马子欣1,文敬博1,2,蒋林巧1,柯政1,罗娇赢3,黄天寅4,梁恒1,2,李圭白1,唐小斌1,2
(1.城市水资源与水环境国家重点实验室(哈尔滨工业大学),哈尔滨 150090; 2.哈尔滨工业大学 污泥安全处置与 资源化技术国家工程研究中心,哈尔滨 150090;3.黑龙江建筑职业技术学院,哈尔滨150025; 4.城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室(苏州科技大学),苏州 215009)
摘要:
重力流膜生物反应器（GDMBR）具有低能耗、低维护和出水稳定的工艺特点,然而,目前关于利用GDMBR直接处理农村污水的相关研究较少,为此,探究GDMBR处理生活污水的通量变化规律、污染物去除效能以及不同膜孔径对其的影响。结果表明,GDMBR处理生活污水时可在无反冲洗条件下长期稳定运行,稳定通量为1.3~1.5 L/(m2·h)。这是由于膜表面生物滤饼层内形成了疏松多孔结构,且膜孔内污染物含量极低。GDMBR工艺可在较低污泥质量浓度的前提下实现对COD和UV254的高效去除,去除率分别为78%和85%,并有效保留污水中的氮源和磷源。此外,不同膜孔径对GDMBR工艺除污染效能的影响甚微,但微滤膜构成的GDMBR系统的稳定通量略高于超滤膜系统。
关键词: 重力流膜生物反应器 膜污染 生物滤饼层 膜孔径 农村污水处理
DOI：10.11918/202306095
分类号:TU992.3
文献标识码:A
基金项目:黑龙江省自然科学基金(YQ2022E034)；城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室(苏州科技大学)开放课题(2019KF05)
Performance and mechanism of gravity-driven membrane bioreactor for rural wastewater treatment
MA Zixin1,WEN Jingbo1,2,JIANG Linqiao1,KE Zheng1,LUO Jiaoying3,HUANG Tianyin4,LIANG Heng1,2,LI Guibai1,TANG Xiaobin1,2
(1.State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment(Harbin Institute of Technology), Harbin 150090, China; 2.National Engineering Research Center for Safe Sludge Disposal and Resource Recovery, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China; 3. Heilongjiang Institute of Construction Technology, Harbin 150025, China; 4. National & Local Joint Engineering Laboratory for Municipal Sewage Resource Utilization Technology(Suzhou University of Science and Technology), Suzhou 215009, China)
Abstract:
Gravity-driven membrane bioreactor (GDMBR) confers the process characteristics of low energy consumption, low maintenance and stable effluent. However, there is limited research on the direct treatment of rural domestic wastewater. This study investigates the pattern of flux variation and removal efficiency of pollutants using GDMBR process to treat domestic wastewater, as well as the influence of different membrane pore sizes on the treatment of domestic wastewater using GDMBR. The results indicate that the membrane flux of GDMBR process can be maintained at a steady state without any cleaning procedures during the long-term filtration in treating the domestic wastewater, with a steady flux of 1.3-1.5 L/(m2·h). This is attributed to the formation of loose and porous structure within the bio-cake layer attached on the membrane surface, resulting in extremely low concentration of pollutants deposited within the membrane pores. With relatively low sludge concentration, the GDMBR process achieves high removal efficiency of COD and UV254. The removal rates of 78% and 85%, respectively, while effectively retaining the nitrogen and phosphorus sources in the wastewater. Furthermore, different membrane pore sizes exhibits minimal effects on the removal efficiency of GDMBR process. However, the steady fluxes of the GDMBR system configured with microfiltration membranes are slightly higher than the GDMBR system integrated with ultrafiltration membranes.
Key words: gravity-driven membrane bioreactor (GDMBR) membrane fouling bio-cake layer membrane pore sizes rural wastewater treatment
马子欣, 文敬博, 蒋林巧, 柯政, 罗娇赢, 黄天寅, 梁恒, 李圭白, 唐小斌. 重力流膜生物反应器处理农村污水效能与机制[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2024, 56(6): 16-24. DOI: 10.11918/202306095.
MA Zixin, WEN Jingbo, JIANG Linqiao, KE Zheng, LUO Jiaoying, HUANG Tianyin, LIANG Heng, LI Guibai, TANG Xiaobin. Performance and mechanism of gravity-driven membrane bioreactor for rural wastewater treatment[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2024, 56(6): 16-24. DOI: 10.11918/202306095.
