SRT对UCT-MBR反硝化除磷性能与膜污染行为的影响

王朝朝,闫立娜,李思敏,唐锋兵,张 凯,李 军



SRT对UCT-MBR反硝化除磷性能与膜污染行为的影响

王朝朝1*,闫立娜2,李思敏1,唐锋兵1,张 凯1,李 军3

(1.河北工程大学城市建设学院,河北 邯郸 056038；2.河北工程大学研究生部,河北 邯郸 056038；3.北京工业大学建筑工程学院,北京市水质科学与水环境恢复工程重点实验室,北京 100124)

采用脱氮除磷膜生物反应器(UCT-MBR)工艺处理冀南地区城市污水,考察了SRT对UCT-MBR工艺反硝化除磷性能与膜污染行为的影响.结果表明:较短(15d)与较长(40d)SRT均不利于反硝化聚磷菌(DPAOs)的富集;SRT控制在25d时系统的反硝化除磷性能得到最大程度强化,反硝化聚磷菌(DPAOs)占聚磷菌(PAOs)的数量比例及缺氧除磷率达到最大值,分别稳定在50.9%和88%,并且此时系统总磷(TP)、总氮(TN)去除率也达到最大值91.7%、73.6%,出水浓度分别稳定在0.48, 13.3mg/L左右;SRT对系统COD、氨氮(NH4+-N)的去除效能影响不大,COD、NH4+-N平均去除率分别为89.8%、99.7%,出水浓度分别稳定在30.8, 0.15mg/L;随着SRT的延长,膜池混合液固体(MLSS)浓度升高,分子量大于100kDa、小于1kDa的溶解性微生物代谢产物(SMP)浓度和胞外聚合物(EPS)比污泥浓度升高及污泥粒径(PSD)减小,是导致膜池污泥可滤性变差的主要原因,从而致使系统膜渗透性加速降低、持续运行周期缩短,而红外光谱(FT-IR)分析表明SRT对膜污染物质的组成无显著影响,光谱折射率与SMP、EPS含量呈现一致性.

膜生物反应器；污泥龄；反硝化除磷；污泥可滤性；膜污染

膜生物反应器(MBR)工艺以其高效的膜分离作用在水处理界备受关注,已广泛应用到工业废水处理、城市污水回用以及微污染地表水源的处理领域[1-3].城市污水处理方面,MBR工艺对氮、磷营养物的去除具有较大潜力,因此该工艺常作为生物脱氮除磷的强化手段以提高系统营养物去除的高效性与稳定性[4].

目前国内外脱氮除磷MBR工艺的相关报道,主要是针对该类工艺的营养物去除效能、膜污染机制等方面进行相关研究.Monclús等[5]采用UCT-MBR工艺处理城市污水,COD、氮、磷的去除率可分别达到94%、91%、86%;Geng等[6]在研究脱氮除磷MBR工艺时发现,SMP是引起膜污染的主要因子.在脱氮除磷MBR工艺的运行参数中,SRT能直接影响系统中的微生物种群结构以及污泥的生化、理化特性,因此成为系统处理效率及膜污染的控制性因素,SRT的选择成为该系列工艺能否高效持续运行的关键.田园等[7]研究了SRT对MBR工艺微生物群落结构的影响,发现较长的SRT条件下微生物的多样性和丰富度较高,不同SRT条件下的优势菌属存在差异;曹占平等[8]研究了SRT对MBR工艺污泥性质影响,发现SRT是通过影响EPS总量以及蛋白质、多糖的比例,进而影响污泥的理化、生物特性.以往关于脱氮除磷MBR工艺以及SRT对MBR工艺影响的研究存在单一性(从脱氮除磷效率、微生物群落结构、污泥性质或膜污染特性等单一方面考虑),因而优选的SRT参数对脱氮除磷MBR工艺的实际应用具有一定的局限性除磷;脱氮除磷MBR工艺作为一个整体的运行系统,尚需全面考察SRT对该工艺脱氮除磷效能及膜污染的影响;此外由于反硝化除磷过程直接影响着同步脱氮除磷工艺的运行效能[9],因此优选的SRT参数需要满足实现系统强化反硝化聚磷菌富集与延长运行周期的双重要求.

