厌氧膜生物反应器(AnMBR)以其优良的出水水质和较高的净产能潜力逐渐成为市政污水处理的一项有力技术。然而，膜污染控制具有较高的工艺运行成本，同时环境温度条件下较低的运行温度将导致厌氧微生物活性的降低和甲烷溶解度的升高，不利于能源的回收以及对温室气体排放的控制。此外，市政污水中硫酸盐的广泛存在对产甲烷过程也有较为显著的影响。为全面了解 AnMBR 在市政污水处理中的研究进展，本文从有机物去除、甲烷产量和污泥产量三个方面评价了工艺的运行效能，分析并讨论了工艺应用过程中主要的挑战和解决方式，并在此基础上展望 AnMBR 在市政污水处理中的发展方向，旨在为推广 AnMBR 处理低浓度市政污水，实现污水中资源及能源的回用提供参考。

关键词：

        厌氧膜生物反应器；市政污水；膜污染；温度；硫酸盐

引 言

       气候变化同水、能源及资源危机的出现推动了市政污水处理向综合资源回收模式的转变，碳中和逐渐成为未来污水处理的发展方向。与传统好氧活性污泥工艺相比，厌氧消化(Anaerobic digestion, AD)具有较低的能量需求和污泥产量，污水中有机物能够以甲烷形式进行能源回收，有望实现工艺运行能耗的自给自足[3]。然而，低温和较低的有机物浓度一直被认为是 AD 工艺应用于市政污水处理的主要障碍。一方面，低温条件下厌氧微生物活性较低，对污水中有机物的降解效果有限，需要足够长的污泥停留时间(Sludge retention time, SRT)来保证反应器的运行效果。而另一方面，大量低浓度市政污水的处理需要较短的水力停留时间(Hydraulic retention time, HRT)，反应器易出现生物质流失等问题，难以保证出水水质。

       厌氧膜生物反应器(Anaerobic membrane bioreactor, AnMBR)为 AD 工艺在市政污水处理中的应用提供了新的途径[5]。AnMBR 能够实现反应器内 HRT 与 SRT 的完全分离。在较短的 HRT 条件下，污泥和悬浮固体(Suspended Solid, SS)将被膜组件截留在反应器内，生长缓慢的厌氧微生物能够在较长的 SRT 条件下稳定生长，维持反应器内较高的污泥浓度，从而能够解决 AD 工艺在应对有机物浓度低、温度波动大以及处理量大的市政污水时的不足。现阶段许多小试和中试规模的 AnMBR 已经投入运行，多数 AnMBR 能够在进行市政污水处理的同时实现能源中和或能源盈余。然而值得注意的是，AnMBR 在市政污水处理中的应用仍面临着一系列挑战，其中膜污染、温度和市政污水中硫酸盐的存在对于工艺稳定运行的影响尤为显著。为深入了解 AnMBR 工艺处理污水及回收能源的最新研究进展，综述了 AnMBR 工艺在污水有机物去除、甲烷产量及污泥产量等三方面的表现，探讨了膜污染、温度和硫酸盐作为当前该工艺推广应用的制约因素及相应解决措施，并展望了 AnMBR 工艺的潜在应用领域与模式，为综合了解 AnMBR 工艺在市政污水中的应用提供参考。

1 AnMBR 的基本组成

         AnMBR 的基本组成包括厌氧反应器和膜组件两部分，旨在通过膜分离装置实现厌氧反应中 SRT 和HRT 的完全分离，以实现更好地污水处理效果。根据膜组件安装位置的不同，AnMBR 分为内压外置式、吸引浸没式和吸引外置浸没式三种类型。虽然内压外置式 AnMBR 的外部膜组件易于清洗和维护，但较高的跨膜压差(Transmembrane Pressure, TMP)和表面横流速度造成了其较高的运行能耗。相比之下，浸没式AnMBR 不仅对横流速度和TMP 的需求较低，且膜表面截留的微生物能够直接或间接地返回生物反应器内，与此同时，沼气回流提供的剪切力也有利于膜污染控制，使其更加适合处理低浓度市政污水中的处理。

