曹思凡, 邢保山, 胡以松, 温俊伟, 韩宇乐, 王晓昌
西安建筑科技大学环境与市政工程学院, 西北水资源与环境生态教育部重点实验室, 国家城市非传统水资源开发利用国际科技合作基地, 陕西省污水处理与资源化工程技术研究中心, 陕西省环境工程重点实验室, 西安 710055
收稿日期: 2020-01-29; 修回日期: 2020-04-02; 录用日期: 2020-04-02
基金项目: 西安建筑科技大学优秀博士学位论文培育基金（No.1608419004）
作者简介: 曹思凡(1995-), 女, E-mail:caosifan@live.xauat.edu.cn;
王晓昌, E-mail:xcwang@xauat.edu.cn

摘要：比较了厌氧动态膜生物反应器（DMBR）与完全混合式反应器（CSTR）在处理餐厨垃圾（FW）和剩余污泥（WAS）时的发酵产气过程，验证了高负荷餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵时DMBR系统运行的稳定性，考察了动态膜（DM）基材孔径（300目、200目和100目）对DMBR运行性能及其固液分离效果的影响.结果表明：一体式DMBR能够强化餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵的高负荷稳定运行，DMBR过膜滤液中平均总挥发性脂肪酸（TVFA）为86.1 mg·L^-1，低于CSTR排泥中TVFA的浓度（527.3 mg·L^-1）.当动态膜基材孔径为300目时，DMBR过膜滤液中总有机物（TCOD）为（1.6±1.1）g·L^-1，相应的固液分离效果优于200目（（3.2±1.9）g·L^-1）和100目（（32.0±1.3）g·L^-1）动态膜基材，即当动态膜基材孔径为100目时，DMBR过膜滤液中TCOD比300目动态膜基材高6.7倍.与200目动态膜基材孔径相比，300目动态膜基材相应的跨膜压差增长缓慢，反洗频率和运行能耗均较低，而100目动态膜基材孔径过大，固液分离效果较低.因此，在高负荷餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统中，选用300目动态膜基材形成的动态膜过滤效果最优.此外，本文还对比分析了有机废物和废水处理领域中较优的动态膜基材孔径及DMBR的应用情况，为拓展DMBR在有机物处理领域的应用提供依据.
关键词：动态膜有机物餐厨垃圾剩余污泥厌氧混合发酵
Study on the characteristics of anaerobic co-digestion with food waste and waste activated sludge enhanced by dynamic membrane technology
CAO Sifan, XING Baoshan, HU Yisong, WEN Junwei, HAN Yule, WANG Xiaochang
Key Laboratory of Northwest Water Resource, Environment and Ecology, Ministry of Education, International Science & Technology Cooperation Center for Urban Alternative Water Resources Development, Engineering Technology Research Center for Wastewater Treatment and Reuse, Shaanxi Province, Key Laboratory of Environmental Engineering, Shaanxi Province, School of Environmental & Municipal Engineering, Xi'an University of Architecture and Technology, Xi'an 710055
Received 29 January 2020; received in revised from 2 April 2020; accepted 2 April 2020
Abstract: This study compared the anaerobic digestion performance of the submerged anaerobic dynamic membrane bioreactor (DMBR) and completely stirred tank reactor (CSTR) in the treatment of food waste (FW) and waste activated sludge (WAS),with the operational stability of DMBR process verified. In addition,the effect of different pore sizes (300,200,and 100 mesh) of dynamic membrane (DM) supporting material,namely DM-300,DM-200 and DM-100,on DMBR operation was investigated. The results showed that the stability of the high-load co-digestion of FW and WAS can be enhanced by the DMBR compared to the CSTR. The average total volatile fatty acid (TVFA) in the DMBR permeate was 86.1 mg·L^-1,lower than that in CSTR digestate (527.3 mg·L^-1). The total organic matters (TCOD) in the DMBR permeate with DM-300 ((1.6±1.1) g·L^-1) was lower than that of DM-200((3.2±1.9) g·L^-1) and DM-100 ((32.0±1.3) g·L^-1),which