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近年來，膜生物反應器(membrane bioreactor, MBR)由于具有出水水質好、占地面積小、剩余污泥少、操作管理方便等優點，在污水處理與回用領域得到了快速的推廣應用。然而，目前MBR仍然面臨著膜污染較重的問題，影響了工藝的經濟性和穩定性。2008年，國外學者提出了一種新型的MBR替代工藝，正滲透膜生物反應器( osmotic membrane bioreactor, OMBR)。OMBR采用正滲透(forward osmosis , FO)膜代替傳統MBR中使用的微濾( micro-filtration, MF)膜或超濾( ultra-filtration , OF)膜來實現泥水分離。由于FO過程借助兩側的滲透壓差而不是外加壓力作為驅動力，與MBR相比，OMBR具有工藝能耗低、膜污染趨勢小、出水水質可靠等優點。作為一種新型的污水處理方法，OMBR目前仍處于研究階段，遇到的瓶頸之一就是鹽度的積累。FO膜的高效截留和反向鹽擴散導致OMBR內鹽度大幅上升，直接造成滲透壓差的減少和FO膜通量的大幅衰減，同時對微生物活性產生不利影響。
考慮到MF膜具有允許溶解性鹽透過的特性，筆者在之前的研究中提出了采用MF膜來控制OMBR中鹽度積累的設想，成功實現了鹽度的控制。以此為基礎，在本研究中提出了一種新型的污水處理與回用工藝—禍合MF的OMBR ( micro-filtration and forward osmosis membrane bioreactor, MFO-MBR) 。MFO-MBR中FO膜的出水滿足飲用水的標準，可以作為高品質的回用水，而MF膜的出水可以滿足城市雜用水的水質標準�；诖�，MFO-OMBR在今后的污水處理與回用領域應該具有良好的應用前景。
已有的關于OMBR的研究均是采用HTI生產的三醋酸纖維(cellulose triacetate , CTA)材質的FO膜。比較近面世的另一種材質的FO膜一聚酞胺復合薄膜(thin film composite polyamide , TFC)的穩定性和親水更好，且反向鹽滲透更低，具有更好的應用前景。因此，本文選取HTI公司生產的TFC材質的FO膜構建MFO-MBR，并從運行通量、出水水質、鹽度積累、污泥性質和膜污染等方面來考察MFO-MBR處理生活污水的運行性能。
一，實驗部分
1.1 實驗裝置
本實驗采用的MFO-MBR裝置如圖1所示，主要由生物反應器、空氣供給系統、進水系統、出水系統、FO膜組件、MF膜組件和汲取液系統等組成。生物反應器的有效體積為7. 0 L，在膜元件下方連續曝氣，一方面為反應器提供氧氣，另一方面增加膜面的剪切力，減緩膜污染。
實驗使用的MF膜為聚偏氟乙烯( polyvinylidene fluoride , PVDF)材質的平板膜，其平均孔徑為0. 2 um。 FO膜為HTI公司生產的TFC材質的平板膜。所用FO膜為非對稱膜，分為活性層和支撐層，且已有研究表明膜污染物更易于在支撐層沉積，因此本實驗所采用的膜的朝向為“活性層朝向原料液”。FO膜和MF膜元件的有效面積分別為0. 057 m2和0. 060 m2。MF膜的通量控制在(11士1)LM H。
汲取液選取1.0 mol / L的氯化鈉溶液，并通過電導率儀控制濃度，當電導率儀示數小于設定值時，濃鹽泵就會將5. 0 mol / L的氯化鈉溶液打入汲取液池中，以保證汲取液濃度穩定，從而提供穩定的滲透壓差，排除由于汲取液稀釋而引起的通量下降的影響。
整個實驗過程在(25士1)℃的恒溫室內運行，HRT控制在(5. 5士0. 5 ) h, SRT為10 d,曝氣量為0. 45士0. 02 ) m3 / h，污泥濃度比較終穩定在(2. 5士0.2) g / L，進水為人工配置的生活污水，連續運行30 d。
1. 2 接種污泥和實驗用水
實驗接種污泥取自連續處理模擬生活污水3個月以上的浸沒式MBR,混合液懸浮固體濃度(mixedliquor suspended solids,MLSS)為5.5 -7.0 g / L，混合液揮發性懸浮固體濃度(MLVSS)為3. 85 -5. 95 g / L,MLVSS/MLSS為0. 70 - 0. 85。本實驗采用的實驗用水為人工配制的模擬生活污水，其中，葡萄糖、碳酸氫錢和磷酸二氫鉀分別為其主要的碳源、氮源和磷源。浸沒式MBR的介紹和模擬生活污水的配方見文獻。
