肖小蘭 ，施萬(wàn)勝 ，黃振興 ，許之揚(yáng) ，繆恒鋒 ，任洪艷 ，趙明星 ，阮文權(quán) *

（1. 江南大學(xué) 環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無(wú)錫 214122；2. 江南大學(xué) 江蘇省厭氧生物技術(shù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 無(wú)錫214122）

近年來(lái)，越來(lái)越多的工業(yè)過(guò)程中排放出一類(lèi)高脂肪廢水，例如屠宰場(chǎng)肉類(lèi)加工、乳制品生產(chǎn)及餐廚垃圾處理過(guò)程等[1]。 這類(lèi)高脂肪廢水含有高濃度的有機(jī)物，如直接排放于水體中將嚴(yán)重污染環(huán)境和危害人類(lèi)健康。 目前，采用厭氧生物處理將其轉(zhuǎn)化為沼氣是實(shí)現(xiàn)高脂肪廢水資源化、無(wú)害化和能源化的有效方法。 然而高脂肪廢水是一類(lèi)特殊的廢水，其底物中的脂肪水解產(chǎn)物-長(zhǎng)鏈脂肪酸 （LCFAs）可吸附在微生物表面，阻礙傳質(zhì)過(guò)程，對(duì)微生物產(chǎn)生毒害作用，影響其生物性能[2]。 國(guó)內(nèi)外很多學(xué)者發(fā)現(xiàn)采用傳統(tǒng)厭氧反應(yīng)器處理高脂肪廢水遇到諸多運(yùn)行問(wèn)題，如顆粒污泥的解體[3]、微生物上浮及流失[4]、產(chǎn)甲烷菌活性的抑制[5]以及反應(yīng)器頂部泡沫積累[6]。曾科等[7]在采用UASB 處理屠宰場(chǎng)廢水過(guò)程中發(fā)現(xiàn)了嚴(yán)重的污泥上浮和流失問(wèn)題，從而造成了系統(tǒng)處理效率降低。 Hawkes 等[3]采用不同反應(yīng)器例如UASB、EGSB、AF 和厭氧接觸反應(yīng)器處理高脂肪冰淇淋廢水，認(rèn)為底物中的油脂對(duì)厭氧過(guò)程產(chǎn)生了嚴(yán)重影響。

厭氧膜生物反應(yīng)器（AnMBR）的引入可以有效解決污泥流失問(wèn)題[8]，膜對(duì)懸浮物的完全截留作用提高了反應(yīng)器內(nèi)微生物量，增強(qiáng)了其處理能力及處理效果，避免了傳統(tǒng)厭氧反應(yīng)器在處理高脂肪廢水時(shí)遇到的污泥流失及處理效能低的問(wèn)題。 然而膜污染問(wèn)題一直是AnMBR 在實(shí)際應(yīng)用中進(jìn)一步推廣的技術(shù)瓶頸。 膜污染與諸多因素有關(guān)，如膜材質(zhì)、運(yùn)行條件、底物特性和污泥性質(zhì)等。目前關(guān)于AnMBR 在高脂肪廢水處理過(guò)程中運(yùn)行特性研究的報(bào)道并不多，尤其是關(guān)于AnMBR 在處理實(shí)際廢水中的膜污染及影響因素的報(bào)道較少。 因此有必要對(duì)AnMBR處理高脂肪廢水的運(yùn)行效能及膜過(guò)濾性能做進(jìn)一步研究。 本研究以實(shí)際高脂肪餐廚廢水為研究對(duì)象，考察了AnMBR 在處理高脂肪餐廚廢水長(zhǎng)期不排泥運(yùn)行過(guò)程中厭氧消化性能、LCFAs 累積、 膜過(guò)濾性能和污泥性質(zhì)等變化，分析了其內(nèi)在的相互關(guān)系及可能原因，以期為其工業(yè)化應(yīng)用提供理論指導(dǎo)和技術(shù)支持。