本研究以实验室规模UCT-MBR工艺处理冀南地区城市污水为基础,考察SRT对工艺反硝化除磷特性与膜污染行为的影响,分析不同SRT条件下DPAOs与PAOs的演替变化规律,解析系统DPAOs在PAOs中的分布特性及其与缺氧除磷率的映射关系;并且考察不同SRT条件下膜污染行为特性,分析污泥的理化性质及其代谢产物在不同分子量级别范围内的分布规律,阐明污泥可滤性与膜渗透性的变化机制,为脱氮除磷MBR工艺SRT的优选以及高效持续运行提供理论与技术支持.

1 试验材料与方法

1.1 试验装置与工艺流程

UCT-MBR工艺反应器装置如图1所示,装置各矩形反应池由有机玻璃构成,总有效体积为28L,厌氧池:缺氧池-1:缺氧池-2:好氧膜池为1:1:1:2.该装置由可编程逻辑控制器(PLC)系统控制,采用恒通量过滤间歇抽吸方式进行产水,膜通量[J,L/(m2·h)]保持在20L/(m2·h),抽吸周期为10min, 9min抽吸,停1min.通过液位计对厌氧池液位的监控,控制进水泵1的启停,跨膜压差数值通过记录仪在线存储.污水依次经过厌氧池、缺氧池1、缺氧池2、好氧膜池,最后通过产水泵实现出水.好氧膜池通过溢流作用实现硝化液的回流(回流比1为400%),缺氧池2通过回流泵实现污泥厌氧池的污泥回流(回流比2为100%).为保持污泥处于悬浮状态,在厌氧池、缺氧池1和缺氧池2配备搅拌桨.好氧膜池采用穿孔鼓风曝气,孔径为5mm.膜组件为一片氯化聚乙烯平板微滤膜(Kubota公司制造),膜孔径为0.4μm,膜面积为0.1m2.反应器温度通过加热棒控制在20℃左右,通过便携式WTW Multi 340i检测仪对好氧膜池的溶解氧(DO)进行监控.试验期间不同运行阶段的其他运行参数由表1所示:

表1 试验运行条件Table 1 Operational conditions during the experiment

注:该MLSS浓度为好氧膜池MLSS浓度.

1.2 污泥的接种与驯化及进水特性

表2 进水水质特性Table 2 Feed wastewater characteristics

反应器接种污泥取自邯郸某污水处理厂氧化沟工艺二沉池回流污泥,具有良好的脱氮性能,好氧膜池接种后的MLSS浓度在3000mg/L左右,厌氧池、缺氧池1、缺氧池2、好氧池的污泥量占总反应器污泥总量的14%、19%、20%、47%.具体进水水质特征由表2所示,采用此进水水质对污泥驯化1个月,之后根据试验方案开展相关的研究工作.

1.3 分析项目及测定方法

1.3.1 常规水质指标 CODcr、NH4+-N、TN、TP、MLSS、挥发性污泥(MLVSS)含量采用水和废水监测分析方法(第4版)中的标准方法[10]测定;采用马尔文粒径仪(Worcestershire,UK)测定污泥粒径,以(0.5)计,μm.

1.3.2 DPAOs、PAOs动力学试验与缺氧除磷率计算 在不同SRT条件下工艺稳定运行时取好氧池污泥按照Wachtmeistr等[11]的试验方法进行序批式试验,测定比释磷速率(ana)、比缺氧(ano)、好氧吸磷速率(aer)、比反硝化速率(ano),mg/(g·h);以ano与aer的比例来表征DPAOs在PAOs中的数量比例,记为DPAOs/PAOs.