indicated that the solid-liquid separation capability of DM-300was better. Furthermore,the TCOD in the permeate of DMBR with DM-100 was 6.7 times higher than that of DM-300. A slowly increased transmembrane pressure,and low backwash frequency and operating energy consumption were achieved in DMBR with DM-300compared to those of DM-200. Moreover,the filtration capability of DM-100 was quite low due to the low retention capacity. Thus,DM-300was recommended for the high-load co-digestion of FW and WAS. Lastly,to further advance DMBR application in the field of organic-waste treatment,the optimal size of DM supporting material during organic wastes and wastewater treatment were also compared.
Keywords: dynamic membraneorganic wastefood wastewaste activated sludgeanaerobic co-digestion
1 引言(Introduction)近年来, 餐厨垃圾(Food Waste, FW)作为城市有机废物的重要组成部分, 比重和产量呈递增趋势(Browne et al., 2013; Zhang et al., 2013; Zhang et al., 2014).通过厌氧发酵能够将餐厨垃圾中有机质转化为可再生能源(Appels et al., 2011).然而餐厨垃圾单相厌氧发酵易受盐度抑制导致酸抑制, 较高有机负荷(OLR)时难以实现稳定运行(Mendez et al., 1995).剩余污泥(Waste activated sludge, WAS)与餐厨垃圾混合发酵能够在一定程度上稀释抑制物浓度(Dai et al., 2013).Zhang等(2019)研究发现, 餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵比餐厨垃圾单独发酵更稳定, 能够实现更高的甲烷转化率.目前, 国内外****针对二者混合发酵已有较多研究(Dai et al., 2013; Wu et al., 2018; Lee et al., 2019), 但对厌氧混合发酵反应器的构型探究较少.现有研究大多采用传统的厌氧完全混合式反应器(CSTR), 耐冲击负荷低, 微生物菌群流失严重, 较难实现水力停留时间(HRT)和污泥停留时间(SRT)的有效分离, 高负荷条件下很难实现系统的长期稳定运行；较高负荷下, CSTR易出现挥发性脂肪酸(VFAs)积累, 导致系统处理能力降低甚至崩溃(Siegert et al., 2005).因此, 如何最大限度地保留厌氧发酵菌群, 反应器构型的改进和优化是关键步骤之一.
在废水处理领域, 采用动态膜生物反应器(DMBR)能够实现悬浮物和微生物的有效截留, 并实现较高的甲烷产率(Fan et al., 2002).在有机废物处理领域(袁宏林等, 2019a), 研究人员构建了板框内置式玉米秸秆和餐厨垃圾厌氧混合动态膜发酵系统, 采用连续流运行模式, 在2.8 g · L^-1 · d^-1的有机负荷下, 甲烷产率达305 mL · g^-1, 初步验证了DMBR在玉米秸秆和餐厨垃圾混合发酵系统中应用的可行性.由于有机物处理过程中总固体(TS)较高(15%~25%) (Dai et al., 2013), 动态膜形成和再生周期短(程刚等, 2018), 跨膜压差增长速度快.DMBR在剩余污泥和餐厨垃圾混合发酵系统中是否仍然适用, 需要进一步探究.此外, 膜基材(膜孔径、膜材质和膜面积)作为DMBR运行的承载基础, 是系统长期高效稳定运行的关键(袁宏林等, 2019a), 较优的膜基材孔径能减缓跨膜压差的增长速率, 同时实现微生物的有效截留, 有望进一步强化餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统的甲烷产率.
因此, 本文通过构建一种环形内置式动态膜发酵系统, 在较高负荷条件下对餐厨垃圾和剩余污泥进行厌氧混合发酵, 通过对比平行运行的CSTR系统, 探究DMBR在剩余污泥和餐厨垃圾混合发酵系统中应用的可行性和优势.在较高负荷条件下, 相同膜面积更换不同膜基材孔径, 探究不同膜基材孔径对DMBR混合发酵系统运行性能的影响, 同时对比DMBR出料和跨膜压力增长速率等选定较优的膜基材孔径, 进一步强化高负荷条件下餐厨垃圾和剩余污泥动态膜混合发酵系统的运行稳定性.此外, 通过分析有机废物与废水处理领域中膜基材孔径, 为进一步拓展动态膜在有机废物处理领域的应用提供依据.
2 材料与方法(Materials and methods)2.1 试验装置本试验采用环形内置式DMBR, 具体如图 1所示.内部动态膜组件为单层圆筒环形, 支撑框架材质为有机玻璃, 膜材质为不锈钢金属网, 有效过滤面积为0.096 m², 总体积为1.6 L, 有效体积为1.3 L.恒温槽将反应器温度控制在39 ℃, 属于中温(35~40 ℃)厌氧消化.基质罐采用冷水浴, 温度控制在4 ℃.DMBR进料和出料模式均为间歇式, 先出料后进料, 进料泵和出料泵均配有定时器, 实现基质输送和反应器内沼液外排.出料采用蠕动泵进行抽吸, 出料泵与动态膜之间配有压力表和无纸记录仪.当压差大于30 kPa时, 采用生物沼气进行循环反洗, 气体反洗速率为2 L · min^-1, 反洗时间为5 min.该反应器能够实现SRT和HRT的单独调控, 可以有效增加反应器内生物量, 有利于高负荷有机物消化系统的稳定运行.
图 1(Fig. 1)