1 材料與方法

1.1 AnMBR 實(shí)驗(yàn)裝置

本實(shí)驗(yàn)所用AnMBR 為中式規(guī)模，置于蘇州某餐廚垃圾處理廠，其結(jié)構(gòu)及流程如圖1 所示。 該裝置主要由進(jìn)水單元、厭氧反應(yīng)單元及膜單元3 部分組成。 其中進(jìn)水單元包括進(jìn)水蠕動(dòng)泵和攪拌裝置，通過(guò)控制進(jìn)水泵調(diào)節(jié)進(jìn)水流量并采用連續(xù)進(jìn)水模式，進(jìn)水桶內(nèi)通過(guò)連續(xù)攪拌以使進(jìn)水水質(zhì)均勻。 厭氧反應(yīng)單元包括主體厭氧罐、溫控系統(tǒng)及在線監(jiān)測(cè)系統(tǒng)等。主體厭氧罐有效容積為1.0 m3，通過(guò)自動(dòng)加熱裝置及溫度控制系統(tǒng)實(shí)現(xiàn)溫度維持在（39±1） ℃。膜單元主要包括膜分離組件和循環(huán)泵，其中膜分離組件為外置式管式超濾膜組件，每個(gè)膜組件內(nèi)部包含四根膜管，其直徑為8 mm、長(zhǎng)度為1 m，總膜面積為0.095 m2，膜材質(zhì)為聚偏氟乙烯（MEMOS，德國(guó)），截留相對(duì)分子質(zhì)量為100 000。循環(huán)泵的功率為1.1 kW，流量為2 m3/h。 通過(guò)調(diào)節(jié)膜濃縮液出口閥門(mén)開(kāi)度以控制膜管內(nèi)的平均運(yùn)行壓力為0.23 MPa，膜表面錯(cuò)流速為2.2 m/s。過(guò)濾后的濃縮液從底部回流至反應(yīng)器，回流量為26 L/min，產(chǎn)生的上升流速為2.0 m/h，保證了底物與微生物的充分接觸。

圖1 厭氧膜生物反應(yīng)器中試裝置圖Fig. 1 Schematic diagram of AnMBR

1.2 餐廚廢水

本實(shí)驗(yàn)中所用高脂肪廢水為蘇州某餐廚垃圾處理工廠內(nèi)餐廚垃圾經(jīng)過(guò)高溫蒸煮、三相分離工藝后得到的餐廚廢水，其性質(zhì)如表1 所示。 該餐廚廢水含有高濃度有機(jī)質(zhì)及懸浮固體，其平均TCOD 達(dá)到 90.2 g/L，MLSS 為 18.5 g/L，為漿狀。 其中該廢水中脂肪含量較高，平均值達(dá)到5.95 g/L。

1.3 接種污泥

接種污泥為蘇州某餐廚垃圾處理工廠內(nèi)CSTR消化罐內(nèi)的污泥，其本身對(duì)餐廚廢水有較好的適應(yīng)能力。接種污泥中 MLSS 為 7.1 g/L，MLVSS/MLSS 為0.75，接種量為 1 m3。

1.4 反應(yīng)器運(yùn)行

由于接種污泥取自現(xiàn)場(chǎng)處理餐廚廢水的CSTR反應(yīng)器內(nèi)，對(duì)原水已經(jīng)有了較好的適應(yīng)性，因此，在12 d 內(nèi)通過(guò)采用逐漸提高進(jìn)水量從而提高負(fù)荷的方法快速完成了反應(yīng)器啟動(dòng)。 由于初始運(yùn)行時(shí)膜通量較大，多余的膜出水回流至反應(yīng)器內(nèi)。 第12 天后，膜通量迅速衰減，進(jìn)水量根據(jù)膜出水量變化進(jìn)行調(diào)整。整個(gè)過(guò)程中反應(yīng)器不排泥運(yùn)行，總共運(yùn)行了140 d。

