段文松，張方芳，許志恒，凌聰

（安徽師范大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，安徽蕪湖241000）

正滲透膜生物反應(yīng)器膜過濾特性研究

段文松，張方芳，許志恒，凌聰

（安徽師范大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，安徽蕪湖241000）

以氯化鈉為驅(qū)動(dòng)溶質(zhì)，采用正滲透膜生物反應(yīng)器處理模擬生活污水，系統(tǒng)地考察了各因素對(duì)正滲透膜過濾性能的影響。結(jié)果表明，隨著驅(qū)動(dòng)液濃度增加，水通量和反向鹽通量也隨之增加；正滲透膜活性層朝向驅(qū)動(dòng)液時(shí)（AL-DS）的水通量和反向鹽通量較活性層朝向原料液（AL-FS）時(shí)大；水通量和反向鹽通量與錯(cuò)流速率正相關(guān)，在錯(cuò)流速率較低時(shí)增加不明顯；隨著活性污泥濃度增加，水通量呈下降趨勢(shì)，而反向鹽通量呈上升趨勢(shì)。

正滲透膜生物反應(yīng)器；反向鹽通量；膜朝向；錯(cuò)流速率；污泥濃度

正滲透（forward osmosis，F(xiàn)O）是指水在半透膜兩側(cè)滲透壓差驅(qū)動(dòng)下，自發(fā)從膜一側(cè)穿過膜遷移到另一側(cè)的過程〔1〕。相比于壓力驅(qū)動(dòng)的膜分離過程，正滲透過程具有能耗低、污染物截留效率高、膜污染較輕等特點(diǎn)，使其在廢水處理、苦咸水淡化等領(lǐng)域逐漸成為人們關(guān)注的研究熱點(diǎn)〔2-6〕。

正滲透膜是一種低能耗的膜處理工藝，而膜生物反應(yīng)器（MBR）是一種高效的污水處理工藝，將FO應(yīng)用到MBR中，即正滲透膜生物反應(yīng)器（forward osmosismembranebioreactor，OMBR）〔7〕。正滲透膜生物反應(yīng)器是由A.Achilli等于2008年首次提出，他指出OMBR能夠去除99%以上的有機(jī)物和98%以上的氨氮〔2〕，具有比傳統(tǒng)MBR更好的污水處理效果。近年來OMBR成為了生物反應(yīng)器的研究熱點(diǎn)。BaoxiaMi等〔8〕研究了正滲透膜生物反應(yīng)器中的有機(jī)和無機(jī)污染。Jinsong Zhang等〔9〕提出，OMBR的膜污染是由生物膜的形成和無機(jī)污染的共同作用導(dǎo)致的。A.Achilli等〔2〕運(yùn)行了一個(gè)浸沒式OMBR處理生活污水，經(jīng)過28 d的運(yùn)行發(fā)現(xiàn)，膜污染是造成通量減少的主要原因。廖文超等〔10〕對(duì)OMBR的運(yùn)行參數(shù)進(jìn)行了優(yōu)化，其結(jié)果表明原液膜面流速對(duì)膜通量影響較小，汲取液膜面流速增大明顯促進(jìn)膜通量增加。以往對(duì)OMBR的研究主要集中在膜污染方面，系統(tǒng)研究OMBR在不同運(yùn)行狀態(tài)下的膜過濾特性較少。

筆者以氯化鈉為驅(qū)動(dòng)溶質(zhì)，采用OMBR來處理

模擬生活污水，考察了正滲透膜分離過程中驅(qū)動(dòng)液濃度、膜朝向、錯(cuò)流速率、活性污泥濃度等因素對(duì)膜過濾性能的影響，為OMBR在實(shí)際工程應(yīng)用提供參考。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 實(shí)驗(yàn)儀器和材料

儀器：FA2004B電子分析天平，上海佑科；BT600LC蠕動(dòng)泵，保定創(chuàng)銳；DDS-11A電導(dǎo)率儀，上海雷磁。

原料液為實(shí)驗(yàn)室配制的模擬生活污水，其組成（mg/L）：葡萄糖278，NaHCO3111，淀粉278，CaCl26，蛋白胨28，F(xiàn)eSO4·7H2O 0.549，尿素167，KH2PO426.4，MgSO4·7H2O 66，MnSO4·7H2O 6。

