吳志超¹，曾萍¹，顧國(guó)維¹，俞國(guó)平¹，張祥余²，殷榮強(qiáng)²，?錢松宇²，于大海²
（1 同濟(jì)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200092；2 上海市給水管理處，上海200092）

　　摘要：采用混凝沉淀—生物曝氣—超濾—消毒組合工藝對(duì)含較高濃 度氨氮和COD_Mn的污染水源水進(jìn)行凈化處理的工藝研究。結(jié)果表明，在試驗(yàn)條件下，水源水氨氮＜10mg/L時(shí)，組合工藝出水的氨氮＜1.0mg/L，亞硝酸鹽氮＜1.0mg/L，硝酸鹽氮＜5.0mg/L；當(dāng)水源水COD_Mn濃度為11.0～15.0mg/L左右時(shí)，出水COD_Mn＜6.0mg/L。當(dāng)向生物曝氣池內(nèi)投加10mg/L粉末活性炭形成炭污泥時(shí)，出水COD_Mn＜5.0mg/L；當(dāng)投加量增加為40mg/L時(shí)，出水COD_Mn降低到3.5mg/L；當(dāng)投加量繼續(xù)增加到50mg/L時(shí)，出水COD_Mn＜3.0mg/L。研究還表明，中空膜可以應(yīng)用于混凝沉淀—生物曝氣—超濾工藝中，而且PAC的投加有利于膜水通量的提高。?
　　關(guān)鍵詞：微污染源水；生物處理；粉末炭；超濾?
　　中圖分類號(hào)：R123
　　文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：C
　　文章編號(hào)：1000-4602(2000)07-0053-04

我國(guó)現(xiàn)有自來(lái)水廠處理工藝主要為混凝沉淀→過(guò)濾→消毒，為保證處理后自來(lái)水水質(zhì)，對(duì)水源水水質(zhì)要求COD_Mn＜6mg/L，NH₃-N＜10mg/L。但隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，我國(guó)許多地區(qū)的水源水水質(zhì)(包括地下水)已遭到不同程度的污染，例如巢湖地區(qū)少數(shù)飲用水源水的COD_Mn濃度高達(dá)15mg/L左右。有鑒于此，開發(fā)了生物預(yù)處理—常規(guī)凈水 技 術(shù)的組合工藝^［1～3］，但該項(xiàng)技術(shù)受溫度影響較大，污染物去除率非常有限，操作要求高，無(wú)抗沖擊負(fù)荷能力。本文介紹了在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)進(jìn)行新型組合凈水工藝的研究。

1 試驗(yàn)流程、設(shè)備和分析指標(biāo)?

1.1工藝流程(見圖1)

1.2設(shè)備和分析指標(biāo)
　　微污染源水先進(jìn)行混凝沉淀，每天間歇式一次操作完成，然后由進(jìn)水泵定量提升進(jìn)入生物預(yù) 曝氣池(采用懸浮型生物法)，水力停留時(shí)間在1～2h之間，曝氣形式為微孔曝氣。超濾膜組件形式為中空纖維，材質(zhì)為聚砜，截留分子量分別為20000u、50000u，以PS200和PS500表示，膜組件的進(jìn)水循環(huán)采用電磁泵。消毒采用在消毒池內(nèi)間歇式投加次氯酸 鈉溶液完成。主要分析指標(biāo)為膜水通量、COD_Mn、NH₃-N。?

2 試驗(yàn)結(jié)果和分析

　　圖2是研究階段混凝沉淀出水(即生物曝氣池進(jìn)水)水質(zhì)的變化情況。?

　　由圖2可見，水源水的有機(jī)污染相當(dāng)嚴(yán)重，經(jīng)過(guò)混凝沉淀處理后，其COD_Mn濃度一般仍然高達(dá)9.15mg/L。同時(shí)，源水中氨氮濃度的變化幅度特別大，特別是在氣溫明顯轉(zhuǎn)換的時(shí)期。氨氮濃度一般在冬季或初春季節(jié)較高，其余季節(jié)較低，該水質(zhì)變化特征非常不利于常規(guī)生物預(yù)曝氣→混凝沉淀→過(guò)濾工藝的進(jìn)行，因?yàn)槌Ｒ?guī)生物預(yù)曝氣只有在氣溫高時(shí)處理效率才高 (而氣溫高時(shí)源水氨氮濃度本身就低)。當(dāng)冬季氣溫低，進(jìn)水氨氮濃度高時(shí)，常規(guī)生物預(yù)處理的效率又變得非常低，無(wú)法滿足飲用水水質(zhì)去除氨氮的要求。
2.1 對(duì)有機(jī)污染物的去除
　　為了保證生物硝化作用的及時(shí)順利進(jìn)行，也為了減輕超濾膜的污染程度，延長(zhǎng)清洗周期，對(duì) 污染源水首先采用混凝沉淀，去除大部分的膠體和高分子有機(jī)物(混凝沉淀出水的有機(jī)物濃度如圖2所示)。在隨后進(jìn)行的生物預(yù)曝氣→超濾膜分離過(guò)程中，根據(jù)混合液的是否排放， 有機(jī)污染物的去除呈現(xiàn)出顯著不同的結(jié)果(分別見表1和表2)。