1.5 檢測(cè)項(xiàng)目和檢測(cè)方法

電導(dǎo)率采用DDS-307 電導(dǎo)率儀測(cè)定，TN、TP、氨氮、CODCr、MLSS、MLVSS 及 VFA 測(cè)定方法見(jiàn)標(biāo)準(zhǔn)測(cè)定方法[9]，堿度（以CaCO3計(jì)）的測(cè)定采用滴定法[10]；可溶性胞外聚合物（SMP）和結(jié)合性胞外聚合物（BEPS）的提取和測(cè)定參照肖小蘭等[11]的測(cè)定方法；污泥相對(duì)疏水性根據(jù)微生物對(duì)碳?xì)浠衔锏奈皆囼?yàn)來(lái)測(cè)定[12]；脂肪含量和LCFAs 分別采用乙醚提取和氣相法測(cè)定[13-14]。 沼氣產(chǎn)量的測(cè)定采用在線濕式流量計(jì)計(jì)量，甲烷含量采用便攜式紅外沼氣分析儀（Gasboard-3200L，武漢四方光電科技有限公司產(chǎn)品）測(cè)定；污泥粒徑采用粒徑分析儀（Ls230 型粒徑分析儀）測(cè)定；采用 SPSS 軟件 19.0（IBM corp.，USA） 進(jìn)行皮爾遜相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 處理性能

AnMBR 在不排泥條件下總共運(yùn)行了140 d，其運(yùn)行過(guò)程中厭氧消化性能及穩(wěn)定性如圖2 所示。 由圖 2（a）可以看出，在反應(yīng)器啟動(dòng)階段（12 d 內(nèi)），進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷從 2 kg·（m3·d）-1逐漸提升至 7.5 kg·（m3·d）-1，COD 的總?cè)コ蔬_(dá)到 93%以上，沼氣生產(chǎn)強(qiáng)度從 0.9 m3·（m3·d）-1迅速提高至 2.8 m3·（m3·d）-1左右，完成了反應(yīng)器的快速啟動(dòng)。 然而隨著反應(yīng)器的運(yùn)行，發(fā)現(xiàn)膜通量逐漸衰減，進(jìn)水量隨之減少，從而導(dǎo)致進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷逐漸降至 2.5 kg·（m3·d）-1左右，沼氣生產(chǎn)強(qiáng)度約為 1.6 m3·（m3·d）-1（圖 2（a））。此外，在此階段由于微生物對(duì)環(huán)境及底物的適應(yīng)性增強(qiáng)，消化效率（由公式1 計(jì)算）從初始接種時(shí)的65%逐漸上升至89%，在第52 d 時(shí)甚至超過(guò)了100%（圖 2（a）），這很可能由于微生物對(duì) LCFAs 的降解具有延滯性[15]。為了提升反應(yīng)器的處理能力，第63d 時(shí)增加了一個(gè)膜組件，由兩個(gè)膜組件串聯(lián)運(yùn)行，最終AnMBR 的進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷穩(wěn)定在4.5～4.9 kg·（m3·d）-1，進(jìn)水負(fù)荷的增加使得沼氣生產(chǎn)強(qiáng)度最終穩(wěn)定在 2.2 m3·（m3·d）-1（圖 2（a）），而在此階段（第52～140 d），消化效率又逐漸降低至59%。 已有研究表明[16]，在處理含脂肪廢水過(guò)程中，其水解產(chǎn)物L(fēng)CFAs 可對(duì)微生物產(chǎn)生毒害作用，影響其消化效率。 在本研究中，由于AnMBR 長(zhǎng)期不排泥運(yùn)行，LCFAs 又具有難降解性，很有可能造成了LCFAs 在反應(yīng)器內(nèi)的累積，對(duì)底物降解效率產(chǎn)生一定影響。然而由于膜的截留作用，反應(yīng)器內(nèi)能維持較高的微生物量，對(duì)餐廚廢水仍具有良好的處理效果，在反應(yīng)器成功啟動(dòng)后的運(yùn)行過(guò)程中，COD 的去除率均能保持在99%以上。 Dereli 等[17]報(bào)道了一個(gè)中試AnMBR 處理玉米酒精發(fā)酵廢水的工藝，獲得的OLR 在 4.5～7.0 kg/m3d，COD 去除效率達(dá) 98%。 王旭等[18]采用AnMBR 處理高濃度酒廠廢水時(shí)，其COD去除效率均達(dá)到94.2%以上，表明AnMBR 處理高濃度廢水時(shí)可得到高效的有機(jī)物去除效果。 此外，在整個(gè)反應(yīng)器的啟動(dòng)和運(yùn)行過(guò)程中，沼氣中的甲烷體積分?jǐn)?shù)較為穩(wěn)定，始終保持在58%左右。 在反應(yīng)器啟動(dòng)后，揮發(fā)性脂肪酸 （VFA） 質(zhì)量濃度均低于200 mg/L（圖 2（b）），堿度可達(dá)到 7 000 mg/L 左右，使得VFA/堿度始終低于0.2，小于失穩(wěn)值0.4，表明由于膜對(duì)微生物的完全截留作用，AnMBR 系統(tǒng)在遇到有毒物質(zhì)LCFAs 的累積時(shí)，其反應(yīng)器內(nèi)高濃度的微生物仍能使系統(tǒng)保持強(qiáng)健的穩(wěn)定性。

