官章琴,周 斌,楊馮睿,吳志超

(1.上海子征環(huán)?？萍加邢薰?上海 200086;2.上海城投污水處理有限公司,上海 201203;3.同濟大學環(huán)境科學與工程學院,上海 200092)

隨著城市化的發(fā)展,城市匯水區(qū)的徑流總量和管網(wǎng)的排水負荷不斷加重。我國目前在31個省市區(qū)內(nèi)均分布著合流制排水管道,在降雨天截留泵站負荷急劇增大,超出泵站設(shè)計截留能力時溢流將直接排入江河,據(jù)統(tǒng)計有超過70%的城市存在污水溢流問題[1-2]。此外,為應對強降水,泵站在降雨前將前池存水放江,導致受納水體區(qū)域性黑臭的問題,也已成為我國河道污染的主要來源之一[3]。為了避免溢流及泵站放江的污染,常采用建設(shè)雨水泵站排水處理設(shè)施的工程手段,來處理這些溢流或強排的污水。其中,具有抗沖擊能力強、出水水質(zhì)好、占地面積小等優(yōu)點的膜生物反應器(MBR)工藝是一種常見的選擇[4]。

但是,工程實際情況復雜,在運行過程中存在短時間進水流量遠超設(shè)計值,導致水力停留時間大幅減少的情況。雖然MBR以其優(yōu)良的抗沖擊負荷能力仍能維持出水CODCr在較低水平,但會出現(xiàn)硝化不足、氨氮超標的情況,此時需要一種可隨時啟動的應急工藝進行兜底,實現(xiàn)超標氨氮的快速、有效去除。

目前對Cl/UV工藝的研究多集中在飲用水處理上,如氨氮超標的微污染飲用水原水處理[12]、冬季低溫江水的氨氮去除[13]、應用Cl/UV工藝處理飲用水時的消毒副產(chǎn)物控制[14]等。這些文獻表明,對于低質(zhì)量濃度氨氮(≤2 mg/L)的微污染水,采用Cl/UV工藝可以在所需Cl/N遠低于折點氯化的理論值(7.6∶1)時,取得良好的氨氮去除效果,實現(xiàn)氯消耗的最大節(jié)省。而在污水處理方面,污水成分較為復雜,尤其是其中的有機物可能在氨氮前與投加的氯發(fā)生反應,因此,工藝參數(shù)的調(diào)控比飲用水處理更加精細,目前少有研究。MBR技術(shù)由于膜優(yōu)良的分離性能,出水CODCr比一般活性污泥法有顯著降低,對Cl/UV工藝的干擾更少。而次氯酸鈉作為MBR工藝廣泛采用的一種消毒劑和膜清洗劑,價格較為實惠,一旦摸清Cl/UV工藝的相關(guān)工藝參數(shù),該方法便在輔助MBR出水應急脫氮中具有廣泛的應用前景。

1 材料和方法

1.1 試驗用水

本試驗用水有3種,分別是:①去離子水直接添加一定量氯化銨調(diào)制的實驗室配水;②MBR小試裝置出水;③上海市某MBR工藝城鎮(zhèn)污水處理廠出水。試驗階段對②、③兩種水樣取樣分析,各相關(guān)水質(zhì)指標平均值如表1所示。

表1 試驗用水水質(zhì)Tab.1 Water Quality of Experiment

1.2 試驗試劑及裝置

試驗試劑:氯化銨(優(yōu)級純);次氯酸鈉溶液(有效氯≥5.00%);硫代硫酸鈉(優(yōu)級純);碘化鉀(分析純);無水磷酸二氫鉀(分析純);無水磷酸氫二鈉(分析純);乙二胺四乙酸二鈉(分析純)。其余試劑均純度為分析純以上,試驗過程中所有試劑水溶液均使用超純水配制。

