吴志超1，曾萍1，顾国维1，俞国平1，张祥余2，殷荣强2，?钱松宇2，于大海2
（1 同济大学环境科学与工程学院，上海 200092；2 上海市给水管理处，上海200092） 摘要：采用混凝沉淀—生物曝气—超滤—消毒组合工艺对含较高浓 度氨氮和CODMn的污染水源水进行净化处理的工艺研究。结果表明，在试验条件下，水源水氨氮＜10mg/L时，组合工艺出水的氨氮＜1.0mg/L，亚硝酸盐氮＜1.0mg/L，硝酸盐氮＜5.0mg/L；当水源水CODMn浓度为11.0～15.0mg/L左右时，出水CODMn＜6.0mg/L。当向生物曝气池内投加10mg/L粉末活性炭形成炭污泥时，出水CODMn＜5.0mg/L；当投加量增加为40mg/L时，出水CODMn降低到3.5mg/L；当投加量继续增加到50mg/L时，出水CODMn＜3.0mg/L。研究还表明，中空膜可以应用于混凝沉淀—生物曝气—超滤工艺中，而且PAC的投加有利于膜水通量的提高。?
关键词：微污染源水；生物处理；粉末炭；超滤?
中图分类号：R123
文献标识码：C
文章编号：1000-4602(2000)07-0053-04
我国现有自来水厂处理工艺主要为混凝沉淀→过滤→消毒，为保证处理后自来水水质，对水源水水质要求CODMn＜6mg/L，NH3-N＜10mg/L。但随着经济的发展，我国许多地区的水源水水质(包括地下水)已遭到不同程度的污染，例如巢湖地区少数饮用水源水的CODMn浓度高达15mg/L左右。有鉴于此，开发了生物预处理—常规净水 技 术的组合工艺［1～3］，但该项技术受温度影响较大，污染物去除率非常有限，操作要求高，无抗冲击负荷能力。本文介绍了在实验室内进行新型组合净水工艺的研究。 1 试验流程、设备和分析指标? 1.1工艺流程(见图1) 
1.2设备和分析指标
微污染源水先进行混凝沉淀，每天间歇式一次操作完成，然后由进水泵定量提升进入生物预 曝气池(采用悬浮型生物法)，水力停留时间在1～2h之间，曝气形式为微孔曝气。超滤膜组件形式为中空纤维，材质为聚砜，截留分子量分别为20000u、50000u，以PS200和PS500表示，膜组件的进水循环采用电磁泵。消毒采用在消毒池内间歇式投加次氯酸 钠溶液完成。主要分析指标为膜水通量、CODMn、NH3-N。? 2 试验结果和分析 图2是研究阶段混凝沉淀出水(即生物曝气池进水)水质的变化情况。? 
由图2可见，水源水的有机污染相当严重，经过混凝沉淀处理后，其CODMn浓度一般仍然高达9.15mg/L。同时，源水中氨氮浓度的变化幅度特别大，特别是在气温明显转换的时期。氨氮浓度一般在冬季或初春季节较高，其余季节较低，该水质变化特征非常不利于常规生物预曝气→混凝沉淀→过滤工艺的进行，因为常规生物预曝气只有在气温高时处理效率才高 (而气温高时源水氨氮浓度本身就低)。当冬季气温低，进水氨氮浓度高时，常规生物预处理的效率又变得非常低，无法满足饮用水水质去除氨氮的要求。
2.1 对有机污染物的去除
为了保证生物硝化作用的及时顺利进行，也为了减轻超滤膜的污染程度，延长清洗周期，对 污染源水首先采用混凝沉淀，去除大部分的胶体和高分子有机物(混凝沉淀出水的有机物浓度如图2所示)。在随后进行的生物预曝气→超滤膜分离过程中，根据混合液的是否排放， 有机污染物的去除呈现出显著不同的结果(分别见表1和表2)。 表1 曝气池不排放混合液时对CODMn的去除情况 mg/L 混凝沉淀出水
CODMn浓度 | 曝气混合液滤纸
滤后CODMn浓度 | 膜渗透液CODMn浓度 | | PS200 | PS500 | | 9.83 | 10.28 | 5.81 | 4.95 | | 9.37 | 10.90 | 8.54 | 9.04 | | 8.84 | 11.45 | 9.49 | 9.01 | | 6.65 | 11.60 | 9.69 | 8.88 | | 9.56 | 11.59 | 8.20 | 7.80 | | 10.70 | 11.42 | 8.88 | 6.85 | 表2 曝气池排放混合液时对CODMn的去除情况 mg/L 混凝沉淀出水
