發(fā)酵的能力， 同時膜將大分子有機物截留在產(chǎn)酸反應器中使之水解發(fā)酵， 因此可以使系統(tǒng)保持較高的酸化率。AnMBR 在保留厭氧生物處理工藝優(yōu)點的基礎上， 還可顯著改善反應器固液分離效果， 考慮到厭氧微生物的低增值速率， 這種工藝特別適用于處理拮抗化合物， 如生物難降解的有機污水。它的應用前景在于， 對于某些污水采用UASB 系統(tǒng)出現(xiàn)顆粒污泥成粒非常困難時或SS 非常高的有機廢水， 特別是高濃度有機廢水， 采用AnMBR 具有非常好的應用前景。但要大范圍的推廣應用AnMBR 技術， 特別是在我國應用這項技術， 仍存在許多難題有待研究。主要有

13、： ( 1) 膜污染問題。膜污染問題很大程度上決定了AnMBR 系統(tǒng)的經(jīng)濟性和實用性。AnMBR 中污泥特性與好氧情況有較大改變， 膜污染情況往往更復雜。膜污染的影響因素很多， 污泥組成、操作條件、膜組件的材料和構造都對膜污染有重要影響， 因而研究它們之間的關系對于膜污染控制有重要意義， 目前這方面的研究還不多。( 2) 能耗的問題。由于目前的AnMBR 大多數(shù)使用的是外置式的， 之所以采用外置式是因為反應器中缺少有效的水力條件( 水力紊動) ， 所以需要通過水泵來進行液體循環(huán)以改善污染狀況。這就造成了耗能相對較高。( 3) 經(jīng)驗參數(shù)缺乏。由于AnMBR 的研究不多， 尤其是在國內(nèi)， 所以對各

14、種不同行業(yè)的廢水處理的經(jīng)驗參數(shù)缺乏， 例如停留時間、有機負荷等等， 這就要求大量的實驗支持。2 運行參數(shù)對厭氧膜生物反應器運行效率的影響2.1 溫度對厭氧膜生物反應器的影響運行溫度是影響微生物活性及生物處理效果的重要條件之一， 其過高或過低均會影響系統(tǒng)內(nèi)部污泥的特性， 進而影響膜污染的發(fā)展。Sven Lyko通過對MBR 污水廠長達2 a 的在線觀測結果得出較低的溫度會加速膜污染，并推測其成因主要是溫度降低會導致液態(tài)黏度升高，另外溫度較低時期污水中有機物濃度也較其他時期偏高。因此建議在展開MBR 試驗及相關設計時， 應考慮冬季低溫季節(jié)， 盡量引進熱源， 用以保持較高的膜通量和保證污泥混合液中微

15、生物的活性，盡量降低低溫條件對膜污染帶來的不利影響。溫度的變化會加劇膜污染的速率， 但是當微生物適應低溫環(huán)境時， 膜污染速率會逐漸減緩， 同時由于膜對污染物的截留可以有效補償?shù)蜏貢r微生物降解作用的不足， 低溫時MBR的出水水質(zhì)并沒有受到明顯的影響。低溫會導致污泥中SMP和EPS 釋放的增加， 導致其含量增高， 但并沒有進一步導致膜污染的加劇。相反地， 低溫時污泥粒徑較高溫時小， 有效減少了污泥顆粒在膜表面的沉積， 因而膜污染速率反而有所降低。2.2 污泥齡和水力停留時間對膜的影響水力停留時間（Hydraulic Retention Time）簡寫作HRT，是指待處理污水在反應器內(nèi)的平均停留時間

16、，也就是污水與生物反應器內(nèi)微生物作用的平均反應時間。因此，如果反應器的有效容積為V（立方米），則：HRT = V / Q (h)即水力停留時間等于反應器高度與水流速度之比。 在傳統(tǒng)的活性污泥法中，水力停留時間很大程度上決定了污水的處理程度，因為它決定了污泥的停留時間；而在MBR法即膜生物反應器中，由于膜的分離作用，使的微生物被完全阻隔在了反應池內(nèi)，實現(xiàn)了水力停留時間和污泥齡的完全分離。污泥齡是指在反應系統(tǒng)內(nèi)，微生物從其生成到排出系統(tǒng)的平均停留時間，也就是反應系統(tǒng)內(nèi)的微生物全部更新一次所需的時間。從工程上說，在穩(wěn)定條件下，就是曝氣池中工作著的活性污泥總量與每日排放的剩余污泥數(shù)量的比c。 通過控制

17、污泥齡選擇活性污泥系統(tǒng)中微生物的種類。 如果某種微生物的世代期比活性污泥系統(tǒng)長，則該類微生物在繁殖出下一代微生物之前，就被以剩余活性污泥的方式排走，該類微生物就不能在系統(tǒng)內(nèi)繁殖后代。反之如果某種微生物的世代期比活性污泥系統(tǒng)的泥齡短，則該種微生物在被以剩余活性污泥的形式排走之前，可繁殖出下一代， SRT直接決定著活性污泥系統(tǒng)中微生物的年齡大小，一般年輕的活性污泥，分解代謝有機污染物的能力強，但凝聚沉降性差，年長的活性污泥分解代謝能力差，但凝聚性較好。 一般處理效率要求高，出水水質(zhì)要求高SRT應控制大一些，溫度較高時，SRT可小一些。分解有機污染物的決大多數(shù)微生物的世代期都小于3天（將NH3-N硝

