李文衛(wèi)，俞漢青*

CAS Key Laboratory of Urban Pollutants Conversion, Department of Chemistry, University of Science and Technology of China, Hefei 230026, China

厭氧產(chǎn)能生物技術(shù)用于城市污水處理的研究進(jìn)展

李文衛(wèi)，俞漢青*

CAS Key Laboratory of Urban Pollutants Conversion, Department of Chemistry, University of Science and Technology of China, Hefei 230026, China

a r t i c l e i n f o

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Received 18 June 2016

Revised 12 November 2016

Accepted 18 November 2016

Available online 20 December 2016

厭氧

產(chǎn)能

膜生物反應(yīng)器

微生物電化學(xué)系統(tǒng)

城市污水處理

城市污水處理長期以來被認(rèn)為是一個(gè)高能耗、高成本的過程。傳統(tǒng)處理方法通過消耗大量能量來破壞污水中蘊(yùn)含的能量物質(zhì)，僅有很少的一部分能量和營養(yǎng)物質(zhì)可以得到回用。近年來，一些污水處理廠已經(jīng)開始嘗試通過技術(shù)革新和舊技術(shù)升級(jí)來將自己轉(zhuǎn)變?yōu)椤百Y源工廠”。其中，厭氧生物處理作為一種能將污水中的有機(jī)物轉(zhuǎn)化為能源并且保留其中的營養(yǎng)物質(zhì)不被破壞的技術(shù)，重新引起了人們的興趣。但是，這類技術(shù)的實(shí)際應(yīng)用目前仍面臨著技術(shù)和經(jīng)濟(jì)方面的諸多挑戰(zhàn)。本文綜述了當(dāng)前廢水厭氧生物處理技術(shù)的最新進(jìn)展?fàn)顩r，重點(diǎn)介紹了側(cè)流強(qiáng)化污泥厭氧消化、厭氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR)和微生物電化學(xué)系統(tǒng)，展望了這些技術(shù)走向應(yīng)用所面對(duì)的機(jī)遇和挑戰(zhàn)。本文旨在為城市污水厭氧處理工藝的設(shè)計(jì)和優(yōu)化提供參考。

? 2016 THE AUTHORS. Published by Elsevier LTD on behalf of Chinese Academy of Engineering and Higher Education Press Limited Company. This is an open access article under the CC BY-NC-ND license

(http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).

1. 引言

城鎮(zhèn)污水處理廠是實(shí)現(xiàn)污水凈化、保障城市公共衛(wèi)生的重要環(huán)節(jié)[1]。然而，傳統(tǒng)的污水處理工藝存在成本高、能耗高、二次污染的問題(污染物從水相轉(zhuǎn)移至固相/氣相)。隨著水和空氣的排放標(biāo)準(zhǔn)越來越嚴(yán)格，這些問題也日益凸顯。近年來人們?cè)诜磻?yīng)器及處理工藝方面進(jìn)行了大量改進(jìn)，如發(fā)展了膜生物反應(yīng)器[2]、好氧顆粒污泥系統(tǒng)[3]以及優(yōu)化工藝操作，但活性污泥過程的核心原則——通過消耗能量來破壞水中的能量物質(zhì)——始終未變。要實(shí)現(xiàn)從污水中回收資源，必須從根本上轉(zhuǎn)變廢水處理工藝[4,5]，而厭氧處理技術(shù)就被認(rèn)為是最具發(fā)展?jié)摿Φ奶娲夹g(shù)。

城市生活污水處理從好氧到厭氧工藝的轉(zhuǎn)變，為污水處理設(shè)施的可持續(xù)運(yùn)行和實(shí)現(xiàn)凈產(chǎn)能提供了可能[6,7]。與高能耗、資源浪費(fèi)型的活性污泥法相比，厭氧處理不僅避免了曝氣所需的能耗，而且能回收能源[8]。此外，污水中的氮、磷等營養(yǎng)物質(zhì)也得以保留下來，便于后續(xù)的回收和再利用[4]，從而進(jìn)一步提高能量效益和經(jīng)濟(jì)效益。值得一提的是，在傳統(tǒng)處理工藝中，營養(yǎng)物質(zhì)的去除需消耗部分碳源，從而減少了能用于厭氧產(chǎn)能的有機(jī)物的量。目前，一些不依賴于碳源的營養(yǎng)物質(zhì)去除技術(shù)的出現(xiàn)，為解決這個(gè)問題提供了可能[9]。

厭氧處理技術(shù)本身并非新技術(shù)，其被用于處理高濃度工業(yè)廢水和污泥消化已有很長的歷史[10]。在厭氧處理過程中，復(fù)雜的有機(jī)固體顆粒物在無氧狀態(tài)下被厭氧微生物分解，產(chǎn)生可回收的富含甲烷的能源氣體，同時(shí)得到用作農(nóng)業(yè)肥料的穩(wěn)定化的污泥[1]。當(dāng)厭氧處理技術(shù)與活性污泥法結(jié)合用于城市生活污水處理時(shí)，通過污泥厭氧消化得到的這些產(chǎn)品可以部分抵消活性污泥過程的高昂費(fèi)用，但通過這種方式回收的能量非常有限，水中大部分有機(jī)質(zhì)仍然得不到有效轉(zhuǎn)化從而被浪費(fèi)。為了提高產(chǎn)能，我們需要盡可能使更多的有機(jī)質(zhì)進(jìn)入污泥相中，進(jìn)而進(jìn)行污泥厭氧消化(側(cè)流厭氧處理)，或者直接對(duì)低有機(jī)物濃度的污水進(jìn)行厭氧處理(主流厭氧處理)，后者目前仍面臨多方面的技術(shù)挑戰(zhàn)。

側(cè)流厭氧污泥消化工藝已在城市生活污水處理中應(yīng)用了多年。強(qiáng)化該工藝需依賴新的技術(shù)，將有機(jī)物盡可能富集到污泥相中，并提高生物質(zhì)的轉(zhuǎn)化效率。而對(duì)于主流厭氧處理工藝，厭氧微生物生長慢和活性低是關(guān)鍵的限制因素。城市生活污水中的有機(jī)物含量低，并且以顆粒有機(jī)物為主。另外，污水處理廠經(jīng)常在低溫條件下運(yùn)行。這些都不利于產(chǎn)甲烷菌的生長[11]，使得傳統(tǒng)厭氧反應(yīng)器難以保持高生物量。例如，上流式厭氧污泥床和膨脹顆粒污泥床反應(yīng)器很容易因生物量流失，而導(dǎo)致處理效果變差。要解決這些問題，必須對(duì)現(xiàn)有的厭氧技術(shù)和反應(yīng)器進(jìn)行進(jìn)一步優(yōu)化改進(jìn)。

在本文中，我們介紹了幾項(xiàng)具有代表性的、有望應(yīng)用于城市生活污水處理的厭氧產(chǎn)能生物技術(shù)：生物富集結(jié)合側(cè)流強(qiáng)化污泥厭氧消化、厭氧膜生物反應(yīng)器(AnMBR)主流工藝、微生物電化學(xué)系統(tǒng)主流工藝[9]。我們總結(jié)了這些技術(shù)當(dāng)前的研究進(jìn)展，重點(diǎn)討論了這些技術(shù)走向?qū)嶋H應(yīng)用所面臨的機(jī)遇和挑戰(zhàn)。目前已有幾篇文章綜述了回收能源和資源的各種厭氧工藝[9,12,13]，因此本文僅關(guān)注與產(chǎn)能相關(guān)的厭氧生物技術(shù)。我們旨在為城市生活污水處理工藝的設(shè)計(jì)和優(yōu)化提供參考，同時(shí)推動(dòng)厭氧處理技術(shù)研究和應(yīng)用的進(jìn)一步發(fā)展。

2. 側(cè)流強(qiáng)化污泥厭氧消化

2.1. 技術(shù)進(jìn)展

通過生物富集結(jié)合污泥厭氧消化來強(qiáng)化側(cè)流能源回收的工藝具有相對(duì)成熟、能耗低等優(yōu)點(diǎn)。該工藝流程與傳統(tǒng)的活性污泥法有相似之處，但它能將更多有機(jī)物通過厭氧轉(zhuǎn)化產(chǎn)能而非好氧降解。如圖1(a)所示，該工藝主要包括兩個(gè)關(guān)鍵步驟：①以少量能耗為代價(jià)將污水中的大部分有機(jī)物富集濃縮到污泥相中；②通過高效厭氧消化系統(tǒng)將大部分富含有機(jī)物的污泥轉(zhuǎn)化成含甲烷的生物氣。有機(jī)物生物富集可以在非常低的污泥齡和低強(qiáng)度曝氣條件下通過污泥微生物的吸附、同化、濃縮作用將有機(jī)物富集于污泥相中[14]。污泥中有機(jī)碳含量的增加有利于提升厭氧消化效率。該工藝目前已成功地在包括奧地利Strass廠在內(nèi)的多座污水處理廠得到了應(yīng)用。在Strass污水處理廠，進(jìn)水中的大部分有機(jī)物通過接觸穩(wěn)定工藝被轉(zhuǎn)移進(jìn)入污泥相中用于后續(xù)的厭氧消化[15]。

