電化學(xué)膜生物反應(yīng)器處理豬場污水運(yùn)行效果

摘要：針對目前膜生物反應(yīng)器（Membrane bioreactor，MBR）處理污水時存在嚴(yán)重的膜污染問題，結(jié)合微生物燃料電池（Microbialfuel cell，MFC）處理污水時可產(chǎn)生電能的特點(diǎn)，本研究耦合MBR與MFC，構(gòu)建新型電化學(xué)膜生物反應(yīng)器（Electrochemistrymembrane bioreactor，EMBR），探討EMBR處理豬場污水的可行性，并對比評價閉路和開路連接方式的運(yùn)行效果。結(jié)果表明，閉路EMBR可連續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行。產(chǎn)電性能方面，最大功率密度、內(nèi)阻和庫侖效率分別為62.7 mW·m-2、229.1Ω和15.5%；污染物去除方面，閉路EMBR對化學(xué)需氧量（COD）、氨氮（NH+4-N）、總氮（TN）和總磷（TP）的去除率分別為90.4%±0.5%、76.6%±1.8%、62.6%±1.6%和70.5%±3.4%，其中TN的去除率較開路EMBR系統(tǒng)顯著提升了3.8%；膜污染減緩方面，閉路EMBR在其自身所產(chǎn)電場作用下可有效減緩膜污染，膜清洗周期較開路EMBR延長了30%。EMBR作為一種新興污水處理技術(shù)，在高效去除豬場污水中污染物的同時可產(chǎn)生電能，并可利用自身所產(chǎn)電能原位減緩膜污染速率。

關(guān)鍵詞：電化學(xué)膜生物反應(yīng)器；豬場；污水；產(chǎn)電性能；污染物；膜污染

中圖分類號：X713 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）08-1888-08 doi：10.11654/jaes.2023 -0994

《第二次全國污染源普查公報》顯示2017年畜禽養(yǎng)殖業(yè)源化學(xué)需氧量（COD）、氨氮（NH4-N）、總氮（TN）和總磷（TP）的排放量分別占農(nóng)業(yè)源污染排放量的93.8%、51.3%、42.1%和56.5%，可以看出畜禽養(yǎng)殖業(yè)是重要的農(nóng)業(yè)面源污染源，其中高濃度畜禽養(yǎng)殖污水是環(huán)境污染防治的重點(diǎn)和難點(diǎn)。膜生物反應(yīng)器（Membrane bioreactor，MBR）將活性污泥法與膜分離相結(jié)合，是出水等級最高的污水處理技術(shù)，但膜污染一直是MBR應(yīng)用的重要限制因素。而微生物燃料電池（Microbial fuel cell，MFC）作為一種新型污水處理技術(shù)，有研究表明其產(chǎn)生的電能可有效減緩MBR的膜污染。MBR和MFC結(jié)合形成的電化學(xué)膜生物反應(yīng)器（Electrochemistry membrane bioreactor，EMBR）可通過MFC單元的處理作用，降低進(jìn)入MBR的污染負(fù)荷，同時可原位利用MFC所產(chǎn)電能有效降低膜污染速率，近年來備受研究者關(guān)注。

目前有關(guān)EMBR的研究主要集中于構(gòu)型方面，其構(gòu)型可分為分離式和集成式兩類，集成式EMBR因無法避免陰極室（膜池）大量曝氣對陽極室厭氧環(huán)境的破壞，易造成系統(tǒng)產(chǎn)電性能不佳；分離式EMBR因MBR和MFC單元結(jié)構(gòu)相互獨(dú)立，可避免彼此不同操作條件產(chǎn)生的影響，充分發(fā)揮各自的優(yōu)勢。盡管目前對于分離式EMBR的研究已有長足的進(jìn)展，但在構(gòu)型設(shè)計上仍存在一些問題，Wang等和Cheng等均將小體積的MFC單元與較大體積的MBR單元結(jié)合，其設(shè)計可充分利用MFC單元所產(chǎn)電能控制膜污染，然而小體積MFC單元設(shè)計，減弱了MFC單元對污染物的去除，不利于降低MBR單元污染負(fù)荷；Ren等和Zhao等將體積相當(dāng)?shù)腗BR和MFC單元進(jìn)行耦合，但該設(shè)計僅把MFC作為MBR單元的預(yù)處理單元，未能有效利用MFC所產(chǎn)電能減緩膜污染。此外，目前關(guān)于EMBR的研究均以較低濃度的合成污水為處理對象，尚未有以實(shí)際畜禽養(yǎng)殖污水為處理對象的相關(guān)研究。