图 1 DMBR试验装置流程示意图 Fig. 1Schematic diagram of DMBR setup and operation

2.2 基质和接种污泥本试验所用基质由餐厨垃圾和剩余污泥组成.餐厨垃圾依据学生食堂餐厨垃圾主成分进行人工配制(袁宏林等, 2019b), 餐厨垃圾的主要成分及其组成详见表 1.剩余污泥取自西安市第五污水处理厂.为实现较高的产甲烷速率, 餐厨垃圾和剩余污泥混合比为4 : 1(基于湿重), 混合物破碎至1 mm以下, 然后用自来水将基质总固体浓度(TS)调至9.0%~9.5%, 储存于4 ℃的基质罐内.接种污泥取自西安市汉斯啤酒厂中温消化罐, 接种污泥体积为1.3 L.餐厨垃圾与剩余污泥的混合基质和接种污泥的主要理化特性如表 2所示.
表 1(Table 1)

表 1 模拟餐厨垃圾的组成成分(湿重百分比) Table 1 The composition of FW based on wet weight

表 1 模拟餐厨垃圾的组成成分(湿重百分比) Table 1 The composition of FW based on wet weight 餐厨垃圾 组成 主食 米饭 15.0% 面条 10.0% 肉和蛋类 猪肉 10.0% 鸡肉 5.0% 鸡蛋 5.0% 蔬菜 白菜 20.0% 土豆 20.0% 胡萝卜 13.8% 油 1.0% 食盐 0.2% 总计 100% 注：通过加自来水调整餐厨垃圾的最终水分为85%左右.

2.3 试验策略选定DMBR金属膜孔径为300目, 同步启动DMBR和CSTR, 采取小幅度逐渐缩小SRT策略提高至较高负荷, 对比动态膜对高负荷餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统的强化作用.然后在高负荷条件下, 当产甲烷量连续3 d变化率小于5%时, CSTR不作调整, 将DMBR的金属膜基材更换为不同目数(300、200和100目), 测定DMBR和CSTR正常运行时出料质量(pH、浊度、TCOD、VFA、TS和VS)、膜性能(跨膜压差)、产气量和气体组分, 探究较优的金属膜孔径, 进一步强化混合发酵系统的运行性能.为避免进料方式不同对DMBR和CSTR运行性能的影响, 二者均为间歇进料模式, 排泥均经排泥口排出；通过延长蠕动泵抽吸时间和频次, 控制DMBR的每次出料体积等于进料体积(即单次出料恒定模式).其中, DMBR出料为经过动态膜过滤后的消化液.在动态膜基材孔径优化过程中, DMBR和CSTR的HRT相同(9.3 d), DMBR的SRT为8.4 d.
表 2(Table 2)

表 2 混合基质和接种污泥的理化特性 Table 2 Physicochemical properties of feedstock and seed sludge

表 2 混合基质和接种污泥的理化特性 Table 2 Physicochemical properties of feedstock and seed sludge 参数 单位 取值 混合基质 接种污泥 TS g·L-1 86.30±5.20 36.20 VS g·L-1 74.90±1.30 15.30 TCOD g·L-1 125.40±0.50 27.80 SCOD g·L-1 47.10±0.30 0.80 pH / 4.20±0.70 7.50 碱度 g·L-1 N.D 16.50 乙酸 g·L-1 3.80 0.04 丙酸 g·L-1 0.10 0.03 丁酸 g·L-1 0.04 N.D 戊酸 g·L-1 0.03 N.D 蛋白质 g·L-1 3.90±0.10 0.07 多糖 g·L-1 3.10±0.01 0.40 NH4+-N g·L-1 0.70±0.10 1.20 C 41.90%±0.10% / H 5.30%±0.10% / O 29.40%±1.80% / N 5.50%±0.02% / S 0.90%±0.01% / 注：“/”表示未测定；N.D表示未检测到.