試驗裝置:試驗裝置為紫外光化學反應器(PL-DY1600,北京普林塞斯科技有限公司)。反應器中含有16根輻射波長為254 nm的低壓汞燈,燈管均勻分布在圓柱體反應室四周,反應室四壁為高反射率材料。反應時盛有水樣的石英試管置于一圓形支架上,支架可繞反應室軸線做勻速圓周運動;同時,支架中含有磁力攪拌器,可不斷攪拌石英試管中的水樣。保證了水樣在近似勻強的UV環(huán)境中進行反應。進行試驗時,水樣接受的UV光強由液相化學光度計法標定。

1.3 UV光強與劑量的測定

UV輻照強度(簡稱“光強”)定義為某面源接收到特定波長段內(nèi)的UV輻射功率(通量)與該面元面積的比值,表示為dφ/dA的數(shù)學形式[15]。本研究利用H2O2化學光度計法準確測定反應裝置中的平均UV光強[16]。H2O2在波長為254 nm的UV照射下可發(fā)生光化學反應降解,當H2O2溶液摩爾濃度較高(c≈0.055 mol/L)時,發(fā)生的降解反應近似為零級,反應速率積分表達式如式(1)。當H2O2溶液摩爾濃度較低(c≈10-4mol/L)時,發(fā)生的降解反應近似為一級,反應速率積分表達式如式(2)。

cat=-ΦaI0t

(1)

(2)

其中:cat——反應進行到t時刻H2O2的摩爾濃度,mol/L;

ca0——H2O2初始摩爾濃度,mol/L;

Φa——H2O2降解反應的量子產(chǎn)率,在254 nm下Φa=1 mol/Einstein;

I0——UV功率密度,Einstein/(L·s);

t——反應時間,s;

L——反應器有效光程,cm。

分別進行較高濃度、較低濃度H2O2的UV光解試驗,擬合式(1)、式(2),即可得到UV功率密度I0和反應器有效光程L,則反應器中平均UV光強I可由式(3)計算。

I=I0×L×10-3

(3)

其中:I——反應器中的平均UV光強,Einstein/(s·cm2);

10-3——體積單位轉(zhuǎn)換因子,L/cm3。

得到反應器中平均UV光強I后,可由式(4)計算反應的UV劑量。

D=4.71×105×I×t×103

(4)

其中:4.71×105——對應波長為254 nm光的單位轉(zhuǎn)換因子,J/Einstein;

D——UV反應器內(nèi)水體接收的UV劑量,mJ/cm2。

1.4 試驗方法

試驗在UV化學反應器中進行。試驗開始前,先加入0.2 mol/L pH值=7.0的磷酸鹽緩沖溶液以維持反應過程中pH恒定;之后,添加適量次氯酸鈉溶液,以調(diào)節(jié)待反應水樣的投加氯與氨氮質(zhì)量比(Cl/N)。將水樣置于40 mL的石英反應管中進行反應,通過控制UV輻照時間t來控制輻照劑量[式(4)]。

反應結(jié)束后,立即取樣,按照《水質(zhì) 游離氯和總氯的測定 N,N-二乙基-1,4-苯二胺分光光度法》(HJ 586—2010)所規(guī)定流程,測試游離氯和總氯濃度。測試氨氮時,依據(jù)《水質(zhì) 氨氮的測定 納氏試劑分光光度法》(HJ 535—2009)所推薦的消除余氯干擾方法,先向水樣中滴加適量硫代硫酸鈉溶液,并不斷使用淀粉-碘化鉀試紙檢驗余氯是否除盡,當余氯恰好除盡后,立即測定水樣的氨氮濃度。

測定消毒副產(chǎn)物含量時,將水樣添加進預先裝有0.994 g磷酸鹽緩沖鹽固體試劑和0.006 g氯化銨固體的60 mL棕色水樣瓶中,在4 ℃下貯存直到分析。水樣的分析方法參考美國EPA Methods 551[17],采用GC-ECD測定。

2 結(jié)果和討論

2.1 Cl/N對Cl/UV工藝的影響

在使用Cl/UV工藝脫氮時,最關(guān)鍵的參數(shù)為投加的Cl/N。因此,首先以出水氨氮和出水余氯兩個參數(shù)為考量指標,采用實驗室配水①,控制進水氨氮質(zhì)量濃度為20 mg/L(以N計)不變,探究了Cl/N的取值范圍,并對比了Cl/UV工藝與單純折點氯化工藝的處理效果差異。