然而，由于污泥中有機(jī)物的水解速率較低，其厭氧產(chǎn)能效率受到限制。為了提高產(chǎn)酸菌和產(chǎn)甲烷菌對(duì)污泥中有機(jī)物的利用率，實(shí)踐中常對(duì)污泥進(jìn)行預(yù)處理以促進(jìn)有機(jī)物的釋放和溶解[16]。常用的預(yù)處理方法包括水熱、微波輻照、超聲、機(jī)械剪切、化學(xué)及生物(酶)等。這些預(yù)處理手段雖然可以有效破壞污泥中微生物的細(xì)胞結(jié)構(gòu)，使有機(jī)物釋放，但能耗較高[17]。因此，能夠就近利用低品位的能源或者資源的預(yù)處理無疑是較為理想的選擇。在這方面，熱解不失為一種有效的技術(shù)手段，因?yàn)檫@種方法可以直接利用污水處理過程中熱泵或熱電聯(lián)產(chǎn)所產(chǎn)生的低品位熱能[17]。對(duì)這種廢熱的原位利用可以顯著減小污泥體積，并且有可能在低能耗甚至零能耗的條件下維持厭氧消化所需的高溫。但是，這種預(yù)處理的效果取決于生物濃縮程度、污泥特性以及廢熱的可利用性，而這些都與污水處理工藝的運(yùn)行條件密切相關(guān)。到目前為止，應(yīng)用該預(yù)處理技術(shù)最為成功的案例是美國的Blue Plains污水處理廠。該廠采用與Strass污水處理廠類似的側(cè)流厭氧消化工藝，但增加了一個(gè)Cambi熱解過程來強(qiáng)化生物裂解[15]。與傳統(tǒng)污泥厭氧消化相比，采用該強(qiáng)化策略可使甲烷產(chǎn)量提高一倍。

此外，污泥中有機(jī)物含量低和成分波動(dòng)大是兩個(gè)較常見的問題，會(huì)限制甲烷的產(chǎn)生速率。將污泥與富含有機(jī)物的固體廢棄物(如餐廚垃圾)進(jìn)行共消化是解決污泥有機(jī)質(zhì)組分低的一個(gè)有效方法[18]。該方法不僅能提升污泥中可利用碳的含量，而且也可以平衡碳和營養(yǎng)元素的比例，從而有利于提高生物氣產(chǎn)量和保持整個(gè)處理流程的能量平衡[19]。此外，它還可以提高厭氧消化裝置的利用率，在一定程度上抵消了厭氧反應(yīng)器所需要的投資和運(yùn)行成本。將污泥與餐廚垃圾共消化的方式已在Strass污水處理廠成功應(yīng)用了8年多，被證明是提高生物氣產(chǎn)量的一種有效策略。

2.2. 瓶頸與面臨的挑戰(zhàn)

盡管側(cè)流厭氧消化技術(shù)的可行性已經(jīng)在實(shí)際污水處理廠中得到了驗(yàn)證，但是離大范圍的推廣應(yīng)用還有一定距離，主要是存在以下一些技術(shù)、經(jīng)濟(jì)限制。首先，生物富集過程仍然需要消耗一定量的氧氣，不可避免會(huì)導(dǎo)致一部分有機(jī)碳被礦化從而損失。其次，低污泥停留時(shí)間可能會(huì)導(dǎo)致污泥的沉降性能變差[20]，因此需要投加絮凝劑來促進(jìn)污泥的濃縮，或者安裝膜組件以防止污泥流失[21,22]。此外，消化液中仍含有高濃度的有機(jī)物(通常其化學(xué)需氧量COD＞100 mg·L–1)，因此無法直接排放，而往往需要返回到主流生物反應(yīng)器中或者需配套后續(xù)處理(如需要大量曝氣的活性污泥工藝和微藻系統(tǒng)處理等)[23]。最后，厭氧消化和預(yù)處理裝置成本較高，在不太理想的運(yùn)行狀態(tài)下易出現(xiàn)磨損和腐蝕等問題[24]。這些限制因素降低了整個(gè)過程的能源回收效率，增加了成本，并且導(dǎo)致系統(tǒng)運(yùn)行不穩(wěn)定。

3. 厭氧膜生物反應(yīng)器

3.1. 厭氧膜生物反應(yīng)器運(yùn)行特征

側(cè)流污泥厭氧消化系統(tǒng)的有效運(yùn)行需要復(fù)雜的污泥預(yù)濃縮和有機(jī)物溶解釋放步驟。如果污水中的低濃度有機(jī)物可以在厭氧條件下被直接轉(zhuǎn)化，整個(gè)處理工藝可以極大程度地簡(jiǎn)化。最近AnMBR的發(fā)展使得這樣的厭氧主流處理工藝成為可能[6]。如圖1(b)所示，AnMBR是一種高度緊湊型的生物反應(yīng)器，可以同時(shí)實(shí)現(xiàn)污染物的去除和污泥分離[25]。與其他厭氧生物反應(yīng)器相比，AnMBR能高效截留污泥和顆粒有機(jī)物，因此具有更高的處理轉(zhuǎn)化效率[26,27]。AnMBR另一個(gè)獨(dú)特的優(yōu)勢(shì)是其在各種氣候溫度條件下都有較穩(wěn)定的處理效果。大多數(shù)的厭氧過程都存在低溫下運(yùn)行效果變差的問題，這是因?yàn)榈蜏叵聟捬跷⑸锘钚越档?，進(jìn)而影響生物固體水解和甲烷生成[28,29]。然而，低溫對(duì)于AnMBR卻并不是很大的限制因素。AnMBR可以維持較高的活性生物量，從而能夠部分彌補(bǔ)因溫度降低導(dǎo)致的微生物活性下降，這對(duì)生長較慢的水解細(xì)菌和產(chǎn)甲烷菌來說意義尤為重大。甚至當(dāng)水溫低至6℃時(shí)，AnMBR仍能通過對(duì)細(xì)小粒子的有效截流使其充分水解[26]，從而保持較高的出水水質(zhì)[30–32]。

因此，AnMBR適用于城市生活污水的厭氧主流處理，是一項(xiàng)極具吸引力和發(fā)展?jié)摿Φ奈鬯幚砑夹g(shù)。當(dāng)然，目前該技術(shù)的實(shí)際應(yīng)用仍存在膜污染和溶解甲性甲烷損失等限制因素，尤其是在較低的水溫下更為明顯[33]。如何突破這些制約已成為當(dāng)前的研究熱點(diǎn)。

3.2. 膜污染控制

AnMBR中較高的污泥濃度(一般大于10 000 mg·L–1)使其污染物去除效率可以達(dá)到與好氧處理同樣的水平。但是，高生物量也會(huì)導(dǎo)致高流體黏度、更多的微生物細(xì)胞以及產(chǎn)生大量生物小分子[34]，從而引起更嚴(yán)重的膜污染。并且，膜污染在低溫下更為突出[35]。例如，研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)溫度從25℃降低至15℃時(shí)，AnMBR中溶解性微生物產(chǎn)物(SMPs)的含量及細(xì)顆粒比例顯著增加，造成更嚴(yán)重的膜污染[28]。

生物氣加壓曝氣是一種被廣泛采用的減緩膜污染的有效策略。例如，在一個(gè)中試規(guī)模的處理城市生活污水的AnMBR中，通過采用40～60 m3·(m2·h)–1連續(xù)的生物氣曝氣結(jié)合常規(guī)化學(xué)清洗(3～4個(gè)月一次)，膜污染得到了有效控制，該系統(tǒng)穩(wěn)定運(yùn)行了三年以上[32]。然而，這種生物氣曝氣消耗了0.4 kW·h·m–3的能量，比15℃下可回收甲烷的能量高出三分之一[27]。如何有效地控制AnMBR的膜污染成為限制其應(yīng)用的一個(gè)重要挑戰(zhàn)。為了解決這一問題，研究者們從反應(yīng)器構(gòu)型優(yōu)化和低能耗膜污染控制策略方面開展了大量的研究工作。