基金项目 黑龙江省自然科学基金(YQ2022E034);城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室(苏州科技大学)开放课题(2019KF05) 作者简介 马子欣(2000—), 女, 硕士研究生;
唐小斌(1986—), 男, 教授, 博士生导师 通信作者 唐小斌, tang5462@163.com 文章历史 收稿日期: 2023-06-30
Abstract Full text Figures/Tables PDF
重力流膜生物反应器处理农村污水效能与机制
马子欣1, 文敬博1,2, 蒋林巧1, 柯政1, 罗娇赢3, 黄天寅4, 梁恒1,2, 李圭白1, 唐小斌1,2
1. 城市水资源与水环境国家重点实验室(哈尔滨工业大学), 哈尔滨 150090;
2. 哈尔滨工业大学 污泥安全处置与资源化技术国家工程研究中心, 哈尔滨 150090;
3. 黑龙江建筑职业技术学院, 哈尔滨 150025;
4. 城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室(苏州科技大学), 苏州 215009
收稿日期: 2023-06-30; 录用日期: 2023-08-18; 网络首发日期: 2023-11-22
基金项目: 黑龙江省自然科学基金(YQ2022E034);城市生活污水资源化利用技术国家地方联合工程实验室(苏州科技大学)开放课题(2019KF05)
作者简介: 马子欣(2000—), 女, 硕士研究生; 唐小斌(1986—), 男, 教授, 博士生导师
通信作者: 唐小斌, tang5462@163.com
摘要: 重力流膜生物反应器(GDMBR)具有低能耗、低维护和出水稳定的工艺特点, 然而, 目前关于利用GDMBR直接处理农村污水的相关研究较少, 为此, 探究GDMBR处理生活污水的通量变化规律、污染物去除效能以及不同膜孔径对其的影响。结果表明, GDMBR处理生活污水时可在无反冲洗条件下长期稳定运行, 稳定通量为1.3~1.5 L/(m2·h)。这是由于膜表面生物滤饼层内形成了疏松多孔结构, 且膜孔内污染物含量极低。GDMBR工艺可在较低污泥质量浓度的前提下实现对COD和UV254的高效去除, 去除率分别为78%和85%, 并有效保留污水中的氮源和磷源。此外, 不同膜孔径对GDMBR工艺除污染效能的影响甚微, 但微滤膜构成的GDMBR系统的稳定通量略高于超滤膜系统。
关键词: 重力流膜生物反应器 膜污染 生物滤饼层 膜孔径 农村污水处理
Performance and mechanism of gravity-driven membrane bioreactor for rural wastewater treatment
MA Zixin1, WEN Jingbo1,2, JIANG Linqiao1, KE Zheng1, LUO Jiaoying3, HUANG Tianyin4, LIANG Heng1,2, LI Guibai1, TANG Xiaobin1,2
1. State Key Laboratory of Urban Water Resource and Environment(Harbin Institute of Technology), Harbin 150090, China;
2. National Engineering Research Center for Safe Sludge Disposal and Resource Recovery, Harbin Institute of Technology, Harbin 150090, China;
3. Heilongjiang Institute of Construction Technology, Harbin 150025, China;
4. National & Local Joint Engineering Laboratory for Municipal Sewage Resource Utilization Technology(Suzhou University of Science and Technology), Suzhou 215009, China
Abstract: Gravity-driven membrane bioreactor (GDMBR) confers the process characteristics of low energy consumption, low maintenance and stable effluent. However, there is limited research on the direct treatment of rural domestic wastewater. This study investigates the pattern of flux variation and removal efficiency of pollutants using GDMBR process to treat domestic wastewater, as well as the influence of different membrane pore sizes on the treatment of domestic wastewater using GDMBR. The results indicate that the membrane flux of GDMBR process can be maintained at a steady state without any cleaning procedures during the long-term filtration in treating the domestic wastewater, with a steady flux of 1.3-1.5 L/(m2·h). This is attributed to the formation of loose and porous structure within the bio-cake layer attached on the membrane surface, resulting in extremely low concentration of pollutants deposited within the membrane pores. With relatively low sludge concentration, the GDMBR process achieves high removal efficiency of COD and UV254. The removal rates of 78% and 85%, respectively, while effectively retaining the nitrogen and phosphorus sources in the wastewater. Furthermore, different membrane pore sizes exhibits minimal effects on the removal efficiency of GDMBR process. However, the steady fluxes of the GDMBR system configured with microfiltration membranes are slightly higher than the GDMBR system integrated with ultrafiltration membranes.