基于目前分離式EMBR構(gòu)型存在的不足以及缺少處理實(shí)際畜禽養(yǎng)殖污水相關(guān)研究的現(xiàn)狀，為同步實(shí)現(xiàn)污染物的高效去除和延長膜的清洗時間，本研究所設(shè)計了EMBR耦合同體積的MBR和MFC單元，并通過連接碳板和碳棒的方式將MFC單元所產(chǎn)電能原位施加到膜組件兩端，為探究EMBR處理濃度較高污水時的效果，以豬場污水為處理對象，分析其在開路和閉路狀態(tài)下的產(chǎn)電性能、污染物處理效果和膜污染情況，以期為EMBR處理豬場污水提供技術(shù)參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)裝置與材料

EMBR的池體由有機(jī)玻璃制成并分為陽極室（Anode chamber，AC）和膜池（Membrane tank，MT）（圖1），AC和MT的體積比為1：1，總體積為12L，有效體積均為5L。AC內(nèi)陽極（長8.0 cm×寬0.5 cm×高8.0cm）和覆蓋于裝置器壁外側(cè)的空氣陰極（長15.0 cm×寬0.5 cm×高15.0 cm）均使用石墨氈材料，并用鈦絲分別從兩電極引出與外部負(fù)載相連。MT內(nèi)膜組件采用聚四氟乙烯中空纖維膜，膜孔徑為0.1 μm，有效膜面積為0.022 m2，操作負(fù)壓為40 kPa。AC外電路通過導(dǎo)線與外電阻相連構(gòu)成回路，AC的陽極（負(fù)極）和空氣陰極（正極）分別與膜組件中間碳棒（半徑1.0 cm×高20.0 cm）和膜組件兩側(cè)碳板（長15.0 cm×寬0.3 cm×高15.0 cm）相連，單側(cè)碳板和碳棒間距離為5 cm。

試驗(yàn)污水取自四川省某規(guī)?；B(yǎng)豬場，該豬場年出欄8 000頭生豬，采用水泡糞的污水清糞工藝，糞便污水統(tǒng)一收集后進(jìn)行固液分離，試驗(yàn)進(jìn)水為固液分離后的調(diào)節(jié)池污水。污水特性見表1。AC內(nèi)厭氧污泥取自該豬場上流式厭氧污泥床（Upflow anaero-bic sludge bed，UASB）底部污泥，MT內(nèi)好氧活性污泥取自該豬場內(nèi)一級好氧池。

1.2 裝置的啟動與運(yùn)行

試驗(yàn)開始前分別對EMBR系統(tǒng)的AC和MT進(jìn)行污泥接種、馴化和啟動。首先將固液分離后的原水和厭氧污泥按4：1添加至AC，不添加任何外源中間體和營養(yǎng)物質(zhì)，期間反應(yīng)器外電阻設(shè)為1 000 Ω，觀察電壓變化，當(dāng)電壓保持穩(wěn)定后視為AC啟動完成。與此同時，對MT內(nèi)好氧活性污泥進(jìn)行培養(yǎng)，將稀釋后的固液分離原水和好氧活性污泥添加至MT，悶曝1d后，連續(xù)進(jìn)水和出水，然后不斷提高污水濃度，并測量出水COD和NH+4-N濃度，待兩者出水濃度分別降至400 mg·L-1和80 mg·L-1，即為馴化成功。當(dāng)兩者都成功啟動后進(jìn)行連續(xù)試驗(yàn)，試驗(yàn)運(yùn)行期間，污水由第一進(jìn)水泵由原水池泵入AC，當(dāng)AC內(nèi)液位高度觸動高液位時開始計時，AC內(nèi)污水由第二進(jìn)水泵抽入MT。最后，蠕動泵將MT內(nèi)污水經(jīng)膜過濾抽出，出水抽停時間比為6 min：4 min。通過蠕動泵、進(jìn)水泵和曝氣泵的流量分別控制EMBR運(yùn)行的水力停留時間（Hy-draulic retention time，HRT）和膜區(qū)溶解氧（Dissolvedoxygen，DO）濃度，所有泵的運(yùn)行均由可編程邏輯控制箱控制。