缺氧除磷率(ano)的计算由下式所示:

式中:1为好氧膜池到缺氧池1的回流比;2为缺氧池2到厌氧池的回流比;ana为厌氧池末端的磷浓度, mg/L;ano2为缺氧池2末端的磷浓度, mg/L;aer为好氧池末端的磷浓度, mg/L.

1.3.3 跨膜压差、膜渗透性与膜污染速率 采用在线数据记录仪采集跨膜压差(TM,103Pa)数据,并采用下式进行温度校正.

根据达西公式计算出总污染阻力:

式中:为产水的粘度,Pa·s.然后将膜组件取出反应器,用海绵将膜表面的滤饼层轻微擦去,然后放在清水中在一定压力下进行过滤,并测定出水通量,根据式(2)计算得出膜孔内部阻力(p)和膜固有阻力(m)之和,其与m的差值为p;总污染阻力(t)与其差值即为滤饼层阻力c.该测定作业均在在不同SRT条件下第1个运行周期内第25d完成.为了使测定膜组件各部分阻力作业不影响工艺系统正常运行与数据采集,采用2组平行工艺运行(2组工艺的流程与运行条件完全一致),因此本试验阶段在第25d测定膜组件膜阻力,另一组工艺仍连续运行,不影响跨膜压差数据的采集.当不同SRT条件下达到运行周期末(TM达到5×104Pa)和SRT考察阶段结束时,膜组件均会被浸泡在0.5%的次氯酸钠溶液中进行药洗作业,使其渗透性恢复到99%以上,进入下一个试验周期.

膜渗透性与膜污染速率的计算由下式所示:

式中:为膜渗透性,10-3L/(m2·h·Pa);△t为膜污染速率,10-6L/(m2·h2·Pa);s为一个过滤周期起始时膜渗透性,10-3L/(m2·h·Pa);e为一个过滤周期结束时膜渗透性,10-3L/(m2·h·Pa);△为一个过滤周期的时间,h.

1.3.4 胞外聚合物(EPS)与SMP的萃取与表征 取50mL好氧膜池的活性污泥,在12000r/min下离心15min,然后收集上清液,经过0.45μm微滤膜后测定糖(硫酸蒽酮法)与蛋白质(考马斯亮蓝法),分别记为SMPC和SMPP, mg/L;EPS萃取采用离子交换树脂法[12],EPS组分的糖和蛋白质,分别记为EPSC和EPSP,mg/g;采用切割分子质量分别为1,10,100kDa的超滤膜(Millipore公司,美国)对EPS和SMP的分子量进行分级.

1.3.5 红外光谱(FT-IR)分析 每个运行周期结束后,将膜表面和膜孔内的污染物质收集并进行真空烘干,将粉末状的污染物质按照质量比1:10加入溴化钾进行压片,然后采用傅里叶红外光谱仪(FT-IR 6700,Nicolet公司)进行透射扫描,扫描范围为400~4000cm-1,数据采集之后均采用origin 8.0软件进行处理.

1.3.6 修正污染指数的测定 修正污染指数(MFI).室温条件下,首先取污泥混合液的样品,分为两部分,一部分直接采用Amicon 8200搅拌杯(美国Millpore公司,膜片使用切割分子质量为300kDa的再生纤维素膜片)进行恒压(30kPa)搅拌过滤.

MFI的计算公式如式(5)和(6)计算,所得数值记为T,用来表征总修正污染指数(TMFI);另一部分的经过离心并透过0.45μm滤膜后收集上清液采取与上述同样的过滤操作,所得数值记为L,用来表征混合液中的溶解性物质组分的修正污染指数(MFISOL);混合液中的颗粒组分的修正污染指数(MFISS)的数值S为T与L的差值.

式中:为过滤时间,s;为单位过滤面积上的过滤体积,m;m为膜固有阻力,m−1;为透过液动力学黏度,Pa·s;Δ为膜两侧压差,Pa;C为单位面积上的污泥层过滤阻力,L−2.T表示恒定压力下/与线性拟合的斜率,该指标的大小污泥混合液过滤性质的优劣,较大的T值反映了污泥混合液过滤性质较差,膜的污染速率越高.