18、化成NO3-N的硝化桿菌的世代期為5天）。從生物動力學的角度出發(fā)， 人們總是希望污泥齡能夠足夠長以滿足那些世代時間較長菌種的要求同時減少剩余污泥產(chǎn)量， 提高污泥濃度， 從而縮小反應器的設計容積。而且膜的完全分離也使得反應器在較長的污泥齡下的運行成為可能。膜生物反應器在較低的污泥齡條件下運行時，不僅會增加排泥量， 而且會降低膜組件的過濾性，主要原因是隨著污泥齡降低， 污染物的濃度尤其是可溶性有機產(chǎn)物（SMP）會增加， 進而導致膜污染速率增加。研究發(fā)現(xiàn)當污泥齡較短時，SMP 在反應器內(nèi)顯著積累。他們還發(fā)現(xiàn)在不同的污泥齡條件下， 即使反應器內(nèi)SMP 濃度有很大不同， 構成SMP 的分子顆粒的粒徑分布

19、卻極為相似。而在常規(guī)活性污泥工藝中構成SMP 的分子顆粒的粒徑分布在很大程度上受到污泥齡的影響。Zubair Ahmed 等利用4 組相同的缺氧厭氧膜生物反應器考察了在不同污泥齡條件下（分別為20、40、60、100 d）膜污染以及微生物結構隨污泥齡的變化情況， 結果表明， 當污泥齡為20 d 時膜污染速率要比污泥齡為60 d 時高出很多； 膜絲表面泥餅層阻力以及化合態(tài)胞外聚合物（EPS）濃度也是隨著污泥齡的延長而降低的。試驗同時表明膜污染隨污泥齡降低而加重的另一個原因是在較低污泥齡工況下的細小顆粒（1 m）數(shù)目比高污泥齡時要多。即驗證了膠體顆粒對膜污染的影響不容忽視，尤其是污泥齡維持較低值的

20、情況時。當然， 過長的污泥齡盡管可以減少剩余污泥產(chǎn)量卻也同時會導致污泥濃度上升和引發(fā)傳質(zhì)效率的降低， 而且過長的污泥齡可能使微生物處于內(nèi)源呼吸狀態(tài)， 難免會降低微生物活性甚至造成一定數(shù)量微生物的死亡， 產(chǎn)生更多的細胞碎片和溶解性代謝產(chǎn)物， 從而加重膜污染。G. Laera 等對在不同污泥齡下的污泥性狀進行了長達4 a 的研究， 得出表觀黏度a與污泥濃度之間的關系：a 28.939 （MLSS）（dv/dy）-1 +（0.233 (MLSS） + 1）式中： a：污泥表觀黏度， N/m2；dv/dy：污泥剪切速率， s-1。同時指出對于已知確定的污泥齡， MLSS 在很大程度上影響了污泥的表觀黏

21、度a， 并得出了使污泥黏度最小的污泥齡為40 d， 也因此對MBR 反應器的運行提供了積極的參考意義。膜生物反應器實現(xiàn)了污泥齡和水力停留時間的完全分離。盡管過短的水力停留時間會減少占地費用， 但往往更容易導致溶解性有機物的積累， 以致吸附在膜表面產(chǎn)生膜污染。Visvanathan C. 等研究發(fā)現(xiàn)較長的水力停留時間條件下膜污染得以緩解。張紹園等針對分置式膜生物反應器的試驗研究結果也證實了采用過短的水力停留時間將導致系統(tǒng)內(nèi)的溶解性有機物積累， 引起膜通量的下降， 并同時從影響水力停留時間的各項因素出發(fā)推導出水力停留時間的計算公式如下：HRT 1.1 ×（1/ - 1）（KS + L）/

22、KS0式中： ：出水與進水有機物濃度比；KS：飽和常數(shù)， mg/L；L：出水有機物的質(zhì)量濃度， mg/L；K：底物最大比降解速度常數(shù)，h1；S0：回流污泥的質(zhì)量濃度（以MLVSS計），mg/L。從公式可以看出， 對外置式膜生物反應器而言， 影響其水力停留時間的主要因素為進、出水水質(zhì)和生物反應器內(nèi)污泥濃度。如果單純從控制膜污染角度出發(fā)， 則可以通過降低污泥回流量的方法來適當延長水力停留時間。2.3 曝氣和運行通量對膜的影響膜生物反應器中由曝氣產(chǎn)生的氣、水二相流對于提高膜通量以及抑制膜污染具有不可忽視的作用。對于膜生物反應器而言， 可以分別從曝氣量的大小（曝氣強度）以及曝氣方式兩方面來討論對膜污染

