关于厌氧膜生物反应器处理市政污水组合、技术局限及展望综述.pdf

2014年6月 ? 第40卷 总第179期 2014年 第3期 Sichuan Building Materials DOI：10. 3969/ j. issn. 1672 -4011. 2014. 03. 055 关于厌氧膜生物反应器处理 市政污水组合、 技术局限及展望综述 林 宏, 译 (中铁二院工程集团有限责任公司, 四川 成都 610031) 译者简介:林宏(1968 - )，女，浙江杭州人，高级工程师，研究方向:给 排水工程。 原文出处:Hale Ozgun，Recep Derep Kaan Dereli， Mustafa Evren Ersa_ hin，Cumali Kinaci，Henri Spanjers，Jules B. van Lier. A review of anaero_ bic membrane bioreactors for municipal wastewater treatment: Integration options，limitations and expectationsJ. Separation and Purification Tech_ nology，2013，118(30):89 -104. 摘 要: 近年来， 厌氧膜生物反应器越来越多的应用 于市政污水处理， 该工艺具有高效低耗、 病原体去除程度 高且节省空间的特点， 能用于处理含氮量高的污水， 出水 水质好。 到目前为止， 特别是在过去的十年中， 研究者们 已进行各种类型的厌氧反应器与膜技术相组合的研究， 本 文客观地评价各种厌氧反应器与膜技术组合的厌氧膜生物 反应器应用于处理城市污水的可能性。 此外， 还讨论了各 种影响厌氧膜生物反应器的生物和过滤性能的因素， 包括 该技术的优点和局限性。 关键词: 厌氧膜生物反应器; 市政污水; 反应器膜集 成; 回用 中图分类号: TU991. 2文献标志码: B 文章编号:1672 -4011(2014)03 -0130 -08 0 前 言 市政污水是低浓度污水中种类最丰富的。 低浓度污水 的特征在于有机物浓度低和颗粒有机物含量较高。 市政污 水处理厂是可再生能源重要一环, 包括有机污染物的市政 污水化学能源转换成可用能源。 因此, 选择一种适当的技 术, 将污水中能量转化为可再生能源已经变得越来越重要。 市政污水处理采用厌氧技术已越来越受人关注。 除了 不需要曝气, 可以回收沼气外, 厌氧工艺可明显减少污水 处理总能量, 氨和磷酸盐的矿化营养作为反应后产物可直 接用于农业灌溉。 目前影响能源回收和可持续利用的主要 因素是采用适当的技术将溶解的甲烷从出水中分离出来。 利用厌氧工艺处理市政污水早已经引起了很多研究者 的关注, 例如： 20 世纪 70 年代初, 由 Lettinga 和他的同事 发明的升流式厌氧污泥床(UASB)是废水厌氧处理中的一个 里程碑。 UASB 反应器的成功在于通过形成密实的污泥床维 持高浓度的生物量。 污泥床由沉降性良好的产甲烷颗粒污 泥组成, 污泥允许水力停留时间(HRT) 和污泥停留时间 (SRT)的相互独立, 反应器可以在较高的有机负荷(OLRs) 下运行, 从而降低反应器的尺寸。 例如在发展中国家,(亚) 热带气候地区, 如巴西、 印度、 哥伦比亚等。 然而, 在很 多温热带气候的地区, 在低温条件下( 20 ),颗粒物水 解成溶解性小分子有机物成为限速环节, 导致了悬浮固体 (SS)的沉积, 降低了有机物质转化效率。 此外, 和好氧菌 相比, 厌氧菌实际上很难达到化学需氧量(COD)的低浓度 排放, 也很难满足污水回用方面的环保要求。 随着好氧膜生物反应器(MBR)应用的普及, 厌氧膜生 物反应器(AnMBR)逐步替代传统的厌氧处理工艺。 与传统 厌氧工艺相比, COD、 SS 和病原菌处理能满足排放标准, 出水水质更好。 据报道, 在缺水地区, AnMBRs 处理的污 水可以进行农灌。 由于厌氧生物反应不能去除营养素例如 铵和磷酸盐, 而膜单元保留了病原体, AnMBRs 的渗透性 对于污水应用于农业影响很大。 在 Norton - Brandao 等的研 究中。 除了较高的出水水质, 与 UASB 相比, AnMBRs 要求 的启动时间较短, 这是处理低浓度污水的优点之一。 Hu 和 Stuckey 和 Lin 等研究分别提出了 6 天和 12 天的启动时间。 然而 UASB 系统的启动时间在 1 至几个月范围内。 但 AnMBRs 仍然存在局限性, 和好氧生物膜反应器 (MBRs)相比, 较高的混合液悬浮固体浓度(MLSS)会产生 大量污泥需要定期清洗, 间隔运行。 AnMBRs 需要较高的 运行费用及化学药品花费。 然而, 随着膜组件成本的下降, 膜的采集或更换的费用也显著降低。 AnMBRs 在处理市政污水还是具有较大潜力, 研究表 明, 处理效果跟选择的工艺配置有关。 不同类型的厌氧生 物反应器, 包括完全混合连续式反应器(CSTR)、UASB、 颗 粒污泥膨胀床(EGSB)等, 厌氧生物反应器类型及其与模组 件的组合需要优化。 