AnMBR膜污染特征與反應(yīng)器類型密切相關(guān)。到目前為止，多種構(gòu)型的生物反應(yīng)器已被嘗試用于AnMBR運(yùn)行，包括CSTR、UASB、EGSB和FBR[33]。CSTR因其加工簡(jiǎn)易、運(yùn)行簡(jiǎn)單而最先被采用。但是，在CSTR中由于濾膜是直接暴露在污泥中，導(dǎo)致了嚴(yán)重的膜污染[34]。之后，UASB[36]和EGSB[37]等附著生長型反應(yīng)器也相繼被用于AnMBR操作。在這些反應(yīng)器中，由于顆粒污泥的形成和污泥床對(duì)顆粒有機(jī)物的有效物理截留作用，生物反應(yīng)區(qū)與膜組件區(qū)得以分離，從而減緩了膜表面泥餅層的形成。目前，研究人員已成功運(yùn)行了一個(gè)由UASB和一個(gè)外置式膜組件構(gòu)成的AnMBR中試裝置。該系統(tǒng)已穩(wěn)定運(yùn)行了超過三年，中間只進(jìn)行了少數(shù)幾次化學(xué)清洗[38]。盡管如此，這些系統(tǒng)仍需要采用耗能較高的生物氣曝氣或者水力內(nèi)循環(huán)(0.25～0.5 kW·h·m–3)來提供水力剪切以減緩膜污染[33,39]。另一個(gè)問題是膜的引入會(huì)使污泥顆?；璧乃x擇壓消失(即絮體不再排出)，致使反應(yīng)器在長期運(yùn)行中顆粒的穩(wěn)定性較差[40]。

這方面的一個(gè)最新突破是將FBRs用于AnMBR的運(yùn)行[41]。在該系統(tǒng)中，顆?；钚蕴?GAC)支撐的顆粒污泥取代了自發(fā)形成的微生物顆粒，從而減少了懸浮絮體污泥的量，提高了膜性能[42]。而且流化態(tài)的GACs本身亦對(duì)膜表面通過物理碰撞刮擦減輕泥餅層的形成，同時(shí)可通過GACs的吸附作用進(jìn)一步減少混合液中的膜污染物(如SMP和EPS)，從而有效減輕膜污染。在這個(gè)系統(tǒng)中，能耗(主要用于GACs的流化和混合液循環(huán))被進(jìn)一步降低至0.02 kW·h·m–3[43]。例如，在一個(gè)處理城市生活污水的中試AnMBR中，由于添加了GACs，該系統(tǒng)在無化學(xué)清洗的情況下穩(wěn)定運(yùn)行近兩年[44]。除了FBRs，采用厭氧折流板反應(yīng)器(ABR)亦可有效緩解AnMBR的膜污染。ABR是由一系列水平連接的UASB池構(gòu)成，污水在整個(gè)反應(yīng)器中循環(huán)流動(dòng)，而污泥則在經(jīng)過污泥床時(shí)被完全截流。因此，ABR(尤其是在后面的池體)的上清液中懸浮顆粒物的數(shù)量非常少[45]。這種少顆粒的環(huán)境能減少生物泥餅層的形成，從而減緩膜污染[46]。

雖然通過反應(yīng)器構(gòu)型的優(yōu)化結(jié)合恰當(dāng)?shù)倪\(yùn)行模式有助于減緩AnMBR的膜污染，但長期運(yùn)行過程中小顆粒污染物仍會(huì)逐漸堆積在膜表面[44]。針對(duì)這一問題，研究者又發(fā)展了其他一些低能耗的膜污染控制策略，包括增強(qiáng)刮擦的膜結(jié)構(gòu)設(shè)計(jì)[47]、投加絮凝劑[48]、酶強(qiáng)化[49]和電化學(xué)方法。

物理清理是控制膜污染的最簡(jiǎn)易的方法，可以通過提高流體擾動(dòng)或優(yōu)化膜組件設(shè)計(jì)來實(shí)現(xiàn)。Kim等[50]設(shè)計(jì)了帶有旋轉(zhuǎn)海綿圓盤的AnMBR，在圓盤旋轉(zhuǎn)時(shí)不斷將膜表面的污染物清除掉。另外，震動(dòng)式膜系統(tǒng)也有不錯(cuò)的效果。通過以合適的速率橫向移動(dòng)膜組件，在靠近膜表面處會(huì)形成局部高速剪切及紊流區(qū)，從而限制泥餅層的形成[47]。其他提高膜表面剪切力的設(shè)計(jì)包括膜振動(dòng)和旋轉(zhuǎn)[51]。例如，Ruigómez等[52]報(bào)道了一種新型的旋轉(zhuǎn)式中空纖維膜組件，發(fā)現(xiàn)該設(shè)計(jì)能使膜污染減輕93%～96%，而同樣條件下采用生物氣曝氣僅能減輕41%～44%的膜污染。但是，施加額外的剪切或者膜振動(dòng)亦會(huì)顯著增加能耗，而且，這種剪切只能減少大顆粒物質(zhì)的沉積，對(duì)于膠體和溶解性污染物沉積的抑制效果較差。

除了通過優(yōu)化反應(yīng)器構(gòu)型來控制膜污染，電化學(xué)和生物方法也被用于減緩膜污染。尤其是，電化學(xué)方法具有容易控制、環(huán)境友好的優(yōu)點(diǎn)[53]。為簡(jiǎn)化這種方法，Katuri等[54]采用能導(dǎo)電的中空纖維膜，將其作為析氫反應(yīng)的陰極和UASB出水的過濾膜，從而直接把MES集成到AnMBR中。通過0.27 kW·h·m–3的電能輸入，陰極產(chǎn)生的氫氣，被用于產(chǎn)甲烷。該系統(tǒng)產(chǎn)生了富含甲烷的生物氣(甲烷含量為83%)。同時(shí)，由于陰極表面產(chǎn)生的氫氣泡的攪動(dòng)以及低電勢(shì)膜表面對(duì)帶負(fù)電荷的生物污染物的靜電排斥作用，膜污染被顯著降低[55]。另外，有研究者通過開發(fā)新的方形反應(yīng)器來增加氫氣生成，結(jié)合石墨烯涂層膜的使用，進(jìn)一步減緩了膜污染并改善了系統(tǒng)的能量平衡[56]。

膜表面的生物污染亦可通過諸如添加酶和調(diào)控微生物相互作用等生物方法來控制。例如，通過外源添加水解酶可以破壞膜表面的污染層，改變污泥性質(zhì)，進(jìn)而提高AnMBR的膜性能[57]。但是，這種方法難以持續(xù)性發(fā)揮作用。一般情況下，在長期運(yùn)行過程中，分散的水解酶易于失活或損失；而固定化的酶在其固定層內(nèi)會(huì)出現(xiàn)蛋白質(zhì)水解產(chǎn)物的積累，從而增加膜的過濾阻力[57]。一種更好的方式是通過連續(xù)產(chǎn)生酶或者利用群感效應(yīng)等這類生物介導(dǎo)的方法來減少生物泥餅層的形成[58]。這種方法已被成功應(yīng)用于一個(gè)好氧膜生物反應(yīng)器中[59]。通過添加群感效應(yīng)淬滅細(xì)菌，膜污染被有效控制，并且出水水質(zhì)未受影響。然而，因?yàn)槟の廴緳C(jī)理不同，這種生物控制膜污染的策略能否有效應(yīng)用于AnMBR仍需進(jìn)一步研究證實(shí)。

3.3. 溶解甲烷的回收

限制AnMBR應(yīng)用的另一因素是出水中溶解性甲烷的損失[60]。厭氧過程中產(chǎn)生的甲烷只有部分被釋放到氣相中，相當(dāng)一部分甲烷仍留在液相當(dāng)中(濃度達(dá)到38 mg·L–1)[44]。與側(cè)流厭氧消化相比，主流厭氧處理工藝的甲烷損失更為嚴(yán)重。這是由于在較低的甲烷產(chǎn)率和較低的水溫條件下，更多的甲烷溶解在出水中。如圖2所示，主流厭氧處理過程中溶解性甲烷可達(dá)甲烷總量的88%，這會(huì)導(dǎo)致嚴(yán)重的能量損失和大量溫室氣體的排放[61]。因此，回收這部分甲烷十分必要。