CODMn浓度 | 曝气混合液滤纸
滤后CODMn浓度 | 膜渗透液CODMn浓度 | | PS200 | PS500 | | 9.35 | 8.62 | 8.62 | 6.65 | | 10.70 | 7.46 | 5.86 | 5.17 | | 9.22 | 8.40 | 6.51 | 5.97 | 由表1可见，经过混凝沉淀剩余的胶体和高分子有机物在生物曝气池中的浓度依然较高，这是由于高分子有机物和胶体可被生物极其缓慢地降解成小分子，最终成为可以透过超滤膜的物质。同时，高分子有机物的累积也提高了膜表面凝胶极化层中污染物的浓度，扩散梯度增大，导致膜透过液中污染物浓度升高。两方面的共同作用使得膜透过液中CODMn浓度甚至高过进水的浓度。而由表2可见，当对曝气池混合液进行适时排放时，生物曝气池内有机物的累积得到了明显控制，CODMn浓度平均下降了3mg/L，并出现小于进 水浓度的现象。此时，上述高分子有机物浓差扩散引起的渗透得到有效控制，膜透过液CODMn浓度也明显下降。?
由表1和表2还可以发现，截留分子量不同的超滤膜，其出水CODMn浓度显著不同。在同步测定中，PS500膜透过液CODMn浓度有80%～90%明显低于PS200膜透过液，造成这种特殊现象的原因也在于膜表面污染物的累积。PS500膜的水通量高，累积透水量大，被膜截留的污染物质相对较多，而两根膜共用一个生物曝气池，微生物在PS500膜表面的截留量也明显大于PS200膜。这样，一方面由于PS500膜表面被截留物质多，膜的堵塞更加严重，使 得实际透过通道显著减小；另一方面，因为污泥的截留量多，有机物不仅在曝气池内得到降解，同时在透过膜的表面时，有机物也得到比PS200膜表面更多的降解，而PS200膜透过液的CODMn浓度偶尔低于PS500膜透过液的现象与此前进行了膜清洗有关。
2.2 对氨氮的去除
表3为该工艺运行期间氨氮的去除情况。 表3 生物曝气→超滤工艺对氨氮的去除情况 mg/L | 进水NH3-N | 7.00 | 20.10 | 2.10 | 1.26 | 0.80 | 0.66 | 0.54 | 2.20 | 1.60 | 2.60 | | 膜类型 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | PS
200 | PS
500 | | 出水NH3-N | | 0.06 | 0.54 | 0.98 | 2.30 | 2.10 | 0.81 | 0.11 | 0.70 | 0.40 | 0.66 | - | 0.10 | - | 0.54 | 0.24 | - | - | - | 0.20 | 表3可知，尽管混凝沉淀出水的氨氮浓度变化很大，从0.54mg/L变化到20.10mg/L，生物曝气→超滤工艺仍然对氨氮具有良好的去除能力。随着运行时间的延长和硝化细菌的增多，出水氨氮浓度越来越低，最终处于一个低水平上。表3中不同截留分子量的PS200膜和PS500膜对氨氮的去除能力表现出一定的差别，且基本没有规律。从分子量大小考虑，氨氮完全能 够顺利透过PS200膜和PS500膜，但对相同的曝气池混合液，两种膜的透过液氨氮浓度明显不同，造成该现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