研究关注的是各种类型的厌氧膜生物 活性污泥床, 例如 UASB、 EGSB, 传统的由附带内部或者 外部的膜分离装置 CSTR 型生物反应器组成的 AnMBRs 反应 器的替代。 本文综述了当前厌氧生物反应器膜过程集成方 案以及应用方面的建议, 探讨了 AnMBRs 应用于市政污水, 包括可处理性和过滤, 厌氧处理所遇到的问题以及合理的 解决方案。 1 膜技术与各种厌氧反应器的组合 膜技术可以和各种类型的厌氧反应器相组合, 例如 CSTRs、 UASB 和 EGSB, 以不同的配置来处理市政污水。 表 1 和表 2 在生物性能和膜方面, 分别表明了不同的 An_ MBR 应用于市政污水处理时的效果, 第二节讨论了膜技术 和厌氧反应器不同组合的优缺点。 1. 1 完全混合反应器 与好氧 MBRs 类似, CSTR 是 AnMBRs 系统中最常见的 厌氧反应工艺。 CSTRs 在相同的 HRT 和 SRT 没有任何内部 的生物量保留装置的条件下操作, 通过二沉池的回流来维 持反应器内的生物量, 形成了一个厌氧接触, 没有污泥分 031 2014年6月 ? 第40卷 总第179期 2014年 第3期 Sichuan Building Materials 离, 低负荷, 增加了停留时间, 导致反应器体积增大。 但 膜技术与 CSTRs 相结合的反应器中, 总的污泥停留时间在 SRT 到 HRT 之间, 导致生物量浓度的增加, 转化率的增 加, 例如颗粒物的水解/ 增溶和产甲烷过程。 通常 CSTRs 和 外部交叉流膜技术相结合, 形成充分混合的流态。 高强混 合后, AnMBR 装置产甲烷率增高。 表 1常规厌氧处理工艺与膜组合的处理效果对比表 反应器类型 / 膜组态 体积 / L 温度 / 污水来源 出水 COD / (mg/ L) HRT / h OLR (kgCOD/ (天)m3天 SRT / 天 COD 去除率 (基于膜出水) MLSS (g/ L) 产气率 (L CH4/ g COD 去除) CSTR/ 侧向流8 85025原水200a89 1201. 4 2b14484. 5c- CSTR/ 侧向流85022原水63714. 40. 9492d-0. 12 CSTR/ 侧向流-25合成污水500 1 000-979. 6- CSTR/ 淹没式335合成污水4603,6,12,24-10090 954. 3 4. 8- CSTR/ 淹没式335合成污水4658 20-25099e2 3f- CSTR/ 侧向流415 25合成污水500121-85- CSTR/ 淹没式6-合成污水42512- g 834. 6- CSTR/ 淹没式900-原水4456 21-70876 220. 069 CSTR/ 淹没式6030原水322101886. 4 9. 30. 24 CSTR/ 淹没式35035 市政污水 + 葡萄糖 6300. 80. 6 1. 168090150. 27 CSTR/ 淹没式35020 市政污水 + 葡萄糖 6300. 80. 6 1. 168082 90190. 23 CSTR/ 淹没式130033预处理出水4106 210. 7176- CSTR/ 淹没式130021预处理出水7206 210. 6474- 消化池/ 淹没式12. 915 20原水259. 52. 62. 36-52 87- UASB/ 侧向流5 400环境温度预水解出水490-2. 8b-83- UASB/ 侧向流34环境温度原水185. 65. 5 100. 3 0. 977 8112 32 0. 062 0. 121 UASB/ 侧向流15. 135混合市政污水150h60. 3i- UASB/ 淹没式4510 -15原水302. 18-56. 6 57. 75. 9 19. 8f- UASB/ 侧向流1030合成污水5002455096- UASB/ 淹没式45环境温度原水298. 48-63. 4- 升流式厌氧反应器/ 侧向流18025预沉淀出水54012,6,4. 5 1. 08,2. 16, 4. 32 8814 80- EGSB/ 淹没式4. 7 11,15,20,25合成污水383 84935,4. 6,5. 71. 6 4. 51 45676 9613 23- FB 反应器660- 市政污水预水 解沉淀固体 353-1. 1b-90- 水解反应器/ 侧向流50030 市政污水 浓缩后固体物 3535- 水解反应器 - 膜 - FB 生物反 应器/ 侧向流 1 00026原水2 187-98- UASB 水解反应器5 40026原水1 144- -94- 射流式厌氧生物的反应器/ 侧 向流 5037原水68515 600. 23 2140880. 5 10f- 混合型升流式厌氧生物反应 器/ 淹没式 17. 7环境温度原水97. 5 2 6004 60. 5 12. 51509716 22. 5 0. 13 0. 42j 注:amg BOD/ L bkg BOD/ m3 天 cVSS 去除率 dTOC 去除率 eDOC 去除率 fgVSS/ L g除取样外无排放 hmg TOC/ L ig TOC/ L 天 j m3/ m3 天。 然而, CSTRs 反应器将生物膜直接暴露在污泥中, 导 致严重的膜污染。 由于 CSTRs 反应器出水与水体的颗粒物 浓度相等, 使通量较低。 