目前我國規(guī)模化養(yǎng)豬場的廢水一般采用厭氧—好氧組合工藝進行處理，然而由于厭氧處理后的沼液中含有大量難降解有機物，且其氮磷含量高、碳氮比較低，因此當(dāng)采用接觸氧化法、SBR 法、氧化溝法等這些傳統(tǒng)的廢水處理方法時，處理效果均不太理想，并有運行不穩(wěn)定，建設(shè)運行成本較高，沒有考慮除磷等缺點，難以在工程中實際運用。養(yǎng)豬沼液中含有高濃度的氮磷，經(jīng)適當(dāng)處理后可以成為優(yōu)良的有機肥料，具有廣闊的發(fā)展前景。但養(yǎng)豬沼液中含有的重金屬物質(zhì)以及致病菌等有害物質(zhì)也制約了養(yǎng)豬沼液的資源化利用。膜生物反應(yīng)器（MBR）占地面積小、處理效果好、運行穩(wěn)定，可對微生物進行截留，從而保證出水的安全性，而對難降解有機物也具有較好的降解效果。筆者以實際養(yǎng)豬沼液為處理目標(biāo)，先用聚合氯化鋁（PAC）和聚丙烯酰胺（PAM）進行化學(xué)絮凝，以去除進水中的磷以及重金屬等有毒有害物質(zhì)，再用MBR 工藝解決了養(yǎng)豬沼液回用的安全性問題，使工藝出水具有了資源化利用的潛力。實驗考察了MBR 對污染物的去除效果及MBR 膜污染情況，供日后工程應(yīng)用時參考。

1 試驗部分
 
1.1 試驗水質(zhì)
 
養(yǎng)豬沼液取自某規(guī)�；�養(yǎng)豬場UASB 出水，該水水質(zhì)變化較大，其全年水質(zhì)、水量情況見表 1。

表 1 養(yǎng)豬沼液水質(zhì)參數(shù)

1.2 實驗材料
 
聚合氯化鋁：購自鞏義市振宇凈水材料廠，黃色粉末狀固體，Al2O3質(zhì)量分?jǐn)?shù)約為30%。

聚丙烯酰胺： 購自國藥集團，相對分子質(zhì)量>300 萬，有效成分>85%。

1.3 化學(xué)絮凝
 
以PAC 為絮凝劑、PAM 為助凝劑，對養(yǎng)豬沼液進行化學(xué)絮凝處理。根據(jù)燒杯實驗確定投加量，并考慮到絮凝去除TP 的同時還去除了廢水中的部分COD，使廢水的碳氮比更低從而影響反硝化效果，因此選取適宜的PAC、PAM 投加質(zhì)量濃度分別為1 200、50 mg/L。將混凝劑溶于水后投入廢水中，快速攪拌2 min，慢速攪拌15 min，沉淀1.5 h 后取上清液。由于試驗是在夏天進行，因此原水沼液中的污染物濃度相對較低，溶解性COD（SCOD）、NH3-N、TP的質(zhì)量濃度分別為350～550、450～560、50～63 mg/L，經(jīng)化學(xué)絮凝處理后SCOD、NH3-N、TP 的質(zhì)量濃度分別為300～450、450～550、18～26 mg/L，對SCOD 和TP的平均去除率分別為18.9%和61.3%，對氨氮基本沒有去除效果。出水濁度為110～120 NTU，之后進入A/O-MBR 繼續(xù)處理。

1.4 試驗裝置
 
A/O-MBR 一體化試驗裝置如圖 1 所示。反應(yīng)器采用板厚10 mm 的有機玻璃制成，總有效體積為6.7 L，有效水深為140 mm。系統(tǒng)采用連續(xù)進水間歇出水的方式，抽8 min 停2 min，進出水均由液位計控制。試驗采用國內(nèi)某公司產(chǎn)聚偏氟乙烯中空纖維膜，有效膜面積為0.02 m2，膜池底部采用穿孔管曝氣供氧和進行膜面沖刷。

1.5 試驗與分析方法
 
由于養(yǎng)豬沼液中氮磷濃度較高，因此采用梯度增加原水濃度的方法對污泥進行馴化。先將混凝后的出水按較低比例和生活污水混合并作為A/OMBR的進水，馴化一段時間后再不斷增加混凝出水的比例直至完全投加混凝出水。生活污水取自上海曲陽污水廠的進水，污泥取自該污水廠的回流污泥，悶曝2 d 后，進水開始馴化，反應(yīng)器中初始MLSS 約為4.1 g/L。

試驗從8 月2 日開始啟動，8 月13 日和8 月26日調(diào)整進水比例，系統(tǒng)穩(wěn)定運行后，反應(yīng)器總HRT為35 h，污泥混合液的回流比為400%，系統(tǒng)不排泥，缺氧池和膜池的DO 分別保持在0.2～0.5 mg/L和3 mg/L 左右，水溫為22～25 ℃，pH 在7～8。氨氮、硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮、TN 和TP 等水質(zhì)指標(biāo)的測試方法參照文獻進行，SCOD（取濾后水）用HACH 快速消解儀測定，DO 和濁度分別采用HACHHQ40d 便攜式溶氧儀和HACH 2100P 濁度計測定。