1.1 膜组件及膜材料

        在 AnMBR 的实际运行过程中，膜组件和厌氧反应器作为 AnMBR 的两大组成部分，对于工艺的运行效果具有直接影响。膜组件根据其材料的不同分为聚合膜和陶瓷膜两大类。常见的聚合膜材料包括聚偏氟乙烯(Polyvinylidene Fluoride, PVDF)、聚醚砜(Polyether Sulfone, PES)和氯化聚乙烯(Chlorinated Polyethylene,PE)，而陶瓷膜的材料则一般为氧化铝(Al2O3)、二氧化硅(SiO2)和二氧化(TiO2)。现阶段，聚合膜由于更低的制作成本而被广泛应用于 AnMBR 的构建与运行中，其中 PVDF 的应用最为广泛。但是，膜污染问题导致其具有较高的运行成本。与聚合膜相比，陶瓷膜拥有更高的处理效率和更好的抗污染性能，近年来备受关注。然而，高昂的制作成本是制约陶瓷膜商业化应用的瓶颈。为降低成本，叶腊石、白云石和高岭土等天然矿物材料也被用于陶瓷膜的制作。此外，为进一步降低成本，一些高孔隙率材料也被应用于 AnMBR 构建的探索中。在实际应用过程中，不同材料的膜被分别制作为中空纤维膜、平板膜和管式膜等结构形式，以更好地实现与各类厌氧反应器的耦合。

1.2 厌氧反应器

         对于厌氧反应器，连续搅拌式反应器(Completely Stirred Tank Reactor, CSTR)是现阶段 AnMBR 构建中最常用的厌氧反应器，被广泛应用于各类小试和中试规模的探索。CSTR 的运行简单、操作方便，但出水SS 较高，膜污染情况较为严重。与此相比，升流式厌氧污泥床(Upflow Anaerobic Sludge Blanket, UASB)在一定程度上已实现 HRT 与 SRT 的分离，达到较好的污水处理效果，膜装置的加入则对于其出水水质有进一步的提升，使工艺的运行更加稳定。随着研究的进一步发展，厌氧流化床(Anaerobic Fluidized Bed Bioreactor, AFBR)和膨胀颗粒污泥床反应器(Expended Granular Sludge Bed, EGSB)等反应器也逐渐被用于 AnMBR 的构建中。其中，AFBR 由于颗粒活性炭等载体材料对膜污染的控制作用受到了广泛的关注。此外，为降低膜污染控制的成本，对一系列新型反应器的研究，如厌氧浸没式旋转膜生物反应器(Anaerobic Submerged Rotating Membrane Bioreactor, AnSRMBR)、厌氧渗透膜生物反应器(Anaerobic Osmotic Membrane Bioreactor, AnOMBR)和厌氧动态膜生物反应器(Anaerobic Dynamic Membrane Bioreactor,AnDMBR)等，为 AnMBR 的应用提供了更多可能性。 

2 AnMBR 在市政污水处理中的应用效果

2.1 COD 去除效果

          表 1 总结了近年来不同构型和规模的 AnMBR 应用于低浓度市政污水处理时的运行参数及运行效果。如表 1 所示，虽然各项研究中反应器进水条件存在一定波动，但 AnMBR 基本能够在较短的 HRT 和环境温度下实现 85%以上的 COD 去除率，且在适当的操作条件下，去除率能够稳定在 90%以上。现阶段小试AnMBR 的 HRT 已基本降低至 12 h 及以下[13, 22]，Aslam 等[15]甚至在 25°C 的温度和 1 h 的 HRT 情况下，实现了单级厌氧流化床陶瓷膜生物反应器(AFCMBR)的稳定运行，出水 COD 仅为 26 mg/L，去除率高达 90%。
         