污泥回流通过膜进料泵, 特别是 外部流膜, 导致平均粒径大幅下降。 粒子的破坏可能会对 水解产生积极的作用, 但也可能对乙酸菌和产甲烷菌共存 产生负面影响, 限制了较高产甲烷率(SMA)所需的种间氢 转移。 Martinez - Sosa 等研究了由外超滤膜(UF)和 CSTRs 相 结合的 AnMBRs 系统处理市政污水, 得到的出水可用于农 业灌溉。 例如由 Grundestam 和 Hellstrom 提出的振动膜和 CSTR 相组合的创新工艺, 他们的总有机碳(TOC)去除率可 以高达 92。 作者随后利用反渗透膜(RO)作为后处理, 以 收集营养物重新利用到土地。 Ho 和 Sung 的研究表明, 膜 技术和 CSTRs 组合处理合成污水的 COD 去除率很高。 Gimenez 等测试了由 CSTRs 和浸泡在外室的浸没式膜组成的 AnMBRs 系统中的中空纤维膜, 在通量为10 L/ m2 h 时 COD 的去除率达到了 90。 1. 2 高效厌氧反应器 在高效厌氧反应器如污泥床系统和厌氧过滤器内, 生 物量吸附到支撑材料上。 出水 SS 浓度显著低于反应器内的 生物量浓度, 这使其可在高水力负荷下运行。 例如, 污泥 床系统的特点是总悬浮固体(TSS)浓度介于20 40 kg/ m3反 131 2014年6月 ? 第40卷 总第179期 2014年 第3期 Sichuan Building Materials 应器体积。 高效厌氧反应器可以提供很好的和膜技术结合 的机会, 尤其是在出水 SS 浓度要求非常高, 有毒工业废水 排放。 水力负荷过高时需要保持较高的生物量。 然而, 膜 技术的应用对于污泥固定化和颗粒稳定性方面的影响还不 是很明确。 表 2城镇污水的加膜常规厌氧处理工艺的膜性能 反应器形式/ 模型结构/ 膜结构膜类型材料 孔径 / m 过滤面积 / m2 流量 / (L/ m2 h) 压强/ kPa 汇流速度 / (m s) 曝气 / (L/ min) CSTR/ 侧向流/ 毛细有机膜-7. 6- CSTR/ 侧 向 流/ 振 动 剪 切 强 化 处 理 (VSEP)膜 -聚四氟乙烯(PTFE)0. 451. 59- CSTR/ 侧向流/ 管式膜-层状非织造 PTFE 膜100. 0155 123. 45 20. 70. 1 0. 2- CSTR/ 淹没式/ -微滤膜(MF)-0. 4-10 20大于 30- CSTR/ 淹没式/ 板式-聚乙烯膜0. 40. 15 1030 45-5 CSTR/ 侧向流/ 管式膜MFPTEE10. 0956. 0 55. 2- CSTR/ 淹没式/ 板式MF聚烯烃0. 40. 110. 5-8 CSTR/ 淹没式/ 中空纤维膜-0. 05301080. 23a CSTR/ 淹没式/ 板式-聚偏氟乙烯140b0. 612-5 CSTR/ 淹没式/ 板式超滤膜(UF)聚醚砜0. 0383. 5717. 70. 02662a CSTR/ 淹没式/ 中空纤维膜UF-0. 0530- 消化器/ 侧向流/ 管式膜-非织造0. 640. 985大于 30- UASB/ 外部式/ 毛细膜UF聚乙烯醇15b100- UASB/ 侧向流/ 管式-聚丙烯腈-0. 210. 5500. 4 -45- UASB/ 侧向流/ 板式MFPVDF0. 220. 052530- UASB/ 淹没式/ 平式动态膜涤纶筛网61-65-61 UASB/ 侧向流/ 板式UF 涂覆聚醚嵌段酰胺的 PVDF 100b0. 0528 -12- UASB/ 淹没式/ 板式-涤纶筛网(动态膜)61-6525- 升流式厌氧反应器/ 侧向流/ 中空纤维膜MF-0. 24 3. 75,7. 50, 11. 25 19. 6c- EGSB/ 淹没式/ 中空纤维膜-聚乙烯0. 10. 1- FB 反应器/ 外压式/ 中空纤维膜MF聚乙烯0. 154- 水解反应器/ 内压式/ 管式UF聚丙烯腈13b0. 94- 水解反应器_膜_FB 反应器/ 侧向流/ 中 空纤维 MF聚乙烯0. 154241081- 水解 UASB 反应器/ 侧向流/ 毛细式-聚乙烯醇 - 聚砜-100161470. 7- 射流式厌氧生物反应器/ 侧向流/ -UF-100b13. 5 13100 2003- 混合型升流式厌氧生物反应器/ 淹没式/ 中空纤维 -聚乙烯0. 030. 35 1070- 注:am3/ m2 h bKDa，分子量筛 c水位差驱动。 1. 2. 1 升流式厌氧污泥床反应器 合理选择 UASB 和膜技术的分离组合, 可降低膜表面 的 SS 浓度, 因为污泥床会使大部分的颗粒物质通过吸附和 降解得到截留。 生物过程发生在 UASB 反应器底部的稠密 的污泥床内。 例如, 当 UASB 反应器有的生物量浓度为 20 30 g/ L 时, 出水的 SS 浓度低于 1 g/ L。 An 等的研究表明 UASB 反应器内的 TSS 浓度范围为 11 32 g/ L, 出水中的总 固体含量(TS)低于 50 mg/ L。 显然, 颗粒物的包裹效率决 定了颗粒物随出水流出 UASB 反应器的数量和特性。 很多 研究的重点是 UASB 和膜结合的反应器的污染问题。 