圖2. 厭氧膜生物反應(yīng)器中的溶解性甲烷物料平衡圖(數(shù)據(jù)來源于文獻(xiàn)[61])。

從液相中回收甲烷最常見的方法是在柱狀曝氣器中曝空氣或者其他氣體。通過這種方式可以把液相中的甲烷濃度降至非常低的水平，但它的能耗很高，而且生物氣也被稀釋，因而不利于后續(xù)的進(jìn)一步能量轉(zhuǎn)化。通常來講，收集氣體中甲烷的比例需要高于30%才能用于實(shí)際熱電聯(lián)產(chǎn)[62]。一種更有效的方法是利用中空纖維膜接觸器來實(shí)現(xiàn)甲烷的吹脫和回收。該系統(tǒng)中采用疏水性的膜來實(shí)現(xiàn)液相和氣相間的非分散性的接觸[63]，使甲烷從液相到氣相的擴(kuò)散速率大大提高。在很低的能量輸入（＜0.002 kW·h·m–3水）條件下，該系統(tǒng)可以在很低的氣液比下運(yùn)行，得到富含甲烷(濃度約72%)的生物氣，可用于后續(xù)發(fā)電[63]。除了采用吹脫法回收甲烷，也可以采用真空提取的方法通過疏水性的中空纖維膜來實(shí)現(xiàn)厭氧出水的脫氣和高濃度生物氣的回收[64]。疏水性無孔膜的使用能有效避免常規(guī)多孔膜材料應(yīng)用中存在的溶解性有機(jī)物造成的膜濕潤問題以及顆粒物堵塞膜的問題[65]。然而，它的缺點(diǎn)是氣體轉(zhuǎn)移速率較低，因此需要長達(dá)9.2 h的脫氣時(shí)間，這在一定程度上限制了其實(shí)際應(yīng)用。

由于AnMBR的出水中含有的有機(jī)物濃度很低并且沒有顆粒物，因此實(shí)際上沒必要使用無孔膜材料。研究發(fā)現(xiàn)使用微孔膜材料能更有效地處理AnMBR出水，甲烷回收率可以達(dá)到97%[66]，并且生物氣中的甲烷濃度也可以達(dá)到很高[61]。因此，微孔中空纖維膜接觸器也許是更適合于回收AnMBR出水中溶解性甲烷的技術(shù)。

3.4. 未來的挑戰(zhàn)

隨著技術(shù)的進(jìn)展，我們目前已經(jīng)可以以較低的能耗在實(shí)驗(yàn)室或中試規(guī)模的AnMBR中實(shí)現(xiàn)溶解性甲烷的高效回收及膜污染控制。要將這些技術(shù)大規(guī)模應(yīng)用于實(shí)際城市生活污水處理廠，其可行性、長期穩(wěn)定性及經(jīng)濟(jì)效益仍有待進(jìn)一步檢驗(yàn)。因此，膜污染控制及溶解性甲烷的回收問題仍是當(dāng)前制約AnMBR實(shí)際應(yīng)用的主要因素。此外，相對(duì)于好氧膜生物反應(yīng)器系統(tǒng)，我們對(duì)AnMBR的膜污染機(jī)理和影響因素的了解還遠(yuǎn)遠(yuǎn)不夠，尤其是對(duì)微生物群落和污泥特性及其對(duì)于AnMBR性能和膜污染的影響機(jī)理仍不清楚，這也限制了AnMBR系統(tǒng)的進(jìn)一步優(yōu)化。

4. 微生物電化學(xué)系統(tǒng)

微生物電化學(xué)系統(tǒng)(MES)是污水處理領(lǐng)域中一種相對(duì)較新但備受關(guān)注的厭氧生物技術(shù)[67]。不同于傳統(tǒng)的以產(chǎn)甲烷為主的厭氧消化工藝，MES直接利用污水產(chǎn)生電能或氫氣，如圖1(c)所示。與甲烷相比，電能和氫能是一種附加值更高且更清潔的能源，并且不存在甲烷溶解的問題[68]。在MES中，有機(jī)物在陽極室中被厭氧分解，產(chǎn)生的電子可以存儲(chǔ)或者直接以電能的形式被合適的電子器件所利用[69]。如果給予足夠長的處理時(shí)間，MES還可以達(dá)到與好氧處理相當(dāng)?shù)某鏊|(zhì)[70]。因此，MES被普遍認(rèn)為是一種具有廣闊發(fā)展前景的污水處理技術(shù)，有望實(shí)現(xiàn)污水處理設(shè)施的能量的自給自足。

4.1. 技術(shù)進(jìn)展

在過去的十余年中，研究者在MES方面開展了大量的研究工作。通過優(yōu)化反應(yīng)器構(gòu)型、電極室分隔材料、電極材料以及微生物種群結(jié)構(gòu)等手段，顯著提高了其電化學(xué)性能[71]。然而，當(dāng)用于實(shí)際生活污水處理時(shí)，MES仍然存在能量密度低、成本高以及難以放大的問題[72]。MES通常比產(chǎn)甲烷反應(yīng)器輸出的能量低，而投資成本要高兩三個(gè)數(shù)量級(jí)，因此，目前MES用于污水處理在經(jīng)濟(jì)上缺乏競(jìng)爭(zhēng)力。此外，無論是通過增加單個(gè)反應(yīng)池的幾何尺寸還是串聯(lián)多個(gè)電池組的方式來放大MES，都會(huì)增加能量損失，使能量密度下降[73]。例如，在英國已建成了一座100 L的MES中試裝置，用于處理生活污水，同時(shí)產(chǎn)氫氣[74]。該系統(tǒng)目前已經(jīng)連續(xù)穩(wěn)定運(yùn)行了一年多，但是回收的能量卻不及輸入的電能的一半。另一個(gè)處理生活污水的MES中試裝置在產(chǎn)能效率上有所提高，能實(shí)現(xiàn)凈產(chǎn)電，但是功率密度仍然太低，無法滿足實(shí)際應(yīng)用的需要[75]。有研究者嘗試將碳刷電極換成顆?；钚蕴刻畛鋵与姌O，以增強(qiáng)生物膜生長和傳質(zhì)。這進(jìn)一步提高了產(chǎn)能效率[76]，但還是無法與厭氧消化系統(tǒng)媲美。

MES產(chǎn)能效率不如厭氧消化系統(tǒng)的一個(gè)重要原因在于兩個(gè)系統(tǒng)中的功能微生物不同。厭氧消化過程中，廣泛存在于厭氧反應(yīng)器中的水解細(xì)菌能高效地將固體有機(jī)物水解；而MES只能選擇性富集具有胞外電子傳遞能力的產(chǎn)電菌[69]，這些產(chǎn)電菌以溶解的揮發(fā)性有機(jī)酸作為底物，而不能使顆粒有機(jī)物水解[77]。因此，在MES中可被產(chǎn)電菌利用的底物很有限；此外，在胞外產(chǎn)電菌形成的生物膜中，底物傳質(zhì)受限也會(huì)影響電化學(xué)性能。這些都會(huì)導(dǎo)致污水處理過程中產(chǎn)生的能量密度低、出水質(zhì)量差的問題[78]。一種可能的解決方案是將MES與厭氧消化相結(jié)合，不僅能更好地發(fā)揮MES在產(chǎn)能方面的優(yōu)勢(shì)，還能突破其固有的限制[72,79]。

最近的研究證實(shí)了MES與厭氧消化之間能發(fā)揮良好的協(xié)同作用；不同微生物通過緊密合作來提高污水處理效率，促進(jìn)甲烷產(chǎn)生[78,80]。厭氧消化能夠提高顆粒有機(jī)物的水解，為MES提供更多的可利用底物(圖3)。同時(shí)，MES可以防止中間產(chǎn)物的積累，不僅能減輕這些物質(zhì)對(duì)產(chǎn)酸菌的抑制作用，還能增加產(chǎn)電[72]。在用于污水處理的厭氧消化系統(tǒng)中引入MES能顯著地將甲烷產(chǎn)量提高5.3～6.6倍[81]，其原因可能是由于電化學(xué)反應(yīng)產(chǎn)生的氫氣被用于產(chǎn)甲烷[82]。為了進(jìn)一步提高出水質(zhì)量和處理過程的穩(wěn)定性，還可以將該耦合體系與膜過程相結(jié)合[83]。這些研究表明，MES可能不適合作為一種單獨(dú)的廢水技術(shù)來使用，而更適合與厭氧消化相結(jié)合，從而最大限度地從生活污水中回收能量。

圖3. MES和厭氧消化之間的協(xié)同作用

4.2. 挑戰(zhàn)

盡管MES在實(shí)驗(yàn)室研究中取得了成功，但是想要成為一種適用于實(shí)際污水處理的技術(shù)，需要考慮放大過程中經(jīng)濟(jì)、技術(shù)等諸多問題[73,84]。高成本是一個(gè)重要的挑戰(zhàn)。目前，MES普遍采用昂貴的電極材料、膜以及反應(yīng)器，其成本約為傳統(tǒng)厭氧反應(yīng)器的100倍，而產(chǎn)生的少量電能不足以彌補(bǔ)其高昂的成本 [85]。此外，MES在實(shí)際污水處理的長期運(yùn)行過程中，存在著電極堵塞、膜污染等導(dǎo)致穩(wěn)定性變差的問題[72]。

