雷曉玲，梁 寒，楊 程，魏澤軍,*，顏 海

(1. 重慶交通大學，重慶 400074；2. 重慶科學技術研究院，重慶 401123；3. 中機中聯工程有限公司，重慶 400000)

山地重慶村鎮(zhèn)飲用水源大多以水庫水為主，近年來因為周邊環(huán)境和人類活動的影響，水庫受污染嚴重。部分自來水廠的常規(guī)絮凝-沉淀工藝在處理水庫污染水時存在著出水CODMn長期超標和氨氮時有超標的問題，如何對水廠工藝進行升級改造已是水處理行業(yè)的重要問題。

超濾作為“第三代城市飲用水凈化工藝”，具有占地面積小、安裝時間短、自動化程度高等優(yōu)點，能夠有效去除水中的懸浮物、膠體以及致病微生物，但對溶解性物質如中小分子有機物、氨氮等的去除效果較差[1-3]。因此，在處理此類污染水時需與其他工藝聯用。曝氣生物濾池是目前較為成熟的生物膜法污水處理工藝。相關研究表明，其具有脫氮、除磷、除碳功能，且出水水質好，運行穩(wěn)定，基建投資低[4-6]，對中小分子有機物、氨氮的去除效果良好。因此，考慮將超濾與曝氣生物濾池相結合，通過微生物的生物降解轉化來進一步處理水體中氨氮、有機物等污染物，提高對污染物的去除效果。目前，國內對曝氣生物濾池和超濾的研究大多為其自身工藝的提升改造，對于兩者聯用處理污染水的研究鮮有報道。因此，在重慶某水廠建立中試處理裝置，采用新的曝氣生物濾池-超濾組合工藝處理水庫污染水，驗證出水達到水質要求的可行性，為相關工程設計及運行提供技術支持。

1 試驗方法

1.1 原水水質

本次中試試驗裝置的進水取自重慶某水庫，試驗期間的CODMn為5.7～8.7 mg/L，氨氮為0.08～1.09 mg/L，色度為30.9～45.4度，渾濁度為3.36～8.35 NTU，DO為2.9～12 mg/L，pH值為7.36～8.72，水溫為27.1～30.2 ℃，呈現出高氨氮、高有機物的水質特征。

1.2 試驗裝置

曝氣生物濾池-超濾的工藝流程如圖1所示。

圖1 工藝流程圖Fig.1 Flow Chart of the Process

曝氣生物濾池試驗裝置采用φ0.4 m×4 m的濾柱，流向為升流式，試驗裝置進水量為1 m3/h，曝氣方式為鼓風曝氣，曝氣裝置采用底部微孔擴散曝氣，試驗裝置運行氣水比采用1∶1，濾池所用填料為輕質球形陶粒，圓形，棕褐色，粒徑為3～5 mm，孔隙率>30%。承托層設在陶粒填料下部，采用卵石承托層，卵石粒徑為4～6 mm，厚度為250 mm，承托層下部設有用于反沖洗的濾板和濾頭。

超濾裝置采用內壓式中空纖維超濾膜，材料為PVC合金，面積為2 m2，孔徑為0.01 μm，截留分子量為10 000 Dalton，外形尺寸為φ117 mm×535 mm，工作壓力為0.1～0.3 MPa，工作溫度為5～45 ℃。超濾裝置由原水箱、進水閥、流量計、壓力表、超濾膜等組成，運行周期包括正沖、反沖和過濾3個階段。

1.3 試驗方法

曝氣生物濾池啟動與掛膜試驗：對曝氣生物濾池進行啟動掛膜，裝置運行初期的水力停留時間為8 h，4 d后將水力停留時間縮短到3 h，9 d后進一步縮短到1 h，17 d后縮短到30 min；試驗過程中，水中溶解氧含量始終保持在5 mg/L左右，每天檢測進出水污染物指標;當曝氣生物濾池對CODMn及氨氮的去除率分別穩(wěn)定在20%和70%以上時，即認為試驗裝置掛膜成功。