Liao 等认为膜和 UASB 组合系统通过去除 UASB 上的气 - 液 - 固 分离器可以降低投资成本。 通过增加 SRT 从而增加反应器 内的生物量浓度去除有机污染物, 降低出水的 COD 浓度。 显然, 随着沼气产量的逐渐增加, GLS 分离器会导致污泥 量增加。 对于亚中温条件下的市政污水处理来说, 剩余颗粒物 的水解仍可能成为限速环节, 导致活性的损失, 特别是小 微粒(亚微米)决定了运行通量。 因此, 对于组合膜过滤系 统来说, 污泥床的小颗粒截留程度是关键的。 一些研究中, 使用膜过滤作为 UASB 系统后续处理, 而不像 AnMBRs 一样回流(见图 1),装置可作为三级过滤。 这种方法具有更容易控制 UASB 内的水力条件和作为细菌 选择标准的稀释率, SS 在浓缩后会沉积在膜表面。 1. 2. 2 膨胀颗粒污泥床反应器 UASB反应器 进水 浓缩液回流 出水 生物气 膜 图 1 膜过滤作为 UASB 反应器的深度处理的流程 231 2014年6月 ? 第40卷 总第179期 2014年 第3期 Sichuan Building Materials SUASB 反应器在低温和中温时处理污水时具有混合性 较小的特点, 这会导致 COD 处理效率下降, 采用 EGSB 反 应器可解决此问题。 小(中)型的实验表明, EGSB 反应器 对于低浓度污水的处理是较好的选择。 作为预沉的替代, Chu 等(文献中例子)提出了一种膜单元, 能够将 SS 保留在 EGSB 反应器内。 EGSB 反应器被认为是一种在常温下处理 市政污水的潜在的技术。 浸没式膜结构被发现比外部配置 在 EGSB 反应器上更合适。 因此, 与膜滤组合的 EGSB 反应 器没有造粒作用, 长期运行这将降低生物量的沉降性能。 1. 2. 3 其他类型反应器 除了最流行的高速率的反应器, 即 UASB 和 EGSB 反应 器, 其他类型的反应器例如： 混合上流式厌氧系统和射流 厌氧反应器用于低温条件下处理市政污水。 Wen 等将混合 上流式厌氧系统和一个膜单元组合运行了 200 d。 混合系统 获得了较高的 COD 去除效率( 97),出水 COD 浓度为 20 mg/ L。 射流厌氧反应器和膜滤结合处理市政污水。 这种反 应器采用内管和喷嘴系统使内部的液体循环, 提供了一个 良好的同质化作用, 通过将超滤膜和射流厌氧反应器结合, 可以有效去除病菌, 出水水质好, 可以用于农业。 (a) 进水 消化器（35） 浓缩 回流 UASB反应器 生物气体回收 出水 膜 (b) 出水 膜 生物气回收 浓缩 市政 污水 原水 浓缩液回流 消化器 溶液 正渗 透膜 (c) 进水 回液分离 浓缩液回流 碳氮去除 生物气回收 出水 膜 (d) 出水 膜 生物气回收 前置消化器 消化器 排放 进水 回液分离 碳氮去除 排放 膜 浓缩后 进水 浓缩液回流浓缩液回流 UASB反应器 图 2 膜生物反应器处理流程组合 2 其他可用于城市生活污水处理的处理流程 市政污水处理的再利用包括资源的回收、 能源的生产、 回用。 通过集成, 可以找到停止养分和水循环的最佳途径。 在一些文献中可以找到传统污水处理方案中的 AnMBRs 集 成的研究, 应当不断开发能源和营养回收利用的新技术。 对于在低温(15 )和波动的温度(15 25 )下处 理市政污水, 污泥消化池的 UASB 反应器有利于防止活性 污泥床丧失活性。 膜集成到 UASB 消化系统对于温和的气 候条件下获得较高的水质和回用目的的营养丰富的出水有 很好的吸引力, 见图 2(a)。 厌氧适用于浓缩污水, 可向渗透技术(FO)浓缩污水受 到越来越多的关注。 FO 使用渗透压梯度驱动水通过半透膜 从低渗透压侧进入高渗透压侧。 在沿海地区, FO 处理工 艺用来预处理浓缩市政污水。 适当的提取溶液和其再生方 法的研究已经有了一定的研究。 污水流量的减少是 FO 的优 点, 出现了小型化的厌氧消化处理系统(AD)作为主要的污 水生物稳定化工艺。 图 2(b) 是一种 FO 单元集成到 An_ MBRs 系统的装置。 荷兰项目研究利用 FO 将淡水从污水中 提取出来, 浓缩污水中 AD 回收的能量用来浓缩提取液, 产生的能量是否足够可以驱动整个集成系统。 当 AnMBRs 系统用于处理市政污水时, 预处理是非常重要的。 例如固 液分离。 因此, 在处理过程中 AnMBRs 可能起着污泥消化 池的作用, 如图 2(c)。 Sutton 等提出了类似的流程方案。 Sutton 进行了基于模 型的可行性研究包括： 通过好氧和厌氧膜生物反应器组 成的城市污水处理厂的概念流程图进行质量平衡计算; 创新的养分回收过程, 建模和仿真结果优化系统设计。 重 点应该关注膜的性能, 用试验性的和全面的研究来验证概 念的准确性。 另一种可替代 AnMBR 集成体中的污泥消化池如图 2 (d)所示。 图 2(c)和图 2(d)的主要不同是图 2(d)有一个 膜组合水解反应器。 Kiriyama 等研究利用过滤单元浓缩污 水, 将浓缩污泥加入到配有外部横流膜的水解反应器中。 Kataoka 等进行了水解反应器和流化床(FB)组成的二级系统 实验。 这两个反应器均配备外部膜单元。 膜耦合 FB 反应器 在有机负荷 1. 