2.2 脂肪水解產(chǎn)物L(fēng)CFAs 累積

圖2 AnMBR 不排泥長(zhǎng)期運(yùn)行下厭氧消化性能及穩(wěn)定性Fig. 2 Digestion performance and stability of the AnMBR under long term operation without sludge discharge

由2.1 可知，在AnMBR 處理含脂肪餐廚廢水運(yùn)行后期發(fā)現(xiàn)消化效率逐漸降低，很可能因?yàn)殚L(zhǎng)期不排泥運(yùn)行條件下造成了LCFAs 的累積，對(duì)微生物活性產(chǎn)生了影響。 因此，對(duì)反應(yīng)器內(nèi)LCFAs 含量進(jìn)行了跟蹤測(cè)定。 由圖3 可知，初始接種時(shí)反應(yīng)器內(nèi)LCFAs 的質(zhì)量濃度只有350 mg/L，隨著反應(yīng)器運(yùn)行，至第 45、90、135 d 時(shí)其濃度分別達(dá)到 637、1 025、1 398 mg/L，表明 LCFAs 在反應(yīng)器內(nèi)產(chǎn)生了累積。Dereli 等[17]在采用中試AnMBR 處理高脂肪廢水時(shí)也發(fā)現(xiàn)較長(zhǎng)的污泥停留時(shí)間可導(dǎo)致LCFAs 的累積。 LCFAs 的累積不僅對(duì)微生物的消化效率產(chǎn)生不利影響，對(duì)污泥性質(zhì)及膜過(guò)濾性能也會(huì)造成一定影響。

2.3 長(zhǎng)期的膜過(guò)濾性能

圖3 AnMBR 不排泥長(zhǎng)期運(yùn)行下LCFAs 累積Fig. 3 Accumulation of LCFAs in the AnMBR operating without sludge discharge

膜組件在AnMBR 啟動(dòng)之前已經(jīng)以現(xiàn)場(chǎng)處理餐廚廢水的CSTR 厭氧罐內(nèi)消化污泥進(jìn)行了過(guò)濾實(shí)驗(yàn)，試運(yùn)行了10 個(gè)月，并獲得了穩(wěn)定平均膜通量為32 L/（m2·h）。 隨后將此膜組件與全混合式厭氧消化罐耦合成AnMBR 處理高脂肪餐廚廢水，并對(duì)其過(guò)濾性能進(jìn)行了監(jiān)測(cè)，結(jié)果如圖4 所示。當(dāng)AnMBR 啟動(dòng)運(yùn)行至第12 d 時(shí)，膜通量開(kāi)始逐漸下降，在第14 d 膜通量下降至初始膜通量的約20%時(shí)進(jìn)行清洗。清洗后初始膜通量能恢復(fù)到 32 L/（m2·h），隨后繼續(xù)運(yùn)行時(shí)膜通量發(fā)生急劇下降，至第21 d 再次清洗后初始膜通量難以達(dá)到 32 L/（m2·h），而且之后運(yùn)行的膜通量衰減速率也較快。 膜通量的降低導(dǎo)致膜出水量的降低，進(jìn)而造成了進(jìn)水量和進(jìn)水負(fù)荷的降低。為了考察AnMBR 處理餐廚廢水的潛力，在第63 d時(shí)增加一個(gè)組件，最終在第85 天兩個(gè)膜組件的平均通量基本在 10 L/（m2·h），AnMBR 的進(jìn)水有機(jī)負(fù)荷在 4.5～4.9 kg/（m3·d）。 縱觀整個(gè)運(yùn)行過(guò)程可以發(fā)現(xiàn)，在處理高脂肪餐廚廢水長(zhǎng)期不排泥運(yùn)行條件下的前期階段 （第 0～63 d），AnMBR 膜通量發(fā)生了顯著衰減，從而也造成了2.1 中前期階段有機(jī)負(fù)荷的劇烈波動(dòng)，而在后期階段（第 63～140 d），AnMBR 只能維持在平均膜通量為 10 L/（m2·h） 條件下運(yùn)行。Saddoud 和 Sayadi[19]的報(bào)道中采用 AnMBR 處理屠宰場(chǎng)廢水，其膜的性能參數(shù)及運(yùn)行參數(shù)和本研究基本相似，獲得的膜通量為 2-8 L/（m2·h），如此低的膜通量可大大增加投資成本和運(yùn)行成本。 本研究中膜通量的迅速衰減很可能由于長(zhǎng)期不排泥條件下污泥性質(zhì)發(fā)生惡化，而LCFAs 的累積可對(duì)污泥性質(zhì)產(chǎn)生極大影響[17]。

