余韦， 刘阳， 李赛赛， 王春达， 许召赞，3， 孙慧芳，3

（1.山西大学 资源与环境工程研究所， 太原 030006； 2.中国市政工程东北设计研究总院有限公司北京分院，北京 100141； 3.山西省黄河实验室， 太原 030006）

曝气是好氧膜生物反应器（MBR）处理工艺的基本过程， 也是其动力消耗的主要环节， 占污水厂运行能耗的45%～75%［1-2］。 曝气既要满足微生物生长代谢的需要， 也要满足气液固三相混合均匀的搅拌动力需求， 同时还要保证气泡运动产生的剪切力可改善污染物在膜表面的附着积累， 减缓膜污染。 膜曝气系统一般采用大气泡曝气， 以此来提高紊流并产生较大剪切力。 由于气泡尺寸过大， 普遍存在着充氧效率低及氧利用率低的问题， 且较大的剪切力也容易造成膜的机械损坏及高能耗。 不同规模MBR 的 曝 气 量（0.23 ～1.72 m3／h）相 差 很 大［3］，说明MBR 的曝气系统存在较大的优化空间。

微气泡通常指直径在50 μm 以下的微小气泡。与普通气泡相比， 微气泡直径小、 比表面积大， 并且在水中停留时间长［4-6］。 与传统大中气泡（直径大于200 μm）曝气方式相比， 微气泡曝气具有高氧转移效率和动力充氧效率、 低压降、 低运行费用、 适宜微生物吸收的气泡尺寸等优点， 近年来在污水处理、 河道修复等工程中取得广泛应用［7］。 此外， 微气泡界面电位高， 可通过自身增压溶解破裂产生瞬间压力波、 羟基自由基（·OH）等［8］， 能够在膜污染控制中发挥积极作用［9］。 因此， 研究微气泡曝气对MBR 工艺强化的过程及机制， 对于提升MBR 工程化应用潜能具有重要意义。

本研究综述了微气泡曝气在MBR 中的应用研究， 从氧传质效率、 污染物去除、 膜污染控制3 个方面展开综述， 针对如何更好地将微气泡曝气应用于MBR 工艺中进行了分析与展望， 以期为MBR工艺的优化运行提供指导。

1 微气泡曝气过程中的氧传质及其影响因素

1.1 氧的传质扩散

空气中的氧以气泡的形式带入反应器， 需要经过由气相到液相， 再由液相到生物相的传递后， 才能参与微生物细胞内的需氧代谢［10］。 气-液传质是曝气供氧的关键限制步骤之一。 目前用来描述气-液界面传质过程的经典模型主要有Whitman 提出的双膜理论［11］、 Higbie 提出的溶质渗透模型［12］以及Danckwerts 提出的表面更新模型［13］。 上述理论中，双膜理论在水处理领域应用最为广泛， 它的基本假设是相接触的气相、 液相两侧均存在稳定的气膜和液膜， 气体以分子扩散的方式通过气膜和液膜， 并在气液界面达到平衡［11］。 由于氧的溶解度较低， 氧在气液相间的传质阻力主要集中于双膜的液膜中，氧传质系数KLa 的数学表达式如式（1）所示［14］：

式中： KLa 为氧传质系数， 即以浓度差为推动力的体积传递系数， s-1； KL为液膜传质系数， m／s；A 为气液两相接触面积， m2； V 为液相主体容积，m3。