1kg BOD/ m day 的条件下运行 BOD 的去除率 为 91。 在营养物必须去除而不再回收利用的情况下, 所有方 案都可以通过增加营养物, 例如 Sharon 和 Anammox 的磷酸 铵镁回收研究。 Grundestam 和 Hellstrom 提出利用反渗透膜 处理 AnMBR 出水以获得较高的营养物回收和污水再利用。 该系统在 22 不加热的条件下运行, 具有较高的渗透性 能。 系统的凯氏氮, 磷和有机碳的去除率分别为 91、 99、 99。 系统总能量消耗为 3 6 kWh/ m3。 3 厌氧膜生物反应器用于城市生活污水处理的影 响因素 AnMBR 的优化一般集中在要么提高生物学效率如要么 增强膜分离过程。 一些作者研究了两者之间的交互作用。 温度、 HRT、 上升流速、 OLR、 污泥特性、 添加吸附剂这些 影响因素需进一步探讨。 3. 1 运行参数 3. 1. 1 温度(T) 生物反应速率对于温度有很强的依赖性, 温度对于生 物处理过程的整体效率至关重要。 温度降低时, 微生物反 应活性降低, 从而导致 COD 去除效率的降低。 除了对微生 物群落代谢活性的影响, 温度还对其他因素有影响, 如甲 烷的溶解度, 有机物的溶解度, 由于水的温度的变化导致 的生物固体沉降特性变化。 Chu 等研究了温度对膜耦合 EGSB 反应器在中、 低温性 能的影响。 温度从 25 降到 11 时 COD 的去除效率和活 性明显下降。 温度降低, 膜对于 COD 的去除效率的贡献从 8. 8增加到 14. 2, 即在低温下, 由于颗粒 COD 和生物 量完整的保存, 膜耦合反应器能保持较高的处理效率的优 势和稳定性。 这和 Ho、 Sung 等的发现一致, 他们将两个相 同的 AnMBRs 在 25 和 15 分别运行 112 d。 发现由膜补 偿 SMA 的下降维持物理去除能力, 在 15 拒绝可溶性有 机物维持生物去除能力。 Wen 等也观察到 AnMBRs 处理市 政污水对于温度在 12 16 之间的波动。 在 12时, COD 去除率为 88。 Martinez - Sosa 等研究表明, 厌氧外浸没式 MBR 处理市政污水时生物反应器温度影响甲烷回收。 Gime_ nez 等研究了 AnMBRs 处理市政污水时, 温度对于甲烷回收 331 2014年6月 ? 第40卷 总第179期 2014年 第3期 Sichuan Building Materials 效率的影响, 发现 20 的回收效率比 33 时略低, 这是 由于反应效率降低以及气体溶解度增加。 3. 1. 2 OLR AnMBRs 工艺有耐受有机负荷的优势。 OLRs 范围为 0. 3 12. 5 kg COD/ m3d, 已经广泛应用于处理市政污水(见 表 1)。 Wen 等证实, 通过将厌氧生物反应器和膜单元组合 即使有机负荷在 0. 5 到 12. 5 kg COD/ m3day 之间波动, 能 获得较好的出水水质。 Lin 等忽略进水 COD 波动的影响, 观察到相对稳定的出水 COD。 An 等的研究出水水质也很稳 定, 与传统的厌氧工艺相比, AnMBR 出水水质更稳定。 此 外, 甲烷产量随着有机负荷的增加而线性增加。 3. 1. 3 水力停留时间(HRT) 从经济的角度来看, HRT 是一个重要的参数, 考虑到 较短的水力停留时间允许较小的反应器, 因此它对资本成 本的影响很大。 Hu 和 Stuckey 研究了在 35 条件下运行的 AnMBRs, 发现随着 HRT 的降低, 反应器内的的 COD 浓度 和渗透 COD 浓度略有增加。 Chu 等也研究了不同温度下的 HRT 对膜耦合 EGSB 反应器处理效果的影响, 温度高于 15 时, COD 的去除效率与 HRT 无关。 然而 11 时随着 HRT 的增加, COD 的去除效率增加, 表明 HRT 在低温下有 意义。 在 Chu 等的研究中通过引入污水再循环到反应器, 控制 HRT 为独立参数。 An 等研究表明, 当膜耦合 UASB 反 应器的 HRT 从 10 h 下降到 5. 5 h 时 TOC 的去除效率增加, 在每种条件下有一个最佳的水力停留时间, 这是由系统水 力学条件、 污水特点、 污泥的特性、 有效的生物去除和过 滤性能等因素决定的。 3. 1. 4 上升流速 流速是一个重要的参数, 在升流式反应器中, 上升流 速对于生物去除率有相反的两个作用。 上升流速的增加一 方面可以搅动混合液使底物和生物量更好的接触, 使得去 除效率变差。 Chu 等的研究通过使用膜耦合 EGSB 反应器出 水回流措施得到不同上升流流速。 研究表明, 在较高的流 速下可以取得较好的 COD 去除效果, 这与 Mahmoud 等的原 假说相一致。 此外, 在 11 时流速增加可以看到 COD 的 去除效率显著增加, 而在 25 时去除效率仅仅稍微增加, 这表明在低温下充分的水力混合的重要性。 3. 2 污泥特性 生物量特点, 菌群(例如缓慢生长的细菌的比例),营养 需求, 主要取决于反应器的类型和运行条件, 在 AnMBRs 中生物量活性的损失是丙酸降解菌, Jeison 等在交叉流 An_ MBR 系统中控制液体表面流速为 1 1. 