活性污泥取自蕪湖市城南污水處理廠的生化池。

氯化鈉為分析純，購自于西隴化工股份有限公司。

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

正滲透膜生物反應(yīng)器實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示。

圖1 正滲透膜生物反應(yīng)器

FO膜采用美國(guó)HTI公司生產(chǎn)的商業(yè)化CTAES膜。該膜活性層由醋酸纖維素組成，支撐層為聚酯篩網(wǎng)結(jié)構(gòu)，整個(gè)膜厚度大約為50~80μm〔11〕。錯(cuò)流式正向滲透膜組件外置于膜生物反應(yīng)器，原料液和驅(qū)動(dòng)液分別在膜組件內(nèi)的膜兩側(cè)錯(cuò)流循環(huán)。根據(jù)實(shí)驗(yàn)需要，F(xiàn)O膜活性層分別面向原料液側(cè)（AL-FS模式）和驅(qū)動(dòng)液側(cè)（AL-DS模式），膜兩側(cè)錯(cuò)流速率保持相同。膜組件的流道深度為4mm，有效膜面積為36 cm2。原料液和驅(qū)動(dòng)液的有效體積為2 L，驅(qū)動(dòng)液置于電子天平上，通過質(zhì)量的變化來計(jì)算水通量。實(shí)驗(yàn)在室溫下進(jìn)行。

1.3 分析方法

采用如圖1所示的OMBR實(shí)驗(yàn)裝置進(jìn)行正滲透膜過濾特性研究實(shí)驗(yàn)。在室溫（24±2）℃條件下，將2 L模擬生活污水和活性污泥的混合液加入生物反應(yīng)器中，并開始曝氣，曝氣量為3 L/min。在驅(qū)動(dòng)液桶加入2 L一定濃度的氯化鈉溶液，調(diào)節(jié)好錯(cuò)流速率，開始正滲透膜分離循環(huán)。試運(yùn)行10min后，待系統(tǒng)穩(wěn)定后開始計(jì)算驅(qū)動(dòng)液側(cè)氯化鈉的質(zhì)量變化。

根據(jù)電子天平實(shí)時(shí)采集的驅(qū)動(dòng)液質(zhì)量變化，并按式（1）計(jì)算水通量Jw。

式中：Jw——正滲透膜的水通量，L/（m2·h）；

S——膜的有效面積，m2；

t——正滲透膜分離時(shí)間，h；

ΔW——驅(qū)動(dòng)液質(zhì)量的增加量，kg；

ρ——水的密度，kg/L。

按式（2）計(jì)算反向鹽通量Js。

式中：Js——正滲透膜的反向鹽通量，g/（m2·h）；

C0、Ct——分別為初始時(shí)刻、t時(shí)刻原料液中的TDS質(zhì)量濃度，g/L；

V0、Vt——分別為初始時(shí)刻、t時(shí)刻原料液體積，L。

2 結(jié)果與討論

2.1 驅(qū)動(dòng)液濃度對(duì)正向滲透膜過濾性能的影響

驅(qū)動(dòng)液是影響正滲透膜分離過程的重要因素之一。而理想的正滲透驅(qū)動(dòng)液首先應(yīng)當(dāng)易溶于水且能夠產(chǎn)生較高的滲透壓并且能夠與水很好地分離，實(shí)現(xiàn)其循環(huán)利用〔12〕。本實(shí)驗(yàn)采用濃度為0.5~3.0mol/L的NaCl溶液作為驅(qū)動(dòng)液，在活性污泥質(zhì)量濃度為3 000mg/L，活性層朝向原料液（AL-FS）方向，錯(cuò)流速率為600mL/min的條件下，考察驅(qū)動(dòng)液濃度對(duì)水通量Jw和反向鹽通量Js的影響，結(jié)果見圖2。

