兩級MBfR工藝處理高強度生活廢水能力研究

王優，汪形艷，張良長，艾為黨，郭雙生

（1 湘潭大學環境與資源學院，湖南湘潭411105； 2 中國航天員科研訓練中心人因工程重點實驗室，北京100094）

引 言

受控生態生保系統( controlled ecological life support system，CELSS)依據地球生態圈循環原理構建，有望在密閉空間實現食物、氧氣和水等全部最基本生保物資的持續再生供應，是目前公認的解決長期載人深空探測任務過程人的生命保障問題的有效途徑[1]。水循環是CELSS 的一個重要環節，涉及飲用水和植物灌溉用水的供應，尿液、衛生廢水以及冷凝水的處理等，其中尿液廢水的處理難度最大[2-3]，但尿液中同時也含有大量的N、K、S、Ca 等植物生長所需的營養元素[4]，因此，在實現水分回收利用的同時如何有效實現其中氮素等營養物質的回收是CELSS中水循環必須考慮的一個重要問題。

目前，在生保系統領域，對于生活廢水的處理主要分為物化方法和生物方法[5]。物理/化學方法多應用于尿液的水解產氨技術上，包括采用高溫酸化或催化、電催化厭氧技術促進尿液的水解[6-7]，采用耦合真空熱剝離(VTS)技術將尿液中氮素以NH3形式剝離實現N 的回收[8]，或通過正向、反向滲透技術等實現尿液中N、P 的回收利用等研究[9-10]。物化手段雖高效穩定，但能耗、物耗較高，不適用于CELSS中大水量長期運行的處理要求。而生物方法能耗相對較低，裝置相對簡單，回收大量元素的可能性大，成為CELSS 中廢水處理的主要手段。20 世紀美國在為期2 年的封閉試驗“生物圈2 號”試驗中，采用厭氧池作為一級廢水處理，其出水進入人工濕地進行二級處理，利用濕地中的微生物將水凈化后補充植物生長所需營養，但其處理效率及出水水質較低，限制了其在CELSS 中的實際應用[11]。近年來我國開展了系列CELSS 綜合實驗，北京航空航天大學構建了“月宮一號”人工封閉生態系統，采用生物活性炭填充的膜反應器作為衛生廢水和廚房廢水的主反應器，經過生物處理后的廢水再進一步凈化后泵入營養水箱回用于植物培養[12-13]。本課題組在4人180 天“綠航星際”受控生態生保系統集成試驗中，構建了以兩段膜生物反應器（membrane-bioreactor，MBR）為核心的廢水生物處理系統，完成了180天密閉駐留期間4人乘組的生活廢水轉化處理，將生活廢水中大部分有機物轉換成CO2，并將其中的氮素轉化成硝酸鹽氮，回用于植物培養，從而實現了衛生廢水和尿液中水分和礦物質元素的100%循環利用[14-15]。然而，由于CELSS 系統中生活廢水（衛生廢水和尿液的混合廢水）污染強度大，尿液和各類洗滌劑的濃度高，上述的實際應用案例中，存在長期運行過程膜污染嚴重的問題，工藝運行維護成本較高，膜材料等消耗品補給量大，需進一步優化工藝配置，并提高技術的容積、能量利用效率。

本文在前期研究的基礎上，整合生物膜工藝和MBR 工藝，在厭氧和好氧生物反應器中填充輕質長壽命生物填料，構建了厭氧膜生物膜反應器（anaerobic membrane biofilm reactor，anMBfR）+好氧膜生物膜反應器（aerobic membrane biofilm reactor，aMBfR）工藝，處理CELSS 系統特征性生活廢水（衛生廢水和尿液的混合廢水），旨在將生活廢水中的大部分有機碳徹底礦化，將其中的氮素轉化成硝酸鹽氮，同時保留其他礦物質元素，并研究水力停留時間（HRT）、尿液強度等對工藝效果的影響。以及通過工藝優化應用，降低膜污染，延長膜組件使用壽命，降低乘員維護時長的同時，降低長期運行耗材補給，進而提高技術成熟度。