圖1 Cl/N對出水氨氮的影響Fig.1 Influence of Cl/N on Effluent Ammonia Nitrogen Concentration

在僅折點氯化和施加充足劑量UV(2 400 mJ/cm2)兩種情況下,各Cl/N對應的出水氨氮濃度如圖1所示。不施加UV,僅采用折點氯化法除氨氮,當Cl/N大于5∶1時,出水氨氮含量開始迅速下降,當Cl/N達到8∶1時,出水氨氮濃度降低至方法測定下限。因此,若在工程中直接應用折點氯化工藝,為保證出水氨氮質(zhì)量濃度穩(wěn)定小于5 mg/L[《城鎮(zhèn)污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)一級A標準],投加的Cl/N應大于8∶1,耗氯量較大。且在實際工程中不可能投加緩沖物質(zhì)維持折點氯化過程中pH恒定,氯氧化氨氮產(chǎn)生的氫離子將使體系pH下降,促進二氯胺甚至三氯胺的生成,使氨氮去除效率低于pH恒定時的試驗值,并且還會產(chǎn)生刺激性的氣味,危害操作人員健康。采用Cl/UV工藝,在UV劑量充足時,出水氨氮濃度則隨Cl/N的增加逐漸平緩下降,無突變產(chǎn)生。由Cl/UV工藝原理可知[式(5)～式(8)],此時氯與氨氮生成的一氯胺不斷發(fā)生光化學反應降解,因此,體系內(nèi)一氯胺積累較少,當Cl/N>5∶1時,出水氨氮質(zhì)量濃度已經(jīng)小于5 mg/L。采用Cl/UV工藝時,出水氨氮濃度與Cl/N之間的平滑變化曲線表明這兩個參數(shù)之間可以采用較簡單的數(shù)學方程進行擬合,以尋找滿足出水氨氮質(zhì)量濃度小于5 mg/L的最佳工藝參數(shù)。

(5)

(6)

(7)

(8)

在僅折點氯化和施加充足劑量UV兩種情況下,各Cl/N對應的出水余氯濃度如圖2所示。試驗結(jié)果表明,即使進水氨氮質(zhì)量濃度高達20 mg/L,采用折點氯化時,總氯和游離氯的變化情況均與低氨氮飲用水加氯消毒時的典型曲線相似[18]。而在采用Cl/UV工藝時,典型的折點氯化曲線并未出現(xiàn)。在Cl/N小于7∶1時,隨著Cl/N的增大,總氯也逐漸增加,且增速大于游離氯,說明存在氯胺的積累,但體系總氯濃度均小于折點氯化;當Cl/N=7∶1時,總氯達峰值(12.58 mg/L),僅約為折點氯化時的16.6%。Cl/UV工藝中施加的UV對氯胺有光解作用,因此,較折點氯化而言此時體系中氯胺的積累量更低。當Cl/N=8∶1時,總氯濃度突然降低,這是氯胺被投加的過量次氯酸鈉快速氧化造成的,即此時次氯酸鈉本身對氯胺的氧化作用已大于UV的催化光解作用。再進一步增大Cl/N,和折點氯化時一樣,總氯和游離氯濃度同時上升,且總氯主要為游離氯。

圖2 Cl/N對出水游離氯和總氯的影響Fig.2 Influence of Cl/N on Effluent Free Chlorine and Total Chlorine

2.2 Cl/UV工藝參數(shù)的優(yōu)化

影響Cl/UV工藝的可能因子有4個:初始氨氮質(zhì)量濃度(X1);Cl/N(X2);UV劑量(X3);pH(X4)。為探究這4個因子對Cl/UV的具體影響,以實現(xiàn)工藝最優(yōu)化,可采用析因分析和響應曲面設(shè)計的方法來篩選最具影響的因子,并確定出水氨氮與各個因子之間的具體關(guān)系。本節(jié)采用MBR小試裝置出水②作為試驗用水,以確保結(jié)果與工程實際相近。