5 m/ s、 气体流速为 0. 1 m/ s 时可以使产甲烷和产乙酸的活性得到保护, Zhang 等也研究了动态的 AnMBR 系统内污泥层和大块污泥的特 性。 此系统由大块污泥形成的滤饼层所分离, 由于滤饼层 较紧实抑制了传质作用。 Lin 等研究了污泥浓度对于 AnMBR 生物处理的影响, 忽略污泥浓度在6. 4 9. 3 g MLSS/ L 间的波动, 观察到相对 稳定的渗透 COD。 3. 3 添加吸附剂 PAC 和沸石可以添加到 AnMBR 以吸附水溶性有机化合 物, 材料可以减轻有机物污染, 提高膜通量, 同时也影响 生物处理性能。 Hu 和 Stuckey 研究了 AnMBRs 中加入 PAC 和 GAC 时的效果。 PAC 使得 COD 去除效率的显著增加, GAC 的加入后, 有很小的影响作用。 活性炭可以保证不被 冲刷掉。 此外, Vyrides 和 Stuckey 观察到由于高分量化合 物的吸附作用, 加入 PAC 后溶解性有机碳(DOC)去除率增 加。 4 厌氧膜生物反应器影响膜性能的因素 长期运行中, 膜面积是对 AnMBRs 的适用性和可行性 最大的制约, 许多因素都与通量下降有关。 因此, 膜污染 行为及机理的研究需要了解几个因素, 如膜特性、 运行条 件和污泥特性。 目前为止, AnMBRs 上的膜污染还没有被 完全理解, 因为膜污染物质复杂, 运行条件多样, 膜材料, 配置以及不同的污水。 4. 1 膜的特性 4. 1. 1 膜材料 膜材料的特性会影响膜污染的程度, 例如： 有机和无 机膜可能会显示不同污染程度。 Kang 等提出滤饼层的形成 是有机膜污染的主要机理, 而无机沉淀, 主要是鸟粪石对 于无机膜的污染起了关键作用。 Gao 等观察到对于不同的两种有机膜材料, 其污染速 率和污垢层的物质组成也不同, 表明膜材料对污染有很大 影响。 Gao 等的观察表明膜材料可能会影响不同的微生物 种类和膜表面之间的相互作用, 从而发生污染。 4. 1. 2 膜组件及配置方式 各种膜结构如平板、 中空纤维膜, 应用在 AnMBRs 上 的管式膜。 使用不同类型的模块配置, 如淹没/ 沉浸和外部 横流系统。 在淹没和外部横流 AnMBRs 中, 不同的水动力 条件对大块污泥性能影响不同, 由于剪切率而达到通量及 膜污染。 AnMBRs 配置外部交叉流膜可以提供更高的通量 和同类型比较需要的膜面积较小。 Martin - Garcia 等比较了 不同的 AnMBRs 配置具体的能量需求, 发现淹没和外部交 叉流所需的能量为0. 3 kW h/ m3和3. 7 kW h/ m3。 另外, 高 水力剪切力也可能破坏厌氧生物量和产生的小颗粒, 会导 致显著的膜污染, 厌氧生物活性可能会由于高的水力剪切 力下降。 An 等研究了不同膜管直径(3. 0,1. 9,1. 2 mm)的影响, 测试外部交叉流 AnMBR 处理市政污水的过滤性能。 结果表 明, TMP 的变化与管的直径的变化是相互关联的, 与大管 径相比, 小管径只是由大颗粒堵塞, 造成严重的膜堵塞。 小管径的堵塞导致沿膜组件通量分布不均匀和某处通量的 增加, 最终会导致更严重的膜堵塞。 4. 2 运行参数 4. 2. 1 剪切速率 在 AnMBR 工艺中除去膜表面沉积的泥饼层对于稳定运 行是非常重要的, 限制了与膜之间的反应。 研究发现滤饼 层的形成率与小尺寸颗粒物的分数及通量呈正相关。 与剪 切速率呈负相关。 Choo 等研究表明, 可以通过增加流速减 小滤饼层阻力。 雷诺数为 2 00 时, 达到峰值, 不能再进一 步降低阻力。 Xie 等的研究表明, 当甲烷喷射率从 10 提高 到 25 时, 浸没式 AnMBR 临界通量和结垢速率下降, 超过 此限制值, 通过甲烷喷射速率的增加取得的效果会非常小。 Jeison 和 van Lier 利用淹没式 AnMBR 得到了相同的结果。 高剪切速率也会刺激和破坏微生物絮体, 堵塞膜孔, 增加阻力。 An 等的研究表明了交叉流速对于配有管式膜的 431 2014年6月 ? 第40卷 总第179期 2014年 第3期 Sichuan Building Materials UASB 反应器的污染, 结论是较低的 TMP 能够在高的交叉 流速下保持很长时间。 但是, 因为在长期运行过程中小颗 粒物沉积在膜表面并进入膜孔内部, 会导致较高的不可逆 转污染。 剪切速率作用有可能对过滤性能有影响。 Vyrides 和 Stuckey 的研究表明, 将连续的甲烷喷射改为间歇模式(10 min ON/5min OFF)导致 TMP 的稍微增加, 但提高了浸没式 AnMBR 的 DOC 的去除, 因为在生物膜表面形成了较厚的 滤饼层。 因为底物和厚的生物膜充分接触, 更高的分子量 溶质接触被保留直到他们能够降解。 4. 2. 2 通 量 考虑到污染管理, 运行通量的选择是非常重要的。 临 界通量运行取决于膜的特性, 运行条件, 以及污泥特性, 低于临界通量运行是避免过滤系统严重污染的有效的方法。 Martinez - Sosa 等的研究表明, AnMBR 处理市政污水可以 长时间运行稳定在一个临界通量为 7 L/ m2h, 生物量浓度为 14. 