1 試驗裝置和方法

1.1 試驗裝置

該研究采用的anMBfR+aMBfR 廢水處理裝置如圖1 所示，裝置由原水水箱、厭氧反應器、好氧反應器、出水水箱、堿液箱、外置式固液分離膜組件、進出水泵、加藥泵、水力循環泵、曝氣泵，pH、溶解氧(DO)、溫度以及壓力等監測單元、數傳與控制單元以及配套的管路系統等組成。各水箱和反應器均采用SUS 304 不銹鋼材質制作，其中原水水箱用于儲存待處理廢水，總容積30 L，尺寸Ф300×450 mm。厭氧反應器、好氧反應器總容積約為30 L，尺寸Ф300×450 mm，均采用外置式PVDF 管式膜組件完成固液分離。

圖1 anMBfR+aMBfR 工藝流程圖Fig.1 Schematic diagram of anMBfR+aMBfR

該裝置的主要特點有：①采用膜生物反應器形式。厭氧、好氧反應器出水采用管式超濾膜實現泥水分離，保證出水水質同時維持反應器內微生物量，減少占地面積。②采用復合生物膜MBR 工藝。在厭氧、好氧反應器內添加輕質塑料環填料，微生物能負載在生物填料上生長，使其具備吸附、過濾、生物降解于一體的作用，可大大減少膜污染問題。③全自動無人值守運行。工藝采用連續流運行方式，通過流量計、閥門、液位傳感器等實現系統流量控制和自動連續運行，并能通過pH 和加藥泵的聯動，完成好氧反應器內pH的實時控制。

1.2 試驗方法

反應器接種污泥來自北京昌平沙河再生水廠二沉池中的回流污泥，接種污泥濃度約為5361 mg MLSS/L，下文影響因素試驗期間厭氧反應器維持在該污泥濃度水平，好氧反應器經過掛膜馴化后污泥濃度為1986 mg/L,VSS/TSS 為0.75，其中混合液中污泥濃度為287 mg/L,填料中污泥濃度為1699 mg/L，生物膜占比為85.5%。本文研究開始前，采用實際洗滌用品和新鮮尿液配制的生活廢水進行了72 d的馴化試驗。馴化用水根據前期CELSS 集成試驗中實際產生的生活廢水量和水質水平[16]進行配制，采用1/10 的尿液強度（即廢水中尿液的稀釋比為10倍），配制方案如表1所示。

HRT 影響因素試驗階段進水維持1/10 尿液強度的生活廢水，運行過程中定期新配廢水，其進水總有機碳（TOC）和總氮（TN）含量如表2 所示，試驗采用連續進出水運行方式，可通過流量計控制好氧、厭氧反應器出水流速，整個試驗過程中厭氧出水流速略大于好氧出水流速，故可通過調節好氧反應器出水流速，控制厭氧反應器和好氧反應器的HRT，研究厭氧、好氧系統單個反應器的HRT 分別為6.5、3.5、1、0.5 d 時系統有機物去除和硝化性能，下文所提的HRT 都是指厭氧、好氧系統單個反應器的HRT。試驗持續78 d，每個HRT 水平維持大于2.5 HRT。試驗期間通過投加KHCO3溶液控制好氧反應器內pH 在6.4～6.5 范圍，并維持好氧反應器中DO 值大于3.0 mg/L。整個試驗過程除了采集活性污泥進行測試之外，不外排剩余污泥。

尿液強度影響試驗采用與HRT 因素試驗相同的運行模式，通過不同的尿液稀釋比改變進水中TN濃度和氮負荷，即分別加入2、4、10 L 的尿液和表1中的洗漱物質配制成1/10、1/5、1/2 尿液強度的生活廢水（表2）。試驗持續40 d，每個尿液強度水平維持2 周以上，為提高試驗系統對高強度廢水的適應能力，試驗過程HRT 維持在(2±0.15) d，其他條件同HRT因素試驗。