2 结果与讨论

2.1 营养物与有机污染物的去除效能

2.1.1 磷的去除效能与反硝化除磷特性 由图2所示,在3个阶段,进水TP的平均浓度在6.0mg/L,在SRT为15d时TP的去除率稳定在74%左右,出水平均TP浓度在1.5mg/L;当SRT延长到25d时,TP的平均去除率提高到了91.7%,出水浓度稳定在0.48mg/L;同样,当SRT进一步提高时,TP的平均去除率降低了9%,出水平均浓度提高到1.06mg/L.

由图3所示,具体来看,在SRT为15d时厌氧池上清液的TP浓度(ana)达到了16mg/L,污泥的比释磷速率(ana)达到了4.5mg/(g·h),SRT延长到25d后,ana与ana的量值分别达到了35mg/L、8.5mg/(g·h),同时,污泥的比缺氧(ano)、好氧吸磷速率(aer)分别由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的延长强化了系统PAOs与DPAOs的富集,而且DPAOs在系统内的富集速率要高于PAOs;DPAOs的富集强化了系统缺氧除磷效果,缺氧除磷率(ano)由39%提高到了88%.而SRT由25d提高到40d时,系统DPAOs和PAOs的活性具有不同程度的降低,ana、ano及aer的量值分别降低到了6.8、4.19和10.1mg/(g·h),DPAOs/PAOs和缺氧除磷率也分别降低到了41.7%和75%,这是由于SRT过长、系统负荷过低,PAOs和DPAOs呈现出较高的内源衰减速率所致[13].

2.1.2 有机污染物与氮的去除效能 由图4(a)所示,具体而言,在SRT为15d时,进水COD平均浓度在294.8mg/L,经过缺氧池、好氧池的降解之后膜池上清液降低到37mg/L,生化去除率已经达到了87.4%,经过膜组件截留之后,COD可进一步降低,出水平均浓度在26.6mg/L,总平均去除率可以提高到91%.随着SRT的延长系统的生化作用对COD去除效能略有降低,分别达到了85.9%(SRT为25d)、86%(SRT为40d),出水浓度经膜组件截留后进一步稳定在31.9,32.8mg/L左右.污泥浓度的升高并没有进一步降低COD的去除效能,这是由于膜池上清液COD主要是由SMP构成,系统曝气量的增加使混合液中胶体颗粒物增多以及微生物代谢过程中SMP的增加成为COD浓度增加的主要原因[14].整体来讲,SRT的变化对COD的去除效能影响不大,膜组件的截留作用能够起到稳定出水水质的作用.

由图4(b)所示,在3个运行阶段,系统可以充分保证完全硝化,氨氮的去除率均可以达到99.7%以上,出水浓度稳定在0.15mg/L左右,这是由于运行阶段的最短泥龄(SRT为15d)也可以足够保证氨氧化菌(AOB)和亚硝酸盐氧化菌(NOB)的世代时间,而反硝化过程成为制约脱氮效能提高的瓶颈.SRT对TN的去除影响较大,阶段Ⅰ时进水TN平均浓度在50.4mg/L,出水平均浓度在18.6mg/L,平均去除率仅为63.1%;SRT由15d延长到25d,系统TN的去除率提高了近10%,出水平均浓度降低了5.3mg/L,稳定在13.3mg/L左右.然而SRT进一步提高到40d时,系统TN的平均去除率没有出现上升的趋势,反而降低到了66%,出水平均浓度稳定在17mg/L.需要强调的是,在整个运行过程中没有人为的改变进水水质,3个运行阶段过程中进水的COD/TN比均保持在5.8左右,反硝化电子供体数量不是提高脱氮效能原因.然而DPAOs在强化除磷的同时也可提高反硝化速率[15],ano由阶段Ⅰ时的0.86mg/(g·h)提高到了阶段Ⅱ时的2.09mg/(g·h),因此在阶段ⅡTN去除率的提高是基于SRT优化功能菌群落结构、强化DPAOs的富集以及DPAOs/PAOs的增加(由图3所示)的结果.