2.4 测定项目和方法TS、VS和COD的测定采用标准方法(Buswell, 1948)；pH采用便携式pH计(Horiba, 日本)测定；CH₄、CO₂、N₂和H₂采用气相色谱(GC-PE680, 美国)测定, 填充色谱柱固定相(Porapak Q)进样口温度为130 ℃, 柱温箱温度为140 ℃, TCD温度为160 ℃, 载气为氩气, 流速为4 mL · min^-1；VFA采用气相色谱(GC-Shimadzu2014, 日本)测定, 色谱柱为DB-FFAP, FID检测器温度为230 ℃, 进样口温度为200 ℃, 程序升温至100 ℃保持2 min, 以10 ℃ · min^-1的速率上升到120 ℃并保持2 min, 再以5 ℃ · min^-1的速率上升到200 ℃并保持2 min.C、H、O、N和S元素采用高温裂解有机元素分析仪进行测定(Vario PYRO cube, 德国).浊度采用ET266020便携式浊度仪测定；通量的计算方法见公式(1) (Le et al., 2003).

(1)

式中, J为膜通量(L · m^-2 · h^-1)；V为取样体积(L)；T为取样时间(h)；A为膜有效面积(m²).
3 结果和讨论(Results and discussion)3.1 高负荷混合发酵系统运行性能3.1.1 DMBR和CSTR混合发酵系统的运行性能本试验在高负荷(13.6~15.1 g · L^-1 · d^-1)下成功运行餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统, 根据表 2中餐厨垃圾和剩余污泥混合基质的元素组成和Buswell方程(Buswell et al., 1948), 计算理论生物气中甲烷占比与实际生物气中甲烷占比(62.7%±3.7%)基本一致.Li等(2017)采用相同的基质组成生物气中甲烷占比为58%~70%, 与本研究接近；但当OLR升高至9.2 g · L^-1 · d^-1时, 甲烷产率骤降, pH降低至6.5, 系统运行崩溃.本试验在负荷提升过程中, 采用小幅度逐渐缩小SRT的运行策略, 逐渐实现了餐厨垃圾和剩余污泥混合发酵系统(DMBR和CSTR)高负荷条件下的稳定运行.此运行阶段DMBR和CSTR甲烷产量和甲烷占比的对比如表 3和图 2所示.在相同OLR运行条件下, DMBR甲烷产量均高于CSTR, DMBR平均甲烷产量高于CSTR 2.6%.此外, DMBR与CSTR的生物气中甲烷占比相差不大.但CSTR中TVFA浓度(527.3 mg · L^-1)显著高于DMBR(82.1 mg · L^-1), CSTR出料平均TS浓度((20.6±3.3) g · L^-1)高于DMBR过膜滤液中平均TS浓度((4.9±0.8) g · L^-1).由此可知, 在相同负荷下, DMBR混合发酵系统比CSTR运行更稳定, 即TVFA能够维持在较低水平, 不易发生积累.同时也证明, 内置式动态膜系统能够起到良好的微生物和基质截留作用, 能够进一步提高有机物的降解速率, 进而获得比CSTR更优的出料质量.
表 3(Table 3)

表 3 高负荷下DMBR与CSTR产甲烷性能对比 Table 3 Comparison of methane production performance in DMBR and CSTR under the high-rate feedstock

表 3 高负荷下DMBR与CSTR产甲烷性能对比 Table 3 Comparison of methane production performance in DMBR and CSTR under the high-rate feedstock 类型 时间/d 目数 OLR/ (g·L-1·d-1) HRT/d 甲烷产量/ (L·L-1·d-1) 甲烷占比 TVFA/ (mg·L-1) TS/ (g·L-1) DMBR 1~41 300 13.6 9.3 5.0±0.5 63.1%±3.2% 96.7 4.6±0.7 CSTR 1~41 - 13.6 9.3 4.9±0.4 63.4%±3.8% 527.3 20.6±3.3

图 2(Fig. 2)