23、的影響。Uede T. 等在采用一體式膜生物反應器研究曝氣強度對膜絲表面污泥層的去除和抽吸壓力的影響時得出： 增大曝氣強度可減小抽吸壓力， 氣、水二相流對膜絲表面污泥層的控制取決于曝氣強度的大小及曝氣引起膜絲的搖擺強度。Chang S. 等采用外壓外置式膜生物反應器研究氣、水二相流對膜過濾性的影響， 結果表明曝氣能很好的控制顆粒在膜表面的沉積和提高膜通量， 同時驗證了曝氣只對控制可逆污染起作用， 對不可逆污染效果并不明顯。對于特定的MBR 來說， 一定范圍內(nèi)增大曝氣強度可以改善膜表面污泥層的積累， 但是當曝氣量超過某一臨界值時， 繼續(xù)增大曝氣強度的作用就不明顯了， 因此有人提出了“經(jīng)濟曝氣強度

24、”這一概念， 而且也有試驗驗證了“經(jīng)濟曝氣強度”是與混合液的污泥濃度等因素有關的。Fangang Meng 等設計了MBR 在不同曝氣量（150、400 和800 L/h）下的對比試驗， 試圖從曝氣強度對污泥性質(zhì)以及對膜污染發(fā)展過程的影響兩個方面解釋膜污染。他們發(fā)現(xiàn)盡管曝氣對于抑制膜污染具有很明顯的作用， 即曝氣量較高時可以產(chǎn)生較大的膜面剪切力， 但是因此導致的污泥顆粒粒徑的變化卻也加重了膜污染； 此外在高曝氣量時， 污泥顆粒的均質(zhì)性遭到破壞， 膠體物質(zhì)以及可溶性有機物的含量也有升高， 也是引起膜污染的重要因素。對膜生物反應器而言， 常見的曝氣方式主要分兩種： 一種為氣提模式（Airlift

25、mode）， 即在整個恒壓過濾過程中都曝氣； 另一種為氣噴模式（Airjetmode）， 即在膜過濾過程中間歇曝氣。李盈利等采用兩個結構相同的一體式膜生物反應器處理生活污水， 考察不同曝氣方式對運行效果的影響。結果表明： 采用連續(xù)高強度曝氣方式運行的MBR與采用間歇高強度曝氣方式運行的MBR 在對COD、氨氮和TN 的去除效果方面相差不大； 但間歇高強度的曝氣方式減少了混合液中胞外聚合物（EPS）的釋放和溶解性微生物產(chǎn)物（SMP）的溶出， 有效緩解了膜污染， 其單位產(chǎn)水能耗約為前者的60。上世紀90 年代中期Field、Howell 等針對泥餅層污染提出臨界通量（critical flux）的

26、概念， 現(xiàn)已被廣泛地應用到膜污染的研究中。廣義臨界通量是指膜阻力不隨時間明顯升高的最大膜通量。膜組件在次臨界通量（subcritical flux）下運行時， 能夠避免過濾料液中顆粒沉淀所造成的快速污染， 是維持其長期穩(wěn)定運行的關鍵因素， 即膜組件在次臨界通量條件下運行時， 膜絲表面也會發(fā)生膜污染， 但膜污染速率維持在一個穩(wěn)定且較低的水平下。魏春海等的試驗驗證了膜組件在次臨界通量條件下運行時， 能夠很好地避免因膜絲表面泥餅層的淤積所導致的快速膜污染的發(fā)生， 并實現(xiàn)了膜組件的長期穩(wěn)定運行； 但是當膜組件在超臨界通量條件下運行時， 發(fā)現(xiàn)膜污染累積現(xiàn)象嚴重， 而且體外化學清洗也沒能有效恢復膜組件的過

27、濾性能， 進一步證實了臨界通量概念的引入對于膜組件長期穩(wěn)定運行所具有的指導性意義。膜組件的臨界通量只為膜長期出水通量的選定提供了一定的參考， 但是， 膜的出水方式（恒壓運行和恒通量運行）的選定， 對于實現(xiàn)膜組件長期運行并有效抑制膜污染也起到了很重要的作用。已經(jīng)有研究證實， 膜組件采用恒通量出水的操作方式運行時， 可較為有效的控制膜污染速率的較快增長，實現(xiàn)膜通量長期保持較高水平， 借以延長膜的清洗周期， 降低運行費用。2.4 其他因素對厭氧膜生物反應器的影響抑阻劑：抑阻劑的投加主要在于改善污泥混合液的性質(zhì)，進而達到減緩膜污染速率的目的。向MBR中投加的抑阻劑通過吸附、絮凝等物理化學作用，實現(xiàn)料液

28、中EPS 或者SMP濃度的降低，進而影響膜污染。用于緩解膜污染的常見的抑阻劑主要是粉末活性炭（PAC）以及聚合鋁鹽、鐵鹽等。李耀中等發(fā)現(xiàn)膜生物反應器中粉末活性炭的投加可以有效控制膜通量的下降。并且認為其原因是粉末活性炭的投加減少了液相主體中微細膠體和EPS 等的含量，并同時提高了污泥絮粒的抗壓縮性， 因而能在膜表面形成一層動態(tài)而疏松的、具有較高孔隙率的濾餅層， 使濾餅層阻力及膜過濾總阻力明顯降低。Nicolas Lesage等則通過一組對比試驗，分別觀察了普通MBR 和投加粉末活性炭的MBR 反應器， 試驗結果表明PAC 的投加對于COD的去除率沒有明顯的提高， 但是對減少剩余污泥產(chǎn)量、抑制膜