          而近年来，越来越多的中试 AnMBR 研究也进一步展开。Kong 等构建的大型吸引浸没式 CSTR-AnMBR是现阶段 AnMBR 用于低浓度市政污水处理的最大规模。反应器在 25°C 的温度条件下连续运行 217 d，COD去除率一直保持到 90%以上，即使在 6 h 的 HRT 条件下，出水 COD 也仅为 40.8 mg/L。而为了探究不同温度条件下 AnMBR 运行的稳定性，Chen 等在 5–35°C 温度条件下以颗粒活性炭(Granular Activated Carbon,GAC)为载体构建了中试规模的 GAC-AnMBR。研究表明，反应器在 10°C 以下的低温条件下也能够实现 86%以上 COD 的去除，出水 COD 维持在 50 mg/L 以下，突出了 AnMBR 在寒冷环境下的应用潜力。然而，Shin等[12, 24]在构建中试规模的分段式厌氧流化床膜生物反应器(SAF-MBR)时发现，实际污水中粒径小于膜孔径的 COD 会在 HRT 过短时流出，造成出水 COD 的升高。因次，在 AnMBR 的实际应用过程中，需要注意对进水水质进行分析以选取合适的操作条件。总而言之，现阶段不同构型和规模的 AnMBR 均表现出良好的 COD 降解效果，为 AnMBR 在市政污水处理领域的研究与工程化应用提供了数据支撑。

2.2 甲烷产量

        沼气是污水中化学能在 AnMBR 内的一般转化形式，由甲烷(CH4)、氢气(H2)、一氧化碳(CO)、氮气(N2)和少量的硫化氢(H2S)组成。一般情况下甲烷是沼气的主要成分，占气体总量的 70%-90%[25]。甲烷的回收对于能源需求紧张的缓解和碳排放量的减少均具有重要意义，其产量和转化率是评价 AnMBR 运行效果的重要指标。理论上来说，有机负荷(Organic Loading Rate, OLR)较高的条件下会产生更多的甲烷，例如Foglia 等在将 AnMBR 的 OLR 从 1 kg COD/(m3·d)提升到 2 kg COD/(m3·d)时，系统产甲烷量从 0.13 L/d提升到 0.95 L/d。然而，现阶段甲烷实际产率低于理论值的现象普遍存在。根据表 1 中各 AnMBR 的运行效能来看，其产甲烷率普遍在 0.20 L CH4/g CODremoved 左右，低于标准温度和气压情况下的理论产率。

低温对微生物活性的抑制、甲烷的溶解以及硫酸盐等抑制性物质的存在均可能造成这种差异。在不考虑上述抑制性条件的实验室条件下，AnMBR 能够实现 0.30-0.35 L CH4/g CODremoved 的高甲烷产率。因此，市政污水处理中 AnMBR 能源的回收仍具有较大潜力和发展空间，在后续研究中进一步提高 AnMBR的甲烷产率、实现污水中溶解性甲烷的高效回收，对于工艺的发展具有十分重要的意义。

2.3 污泥产量

         微生物生命活动的进行往往伴随着剩余污泥的产生，且污水中不可生物降解的污染物会吸附在污泥当中。因此，堆积的污泥需要进一步处理，以防止其中的污染物对生态环境造成负面影响。剩余污泥的处理处置往往需要较高的成本，低污泥产量是厌氧反应处理污水的另一大优势。表 1 中部分研究监测了AnMBR 处理市政污水时的污泥产量。结果显示，各实验结果均表现出较低的污泥产量，在不同的反应器构型和工艺运行条件下，污泥产量的变化范围为 0.004-0.188 g VSS/g CODremoved，远低于传统活性污泥法的污泥产量。然而，也有部分研究存在污泥产量较高的问题。Gimenez 等发现当温度下降时，反应器污泥产量增加，甚至高达 0.46 g VSS/g CODremoved。但也有研究认为，由于环境温度下厌氧微生物代谢速率较慢，其污泥产量低于中温或高温条件。Shin 和 Bae[8]通过对不同中试 AnMBR 装置进行对比分析，指出污水的预处理是影响反应器污泥产量的主要原因，对反应器进水进行沉降等预处理可以明显降低系统的污泥产量。总的来说，AnMBR 在处理市政污水时基本能够保证反应器运行过程中较低的污泥产量，但需要更多大型中试研究去评估污泥产量的影响因素，为工艺的工程化应用提供支持。