图 2 运行过程中甲烷产量、甲烷占比和生物气产量 Fig. 2Methane production, methane proportion and biogas production during the operation

3.1.2 不同膜孔径下DMBR混合发酵系统的运行性能不同金属膜孔径会对DMBR混合发酵系统基质和微生物的截留效果产生影响, 进而影响系统的甲烷产量和甲烷占比.当OLR为15.1 g · L^-1 · d^-1时更换不同孔径的金属膜(300、200和100目), 此时DMBR混合发酵系统的运行性能如表 4所示.当OLR为15.1 g · L^-1 · d^-1时, 甲烷产量随目数的减小呈增长的趋势, 最大平均甲烷产量为(5.5±0.1) L · L^-1 · d^-1 (100目), 其原因可能主要是动态膜对基质持续的截留和转化导致甲烷产量呈增加趋势.此外, 甲烷占比随着目数的增加而增长, 但在100目时出现较大波动, 主要是由于100目膜孔径截留效果较差, 形成动态膜时间较长.因此, 在较大孔径膜基材形成动态膜的过程中, DMBR混合发酵系统甲烷占比波动较大.
VFA和pH是厌氧混合发酵系统稳定运行的关键指标(Wang et al., 2013).厌氧混合发酵过程中产甲烷菌适宜生长的pH范围为6.5~7.2, 较低的pH会不同程度地抑制产甲烷活性(Zhang et al., 2014).由表 3可知, DMBR在高负荷条件下运行时, pH稳定在7.8~8.4, DMBR混合发酵系统运行稳定.当TVFA超过5000 mg · L^-1会出现VFA积累, 尤其是丙酸的积累可以作为反应器性能下降的标志(Wu et al., 2018).DMBR中TVFA浓度最高不超过500 mg · L^-1, 由此可知, DMBR混合发酵系统内产甲烷菌能及时转化酸化阶段产生的VFA.然而, 不同膜孔径下, DMBR混合发酵系统中TVFA浓度略有差别.300目下DMBR混合发酵系统内平均TVFA浓度为96.1 mg · L^-1, 200目下平均TVFA浓度增至121.6 mg · L^-1, 100目下平均TVFA浓度最高, 为292.6 mg · L^-1, 分析认为TVFA浓度随目数的减小呈增加的趋势受动态膜的截留作用及菌群结构变化影响.此外, 300、200和100目下出料的平均pH分别为8.1、8.2、8.2, 均适宜产甲烷菌生长.
表 4(Table 4)

表 4 不同膜孔径下DMBR产甲烷性能对比 Table 4 Comparison of methane production performance of DMBR under different membrane pore sizes

表 4 不同膜孔径下DMBR产甲烷性能对比 Table 4 Comparison of methane production performance of DMBR under different membrane pore sizes 时间/h 目数 OLR/ (g·L-1·d-1) SRT/d 甲烷产量/ (L·L-1·d-1) 甲烷占比 TVFA/ (g·L-1) pH 0~120 300 15.1 8.4 5.3±0.4 62.8%±1.6% 96.1 8.1 0~360 200 15.1 8.4 5.5±0.5 64.4%±2.0% 121.6 8.2 0~120 100 15.1 8.4 5.5±0.1 55.1%±4.0% 292.6 8.2