2 結(jié)果與討論
 
2.1 MBR 對SCOD 的去除
 
MBR 對SCOD 的去除效果如圖 2 所示。

由圖 2 可見，隨著進水中SCOD 的遞增，出水SCOD 呈現(xiàn)緩慢增加的趨勢，但SCOD 的去除率變化不明顯，一直處于60%~80%之間（平均去除率為70.6%）。系統(tǒng)穩(wěn)定后，在進水SCOD 為330～400 mg/L的情況下，出水SCOD 維持在120 mg/L 以下（平均97.9 mg/L），說明水中還殘留了部分難降解COD，而這部分COD 僅靠生物作用難以去除。雖然運用MBR 工藝僅靠微生物作用對難降解有機物的去除效果有限，但由于膜的截留、吸附等作用進一步去除了混凝后出水中的有機物，因此在一定程度上保證了最終出水水質(zhì)的穩(wěn)定。

2.2 MBR 對氮的去除
 
MBR 對氨氮的去除效果見圖 3。

由圖 3 可以看出，系統(tǒng)穩(wěn)定后，在進水氨氮為450～500 mg/L 條件下，出水中的氨氮一直在5 mg/L以下，平均去除率為99.4%。這是由于MBR 工藝中膜對微生物的截留作用，使得硝化菌不易流失，能夠不斷生長富集，因此MBR 系統(tǒng)對氨氮的硝化效果很好。另外，進水氨氮濃度的增加會使出水氨氮濃度有一定波動，但很快就會恢復(fù)正常，顯示了MBR 工藝有著很強的抗氨氮沖擊能力。

MBR 對亞硝氮、硝氮、TN 的去除效果見圖 4。

 由圖 4 可以看出，MBR 的出水中氨氮大多數(shù)轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，亞硝態(tài)氮含量很少（低于4 mg/L）。另外，反應(yīng)器對TN 的去除效果較差，去除率均低于30%，這是由于進水中的SCOD/TN 為0.7～0.8，較低的碳氮比弱化了反硝化效果所致。

試驗過程中還發(fā)現(xiàn)，進水的高氨氮以及較差的反硝化效果直接導(dǎo)致了反應(yīng)器中的堿度偏低，在試驗初期未投加堿的情況下，混合液的pH 降至5.5，出水中氨氮濃度升高，一部分氨氮也只停留在亞硝化階段。之后在進水中投加了碳酸氫鈉，使混合液pH 穩(wěn)定在7～8 之間，出水也趨于穩(wěn)定，可見堿度的控制對于系統(tǒng)的穩(wěn)定性具有非常大的影響。

反應(yīng)器運行期間，MLSS 維持在4～5 g/L 之間，MLVSS/MLSS 也穩(wěn)定在0.7 左右，這是由于雖然有機物濃度在增加，但HRT 也隨著COD 增加而增加，因此有機物的容積負(fù)荷一直穩(wěn)定在0.3～0.4 kg/（m3·d），使得污泥濃度變化較小。MBR 出水中未檢出SS，濁度在2 NTU 以下，出水呈淺黃色。另外由于反應(yīng)器不排泥，因此MBR 對TP 基本沒有去除效果，出水中的TP 濃度與進水相比變化不大。具體參見http://www.northcarolinalenders.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

2.3 膜污染變化
 
MBR 膜采用恒通量出水，當(dāng)跨膜壓差（TMP）到達(dá)40 kPa 時進行水力反沖洗。試驗進行中，當(dāng)8 月3日、8 月13 日進水污染物濃度梯度增加后，跨膜壓差迅速上升，增長速率為5.7 kPa/d，不得不進行水力反沖洗，這可能是因為進水濃度的變化使得微生物為了適應(yīng)新環(huán)境而分泌出大量的胞外聚合物（EPS），EPS 吸附在膜表面和膜孔內(nèi)，堵塞膜孔引起吸附性污染，使膜阻力增加，需要更大的TMP 來維持恒通量。而當(dāng)系統(tǒng)穩(wěn)定運行后，跨膜壓差則緩慢增加，增長速率僅為0.7 kPa/d，僅通過水力反沖洗就可以使膜通量得到較好的恢復(fù)，系統(tǒng)出水穩(wěn)定。

3 結(jié)論
 
（1）以化學(xué)絮凝作為預(yù)處理，采用A/O-MBR 工藝處理高氮磷、低碳氮比的養(yǎng)豬沼液，在1 個月的啟動期內(nèi)通過梯度增加濃度來馴化污泥，穩(wěn)定后出水SCOD 和氨氮去除效果較為理想。

（2）化學(xué)絮凝可去除部分的TP，但混凝出水中碳氮比較低，MBR 對TN 的去除率低于30%，同時導(dǎo)致系統(tǒng)對堿度的需求較大，需要額外投加藥劑以保持系統(tǒng)的穩(wěn)定。

（3）進水污染物濃度的遞增會加速膜污染，而保證膜通量、降低膜污染是MBR 維持高效、優(yōu)良的處理效果的關(guān)鍵，因此有必要研究膜污染的影響因素。