曝氣生物濾池運行參數優(yōu)化試驗：分別考察在氣水比為 0.5∶1、1∶1、1.5∶1和水力停留時間為10～50 min時曝氣生物濾池對CODMn、氨氮的去除效果，試驗期間每2 d對原水及曝氣生物濾池出水進行1次取樣檢測，以得到試驗裝置最佳運行參數。在裝置最佳運行參數下，每2 d對原水及曝氣生物濾池出水進行1次取樣檢測，最終得到曝氣生物濾池對CODMn和氨氮的去除效果。

曝氣生物濾池-超濾試驗：將曝氣生物濾池與超濾裝置串聯，待裝置穩(wěn)定運行后，每2 d分別對原水、曝氣生物濾池出水、超濾出水進行1次取樣檢測，從而得到曝氣生物濾池-超濾組合工藝對CODMn和氨氮的去除效果。

1.4 分析指標

CODMn：酸性高錳酸鉀法；氨氮：納氏試劑分光光度法。

2 結果與討論

2.1 曝氣生物濾池的啟動與掛膜

曝氣生物濾池掛膜期間,對原水中CODMn和氨氮的去除效果如圖2所示。

圖2 曝氣生物濾池掛膜期間對原水中CODMn(a) 和氨氮(b)的去除效果Fig.2 Removal Effect of CODMn (a) and Ammonia Nitrogen (b) in Raw Water during Film Mounting of BAF

由圖2可知，在試驗前5 d，試驗裝置對CODMn和氨氮存在少量的去除效果。研究表明：輕質陶粒因其內部形成的微孔隙通道及表面電荷，對氨氮具有一定的吸附容量[7]；同時，因其粗糙的表面及存在的大量孔隙，對原水中的懸浮物等有一定的過濾作用，而表現出一定的濾除貢獻。正是因為吸附和物理濾除作用，且其作用穩(wěn)定性不強，存在淋洗效應，使最初的約12 d內，出水水質存在較大波動，當試驗進行到16 d后，出水水質開始逐漸穩(wěn)定。相關研究表明，對于曝氣生物濾池,宜采用相對較穩(wěn)定的氨氮去除率作為判斷生物膜成熟和掛膜成功的基本標志[8]。對比第2 d及16 d的去除效果，進水氨氮濃度分別為0.50 mg/L和0.52 mg/L，但氨氮去除率從18.0%上升到63.4%，這表明生物降解逐漸在污染物去除中占主要作用，生物膜趨于成熟。類似研究采用自然掛膜，23 d后，曝氣生物濾池啟動完成[9]。隨著微生物的不斷繁殖，在試驗進行19 d及21 d后，曝氣生物濾池對CODMn及氨氮的去除率分別穩(wěn)定在20%和70%以上，表明試驗裝置已經進入生物降解穩(wěn)定階段，出水水質基本穩(wěn)定，由此即可認為生物膜基本成熟，曝氣生物濾池掛膜成功。

2.2 曝氣生物濾池運行參數優(yōu)化試驗

2.2.1 氣水比對污染物去除效果的影響

氣水比對CODMn和氨氮去除效果的影響如圖3所示。

圖3 氣水比對CODMn和氨氮去除效果的影響Fig.3 Influence of Gas-Water Ratio on Removal Efficiency of CODMn and Ammonia Nitrogen