根据双膜理论， 在曝气过程中可通过增大气液接触面积来提高传质效率。 微气泡直径小、 气液接触面积大， 且气体溶解速率快、 在水中停留时间长， 非常适合于高气液传质效率需求的好氧生物反应过程。 张炎等［15］利用一种特殊的气体分布器来减少气泡间的并聚作用， 发现气泡尺寸减少50%，可使比表面积增加近80%， 氧传质系数提高10%～40%。 刘春等［16］通过研究不同运行参数对曝气过程中氧传质的影响， 发现微气泡曝气可获得较高的气含率和较长的气水接触时间， 氧总传质系数和传质效率明显优于传统气泡曝气。 实际上， 采用微气泡曝气提高气液两相间的氧传质效率就是双膜理论在水处理过程中的应用体现。 此外， 微气泡体积小， 具有极大的比表面积， 气液界面处的表面张力大。 在强表面张力的作用下， 微气泡体积逐渐缩小， 气泡内部压力达到限值后会破裂。 微气泡这种收缩过程中的自增压性质， 会在水中的溶解氧浓度达到饱和时， 仍可进行气液传质， 极大地增强气液界面的传质效率［6］。

1.2 氧传质扩散的影响因素

在废水处理中， 经常用基于Fick 定律的氧传递速率表征氧转移速率。 就单位体积废水而言， 氧转移速率通常用下式表示［17］：

式中： OTR 为氧转移速率， kg［O2］／h； c* 为饱和溶解氧质量浓度， mg／L； cb为水体中实际的溶解氧质量浓度， mg／L。

（c* - cb）表征了氧扩散推动力的大小， 提高气-液间的氧转移速率， 需要提高推动力（c*-cb）或氧传质系数KLa。 在实际的废水处理过程中， 水质、 水温、 氧分压、 曝气器孔径、 操作条件等因素都会对（c*-cb）或KLa 产生影响［18］。 在实际废水处理中， 都需要通过试验或其他手段进一步验证这些因素的影响。

（1） 水温。 水温对氧转移速率影响较大。 水温越高， 水的粘滞性越低， 分子扩散能力越高， 液膜厚度会随之减小， 氧传质系数会升高； 水温对饱和溶解氧浓度也会产生重要影响， 而饱和溶解氧浓度是构成氧扩散推动力的重要因素， 水温越高， 饱和溶解氧浓度越低， 推动力越低。 邹联沛等［19］、 孙从军等［20］通过水体曝气增氧试验发现， 水温在10 ～30 ℃的范围内， 氧转移速率会随水温的升高而减小， 说明水温变化引起饱和溶解氧浓度的变化对氧转移速率起着决定作用。

（2） 氧分压。 水中饱和溶解氧浓度受氧分压的影响。 根据亨利定律， 增加气相中的氧分压， 可提高液相中的氧平衡浓度。 因此通过加大反应器内的压力或提高气体中的氧含量， 如采用纯氧曝气、 深井曝气、 加压曝气、 气液射流曝气等， 都可以通过提高饱和溶解氧浓度来提高氧传递的推动力。 某企业利用一种射流曝气装置， 结合纯氧曝气， 在焦化废水处理中可有效提升充氧动力效率， 纯氧利用率可达91%以上［21］。

（3） 污水水质。 污水中含有的某些表面活性物质、 还原性物质会影响氧的气液传质过程。 表面活性剂对氧传质的影响存在两方面作用， 一方面表面活性剂可降低液体表面张力， 减小气泡直径， 通过增加气液接触面积来增强传质； 另一方面， 有些表面活性剂会聚集在气液界面， 形成分子膜阻碍氧分子的扩散转移。 有研究表明， 城市污水中的表面活性物质总体表现出降低氧传质系数的特征［22］。 此外， 污水中还存在大量离子， 尤其是NH4＋、 NO2-、S2-等会增加生物处理过程对溶解氧的消耗； 一些有机污染物作为营养成分会影响微生物的摄氧速率。 现阶段， 水质特征对氧传递的影响机理缺乏深入研究， 在实际工程应用中曝气工艺和条件的选择大多数情况下处于“经验模式”， 经常出现因供氧不足引起的污染物去除率低以及因供氧过剩导致的运行能耗过高等问题。