2.2.1 析因分析試驗

根據(jù)工程經(jīng)驗,高負荷MBR出水氨氮質(zhì)量濃度在25 mg/L以內(nèi),因此,初始氨氮質(zhì)量濃度(X1)的取值定為5～25 mg/L。為提高模型精度,用兩組試驗分別研究高、低Cl/N(X2)的影響:高Cl/N時,X2的取值為4∶1～12∶1;低Cl/N時,X2的取值為1∶1～4∶1。UV劑量(X3)的取值定為25～350 mJ/cm2,pH值(X4)設(shè)定為6.5～8.0。試驗的響應值(Y)為反應后水樣的氨氮濃度。采用式(9)的二階經(jīng)驗公式對試驗結(jié)果進行擬合。

(9)

其中:Y——響應值,mg/L;

Xi、Xj——擬研究的因子;

k——擬研究因子的數(shù)目;

β0、βi、βij——分別為常數(shù)項系數(shù)、主效應項系數(shù)、二階交互項系數(shù)。

使用Design Expert 12軟件進行數(shù)據(jù)擬合,并進行方差分析(ANOVA),結(jié)果如表2所示。兩組試驗對應擬合方程式的模型p值均小于0.01,表明得出的擬合模型具有顯著性。模型的失擬項p值均大于0.05,說明各因素與擬合模型的純誤差不明顯,模型沒有缺失必要項。兩模型R2均大于0.95,說明有95%以上的數(shù)據(jù)變異性均可通過模型解釋。兩模型的彎曲項p值均小于0.05,彎曲性顯著,說明模型擬合范圍內(nèi)存在極大值點,后續(xù)有價值進一步進行響應曲面分析。

在實際工程中,希望影響出水氨氮濃度的因子越少越好,對比各因子及其交互效應的顯著性可以通過對各因子進行t統(tǒng)計量檢驗進行。t統(tǒng)計量檢驗的p值小于0.05的項可認為是顯著的,而p值大于0.10的項為非顯著項,可以在后續(xù)模型分析中剔除。無論高、低Cl/N,當pH值在6.5～8.0時,pH對出水氨氮濃度的影響均不顯著,在后續(xù)分析以及實際工程中可不考慮pH在Cl/UV工藝中的影響。在高Cl/N時(4∶1～12∶1),UV劑量的變化對出水氨氮濃度變化影響不顯著,可見此時次氯酸本身對氨氮的氧化作用主導了脫氮過程;在較低Cl/N時(1∶1～4∶1),Cl/N和UV劑量對出水氨氮濃度的影響均具有顯著性。由此可知,為確保出水氨氮濃度始終穩(wěn)定在一定濃度以下,由于進水氨氮濃度較高而提高Cl/N時,存在某一進水氨氮濃度臨界值,當進水濃度大于該臨界值時,UV對氨氮去除的貢獻可忽略,此時采用Cl/UV工藝不如僅采用折點氯化工藝經(jīng)濟;而當進水氨氮濃度小于該臨界值時,可以通過同時調(diào)控Cl/N和UV劑量來實現(xiàn)氨氮去除,實現(xiàn)降低加氯量的目的。在后續(xù)的響應曲面設(shè)計中,將尋找滿足出水氨氮質(zhì)量濃度小于5 mg/L所對應的這一進水氨氮濃度臨界值。

表2 擬合方程式方差分析結(jié)果Tab.2 ANOVA Results of the Fitted Equations

2.2.2 響應曲面設(shè)計

當pH值在6.5～8.0時,pH對Cl/UV工藝脫除氨氮的影響可以忽略,因此,響應曲面設(shè)計時影響因子僅選3個,其優(yōu)化水平如表3所示。

表3 因子及其水平Tab.3 Factors and Levels

利用Design Expert 12軟件進行三因素五水平試驗,為提高模型擬合度,對響應Y進行了取自然對數(shù)變換,并去除不顯著項(p>0.1),得到的數(shù)學擬合公式如式(10)。經(jīng)檢驗(表4),模型p值小于0.01,表明得出的擬合模型具有顯著性。模型的失擬項p值大于0.05,說明各因素與擬合模型的純誤差不明顯,模型未缺失必要項。模型R2大于0.95,說明有95%以上的數(shù)據(jù)變異性均可通過模型解釋。因此,本試驗得到的數(shù)學擬合模型可以較好地用來描述和預測Cl/UV工藝脫氮的效果。