Keywords: gravity-driven membrane bioreactor (GDMBR) membrane fouling bio-cake layer membrane pore sizes rural wastewater treatment
当前，中国农村污水治理进度缓慢，大部分农村生活污水未经处理直接排放；部分地区虽建立了农村污水处理设施，但大多存在处理效能低下、稳定性差、运行维护成本高、能耗大等不足，且过分强调氮、磷等污染物的去除，而忽略了对农村现有灌溉条件的考虑，造成氮、磷资源的浪费[1]。
膜生物反应器技术(MBR)有机地耦合了活性污泥法和膜过滤双重功能，可同步将水中的悬浮物、颗粒物、病原微生物、溶解性有机物等污染物高效去除，且具有占地面积小、出水效果好、长期运行稳定等优点，在水处理领域广泛应用[2-3]。然而，常规的MBR工艺在应用过程中存在膜污染严重、需要频繁反冲洗、运维操作复杂等问题，制约了MBR工艺的推广应用[4]。如何通过工艺创新，简化MBR工艺的操作运维方式，控制膜污染和降低运行成本，是“双碳”背景下MBR技术的重要发展方向。瑞士联邦水科技研究所(Eawag)率先提出了重力流超滤技术(简称GDM)，即超滤工艺在较低的工作水头(6.5 kPa)下连续运行，不采用任何的水力反冲洗、错流或化学清洗控制膜污染，长期运行过程中GDM的膜通量可维持稳定状态，稳定通量为4~7 L/(m2·h)[5]。这是由于在生物作用下，GDM膜表面生物滤饼层形成了疏松多孔结构，极大地缓解了其引起的膜污染。部分研究指出，GDM膜表面的生物作用(如捕食作用、分解作用等)越强，生物滤饼层越疏松、粗糙、多孔，稳定通量越高[6-7]。此外，GDM膜表面生物滤饼层的形成有助于强化对水中溶解性污染物的去除，提升工艺的出水水质。目前，关于GDM技术的研究主要集中在地表水(江水、湖水、河水等)[8]、地下水[9]、雨水[10]、建筑灰水[11]和海水预处理[12]等方面，尚无关于利用GDM工艺直接处理生活污水的相关报道。
基于上述关于MBR和GDM技术的研究现状，创新性地构建了重力流膜生物反应器技术(GDMBR)，即在低压重力(5 kPa)驱动条件下，构建无清洗型膜生物反应器，用于农村生活污水处理。考察了GDMBR工艺长期运行的膜通量变化规律及稳定性，探究了其对有机物(如COD、UV254、荧光性污染物等)的去除以及氮、磷全程保留情况；此外，考察了不同膜孔径(0.45 μm、0.22 μm及1.5×105u)对GDMBR工艺长期运行的通量稳定性和除污染效能的影响规律。
1 实验 1.1 实验装置及操作方法共设置了3个GDMBR实验组，分别采用孔径为0.45、0.22 μm的微滤膜以及截留分子质量为1.5×105u的超滤膜，对应于GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U，均采用浸没式过滤方式，实验装置如图 1所示。GDMBR池由有机玻璃制成，尺寸为420 mm×15 mm×62 mm，采用重力驱动的方式进行过滤(通过调节膜池和膜出水口的高度来控制)，驱动压力为5 kPa。原水自进水箱进入GDMBR池中，在重力作用下进行过滤处理，出水进入集水瓶中。每组GDMBR装置内设有3个平板膜组件，膜组件底部采用微孔曝气盘曝气，曝气量为100 mL/min，反应器中溶解氧维持在5.0 mg/L左右。
Fig. 1
图 1 GDMBR实验装置 Fig. 1 GDMBR experimental device 1.2 实验用水水质实验采用人工配水模拟生活污水，配水水质为：COD(150±10)mg/L；氨氮(30±5) mg/L；TP(4±0.5)mg/L。详细配水成分包括常量物质与微量物质两类[13]，其中，常量物质中葡萄糖为125 mg/L，CH3COONa为25 mg/L，腐殖酸为2 mg/L，NH4Cl为115 mg/L，KH2PO4为18 mg/L，CaCl2为55.5 mg/L；微量物质中FeCl3·6H2O为450 μg/L，MgSO4·7H2O为615 μg/L，H3BO3为45 μg/L，CuSO4·5H2O为9 μg/L，KI为54 μg/L，MnCl2·4H2O为36 μg/L，Na2MoO4·2H2O为18 μg/L，ZnSO4·7H2O为36 μg/L，CoCl2·6H2O为45 μg/L，EDTA-2Na为3 000 μg/L。此外，需采用NaHCO3调节pH为7.0~7.5。
1.3 实验用活性污泥实验装置调节区接种污泥来自哈尔滨文昌污水处理厂二沉池，使用前进行间歇曝气处理(每天曝气12 h+静置沉淀12 h)以活化污泥，其间每天换一次水以补充污泥所需营养。驯化7 d后，将污泥接种至反应器内，反应器内污泥质量浓度为1 700 mg/L。
1.4 实验用膜采用的平板超滤膜(Microdyn-Nadir, Wiesbaden, Germany)材质为PES，截留分子质量为1.5×105u；采用的同材质平板微滤膜(海盐新东方塑化科技有限公司，嘉兴，中国)的孔径分别为0.45、0.22 μm。每个GDMBR实验所用的滤膜有效过滤面积均为0.027 9 m2。
1.5 生物滤饼层及膜孔内有机物分析实验结束后，分别提取生物滤饼层内的结合型胞外聚合物(EPS)、可溶性胞外聚合物(SMP)和沉积在膜孔内的胞外聚合物(In-EPS)，利用蒽酮-硫酸比色法和BCA蛋白浓度测定试剂盒，通过紫外/可见分光光度法(T6，普析光电科技有限公司，中国)检测EPS、SMP和In-EPS中多糖和蛋白质的质量浓度。
1.6 生物滤饼层形貌表征采用光学相干断层扫描仪(Model 930 nm Spectral Domain, Thorlabs GmbH, Germany)表征生物滤饼层的形貌特征。将膜组件固定于载物台上，采用10-20B扫描模式(XZ方向)，扫描面积为1 mm×1 mm。为保证结果真实可靠，随机多次取点进行观测。
1.7 其他检测指标UV254、CODCr、氨氮、硝态氮、亚硝态氮质量浓度采用分光光度法(T6，普析光电科技有限公司，中国)；荧光性有机物采用三维荧光分析法(F7000, Hitachi, Japan)检测；TP采用电感耦合等离子体发射光谱仪(OPTIMA 8300, Waltham, USA)检测。