1. 3 膜污染評價裝置
為考察MFO-MBR中FO膜污染情況，本實驗采用膜污染評價裝置進行評價。如圖2所示，該裝置主要由原料液池、FO膜組件和汲取液系統等組成。原料液池的有效容積為0. 9 L。 FO膜組件分為上下相同的兩室，上側通汲取液，下側過進料液，每室尺寸均為:寬40 mm、長85 mm、深20 mm。測試原料液為去離子水，汲取液為1. 0 mol / L氯化鈉，濃鹽為5. 0 mol / L 氯化鈉，實驗在25℃恒溫室中進行，每30 min測定一次通量，連續運行8 h。
1. 4實驗方法
膜通量采用單位時間內通過單位面積膜的透過量表示。進水、活性污泥濾液、出水的NHQ -N濃度均用國家標準方法測定。進水、活性污泥濾液、出水的TOC用TOC分析儀(Shimadzu TOG-Vcsh, Japan)測定。
活性污泥中溶解性胞外聚合物(soluble microbial products , SMP)和附著性胞外聚合物(bound extracellular polymeric substances,BEPS)的提取采用加熱離心提取法。 SMP和BEPS的含量均采用多糖和蛋白質加和的形式表征，其中蛋白質用考馬斯亮藍0250染色法測定，多糖采用苯酚一硫酸法測定。
運行結束后的污染膜組件，其中一面膜裁剪出2片8. 5 cm x 4. 0 cm大小的污染膜，分別用來分析清洗前和清洗后的膜通量;另一面裁取5. 0 mm x 5. 0 mm的污染膜，于38℃下烘干2h，通過SEM-EDX( Hitachi 54800 , Japan )分析污染膜面的形態和元索種類。此外，借助多重染色結合激光共聚焦顯微鏡(confocal laser scanning microscopy,CLSM)的方法分析污染膜面的生物污染。結合已有文獻，使用異硫氰酸熒光索(fluorescein isothiocyanate , FITC )，刀豆蛋白A ( concanavalin A , ConA )，卡爾科弗盧爾熒光增白劑(calcofluor white , Cw)和總細胞核酸染劑SYTO 63四種染色劑分別對FO膜樣品的生物污染層中的蛋白質，α-D-毗喃多糖，β-D-毗喃多糖和微生物總細胞進行染色，并分別在488、 552、 405和638 nm的激發波長下通過CLSM ( LEICA TCS SPS , Germany)進行觀察，染色劑的制備以及詳細的染色過程參見文獻。
二，結果與討論
2. 1 通量和鹽度的變化
通量和混合液電導率隨時間的變化如圖3所示。由圖3可知，反應器內電導率在剛加入FO膜后，即有大幅度上升，這主要是由于反向鹽滲透。5d后電導率穩定在1. 7 mS / cm左右，這表明MF的引入成功實現了MFO-MBR的低鹽度環境。FO膜通量在初始運行階段，隨著時間的推移呈明顯下降趨勢，至第13天時穩定在6. 5 LMH左右，之后隨時間的增加通量相對穩定。需要指出的是，在整個運行過程中，MF膜的通量始終維持在11 LMH,未發生通量的衰減。在已有關于未引入MF膜的OMBR研究中，進水水質、汲取液種類及濃度和接種污泥均相同的條件下，TFC膜通量在第10天后穩定在3. 0 LMH，反應器內電導率增加至22 mS / cm。與之相比，本研究的MFO-MBR具有更低的鹽度和更高的運行通量。這說明MF膜的引入不僅可以使反應器維持在低鹽環境，而且由于鹽度的下降造成了FO膜運行通量的大幅提高。同時，與已有采用CTA材質FO膜的禍合MF膜的OMBR相比，在相同的運行條件下，TFC膜控制的鹽度(1.7 mS / cm左右)低于CTA膜(5. 0 mS / cm左右)，這說明TFC膜比CTA膜具有更好的鹽度控制效果。
2. 2 TOC和NH4+ -N的變化
為了考察MFO-MBR去除氨氮和有機物的性能，分別測定進水、污泥濾液、FO膜和MF膜出水的NH4+ -N和TOC濃度，結果如圖4所示。從圖4(a)可以發現，活性污泥濾液中的NH4+ -N濃度初始階段略高，隨后呈下降趨勢，比較終穩定在0. 5 mg / L 左右，而MF出水和FO出水NH4+ -N去除率始終高達98%。從圖4(b)還可以發現，污泥上清液TOC濃度維持在18 mg / L左右，生物作用去除了88%的有機物，而FO的截留作用較MF截留效果更突出，比較終FO出水TOC的去除率可達到96%以上，但是MF膜的出水TOC也始終小于10 mg / L 。綜合NH4+ -N和TOC的去除情況，MF膜的加入有效緩解了鹽度積累的問題，使反應器維持在低鹽度的環境下運行，有效提高了NH4+ -N的生物去除效果，而由于FO膜的高截留性能，TOC的濃度大幅下降，保證了出水水質的穩定。從出水水質來看，MFO-MBR中的MF的出水可以滿足城市雜用水的水質要求，而FO的出水在經過RO的處理后完全可以達到飲用水的標準。