3 面临的挑战

        AnMBR 的工程化和商业化推广面临着许多挑战，膜污染、溶解性甲烷的存在、温度、pH 和碱度以及进水中硫化物的存在等问题均对 AnMBR 的稳定运行有着不同程度的负面影响。当 AnMBR 应用于低浓度市政污水处理时，膜污染、温度以及市政污水中硫酸盐的存在等问题尤为突出。本文围绕以上三点对AnMBR 应用于市政污水处理时所面临的问题与挑战展开论述。

3.1 膜污染

3.1.1 膜污染机理

        膜污染会造成膜组件运行通量下降，对整个 AnMBR 的运行和维护都有直接影响，是现阶段制约AnMBR 应用的主要因素。目前认为，膜污染物一般分为有机污染物、无机污染物和微生物。其中，有机污染物包括多糖、蛋白质和腐殖质等，以溶解性微生物产物(Soluble Microbial Products, SMP)和胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances, EPS)的形式存在。由于反应器中混合液成分的复杂性，膜污染的形成难以用单一机制进行表述。在这些污染物中，疏水性腐殖质由于吸附作用易附着在膜表面或膜孔内，引起膜表面孔径分布的改变和表面疏水性的增加，促进膜污染的发生，被认为是不可逆污染发生的主要原因。多糖具有大分子、凝胶化和低生物降解速率等特性，且易与二价或多价阳离子等无机污染物发生络合作用，在膜表面形成易于微生物附着的凝胶层，被认为是引起膜污染的关键物质。同时，蛋白质与多糖结合形成的非共价网状结构使膜污染的结构和组成更加复杂，微生物的附着协同其它污染物之间的相互作用将促使膜表面污染向滤饼层进一步发展。膜污染形成过程的时空分布如图 2 所示。值得注意的是，SMP 一般在膜污染初期发挥主要作用，而后期的膜污染以微生物分泌的 EPS 为主。此外，污染物在连续过滤过程中向膜表面流动所形成的“浓差极化”现象也是膜污染的一种，通常以薄液体层的形式聚集在膜的表面。

3.1.2 膜污染控制手段

        膜污染的形成与 AnMBR 的运行状态密切相关，合理选择 AnMBR 的运行参数对于膜污染的控制至关重要。作为最重要的经济参数之一，HRT 的缩短有利于工艺建设与运行成本的控制，但膜污染速率也会随着 HRT 的缩短而增加。例如，Kong 等[6]在 8 h 及以上的 HRT 运行中试 AnMBR 时，能够维持稳定的膜通量运行，而将 HRT 缩短至 6 h 时，膜污染问题则开始频繁出现。较长的 SRT 能够维持反应器内较高的污泥浓度以保证工艺运行效果。但较高的 SRT 易造成反应器出水中 SMP 和 EPS 浓度的升高，加速膜污染进程[25]。温度对于膜污染速率也具有较大影响，市政污水温度随环境变化波动较大，低温易造成污水粘度的增加，致使膜污染问题加剧，而中温及高温条件的维持又会造成大量的热能的损失。根据反应器运行状况合理选择运行参数，有利于实现膜污染控制。在环境温度下运行 AnMBR 的同时，尽可能地缩小 HRT、增加 SRT 有利于控制运行成本，因此通过其他途径缓解膜污染至关重要。

          膜污染控制方法从整体上可分为物理、化学和生物三种途径。其中，物理清洗与化学清洗是常用的膜污染控制手段，已较多的应用于中试规模的探究[8]。一般情况下，通过物理清洗可以去除的污染称为可逆污染，通过化学清洗去除的污染则称为不可逆污染，而在膜的连续使用过程中经清洗后仍不能恢复的膜通量则被称为不可恢复污染。