本試驗(yàn)試制EMBR兩套，系統(tǒng)馴化完成后，分別設(shè)置閉路和開路EMBR。閉路EMBR的外電阻設(shè)為無限大并通過導(dǎo)線將陽極室陰陽兩電極分別與MT內(nèi)碳板和碳棒連接。開路EMBR的外電阻的阻值保持為1 000 Ω不變，并與MT內(nèi)碳板和碳棒保持開路狀態(tài)。兩套系統(tǒng)除外電路連接方式不同外，進(jìn)水條件和其余工況條件均保持一致。系統(tǒng)HRT設(shè)為3d，MT在工作運(yùn)行過程中的DO為2-4 mg·L-1，通過每日定量排泥的方法將污泥停留時間（Sludge retention time，SRT）控制在30 d，溫度為（25±5）℃，裝置24 h連續(xù)運(yùn)行。期間記錄膜組件跨膜壓差（Transmembrane pres-sure，TMP），當(dāng)TMP達(dá)到40 kPa時，裝置停止運(yùn)行。

1.3 指標(biāo)測定和分析方法

1.3.1 產(chǎn)電性能指標(biāo)的采集與測定

（1）輸出電壓：EMBR系統(tǒng)產(chǎn)生的電壓通過MPS11001型電壓采集器（北京啟創(chuàng)莫非有限公司）自動采集，采集間隔為1 min。

（2）極化曲線及功率密度：EMBR的極化曲線采用穩(wěn)態(tài)放電法，即將穩(wěn)定運(yùn)行的EMBR PH極室斷路5h以上，待輸出電壓持續(xù)穩(wěn)定后，記錄此時開路電壓值。依次改變外電阻的阻值分別為10、9、8、7、6、5、4、3、2、1、0.8、0.5、0.1、0.05、0.01 kΩ，在各阻值下運(yùn)行5-10 min直至電壓值穩(wěn)定，記錄此時電壓值（U），每個外電阻至少重復(fù)測試3次。根據(jù)式（1）至式（3）可分別計算出EMBR的功率密度（P）、電流密度（I）和最大功率密度（PA）。

P= U2/R（1）

I= U/R（2）

PA=1000×Pmax/A（3）

式中：R為外電阻，變化范圍為0.01-10 kΩ；U為某阻值下的輸出電壓，mV；Pmax為最大功率，mV；A為陽極有效表面積，m2；I為電流密度，mA·m-2；P為功率密度，mW·m-2。極化曲線擬合直線斜率即為AC表觀內(nèi)阻（r），當(dāng)且僅當(dāng)R=r時獲得最大功率密度。

（3）庫侖效率：庫侖效率（CE）采用公式（4）計算。

式中：M為氧氣摩爾質(zhì)量，g·mol-1；y為周期時間，s；I為t時刻的電流，A；F為法拉第常數(shù)，96 485 C·mol-1；6為1 mol氧氣交換的電子個數(shù)；V為反應(yīng)器AC的有效體積，L；△COD為在周期時間內(nèi)COD的變化量，mg·L-1。

1.3.2 污水樣品采集與測定

水樣指標(biāo)的檢測參照《水和廢水檢測分析方法》：試驗(yàn)期內(nèi)每天20：00通過DR6000型紫外可見分光光度計（美國HACH公司，波長分辨率0.1 nm）測定進(jìn)水、AC出水和MT出水樣品的COD、NH+4-N、TN及TP濃度，進(jìn)水總懸浮固體（Total suspended solids，TSS）采用現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)（GB 11901-1989）中的方法測定；濁度通過2100 Q便攜式濁度儀（美國HACH公司）測定；pH通過FE28-Standard酸度計（瑞士Met-tler-Toledo公司，精度+0.01）測定；電導(dǎo)率通過FE38-Standard電導(dǎo)率儀（瑞士Mettler-Toledo公司，精度±0.5%）測定。