序號1 2 3 4 5 6 7 8項目牙膏洗發水沐浴露洗衣液洗面奶洗手液新鮮尿液自來水品牌冷酸靈井鹽爽白飄柔長效清爽去屑舒膚佳藍月亮深層潔凈護理曼秀雷敦控油抗痘潔面乳（男士）藍月亮抑菌洗手液新鮮采集每次配水（20 L）用量2 cm 2 ml 2 ml 2 ml 2 ml 3 ml 2 L約18 L

1.3 測試指標及方法

厭氧、好氧反應器中pH，溫度以及DO參數值均采用工業級傳感電極及儀表進行監測，實時采集好氧反應器中DO、pH值；試驗期間每天同一時間取厭氧、好氧出水水樣進行檢測分析。水樣中總氮(TN)含量采用TN 分析儀(Elementar-Vario TOC，高溫催化燃燒氧化法) 進行分析，氨氮采用陽離子色譜儀(Thermo Fisher-Aquion 離子色譜儀，Dionox IonPac-CS12A 陽離子色譜柱，離子色譜法)，亞硝酸鹽和硝酸鹽氮含量采用陰離子色譜儀(DIONEX ICS-90 離子色譜儀，IonPac-AS14 陰離子色譜柱，離子色譜法) 分析，總有機碳(TOC) 采用島津TOC 分析儀(SHIMADZU TOC-Vcph，燃燒氧化非分散紅外吸收法) 進行檢測分析；活性污泥的混合液懸浮物濃度(MLSS)和揮發性懸浮物濃度(VSS)采用標準方法(燃燒法)進行測量。

尿液強度水平1/10 1/5 1/2 TOC/(mg/L)629±65 721±140 2462±150 TP/(mg/L)45.0±5 72.6±5 130±15 TN/(mg/L)558±35 1233±105 2652±400 NH4+-N/(mg/L)72.5±50 417±200 636±150 pH 6.59～7.95 6.85～7.80 6.02～9.07

2 試驗結果與討論

對于密閉循環再生式CELSS 系統中生活廢水的處理而言，其主要目標是實現廢水中水分及氮素等營養元素的回收，本文采用微生物途徑將氮素轉化成植物易于直接吸收利用的硝酸鹽氮，供給植物生長，進而提供食物，從而實現氮素等礦物質營養元素的循環。然而CELSS 系統內空間、能量等資源有限，且為完全密閉環境，對生物處理工藝的選擇和運行模式提出了更高要求。本試驗采用MBfR 工藝，用超濾膜組件代替二沉池實現泥水分離，可大大節省占地面積和提高容積效率，同時延長膜組件使用壽命，降低耗材消耗和補給。而且對于密閉循環系統而言，剩余污泥的處理與處置也是非常困難的，因此本工藝采用類似延時曝氣（低污泥濃度，長HRT）的運行模式，以提高微生物的內源呼吸，從而降低剩余污泥產量。

2.1 不同HRT水平對系統性能的影響

圖2 不同HRT下厭氧出水中氨氮變化情況(a)及TOC變化情況(b)Fig.2 Changes in NH4+-N(a)and TOC(b)content in anMBfR effluent with different HRT

2.1.1 HRT 對厭氧性能的影響 厭氧反應器主要功能在于完成表面活性劑、尿素等有機成分的水解，去除部分TOC 的同時，將有機氮轉化成無機氮，為下一步的好氧生物處理創造有利條件。圖2(a)給出不同HRT 下厭氧反應器出水中氨氮變化情況，由圖可知，當HRT 為6.5、3.5 d 時，厭氧系統出水中氨氮濃度比較穩定，平均氨化率（氨氮占總氮的百分比）可達80%以上。當HRT降為1 d時，其氨氮濃度有明顯的下降趨勢。為保證厭氧系統的穩定，第55 d 回升HRT 為2 d，待處理效果回升后，再次調節HRT 為1 d，此時系統平均氨化率有所回升。當HRT調至0.5 d的三天后，氨氮濃度和氨化率都有大幅度的下降，表明厭氧性能已經受到較大程度的影響。圖2 (b)為不同HRT 下厭氧出水中TOC 變化情況，由圖可知，隨著HRT的降低，其TOC 整體呈上升的趨勢，TOC的去除率由82.2%下降至56.7%。