MES獲得的生物電可利用性低是另一個(gè)值得關(guān)注的問題。MES通常不能輸出足夠高或者足夠穩(wěn)定的功率來驅(qū)動(dòng)實(shí)際的電子設(shè)備，因此，該系統(tǒng)并不能有效地實(shí)現(xiàn)污水處理廠運(yùn)行過程中能量的自給自足[71]。我們需要通過更高效的能量捕獲和存儲(chǔ)設(shè)備[86]，將MES的能量輸出提高到可利用的水平，或?qū)ふ夷茉焕玫凸β噬镫娔躘87]的場(chǎng)景。最近有研究表明，在MES中引入一個(gè)電容回路能顯著提高該系統(tǒng)的電壓輸出，從而為污水生物處理反應(yīng)器的水泵和間歇曝氣系統(tǒng)提供所需的能量[88]。此外，生物電也被成功應(yīng)用于減輕膜生物反應(yīng)器的膜污染[89]，通過抑制光生電子和空穴的復(fù)合來提高污染物的光催化降解效果[90]，以及實(shí)現(xiàn)重金屬的陰極還原去除[91]。但是，這些組合體系的能量效率一般都很低，且目前仍然缺少在實(shí)際生活污水處理中的應(yīng)用。

5. 未來前景

近年來厭氧生物技術(shù)和其他輔助性低能耗廢水處理技術(shù)取得了很大的進(jìn)展，城市污水處理逐步走向可持續(xù)的能源自給。然而，當(dāng)側(cè)流厭氧消化技術(shù)已處于實(shí)際應(yīng)用的早期階段時(shí)，其他技術(shù)如厭氧膜生物反應(yīng)器和微生物電化學(xué)系統(tǒng)仍處于中試階段。想要全面推廣應(yīng)用這些技術(shù)，還有很多技術(shù)和經(jīng)濟(jì)問題尚待解決。這些挑戰(zhàn)和技術(shù)突破需要如下的進(jìn)一步研究。

改進(jìn)的側(cè)流污泥厭氧消化是一種相對(duì)成熟的技術(shù)，可能在未來5～10年內(nèi)得到更廣泛的應(yīng)用。該技術(shù)的核心是使用接觸穩(wěn)定工藝和有效的脫水系統(tǒng)，獲得用于厭氧消化的富含有機(jī)質(zhì)的濃縮污泥；共生產(chǎn)系統(tǒng)燃燒沼氣產(chǎn)生能源和熱量；熱水解系統(tǒng)利用原位獲得的熱能進(jìn)行污泥預(yù)處理。這些過程帶來了多重效益，包括甲烷產(chǎn)量的增長、厭氧消化反應(yīng)器體積和投資成本的減少以及更高質(zhì)量的污泥。但是，這些裝置都很昂貴，且需要消耗相當(dāng)多的能量或化學(xué)品。實(shí)際上由于城市污水成分很復(fù)雜，獲取高品質(zhì)的污泥產(chǎn)物和潔凈沼氣非常困難，且代價(jià)高昂，因此，開發(fā)低成本的設(shè)備和技術(shù)將是推進(jìn)側(cè)流污泥厭氧消化實(shí)際應(yīng)用的努力方向。

添加有機(jī)廢棄物進(jìn)入?yún)捬醴磻?yīng)器進(jìn)行共消化，是提高能源生產(chǎn)和經(jīng)濟(jì)回報(bào)的可靠方法。該方法已經(jīng)被Strass污水處理廠采用，使甲烷產(chǎn)量增加了一倍以上。但是，共厭氧消化可能使過程復(fù)雜化，控制不當(dāng)會(huì)引發(fā)新的問題。例如，添加大量食品廢棄物可能導(dǎo)致硫濃度升高，使沼氣中含有大量硫化氫，需要額外處理[18]。另一個(gè)潛在的可提高經(jīng)濟(jì)可行性的方法是通過熱解從污泥中回收其他更高價(jià)值的產(chǎn)品，如生物油、生物碳或其他功能材料[24,92]。在這些領(lǐng)域的深入研究有望會(huì)帶來新的技術(shù)突破。

厭氧膜生物反應(yīng)器是一種流程簡(jiǎn)單、結(jié)構(gòu)緊湊的工藝，可以直接提取廢水中的能源，同時(shí)產(chǎn)生的出水中懸浮固體和病原體含量低，適用于分散式城市污水處理和水回用系統(tǒng)[6]。但是，其工程化應(yīng)用迄今尚未真正實(shí)現(xiàn)。該工藝的進(jìn)一步發(fā)展可能依賴于其工程化的、有效的溶解性甲烷回收技術(shù)以及更好的抗污染膜和反應(yīng)器系統(tǒng)的開發(fā)。

在現(xiàn)有技術(shù)條件下，城市污水中大約50%的有機(jī)能量可以在厭氧膜生物反應(yīng)器中轉(zhuǎn)化為甲烷，其中一半甲烷隨著出水流失。因此，能源回收仍然有很大的可提升空間，特別是在開發(fā)低成本脫氣技術(shù)和實(shí)際應(yīng)用效果評(píng)估方面仍有大量工作要做。另一個(gè)未解決的問題是膜污染控制。目前正在進(jìn)行的研究方向包括：膜中碳納米管，金屬納米顆粒和沸石Dendi功能納米材料的摻雜[93,94]，使用群體感應(yīng)猝滅酶[95]或湍流強(qiáng)化方法[47]，以及利用生物電來防止膜污染[89]。隨著這些領(lǐng)域工作的進(jìn)展，最終經(jīng)過優(yōu)化的膜系統(tǒng)不僅可以有效地從水中分離污染物，而且還能自我清潔。此外，針對(duì)膜污染問題，越來越多的學(xué)者關(guān)注利用正滲透膜來代替壓力驅(qū)動(dòng)膜[96]。

微生物電化學(xué)系統(tǒng)更適合作為輔助處理手段，用于強(qiáng)化厭氧消化過程的能源回收或電化學(xué)/光化學(xué)過程中的污染物去除[13]。但是，為了考慮經(jīng)濟(jì)效益，需要進(jìn)一步降低材料成本和提高能源效率，尤其是面向工程應(yīng)用的各個(gè)方面。將來的生產(chǎn)性試驗(yàn)可能會(huì)為面向世界的技術(shù)應(yīng)用提供關(guān)鍵信息。另一項(xiàng)引人注目的應(yīng)用則是微生物電合成，即利用生物電生產(chǎn)高附加值的產(chǎn)品[82]。例如，利用微生物電化學(xué)系統(tǒng)可以將厭氧消化中產(chǎn)生的揮發(fā)性脂肪酸轉(zhuǎn)化為具有更高附加值、方便分離和運(yùn)輸?shù)娜剂稀状糩97]。

需要指出的是，只有污水處理中的營養(yǎng)去除/回收工藝不再依賴碳源時(shí)，作為能源回收的碳利用率才能最大化。因此，在推動(dòng)厭氧產(chǎn)能生物技術(shù)發(fā)展的過程中，低能耗營養(yǎng)物去除/回收技術(shù)的進(jìn)步對(duì)于確保整個(gè)過程的成功實(shí)施是至關(guān)重要的。這些技術(shù)包括厭氧氨氧化[98]、脫氮厭氧甲烷氧化[99,100]、硫酸鹽還原、自養(yǎng)反硝化和硝化一體化過程等[101]。

上述技術(shù)的發(fā)展和過程優(yōu)化，需要更加深入了解不同體系中的微生物生態(tài)學(xué)和過程的優(yōu)化控制。目前我們對(duì)這些新系統(tǒng)中生物過程的基本原理認(rèn)識(shí)有限，比如：厭氧膜生物反應(yīng)器中水解細(xì)菌、產(chǎn)酸菌和產(chǎn)甲烷菌之間的功能和空間關(guān)系；微生物電化學(xué)系統(tǒng)中產(chǎn)電和非產(chǎn)電微生物之間的相互作用；環(huán)境條件變化導(dǎo)致的微生物群落動(dòng)態(tài)特征。再者，厭氧膜生物反應(yīng)器中振動(dòng)剪切作用或采用的電極電勢(shì)如何影響其微生物生理學(xué)、代謝途徑以及種間相互作用，我們對(duì)這些問題仍然不清楚。使用“組學(xué)”方法和其他非培養(yǎng)技術(shù)可以更好地了解這些生物過程及其與環(huán)境條件的聯(lián)系[102,103]。此外，為了提供“原位”過程監(jiān)測(cè)和風(fēng)險(xiǎn)診斷，強(qiáng)化控制策略、預(yù)防過程紊亂，需要更為先進(jìn)的儀器、傳感器技術(shù)和建立特定的過程模型。而目前應(yīng)用于新興厭氧消化過程的模型仍然很少。