污水中COD、NH+4-N、TN及TP的去除率（R，%）按式（5）進(jìn)行計算。

R=（Ci-Ce/Ci）×100%（5）

式中：Ci和Ce分別為進(jìn)水中某種污染物的濃度和出水中相應(yīng)污染物濃度，mg·L-1。

1.3.3 膜污染狀況的測定

膜組件工作過程中，TMP是評價膜絲污染情況的重要指標(biāo)，本研究通過MT出水管上壓力傳感器獲得膜組件在抽濾過程中的TMP，以TMP大小來表征膜污染狀況。

1.3.4 統(tǒng)計分析

采用Excel 2019、SPSS 26.0和Origin 2019軟件對試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理分析和圖表繪制。組間差異顯著性分析采用單因素方差分析（ANOVA），P＜0.05表示差異顯著。

2 結(jié)果與討論

2.1 系統(tǒng)產(chǎn)電性能評價

開路和閉路系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行后采用穩(wěn)態(tài)放電法獲得極化曲線和功率密度曲線，如圖2a所示，閉路和開路EMBR系統(tǒng)陽極室的最大功率密度（Maximum powerdensity，MPD）、最大輸出電壓、內(nèi)阻分別為62.7 mW·m-2和60.5 mW·m-2， 623.7 mV和619.5 mV，229.1 Ω和243.9 Ω。結(jié)果表明，在相同反應(yīng)條件下，產(chǎn)電性能可基本保持一致（P＞0．05）。兩系統(tǒng)工作期間，電壓變化情況如圖2b所示，閉路和開路EMBR平均輸出電壓分別為（492.0±19.0） mV和（505.9±7.0） mV，差異不顯著（P＞0．05），但閉路系統(tǒng)輸出電壓波動幅度較大。原因可能是MT中混合液懸浮固體（Mixed liquidsuspension solids，MLSS）處于動態(tài)變化狀態(tài)，導(dǎo)致與AC陰陽電極相連的碳板和碳棒間的電阻不斷發(fā)生變化，經(jīng)計算MLSS為（8 562±684）mg·L-1、單側(cè)碳板和碳棒間距為5 cm時，碳板和碳棒間阻值約為850 n，閉路系統(tǒng)外電路負(fù)載小于開路系統(tǒng)外電路負(fù)載，所以閉路系統(tǒng)工作期間平均輸出電壓小于開路系統(tǒng)，從而導(dǎo)致閉路系統(tǒng)CE（15.5%）大于開路系統(tǒng)CE（13.6%）。