         AnMBR 物理清洗的主要途径为增加膜表面剪切力和反冲洗。表面剪切力的增加主要有增加膜表面流速和机械辅助冲刷两种途径。沼气喷射是控制 AnMBR 中膜污染最常用的方法，即通过对厌氧消化过程中产生的沼气进行回流喷射，实现对膜污染速率的控制。Lei 通过对之前研究的总结发现，当采用沼气喷射控制膜污染时，膜污染速率可以从 1.16 kPa/d 降低至 0.25 kPa/d。此外，反应器运行过程中将膜组件进行旋转[52]或振动[53]也是增加膜表面剪切力的有效途径。膜表面的机械辅助冲刷通过投加载体材料实现，活性炭和生物炭等均为常用的载体材料，载体材料的吸附作用在一定程度上进一步抑制了膜污染速率。例如，Kim 等利用 GAC 构建的 AFMBR 在膜污染控制方面表现出优异的性能。反冲洗可通过出水回流的冲刷作用去除膜表面污垢，对于膜表面可逆污染的去除也十分重要。

        化学清洗是恢复膜性能的常用方法，通过使用酸、碱、氧化剂等化学试剂去除 AnMBR 运行过程中膜组件的不可逆污染，对于膜的再生非常重要。在常见的化学清洗试剂中，酸处理能够实现无机金属污染物的沉淀，碱处理能够实现大分子有机污染物的水解，氧化剂则通过氧化作用去除有机和生物污染物。

此外，金属螯合剂和表面活性剂等化学药品也被用于膜组件的清洗。金属螯合剂能够与金属离子形成络合物，从而破坏生物聚合物内部及膜表面分子结构，进而破坏其凝胶层结构。表面活性剂分子则能够通过其亲疏水部分与不同成分的相互作用，破坏膜污染中有机污染物与金属离子之间的结合。由于膜污染组成的复杂性，需要联合使用多种化学试剂对被污染膜进行清洗，次氯酸钠和柠檬酸的混合便被广泛应用于AnMBR 膜污染物的去除。但值得注意的是，化学清洗会对膜表面产生损伤，降低膜的使用寿命，导致膜更换成本的增加，且在膜的原位清洗的过程中，化学试剂的添加对于反应器内微生物的活性也存在一定影响[58]。因此，化学清洗一般仅用于膜通量的恢复，而不是 AnMBR 日常运行中膜污染的控制。为避免化学清洗剂使用对环境的负面影响，可生物降解膜污染清洗剂的开发与清洁剂使用规范的确立也需要进一步推进[51]。

        近年来，一些生物方法也被用于 AnMBR 膜污染控制中。群体感应(Quorum Sensing, QS)是污水处理中生物膜形成的重要机制，与高丝氨酸内酯(N-acyl Homoserine Lactone, AHL)的合成密切相关[59]。因此，在QS 基础上提出的群体淬灭(Quorum Quenching, QQ)，则能够添加酶或具有 QQ 功能微生物的方式降解厌氧微生物产生的 AHL，干扰生物膜形成的 QS 系统，从而缓解膜污染。与好氧膜生物反应器(Aerobic membrane bioreactor, AeMBR)相比，QQ 应用于 AnMBR 膜污染控制的研究较少。Ma 等研究了厌氧颗粒污泥中 AHL 的多样性、分布和功能，推测出 QS 同样存在于 AnMBR 的膜污染过程中。Liu 等[61]通过兼性QQ 微生物实现了小试规模 AnMBR 处理合成废水过程中膜污染的缓解。Xu 等[62]分离出的兼性群体淬灭联合体(Facultative Quorum Quenching Consortium, FQQ)提高了 QQ 微生物在 AHL 降解过程中的降解性和存活性，在此基础上将其系统地用于 AnMBR，并评估其长期的运行性能，指出 QQ 可能通过降低反应器中 EPS的蛋白质和多糖含量以实现较明显的膜污染控制效果。