（4） 曝气器孔径。 曝气器孔径影响气泡大小，而气泡大小与充氧性能有直接关系。 曝气器释放的气泡越小， 气泡从底部到达表面就越慢， 在水中的停留时间就越长， 氧传质效率就越好。 庄健等［23］通过测试不同孔径下微孔曝气盘的充氧效果， 发现氧传质系数、 增氧能力均随孔径的减小而增加。Ashley 等［24］研究指出， 减小微孔曝气器的孔径虽然可显著提高氧传质系数和动力效率， 但相应地增加了阻力。 在孔径为20 ～300 μm 范围内， 曝气动力消耗呈现先降低后升高的趋势， 且孔径约为50 μm 时动力消耗最低。 由此可见， 微气泡的曝气孔径、 氧传质效率和运行能耗之间存在一个优化的范围。 在保证氧传质效率的同时， 选择合适的微孔曝气器孔径有利于污水处理工程的节能降耗。

（5） 操作条件。 微气泡曝气过程中的一些操作条件， 如搅拌速率、 通气流量、 曝气装置的布置方式、 液体紊流程度等会对氧传质系数产生重要影响。 搅拌可强化气液混合提高传质， 还可将气泡分散成细小气泡， 并阻止气泡聚并， 增大气液接触面积。 此外， 搅拌也有助于形成涡流， 延长气泡在水中的停留时间； 或者形成湍流减少液膜厚度， 降低传质阻力［9］； 通气流量增大可促进气泡聚并， 减小气泡比表面积， 降低氧传质系数。 此外， 液体的紊流程度增加， 可使气液两相充分接触， 有利于气液传质， 且紊流和气泡的形成、 上升、 破裂有助于气泡液膜的更新和氧的转移［18］。 归纳起来， 通过控制操作条件实现反应器中合理的流场结构， 对于提高氧传质系数有非常重要的意义。

需要注意的是， 想要实现这些提高反应系统氧负荷效率或氧动力效率的工艺模式， 离不开供氧量与实际工艺需氧量之间平衡的精确控制。 溶解氧浓度过低会抑制好氧微生物活性， 降低污水处理效率； 过高会导致产生大量剩余污泥， 增加能源消耗和运行费用。 因此， 在污水处理过程中， 不能片面地提高供氧量， 而应该把溶解氧控制在污染物同化分解的水平上， 实现污染物去除、 污水处理能耗、运行成本等多方面效率的综合提升。

2 微气泡曝气对膜污染的影响

在膜池中引入气体作为第二相流经膜表面， 通过两相流增强膜表面剪切是控制膜污染的有效方法之一［25］。 提高膜表面剪切力有助于曝气冲刷膜表面污垢， 控制膜表面浓差极化和滤饼层形成， 以及延长膜过滤运行周期。

剪切力主要由曝气引起的气液运动状态所决定， 受气泡形貌和气泡流态影响较大［26］。 不同的气泡尺寸、 气液流量及其比值使得两相流会产生多种流型， 最为常见的是泡状流、 段塞流、 搅拌流和环状流。 气泡尺寸远小于膜间距时， 气泡流态以泡状流为主； 气泡尺寸接近或大于膜间距时， 气泡流态以段塞流为主； 当气体流量较大， 气泡尺寸接近或大于膜间距时， 会形成搅拌流； 随着气液比的进一步增加， 气体流速较高时， 则形成环状流［27-29］。 4种气泡流态中， 泡状流和段塞流都能有效控制膜污染， 而段塞流产生的膜面剪切力相对更大［30］。Wang 等［31］利用流体力学方法模拟了平板膜间不同尺寸气泡的运动轨迹， 发现直径小于1 mm 的气泡能够在膜组件之间引起更强的多相流动， 有利于形成稳定强劲的气液循环， 从而产生更强的剪切力。段塞流所带来的剪切应力较大， 会使污泥粒径减小， 并促使菌胶团中的胞外聚合物（EPS）释放， 加剧膜污染［29］。