2 结果和讨论 2.1 通量稳定性及膜阻力特性分析3组GDMBR的膜通量和过滤阻力变化趋势如图 2所示，整体变化基本一致，大致可分为3个阶段：第Ⅰ阶段(第0~7天)，GDMBR-0.45、GDMBR-0.22、GDMBR-U系统膜通量快速下降，分别下降了93.17%、93.16%、91.87%，相应的膜过滤阻力也显著增加。这是由于GDMBR工艺采用无清洗过滤模式，过滤过程中的污染物不断被截留在膜表面或沉积在膜孔中，形成了滤饼层污染和膜孔堵塞污染[14]。相比GDMBR-U，GDMBR-0.45和GDMBR-0.22的膜孔径更大，其过滤初期通量较大，使得水中更多的污染物沉积在膜表面或膜孔中，故其初期的通量下降更为迅速，第1天时GDMBR-0.45和GDMBR-0.22的膜通量与GDMBR-U相差不大。
Fig. 2
图 2 各GDMBR系统的通量及膜阻力变化规律 Fig. 2 Flux variation and filter membrane resistance variation of each GDMBR system 第Ⅱ阶段(第7~16天)，随着运行时间增长，膜表面滤饼层的形成可有效地阻隔污染物与滤膜直接接触，故各组GDMBR的膜通量下降速率减缓。在此阶段，GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U的膜通量分别下降了22.16%、22.81%和30.73%，远小于第1阶段膜的通量下降量。该阶段运行阻力增加趋势也放缓且存在小幅度波动，3组膜过滤阻力分别增长了7.32%、2.42%和19.22%。可以看出，该阶段超滤膜组的过滤阻力较微滤膜组增长快。
第Ⅲ阶段(第16~21天)，GDMBR膜表面的生物滤饼层不断成熟并趋于稳定，部分生物滤饼层在气体冲刷作用下开始脱落，有助于膜通量上升和膜过滤阻力下降，各组GDMBR膜通量及运行阻力都逐渐进入稳定状态(图 2(b))。GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U的稳定通量分别为(1.462±0.021)、(1.493±0.017)、(1.282±0.009)L/(m2·h)，其稳定渗透性分别为0.29、0.30、0.26 L/(m2·h·kPa)，与传统膜生物反应器的渗透性(0.13~1.00 L/(m2·h·kPa))相当[15]，表明GDMBR工艺在无反冲洗条件下仍具有较好的渗透性能。
此外，GDMBR-0.45和GDMBR-0.22的稳定通量稍高，是GDMBR-U的1.14倍和1.16倍。且图 2(c)显示，GDMBR-U的稳定过滤膜阻力略高于GDMBR-0.45和GDMBR-0.22，表明膜孔径对GDMBR系统的稳定膜通量及膜过滤阻力有一定影响，但显著低于传统过滤模式下膜孔径对超滤和微滤工艺膜通量的影响。
2.2 对有机物的去除效能 2.2.1 对COD和UV254[16]的去除效能考察了GDMBR系统对COD和UV254的去除效能。如图 3(a)所示，运行初期，GDMBR系统就对水中的COD具有一定的去除作用，这一方面是水中的大分子/胶体型/颗粒型有机物可被滤膜高效截留，另一方面是GDMBR工艺采用的无反冲洗过滤模式使其膜表面快速形成了一层生物滤饼层，滤饼层内的微生物对水中的溶解性有机物进行分解利用，强化了COD的去除。运行初期(第1~13天)，由于GDMBR膜表面的生物滤饼层尚未完全成熟，难以实现有机物稳定去除，GDMBR出水中COD波动较大(50~100 mg/L)。图 3(b)表明，实验后期(第16~ 21天)，GDMBR出水中的COD进一步下降，平均稳定在30 mg/L，去除率为80%。相比COD的去除，GDMBR工艺对水中UV254的去除始终具有较好的效果，即使进水中UV254波动较大，出水UV254也几乎不发生变化且维持在较低水平，平均去除率为85%。这表明GDMBR系统对水中UV254的去除与膜表面滤饼层的形成关联不大，UV254主要来源于水中的大分子有机物(如腐殖质类大分子及一些芳香族化合物)，这类物质极易被膜滤去除[17]。
Fig. 3
图 3 COD及UV254变化规律和去除效能 Fig. 3 Variation and removal efficiency of COD and UV254 此外，对比GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U出水中COD及UV254变化可知，在整个过滤过程中，3组GDMBR系统出水COD变化趋势基本一致，且其出水中UV254分别为(0.047±0.002)、(0.048±0.002)、(0.048±0.004)cm-1(图 3(d))，也差异不大，表明在GDMBR系统中，膜孔径对COD及UV254的去除效能无显著影响。
2.2.2 对荧光类有机污染物的去除效能采用三维荧光光谱分析技术(3DEEM)，对GDMBR系统出水中的荧光性污染物进行分析。原水的荧光峰主要分布于4个区域，1、2区有两个明显的荧光峰，分别在λex/λem=280/340 nm和λex/λem=225/340 nm附近，主要为色氨酸类蛋白物质和络氨酸类蛋白物质；而3、4区有两个荧光强度较弱的荧光带，分别位于λex/λem=(230~280)/(400~ 450)nm和λex/λem=(320~350)/(360~430)nm，为类富里酸和类腐殖酸物质[18]。通过对比GDMBR进出水中的荧光污染物种类和强度(图 4)发现，当GDMBR系统运行稳定后，出水中类蛋白物质的荧光强度变化高于类腐殖酸和类富里酸物质，表明膜表面生物滤饼层内蛋白质质量浓度居多；同时，GDMBR出水中的荧光强度略高于进水，这是由于本实验采用配水，进水中的荧光类有机物含量相对较低，而GDMBR工艺长期运行过程中，膜表面滤饼层内附着滋生的微生物在其代谢过程中会不断分泌EPS，具有较强的荧光特性，导致出水中的荧光有机物含量增加。该现象也证明了滤饼层内的有机污染物并非完全是从水中截留的有机物，部分是由微生物分解被膜截留有机物而随之代谢产生的，二者的平衡是影响滤饼层有机组分的关键因素。