3.2 不同膜孔径下DMBR混合发酵系统的动态膜性能3.2.1 浊度和跨膜压差出料浊度及跨膜压差是评价DMBR处理性能的关键指标, 可以从宏观角度说明动态膜的形成过程和运行效果(程刚等, 2018).如图 3所示, 300目动态膜12 h后出料, 运行187 h后浊度降至460 NTU；200目动态膜在22 h后出料, 出料浊度不稳定, 出现较大波动；100目动态膜出料质量差, 比其他孔径动态膜出料浊度高20倍.从出料浊度上看, 100目>200目>300目.分析认为, 小孔径膜有利于污泥沉积形成动态膜, 缩短了动态膜形成周期, 大孔径膜截留效果差, 出料浊度高, 动态膜形成时间长, 这与废水领域研究结果一致.此外, 由于动态膜与出料管内存在部分空腔, 动态膜出料没过空腔后从出料口排出.因此, 膜孔径不同造成出料口出料时间存在不同程度的延滞.由图 3可知, 不同膜孔径出料延滞时间由大到小的顺序为200目(22 h)>300目(12 h)>100目(11 h).分析可知, 膜孔径越小, 膜通量相对较小, 通量过小会导致出料的延滞时间延长.
从跨膜压差增长来看, 300目动态膜30 h后增至20 kPa, 200目动态膜运行237 h后跨膜压差增至39 kPa. 200目动态膜虽然与300目动态膜的跨膜压差增长时间相当, 但200目动态膜出料延滞时间(22 h)比300目动态膜(12 h)长, 且出料质量不稳定, 浊度出现先上升后降低的趋势, 故300目动态膜的稳定性优于200目动态膜.在本试验条件下, 300目动态膜出料浊度低, 跨膜压差增长较慢, 出料延滞时间短, 运行相对稳定.因此, 300目膜孔径是高负荷动态膜混合发酵系统稳定高效运行的较优选择.
3.2.2 膜通量、TS/VS和TCOD金属膜孔径大小会影响动态膜形成速率及其渗透通量(Ersahin et al., 2012), 膜通量高时跨膜压差变化小, 膜阻塞出现频率低.高负荷条件下, 餐厨垃圾和剩余污泥动态膜混合发酵系统不同膜孔径时相应的通量、TS/VS和出料TCOD如表 5所示.从膜通量的角度来看, 300目(0.025 L · m^-2 · h^-1)> 200目(0.021 L · m^-2 · h^-1)> 100目(0.020 L · m^-2 · h^-1), 膜通量普遍不高, 300目膜通量相比较优.此外, 厌氧发酵过程中出料TS和VS的变化可以反映微生物对有机物的降解情况(李志忠等, 2017).如表 5所示, 300目动态膜出料平均TS浓度为(5.4±0.9) g · L^-1, 200目动态膜运行时间是300目动态膜的3倍, 可能是TS有所降低的原因, 出料平均TS浓度降低4.3%.在DMBR混合发酵系统中, 有机物的去除主要依靠厌氧发酵菌群的降解作用, 一部分大分子及不溶性有机物可通过动态膜去除(Fan et al., 2002).300目动态膜出料平均TCOD浓度为(1.6±1.1) g · L^-1, 低于200目和100目动态膜, 进一步说明300目金属膜孔径更能够适应高负荷条件下餐厨垃圾和WA厌氧混合发酵系统中有机物的生物降解转化.
图 3(Fig. 3)

图 3 不同孔径膜出料的浊度和跨膜压差的变化(a.300目, b.200目, c.100目) Fig. 3Variations of turbidity and transmembrane pressure with different pore size

表 5(Table 5)

表 5 不同目数下通量及出料TCOD、TS和VS Table 5 Flux and discharge TCOD, TS and VS under different meshes

表 5 不同目数下通量及出料TCOD、TS和VS Table 5 Flux and discharge TCOD, TS and VS under different meshes 目数 通量/ (L·m-2·h-1) TCOD/ (g·L-1) TS/ (g·L-1) VS/ (g·L-1) 300 0.025 1.6±1.1 5.4±0.9 2.1±0.1 200 0.021 3.2±1.9 5.2±0.9 1.9±0.1 100 0.020 32.0±1.3 5.6±0.8 2.9±0.2

3.3 废水和有机物处理领域动态膜基材孔径动态膜生物反应器中动态膜材料通常采用廉价的尼龙网、金属网或无纺布等(Chu et al., 2008).动态膜形成后具有较好的污泥或污染物截留作用(Ersahin et al., 2012).其中, 在动态膜形成过程中, 膜基材孔径大小是动态膜形成速率及膜通量是否稳定的重要影响因素(程刚等, 2018).根据已有研究对比可知, 采用相同的动态膜材料, 因废水与有机物处理过程中生物反应器内污泥浓度及动态膜生物反应器构型的不同等因素, 导致采用的动态膜孔径存在较大差异.如表 6所示, 废水处理领域通常选用的动态膜孔径为10~20 μm, 极少数研究中膜孔径大于100 μm.Jeison等(2008)研究表明, 采用60~70 μm的无纺布膜材料处理模拟废水时很难形成动态膜.然而, Zhang等(2010)采用61 μm涤纶网能够较好地形成动态膜.此外, Liu等(2016)采用200 μm的尼龙网也形成了稳定的动态膜, 实现了市政污水的有效处理.目前, 在有机物领域DMBR的应用尚处于初步探究阶段.然而, 与废水处理过程中普遍采用的膜孔径不同的是在有机物处理领域中动态膜基材孔径通常选用范围为48~100 μm.Cayetano等(2019)验证了50 μm聚酯膜在餐厨垃圾厌氧发酵过程中对发酵混合液的截留性能；Park等(2019)采用100 μm的聚酯材料作为膜基材进行暗黑发酵产氢, 实现了较高的氢气产量(60.5 L · L^-1 · d^-1).本研究采用48 μm金属网作为动态膜生物反应器膜基材, 在OLR为14.9 g · L^-1 · d^-1下也实现了较高的甲烷产率.由此可知, 在有机物处理领域, 动态膜基材孔径最优值大于废水处理过程中采用的膜基材孔径, 但由于在实际应用过程中处理对象不同, 需要分离的固液中污泥浓度、粘度等因素不同, 最优的动态膜孔径可以在本文研究结论的基础上进一步优化, 以期获得更优的固液分离效果, 同时最大限度地降低运行能耗, 节约运行成本.
表 6(Table 6)