在水力負荷為7.96 m3/(m2·h)、水力停留時間(HRT)為30 min的條件下，氣水比為0.5∶1時，CODMn和氨氮的平均去除率分別為15.0%和63.5%；氣水比為1∶1時，CODMn和氨氮的平均去除率分別上升到21.7%和70.0%，與氣水比為0.5∶1時相比，有較大的提升；氣水比為1.5∶1時，CODMn和氨氮的平均去除率分別上升到23.6%和72.9%，但與氣水比為1∶1時相比，上升幅度不大，同時，CODMn的去除率呈現小幅提升后下降的趨勢。分析認為，較高的氣水比提高了水中的溶解氧，有利于微生物的生長繁殖，更促進了微生物、污染物、氧氣之間的相互接觸，有利于污染物的傳質及生物降解。類似研究也指出，在填料結構相同條件下，采用較大氣水比有利于增加微生物種類，可有效提高曝氣生物濾池處理效果[10]，但氣水比過高則會對填料上的生物膜造成沖擊，不利于生物膜附著，使得生物膜脫落，從而導致出水CODMn濃度升高。也有研究顯示，氣水比過高會引起填料層中的氣阻效應，造成水在濾層中的實際停留時間下降，導致出水氨氮濃度變高，氨氮去除率下降[11]。不難看出，曝氣量對濾池類反應器污染物去除效果的影響較復雜。對本裝置而言，氣水比為1∶1時的供氧量已基本達到飽和，溶解氧已不再是限制因素，更高的氣水比不僅不利于提升處理效果，還會使工藝的運行成本增加，經濟效益較低。從去除效果和經濟效益考慮，氣水比1∶1為最優(yōu)曝氣運行控制參數。

2.2.2 水力停留時間對污染物去除效果的影響

水力停留時間對CODMn和氨氮去除效果的影響如圖4所示。

圖4 水力停留時間對CODMn和氨氮去除效果的影響Fig.4 Influence of Retention Time on Removal Efficiency of CODMn and Ammonia Nitrogen

由圖4可知：水力停留時間為10 min時，CODMn和氨氮的平均去除率最低，為9.20%和65.0%；水力停留時間為50 min時，CODMn和氨氮的平均去除率最高，為23.3%和73.0%；隨著水力停留時間的增加，試驗裝置對CODMn和氨氮的平均去除率呈逐漸上升的趨勢。水力停留時間過短，原水與生物膜上的微生物接觸時間不足，污染物尚未完全降解便被水流帶走；同時，水力停留時間的減少意味著進水負荷的增加，加大了濾層間的過流速度和水流剪切力，水力沖刷作用過強，易導致生物膜脫落[11]，從而使去除率下降；較長的水力停留時間能夠使微生物與水中污染物得到充分接觸，污染物被充分吸附、降解，但增大水力停留時間勢必會增加投資成本，實際工程中在保證去除效果的前提下，優(yōu)先選擇較短的水力停留時間。在水力停留時間為30 min時，CODMn和氨氮的平均去除率分別為21.5%和70.0%，滿足處理要求。從去除效果和經濟效益考慮，采用30 min為后續(xù)試驗裝置水力停留時間。

2.3 曝氣生物濾池對污染物的去除效果

對裝置曝氣量、水力停留時間2個重要運行參數進行優(yōu)化后，在試驗裝置氣水比、水力停留時間分別為1∶1和30 min的情況下，曝氣生物濾池對原水中CODMn和氨氮的去除效果如圖5所示。

圖5 曝氣生物濾池對CODMn (a)和氨氮(b)的去除效果Fig.5 Effect of BAF on CODMn (a) and Ammonia Nitrogen (b) Removal

由圖5可知：在試驗的20余d中，進水CODMn為5.14～7.88 mg/L，平均值為6.56 mg/L，出水CODMn為4.19～6.12 mg/L，平均值為5.04 mg/L；進水氨氮為0.54～0.76 mg/L，平均值為0.63 mg/L，出水氨氮為0.16～0.25 mg/L，平均值為0.19 mg/L。CODMn和氨氮的平均去除率分別為23.1%和70.1%，氨氮的平均去除率較采用相同原水的常規(guī)工藝(即絮凝-沉淀-過濾-消毒)提高了47.1%，CODMn的平均去除率降低了6.94%。由試驗結果可知，曝氣生物濾池出水氨氮基本穩(wěn)定，滿足水質要求，而出水CODMn波動較大，不能完全達到水質要求。對氨氮的去除主要依賴于硝化細菌的硝化作用[12-14]。相關研究發(fā)現，曝氣生物濾池沿程優(yōu)勢微生物依次分別為異養(yǎng)菌和硝化菌，其中，主要亞硝化細菌為亞硝化單胞菌，主要硝化細菌為硝化螺菌，由于曝氣生物濾池中硝化菌在成熟生物膜中屬于優(yōu)勢細菌[10,15]，且在本試驗裝置內部長期處于好氧狀態(tài)，其有利于硝化作用，對氨氮的去除效果較好。好氧微生物對有機物去除的影響因素較多，有效的接觸時間及足夠的溶氧是基本條件，而原水中可生化有機物含量比例是影響出水CODMn的限制條件[8]。對于小分子有機污染物，曝氣生物濾池主要是通過生物膜上好氧細菌的生物氧化作用進行去除；對于大分子有機物及懸浮物中附著的有機物，一般是通過生物膜的生物吸附和過濾作用，受限于陶粒填料粒徑(3～5 mm)，過濾去除作用有限。因此，將超濾工藝與生物濾池聯用，以探索對污染物的去除效果，特別是對有機物的去除。