        总的来说，膜污染的形成机理与控制手段仍处于不断地探索当中，低能耗且环境友好的膜污染控制手段的开发与应用对于 AnMBR 的进步与发展至关重要。

3.2 温度

         市政污水的温度会随着环境温度的变化而变化，冬季污水的温度能降至 5-10°C。因此 AnMBR 在处理市政污水时往往需要在不受控制的环境温度下运行。厌氧消化工艺对于温度的变化十分敏感，许多研究表明，温度对于 COD 去除率和膜污染均具有显著影响，且低温将导致甲烷的溶解度增加，不利于甲烷回收。

3.2.1 温度对 COD 去除率的影响温度波动以及小于 10°C 的温度是 AnMBR 用于市政污水处理的两个重要挑战。例如，Plevri 等[64]发现AnMBR 的夏季出水 COD 浓度普遍低于冬季，在出水 COD 浓度差异最大的一年中，夏季和冬季的出水 COD浓度分别为 51 mg/L 和 105 mg/L，COD 去除率分别为 89%和 76%。Watanabe 等在 10-25°C 的温度条件下运行 AnMBR，发现当 10°C 时反应器出水 COD 浓度明显增高，达 134 mg/L。研究表明，温度对污染物降解速率和厌氧微生物群落结构均有影响。环境温度变化对水解过程的影响是整个厌氧消化过程的限速步骤，产酸和产甲烷过程也会受到不同程度的影响[67]。低温状态下，产甲烷菌的活性受到抑制，且由于反应平衡常数的减小和 H2 溶解度的升高，挥发性脂肪酸(Volatile Fatty Acids, VFA)的降解较为缓慢，易造成反应体系中 pH 的积累和酸碱度的变化，从而进一步影响产甲烷过程。

        AnMBR 能够很大程度上实现环境温度下市政污水的有效处理。Lim 等在 12.7-31.5°C 的环境温度下对生活污水进行处理，实现了 25-58 mg/L 的 COD 出水水质。Chen 等在 5-35°C 的环境温度下利用 AnMBR处理市政污水，上清液 COD 浓度随温度降低而明显上升，但反应器出水 COD 浓度均低于 50 mg/L。一方面，AnMBR 中膜分离作用能够实现对固体物质的截留，通过反应器中混合液悬浮固体浓度(Mixed Liquor Suspended Solid, MLSS)的增加弥补微生物活性不足的缺点[31]。另一方面，Smith 等[4]指出，由于低温状态下较高的 H2 溶解度，甲基营养型产甲烷过程可能在低温状态下发挥主要作用，H2 可作为电子供体用于甲烷的合成。但是，近年来部分研究发现低温状态下乙酸营养型产甲烷菌仍为优势菌群。因此，需要更多的研究了解温度对微生物群落结构的影响。此外，部分研究指出膜组件对 COD 具有分离作用，膜表面生物膜的存在对于 COD 的去除同样具有一定效果。因此，AnMBR 膜组件上生物膜的结构和组成需要进一步研究与探索。

3.2.2 溶解性甲烷

          溶解性甲烷的存在一直是 AnMBR 发展的一大限制因素，且由于低温状态下甲烷溶解度的增加，AnMBR 在市政污水处理中的应用进一步受到了制约。一方面，溶解性甲烷的存在不利于污水中能源的有效利用，另一方面，出水中大量的溶解性甲烷是温室气体的重要来源，不利于碳中和目标的实现。大量的研究对 AnMBR 处理市政污水时溶解性甲烷的产生与回收进行了评估。Smith 等[72]指出与其他污水处理工艺相比，AnMBR 将对全球变暖产生更大的影响，出水中溶解性甲烷的存在对这一影响的贡献可达70%。Dolejs 等对低温下 AnMBR 处理合成污水的出水溶解性甲烷进行测定，15°C 时反应器出水的溶解性甲烷可达到 104 mg/L，占总甲烷产量的 40%-50%。同样，Lim 等发现在 15-20°C 的运行条件下，47%的甲烷溶解在出水中。因此，最大限度的减少或回收溶解性甲烷对于 AnMBR 技术在市政污水处理中的应用至关重要。