29、污染速率等方面卻有很好的效果。In S.Kim 等展開了向料液中投加鈣鹽并觀察其對膜污染的影響的試驗。兩組反應器采用相同的自配水， 當料液中的單價陽離子（Na+、K+等）濃度與所投加的二價陽離子（Ca2+、Mg2+ ）濃度之比分別控制在33 和1.8， 即以Ca2+ 計分別是0.026 和2.86mg/L 時，他們發(fā)現(xiàn)在較低藥劑投加量（0.026 mg/L）運行時的膜污染速率是最佳藥劑投加量（2.86mg/L）的11 倍，在最佳藥劑投加量條件下運行時，反應器內(nèi)絲狀菌的數(shù)量得以減少，而且離子架橋作用使得絮凝程度得到提升，從而減小了膜絲表面泥餅層阻力；他們還發(fā)現(xiàn)了膜孔堵塞阻力的減小是由于藥劑的投加

30、限制了SMP 的釋放，而且降低了SMP 的疏水性，進而優(yōu)化了運行條件。外加電場JunPing Chen 等開發(fā)了一種在膜兩邊外加電場的新型反應器， 用以研究外加電場對膜通量的影響。當MBR運行壓力為0.1MPa時， 隨著外加電場E 從15 V/cm 增加到20 V/cm， 膜通量呈現(xiàn)先增加后穩(wěn)定的趨勢。并且，隨著外加電場電勢增加，污泥顆粒的電泳效果明顯使得膜表面沉積層變薄， 因此降低了膜阻力，提高膜通量。但是外加電場能否有效控制膜污染還需進一步研究。3 關于膜表面濃差極化和污泥附著問題3.1 濃差極化和污泥泥餅的形成模型濃差極化：膜分離過程中的一種現(xiàn)象，會降低透水率，是一個可逆過程。是指在超濾

31、過程中，由于水透過膜而使膜表面的溶質(zhì)濃度增加，在濃度梯度作用下，溶質(zhì)與水以相反方向向本體溶液擴散，在達到平衡狀態(tài)時，膜表面形成一溶質(zhì)濃度分布邊界層，它對水的透過起著阻礙作用。MBR膜污染的表征：膜污染一般通過膜污染過程中的污染阻力來表征。膜通量和操作壓力之問的關系可用Darcy方程表示：J=P/*Rt=P/*(Rm+Rp+Rc+Ri)式中：J： 膜通量，L/(m2·h)；P：過膜壓差(TMP)，Pa；：滲濾液動力學黏度，Pa·s；Rt：過濾的總阻力，m-1；Rm：清潔膜(或固有)阻力，m-1；Rp：濃差極化阻力，m-1。；Rc：泥餅層阻力，m-1；Ri： 內(nèi)部污染阻力，即小

32、于膜孔的物質(zhì)在膜孔內(nèi)的堵塞與吸附，m-1。膜污染阻力Rf(Rc+Rp+Ri)占總阻力的96.45。外部阻力即濃差極化阻力和泥餅阻力之和是膜污染的主要成分，占到總阻力的85.2 膜本身阻力(即清潔膜阻力)和內(nèi)部污染阻力與濃差極化阻力和泥餅層阻力相比所占比例較小。分別占總阻力的3.55和l 1.24。這與王志偉等報道好氧或厭氧浸沒式MBR的結果相類似。說明浸沒式MBR的膜阻力主要是由外部阻力引起的 另一方面，厭氧膜生物反應器內(nèi)比好氧MBR內(nèi)的污泥顆粒細小，形成的外部泥餅比較密實，使泥餅阻力占了較大比例，同時使小分子物質(zhì)通過泥餅層進入膜內(nèi)部較為困難，使內(nèi)部阻力所占比例較小。本研究與王志偉等H 研究的

33、結果相比，外部阻力占到總阻力的要小。說明本研究采用的試驗系統(tǒng)，泥餅層薄，膜污染很輕，證實了SAnRMBR系統(tǒng)的良好的水力學條件，能有效地減小濃差極化和避免污泥顆粒在膜表面的沉積，有效控制膜污染。整個試驗運行期間，在次臨界通量下運行，于不同的旋轉速度下.運行時間對膜過濾總阻力的影響如圖3所示。由圖3可見.在啟動階段，當膜旋轉速度為100dmin(即膜面剪切流速0.88m/ s)時，在COD容積負荷為1.32.8 kg/(m3·d)的條件下。膜過濾總阻力由2.6x1011m 上升到7.1xl011m，對試驗數(shù)據(jù)進行線性擬合，膜污染速率dRt/dt為2.92x105m/s，污染較為緩慢。在

34、21d的試驗過程中.厭氧系統(tǒng)運行穩(wěn)定。隨后提高COD容積負荷達2.83.2 kg/(m。·d)時.系統(tǒng)TMP開始升高。膜過濾總阻力增大。為了減輕膜污染，提高膜旋轉速度達150 r/min(即膜面剪切流速1.3 rn/s)，在第2143天，膜過濾總阻力上升到2.0x1012m-1，膜污染速率為6.31xl0 m/s，膜污染速度加快。原因是由于COD容積負荷提高的幅度大，反應器內(nèi)的污泥濃度、黏度等的增加幅度也大。此結果與S.ElmMeh等研究結果接近。在第4366天。COD容積負荷為3.23.8 kg/(m3·d)，膜旋轉速度調(diào)整為200 dmin(即膜面剪切流速2.2 m/s