圖2 NaCl濃度對(duì)正滲透膜水通量和反向鹽通量的影響

由圖2可知，隨著氯化鈉濃度從0.5mol/L增加到3.0 mol/L，Jw從4.97 L/（m2·h）增加到13.33 L/（m2·h）。由于原料液不變，隨氯化鈉濃度增加，其滲透壓也相應(yīng)增加，與原料液之間的滲透壓差也隨之增加，為正滲透膜分離提供的驅(qū)動(dòng)力也增加，所以水通量也隨之增加。該現(xiàn)象亦可由Van'tHoff公式解釋，濃度高的氯化鈉溶液具有更多的離子數(shù)，因此汲取液滲透壓更高，膜通量更大〔13〕。

同樣由圖2可知，隨著氯化鈉濃度從0.5mol/L增加到3.0mol/L，Js從9.26 g/（m2·h）增加到42.58 g/（m2·h）。由于正滲透膜的不完全致密性，在水從原料液透過FO膜到驅(qū)動(dòng)液側(cè)時(shí)，驅(qū)動(dòng)溶質(zhì)也會(huì)少量反向透過膜到達(dá)原料液側(cè)，且氯化鈉濃度越高反向鹽通量也越大。

2.2 膜朝向?qū)φ驖B透膜過濾性能的影響

使活性層分別朝向驅(qū)動(dòng)液（AL-DS）和原料液（AL-FS）方向，在活性污泥質(zhì)量濃度為3 000mg/L，錯(cuò)流速率為600mL/min的條件下，考察膜朝向?qū)w和Js的影響，結(jié)果見圖3。

圖3 膜不同朝向?qū)w和Js的影響

由圖3可知，在相同驅(qū)動(dòng)液濃度下，活性層朝向驅(qū)動(dòng)液時(shí)（AL-DS）的Jw和Js較活性層朝向原料液（AL-FS）時(shí)大。對(duì)于正滲透過程來說，由于無需外加壓力，理論上正滲透膜的水通量應(yīng)與膜兩側(cè)溶液的滲透壓差成正比。然而研究發(fā)現(xiàn)實(shí)際通量遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于預(yù)期值〔14-16〕。這是由于FO過程特有的濃差極化現(xiàn)象造成的。正滲透過程中，濃差極化現(xiàn)象分為內(nèi)濃差極化和外濃差極化。在AL-DS模式時(shí)，當(dāng)水和溶質(zhì)在多孔支撐層中擴(kuò)散，沿著活性層的內(nèi)表面會(huì)生成一層極化層，稱為濃縮型內(nèi)濃差極化；相反地，在AL-FS模式時(shí)，當(dāng)水滲透過活性層，稀釋了支撐層中的汲取液，稱為稀釋型內(nèi)濃差極化〔17〕。由于CTA-ES正滲透膜是非對(duì)稱結(jié)構(gòu)的，在實(shí)驗(yàn)過程中膜兩側(cè)溶液均提供較大的錯(cuò)流速率實(shí)現(xiàn)湍流，所以可忽略外濃差極化的作用。猜想可能是因?yàn)轵?qū)動(dòng)液側(cè)氯化鈉濃度較高，在AL-DS模式由于原料液在多空支撐層中擴(kuò)散所形成的濃縮型內(nèi)濃差極化所降低的有效驅(qū)動(dòng)力小于在AL-FS模式由于溶質(zhì)稀釋所形成的稀釋型內(nèi)濃差極化作用所降低的有效驅(qū)動(dòng)力，因此使得AL-DS模式中Jw和Js大于AL-FS模式中的Jw和Js。

2.3 錯(cuò)流速率對(duì)正向滲透膜過濾性能的影響

在活性層朝向原料液（AL-FS）方向，活性污泥質(zhì)量濃度為3 000mg/L，氯化鈉濃度為2mol/L，錯(cuò)流速率分別為300、600、1 200mL/min的條件下，考察錯(cuò)流速率對(duì)Jw和Js的影響，結(jié)果見圖4。

圖4 錯(cuò)流速率對(duì)Jw和Js的影響

由圖4可知，Jw和Js隨著錯(cuò)流速率的增加而增加。當(dāng)錯(cuò)流速率由300mL/min提高到600mL/min時(shí)，Jw和Js雖有增加但增加不明顯。當(dāng)錯(cuò)流速率由600mL/min提高到1 200mL/min時(shí)，Jw和Js明顯增加。可見在錯(cuò)流速率較低的條件下，Jw和Js增加不明顯；錯(cuò)流速率較高時(shí)，Jw和Js增加明顯。分析其原因，首先膜表面錯(cuò)流速率可以改變膜附近的溶質(zhì)濃度，從而減小濃差極化程度，提高正向滲透膜通量〔13〕。所以通量隨著錯(cuò)流速率的增加而增加。在錯(cuò)流速率較