對于厭氧系統來說，HRT=0.5 d 時，有機物和氮素轉化效果均受到較為嚴重的影響，這說明厭氧微生物處理CELSS 特征性生活廢水時，需要一定的反應時間。且當HRT≥1 d 時，HRT 因素對其氮素的轉換效率無明顯的影響，但對其TOC 的去除效率有一定的影響。有研究表明，在厭氧消化過程中，微生物在有限時間內會優先利用尿素等易生物降解的有機物，而廢水中表面活性劑、尿酸等難生物降解有機物則有可能來不及降解[17]，這也是本文厭氧出水中TOC 濃度隨HRT 下降呈上升趨勢，而氨氮濃度基本穩定的原因。

2.1.2 HRT 對好氧性能的影響 經過厭氧反應器處理后的廢水具有高氨氮濃度的水質特點，其在硝化過程易出現亞硝酸鹽的積累[18]。生物硝化過程中起主要作用為氨氧化菌（AOB）和亞硝氧化菌（NOB）[19-20]。AOB、NOB 的生長速率取決于細菌生長的環境，其最大比增長速率所需的環境不同，且NOB 相對于AOB 的世代時間更長，對環境條件變化相對更敏感[21]。因此要實現本文所提出的氮素全程硝化的關鍵在于維持NOB的生長和活性，而HRT和氮負荷既是考量系統能力的重要參數，也會對好氧過程的硝化性能產生重要影響。

圖3(a)、(b)為不同HRT 下好氧出水中氮素含量及硝化效率變化，由圖可知，當HRT≥2 d 時，出水中氮素主要為NO3--N，幾乎不存在NO2--N，且NH4+-N濃度低于12 mg/L。其硝化效率（NOx--N 占TIN 的百分比）高達97%以上，全程硝化率（NO3--N 占TIN 的百分比）高達96%以上，具有較高的氮素轉換效率。當HRT 從2 d 降至1 d 時，硝化效率無明顯變化，其全程硝化率稍有下降至85.8%。進一步降低HRT為0.5 d 后，出水中的NO2--N 迅速上升，NO3--N 不斷下降，其硝化效率最低下降至86.5%，其全程硝化效率最低為8.0%，出現了嚴重的短程硝化和亞硝酸鹽積累，說明系統難以在HRT為0.5 d條件下完成氮素的全程硝化。圖3(c) 為不同HRT 下好氧出水中TOC變化情況，由圖可知當HRT≥1 d 時，出水TOC 濃度低于15 mg/L，其TOC 的去除效率可達90%以上；當HRT 為0.5 d 時，TOC 的去除率略微下降，但仍具有89.8%的TOC 去除效率。系統整體表現出良好的TOC去除性能。

對于好氧系統來說，HRT 直接從3.5 d 降到1 d時，系統不能快速適應，出現了亞硝酸鹽積累現象，而調至2 d 后性能隨即恢復，再由2 d 降到1 d 時，好氧系統表現出良好的適應性，維持了較好的氮素轉化效率。由此說明，當調節HRT 參數的過渡區間不同，微生物適應性及系統處理效率也就不同。HRT=2 d 時，全程硝化的容積負荷（即單位容積單位時間內硝酸鹽氮的生成量）和污泥負荷（即單位污泥單位時間內生成的硝酸鹽氮量）分別為0.244 kg N/(m3·d)、0.122 kg N/(kg MLSS·d)。當HRT=1 d 時，全程硝化效率有所下降，系統出水NO2--N 濃度上升至43.9 mg/L，但反應器的全程硝化容積負荷、污泥負荷分別進一步提升至0.418 kg N/(m3·d)、0.209 kg N/(kg MLSS·d)，明顯高于HRT=2 d 時的水平。有研究表明，當植物營養液中NO2--N濃度小于10 mg/L時，亞硝酸鹽是某些植物生長的良好氮源，但當NO2--N濃度超過10 mg/L 時，亞硝酸鹽開始對植物的生長有毒害作用[22]，因此，當處理后出水作為植物營養液的補充時，其亞硝酸鹽氮濃度會被主流營養液稀釋，此時，可將該工藝HRT 參數放松至1 d，而當處理后出水是主要植物營養液的唯一或主要來源時，選用2 d的HRT水平最為安全可靠。