35、，膜過濾總阻力上升到2.73x1012m-1.膜污染速率為3.47xl05m/s，膜污染速率比膜旋轉速度為100 dmin的要大.比膜旋轉速度為150 r/min的要小。原因是在正常運行階段，COD容積負荷提高的幅度小，反應器內(nèi)的污泥濃度、黏度等的增加幅度也小。在第67145天，膜旋轉速度為250 d/min(即膜面剪切流速2.6m/s)，膜污染速率為9.03xl04m/s。此時膜污染速率降至最低。系統(tǒng)趨于穩(wěn)定運行。這是因為。在第6791天，隨著COD容積負荷提高到3.74.4 kg，(m3·d)，膜過濾總阻力上升為3.1xl0 m-1。在第91145天.COD容積負荷不再提高，維持

36、COD 4.14.5 kg/(m3.d)，膜旋轉速度250 r/min不變，膜過濾總阻力變化不大.系統(tǒng)處于穩(wěn)定運行中。本系統(tǒng)的膜污染速率比隋鵬哲等報道的分置式厭氧MBR的結果小12個數(shù)量級。從另一方面分析，對于浸沒式厭氧MBR相比于分置式厭氧MBR，膜污染更加嚴重。因此，總體說來，本研究采用的試驗系統(tǒng)，膜污染很輕，在膜旋轉速度為250 r/min(即膜面剪切流速2.6 m/s)，膜過濾阻力為2.73x1012m-l3.4x1012m-1時，實現(xiàn)了系統(tǒng)穩(wěn)定運行。對整個試驗過程的膜污染速率分析結果。進一步證實了本新型SAnRMBR系統(tǒng)，通過內(nèi)置的雙軸旋轉膜組件的可控旋轉以及組件間的交錯旋轉，由此產(chǎn)

37、生的氣、液、固三相旋轉流，能大大降低膜污染速率。實現(xiàn)了浸沒式厭氧MBR系統(tǒng)的穩(wěn)定運行。膜污染阻力模型在穩(wěn)定運行階段，根據(jù)本試驗系統(tǒng)的穩(wěn)定運行的水力學條件和阻力分析結果，整個過濾過程以濾餅層控制為主，膜污染阻力模型符合濾餅層控制模型見式(2)：1/J2=1/J02 +kt又根據(jù)式(1)可得式(3)：Rt2=(P/J)2將式(3)代入式(2)并變形后可得式(4)R(t)=(R02+kxPt/)0.5根據(jù)式(1)，由I/fl-t作圖，并對圖形進行線性擬合得式(5)：J-2=1.16x109+2.83x106t式(5)相關系數(shù)為0.939 8，由式(5)可知k=2.83x1011，把k值、試驗實測的過

38、濾液的黏度(1.Oxl0-3 Pa·s)、AP(25 kPa)代入式(4)，可得阻力模型式(6)：R(t)=2.73x1012(1+2.38x10-4t)0.5式中：R(t)：t時刻的過濾阻力，m-1；T：運行時間，d。本結果與王志偉等的結果相比，過濾阻力隨時間的增大要緩慢得多。說明泥餅阻力隨時間增加很小.本SAnRMBR系統(tǒng)能有效控制和避免污泥顆粒在膜表面的沉積。3.2 超聲波控制膜污染厭氧膜生物反應器的形式多采用分置式反應器，其膜污染控制手段的研究主要集中于通過提高錯流速度來改善膜表面的水動力條件，但動力消耗很高；在組件內(nèi)部添加障礙物 提高湍流效果；引入臨界通量概念優(yōu)化運行條件；

39、對膜材料進行優(yōu)選 ，調(diào)理混合液等方面的研究也有報道。但迄今為止這些研究均未取得突破性進展。因此，開拓新的膜污染控制方法對于推動厭氧MBR的廣泛應用是十分必要的。有研究表明，超聲技術應用于大分子的膜錯流過濾過程，可以有效提高滲透通量，控制膜污染的發(fā)展；對于膜清洗過程，超聲可以有效提高清洗效果。厭氧膜.生物反應器中污泥混合液的過濾過程與大分子物質(zhì)的過濾過程類似。從理論上分析，超聲有可能成為控制厭氧MBR膜污染的一種全新的有效手段。膜表面錯流速度的優(yōu)化。試驗結果如圖2所示。在本研究中，當膜表面錯流速度1.0 m/s時，膜過濾總阻力基本穩(wěn)定在5×1011m 左右，7 d的試驗過程中，厭氧MB

40、R系統(tǒng)可以在沒有超聲作用下實現(xiàn)穩(wěn)定連續(xù)運行。Elmaleb等。在兩相厭氧系統(tǒng)單獨產(chǎn)甲烷相的膜分離效果研究中，錯流速度為1.5 m/s時，污染阻力為2×10m-1，其結果和本研究結果接近。對錯流速度小于1.0 m/s的2種工況的試驗數(shù)據(jù)進行線性擬合，可以得到錯流速度為0.75 m/s時，膜污染速率(d(R)/dt)為8.33×10。m-1·s-1，相應的錯流速度為0.5 m/s時，膜污染速率為3.0×10 m-1·s-1。如前所述，對于厭氧膜一生物反應器，一般通過提高膜表面的錯流速度來控制膜污染的發(fā)展。對于分置式厭氧MBR的膜表面錯流速度通常為1