低的條件下，膜兩側(cè)表面的沖刷作用較弱，剪切力不足，膜污染發(fā)展較快。而在錯(cuò)流速率達(dá)到一定程度時(shí)，膜兩側(cè)表面沖刷效果較強(qiáng)，對(duì)于原料液側(cè)來說可以及時(shí)循環(huán)活性污泥混合液，減輕膜污染趨勢(shì)；對(duì)于驅(qū)動(dòng)液側(cè)來說有助于導(dǎo)出由原液側(cè)滲透過來的水，減小支撐層的內(nèi)濃差極化程度〔13〕。

2.4 活性污泥濃度對(duì)正向滲透膜過濾性能的影響

活性污泥是生物水處理工藝的重要組成，MBR的特點(diǎn)就是污泥濃度高，水處理效果好，但是污泥濃度高給后續(xù)的膜分離過程帶來了困難。在正滲透膜生物反應(yīng)器中，研究活性污泥濃度對(duì)正向滲透膜過濾性能的影響十分必要。在活性層朝向原料液（AL-FS）方向，錯(cuò)流速率為600mL/min，氯化鈉濃度為2mol/L的條件下，考察了活性污泥質(zhì)量濃度分別為3 000、5 000、7 000mg/L對(duì)Jw和Js影響，結(jié)果見圖5。

圖5 活性污泥濃度對(duì)Jw和Js的影響

由圖5可知，隨著活性污泥濃度增加，正滲透膜水通量Jw呈下降趨勢(shì)。當(dāng)活性污泥質(zhì)量濃度由3 000 mg/L提高到5 000mg/L時(shí)，Jw雖有下降但是降低不明顯。當(dāng)活性污泥質(zhì)量濃度由5 000mg/L提高到7 000mg/L時(shí)，Jw下降較為明顯。在其他條件相同的情況下，活性污泥濃度越高，原料液側(cè)的滲透壓也越高，膜兩側(cè)的滲透壓差就越小，提供的驅(qū)動(dòng)力也越小，因此水通量越低；另一方面，活性污泥濃度越高原料液側(cè)污染物質(zhì)越多，對(duì)膜的污染趨勢(shì)也越大。由圖5（b）可知，隨著活性污泥濃度增加，反向鹽通量Js呈上升趨勢(shì)。

3 結(jié)論

（1）隨著氯化鈉濃度從0.5 mol/L增加到3.0 mol/L，水通量Jw從4.97 L/（m2·h）增加到13.33 L/（m2·h）；反向鹽通量Js從9.26 g/（m2·h）增加到42.58 g/（m2·h）。

（2）活性層朝向驅(qū)動(dòng)液（AL-DS）時(shí)的正滲透膜水通量和反向鹽通量較活性層朝向原料液（AL-FS）時(shí)的大。

（3）正滲透膜水通量和反向鹽通量與錯(cuò)流速率正相關(guān)，在錯(cuò)流速率較低時(shí)增加不明顯，在較高時(shí)增加明顯。

（4）隨著活性污泥濃度增加，正滲透膜水通量Jw呈下降趨勢(shì)，在活性污泥濃度較高時(shí)Jw下降明顯；而反向鹽通量Js隨著活性污泥濃度增加呈上升趨勢(shì)。

［1］Cath TY，Childress AE，Elimelech M.Forward osmosis：Principles，applications，and recent developments［J］.Journal of Membrane Science，2006，281（1/2）：70-87.

［2］AchilliA，Cath T Y，Marchand E A，etal.The forward osmosismembrane bioreactor：A low fouling alternative to MBR processes［J］. Desalination，2009，239（1/2/3）：10-21.

［3］Holloway RW，Childress A E，Dennett K E，etal.Forward osmosis for concentration ofanaerobic digester centrate［J］.Water Research，2007，41（17）：4005-4014.