圖3 不同HTR下好氧出水中氮素含量變化（a），好氧系統硝化效率（b）及好氧出水中TOC變化情況（c）Fig.3 Changes in nitrogen content(a),nitrification efficiency(b)and TOC levels(c)in aMBfR effluent with different HRT

2.2 不同尿液強度水平對系統性能的影響

2.2.1 尿液強度對厭氧性能的影響 在78 d 的HRT 因素影響試驗后，調節系統HRT 為2 d，進水依然用1/10 尿液強度的生活廢水，待系統效果回升且穩定運行2個周期后，進水中尿液強度提升至1/5水平，21 d 后進一步提升至1/2 水平（進水水質見表2）。每天同一時間取厭氧、好氧反應器出水檢測分析，下文所提的平均濃度、平均效率都是指每個階段中性能穩定時段的平均值。

圖4 不同尿液強度下厭氧出水中氨氮變化情況（a）及TOC變化情況（b）Fig.4 Changes in NH4+-N(a)and TOC(b)content in anMBfR effluent under different urine concentration

圖4(a)給出不同尿液強度水平下厭氧出水中氨氮變化情況。由圖可知，1/5、1/2 強度下的氨氮濃度呈先上升而后趨于平穩的變化趨勢，這一方面是由于完全混合式的連續進出水條件下，進水強度提升時，反應器中現有反應液會對進水進行稀釋，這個稀釋作用一般需要經過1～3 個HRT 時長才能消除，使得這段時間的氨氮濃度會呈現逐步上升的趨勢，另一方面，厭氧反應器對高強度的廢水也會有一個適應過程，兩者綜合作用，形成了先上升后趨于平穩的變化趨勢。隨著進水強度的逐步提升，其氨化率有所下降，分別為74.0%、67.1%、58.8%。說明尿液強度的提升對厭氧系統的氨化率有一定的影響。圖4(b) 為不同尿液強度水平下厭氧出水中TOC 含量變化情況，當進水尿液濃度由1/10 增加至1/5 時，厭氧出水中TOC 的濃度有上升趨勢，TOC 去除率略有下降。當進水TOC 濃度進一步提升時，厭氧出水中TOC 濃度有明顯的上升趨勢，而其TOC 的去除效率卻提升至68.6%。說明該厭氧系統具備良好的抗有機污染負荷的能力，能較好地適應高強度廢水。

2.2.2 尿液強度對好氧性能的影響 圖5(a)、(b)為不同尿液強度下好氧出水中氮素含量及硝化效率變化，由圖可知，當系統穩定后，好氧系統硝化效率可達98.6%，其全程硝化效率為97.5%，系統具有高效的氮素轉換能力。當進水尿液強度由1/10 提升到1/5 時，好氧出水中NO2--N、NH4+-N 的濃度有小幅度的上升，但全程硝化效率仍可達90.6%。當進水尿液強度進一步增加至1/2 時，出水中的NO3--N首先有一明顯的上升趨勢，但是在第30 d 后出現急劇下降，NO2--N、NH4+-N 則出現大幅上升，直至后期形成嚴重的亞硝酸鹽積累（后期平均NO2--N濃度高達1008.7 mg/L），硝化效率下降至73.2%，其全程硝化效率僅為7.4%，好氧系統中NOB活性受到全面抑制。圖5 (c) 給出了不同尿液強度下好氧出水中TOC 變化情況，由圖可知，當進水尿液濃度由1/10增大到1/5 時，出水中TOC 濃度沒有明顯的變化趨勢，說明該系統對有機物的去除能力進一步提升。當進水尿液濃度增至1/2 時，出水中的TOC 濃度持續上升，其最高濃度可達130.4 mg/L，系統出水水質明顯下降。