2.4 污泥性質(zhì)

2.4.1 MLSS 和 MLVSS 變化 反應(yīng)器內(nèi) MLSS 和MLVSS 變化如圖 5 所示，在 0～90 d 內(nèi)，由于微生物的生長(zhǎng)和富集，MLSS 和MLVSS 緩慢增長(zhǎng)，其質(zhì)量濃度分別從 5.3、7.1 g/L 升高至 14.8、20.0 g/L。 然而在運(yùn)行后期（91～140 d），MLSS 和 MLVSS 出現(xiàn)了急劇增加，可能歸因于LCFAs 在反應(yīng)器內(nèi)的累積對(duì)微生物產(chǎn)生了毒性，致使其對(duì)底物的利用率降低，從而使進(jìn)水中高濃度懸浮固體在反應(yīng)器發(fā)生了累積。在反應(yīng)器運(yùn)行后期消化效率的逐漸降低很有可能因?yàn)檫M(jìn)水高濃度懸浮固體沒(méi)有得到有效降解。 此外，MLSS 和MLVSS 的升高可增加膜過(guò)濾阻力，降低膜通量。

圖4 AnMBR 不排泥長(zhǎng)期運(yùn)行下膜通量變化Fig. 4 Flux variation of the AnMBR under long term operation without sludge discharge

圖5 AnMBR 不排泥長(zhǎng)期運(yùn)行下污泥質(zhì)量濃度變化Fig. 5 MLSS and MLVSS concentration variation of the AnMBR under long term operation without sludge discharge

2.4.2 污泥粒徑 AnMBR 運(yùn)行過(guò)程中污泥粒徑的變化如圖 6 所示，在第 1～20 d 內(nèi)，AnMBR 中污泥體積平均粒徑從初始的26.5 μm 急劇下降至8.3 μm。Jesion 和Ho 等[20-21]也發(fā)現(xiàn)了在外置式管式膜反應(yīng)器內(nèi)出現(xiàn)了污泥解絮作用，這是由于膜表面提供高錯(cuò)流速率的循環(huán)泵對(duì)污泥產(chǎn)生了剪切作用，從而造成了污泥顆粒粒徑的迅速降低。 較小的污泥顆粒更易于向膜表面遷移，堵塞膜孔或者在膜表面形成密實(shí)的泥餅層，從而造成膜通量的迅速衰減。 隨后污泥體積平均粒徑緩慢下降至6.5 μm 左右，可能歸因于長(zhǎng)期不排泥條件下LCFAs 的累積對(duì)微生物的毒害作用，造成了污泥絮體的逐漸解絮。 此外，LCFAs也是一種表面活性劑，其吸附在污泥表面容易造成污泥顆粒的解體[17]。

圖6 AnMBR 不排泥長(zhǎng)期運(yùn)行下污泥體積平均粒徑變化Fig. 6 Average sludge particle size variation of the AnMBR under long term operation without sludge discharge