2. 3 EPS的變化
EPS來自于正常的細胞分泌物、細胞裂解和水解產物，由多糖、蛋白質、脂類、核酸等組成，根據位置和結合方式的不同可以分為BEPS和SMP。 MFO-MBR裝置中活性污泥的SMP和BEPS的變化如圖5所示。需要指出的是，本研究采用多糖和蛋白質相加的形式來表征EPS的量，由于本實驗主要以葡萄糖為碳源，所有的SMP和BEPS都以多糖為主。這也與相關的報道一致。
從圖5可以看出，活性污泥的SMP和BEPS含量在初始階段都有上升的趨勢，然后趨于穩定。結合圖3中反應器內電導率的變化情況，初始階段鹽度的突然上升導致污泥產生大量的EPS，而隨著時間的推移，反應器內鹽度穩定，EPS的含量亦沒有較大的變化。在已有的OMBR研究中，由于鹽度沒有控制，會出現EPS含量持續上升的情況。然而，雖然本研究的EPS含量比較穩定，但是其含量較高�？紤]到EPS對膜污染的重要貢獻，穩定的高EPS濃度可能會加重MFO-MBR運行過程中FO膜的生物污染。
2. 4 FO膜污染
2. 4. 1 污染膜的外部形貌及元素組成
為了原位分析膜面污染物的形態和組成，通過SEM和EDX分別分析膜面污染物的形態以及膜面元素的組成，結果如圖6所示。
SEM結果表示，膜面全部被污染物覆蓋，呈不規則形狀。EDX結果顯示，污染膜的成分包括C、N、O、Na、Mg、AI、Si、P、S、CI、Ca和Fe等離子，其中無機污染離子主要為Na、Si、P、S、CI、Ca和Fe，其次為Mg和Al。在MFO-MBR運行過程中，進水和活性污泥中都存在這些金屬離子，因此，進水和活性污泥為無機污染的主要來源，這與已有研究結果相似。
2.4.2 污染膜的生物污染物
圖7為MFO-MBR連續運行30 d后FO膜表面生物污染層中總細胞、蛋白質、α-D-毗喃多糖及β-D-毗喃多糖4種污染物質的CLSM圖像。從圖7可以看出，FO膜的生物污染層主要由總細胞、蛋白質、α-D-毗喃多糖及β-D-毗喃多糖這4種物質組成，成分與已有研究相似。微生物總細胞在膜面聚集且形成一層致密的污染層。蛋白質與微生物總細胞一樣，大量聚集成塊狀沉積在FO膜表面，形成致密的蛋白質污染層。與總細胞和蛋白質相比，α-D-毗喃多糖的含量較少，且比較松散，孔隙率較大，而β-D-毗喃多糖分布更松散，僅有部分呈條帶狀分布。與已有研究相比，本研究TFC污染膜面的生物總細胞的量明顯增多，這可能是由于鹽度緩解后，微生物的量有所增加。
2. 5 通量恢復情況
實驗結束后，以去離子水為原料液，測定污染膜的水通量。測試結束后，立即將膜面的污染物采用自來水沖洗的方式進行清洗，然后以去離子水為原料液，測定簡單物理清洗后膜的水通量。污染FO膜以及物理清洗后的膜通量如圖8所示。采用膜評價裝置在同等測試條件下獲得新TFC膜初始通量為14. 1LM H。從圖8可以看出，污染膜通量僅為新膜通量的72.8 %，下降了27.2%。然而，經過簡單的物理清洗后，FO膜的通量恢復為新膜通量的84.0%，提升了11.2%，但與新膜仍有一定的差距。這說明加入MF膜后，在鹽度得到控制的前提下，膜污染成為通量衰減的主要原因，且主要為不可逆污染。與同等運行條件下的CTA膜相比，TFC膜在經過物理清洗后的通量恢復效果較差。在今后的研究中需要繼續開展TFC膜的化學清洗研究，進一步提升通量的恢復效果。
三，結論
1)MF的引入有效減緩了OMBR中鹽度的積累，并大幅提升了FO膜的運行通量。與CTA材質的FO膜相比，TFC材質的FO膜具有更好的鹽度緩解效果和更高的運行通量。
2) MFO-MBR具有較好的TOC和NH4+ -N的去除效果，MF的出水可以滿足城市雜用水的水質要求，而FO出水中TOC和NH4+ -N的去除率分別高達96%和98%。
3 ) MFO-MBR運行30 d后，TFC膜表面覆蓋厚厚的污染層，除了無機物外，主要有機和生物污染物為總細胞、蛋白質、α-D-毗喃多糖及β-D-毗喃多糖，且以微生物和蛋白質為主。
4)在鹽度得到控制后，膜污染成為通量衰減的主要原因，對污染膜進行簡單的物理清洗后，通量略有提升。
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