綜上，本試驗構建的anMBfR+aMBfR 工藝在低HRT、低氮素負荷運行模式下表現出相對更高的容積效率和污泥效率。當HRT 為0.5 d、氮素負荷為1/10 尿液強度時，系統硝化能力最高，但由于出水中高的亞硝酸鹽濃度會對植物有毒害作用，該條件不適用于CELSS 中生活廢水的處理。當HRT 提高至1 d 時，反應器全程硝化能力達到最高，且出水基本能滿足廢水的回用要求，適用于處理后出水作為植物營養液補充時的情況。尿液強度適應性方面，該系統最高能實現1/5 尿液強度廢水的轉化處理，系統全程硝化效率高，能適用于處理后出水作為植物營養液的唯一或主要來源時的情況。

圖5 不同尿液強度下好氧出水中氮素含量變化（a），好氧系統硝化效率（b）及好氧出水中TOC變化情況（c）Fig.5 Changes in nitrogen content(a),nitrification efficiency(b)and TOC levels(c)in aMBfR effluent under different urine concentration

2.3 FA和FNA變化及影響

圖6 不同HRT（a）、尿液強度（b）下好氧系統中FA、FNA濃度變化Fig.6 Changes in FA and FNA concentration in aMBfR under different HRT(a)and urine concentration(b)

游離氨(FA)、游離亞硝酸（FNA）在一定濃度下會抑制亞硝酸細菌和硝酸細菌的活性,且其對這兩類細菌的抑制效應存在差異[23]。因此,好氧反應器中FA、FNA 濃度水平與系統硝化效果尤為相關，由于廢水中FA、FNA 濃度無法直接測定,分別可用式（1）、式（2）[24]來計算。根據好氧出水中NH4+-N 及NO2--N 濃度情況，作出不同HRT、尿液強度下好氧系統中FA、FNA濃度變化圖，如圖6（a）、（b）所示。

當HRT=1 d 時，好氧系統中AOB、NOB 的活性在HRT=2 d的基礎上分別上升了92%、71%，此時系統中FA 和FNA 分別為0.039 mg NH3-N/L、0.028 mg HNO2-N/L。有研究指出，10～150 mg NH3-N/L 的FA濃度范圍會對AOB 生長有抑制作用，而只要0.1～1.0 mg NH3-N/L 的FA 濃度范圍就會對NOB 的活性產 生 抑 制[24]。當FNA 的 濃 度 為0.011～0.07 mg HNO2-N/L 時，NOB 的活性就會受到抑制，而當FNA的濃度為0.42～1.72 mg HNO2-N/L時，AOB的活性下降50%[19]。理論上，此時系統中FNA 的濃度水平會對NOB活性產生抑制，但該系統中的NOB活性并未受到抑制。當HRT=0.5 d 時，系統中FA 和FNA 分別為0.344 mg NH3-N/L、0.517 mg HNO2-N/L。而系統中AOB 活性在HRT=1 d 的基礎上進一步提升了67%，NOB 活性下降了36%。因此該系統中高水平的FNA 及FA 并未對AOB 的活性產生抑制，而僅對NOB 的活性產生抑制，但對其抑制程度要遠遠低于一般的硝化系統，系統硝化效率依然維持較高水平，其硝化容積負荷和污泥負荷高達0.774 kg N/(m3·d)、0.387 kg N/(kg MLSS·d)。說明該系統對抵抗FA及FNA的抑制能力較強，系統硝化性能穩定。

