生物炭泥-超濾組合工藝處理高有機物、氨氮復合污染水源

雷曉玲，楊瀟，楊程，魏澤軍，顏海

(1.重慶市科學技術研究院，重慶 401123；2.重慶交通大學 河海學院，重慶 400074；3.中煤科工重慶設計研究院(集團)有限公司，重慶 401332；4.中機中聯工程有限公司，重慶 400000)

受降雨時空分布特征的影響，重慶地區飲用水資源存在分布不平衡的現象，特別是一些村鎮在水資源匱乏的同時，水處理工藝也相對簡易，因此村鎮飲用水合格率相對偏低。特別是重慶渝西地區一些村鎮飲用水水源受到周邊環境及人類活動的影響，有機物、氨氮污染問題較為突出。常規飲用水的處理工藝對于水中溶解性的有機物、氨氮的去除能力有限。因此高有機物、氨氮污染的水源對水廠常規處理工藝提出了很大的挑戰[1-3 ]。本文旨在通過在水廠原有的工藝基礎上增加活性炭[4]投加，同時對炭泥回流和生物培養富集，后端聯合超濾處理的方式，最終形成生物炭泥-超濾組合工藝來提高有機物、氨氮等污染物的去除率[5-8]，來達到改善水廠的目的，為類型水源條件提供技術參考。

1 試驗設計與方法

1.1 進水水質

本中試以重慶某水廠高有機物、氨氮復合污染水為原水，水質情況見表1。

表1 原水水質Table 1 The raw water quality

1.2 試驗裝置

試驗裝置主要由機械絮凝池、斜管沉淀池、生物培養罐、超濾膜池、清水池和曝氣系統組成。處理水量為0.2 m3/h，污泥回流比為3%。具體試驗裝置見圖1。

圖1 試驗裝置結構圖Fig.1 Structure chart of test device

試驗采用立升公司的聚偏氟乙烯中空纖維膜，膜的有效面積為1.9 m2，膜纖維內、外徑分別為 0.85，1.45 mm，平均孔徑為0.02 μm，反洗周期為24 h。

1.3 試驗方法

1.3.1 生物培養富集 絮凝劑為聚合氯化鋁，投加量為20 mg/L，活性炭投加量為20 mg/L，系統運行正常后，將沉淀池污泥提升至生物培養罐，進行24 h不間斷的曝氣，曝氣量為30 L/min，每天更換生物培養罐原水，更換前取樣檢測，每2天取污泥測定生物量，培養期間溫度23 ℃左右。

1.3.2 活性炭補充及效果試驗 生物富集完成后，在進水流量保持在0.2 m3/h，回流比約3%的條件下分別補充0，10，20，30 mg/L粉末炭與回流污泥混合后，再提升至經絮凝池入水口，與聚合氯化鋁協同反應。分別取沉淀池出水和組合工藝超濾出水。

1.4 檢測指標及方法

水樣指標測定高錳酸鉀指數(CODMn)和氨氮，污泥樣品測定生物量。其中CODMn：酸性高錳酸鉀法；氨氮：納氏試劑分光光度法；生物量：脂磷法[9]，結果用nmol/g表示。

2 結果與討論

2.1 生物培養與富集

2.1.1 富集期的生物量變化 生物培養與富集期間，炭泥生物量變化見圖2。

圖2 富集期生物量隨時間的變化Fig.2 Varying curve of biomass with time

由圖2可知，隨培養時間增加炭泥生物量不斷增加，培養8～10 d，生物量逐漸趨于穩定，第10天生物培養罐中炭泥生物量達到了90 nmol P/g左右。視為生物培養與富集期成功，進行下階段試驗。

2.1.2 富集期對CODMn、氨氮去除效果 生物培養富集期對CODMn和氨氮的去除可能有活性炭和污泥絮體的吸附，但主要還是微生物作用。生物培養富集期間，生物培養罐中CODMn的去除變化情況見圖3。

圖3 CODMn的去除效能 Fig.3 The removal efficiency of CODMn

由圖3可知，培養期間原水CODMn在6.8～8 mg/L 之間，CODMn的平均值為7.1 mg/L。試驗在開始階段，炭泥對水中有機物的去除，主要依靠炭泥的物理吸附作用。隨著炭泥的不斷曝氣，生物培養罐中的炭泥生物量增加，微生物和水中污染物之間的生化作用也越發明顯。裝置在運行到10 d以后，培養罐對CODMn的去除率穩定到了40%以上，與生物量的變化呈現顯著正相關性，表明有機物的去除主要貢獻還是微生物作用。