同MFC工作原理完全一致，本研究AC產(chǎn)電性能除與裝置構(gòu)型種類、體積大小、電極材料和分隔膜過濾材料有關(guān)外，還與待處理污水的性質(zhì)（DO、電導(dǎo)率和pH）密切相關(guān)。Wang等將經(jīng)過缺氧反應(yīng)器處理后的合成污水作為EMBR系統(tǒng)進(jìn)水，系統(tǒng)CE從3.87%增至8.56%，MPD從45 mW·m-2增至59 mW·m-2，結(jié)果表明進(jìn)水中低DO含量對于保持AC厭氧環(huán)境具有重要作用。本研究所處理污水為水泡糞污水，長時間厭氧貯存使污水中DO濃度降低，經(jīng)測量進(jìn)入AC室的待處理污水中DO質(zhì)量濃度為0.1-0.4 mg·L-1，故在連續(xù)進(jìn)水條件下系統(tǒng)仍可保持產(chǎn)電性能的穩(wěn)定。曹琳等使用單室MFC處理牛糞發(fā)酵沼液，由于沼液中含有大量糞便懸浮物，內(nèi)阻高達(dá)10 kΩ，MPD僅為10.98 mW·m-2。反應(yīng)器內(nèi)部能量損失與內(nèi)阻大小呈正相關(guān)，且內(nèi)阻越大產(chǎn)電性能的抑制效果越明顯。較于牛糞發(fā)酵沼液，本試驗(yàn)進(jìn)水質(zhì)量指標(biāo)中糞便殘?jiān)鼞腋∥锷伲═SS為1 868-2 526 mg·L-1）且電導(dǎo)率高（6 026-7 158 μS·cm-1），導(dǎo)致系統(tǒng)內(nèi)阻偏低（229.1 Ω），內(nèi)部能量損耗較少，進(jìn)而獲得了較大的MPD （62.7 mW·m-2）。pH是影響系統(tǒng)產(chǎn)電性能的重要因素之一，弱堿性pH不僅會提高微生物的代謝活性，也可提高電子轉(zhuǎn)移的速率，提高CE。Cheng等利用EMBR處理合成污水（pH=7），試驗(yàn)所獲CE僅為8.7%。本試驗(yàn)進(jìn)水pH為7.52-7.84，呈弱堿性，這對本試驗(yàn)獲得較高的CE（15.5%）具有促進(jìn)作用。值得注意的是，本試驗(yàn)AC有效體積為5L，裝置放大過程中不可避免地會增加能量損失，且對單室MFC而言，尺寸擴(kuò)大會增加擴(kuò)散到單室MFC的氧氣量，勢必會破壞厭氧環(huán)境而影響系統(tǒng)的產(chǎn)電性能，這是本研究產(chǎn)電性能遠(yuǎn)低于其他小體積系統(tǒng)的重要原因。

2.2 系統(tǒng)污染物處理效果評價

閉路和開路EMBR系統(tǒng)在整個運(yùn)行期間COD濃度變化情況和去除效果分別如圖3和表2所示，膜組件TMP達(dá)到40 kPa系統(tǒng)停止運(yùn)行，閉路系統(tǒng)和開路系統(tǒng)運(yùn)行時間分別為26 d和20 d，具體詳見2.3節(jié)。在系統(tǒng)HRT為3d以及進(jìn)水COD濃度為2 880-3 820mg·L-1的條件下，閉路和開路系統(tǒng)MT出水COD濃度分別為（325±21）mg·L-1和（333±23）mg·L-1，COD的總?cè)コ史謩e為90.4%±0.5%和90.1%±0.6%，差異不顯著（P＞0．05）。此外，由表2可知，在HRT相同的條件下，AC對COD的去除率遠(yuǎn)低于MT，這與AC與MT的作用原理有關(guān)。盡管AC內(nèi)陽極電極上附著大量的產(chǎn)電微生物，腔室底部堆積的厭氧污泥中也含有眾多厭氧微生物，然而相較MT內(nèi)工作條件，AC內(nèi)生物保留量偏少且微生物與污水接觸不充分，因此AC對有機(jī)物的去除率遠(yuǎn)低于MT。

EMBR系統(tǒng)進(jìn)水NH4-N和TN的濃度范圍分別為275-339 mg·L-1和374-460 mg·L-1，且由圖3和表2可知，閉路系統(tǒng)NH+4-N和TN的MT出水濃度分別為（72±5） mg·L-1和（157±9） mg·L-1，去除率分別為72.4%±2.1%和54.0%±2.4%：開路系統(tǒng)NH+4-N和TN的MT出水濃度分別為（74±5）mg·L-1和（173±11）mg·L-1，對NH+4-N和TN的去除率分別為70.70-/0+2.3%和49.9%+2.0%。分析可知，兩系統(tǒng)對于NH+4-N的去除效果差異不顯著（P＞0．05），而閉路系統(tǒng)的TN去除效果顯著優(yōu)于開路系統(tǒng)（P＜0．05），原因可能是閉路連接方式下，AC PH極產(chǎn)生的電子通過外電路傳輸?shù)教及羯喜⒃诒砻娓患?，MT內(nèi)硝態(tài)氮可與電子相結(jié)合發(fā)生反硝化反應(yīng)，從而提高反應(yīng)器對TN的去除能力。此外，本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，AC對于TN的去除效果優(yōu)于對NH+4-N的去除，MT對于NH+4-N的去除性能高于TN。這主要因?yàn)樵贏C的厭氧環(huán)境下，硝化反應(yīng)受到抑制，NH+4-N主要通過陰極pH（質(zhì)子被消耗）的升高而將NH+4轉(zhuǎn)化為更易揮發(fā)的NH3的方式去除。而TN除通過生物反硝化作用外，還可與陰極富集的電子結(jié)合發(fā)生陰極反硝化反應(yīng)來提高去除率；在MT內(nèi)，好氧環(huán)境下NH+4-N可通過充分的硝化反應(yīng)去除，而需厭氧環(huán)境誘發(fā)的反硝化作用受到抑制，因此TN的去除效果不如NH+4-N。