        现阶段对于溶解性甲烷的回收仍处于探索阶段，可能实现的技术包括曝气、气提和膜接触器。与传统的曝气和气提技术相比，基于膜接触器从 AnMBR 出水中回收溶解性甲烷的方法受到了越来越多的关注。现有膜接触器的工作原理可分为脱气膜和基于溶剂的回收方法两类。其中，脱气膜利用吹扫气体或真空条件提供的驱动力实现水中溶解性甲烷的解吸，而基于溶剂的膜接触器则利用溶剂所提供的浓度梯度实现溶解性甲烷的分离。到目前为止，相关研究多集中在脱气膜接触器的使用上。Evans 等指出，与环境能源效益相比，脱气膜的运行能耗可以忽略不计。Lim 等在 0.008 kWh/m3 的能耗条件下实现了 75%溶解性甲烷的回收，回收能量可达到 0.052 kWh/m3。但是，Li 等指出通过脱气膜分离的甲烷中仍含有大量的水蒸气，仍需要较高的成本进行分离。Kong 等指出，综合考虑溶解性甲烷的回收，其成本最高可达到 0.133 kWh/m3。未来需要更多的研究综合考量溶解性甲烷的回收问题。

3.3 硫酸盐
        市政污水中硫酸盐的存在对于厌氧消化和膜分离过程均存在显著影响。硫酸盐还原菌(Sulphate reducing bacteria, SRB)能够利用有机化合物和 H2 作为电子供体将硫酸盐转换为硫化物。因此，在硫酸盐存在的情况下，SRB 将与产甲烷菌竞争相同的底物，降低产甲烷菌的底物利用率，同时，SRB 代谢过程中硫化物的生成将对产甲烷菌的产生抑制，从而进一步降低系统甲烷产率[77]。此外，沼气中 H2S 的存在会对仪表、设备产生腐蚀作用，降低膜组件的使用寿命[31]。因此，污水中硫酸盐的浓度对 AnMBR 的经济可行性具有直接影响。

          对于 AnMBR 的运行效益而言，Shin 等[8]的调查结果显示，中试规模 AnMBR 处理低小于 17 mg/L 的低硫酸盐浓度市政污水时甲烷产量为 0.22 L CH4/g COD，而在处理高于 99 mg/L 的高硫酸盐浓度污水时则仅为 0.08-0.15 L CH4/g COD。Pretel 等[78]在环境温度下处理富含硫酸盐的市政污水，硫酸盐的存在极大地影响了 AnMBR 的最终甲烷产量，从而影响了总能源消耗与平衡。Petropoulos 等[79]估计，进水中 120.4 mg/L的硫酸盐浓度可以消耗高达 50%的 COD，若不考虑硫酸盐的抑制作用，系统的甲烷产率能够从 0.09 L CH4/g CODremoved 增加到 0.18 L CH4/g CODremoved。此外，硫酸盐转化形成的 H2S 会对沼气造成污染，不利于甲烷的回收与利用[80]。除了影响能源的回收问题之外，硫酸盐对于 AnMBR 的运行成本也有较大的影响。

         Kobayashi 等[81]报告称，大于 200 mg/L 的高浓度硫酸盐浓度可能会增加 UASB 内 SMP 和 EPS 的释放，引起 AnMBR 膜污染进程的加剧。Song 等[77]则在后续实验中证明，当污水中硫酸盐浓度从 200 mg/L 增加到300 mg/L 时，膜污染速率快速增加。现阶段关于硫化物对微生物群落活性、粒度分布、EPS 组成以及膜污染特征的探究还较少，需要更多地了解硫酸盐浓度对 AnMBR 运行的影响。

           使用化学混凝的方法去除 AnMBR 中的硫酸盐是现阶段可能实现的方式，但 Harclerode 等[82]认为与AnMBR 的运行能耗及甲烷的回收相比，化学混凝剂的投加将会对环境造成更大的影响。污水中COD/SO42--S 的控制是限制硫酸盐浓度对 AnMBR 运行效能影响的一个可能途径，当污水中 COD/SO42—S大于 10 时，能够维持较好的厌氧消化和产甲烷性能[77]。但是，膜污染以及沼气中 H2S 的去除仍是不可避免的问题，常见市政污水中 COD/SO42—S 比值的范围也需要广泛的调查与研究。