8 g TSS/ L, 气体喷射速率 62 m/ h 的位置。 将通量增大 到 10 L/ m2h 和 12 L/ m2h 导致运行不稳, 这是由于, 较高 的污染率即使在高的气体喷射速度下也无法控制。 4. 2. 3 操作方式 膜系统的操作模式是影响 AnMBR 污染的另一个重要因 素。 一般来说, 反冲洗和释放被作为减少污染的对策。 反 冲洗和静置的时间或频率的优化对于提高通量起着重要的 作用。 Lew 等强调反冲洗频率优化的必要性以减少污染。 以 15 min 和 30 min 作为反冲洗的频率获得相似的污染率。 Chu 等观察到的渗透通量的恢复与增加释放时间的渗透性 和增强的增加, 达到有效去除膜表面的滤饼层。 Gimenez 等 运行了一个带有中空纤维膜的 AnMBR 中试装置, MLSS 浓 度为 22 g/ L, 通量为 10 L/ m2h。 他们运用包括反冲洗、 释 放、 脱气等环节防止污染。 An 等比较了反冲洗、 释放、 连 续过滤模式、 反冲洗时长时间维持较低的 TMP。 4. 2. 4 温 度 温度不仅影响生物降解过程的速率, 也影响过滤后液 体的黏性, 各种化合物和气体的溶解性。 由于在实际条件 下污水温度不能被改变, 操作温度对于使用 AnMBR 处理市 政污水很重要。 Martinez - Sosa 等认为 AnMBR 的操作温度 是与观察到的膜污染情况有关。 虽然系统在 35 和通量为 7 L/ m2h 下运行, 在 20 时污染率的增加, 可能是由于 TSS 和可溶性的 COD 的积累以及生物反应器内的高黏度。 在 35 时, 污染率为0. 14 mbar/ d , 在20 时, 污染率为 2. 61 mbar/ d。 4. 2. 5 上升流速 AnMBR 内上升流速一般对过滤性有积极的影响(淹没 式), 是因为剪切应力的增加。 Chu 等运行一个配备了淹没 式膜组件 EGSB 反应器, 随着上流速度的增加, 渗透性增 强, 通量下降, 表明上向流速对污染控制的作用减弱。 高 速拍打滤饼层引起剪力不足, 膜在膜表面的滤饼层厚度增 加, 附着力强。 4. 2. 6 SRT SRT 的值通常较高, 作为影响通量的主要参数, 在环 境温度下厌氧系统的运行, 只是此时 SRT 约是嗜温时的两 倍。 SRT 应加倍增长最慢的负责生物转化的微生物至少三 次。 膜系统内较高的固体停留能力适合于厌氧处理, 尤其 是在低温时, SS 和胶体的降解速率是限速步骤, 厌氧微生 物在低温下的活动限制在厌氧废水中会产生高胶体和可溶 性固形物增加了膜污染倾向。 SRT 超过 140 多天, 很可能 导致膜污染和通量下降。 Huang 等报道称较长的 SRT(从 30 到无穷多天)在 EPS 下产生较高的蛋白质/ 碳水化合物(P/ C)比值和 SMP 下较低的 P/ C 比, 这造成了严重污染。 埃雷 拉 - 罗夫莱等研究了短期和长期的 SRT 对于所用 UF 膜作 为抛光系统的操作一个 UASB 反应器后步骤的影响。 结垢 速率和出水水质不依赖于 SRT。 在长期运行(500 h)中, 观 察到突然增加 TMP 和下跌的通量发生在较短的过滤(如 140 h)SRT 时间为 60 d,比 SRT 期的 100 d(例如 175 h)更加明 显, 形成较长的 SRT。 4. 2. 7 HRT 在 HRT 的变化可能会改变膜生物反应器结垢倾向。 一 些研究人员报告 HRT 对于污泥床反应器类型处理城市污水 的影响。 其中, An. 等报道, 在水力停留时间从 10 h 减少 到到 5. 5 h, 导致在生物反应器中的固体清除效率的下降。 然而, 由于在膜分离中, 反应器表现得相当稳定。 此外, 卢等观察该膜污染到达膜微粒物的浓度呈正相关。 4. 3 污泥特性 目前的 EPS, 绑定和可溶性, 被经常提到的最重要的 有关膜污染的污泥影响因素。 可溶性 EPS 通常也被称为 SMP 的。 膜内孔的积累和 EPS 和 SMP 的吸引生物附着和滤 饼层的形成, 导致严重污染。 操作参数如 SRT, OLR, 温 度, pH 和剪切速度对 SMP 和 EPS 的浓缩和合成有着重要 的影响。 从微生物细胞中分泌的 EPS 由于两者黏度的增加被认 为对该混合液的结垢增加了过滤阻力的。 Chu 等测定 EPS 的量来自于 AnMBR 的颗粒和在膜表面上的污泥, An 等观 察到的 EPS 提取从滤饼层主要包括蛋白样和腐殖酸的酸样 物质。 Gao 等研究发现, EPS 主要包括蛋白质而且污染的主 要原因是 AnMBRs 处理城市污水。 An 等报道该支承层(无 纺布)的表面上覆盖用粗糙和致密层主要由蛋白质, 黏土材 料和无机元素, 如镁, 铝, 钙, 硅, 以及铁组成。 在埃雷拉 - 罗夫莱等的研究中 SMP 被分为两个主要部 分, 包括高和低分子量的 SMP。 高分子量的 SMP 是与 SRT。 然而, 它也可以吸附在膜表面导致中间阻塞或存放在里面 毛孔造成标准的阻塞。 微生物群落组成对污染时有效的。 Gao 等在群落组成中找到饼层和生物量悬浮液膜再加 UASB 反应器之间的差异, 隔离与这些物种的代表特性可以提供 对生物污染控制有用的信息。 4. 