(10)

表4 模型的方差分析結(jié)果Tab.4 ANOVA Results of the Fitted Model

依據(jù)式(10),可以做出特定進水氨氮濃度時,不同Cl/N和UV劑量所對應的預測出水氨氮濃度等高線圖及響應曲面。圖3(a)～圖3(b)、圖3(c)～圖3(d)為10、15 mg/L兩種進水氨氮質(zhì)量濃度下,不同Cl/N和UV劑量所對應的預測出水氨氮濃度等高線圖及響應曲面。在10 mg/L進水氨氮質(zhì)量濃度下,隨Cl/N或UV劑量的提高,出水氨氮濃度均有顯著的下降,且可以通過同時調(diào)控Cl/N和UV劑量將出水氨氮質(zhì)量濃度控制在5 mg/L以下;而當進水氨氮質(zhì)量濃度提高到15 mg/L時,提高UV劑量對于氨氮的去除效果已經(jīng)明顯不如提高Cl/N,此時應進一步增大Cl/N,達到折點氯化法的加氯折點,通過氯本身的氧化作用去除氨氮,以控制出水氨氮質(zhì)量濃度在5 mg/L以下。

《室外排水設(shè)計規(guī)范》(GB 50014—2006)(2021版)中推薦二級污水處理采用UV消毒時的UV劑量為15～25 mJ/cm2,可見進一步采用大于350 mJ/cm2的UV劑量在工程經(jīng)濟上較不合理。一方面,由圖3可知,當UV劑量大于200 mJ/cm2時,增加UV劑量對氨氮去除的貢獻作用開始減小,因此,可以認為200 mJ/cm2為Cl/UV工藝去除氨氮時的最大合理UV劑量。另一方面,當Cl/N進一步增大達7.6∶1時,達到折點氯化法的理論加氯折點,此時氯本身對氨氮的氧化作用已占主導,因此,若采用Cl/UV工藝,Cl/N應小于7.6∶1,為避免過渡區(qū)域?qū)δＰ驮斐捎绊?本試驗Cl/N最大取到6∶1。將X2=6∶1、X3=200 mJ/cm2、Y=5 mg/L代入,可反算出采用Cl/UV工藝的進水氨氮濃度臨界值[式(11)],結(jié)果為12.2 mg/L。

(11)

可見,當進水氨氮質(zhì)量濃度≤12 mg/L時,可以合理選擇Cl/N和UV劑量,使得出水氨氮質(zhì)量濃度達標(<5 mg/L);而當進水氨氮質(zhì)量濃度>12 mg/L時,可以僅采用折點氯化工藝。

2.3 水中有機物對Cl/UV工藝的影響

采用MBR小試裝置出水②作為進水,研究進水中有機物含量對Cl/UV工藝的影響。維持初始氨氮質(zhì)量濃度為12 mg/L、UV劑量為200 mJ/cm2不變,分別投加葡萄糖和黃腐酸調(diào)節(jié)水樣初始CODCr質(zhì)量濃度為120 mg/L,并控制氯投加量使Cl/N為6∶1。測定反應結(jié)束后水樣的氨氮和CODCr濃度,以計算去除率。由圖4可知,Cl/UV工藝對氨氮和CODCr的去除率隨CODCr濃度的升高而逐步下降,且CODCr在各濃度下均未得到有效去除。黃腐酸可以加重水樣的色度,且分子中含有較多不飽和基團,對UV的吸收作用強于無色的葡萄糖溶液。因此,添加黃腐酸組的氨氮去除效果比添加葡萄糖組更差,當CODCr質(zhì)量濃度從55 mg/L增加到120 mg/L時,氨氮去除率從36%下降至了20%,而在葡萄糖組中,即使CODCr質(zhì)量濃度達到180 mg/L時氨氮去除率仍有55%。葡萄糖、黃腐酸中的發(fā)色團可以吸收UV,降低了水中的平均UV光強,從而降低了氯胺被UV活化的效果,導致體系中的自由基穩(wěn)態(tài)濃度下降,最終對氨氮去除產(chǎn)生不利影響。同時,有機物與氨氮存在競爭反應,兩者均可消耗水中的Cl·,這種競爭關(guān)系將導致氨氮去除率的進一步下降。此外,由圖4可知,當CODCr初始質(zhì)量濃度超過100 mg/L時,氨氮去除率幾乎不再變化,而CODCr幾乎沒有得到去除,表明此時體系中氯的濃度不足以維持分解反應繼續(xù)進行。