2.2 膜污染行为特性与机制

2.2.1 膜污染行为特性

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

图6 SRT在15d,25d,40d条件下第1周期内第25d时的膜组件
Fig.6 Membrane module at day 25 of the first operational cycle under SRT of 15d, 25d, 40d

表3 不同SRT条件下第1运行周期第25d膜渗透性、膜污染速率与污染阻力分布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为不同运行阶段第1运行周期内第25d的跨膜压差;括号中数据表示各部分污染阻力占总阻力的百分比,%.

由图5所示,在SRT为15d时系统只进行了一次药洗作业,而SRT延长到25d和40d时,系统分别进行了3次药洗,其中该两阶段的第3次药洗是SRT考察阶段结束时,为不影响下一阶段膜渗透性而进行的化学药洗作业.不同SRT条件下第1个运行周期第25d膜组件图片由图6所示,可以明显地看到尽管系统在污泥浓度提高之后增加了曝气量,但是膜表面污染物质的沉积作用并没有得到减缓.由表3可以知道,在SRT为15d时的膜污染速率为5.0×106L/(m2·h2·Pa),在3个泥龄运行条件下最小;SRT为50d时的膜污染速率达到了最大,7.6×106L/(m2·h2·Pa).此外,随着泥龄的延长,滤饼层阻力、膜孔堵塞阻力以及总污染阻力也以依次增加,分别由4.1, 4.95, 13.3× 1011m−1提高到了47.3, 15.05, 66.6×1011m−1. SRT为15d时膜孔堵塞是膜污染阻力的主要组成(占37.2%),SRT分别为25, 40d时,系统膜组件的滤饼层成为污染阻力的主要组成,分别占到69.3%和71%.

2.2.2 PSD的变化 图7所示,膜池污泥的平均粒径由53.9μm(SRT为15d)分别降低到了45.7μm(SRT为25d)、38.1μm(SRT为40d);由于污泥龄的延长,污泥浓度的升高,会导致膜池的溶解氧的传质系数降低[16],为了保持足够的溶解氧,膜池曝气量由150L/h提高到了250L/h;曝气量的增加会增加膜表面的吹扫作用,但是同时对污泥絮体产生剪切作用,会增加污泥中胶体与小粒径颗粒物的生成,因此膜表面污染物是曝气吹扫与胶体、小颗粒物沉积共同作用的结果,而由表3膜污染阻力分布可以推断SRT的延长致使后者成为主导作用.

2.2.3 EPS的变化 不同SRT条件下膜池污泥EPS的分子量分布规律相近,SRT对膜池污泥EPS分子量分布并没有明显的影响,3个运行阶段中EPS的分子量均以类似双峰的特点分布,即主要是以EPS>100kDa与EPS<1kDa的组分存在,分别占到EPS的36%~38%和31%~35%.

由图8所示,在3个运行阶段下,EPSC始终是优势组分,不同SRT条件下EPSC和EPSP的分布与EPS类似,也主要是由大于100kDa和小于1kDa的组分存在,SRT为15d时EPSC和EPSP比污泥浓度分别分为2.1, 0.7mg/g,随着SRT的延长呈现出递增的趋势,SRT为40d时两者比污泥浓度分别提高到了3.8, 1.6mg/g.可见SRT的延长,促进了膜池污泥EPS的产生,Chen等[17]在研究中也有类似的发现,较长的SRT会提高污泥EPS的产量.