Fig. 4
图 4 各GDMBR系统的进出水荧光分布(通量稳定后) Fig. 4 Fluorescence distribution of each GDMBR system 此外，对比GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U出水中4个特征区域的荧光强度可知，GDMBR-0.45出水各区的荧光强度分别增加了53.97%、5.81%、20.24%和33.65%，GDMBR-0.22出水中各区的荧光强度分别增加了69.04%、21.16%、22.02%和34.62%，而GDMBR-U出水中各区的荧光强度分别增加了37.66%、7.88%、19.05%和22.12%，表明不同膜孔径对GDMBR系统出水中荧光类有机物含量具有一定影响。
2.3 对营养元素的保留结合农村污水处理现状和灌溉需求，在对农村污水进行无害化处理过程中，尽量保留氮、磷元素符合污水资源化回用要求[19-20]。
2.3.1 氮的转化与保留为考察GDMBR系统中氮元素的迁移和转化规律，探究了GDMBR系统进出水中氨氮、亚硝酸盐和硝酸盐的质量浓度变化(图 5(a)~(c))。长期过滤过程中，3个GDMBR系统中氨氮的流失率均较低(约21%)，出水中氨氮质量浓度略低于原水，亚硝酸盐质量浓度基本维持恒定，硝酸盐质量浓度略有上升。对比3组GDMBR系统发现，其出水中氨氮、亚硝酸盐、硝酸盐质量浓度变化规律基本一致，表明不同膜孔径对于GDMBR运行中三氮的转化基本没有影响。实验结束时(第22天)，GDMBR出水中硝酸盐平均质量浓度仅为2.3 mg/L，这是由于硝化细菌代时较长，在运行周期内GDMBR系统中硝化细菌含量较少，尚未形成优势菌种，氨氮硝化能力有限。同时，图 5(d)显示，GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U出水中的总氮平均质量浓度分别为(25.31±1.91)、(25.14±2.06)、(25.24±1.95)mg/L，基本相当，表明不同膜孔径对GDMBR系统中总氮的保留率影响不大，且相比进水总氮质量浓度(31.84±2.21) mg/L，各组GDMBR系统中氮保留率高达80%。因此，GDMBR工艺处理农村生活污水可实现污染物去除与氮元素保留相统一。
Fig. 5
图 5 各GDMBR系统中氮的转化与保留情况 Fig. 5 Nitrogen conversion and retention of each GDMBR system 2.3.2 总磷的保留由图 6可知，进水总磷质量浓度为(3.68±0.40) mg/L，GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U出水中总磷平均质量浓度分别为(2.34± 0.39)、(2.34±0.37)、(2.38±0.35)mg/L，均有所降低，即产生了一定的总磷流失。这是由于GDMBR体系内接种的污泥中含有聚磷菌，其在好氧条件下将水中的磷摄取到体内，导致出水中磷元素质量浓度下降[21]。在整个运行周期中，本实验并未采取任何排泥措施，但GDMBR系统中始终存在一定程度的总磷流失问题，这是由于本实验过程中每日取样进行监测，系统中聚磷菌随之排放，导致总磷流失。此外，GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U对总磷的保留率分别为(63.78±8.44)%、(63.58±7.92)%和(64.78±6.49)%，相差不大，表明不同膜孔径对GDMBR系统中总磷的保留没有明显影响。综上可知，GDMBR体系能实现磷元素的有效保留，符合农村污水资源化处理及农业灌溉需求。
Fig. 6
图 6 各GDMBR系统总磷的变化规律和保留情况 Fig. 6 Phosphorus variation and retention of each GDMBR system 2.4 生物滤饼层特性分析 2.4.1 滤饼层形貌特征利用光学相干断层扫描仪(OCT)探究了各GDMBR系统中生物滤饼层的微观结构。图 7(a)~(c)表明，3组GDMBR系统的滤饼层均较为匀实平整，凸起不多，且生物滤饼层内部孔隙结构较少，差异不大，这也是导致3组GDMBR系统稳定通量(1.3~1.5 L/(m2·h))基本一致的重要原因。图 7(d)~(f)为各组GDMBR膜表面生物滤饼层的形貌特征，发现GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U系统膜表面的生物滤饼层均较为平坦，表面存在较小的“凸起”和“团簇”结构，但各组间无明显差异。表明不同膜孔径对生物滤饼层的微观结构及表面形貌影响甚微，而GDMBR系统的透水性能与其膜表面生物滤饼层的结构特性关系密切，生物滤饼层越粗糙、孔隙结构越发达，其透水性能越好，GDMBR的稳定通量越高[10]。图 2(c)表明，在整过实验过程中，3组GDMBR的膜过滤阻力变化趋势基本一致；通量稳定后，3组GDMBR系统的膜过滤阻力(12×1012~14×1012 m-1)也相差不大，这与3组GDMBR膜表面生物滤饼层微观结构和表面形貌相似相对应。此外，部分研究表明，无机颗粒物在生物滤饼层的形成与稳定过程中起到骨架和桥接作用[22-23]，是促使生物滤饼层形成粗糙多孔结构的重要因素。而本实验主要采用实验室配水，进水中无机物含量较低，缺乏“支撑骨架”效应，且生物滤饼层较为黏稠，这也是导致各组GDMBR系统膜表面生物滤饼层结构较为匀实致密的重要原因。
Fig. 7