2.4.3 SMP 和 BEPS SMP 和 BEPS 中的主要物質(zhì)是蛋白質(zhì)（PN）和多糖（PS），它們是影響膜污染的主要原因[18-19]。AnMBR 長(zhǎng)期不排泥運(yùn)行下SMP 含量變化如圖7（a）所示，在整個(gè)運(yùn)行過(guò)程中SMP 呈現(xiàn)累積趨勢(shì)，其質(zhì)量分?jǐn)?shù)由初始47.7 mg/g 逐漸上升至98 mg/g。Anthony Masse 等[22]采用活性污泥系統(tǒng)處理市政廢水也得出相似的結(jié)論，其研究結(jié)果表明污泥混合液上清液中SMP 濃度在較長(zhǎng)污泥停留時(shí)間內(nèi)發(fā)生累積，這是因?yàn)樵谳^長(zhǎng)的污泥停留時(shí)間可導(dǎo)致微生物衰亡，進(jìn)而釋放難降解的微生物產(chǎn)物，SMP濃度升高。 在本研究中除此原因之外，長(zhǎng)期不排泥條件下LCFAs 的累積對(duì)微生物也會(huì)產(chǎn)生毒性，使微生物自溶，釋放更多的SMP，加劇了SMP 的累積。此外圖7（b）中 SMP 中PN 含量的明顯增加表明 SMP的累積主要是由PN 引起的。 孟凡剛[23]認(rèn)為SMP 對(duì)膜污染具有顯著影響，在膜過(guò)濾過(guò)程中，SMP 極易堵塞膜孔，并且在膜表面逐漸形成凝膠層，加劇膜污染。

BEPS 是結(jié)合在細(xì)胞表面的微生物產(chǎn)物，對(duì)污泥的絮體結(jié)構(gòu)具有重要作用。其總量變化如圖7（a）所示，隨著反應(yīng)器運(yùn)行，BEPS 由初始質(zhì)量分?jǐn)?shù)105 mg/g 逐漸降低至 51 mg/g。 Cho 等[24]的研究認(rèn)為BEPS 濃度在較長(zhǎng)的污泥停留時(shí)間下逐漸降低是微生物物質(zhì)產(chǎn)率降低原因。 在本研究中可能由于LCFAs 的累積對(duì)微生物產(chǎn)生了毒性，降低了微生物的代謝活性，使微生物物質(zhì)產(chǎn)率降低，分泌的BEPS減少。 此外，BEPS 中蛋白質(zhì)成分對(duì)于污泥聚合和生物絮凝起到重要作用，PN/PS 比值的降低與污泥粒徑降低有著密切關(guān)系[25-26]。 圖 7（c）為 AnMBR 不排泥運(yùn)行下BEPS 中PN 和PS 的變化，從圖中可以看出，PN 逐漸降低而PS 無(wú)明顯變化，導(dǎo)致了PN/PS的降低，從而造成了污泥粒徑的降低，不利于膜過(guò)濾。

圖7 AnMBR 不排泥長(zhǎng)期運(yùn)行下胞外聚合物的變化Fig. 7 EPS variation of the AnMBR under long term operation without sludge discharge

2.4.4 相對(duì)疏水性 不排泥運(yùn)行下，AnMBR 內(nèi)污泥的相對(duì)疏水性如圖8 所示，初始接種污泥的相對(duì)疏水性為28.2%，隨著反應(yīng)器運(yùn)行，污泥相對(duì)疏水性逐漸升高至68.1%。 污泥表面疏水性與諸多因素有關(guān)，例如底物及細(xì)菌組成等。據(jù)報(bào)道，降解LCFAs 的乙酸菌為疏水性細(xì)菌[27]。此外，LCFAs 可吸附在細(xì)胞膜表面形成一層疏水性的脂肪層。 這些都可能改變污泥的相對(duì)疏水性和表面特性。 在本研究中，由于LCFAs 的難降解性以及運(yùn)行模式為不排泥運(yùn)行，造成了LCFAs 的累積。 累積的LCFAs 逐漸吸附在細(xì)胞膜表面，導(dǎo)致污泥相對(duì)疏水性的增加。 Dereli 等[28]在處理玉米酒精發(fā)酵廢水時(shí)也發(fā)現(xiàn)了在較長(zhǎng)的污泥停留時(shí)間下AnMBR 體系內(nèi)出現(xiàn)了LCFAs 的累積，進(jìn)而造成了污泥相對(duì)疏水性的升高，膜過(guò)濾性能惡化。 污泥的相對(duì)疏水性越高，污泥顆粒之間及活性污泥與膜表面之間存在的疏水作用越強(qiáng)，活性污泥顆粒越容易在膜表面沉積，使膜過(guò)濾阻力增大，膜通量降低。