最后，必須考慮到新技術(shù)實(shí)施過程中受到的社會(huì)、文化和政治因素的約束。這些問題可能包括再生水和其他產(chǎn)物的安全性、碳足跡和社會(huì)影響等[104]。因此，需要用生命周期評(píng)價(jià)來評(píng)估和指導(dǎo)每一種工藝過程的設(shè)計(jì)，并將研究人員的努力與政府和公眾的支持相結(jié)合，以使這些處理工藝能夠面向?qū)嶋H應(yīng)用。

6. 結(jié)論

實(shí)現(xiàn)城市污水處理能源自給自足的目標(biāo)極大地推動(dòng)了厭氧產(chǎn)能生物技術(shù)的研究工作。目前存在兩個(gè)主流的城市污水厭氧處理模式：改進(jìn)的側(cè)流污泥厭氧消化和基于厭氧膜生物反應(yīng)器或微生物電化學(xué)系統(tǒng)的主流處理工藝。這些前沿的生物技術(shù)將低能耗的營養(yǎng)物去除與回收過程相結(jié)合，為實(shí)現(xiàn)真正可持續(xù)的城市污水處理提供了新的機(jī)遇。然而，這些技術(shù)尚不成熟，將其用于污水處理廠還需要很多改進(jìn)工作，以使其更加高效、可靠、低成本和規(guī)?；疫€需考慮社會(huì)中的一些限制性因素。

致謝

感謝國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(編號(hào)：513281和51538011)對(duì)該項(xiàng)研究工作的資助。

Compliance with ethics guidelines

Wen-Wei Li and Han-Qing Yu declare that they have no conflict of interest or financial conflicts to disclose.

縮寫

ABR 厭氧折流板反應(yīng)器

AnMBR 厭氧膜生物反應(yīng)器

COD 化學(xué)需氧量

CSTR 完全混合式反應(yīng)器

EGSB 膨脹顆粒污泥床

EPS 胞外聚合物

FBR 流動(dòng)床反應(yīng)器

GAC 顆?；钚蕴?/p>

HRT 水力停留時(shí)間

MES 微生物電化學(xué)系統(tǒng)

OLR 有機(jī)負(fù)荷率

SMP 溶解性微生物產(chǎn)物

UASB 上流式厭氧污泥床

VFA 揮發(fā)性脂肪酸

WWTP 污水處理廠

[1] Tchobanoglous G, Stensel HD, Tsuchihashi R, Burton F. Wastewater engineering: treatment and resource recovery. Metcalf E, Eddy M, editors. New York: McGraw-Hill; 2014.

[2] Bemberis I, Hubbard PJ, Leonard FB. Membrane sewage treatment systems—potential for complete wastewater treatment. In: Proceedings of Specialty Conference on Drainage Materials and Annual Winter Meeting; 1971 Dec 6—10; Chicago, USA. St. Joseph: American Society of Agricultural Engineers; 1971. p. 1-28.

[3] Morgenroth E, Sherden T, van Loosdrecht MCM, Heijnen JJ, Wilderer PA. Aerobic granular sludge in a sequencing batch reactor. Water Res 1997;31(12):3191—4.

[4] van Loosdrecht MCM, Brdjanovic D. Anticipating the next century of wastewater treatment. Science 2014;344(6191):1452—3.

[5] Guest JS, Skerlos SJ, Barnard JL, Beck MB, Daigger GT, Hilger H, et al. A new planning and design paradigm to achieve sustainable resource recovery from wastewater. Environ Sci Technol 2009;43(16):6126—30.

[6] McCarty PL, Bae J, Kim J. Domestic wastewater treatment as a net energy producer—can this be achieved? Environ Sci Technol 2011;45(17):7100—6.

[7] Li W, Yu H, Rittmann BE. Chemistry: reuse water pollutants. Nature 2015;528(7580):29—31.

[8] van Lier JB. High-rate anaerobic wastewater treatment: diversifying from end-of-the-pipe treatment to resource-oriented conversion techniques. Water Sci Technol 2008;57(8):1137—48.

[9] Batstone DJ, Hülsen T, Mehta CM, Keller J. Platforms for energy and nutrient recovery from domestic wastewater: a review. Chemosphere 2015;140:2—11.

[10] Abbasi T, Tauseef SM, Abbasi SA. Anaerobic digestion for global warming control and energy generation—an overview. Renew Sust Energ Rev 2012;16(5):3228—42.

[11] Verstraete W, Van de Caveye P, Diamantis V. Maximum use of resources present in domestic “used water”. Bioresour Technol 2009;100(23):5537—45.

[12] Batstone DJ, Virdis B. The role of anaerobic digestion in the emerging energy economy. Curr Opin Biotechnol 2014;27(6):142—9.

[13] Gao H, Scherson YD, Wells GF. Towards energy neutral wastewater treatment: methodology and state of the art. Environ Sci Process Impacts 2014;16(6):1223—46.

[14] Liu S, Ni B, Li W, Sheng G, Tang Y, Yu H. Modeling of the contact-adsorptionregeneration (CAR) activated sludge process. Bioresour Technol 2011; 102(3):2199—205.

[15] Willis J, editor. Assessment of technology advancements for future energy reduction. Alexandria: Water Environment Reuse Foundation; 2016.

[16] Mehdizadeh SN, Eskicioglu C, Bobowski J, Johnson T. Conductive heating and microwave hydrolysis under identical heating profiles for advanced anaerobic digestion of municipal sludge. Water Res 2013;47(14):5040—51.

[17] Cano R, Pérez-Elvira SI, Fdz-Polanco F. Energy feasibility study of sludge pretreatments: a review. Appl Energ 2015;149:176—85.

[18] Wickham R, Galway B, Bustamante H, Nghiem LD. Biomethane potential evaluation of co-digestion of sewage sludge and organic wastes. Int Biodeterior Biodegrad 2016;113:3—8.

[19] Di Maria F, Micale C, Contini S. Energetic and environmental sustainability of the co-digestion of sludge with bio-waste in a life cycle perspective. Appl Energ 2016;171:67—76.

[20] Bisogni JJ Jr, Lawrence AW. Relationships between biological solids retention time and settling characteristics of activated sludge. Water Res 1971;5(9):753—63.

[21] Wang Z, Wu Z, Hua J, Wang X, Du X, Hua H. Application of flat-sheet membrane to thickening and digestion of waste activated sludge (WAS). J Hazard Mater 2008;154(1—3):535—42.

[22] Kim HG, Chung TH. Performance of the sludge thickening and reduction at various factors in a pilot-scale MBR. Separ Purif Technol 2013;104(5):297—306.

[23] Xia A, Murphy JD. Microalgal cultivation in treating liquid digestate from biogas systems. Trends Biotechnol 2016;34(4):264—75.

[24] Mills N, Pearce P, Farrow J, Thorpe RB, Kirkby NF. Environmental & economic life cycle assessment of current & future sewage sludge to energy technologies. Waste Manag 2014;34(1):185—95.

[25] Pretel R, Durán F, Robles A, Ruano MV, Ribes J, Serralta J, et al. Designing an AnMBR-based WWTP for energy recovery from urban wastewater: the role of primary settling and anaerobic digestion. Separ Purif Technol 2015;156(Part 2):132—9.

[26] Smith AL, Skerlos SJ, Raskin L. Psychrophilic anaerobic membrane bioreactor treatment of domestic wastewater. Water Res 2013;47(4):1655—65.

[27] Smith AL, Stadler LB, Cao L, Love NG, Raskin L, Skerlos SJ. Navigating wastewater energy recovery strategies: a life cycle comparison of anaerobic membrane bioreactor and conventional treatment systems with anaerobic digestion. Environ Sci Technol 2014;48(10):5972—81.

[28] Ozgun H, Tao Y, Ersahin ME, Zhou Z, Gimenez JB, Spanjers H, et al. Impact of temperature on feed-flow characteristics and filtration performance of an upflow anaerobic sludge blanket coupled ultrafiltration membrane treating municipal wastewater. Water Res 2015;83:71—83.

[29] Lettinga G, Rebac S, Zeeman G. Challenge of psychrophilic anaerobic wastewater treatment. Trends Biotechnol 2001;19(9):363—70.