图 7 各GDMBR系统生物滤饼层微观结构(OCT图)及形貌特征(SEM图，2×104倍) Fig. 7 Microstructure (OCT) and morphological characterization (SEM, 2×104 times) of the filter cake layer for each GDMBR system 2.4.2 生物滤饼层组分特性分析胞外聚合物是微生物分泌的高分子聚合物，主要成分为多糖、蛋白质等，其具有黏性高、易在膜表面或膜孔中吸附沉积等特点，是导致膜通量下降及膜过滤阻力上升的重要因素[24]。因此，在实验结束后，分别提取和分析膜表面生物滤饼层内的结合型胞外聚合物(EPS)、溶解型胞外聚合物(SMP)以及膜孔内胞外聚合物(In-EPS)。图 8(a)表明，GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U 3组系统内SMP中蛋白质质量浓度均高于EPS；3组系统中生物滤饼层内蛋白质总质量浓度(SMP+EPS)分别为559.19、570.70、560.89 mg/m2，远高于In-EPS中的蛋白质质量浓度。表明在GDMBR长期过滤过程中，有机污染物主要是在生物滤饼层内沉积而非是膜孔中，这也是GDMBR工艺长期运行过程中膜通量及过滤阻力保持稳定状态的重要原因。由图 8(b)可知，3组GDMBR系统中生物滤饼层内多糖的分布规律与蛋白质类似，都是SMP最高，EPS略低，In-EPS最低，但多糖总质量浓度低于蛋白质质量浓度，降低了约50%。相比GDMBR-0.45及GDMBR-U，GDMBR-0.22的In-EPS中多糖质量浓度相对较高，这是由于GDMBR-0.22的稳定通量较高(图 2(b))，相同运行时间内透过的水量更多，在更强、更多的水传输作用下，多糖类污染物与GDMBR-0.22膜孔的接触/沉积几率更大。此外，3组GDMBR系统生物滤饼层内的蛋白质和多糖质量浓度差异不大，表明不同膜孔径对生物滤饼层的生化组分特性影响甚微。
Fig. 8
图 8 膜表面胞外聚合物组分及ATP分析 Fig. 8 Extracellular polymeric substance composition and ATP content ATP是细胞中能量的载体，常用来表征微生物的活性[25]，通过分析ATP浓度探究各GDMBR系统生物滤饼层的生物活性。图 8(c)中GDMBR-0.45、GDMBR-0.22和GDMBR-U生物滤饼层的ATP浓度分别为162.28、152.95、113.871 μmol/m2，其中，GDMBR-0.45和GDMBR-0.22滤饼层内ATP浓度均高于GDMBR-U，即前者滤饼层内的生物活性高于后者。表明GDMBR-0.45和GDMBR-0.22的滤饼层内检测出更多的生物活性成分，更有利于有机物降解和膜污染的缓解，这也是第Ⅱ阶段后期至运行稳定后，GDMBR-0.45和GDMBR-0.22的膜过滤阻力始终高于GDMBR-U的另一重要原因(图 2(c))。
3 结论1) GDMBR直接处理生活污水，可在无清洗条件下长期稳定运行，稳定通量为1.3~1.5 L/(m2·h)，GDMBR-0.45和GDMBR-0.22的稳定通量较GDMBR-U略有增加，涨幅分别为14%和16%。在实际应用过程中，可根据不同的处理水质和水量要求，灵活选择采用以超滤膜或微滤膜为核心的GDMBR过滤系统。
2) GDMBR工艺有机地耦合了生物滤饼层和膜滤双重功能，可有效强化对水中污染物的截留，其对COD和UV254的去除率分别为78%和85%；此外，GDMBR工艺可实现在去除污染物的同时保留水中的氮、磷等营养元素，氮、磷保留率高达80%和64%，可满足农业灌溉要求。
3) 各组GDMBR系统膜表面生物滤饼层均较为匀实平整，凸起较少，孔隙结构较少，EPS、SMP和In-EPS质量浓度和分布相差不大，表明不同孔径对GDMBR膜表面生物滤饼层的微观结构和组分特性影响甚微；但生物滤饼层中ATP浓度与膜孔径及稳定通量水平呈正相关性，是影响GDMBR通量稳定性的关键因素。
4) GDMBR工艺采用无清洗过滤模式，可在极低的重力驱动下实现对生活污水的净化处理，具有操作简单、低能耗、低维护、净水效果好等特点，可有效解决当前农村污水处理技术存在的能耗高、成本高、运维管理难等问题，具有很好的应用前景。
参考文献
[1] 董丽伟, 张伟, 白璐, 等. 我国农村生活污水资源化利用现状及模式分析[J]. 环境工程技术学报, 2022, 12(6): 2089.
DONG Liwei, ZHANG Wei, BAI Lu, et al. Analysis on current situation and model of resource utilization of rural sewage in China[J]. Journal of Environmental Engineering Technology, 2022, 12(6): 2089. DOI:10.12153/j.issn.1674-991X.20210829
[2] KRAUME M, SCHEUMANN R, BABAN A, et al. Performance of a compact submerged membrane sequencing batch reactor (SM-SBR) for greywater treatment[J]. Desalination, 2010, 250(3): 1011. DOI:10.1016/j.desal.2009.09.093
[3] NEOH C H, NOOR Z Z, MUTAMIM N S A, et al. Green technology in wastewater treatment technologies: integration of membrane bioreactor with various wastewater treatment systems[J]. Chemical Engineering Journal, 2016, 283: 582. DOI:10.1016/j.cej.2015.07.060
[4] ASLAM M, CHARFI A, LESAGE G, et al. Membrane bioreactors for wastewater treatment: a review of mechanical cleaning by scouring agents to control membrane fouling[J]. Chemical Engineering Journal, 2017, 307: 897. DOI:10.1016/j.cej.2016.08.144