圖8 AnMBR 不排泥長(zhǎng)期運(yùn)行下污泥相對(duì)疏水性變化Fig. 8 Sludge relative hydrophobicity variation of the AnMBR under long term operation without sludge discharge

2.5 膜過(guò)濾性能和污泥性質(zhì)的相關(guān)關(guān)系

在AnMBR 長(zhǎng)期不排泥運(yùn)行下，發(fā)現(xiàn)污泥性質(zhì)和膜過(guò)濾之間存在統(tǒng)計(jì)學(xué)上的顯著相關(guān)性。 皮爾遜相關(guān)性（p＜0.05）測(cè)試結(jié)果表明（表 2），膜過(guò)濾性能與污泥粒徑存在顯著的正相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.964，而與BEPS 也存在著相對(duì)較強(qiáng)的正相關(guān)性，其相關(guān)系數(shù)為 0.777。 相反的，其與 MLSS、SMP 和相對(duì)疏水性分別存在較強(qiáng)的負(fù)相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)分別為-0.753、-0.822 和-0.757。 此外，污泥性質(zhì)參數(shù)之間也存在著相互影響關(guān)系。 SMP 和BEPS 之間存在一定的動(dòng)態(tài)平衡，SMP 可以被微生物吸附成為BEPS，而 BEPS 也可以脫離微生物成為游離的SMP，因此SMP 和BEPS 之間存在顯著的負(fù)相關(guān)性，其相關(guān)系數(shù)為-0.823。 由于SMP 和BEPS 是由微生物分泌產(chǎn)生的，因此它們與MLSS 存在顯著相關(guān)關(guān)系，其相關(guān)系數(shù)分別為 0.870 和-0.861。 此外，SMP和BEPS 還分別與污泥相對(duì)疏水性有著極其顯著的正相關(guān)關(guān)系和負(fù)相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.921和-0.931。 盡管BEPS 的疏水性基團(tuán)對(duì)污泥相對(duì)疏水性有很大貢獻(xiàn)，但是在本研究中并沒(méi)有發(fā)現(xiàn)兩者的正相關(guān)性，污泥相對(duì)疏水性的增強(qiáng)很有可能為累積的LCFAs 吸附在污泥表面，其疏水性極強(qiáng)的長(zhǎng)鏈烷基提高了污泥相對(duì)疏水性。 從表1 中還可以看出，污泥的相對(duì)疏水性與MLSS 存在顯著的正相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為0.955，而與污泥粒徑存在較強(qiáng)的負(fù)相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)為-0.716。

表1 膜污染和污泥性質(zhì)的相關(guān)性Table 1 Correlations between fouling and sludge characteristics

3 結(jié) 語(yǔ)

考察了AnMBR 處理含脂肪餐廚廢水長(zhǎng)期運(yùn)行過(guò)程中運(yùn)行特性和污泥性質(zhì)變化，跟蹤監(jiān)測(cè)了產(chǎn)氣量、COD 去除效率、LCFAs、 污泥粒徑、SMP、BEPS、污泥相對(duì)疏水性等相關(guān)參數(shù)變化，獲得的結(jié)果可為規(guī)?；疉nMBR 處理高脂肪廢水提供一定的理論基礎(chǔ)和實(shí)際經(jīng)驗(yàn)，具體結(jié)論如下：

由于膜對(duì)微生物的完全截留作用，采用AnMBR 處理餐廚廢水可獲得良好的處理效果和強(qiáng)健的穩(wěn)定性。 長(zhǎng)期不排泥運(yùn)行可造成脂肪水解產(chǎn)物L(fēng)CFAs 的累積，對(duì)微生物產(chǎn)生一定的毒性，導(dǎo)致后期運(yùn)行消化效率的逐漸降低。

LCFAs 的累積可能對(duì)污泥性質(zhì)產(chǎn)生影響，如降低污泥粒徑、 促進(jìn)SMP 釋放及提高污泥相對(duì)疏水性，從而間接地影響了膜過(guò)濾性能。

皮爾遜相關(guān)性測(cè)試表明，膜過(guò)濾性能分別與污泥粒徑和 BEPS 有著較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系，而與MLSS、SMP 和污泥相對(duì)疏水性存在著較強(qiáng)的負(fù)相關(guān)關(guān)系。