［4］Cornelissen E R，Harmsen D，de Korte K F，etal.Membrane fouling and processperformance of forward osmosismembraneson activated sludge［J］.JournalofMembrane Science，2008，319（1/2）：158-168.

［5］McCutcheon JR，McGinnis R L，Elimelech M.Desalination by ammonia-carbon dioxide forward osmosis：Influence of draw and feed solution concentrationson process performance［J］.JournalofMembrane Science，2006，278（1/2）：114-123.

［6］McCutcheon JR，McGinnis R L，Elimelech M.A novel ammoniacarbon dioxide forward（direct）osmosis desalination process［J］. Desalination，2005，174（1）：1-11.

［7］田禹，李志能，李俐頻，等.糖類對(duì)正滲透膜的膜污染研究［J］.環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2014，8（2）：531-535.

［8］Mi Baoxia，Elimelech M.Chemical and physical aspects of organic fouling of forward osmosis membranes［J］.Journal of Membrane Science，2008，320（1/2）：292-302.

［9］Zhang Jinsong，LoongW L C，Chou Shuren，etal.Membrane biofoulingand scaling in forward osmosismembranebioreactor［J］.Journal ofMembrane Science，2012，403/404：8-14.

［10］廖文超，李元高，嚴(yán)濱，等.正向滲透膜生物反應(yīng)器運(yùn)行參數(shù)優(yōu)化研究［J］.水處理技術(shù)，2013，39（12）：24-27.

［11］宗同強(qiáng)，趙玉宏，李娜，等.正滲透膜成分與結(jié)構(gòu)分析［J］.廣州化學(xué)，2008，38（2）：37-41.

［12］Achilli A，Cath T Y，Childress A E.Selection of inorganic-based draw solutions for forward osmosisapplications［J］.JournalofMembrane Science，2010，364（1/2）：233-241.

［13］Xu Yuan，Peng Xiaoyu，Tang CY Y，etal.Effectof draw solution concentration andoperating conditionson forward osmosisand pressure retarded osmosis performance in a spiral wound module［J］. JournalofMembrane Science，2010，348（1/2）：298-309.

［14］Lee K L，Baker RW，Lonsdale H K.Membranes for power generation by pressure-retardedosmosis［J］.JournalofMembraneScience，1981，8（2）：141-171.

［15］Mehta GD，Loeb S.Internalpolarization in the porous substructure ofasemipermeablemembrane under pressure-retarded osmosis［J］. JournalofMembrane Science，1978，4：261-265.

［16］Loeb S，Titelman L，Korngold E，etal.Effectofporous support fabric on osmosis through a Loeb-Sourirajan type asymmetric membrane［J］.JournalofMembrane Science，1997，129（2）：243-249.

［17］李剛，李雪梅，柳越，等.正滲透原理及濃差極化現(xiàn)象［J］.化學(xué)進(jìn)展，2010，22（5）：812-821.

Study onmembrane filtration characteristics in forward osmosismem brane bioreactor

DuanWensong，Zhang Fangfang，Xu Zhiheng，Ling Cong
（SchoolofEnvironmental Scienceand Engineering，AnhuiNormalUniversity，Wuhu 241000，China）

Using sodium chloride as driving solute，simulated domestic sewage hasbeen treated by forward osmosis membrane bioreactor.The influencesof various factorson the filtration capacity of the forward osmosismembrane is investigated systematically.The results show thatwith the increase of driving solution concentration，the water flux and reverse salt flux increase，too.When theactive layerof forward osmosismembrane isorientating the driving solution，thewater flux of AL-DS（active layer-driving solution）and the reverse salt flux arehigher than the active layer isorientating the AL-FS（active layer-feeding solution）.Thewater flux and the reverse salt flux are positively correlatedwith cross-flow rate.No significantincrease appears，when cross-flow rate is low.With the increaseofactivated sludge concentration，water flux tends to dropping down，while reverse salt flux tends to risingup.

forward osmosismembrane bioreactor；reverse salt flux；membrane orientation；cross-flow rate；sludge concentration

TQ028.8

A

1005-829X（2016）11-0053-05

段文松（1979—），博士，副教授。電話：15955360579，E-mail：dws7911@163.com。

2016-09-02（修改稿）

安徽省自然科學(xué)基金資助（1608085mB45）