41、3m/s。1990年，在南非的某工程中采用厭氧消化超濾工藝(ADUF)處理玉米加工廠廢水，該工程中ADUF工藝的膜面錯流速度采用了1.6 m/s。本研究采用的試驗系統(tǒng)，在該錯流速度下單純采用水力方法控制膜污染，也實現(xiàn)了系統(tǒng)穩(wěn)定運行。超聲功率對膜污染控制效果的影響本研究針對較低功率范圍，考察了不同電功率下超聲對膜污染的控制效果。試驗結果如圖3所示。當超聲電功率為30w時，和沒有超聲作用的運行結果相對比，超聲對膜污染的控制效果不明顯。這主要是由于輸入功率過低，在液體介質(zhì)中尚未產(chǎn)生空化效應，而其他物理效應也比較弱。當超聲電功率達到45w時，對膜污染表現(xiàn)出明顯的控制效果。盡管采用的是短期運行，快速污染

42、的方式，但仍能看到，和沒有超聲作用相比較，達到相同的膜過濾阻力時，超聲可以使得系統(tǒng)總運行時間延長6倍。當超聲電功率達到60 w 時，盡管過濾總阻力的變化趨勢在前期和45 W 的差別不大，但運行17 h之后，45 W下的過濾阻力出現(xiàn)快速增加。對于60 W以上的3種工況，可以看出對膜污染的控制效果隨著功率的提高而加強。對5種工況下的運行結果，通過數(shù)據(jù)擬合計算了膜污染增長速率。膜污染增長速率隨功率變化情況如圖4a所示。從圖4a中可以看出，隨功率的提高，膜污染增長速率不斷下降，當超聲功率超過45w后，膜污染發(fā)展速率隨電功率升高而降低的趨勢變小。從超聲所產(chǎn)生的效應分析，主要是隨著超聲能量密度大的增加，各

43、種物理和化學效應都不斷增強，但這種增強的程度并不是隨著功率的增加線性增加的。對過濾總阻力R達到4×10 m11的運行時間進行了比較。運行時間隨功率變化情況如圖4b所示。當電功率從30 w提高到45 w 時，運行時間延長了近4倍；而當電功率從60 w提高到75 w 以及繼續(xù)提高到90 w 時，相應的運行時間分別提高了330 min(5.5 h)和480 min(8 h)。根據(jù)圖3和圖4，超聲電功率為45w的工況與30 w和沒有超聲的2個工況相比。污染控制效果有明顯提高；比較45w和60w的2種工況，其污染控制效果相差不大；對于60 w 以上(包括60 W)的3個工況，其污染控制效果和4

44、5 w 以下的工況比較也有明顯提高。在實驗過程中，對于低于45 w 的2個工況，沒有觀察到聲空化效應，其對膜污染的控制主要是依靠對膜絲的振動；而對于60 w 以上(包括60 w)的3個工況，觀察到開始有少量劇烈振動的氣泡出現(xiàn)，可以認為此時出現(xiàn)了聲空化且其參與了對膜污染的控制。通過以上分析，為獲得更好的污染控制效果，對于本研究所用超聲設備，其電功率應選擇在60 w 以上。超聲在水中產(chǎn)生的一系列物理、化學效應，其強弱取決于超聲的頻率、超聲聲功率和液體介質(zhì)的性質(zhì)。對于一定頻率的超聲發(fā)生器和給定的液體介質(zhì)，則僅僅取決于聲功率。聲功率越大，則相應的能量密度越大，在水中所產(chǎn)生的各種效應也越強。超聲換能器所

45、能輸出的聲功率的大小取決于超聲發(fā)生器的電功率和超聲換能器自身的性能。在較低電功率范圍內(nèi)，超聲電功率和聲功率呈線性關系，可通過電功率來表征聲功率。對于較高的電功率范圍，聲功率并不隨著電功率的增大而線性提高，而是產(chǎn)生更多的熱損耗，最終存在聲功率的極限，聲功率將不隨電功率的提高而提高。對于本研究所采用的超聲換能器，經(jīng)測定，當電功率超過150 W 時，膜組件內(nèi)部的聲場能量密度即不再明顯增加，即150 W 的電功率接近超聲設備的聲極限。因此，對于本研究所采用的試驗系統(tǒng)，超聲電功率應選擇在60150 W之間。超聲對膜污染的控制效果對比有超聲作用和沒有超聲作用2種情況，厭氧MBR系統(tǒng)的膜污染發(fā)展，結果如圖5

46、所示。在沒有超聲作用下，7 d的運行時間中，在過濾壓力小范圍波動情況下，滲透通量不斷下降，表明膜過濾阻力不斷增加。系統(tǒng)運行1周后，膜表面有較厚的黑色濾餅層形成。當超聲引入后，系統(tǒng)運行的第1 d，膜過濾阻力R快速升高到3×1011m 左右，但接下來的幾天一直在5×1011m 左右上下波動，膜污染得到很好控制。系統(tǒng)運行1周后，膜表面也形成有黑色的濾餅層，但濾餅層較薄且不連續(xù)。由此可以看出超聲的引入，系統(tǒng)運行在0.75 m/s的錯流速度下即可以實現(xiàn)錯流速度為1.0 m/s以上的水力控制效果。利用超聲控制膜污染的發(fā)展，是基于超聲在水中的一系列物理、化學效應。對于膜錯流過濾過程來說，