有研究表明， 由于微气泡尺寸较小， 采用微气泡曝气时， 两相流一般以泡状流为主， 对膜表面污染层的冲刷效率通常低于段塞流， 这在一定程度上会减弱剪切力对膜池中污泥生长代谢的负面作用［30-31］。 Xie 等［32］对比研究了常规曝气与微气泡曝气对污泥粒径的影响， 结果表明在相同溶解氧条件下微气泡曝气的污泥平均粒径明显大于传统曝气，极大地减缓了污泥颗粒在膜表面的沉积。 Gao 等［33］的研究表明， 微气泡曝气条件下活性污泥中丝状菌数量明显减少， 有效降低了污泥混合液中EPS、 蛋白以及高分子溶解性微生物代谢产物（SMP）的含量， 减缓膜污染。

此外， 微气泡自身特性也能在膜污染控制中发挥积极作用。 微气泡气液界面的表面张力对气泡的挤压作用会造成气泡内部压力升高， 直径不断减小， 导致气泡自我收缩并最终破灭， 气泡破灭时产生的瞬间压力波能够直接作用于膜外层污染物， 使其脱落； 微气泡可以进入膜面污染物内部， 破灭时产生的压力波甚至可以破坏污染物结构并使其剥落［34］； 微气泡表面荷负电， 可以吸附水中的阳离子和有机物； 微气泡破裂产生·OH 还可氧化降解水中的有机污染物［8］。 Agarwal 等［35］利用微气泡清洗污染后的尼龙膜， 研究结果表明微气泡可有效去除膜表面粘附的微生物、 胞外多糖以及蛋白质等污染物。 Lee 等［36］对比研究了传统气泡曝气和微气泡曝气对聚四氟乙烯膜的清洗效果， 结果表明微气泡曝气能更有效地去除膜表面的胶体与颗粒物。

综上所述， 相较于常规气泡曝气， 应用微气泡曝气控制膜污染具有独特的优势。 采用有效的观测或分析手段， 研究微气泡曝气过程中的流体力学行为， 考察气液两相流对膜池中微生物生长代谢的影响， 从微观上分析微气泡与膜面、 污染物质之间的作用机理， 都是未来值得探究的方向， 有助于拓展微气泡曝气在膜污染控制领域的应用。

3 微气泡曝气对污染物去除的影响

高效的供氧过程是好氧微生物利用氧的前提，也是生物降解污染物的关键因素。 污水好氧生物处理过程中， 微气泡高效的气液传质效率及存在时间长的特性， 可有效提高溶解氧浓度， 有利于提高好氧微生物活性以及生物量， 能够缩短反应器启动时间并获得更高的生物量， 有助于污染物的稳定、 高效去除［6］。 将微气泡曝气应用于MBR 反应器中， 在充氧性能、 污染物去除等方面也有明显优势。 有研究表明， 采用微气泡曝气（SPG 膜）能有效减少膜池死角， 氧气的利用率可接近100%［37］。 Zhuang 等［38］对比了传统曝气与微气泡曝气条件下MBR 处理污水的效能， 发现微气泡曝气条件下有机物（尤其是酚类物质）的去除效率显著高于传统曝气系统。 张宏扬［39］将膜组件置于气升式氧化沟的曝气升流区，底部采用微气泡曝气， 并对比了在相同曝气量下大气泡曝气方式的污染物去除效果， 结果表明微气泡曝气与传统气泡曝气条件下， COD 去除率分别为86.6% 和85.8%， 氨 氮 去 除 率 分 别 为97.2% 与93.7%。 胡锋平等［40］的研究表明将微气泡曝气应用于MBR 处理城市污水的实际工程中， 能够有效提高MBR 的抗冲击负荷能力， COD 平均去除率达到97.35%， 出水水质稳定。