整個試驗(yàn)過程中EMBR各環(huán)節(jié)進(jìn)出水的TP濃度及去除率如圖3和表2所示，進(jìn)水TP的濃度范圍為53-93 mg·L-1，閉路和開路系統(tǒng)MT出水TP濃度分別為（20.9±2.5）mg·L-1和（21.5±1.8） mg·L-1，對TP的總?cè)コ史謩e為70.5%±3.4%和69.4%±4.8%，對TP的去除效果相近（P＞0．05）。在AC厭氧環(huán)境下，除依賴污水中相關(guān)厭氧微生物生長繁殖和反硝化聚磷菌消耗磷外，也可通過以鳥糞石的形式在空氣陰極電極側(cè)析出而去除TP；在MT內(nèi)TP的去除主要依靠聚磷菌的攝磷作用及其他好氧微生物的生長和繁殖，受制于AC內(nèi)部微生物的數(shù)量及反應(yīng)速率，其TP的去除率低于MT。

研究證明，陽極室內(nèi)產(chǎn)電菌所產(chǎn)電子會通過外電路傳導(dǎo)至陰極并在其表面富集，陰極表面富集的電子以硝態(tài)氮作為電子受體，實(shí)現(xiàn)陰極反硝化脫氮，進(jìn)而提高系統(tǒng)脫氮性能。Gajaraj等采用自主設(shè)計的EMBR處理污水，閉路EMBR對COD、NH+4-N和TN的去除率分別為96%、92%和87%，閉路系統(tǒng)的COD、NH+4-N去除率相較開路系統(tǒng)無顯著性差異，而TN的去除率較開路系統(tǒng)顯著提高了31%。Tian等利用EM-BR處理污水，閉路系統(tǒng)對COD和NH+4-N的去除率均在90%以上，與開路系統(tǒng)相比，閉路EMBR的COD和NH+4-N去除率分別提高了4.4%和1.2%，TN的去除率達(dá)36.0%，較開路系統(tǒng)提高了10.3%。

本試驗(yàn)閉路系統(tǒng)的COD、NH+4-N和TP的去除效果優(yōu)于開路系統(tǒng)，但差異不顯著（P＞0．05），而閉路系統(tǒng)的TN去除率顯著（P＜0．05）優(yōu)于開路系統(tǒng)，這與上述研究結(jié)果規(guī)律一致。閉路系統(tǒng)具有較優(yōu)的COD、NH+4-N和TP的去除效果歸因于電場刺激誘導(dǎo)作用會增強(qiáng)膜池內(nèi)好氧微生物的生物活性，提高好氧微生物的分解代謝能力，本試驗(yàn)MT內(nèi)單側(cè)碳板和碳棒間電場強(qiáng)度為0.098 V·cm-1，因此閉路系統(tǒng)對于污染物的去除總體上要優(yōu)于開路系統(tǒng)。值得注意的是，盡管本研究閉路系統(tǒng)TN的去除率顯著優(yōu)于開路系統(tǒng)，但TN的去除提升性能低于上述研究結(jié)果，原因是MT進(jìn)水中TN[（343+24） mg·L-2]濃度遠(yuǎn)高于以上研究（36-52 mg·L-1），而膜池中碳棒上富集的電子量小于反硝化反應(yīng)所需的量，因此脫氮提升效果不顯著。