4 通量增强剂的补充 通量强化剂的影响可以表现在一系列方面, 如 SMP 吸 附, 混凝, 絮体和 SMP 之间的交联大大增加。 各种添加 剂, 如活性炭, 聚电解质, 混凝剂和絮凝剂可以用来改善 通量和减少在膜生物反应器的污染。 Wu 等研究了聚氯化铝作为通量增强剂并且发现, 相较 于其他测试显著结垢吸附剂/ 混凝剂包括聚合氯化铝、 沸石 和聚酰胺, 加入 10 mg/ L 的聚氯化铝可以明显降低污染。 在 Hu 和斯塔基的研究表明在 AnMBR 上, PAC 和 GAC 增加 物对 TMP 和通量的影响。 移位到相对观察到在较高的范围 中的粒度分布在含有活性炭添加剂的 AnMBR。 Vyrides 和斯 塔基观察到生物膜的减少(凝胶层)电阻, PAC 增加后 TMP 531 2014年6月 ? 第40卷 总第179期 2014年 第3期 Sichuan Building Materials 降低。 由于增加的黏度污泥, 故而大量地增加可以减少通 量。 阿克拉姆和斯塔基进行的实验通量在一个恒定的 TMP 和观察到随着 PAC 投加1. 67 g/ L, 显著通量从2 L/ m2h 至9 L/ m2h 的改善是因为细胶体和溶解有机物的吸附, 并形成 在膜表面上的薄的滤饼层。 对于 AnMBRs 处理城市污水的 长期运行过程中连续加入的这些化学品的可行性仍然需要 进行评估。 5 清洗方式 膜污染的水平和程度与许多因素有关, 比如膜运行条 件, 反应器的类型, 膜组件的结构, 基质的种类以及污泥 的特性。 膜的清洗方式包括物理清洗和化学清洗两种。 物理清洗与膜的运行条件密切相关, 比如常规回流、 停抽或着短时间的切向速率的增加来去除沉淀在膜表面的 泥饼层。 膜表面泥饼层的形成是厌氧膜生物反应器(An_ MBRs)摩阻力增加、 膜通量减小的主要原因。 Martinez - Sosa 等已经报道过, 其研究的一个厌氧膜生物反应器(An_ MBRs)中, 采用膜物理清洗的效率接近于 100, 这表明不 可逆膜污染是不显著的, 甚至可以说是不存在的。 膜清洗 一般认为是“流水线清洗”(CIP),CIP 的效率与许多因素有 关, 比如膜垢物类型、 基质种类、 膜材料、 清洗流程, 以 及药剂种类、 药剂浓度、 浸没/ 冲洗时间、 温度、 清洗周期 等等。 采用 NaOH 和、 等氧化物的碱性清洗方式能够有效地 去除有机膜污染, 比如含有羧基和酚类、 蛋白质、 多糖等 的有机物; 而酸性清洗方式(柠檬酸)则广泛的应用于无机 污染物(比如金属氢氧化物和二价阳离子)的去除。 Chu 等 应用化学清洗的方法进行渗透性能的恢复, 并且按照渗透 性能的恢复情况比较了两种清洗剂的效果。 在模耦合 UASB 反应器中, 利用作为清洗剂并进行反冲洗的化学清洗方法 并不能够有效地去除膜生物污染, 特别是产甲烷细菌。 先 进的清洗方式作为有效地膜清洗技术被提出, 包括一氧化 氮清洗和胞外聚合物、 噬菌体的酶系统破坏等等。 此外, 膜材料的特点对于不同化学清洗发放的应用也起到了很关 键的作用, 聚丙烯(PP) 膜材料不耐氯, 聚偏二氟乙烯 (PVDF)膜材料不能忍受 pH 11 的环境。 最近一个应用好氧 MBRs 处理市政废水的实验表明, 没有任何化学清洗的长时间的运行会产生难以化学去除的 剩余的膜污染。 此外, 与一季或两年一次使用高浓度药剂 的膜清洗相比, 使用稀释药剂进行频繁的膜清洗能节省大 约 30的药剂使用量。 对于化学清洗法, 最大问题就是化学药剂对膜的寿命 和性能的影响。 Ayala 认为, 在好氧 MBRs 中采用常规的化 学清洗法, 能够很容易使膜达到 6 7 年的使用寿命而不会 产生显著的渗透性能的损失。 在 AnMBR 应用过程中, 长期 运行所导致的不可逆的无机污染会缩短膜的使用寿命。 Kang 等指出, 鸟粪石是最主要的无机膜污染物, 尽管许多 的研究都在致力于理解膜系统中的膜污染机理, 但对于化 学清洗的研究却非常有限, 比如膜污染物的特点和它们的 清洗去除效率, 以及观察清洗过后的渗透性能的恢复。 到 目前为止, 化学清洗的研究既没有得到认可, 而这对于化 学清洗的药剂研发、 清洗条件、 顺序、 方法的发展是非常 关键的。 更多的研究需要致力于化学清洗过程中药剂、 污 染物、 膜件之间相互作用的理解, 而这对于 AnMBRs 更好 的清洗方法和流程的研发很有帮助。 6 AnMBRs 在市政污水处理中的经济可行性 技术的选择应经济效率。 过流速率通常较高, 市政污 水的处理需要超大的膜表面积。 因此, AnMBRs 中非常关 心是整个污水处理过程是否被考虑进去, 可行性研究应该 基于泵的能耗以及额外的膜系统设备和清洗药剂的基础上 进行。 然而, AnMBRs 市政污水处理效能研究的资料是有 限的。 膜通量的减少是决定膜工艺经济可行性的主要因素。 AnMBRs 技术的这一不可避免的劣势牵扯到运行费用的增 加, 这部分费用主要来自于较高的抽吸压力, 更密集的沼 气回收系统, 更高的膜表面积以及更频繁的膜清洗和替换。 Lin 等基于全部的费用评估了淹没式 AnMBR 系统处理 市政污水的经济可行性。 基建费用(膜组件, 膜槽和水厂固 定设备)的运行费用(主要包括电力费用、 污泥处理以及化 学药剂)的总和代表总的费