培養富集期間，對氨氮的去除見圖4。

圖4 氨氮的去除效能Fig.4 The removal efficiency of NH3-N

由圖4可知，試驗期間原水氨氮在0.38～1.3 mg/L 之間，氨氮平均值為0.8 mg/L。培養富集前期對氨氮去除率約28%，培養前期氨氮的去除與有機物去除類似，主要依靠活性炭及絮體吸附，隨著反應的進行，系統內的生物量增加，硝化細菌逐漸富集并開始發揮作用， 到第10天生物量穩定后，氨氮去除率從27%逐漸上升并穩定到了42%左右。

2.2 活性炭補充對炭泥回流工藝效果的影響

2.2.1 活性炭補充對生物量影響 系統穩定運行后，活性炭補充量分別為0(即僅回流排泥水)，10，20，30 mg/L，以考察活性炭補充對生物量及效果的影響，對生物量影響見圖5。

圖5 生物量隨補充炭量的變化Fig.5 Effect of biochar on CODMn removal efficiencyof Mn and ammonia nitrogen

由圖5可知，生物量隨著補充炭量的增加而增加，表明補充活性炭有利于炭泥中微生物的增長，且當粉末炭補充量為30 mg/L時，穩定后生物量可達 115 nmol P/g，比不投加活性炭生物量高近3倍，可見適當的活性炭補充對生物量具有重要影響。

2.2.2 補充炭量對CODMn、氨氮的影響 試驗在粉末活性炭補充量為0，10，20，30 mg/L的情況下，CODMn、氨氮去除情況見圖6、圖7。

圖6 CODMn的去除效能Fig.6 The removal efficiency of CODMn

圖7 氨氮的去除效能Fig.7 The removal efficiency of NH3-N

由圖可知，當補充活性炭量為0 mg/L時，裝置穩定運行后對CODMn、氨氮的去除率分別為25%和24%。當補充炭量增長到30 mg/L時，去除率分別提高到了45%和47%，表明隨著活性炭補充量的增加，一方面生物量隨之增加，污染物去除的生物作用越明顯；另一方面，補充的活性炭量的增加對污染物的吸附量也增加，因此有機物、氨氮的去除效果也提高。

2.3 生物炭泥-超濾組合工藝的去除效能

綜合考慮去除效果及活性炭投加量后，以活性炭補充量為20 mg/L，在生物炭泥-超濾組合工藝在運行穩定后，對10次取樣CODMn、氨氮結果進行分析，結果見圖8、圖9。

圖9 中試裝置對原水氨氮的去除效能Fig.9 The removal effect on NH3-N of pilot plant

由圖8可知，原水的CODMn的值在6.1～7.3 mg/L 之間，平均值為6.77 mg/L；組合工藝濾后水出水CODMn的值在2.7～3.4 mg/L之間，濾后水CODMn平均值為2.9 mg/L，濾后水平均去除率為56%。比裝置的沉淀后出水平均去除率(42%)提高了14%；比水廠常規處理工藝CODMn去除率 29.1%，提高了26.9%。并且10次濾后出水CODMn皆在 5 mg/L 以下，均達到(GB 5749—2006)《生活飲用水衛生標準》的要求。

圖8 中試裝置對原水CODMn的去除效能Fig.8 The removal effect on CODMn of pilot plant

由圖9可知，原水的氨氮值在0.63～1.1 mg/L之間，平均值為0.78 mg/L；濾后水氨氮值在0.34～0.46 mg/L之間，平均值為0.4 mg/L。中試裝置濾后水氨氮去除率在53%～62%之間，去除率平均值為60%。比水廠常規氨氮去除率22%，高出了38%。并且10次濾后出水氨氮皆在0.5 mg/L以下。值均可達到(GB 5749—2006)《生活飲用水衛生標準》的要求。

3 結論

(1)連續曝氣好氧條件下，溫度約23 ℃，生物培養富集10 d左右生物量達到穩定，炭泥生物量達到90 nmol P/g，培養罐CODMn和氨氮去除率分別達到40%和42%。

(2)粉末活性炭補充量為20 mg/L，進水量為0.2 m3/h，污泥回流比3%的條件下穩定運行后，組合工藝對CODMn和氨氮的平均去除率分別達到56%和60%，比水廠常規處理對CODMn和氨氮平均去除率29.1%和22%，分別提高了26.9%和38%，組合工藝出水均滿足(GB 5749—2006)《生活飲用水衛生標準》的要求。