47、由于膜的透過流量而引起的濃差極化是膜污染發(fā)展的前提，膜污染發(fā)生之后，由于顆粒物的沉積，會在膜表面形成致密的凝膠層和濾餅層。把超聲引入膜過濾系統(tǒng)，其產(chǎn)生的物理效應和化學效應，首先是超聲聲波可以在水中產(chǎn)生機械振動，引起膜絲的快速抖動，從而有利于污染物質(zhì)從膜表面的脫離；其次超聲可以在膜表面的固液邊界層產(chǎn)生微湍流現(xiàn)象，這種微湍流可以起到很好的混合攪拌作用，控制濃差極化的發(fā)展，從而有效控制膜污染的發(fā)展；最后超聲在水中所產(chǎn)生的最重要的效應是聲空化效應，通過聲空化效應產(chǎn)生聲沖流可以有效沖擊膜表面污染層；聲空化過程中，空化核的脈動可以松動濾餅層，此外強烈空化作用產(chǎn)生的羥基自由基可以氧化去除致密的凝膠層。4 厭

48、氧膜生物反應器的應用4.1 對城市生活污水的處理城市和生活污水是MBR 在水處理中涉及較早的領域，研究和應用都比較廣泛。汪力等采用一體式MBR 對生活污水處理進行的試驗研究，取得了良好的處理效果，無論進水水質(zhì)如何變化，均能得到優(yōu)質(zhì)而穩(wěn)定的膜過濾出水，COD 50 mg·L-1 ，COD的去除率達到80%以上，且無色無味，無SS，并未檢出大腸桿菌，完全符合國家建設部頒布的生活雜用水水質(zhì)標準。劉銳等采用一體式膜生物反應器對生活污水進行了中試研究，處理后出水的COD 30 mg·L-1，氨氮 1. 0 mg·L-1 ，無色無味，未檢出大腸桿菌，系統(tǒng)出水穩(wěn)定優(yōu)質(zhì)。一體式好

49、氧中空纖維膜-生物反應器處理生活污水用于回用在技術和經(jīng)濟上都是可行的。汪力等采用一體式MBR 處理城市污水的實驗表明污泥濃度對COD 去除效果影響較大為保證系統(tǒng)穩(wěn)定運行，污泥質(zhì)量濃度應不低于4000 mg·L-1。Muhammad H A1-Malack 等采用MBR對生活污水處理的研究結果也表明MBR 對COD 的去除效果與活性污泥濃度有關。Thamer A Mohammed 等在進水COD 分別為606、1440、2500 mg·L-1 的情況下研究了MBR對模擬城市污水的處理效果，COD、BOD 和氨氮的去除率分別為97.8%99.9%、98.9%99.9% 和91.

50、 0%99.9%。Fan 等采用浸沒式MBR 處理盥洗廢水并回用，COD、BOD5、氨氮、色度和濁度的平均去除率分別為90%，99%，95%，80% 和99.7%。經(jīng)濟分析表明： 用于處理盥洗廢水回用的能耗約為0.320.64 kWh·m-3 ，平均操作花費約為0.11 美元/m3。因此MBR廣泛應用于城市及生活污水處理的潛力巨大。4.2 對工業(yè)污水的處理工業(yè)廢水具有有機物濃度高、化學成份復雜、有毒有害物質(zhì)多、難生物降解等特點，傳統(tǒng)處理方法難以有效去除。MBR 因其高效的生物降解和良好的凈化效果使其在各種工業(yè)廢水處理中得到關注和研究應用。制藥廢水處理賈寶瓊等利用膜生物反應器處理某中藥

51、加工廠生產(chǎn)廢水，進水CODCr、BOD5分別為4120 mg·L-1、2060 mg·L-1，色度為1000 倍時，經(jīng)處理后，出水CODCr、BOD5的質(zhì)量濃度分別為100 mg·L-1、45 mg·L -1，色度小于60倍，去除率分別達97.6%、97.8%和94.4%，且出水穩(wěn)定，低于廣東省地方標準水污染物排放限值( DB 44 /262001) 中第二時段二級排放標準，有效克服了傳統(tǒng)工藝管理困難、出水不穩(wěn)定的缺點。印染廢水處理印染廢水有機物含量高、色度深，水質(zhì)變化復雜，普通生物處理很難，在一定時間內(nèi)徹底將污染物去除。膜生物反應器由于其泥齡長、污泥濃