2.4 曝氣生物濾池-超濾組合工藝對污染物的去除效果

曝氣生物濾池-超濾組合工藝對原水中CODMn和氨氮的去除效果如圖6所示。

圖6 曝氣生物濾池-超濾組合工藝對CODMn(a) 和氨氮(b)的去除效果Fig.6 Effect of Combined Processes of BAF and UF on CODMn (a) and Ammonia Nitrogen (b) Removal

由圖6可知：曝氣生物濾池-超濾聯用試驗運行期間，原水CODMn為6.62～7.4 mg/L，平均值為7.1 mg/L，超濾出水CODMn為3.26～3.84 mg/L，平均值為3.5 mg/L；原水氨氮為0.38～1.08 mg/L，平均值為0.65 mg/L，超濾出水氨氮為0.1～0.17 mg/L，平均值為0.13 mg/L；CODMn和氨氮的平均去除率分別為50.0%和81.5%，較曝氣生物濾池分別提高了26.9%和11.4%，較常規(guī)工藝分別提高了20.0%和58.5%。由試驗結果可知，超濾工藝利用孔徑極小的高分子薄膜，通過物理過濾能夠進一步去除水中的氨氮和CODMn，對CODMn去除效果的提升顯著。組合工藝運行期間，出水氨氮和CODMn基本穩(wěn)定。同時，由圖6可知，在第2次和第5次取樣中，進水氨氮濃度較高，為0.76 mg/L和1.08 mg/L，對應的出水氨氮濃度分別為0.14 mg/L和0.17 mg/L，出水水質穩(wěn)定性高，表現出對高濃度原水的良好適應性，表明組合工藝具有一定的耐沖擊負荷能力。曝氣生物濾池通過微生物的生物氧化作用和硝化作用，對溶解性有機物及氨氮有著良好的去除效果，而超濾則能進一步去除水中粒徑處于膠體范圍的大分子量有機物。因此，在超濾工藝前增加曝氣生物濾池生物處理工藝，兩者聯用可以提高對原水中氨氮、有機物的去除效果。試驗結果表明，曝氣生物濾池-超濾組合工藝對CODMn和氨氮的去除率較高，出水CODMn和氨氮均滿足《生活飲用水衛(wèi)生標準》(GB 5749—2006)中的相關要求。

3 結論

曝氣生物濾池裝置采用自然掛膜，濾池水溫在27.1～30.2 ℃時，持續(xù)運行約21 d后，CODMn及氨氮的去除率分別穩(wěn)定在20%和70%以上，即標示著曝氣生物濾池掛膜成功。曝氣生物濾池運行參數：氣水比為1∶1，水力停留時間為30 min。曝氣生物濾池-超濾組合工藝對CODMn和氨氮的平均去除率分別為50.0%和81.5%，較曝氣生物濾池試驗分別提高了26.9%和11.4%，較常規(guī)工藝分別提高了20.0%和58.5%。原水在經過曝氣生物濾池-超濾工藝處理后，其出水的氨氮、CODMn均滿足《生活飲用水衛(wèi)生標準》(GB 5749—2006)中的相關要求。