此外， 微气泡界面电位高， 比表面积大， 对水中的污泥絮体、 悬浮物、 胶体物质以及油类等污染物具有良好的吸附去除效果； 且微气泡表面荷负电， 30 μm 以下的气泡荷电量约为-40 mV［41］， 利用其负电性， 还可吸附去除水中带正电的物质。Liu［42］利用微气泡耦合混凝工艺预处理印染废水，可实现对污水中COD、 色度以及油类物质去除效率的同步提升， 且污水可生化性也明显改善。 在黑臭水体的治理与修复过程中， 微气泡曝气在污染物的去除效率、 处理时间等方面， 也明显优于常规曝气。 在实际应用中， 经常协同其他氧化条件，如臭氧、 紫外线、 双氧水等促使微气泡产生更多的·OH， 强化微气泡对有机物的氧化降解能力。

综上， 微气泡曝气在提高污染物去除效能方面具有明显优势， 但在应用过程中也存在一些问题，如污泥容易附着于微气泡表面， 导致污泥上浮聚集、 沉降性能下降［43］； 此外， 微气泡生成的·OH越多， 越容易造成微生物的氧化损伤。 研究发现，在生物流化床、 生物固定床、 生物填料等好氧生物系统中， 采用微气泡曝气可有效避免上述问题， 且能显著提高氧利用率、 生物膜形成速率、 反应器启动时间以及污染物去除效率等［44］。 因此， 将微气泡曝气技术应用于MBR 时， 可考虑将微生物固定于载体或填料上， 避免污泥上浮以及活性氧自由基等直接接触微生物， 从而提高MBR 的整体运行效能。

4 结语

曝气系统是MBR 的核心单元， 关系着污染物去除效果与膜分离单元的稳定高效运行， 同时也是污水处理能耗与工艺运行成本的关键环节。 微气泡曝气应用于MBR 的积极效应十分明显， 在应用过程中尚存在一些问题值得深入探索， 主要体现在以下几个方面：

（1） 微气泡与膜组件的适配性。 当前的微孔曝气-MBR 耦合工艺常采用中空纤维膜， 这是因为小尺寸气泡与中空纤维膜接触更充分， 气泡对膜丝的冲刷也更均匀。 对于平板膜， 由于气泡尺寸远小于膜间距， 对膜表面的冲刷效率明显降低， 不易控制膜污染。 因此， 微气泡曝气系统应用于MBR 中存在膜组件适配单一的问题。 在今后的研究中， 一方面可根据微气泡特性研发新型适配膜组件； 另一方面可考虑耦合微气泡-移动床膜生物反应器， 通过增加载体与膜表面的冲刷、 减小悬浮污泥浓度， 解决膜污染的问题。

（2） 微气泡应用于MBR 缺乏明确的临界值。气泡尺寸减小虽然利于气液两相传质， 但尺寸过小不利于紊流， 反过来会对氧的扩散产生不利影响。这需要在现有曝气理论的基础上开拓思路， 突破气液传质过程的传统认知、 明晰气泡搅拌与氧传质的关系、 氧气的溶解过程等科学问题。

（3） 微气泡曝气器的污堵问题。 在长期运行过程中， 微生物及其代谢产物会在微气泡曝气器的气孔表面和内部逐渐积累， 水中的钙、 镁、 铁类等无机盐也易沉积在曝气器表面形成无机垢， 堵塞气孔并增强气泡并聚， 会对氧传输造成不利影响， 同时增加曝气能耗， 也会加速曝气器的老化。 建议根据污水水质特征、 反应器流体力学特征， 了解曝气器的污染趋势与污染物成分， 并制定有效的清洗措施， 同时研发新型抗污染的曝气材料及曝气设备。

（4） MBR 曝气节能与优化控制的问题。 曝气过程中的供氧过量或不足、 泥水混合不充分等都是MBR 运行过程中的常见问题。 应着重对MBR 曝气系统进行精细化控制， 在曝气区域设计以生物反应过程为主的小流量曝气区和以冲刷膜表面为主的大流量曝气区， 并根据污染物负荷与膜污堵情况精准调节不同区域的曝气量， 实现曝气系统的节能降耗。