圖4 不同CODCr濃度時氨氮和CODCr的去除率Fig.4 Removal Rates of Ammonia Nitrogen and CODCr with Different Influent CODCr

圖5 不同Cl/N時氨氮和CODCr的去除率變化Fig.5 Removal Rates of Ammonia Nitrogen and CODCr under Different Cl/N

為探究在進水CODCr較高時,是否可以通過提高Cl/N來提高去除率,研究了進水CODCr質(zhì)量濃度為120 mg/L時,Cl/N從6∶1提升至12∶1時的氨氮和CODCr去除率變化。如圖5所示,通過提高Cl/N,CODCr和氨氮的去除率均呈現(xiàn)上升趨勢。如圖5(a)所示,在投加葡萄糖組,Cl/N為10∶1時氨氮去除率便達到了未投加葡萄糖時的水平,而此時黃腐酸組的氨氮去除率有所上升,但效果不佳。此外,通過提高Cl的投加量,也可產(chǎn)生去除CODCr的作用,但如圖5(b)所示,若需實現(xiàn)CODCr的高效去除,所需Cl/N很大,不僅增加藥劑成本,同時可能使出水中余氯和鹽度過高,經(jīng)濟性可能不如其他去除有機污染物的工藝。

注:BDCM為二氯一溴甲烷;DCA為二氯丙酮;CDBM為一氯二溴甲烷;TBM為三溴甲烷;DBCP為一氯二溴丙烷;TCAN為三氯乙腈;BCAN為溴氯乙睛;DBAN為二溴乙腈;EDB為二溴乙烷;TCNM為三氯硝基甲烷。圖6 Cl/UV工藝中消毒副產(chǎn)物生成Fig.6 Generation of DBPs in Cl/UV Process

2.4 Cl/UV工藝消毒副產(chǎn)物的生成情況

本節(jié)采用上海市某MBR工藝城鎮(zhèn)污水處理廠出水③,通過控制變量單因素試驗,研究不同工藝參數(shù)取值對含碳(C-DBPs)和含氮(N-DBPs)兩類消毒副產(chǎn)物生成的影響。如圖6(a)所示,各消毒副產(chǎn)物的產(chǎn)生量總體呈現(xiàn)出隨Cl/N的增大先減小后增加的趨勢,多在Cl/N=4.5∶1附近達到最小值。C-DBPs中,三氯甲烷(TCM)的生成量最大,但是在Cl/N=4.5∶1時生成量顯著降低;三氯乙烷(TCA)和三氯乙醛(Chloral)生成量次之,且生成趨勢隨Cl/N的變化情況與TCM類似;其余檢測到的C-DBPs生成量均較少。N-DBPs中,二氯乙腈(DCAN)的生成量最高。將試驗工況:X1=10 mg/L、X3=200 mJ/cm2代入式(10),計算得出最佳Cl/N=4.55∶1,可見在根據(jù)響應曲面設(shè)計得出的最佳工況點處Cl/UV耦合反應較為完全,余氯與進水中有機物發(fā)生反應生成副產(chǎn)物的趨勢較低。