當尿液強度為1/5時，好氧系統中FA、FNA的平均濃度分別為0.1844、0.0796 mg/L，理論上該濃度水平會對NOB 的活性產生抑制作用，而該階段好氧系統硝化、全程硝化效率均保持在高效穩定的狀態，未對AOB、NOB 活性起到抑制作用，進一步證明系統具備相對更高的抵抗FA 及FNA 抑制的能力。當進水尿液強度為1/2 水平時，整個工藝系統的氮素轉換和有機物的礦化過程都嚴重受阻（圖5）。該階段好氧系統中FA、FNA 濃度一直持續上升，最高分別可達2.09、2.122 mg/L，研究表明FA 濃度為0.7～6 mg/L 時，NOB 的活性下降50%～100%[25-26]，FNA 濃度為0.07～0.22 mg/L 時，可完全抑制NOB 的活性[23]，從本文運行結果來看，系統中AOB 活性并未受到抑制，而NOB 活性下降了82%，說明FA、FNA 對NOB的抑制作用明顯強于AOB。FA、FNA 對NOB 的抑制雖是可逆的，但其恢復時間相對較長[27]，因此為保證系統能穩定高效運行，系統最高的氮負荷建議為1/5尿液強度水平，該水平下氨氮能夠高效轉換為硝酸鹽氮，有利于氮素的回收利用。

綜上，改變HRT 和尿液強度時，較高的FA 和FNA 水平會給系統中NOB 的活性帶來一定的抑制作用，但抑制程度較小，而在整個試驗過程中AOB的活性都未受到抑制，系統表現出較穩定的硝化性能，且相同氮負荷條件下，高的HRT 系統具備相對更高的抵抗FA和FNA抑制的能力。

2.4 厭氧出水膜通量變化

本課題組在前期4 人180 天“綠航星際”受控生態生保系統集成試驗中構建厭氧、好氧MBR 工藝處理系統中的生活廢水（水質與本文1/10 尿液強度廢水基本相同），其厭氧同樣采用PVDF 管式膜組件實現泥水分離，實際運行膜通量為20 L/(m2·h)（內部數據）。本試驗構建的兩級MBfR 工藝中厭氧出水采用四根同款PVDF 管式膜串聯實現泥水分離（內徑為6 mm，長為50 cm）。試驗過程中不同HRT 及尿液強度下厭氧膜通量變化情況分別如圖7（a）、(b)所示（圖中p點為循環泵故障，更換新泵的時間點），由圖可知，更換循環泵前后，管式膜平均膜通量為47.8，80.6 L/(m2·h)，且在不同HRT 和尿液強度水平下均穩定維持。遠大于4 人180 天“綠航星際”受控生態生保系統集成試驗中的水平。說明本試驗構建的厭氧膜生物反應器能一定程度緩解膜污染，延長膜組件使用壽命，降低固液分離物耗。有關好氧反應器及整個系統的膜污染控制方式及運行情況將在后續的專題論文中詳細闡述。

圖7 不同HRT（a）、尿液強度（b）試驗過程中厭氧膜通量變化Fig.7 Variation in membrane flux in anMBfR under different HRT(a)and urine concentration(b)

3 結 論

本文構建了anMBfR+aMBfR 工藝處理CELSS系統中特征性高強度生活廢水，并通過HRT、尿液強度因素試驗，考察了其運行效果及處理能力，結果表明該工藝具備良好的有機物的礦化和氮素的轉換能力，能適用于CELSS 系統中廢水處理與回用。主要結論如下：

（1）以1/10 尿液強度生活廢水為處理對象時，系統硝化能力在HRT 為0.5 d 時達到最高為0.774 kg N/(m3·d)，全程硝化能力在HRT為1 d時達到最高為0.418 kg N/(m3·d)，硝化能力高于常規的生物處理系統。當HRT=2 d 時系統效果最佳且穩定，系統出水TOC、NO2--N濃度分別低于12、8 mg/L。

（2）該系統可實現1/5 尿液強度的生活廢水的有效處理，完成94.3%的有機物去除以及90.6%的氮素轉換，進水氮素負荷的增加對系統的運行沒有太大的影響。且系統中NOB 活性未受到高濃度的FA、FNA 影響，表明該系統具有較強的抵抗游離氨及游離亞硝抑制的能力。

（3）結合CELSS 生活廢水的回用要求和該裝置處理能力研究結果，得出該裝置最佳的兩種運行參數分別為：尿液強度為1/5、HRT 為2 d 以及尿液強度為1/10、HRT 為1 d，具體可根據CELSS 中水循環回路設計選取最合適的運行參數。