　　由表1可見，經(jīng)過(guò)混凝沉淀剩余的膠體和高分子有機(jī)物在生物曝氣池中的濃度依然較高，這是由于高分子有機(jī)物和膠體可被生物極其緩慢地降解成小分子，最終成為可以透過(guò)超濾膜的物質(zhì)。同時(shí)，高分子有機(jī)物的累積也提高了膜表面凝膠極化層中污染物的濃度，擴(kuò)散梯度增大，導(dǎo)致膜透過(guò)液中污染物濃度升高。兩方面的共同作用使得膜透過(guò)液中COD_Mn濃度甚至高過(guò)進(jìn)水的濃度。而由表2可見，當(dāng)對(duì)曝氣池混合液進(jìn)行適時(shí)排放時(shí)，生物曝氣池內(nèi)有機(jī)物的累積得到了明顯控制，COD_Mn濃度平均下降了3mg/L，并出現(xiàn)小于進(jìn) 水濃度的現(xiàn)象。此時(shí)，上述高分子有機(jī)物濃差擴(kuò)散引起的滲透得到有效控制，膜透過(guò)液COD_Mn濃度也明顯下降。?
　　由表1和表2還可以發(fā)現(xiàn)，截留分子量不同的超濾膜，其出水COD_Mn濃度顯著不同。在同步測(cè)定中，PS500膜透過(guò)液COD_Mn濃度有80%～90%明顯低于PS200膜透過(guò)液，造成這種特殊現(xiàn)象的原因也在于膜表面污染物的累積。PS500膜的水通量高，累積透水量大，被膜截留的污染物質(zhì)相對(duì)較多，而兩根膜共用一個(gè)生物曝氣池，微生物在PS500膜表面的截留量也明顯大于PS200膜。這樣，一方面由于PS500膜表面被截留物質(zhì)多，膜的堵塞更加嚴(yán)重，使 得實(shí)際透過(guò)通道顯著減小；另一方面，因?yàn)槲勰嗟慕亓袅慷?，有機(jī)物不僅在曝氣池內(nèi)得到降解，同時(shí)在透過(guò)膜的表面時(shí)，有機(jī)物也得到比PS200膜表面更多的降解，而PS200膜透過(guò)液的COD_Mn濃度偶爾低于PS500膜透過(guò)液的現(xiàn)象與此前進(jìn)行了膜清洗有關(guān)。
2.2 對(duì)氨氮的去除
　　表3為該工藝運(yùn)行期間氨氮的去除情況。

　　表3可知，盡管混凝沉淀出水的氨氮濃度變化很大，從0.54mg/L變化到20.10mg/L，生物曝氣→超濾工藝仍然對(duì)氨氮具有良好的去除能力。隨著運(yùn)行時(shí)間的延長(zhǎng)和硝化細(xì)菌的增多，出水氨氮濃度越來(lái)越低，最終處于一個(gè)低水平上。表3中不同截留分子量的PS200膜和PS500膜對(duì)氨氮的去除能力表現(xiàn)出一定的差別，且基本沒(méi)有規(guī)律。從分子量大小考慮，氨氮完全能 夠順利透過(guò)PS200膜和PS500膜，但對(duì)相同的曝氣池混合液，兩種膜的透過(guò)液氨氮濃度明顯不同，造成該現(xiàn)象的原因也是由被膜表面截留的微生物作用引起的。
2.3 投加粉末炭的去除效果
　　由于微污染源水中難生物降解有機(jī)物的濃度較高(達(dá)到11～15mg/L左右)，盡管混凝沉淀→ 生物曝氣→超濾工藝對(duì)有機(jī)污染物具有較高的去除能力，但最終出水中的COD_Mn濃度 仍然較高(＞50mg/L)，作為飲用水來(lái)說(shuō)應(yīng)盡可能再降低一些。根據(jù)國(guó)外的研究^［4］，粉末活性炭吸附→超濾工藝不僅能有效降低超濾出水中有機(jī)物的含量，而且還能在一定 程度上改善膜的水通量。為了進(jìn)一步提高有機(jī)物的去除能力，在生物曝氣池內(nèi)定量投加粉末活性炭(PAC)，以期形成活性炭污泥顆粒。表4為投加PAC并穩(wěn)定運(yùn)行10d后采樣的分析結(jié)果。