2.2.4 SMP的变化 SMP是引起膜孔堵塞的主要因子,其分子量分布对膜污染的影响较大.不同SRT条件下SMP的分子量分布规律与EPS类似,但是不同的是SMP>100kDa组分在分子量分布中起了主导作用,3个阶段SMP>100kDa所占比例均可以达到49%左右,而SMP<1kDa所占比例为24%左右,可知SMP中大分子量组分成为膜孔堵塞物质的重要来源,Zhang等[18]在研究铁盐对膜污染行为的影响时也发现,SMP>100kDa对膜孔堵塞起到主要的贡献作用.

同样由图9可知,SMPC是SMP中的优势组分,SMPC、SMPP产生量的变化趋势与EPS类似,随着SRT的延长,SMPC、SMPP的浓度均呈现了递增趋势;具体而言,SRT为15d时SMPC> 100kDa、SMPP>100kDa的浓度分别为6.4, 0.6mg/L,SRT延长至40d时,两者的浓度分别提高了3.2,1.0mg/L;同时上述两阶段下SMPC< 1kDa和SMPP<1kDa组份也分别提高了2.2, 0.5mg/L.

2.2.5 污泥可滤性与膜污染物质组成 MFISS、MFISOL分别是膜表面滤饼层阻力与膜孔堵塞阻力的表征.由图10可见,随着SRT的延长,污泥的可滤性降低.具体而言,T由11.4× 103s/L2(SRT为15d)提高到了15.6×103s/L2(SRT为40d), MFIss、MFISOL也分别由5.9, 5.5×103s/L2提高到了8.5, 7.1×103s/L2,在3个运行阶段,MFIss的组分始终略大于MFISOL.由于EPS、SMP分别直接影响着MFIss、MFISOL,由上述讨论可知, EPS、SMP含量的变化趋势分别与MFIss、MFISOL组分相同,EPS与MFIss、SMP与MFISOL呈现良好的映射关系.

由图11的FT-IR的图谱可知,SRT对膜污染物质的有机组成差别不大,主要是以糖类、蛋白质类二级结构等形式的有机物存在;具体可知,污染物质分别在3420cm-1附近有一个较宽的吸收峰,这是由羟基官能团中O-H键伸缩导致;在2924cm-1处出现尖锐的吸收峰,这是由芳香族类的C-H键伸缩导致;在1650, 1540, 1385cm-1处也分别出现了不同程度的吸收峰,表明蛋白质类二级结构物质的存在;在1048cm-1处可以看到一个较宽的吸收峰,表明多糖及多糖类物质的存在.此外在指纹区575cm-1处也发现了吸收峰值.此外还可以知道,膜污染物质的FT-IR图谱在相同的波长下的透射率不同,反映出膜污染物质含量的差别,透射率越小(或者折射率越大)表明膜污染物质的含量越高.FT-IR谱图中透射率的大小顺序为阶段Ⅰ<Ⅱ<Ⅲ(或折射率的大小顺序为Ⅰ>Ⅱ>Ⅲ),结合上述讨论可知,SMP、EPS的含量与膜污染物质FT-IR图谱的折射率的变化呈现一致性.

3 结论

3.1 SRT由15d延长到40d,UCT-MBR工艺对COD与氨氮的去除效能变化不大,SRT在25d时系统内DPAOs与PAOs富集程度达到最大,提高了缺氧除磷率及TN的去除效能;并且此SRT条件下膜污染速率与运行周期居中,25d可以作为SRT的优选参数.

3.2 SRT的延长,主要增加了EPS和SMP中分子量大于100kDa和小于1kDa组分含量,且协同污泥粒径的减小恶化了污泥的可滤性,致使膜渗透性降低速率加快、系统运行周期缩短.

3.3 通过FT-IR图谱分析表明,SRT对脱氮除磷膜生物反应器膜污染物质的组成无显著影响,图谱折射率与EPS、SMP含量的变化呈现一致性.

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* 责任作者, 讲师, 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,河北邯郸市人,讲师,博士,主要研究膜生物反应器污水处理工艺技术.发表论文20余篇.

2015-11-07

国家水体污染控制与治理科技重大专项(2012ZX07203003);河北省高等学校科学技术研究项目(QN2015115)