4 展 望
         近年来，AnMBR 在市政污水中的应用取得了显著的进展，各类小试与中试装置在 COD 降解、甲烷产量和污泥产量等方面的运行效能为工艺的工程化应用提供了有力的技术支持。然而，AnMBR 运行过程中能源中和的实现及污水中资源的回收利用仍值得进一步的研究与探讨。

        首先，能源中和的实现直接取决于甲烷的产率及其回收效率。然而，市政污水有机浓度低、抑制性物质的存在以及低温等特点都在制约着甲烷产率的提升。以正渗透(Forward Osmosis, FO)为代表的预浓缩技术为甲烷产率的提升提供了新的思路，但在实际应用过程中仍存在经济与技术上的挑战[31]。因此，如何提高甲烷的产率仍需要进一步的思考与探索。与此同时，溶解性甲烷的存在是能源回收效率低下的重要原因，甲烷回收效率的提升将会是                   AnMBR 发展的关键。另一方面，膜污染是 AnMBR 运行过程中能源消耗的主要来源，降低膜污染控制造成的能源消耗对于能源中和的实现至关重要。随着技术的进步与发展，AnMBR膜污染发生过程有望得到更加全面的理解与认识[49, 83]。因此，未来的研究需要对 AnMBR 的运行及清洗策略进行调整和优化，同时开发能耗更低的膜污染控制方法和抗污染性能更强的膜组件。

          其次，AnMBR 出水中丰富的氮磷为污水中资源的回收利用提供了广阔的空间。农业灌溉是同时实现污水中氮磷资源与水资源利用的最佳方式之一。然而，非灌溉季节 AnMBR 出水的储存面临水体富营养化和储存空间等问题的限制，反应器出水与灌溉用水在时间和空间上的平衡，需要开展相应的实践与讨论。在不能保证反应器出水的直接回用时，需要对污水中残留的氮磷进行去除或回收以满足市政污水的排放标准。因此，AnMBR 与不同水处理工艺之间联合应用的处理效果需要更多的探索与评价，为 AnMBR处理市政污水提供更多可能的应用模式。

5 结 论

          通过对 AnMBR 工艺在市政污水处理中的研究进展进行梳理，得到以下结论：

         （1）多数小试或中试 AnMBR 均已能够实现环境温度下市政污水的有效处理，COD 去除率基本达到90%以上，污泥产量较小，且能够实现污水中有机物向甲烷的转换，具有低能耗下同步进行污水处理和资源回收的巨大潜力。

          （2）膜污染是制约 AnMBR 应用的主要障碍，约 70%以上的能量用于膜污染控制过程。在后续的研究中，需要对现阶段膜污染控制方法进行优化，同时开发更加低能耗的膜污染控制方法，降低膜污染控制成本。

（3）市政污水的温度波动从 COD 降解效果、膜污染速率和溶解性甲烷三个方面影响 AnMBR 的运行。

甲烷在低温状态下溶解度的增加是亟需解决的问题，提高溶解性甲烷的回收能够在实现能源回收的同时有效减少温室气体的排放。

         （4）市政污水中大量存在的硫酸盐会造成硫酸盐还原菌与产甲烷菌的竞争，降低甲烷产量，H2S 的产生也会影响沼气的组成。合理控制污水中 COD/SO42—S 比值可能是缓解硫酸盐影响的有效途径。

          （5）市政污水的处理需考虑污水中氮磷的去除，农业灌溉可能是 AnMBR 出水的最佳利用方式。在不能实现污水的直接回用需要进行进一步的处理。

 

 

原标题：厌氧膜生物反应器处理市政污水研究进展

原作者：李英豪，姜昭，王洪臣，刘国华，齐鲁