2.3 系統(tǒng)膜污染減緩情況評價

如圖4所示，兩反應(yīng)系統(tǒng)在進(jìn)水條件一致的條件下，閉路EMBR在1-18 d，TMP由0.6 kPa緩慢升至12.5 kPa，之后TMP增速加快并在第26天達(dá)到40kPa。開路EMBR則在1-14 d，TMP由0.8 kPa緩慢升至10.8 kPa，之后TMP增長速率加快并于第20天達(dá)到40 kPa，閉路系統(tǒng)和開路系統(tǒng)運(yùn)行天數(shù)分別為26 d和20 d，閉路系統(tǒng)的膜清洗周期較開路系統(tǒng)延長了30%。研究表明，膜池污泥混合液中胞外聚合物（Extracellular polymeric substances，EPS）和溶解性細(xì)胞產(chǎn)物（Soluble microbial products，SMP）是造成膜污染的主要物質(zhì)，且通常帶負(fù)電荷。經(jīng)計算得到閉路系統(tǒng)MT內(nèi)碳板和碳棒間電場強(qiáng)度為0.098 V·cm-1，在閉路系統(tǒng)的微電場作用下，膜絲抽濾過程中會給予EPS和SMP等帶負(fù)電小顆粒排斥作用，進(jìn)而減緩膜污染速率。此外，微電場條件除對EPS和SMP具有排斥作用外，還可使污泥混合液中EPS、SMP含量及成分組成以及污泥性質(zhì)（粒徑比例、Zeta電位和污泥形態(tài)）發(fā)生改變，而這種改變也是減緩膜污染的重要原因。

研究表明，MLSS濃度不是造成膜污染行為不同的主要原因，而是與MLSS中造成膜污染相關(guān)物質(zhì)（EPS和SMP）的濃度大小有關(guān)。迪世靖等的研究結(jié)果顯示，在MLSS為4 500 mg·L-1、EPS含量為12.74mg·g-1的工作條件下，其膜清洗周期較開路系統(tǒng)可延長41.17%。Tian等在MLSS為6 520 mg·L-1、EPS和SMP總濃度為8.44 mg·g-1的條件下，膜污染周期延長了128%。Wang等在平均MLSS為3 158 mg·L-1、EPS和SMP總濃度為103 mg·g-1的條件下，其系統(tǒng)膜清洗周期延長33.3%。

本試驗(yàn)閉路EMBR較開路EMBR的膜污染清洗周期延長了30%，但與以上研究相比，其清洗周期相對偏短[污泥混合液濃度為（8 562±684）mg·L-1]，高M(jìn)LSS濃度并不是其膜污染延緩周期低于以上研究的主要原因。值得注意的是，本研究MT進(jìn)水COD濃度為（2 593±155） mg·L-1，遠(yuǎn)高于以上研究（287-420mg·L-1），因此MT內(nèi)好氧微生物在分解代謝的過程中會產(chǎn)生更多的EPS、SMP及其他可引發(fā)膜污染的物質(zhì)，進(jìn)而加劇膜污染速率。

3 結(jié)論

（1）結(jié)合設(shè)計EMBR構(gòu)型及其所處理豬場污水特性，EMBR運(yùn)行過程中可避免DO抑制陽極室陽極產(chǎn)電菌的活性而發(fā)揮良好的產(chǎn)電性能，其最大功率密度、內(nèi)阻和庫侖效率分別為62.7 mW·m-2、229.1 Ω和15.5%。

（2）EMBR對于實(shí)際污水中COD、NH+4-N和TP的去除率分別為90.4%±0.5%、76.6%±1.8%和70.5%+3.4%，反應(yīng)器出水指標(biāo)COD和NH+4-N均能達(dá)到《畜禽養(yǎng)殖業(yè)污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》（GB 18596-2001）要求；此外，閉路狀態(tài)下系統(tǒng)能顯著提升TN的去除，去除率可達(dá)62.6%±1.6%。

（3）閉路EMBR利用自身電場作用可有效減緩膜污染，膜清洗周期為26 d，較開路EMBR延長了30%。

（責(zé)任編輯：李丹）

基金項(xiàng)目：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院科技創(chuàng)新工程項(xiàng)目（ASTIP-CAAS）；中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院杰出人才支持計劃項(xiàng)目（NKYCIJ-C-2021-029）