[5] PETER-VARBANETS M, HAMMES F, VITAL M, et al. Stabilization of flux during dead-end ultra-low pressure ultrafiltration[J]. Water Research, 2010, 44(12): 3607. DOI:10.1016/j.watres.2010.04.020
[6] KLEIN T, ZIHLMANN D, DERLON N, et al. Biological control of biofilms on membranes by metazoans[J]. Water Research, 2016, 88: 20. DOI:10.1016/j.watres.2015.09.050
[7] 唐小斌. 生物滤饼层/超滤耦合工艺净化水源水机理及优化研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2018
TANG Xiaobin. Integrated bio-cake layer and ultrafiltration process treating source water: mechanisms and optimization[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2018. DOI: 10.27061/d.cnki.ghgdu.2018.000229
[8] 孙唯祎. 有机物对重力流超滤处理含铁锰地表水的影响机制及应对突发污染研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2021
SUN Weiyi. Mechanism of organics affecting treatment of surface water containing iron and manganese by gravity-driven membrane and its efficacy in sudden pollution[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2021. DOI: 10.27061/d.cnki.ghgdu.2021.003343
[9] 黄凯杰. 重力流超滤处理含铁含锰地下水研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工业大学, 2020
HUANG Kaijie. Gravity-driven membrane system treating iron and manganese containing groundwater[D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2020. DOI: 10.27061/d.cnki.ghgdu.2020.000259
[10] DING An, WANG Jinlong, LIN Dachao, et al. A low pressure gravity-driven membrane filtration (GDM) system for rainwater recycling: flux stabilization and removal performance[J]. Chemosphere, 2017, 172: 21. DOI:10.1016/j.chemosphere.2016.12.111
[11] DING An, LIANG Heng, LI Guibai, et al. Impact of aeration shear stress on permeate flux and fouling layer properties in a low pressure membrane bioreactor for the treatment of grey water[J]. Journal of Membrane Science, 2016, 510: 382. DOI:10.1016/j.memsci.2016.03.025
[12] LEE S, N?TZLI P A, BURKHARDT M, et al. Effect of hydraulic retention time on performances of gravity-driven membrane (GDM) reactor for seawater pretreatment[J]. Journal of Water Process Engineering, 2023, 53: 103599. DOI:10.1016/j.jwpe.2023.103599
[13] DING An, WANG Jinlong, LIN Dachao, et al. In situ coagulation versus pre-coagulation for gravity-driven membrane bioreactor during decentralized sewage treatment: permeability stabilization, fouling layer formation and biological activity[J]. Water Research, 2017, 126: 197. DOI:10.1016/j.watres.2017.09.027