[30] Martinez-Sosa D, Helmreich B, Netter T, Paris S, Bischof F, Horn H. Anaerobic submerged membrane bioreactor (AnSMBR) for municipal wastewater treatment under mesophilic and psychrophilic temperature conditions. Bioresour Technol 2011;102(22):10377—85.

[31] Yoo RH, Kim JH, McCarty PL, Bae JH. Effect of temperature on the treatment of domestic wastewater with a staged anaerobic fluidized membrane bioreactor. Water Sci Technol 2014;69(6):1145—50.

[32] Gouveia J, Plaza F, Garralon G, Fdz-Polanco F, Pe?a M. Long-term operation of a pilot scale anaerobic membrane bioreactor (AnMBR) for the treatment of municipal wastewater under psychrophilic conditions. Bioresour Technol 2015;185:225—33.

[33] Ozgun H, Dereli RK, Ersahin ME, Kinaci C, Spanjers H, van Lier JB. A review of anaerobic membrane bioreactors for municipal wastewater treatment: integration options, limitations and expectations. Separ Purif Technol 2013;118:89—104.

[34] Liao BQ, Kraemer JT, Bagley DM. Anaerobic membrane bioreactors: applications and research directions. Crit Rev Environ Sci Technol 2006;36(6):489—530.

[35] Gao D, Hu Q, Yao C, Ren N. Treatment of domestic wastewater by an integrated anaerobic fluidized-bed membrane bioreactor under moderate to low temperature conditions. Bioresour Technol 2014;159:193—8.

[36] Ozgun H, Ersahin ME, Tao Y, Spanjers H, van Lier JB. Effect of upflow velocity on the effluent membrane fouling potential in membrane coupled upflow anaerobic sludge blanket reactors. Bioresour Technol 2013;147:285—92.

[37] Chu L, Yang F, Zhang X. Anaerobic treatment of domestic wastewater in a membrane-coupled expended granular sludge bed (EGSB) reactor under moderate to low temperature. Process Biochem 2005;40(3—4):1063—70.

[38] Gouveia J, Plaza F, Garralon G, Fdz-Polanco F, Pe?a M. A novel configurationfor an anaerobic submerged membrane bioreactor (AnSMBR). Long-term treatment of municipal wastewater under psychrophilic conditions. Bioresour Technol 2015;198:510—9.

[39] Judd S, Judd C, editors. Principles and applications of membrane bioreactors in water and wastewater treatment. 2nd ed. Burlington: Butterworth-Heinemann; 2011.

[40] Li W, Yu H. Anaerobic granule technologies for hydrogen recovery from wastes: the way forward. Crit Rev Environ Sci Technol 2013;43(12):1246—80.

[41] Shin C, Bae J, McCarty PL. Lower operational limits to volatile fatty acid degradation with dilute wastewaters in an anaerobic fluidized bed reactor. Bioresour Technol 2012;109:13—20.

[42] Yoo R, Kim J, McCarty PL, Bae J. Anaerobic treatment of municipal wastewater with a staged anaerobic fluidized membrane bioreactor (SAF-MBR) system. Bioresour Technol 2012;120:133—9.

[43] Kim J, Kim K, Ye H, Lee E, Shin C, McCarty PL, et al. Anaerobic fluidized bed membrane bioreactor for wastewater treatment. Environ Sci Technol 2011;45(2):576—81.

[44] Shin C, McCarty PL, Kim J, Bae J. Pilot-scale temperate-climate treatment of domestic wastewater with a staged anaerobic fluidized membrane bioreactor (SAF-MBR). Bioresour Technol 2014;159:95—103.

[45] Hahn MJ, Figueroa LA. Pilot scale application of anaerobic baffled reactor for biologically enhanced primary treatment of raw municipal wastewater. Water Res 2015;87:494—502.

[46] Liu J, Jia X, Gao B, Bo L, Wang L. Membrane fouling behavior in anaerobic baffled membrane bioreactor under static operating condition. Bioresour Technol 2016;214:582—8.

[47] Kola A, Ye Y, Le-Clech P, Chen V. Transverse vibration as novel membrane fouling mitigation strategy in anaerobic membrane bioreactor applications. J Membr Sci 2014;455:320—9.

[48] Yu Z, Song Z, Wen X, Huang X. Using polyaluminum chloride and polyacrylamide to control membrane fouling in a cross-flow anaerobic membrane bioreactor. J Membr Sci 2015;479:20—7.

[49] Teo CW, Wong PCY. Enzyme augmentation of an anaerobic membrane bioreactor treating sewage containing organic particulates. Water Res 2014;48:335—44.

[50] Kim J, Shin J, Kim H, Lee JY, Yoon MH, Won S, et al. Membrane fouling control using a rotary disk in a submerged anaerobic membrane sponge bioreactor. Bioresour Technol 2014;172:321—7.

[51] Jaffrin MY. Dynamic filtration with rotating disks, and rotating and vibrating membranes: an update. Curr Opin Chem Eng 2012;1(2):171—7.

[52] Ruigómez I, Vera L, González E, González G, Rodríguez-Sevilla J. A novel rotating HF membrane to control fouling on anaerobic membrane bioreactors treating wastewater. J Membr Sci 2016;501:45—52.

[53] Liu L, Liu J, Gao B, Yang F, Chellam S. Fouling reductions in a membrane bioreactor using an intermittent electric field and cathodic membrane modified by vapor phase polymerized pyrrole. J Membr Sci 2012;394—5:202—8.

[54] Katuri KP, Werner CM, Jimenez-Sandoval RJ, Chen W, Jeon S, Logan BE, et al. A novel anaerobic electrochemical membrane bioreactor (AnEMBR) with conductive hollow-fiber membrane for treatment of low-organic strength solutions. Environ Sci Technol 2014;48(21):12833—41.

[55] Akamatsu K, Lu W, Sugawara T, Nakao S. Development of a novel fouling suppression system in membrane bioreactors using an intermittent electric field. Water Res 2010;44(3):825—30.

[56] Werner CM, Katuri KP, Hari AR, Chen W, Lai Z, Logan BE, et al. Graphene-coated hollow fiber membrane as the cathode in anaerobic electrochemical membrane bioreactors—effect of configuration and applied voltage on performance and membrane fouling. Environ Sci Technol 2016;50(8):4439—47.

[57] Wong PCY, Lee JY, Teo CW. Application of dispersed and immobilized hydrolases for membrane fouling mitigation in anaerobic membrane bioreactors. J Membr Sci 2015;491:99—109.

[58] Kim SR, Oh HS, Jo SJ, Yeon KM, Lee CH, Lim DJ, et al. Biofouling control with bead-entrapped quorum quenching bacteria in membrane bioreactors: physical and biological effects. Environ Sci Technol 2013;47(2):836—42.

[59] Lee S, Park SK, Kwon H, Lee SH, Lee K, Nahm CH, et al. Crossing the border between laboratory and field: bacterial quorum quenching for antibiofouling strategy in an MBR. Environ Sci Technol 2016;50(4):1788—95.

[60] Smith AL, Stadler LB, Love NG, Skerlos SJ, Raskin L. Perspectives on anaerobic membrane bioreactor treatment of domestic wastewater: a critical review. Bioresour Technol 2012;122:149—59.

[61] Cookney J, McLeod A, Mathioudakis V, Ncube P, Soares A, Jefferson B, et al. Dissolved methane recovery from anaerobic effluents using hollow fibre membrane contactors. J Membr Sci 2016;502:141—50.

[62] Eastern Research Group, Inc., Resource Dynamics Corporation. Opportunities for combined heat and power at wastewater treatment facilities: market analysis and lessons from the field. Report. Washington, DC: US Environmental Protection Agency; 2011 Oct.

[63] Cookney J, Cartmell E, Jefferson B, McAdam EJ. Recovery of methane from anaerobic process effluent using poly-di-methyl-siloxane membrane contactors. Water Sci Technol 2012;65(4):604—10.

[64] Bandara WM, Satoh H, Sasakawa M, Nakahara Y, Takahashi M, Okabe S. Removal of residual dissolved methane gas in an upflow anaerobic sludge blanket reactor treating low-strength wastewater at low temperature with degassing membrane. Water Res 2011;45(11):3533—40.

[65] Goh S, Zhang J, Liu Y, Fane AG. Fouling and wetting in membrane distillation (MD) and MD-bioreactor (MDBR) for wastewater reclamation. Desalination 2013;323:39—47.

[66] McLeod A, Jefferson B, McAdam EJ. Toward gas-phase controlled mass transfer in micro-porous membrane contactors for recovery and concentration of dissolved methane in the gas phase. J Membr Sci 2016;510:466—71.