　　由表4可知，投加粉末活性炭后，有機(jī)物濃度得到顯著降低，PAC投加量越高，膜透過(guò)液中COD_Mn濃度越低。當(dāng)PAC投加量為10mg/L時(shí)，被PAC吸附去除的有機(jī)物最多，超濾出水的COD_Mn濃度可以降低到5.0mg/L以下；當(dāng)PAC投加量繼續(xù)增加到40 mg/L和50mg/L時(shí)，超濾出水的有機(jī)物濃度可分別降低到3.15 mg/L和2.83 mg/L。
　　由表4還可以發(fā)現(xiàn)，與混凝沉淀→生物曝氣→超濾工藝相比，混凝沉淀→PAC生物曝氣→超濾 工藝不僅能夠進(jìn)一步提高有機(jī)污染物的去除率，還能有效提高氨氮和亞硝酸鹽氮的去除能力。此時(shí)，膜透過(guò)液中NH₃-N濃度和NO₂^--N濃度均低于檢測(cè)限，同時(shí)硝酸氮的濃度也低于50mg/L。表4同時(shí)表明，PS200膜透過(guò)液的COD_Mn濃度明顯低于PS500膜，該現(xiàn)象與混凝沉淀→生物曝氣→超濾工藝的試驗(yàn)結(jié)果發(fā)生了明顯的變化。該結(jié)果能否用投加的PAC顯著改善膜表面的污染狀況，使得PS200膜發(fā)揮了本該具有的截留特性來(lái)解釋，還有待進(jìn)一步試驗(yàn)和對(duì)膜表面進(jìn)行切片檢查得出。由于超濾膜的表面孔徑遠(yuǎn)小于細(xì)菌的大小，本試驗(yàn)過(guò)程 中對(duì)衛(wèi)生學(xué)指標(biāo)不作特別考察，僅隨機(jī)取了一次水樣測(cè)定細(xì)菌總數(shù)，超濾膜出水為13個(gè)/mL，濁度＜0.3NTU。
2.4 超濾膜水通量的變化
　　由于條件限制，膜組件的操作壓力為49 kPa，膜面流速為0.4 m/s。圖3為試驗(yàn)初期水通量的變化情況。

由圖3可知，由于PS500膜的表面孔徑大于PS200膜，其累積透水量明顯高于PS200膜，運(yùn)行到 18d時(shí)，PS500膜累積透水量仍然達(dá)到1000mL/d，PS200膜累積透水量為750mL/d。從兩種膜的透水量變化趨勢(shì)看，PS200膜的透水量在運(yùn)行初期沒(méi)有出現(xiàn)明顯下降現(xiàn)象，PS500膜的透水量則在經(jīng)過(guò)一周的顯著下降后逐漸趨于穩(wěn)定。圖4和圖5分別是運(yùn)行穩(wěn)定時(shí)期的瞬時(shí)透水量和累積透水量的變化。

　　該時(shí)期膜的透水性能和運(yùn)行初期基本相似，PS500膜的透水量下降比較明顯，PS200膜透水量 的下降則非常緩慢。但與運(yùn)行初期的累積透水量相比，PS500膜基本沒(méi)有衰減，PS200膜則出現(xiàn)了明顯衰減現(xiàn)象，從運(yùn)行初期的750mL/d下降為穩(wěn)定時(shí)期的250mL/d。
圖6和圖7則是投加粉末活性炭前后膜透水量的變化情況。

　　由圖6、7可知，PAC的投加對(duì)PS500膜的透水量影響不大,卻顯著改善了PS200膜的透水量.PS200膜的透水量甚至出現(xiàn)了一定程度的恢復(fù).值得注意的是,此時(shí)膜過(guò)濾對(duì)象的SS濃度達(dá)到1000mg/L左右。
　　在整個(gè)研究過(guò)程中，膜的化學(xué)清洗除了一次采用雙氧水外，其余均為①振動(dòng)清水沖洗10min；②1%H₂SO₄浸泡20h左右；③清水沖洗10min左右；④1%NaOH浸泡20h左右；⑤清水沖洗10min。由圖可以發(fā)現(xiàn)，在膜組件的運(yùn)行過(guò)程中，盡管長(zhǎng)時(shí)間沒(méi)有進(jìn)行任何清洗，膜透水量的下降還是比較緩慢的，其下降的幅度也是可以承受的，尤其是PS200膜。 ?

3 結(jié)論

　　研究結(jié)果表明，當(dāng)源水污染物主要為氨氮，COD_Mn相對(duì)較低時(shí)，采用生物曝氣→超濾工藝不僅可以有效去除氨氮污染，而且能夠進(jìn)一步降低有機(jī)污染物。當(dāng)原水污染物中氨氮和COD_Mn濃度均高時(shí)，需要采用混凝沉淀→生物曝氣→超濾組合工藝，當(dāng)源水氨氮濃度＜10mg/L時(shí)，組合工藝的出水氨氮濃度＜1.0mg/L，亞硝酸鹽氮＜1.0mg/L，硝酸鹽氮＜5.0mg/L。當(dāng)源水COD_Mn濃度為11.0～15.0mg/L左右時(shí)，組合工藝在合理的控制條件下，其出水COD_Mn＜6.0mg/L；當(dāng)向生物曝氣池內(nèi)投加10mg/L粉末活性炭形成活性炭污泥時(shí)，出水COD_Mn＜5.0mg/L；投加量增加到40mg/L時(shí)，出水COD_Mn可以降低到3.5mg/L；投加量繼續(xù)增加到50mg/L時(shí)，出水COD_Mn＜3.0mg/L。研究結(jié)果還表明，中空纖維超濾膜完全可以應(yīng)用于混凝沉淀→生物曝氣→超濾工藝中，而且PAC的投加有利于膜水通量的提高。

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收稿日期：2000-01-17