如圖6(b)所示,進水氨氮質(zhì)量濃度(TAN0)從8.0 mg/L上升至12.0 mg/L過程中,消毒副產(chǎn)物的生成量總體呈現(xiàn)逐步下降的趨勢。這是由于在相同反應條件下,氯與氨氮反應的反應速率遠高于氯與水中天然有機物反應的速率,兩對反應之間相互競爭,使得后者受到抑制,減少了消毒副產(chǎn)物的生成。并且,氯與氨氮反應生成的一氯胺氧化性遠低于游離氯本身,與有機物反應速率極低,幾乎不會引起消毒副產(chǎn)物的生成[19],因此,進水中的較高氨氮濃度對消毒副產(chǎn)物的生成起到了抑制作用。

由圖6(c)可知,將UV劑量從100 mJ/cm2增加到300 mJ/cm2的過程中,所有消毒副產(chǎn)物的生成量均呈現(xiàn)出先大幅上升、再逐漸下降的趨勢。在Cl/UV工藝處理過程中,水中氨氮首先與游離氯反應生成一氯胺,隨UV劑量的提高,一氯胺的光解進程加快,所形成的Cl·和·OH的穩(wěn)態(tài)濃度逐漸增大,這些自由基將水中的大分子天然有機物降解成醛、酮、有機胺等小分子中間產(chǎn)物,其更易與水中余氯反應生成消毒副產(chǎn)物,因此,消毒副產(chǎn)物的產(chǎn)生量一開始有顯著上升。再繼續(xù)增大UV劑量,Cl·和·OH的穩(wěn)態(tài)濃度繼續(xù)上升,醛、酮、有機胺等小分子中間產(chǎn)物的分解速率加快,進一步形成羧酸、氨基酸等較穩(wěn)定的有機酸,直至被完全礦化,因此,生成消毒副產(chǎn)物的趨勢又逐漸降低。將試驗工況:X1=10 mg/L、X2=5∶1代入計算得出最佳UV劑量為140 mJ/cm2,可見在該UV劑量下消毒副產(chǎn)物生成的趨勢最大,這是由于前文進行的響應曲面設(shè)計的目的是盡可能去除氨氮,此時的UV劑量不足以產(chǎn)生足以進一步分解醛、酮、有機胺等小分子中間產(chǎn)物的Cl·和·OH。因此,若需對出水中消毒副產(chǎn)物含量進行嚴格控制,可適當采用比計算值更大的UV劑量。

3 結(jié)論

(1)對于MBR出水及類似的低色度、CODCr污水,應用Cl/UV工藝輔助脫氮,與單純折點氯化工藝相比,當投加的Cl/N相同時,脫氮效果更好,出水中余氯含量更低。

(2)應用Cl/UV工藝輔助脫氮,pH值在6.5～8.0對工藝效果影響不顯著。施加UV劑量>200 mJ/cm2時,UV劑量的變化對出水氨氮濃度變化影響不顯著。當進水氨氮質(zhì)量濃度≤12 mg/L時,可以根據(jù)響應曲面擬合結(jié)果合理選擇Cl/N和UV劑量,使得出水氨氮濃度達標(<5 mg/L);而當進水氨氮質(zhì)量濃度>12 mg/L時,可以僅采用折點氯化工藝。

(3)當采用Cl/UV工藝時,根據(jù)實際的進水氨氮濃度、出水氨氮要求,可以根據(jù)式(10)計算出所需Cl/N與UV劑量之間的函數(shù)關(guān)系,進而確認最佳工藝參數(shù)。

(4)當進水中CODCr含量過高時,需適當提高Cl/N以保持脫氮效果。當初始CODCr質(zhì)量濃度為120 mg/L時,在投加葡萄糖組,Cl/N為10∶1時氨氮去除率可達未投加葡萄糖時的水平;而對于有色物質(zhì)黃腐酸貢獻的CODCr,提高Cl/N對氨氮去除效果的恢復效果較不顯著。

(5)Cl/UV工藝產(chǎn)生的消毒副產(chǎn)物主要為TCM、TCA、Chloral和DCAN,生成量隨Cl/N的增大而增大,隨初始氨氮濃度和UV強度的增大而下降。