52、度高，比傳統(tǒng)活性污泥法更為有效。Sostar等使用超濾膜和反滲透膜聯(lián)合處理一家印染廠的活性染料廢水，首先采用超濾膜進行處理，出水再經(jīng)反滲透膜處理，COD、色度、TOC、總磷的去除率分別為94%、99%、85%、97%。我國關于處理印染廢水的應用研究也取得了一定的進展。鄒海燕等利用生物鐵SMBR 法處理模擬印染廢水，對COD、染料、氨氮的去除率分別高達92.5%、82.3%、96.4%。在提高印染廢水處理效果方面具有明顯的優(yōu)勢。將MBR 與其他廢水處理技術相結合是印染廢水深度處理的一個研究方向。食品釀造廢水處理啤酒廢水屬于中等濃度的有機廢水，單純的好氧生化處理投資高、占地面積大，已很少使用。王志

53、偉等采用一體式厭氧平板膜生物反應器處理啤酒廠廢水，結果表明，當CODCr負荷為5. 28 kg /( m3·d) ，水力停留時間35 d 時，CODCr平均去除率為95%。焦化廢水處理傳統(tǒng)生化方法處理焦化廢水存在流程長、成本高、效率低的缺點，多數(shù)時間不達標，給企業(yè)和環(huán)境帶來了很大壓力。李春杰等采用一體化膜序批式生物反應器處理焦化廢水，進水COD 為4001000 mg·L-1，氨氮為60130 mg·L-1 ，出水時COD 和氨氮分別維持86. 4 mg·L-1和1 mg·L -1 ，出水水質(zhì)穩(wěn)定并達到了新的排放標準( 100 mg·

54、L-1 ) 。4.3 對醫(yī)院污水的處理醫(yī)院污水中含有一些特殊的污染物，如藥物、消毒劑、診斷用劑、洗滌劑，以及大量病原性微生物、寄生蟲卵及各種病毒與工業(yè)廢水和生活污水相比，它具有水量小，污染力強的特點。如任其排放，必然會污染水源，傳播疾病。張穎等采用MBR 處理醫(yī)院污水，MBR 采用全封閉負壓運行，出水水質(zhì)良好，對其出水進行消毒，并對曝氣尾氣進行了處理。臧倩等采用以MBR為主體的工藝處理醫(yī)院廢水，處理能力1000 m3 /d，整套裝置運行穩(wěn)定，出水水質(zhì)低于污水排放綜合標準( GB8978-1996) 二級標準，部分水質(zhì)指標低于一級排放標準。從可持續(xù)性發(fā)展的觀點出發(fā)，MBR 處理醫(yī)院污水是一種既可

55、提高消毒效果又可在源頭上降低消毒后水體毒性的有效方法。4.4 對垃圾滲濾液的處理垃圾滲濾液中含有多種難降解有機成分，污染物濃度高、毒性強、成分復雜、水質(zhì)水量波動大，采用傳統(tǒng)廢水工藝處理很難達到排放要求。Visvanathan 等采用MBR 工藝處理垃圾滲濾液，系統(tǒng)對COD 和氨氮的去除率分別79% 和75%。申歡等采用浸沒式膜生物反應器處理垃圾滲濾液。結果表明，COD 的去除率為65% 84.2%，COD 的去除率隨水力停留時間的延長而增加。4.5 在脫氮除磷方面的應用生物脫氮機理污水生物脫氮的基本原理就是在將有機氮轉化為氨態(tài)氮的基礎上，先利用好氧段經(jīng)硝化作用，由硝化細菌和亞硝化細菌的協(xié)同作用

56、，將氨氮通過反硝化作用轉化為亞硝態(tài)氮、硝態(tài)氮，即，將轉化為和。在缺氧條件下通過反硝化作用將硝氮轉化為氮氣，即，將（經(jīng)反亞硝化）和（經(jīng)反硝化）還原為氮氣，溢出水面釋放到大氣，參與自然界氮的循環(huán)。水中含氮物質(zhì)大量減少，降低出水的潛在危險性，達到從廢水中脫氮的目的1。硝化短程硝化：硝化全程硝化（亞硝化+硝化）：反硝化反硝化脫氮： 反硝化厭氧氨氧化脫氮：反硝化厭氧氨反硫化脫氮：廢水中氮的去除還包括靠微生物的同化作用將氮轉化為細胞原生質(zhì)成分。主要過程如下：氨化作用是有機氮在氨化菌的作用下轉化為氨氮。硝化作用是在硝化菌的作用下進一步轉化為硝酸鹽氮。其中亞硝酸菌和硝酸菌為好氧自養(yǎng)菌，以無機碳化合物為碳源，從或的氧化反應中獲取能量。其中硝化的最佳溫度在純培養(yǎng)中為25-35 ，在土壤中為30-40 ，最佳pH 值偏堿性。反硝化作用是反硝化菌（大多數(shù)是異養(yǎng)型兼性厭氧菌，DO<0.5 mg/L）在缺氧的條件下，以硝酸鹽氮為電子受體，以有機物為電子供體進行厭氧呼吸，將硝酸鹽氮還原為或，同時降解有機物。生物除磷原理磷在自然界以2 種狀態(tài)存在：可溶態(tài)或顆粒態(tài)。所謂的除磷就是把水中溶解性磷轉化為顆粒性磷，達到磷水分離。廢水在生物處理中，在厭氧條件下，聚磷菌的生長受到抑制，為了自身的生長便釋放出其細胞中的聚磷酸鹽，同時產(chǎn)生利用廢水中簡單的溶解性有機基質(zhì)所需的能量，稱該過程為磷的釋放。進入好