表 6 废水和有机废物处理领域DMBR的动态膜相关性能对比 Table 6 Membrane properties of DMBR in the field of wastewater and solid waste treatment

表 6 废水和有机废物处理领域DMBR的动态膜相关性能对比 Table 6 Membrane properties of DMBR in the field of wastewater and solid waste treatment 研究领域 运行模式/ 模块配置 膜材料 膜孔径/μm TMP/kPa 通量/ (L·m-2·h-1) TS/ (mg·L-1) 有机负荷/ (g·L-1·d-1) 产量/产率/ (L·L-1·d-1) 参考文献 侧流/管状 无纺布 12 6.9~20 4~12 ＜10 N.A. N.A. Ho et al., 2007 浸没/板状 无纺布 20 N.A. 0.5~3 ＜20 N.A. N.A. Jeison et al., 2008 废水 浸没/板状 聚丙烯 10 < 800 mbar 2.6 ＜20 2 0.5 Ersahin et al., 2014 侧流/板状 尼龙网 200 50~100 mbar 15~20 ＜800b 0.2-3.3 0.03~0.23 Alibardi et al., 2016 浸没/板状 丝网 100 1.3 1.0~2.0 ＜150 N.A. N.A. Liu et al., 2016 浸没/柱状 丝网 75 N.A. 0.06~0.09 N.A. N.A. ＞40%a Liu et al., 2018 浸没/板状 尼龙网 50 2.0~10 2.4~11.4 N.A. 3.4-4.9 0.6 g·g-1 Tang et al., 2017 有机废物 浸没/柱状 无纺布 50 < 10 0.7~2.7 2800 1.3-5.0 1.1 Cayetano et al., 2019 浸没/柱状 聚酯 100 5.5 N.A. N.A. N.A. 60.5 Park et al., 2019 浸没/柱状 金属网 48 < 40 0.018 300-400b 13.6-15.1 5.6~6.0 本研究 注：a.表示VFAs产量提高百分比；b.表示出料浊度NTU；N.A.表示文献中未提供.

4 结论(Conclusions)为进一步强化高负荷餐厨垃圾和剩余污泥厌氧混合发酵系统的稳定运行, 本文通过平行运行CSTR和DMBR厌氧混合发酵系统处理餐厨垃圾和剩余污泥, 实现了较高的处理负荷.在相同负荷条件下, DMBR混合发酵系统比CSTR的甲烷产量提高7.4%~14.3%, 且DMBR具有更高的负荷提升潜力.在较高的负荷条件下逐渐增大动态膜基材孔径, 通过对比分析DMBR混合发酵系统运行性能和动态膜形成过程可知：采用300目动态膜基材孔径时, 动态膜跨膜压差增长缓慢, 同时能够维持较高的膜通量, 出料质量最优；且对基质和微生物均具有较优的截留作用, 相应的DMBR混合发酵系统更稳定, 能够强化餐厨垃圾和剩余污泥厌氧混合发酵系统甲烷转化效率.本文还对比分析了废水和有机物处理领域中普遍采用的动态膜基材、负荷和运行模式等, 以期为动态膜基材孔径的选择提供依据, 进一步拓展动态膜系统在高负荷厌氧发酵系统或其他复杂有机废物处理系统中的应用.

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