[14] AKHONDI E, WU Bing, SUN Shuyang, et al. Gravity-driven membrane filtration as pretreatment for seawater reverse osmosis: linking biofouling layer morphology with flux stabilization[J]. Water Research, 2015, 70: 158. DOI:10.1016/j.watres.2014.12.001
[15] MUTAMIM N S A, NOOR Z Z, HASSAN M A A, et al. Membrane bioreactor: applications and limitations in treating high strength industrial wastewater[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 225: 109. DOI:10.1016/j.cej.2013.02.131
[16] 公维佳, 王嘉硕, 刘宪武, 等. GAC/GDM组合工艺用于村镇饮用水净化机制及调控[J]. 哈尔滨工业大学学报, 2022, 54(8): 34.
GONG Weijia, WANG Jiashuo, LIU Xianwu, et al. Mechanisms and regulations of GAC/GDM hybrid process for rural drinking water treatment[J]. Journal of Harbin Institute of Technology, 2022, 54(8): 34. DOI:10.11918/202110099
[17] KULOVAARA M, CORIN N, BACKLUND P, et al. Impact of UV254-radiation on aquatic humic substances[J]. Chemosphere, 1996, 33(5): 783. DOI:10.1016/0045-6535(96)00233-0
[18] CHEN Wen, WESTERHOFF P, LEENHEER J A, et al. Fluorescence excitation-emission matrix regional integration to quantify spectra for dissolved organic matter[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(24): 5701. DOI:10.1021/es034354c
[19] YAAKOB M A, MOHAMED R, AL-GHEETHI A, et al. Influence of nitrogen and phosphorus on microalgal growth, biomass, lipid, and fatty acid production: an overview[J]. Cells, 2021, 10(2): 393. DOI:10.3390/cells10020393
[20] KELLY P T, HE Z. Nutrients removal and recovery in bioelectrochemical systems: a review[J]. Bioresource Technology, 2014, 153: 351. DOI:10.1016/j.biortech.2013.12.046
[21] SUN Haohao, WU Qiang, YU Ping, et al. Denitrification using excess activated sludge as carbon source: performance and the microbial community dynamics[J]. Bioresource Technology, 2017, 238: 624. DOI:10.1016/j.biortech.2017.04.105
[22] CHOMIAK A, SINNET B, DERLON N, et al. Inorganic particles increase biofilm heterogeneity and enhance permeate flux[J]. Water Research, 2014, 64: 177. DOI:10.1016/j.watres.2014.06.045
[23] TANG Xiaobin, PRONK W, DING An, et al. Coupling GAC to ultra-low-pressure filtration to modify the biofouling layer and bio-community: flux enhancement and water quality improvement[J]. Chemical Engineering Journal, 2018, 333: 289. DOI:10.1016/j.cej.2017.09.111
[24] MENG Fangang, ZHANG Shaoqing, OH Y, et al. Fouling in membrane bioreactors: an updated review[J]. Water Research, 2017, 114: 151. DOI:10.1016/j.watres.2017.02.006
[25] VELTEN S, HAMMES F, BOLLER M, et al. Rapid and direct estimation of active biomass on granular activated carbon through adenosine tri-phosphate (ATP) determination[J]. Water Research, 2007, 41(9): 1973. DOI:10.1016/j.watres.2007.01.021