[67] Harnisch F, Schr?der U. From MFC to MXC: chemical and biological cathodes and their potential for microbial bioelectrochemical systems. Chem Soc Rev 2010;39(11):4433—48.

[68] Liu X, Li W, Yu H. Cathodic catalysts in bioelectrochemical systems for energy recovery from wastewater. Chem Soc Rev 2014;43(22):7718—45.

[69] Logan BE. Exoelectrogenic bacteria that power microbial fuel cells. Nat Rev Microbiol 2009;7(5):375—81.

[70] Yu J, Seon J, Park Y, Cho S, Lee T. Electricity generation and microbial community in a submerged-exchangeable microbial fuel cell system for lowstrength domestic wastewater treatment. Bioresour Technol 2012;117:172—9.

[71] Sun M, Zhai L, Li W, Yu H. Harvest and utilization of chemical energy in wastes by microbial fuel cells. Chem Soc Rev 2016;45(10):2847—70.

[72] Li W, Yu H, He Z. Towards sustainable wastewater treatment by using microbial fuel cells-centered technologies. Energ Environ Sci 2014;7(3):911—24.

[73] Logan BE. Scaling up microbial fuel cells and other bioelectrochemical systems. Appl Microbiol Biotechnol 2010;85(6):1665—71.

[74] Heidrich ES, Edwards SR, Dolfing J, Cotterill SE, Curtis TP. Performance of a pilot scale microbial electrolysis cell fed on domestic wastewater at ambient temperatures for a 12 month period. Bioresour Technol 2014;173:87—95.

[75] Feng Y, He W, Liu J, Wang X, Qu Y, Ren N. A horizontal plug flow and stackable pilot microbial fuel cell for municipal wastewater treatment. Bioresour Technol 2014;156:132—8.

[76] Wu S, Li H, Zhou X, Liang P, Zhang X, Jiang Y, et al. A novel pilot-scale stacked microbial fuel cell for efficient electricity generation and wastewater treatment. Water Res 2016;98:396—403.

[77] Pant D, Singh A, Van Bogaert G, Olsen SI, Nigam PS, Diels L, et al. Bioelectrochemical systems (BES) for sustainable energy production and product recovery from organic wastes and industrial wastewaters. RSC Adv 2012;2(4):1248—63.

[78] Premier GC, Kim JR, Massanet-Nicolau J, Kyazze G, Esteves SRR, Penumathsa BKV, et al. Integration of biohydrogen, biomethane and bioelectrochemical systems. Renew Energy 2013;49:188—92

[79] Weld RJ, Singh R. Functional stability of a hybrid anaerobic digester/microbial fuel cell system treating municipal wastewater. Bioresour Technol 2011; 102(2):842—7.

[80] Wang H, Qu Y, Li D, Zhou X, Feng Y. Evaluation of an integrated continuous stirred microbial electrochemical reactor: wastewater treatment, energy recovery and microbial community. Bioresour Technol 2015;195:89—95.

[81] Liu D, Zhang L, Chen S, Buisman C, ter Heijne A. Bioelectrochemical enhancement of methane production in low temperature anaerobic digestion at 10 °C. Water Res 2016;99:281—7.

[82] Rabaey K, Rozendal RA. Microbial electrosynthesis—revisiting the electrical route for microbial production. Nat Rev Microbiol 2010;8(10):706—16.

[83] Ren L, Ahn Y, Logan BE. A two-stage microbial fuel cell and anaerobic fluidized bed membrane bioreactor (MFC-AFMBR) system for effective domestic wastewater treatment. Environ Sci Technol 2014;48(7):4199—206.

[84] An J, Kim B, Chang IS, Lee HS. Shift of voltage reversal in stacked microbial fuel cells. J Power Sources 2015;278:534—9.

[85] Li H, editor. Global trends & challenges in water science, research and management. London: International Water Association; 2016.

[86] Gong Y, Radachowsky SE, Wolf M, Nielsen ME, Girguis PR, Reimers CE. Benthic microbial fuel cell as direct power source for an acoustic modem and seawater oxygen/temperature sensor system. Environ Sci Technol 2011;45(11):5047—53.

[87] Li W, Yu H. Utilization of microbe-derived electricity for practical application. Environ Sci Technol 2014;48(1):17—8.

[88] Dong Y, Feng Y, Qu Y, Du Y, Zhou X, Liu J. A combined system of microbial fuel cell and intermittently aerated biological filter for energy self-sufficient wastewater treatment. Sci Rep 2015;5:18070.

[89] Wang Y, Li W, Sheng G, Shi B, Yu H. In-situ utilization of generated electricity in an electrochemical membrane bioreactor to mitigate membrane fouling. Water Res 2013;47(15):5794—800.

[90] Yuan S, Sheng G, Li W, Lin Z, Zeng R, Tong Z, et al. Degradation of organic pollutants in a photoelectrocatalytic system enhanced by a microbial fuel cell. Environ Sci Technol 2010;44(14):5575—80.

[91] Wang H, Ren ZJ. Bioelectrochemical metal recovery from wastewater: a review. Water Res 2014;66:219—32.

[92] Liu W, Jiang H, Yu H. Development of biochar-based functional materials: toward a sustainable platform carbon material. Chem Rev 2015;115(22):12251—85.

[93] Rajabi H, Ghaemi N, Madaeni SS, Daraei P, Astinchap B, Zinadini S, et al. Nano-ZnO embedded mixed matrix polyethersulfone (PES) membrane: influence of nanofiller shape on characterization and fouling resistance. Appl Surf Sci 2015;349:66—77.

[94] Rahimi Z, Zinatizadeh AAL, Zinadini S. Preparation of high antibiofouling amino functionalized MWCNTs/PES nanocomposite ultrafiltrationmembrane for application in membrane bioreactor. J Ind Eng Chem 2015;29:366—74.

[95] Kim JH, Choi DC, Yeon KM, Kim SR, Lee CH. Enzyme-immobilized nanofiltration membrane to mitigate biofouling based on quorum quenching. Environ Sci Technol 2011;45(4):1601—7.

[96] Werber JR, Osuji CO, Elimelech M. Materials for next-generation desalination and water purification membranes. Nat Rev Mater 2016;1:16018.

[97] Kondaveeti S, Min B. Bioelectrochemical reduction of volatile fatty acids in anaerobic digestion effluent for the production of biofuels. Water Res 2015;87:137—44.

[98] Pennisi E. A better way to denitrify wastewater. Science 2012;337(6095): 675.

[99] Raghoebarsing AA, Pol A, van de Pas-Schoonen KT, Smolders AJP, Ettwig KF, Rijpstra WIC, et al. A microbial consortium couples anaerobic methane oxidation to denitrification. Nature 2006;440(7086):918—21.

[100] Haroon MF, Hu S, Shi Y, Imelfort M, Keller J, Hugenholtz P, et al. Anaerobic oxidation of methane coupled to nitrate reduction in a novel archaeal lineage. Nature 2013;500(7464):567—70.

[101] Jiang F, Zhang L, Peng G, Liang S, Qian J, Wei L, et al. A novel approach to realize SANI process in freshwater sewage treatment—use of wet flue gas desulfurization waste streams as sulfur source. Water Res 2013;47(15):5773—82.

[102] Beale DJ, Karpe AV, McLeod JD, Gondalia SV, Muster TH, Othman MZ, et al. An ‘omics’ approach towards the characterisation of laboratory scale anaerobic digesters treating municipal sewage sludge. Water Res 2016;88:346—57.

[103] Vanwonterghem I, Jensen PD, Ho DP, Batstone DJ, Tyson GW. Linking microbial community structure, interactions and function in anaerobic digesters using new molecular techniques. Curr Opin Biotechnol 2014;27:55—64.

[104] Hering JG, Waite TD, Luthy RG, Drewes JE, Sedlak DL. A changing framework for urban water systems. Environ Sci Technol 2013;47(19):10721—6.

* Corresponding author.

E-mail address: hqyu@ustc.edu.cn

2095-8099/? 2016 THE AUTHORS. Published by Elsevier LTD on behalf of Chinese Academy of Engineering and Higher Education Press Limited Company.

This is an open access article under the CC BY-NC-ND license (http://creativecommons.org/licenses/by-nc-nd/4.0/).

英文原文: Engineering 2016, 2(4): 438—446

Wen-Wei Li, Han-Qing Yu. Advances in Energy-Producing Anaerobic Biotechnologies for Municipal Wastewater Treatment. Engineering,

http://dx.doi.org/10.1016/J.ENG.2016.04.017