由于微污染源水中难生物降解有机物的浓度较高(达到11～15mg/L左右)，尽管混凝沉淀→ 生物曝气→超滤工艺对有机污染物具有较高的去除能力，但最终出水中的CODMn浓度 仍然较高(＞50mg/L)，作为饮用水来说应尽可能再降低一些。根据国外的研究［4］，粉末活性炭吸附→超滤工艺不仅能有效降低超滤出水中有机物的含量，而且还能在一定 程度上改善膜的水通量。为了进一步提高有机物的去除能力，在生物曝气池内定量投加粉末活性炭(PAC)，以期形成活性炭污泥颗粒。表4为投加PAC并稳定运行10d后采样的分析结果。 |
混凝沉淀→PAC生物曝气→超滤工艺对有机污染物和氨氮的去除 mg/L | 项目 | 膜类型 | 粉末活性炭投加量 | | 10 | 40 | 50 | | 膜透过液CODMn浓度 | PS200 | 4.57 | 3.15 | 2.83 | | PS500 | 5.12 | 4.69 | | | 膜透过液CODCr浓度 | PS200 | 37.20 | | | | PS500 | 33.20 | | | | 膜透过液NH3-N浓度 | PS200 | - | - | - | | | PS500 | - | - | - | | 膜透过液NO2--N浓度 | PS200 | - | - | - | | | PS500 | - | - | - | | 膜透过液NO3--N浓度 | PS200 | | 3.3 | | | | PS500 | | 2.1 | |
由表4可知，投加粉末活性炭后，有机物浓度得到显著降低，PAC投加量越高，膜透过液中CODMn浓度越低。当PAC投加量为10mg/L时，被PAC吸附去除的有机物最多，超滤出水的CODMn浓度可以降低到5.0mg/L以下；当PAC投加量继续增加到40 mg/L和50mg/L时，超滤出水的有机物浓度可分别降低到3.15 mg/L和2.83 mg/L。
由表4还可以发现，与混凝沉淀→生物曝气→超滤工艺相比，混凝沉淀→PAC生物曝气→超滤 工艺不仅能够进一步提高有机污染物的去除率，还能有效提高氨氮和亚硝酸盐氮的去除能力。此时，膜透过液中NH3-N浓度和NO2--N浓度均低于检测限，同时硝酸氮的浓度也低于50mg/L。表4同时表明，PS200膜透过液的CODMn浓度明显低于PS500膜，该现象与混凝沉淀→生物曝气→超滤工艺的试验结果发生了明显的变化。该结果能否用投加的PAC显著改善膜表面的污染状况，使得PS200膜发挥了本该具有的截留特性来解释，还有待进一步试验和对膜表面进行切片检查得出。由于超滤膜的表面孔径远小于细菌的大小，本试验过程 中对卫生学指标不作特别考察，仅随机取了一次水样测定细菌总数，超滤膜出水为13个/mL，浊度＜0.3NTU。
2.4 超滤膜水通量的变化
由于条件限制，膜组件的操作压力为49 kPa，膜面流速为0.4 m/s。图3为试验初期水通量的变化情况。 
由图3可知，由于PS500膜的表面孔径大于PS200膜，其累积透水量明显高于PS200膜，运行到 18d时，PS500膜累积透水量仍然达到1000mL/d，PS200膜累积透水量为750mL/d。从两种膜的透水量变化趋势看，PS200膜的透水量在运行初期没有出现明显下降现象，PS500膜的透水量则在经过一周的显著下降后逐渐趋于稳定。图4和图5分别是运行稳定时期的瞬时透水量和累积透水量的变化。  
该时期膜的透水性能和运行初期基本相似，PS500膜的透水量下降比较明显，PS200膜透水量 的下降则非常缓慢。但与运行初期的累积透水量相比，PS500膜基本没有衰减，PS200膜则出现了明显衰减现象，从运行初期的750mL/d下降为稳定时期的250mL/d。
图6和图7则是投加粉末活性炭前后膜透水量的变化情况。   由图6、7可知，PAC的投加对PS500膜的透水量影响不大,却显著改善了PS200膜的透水量.PS200膜的透水量甚至出现了一定程度的恢复.值得注意的是,此时膜过滤对象的SS浓度达到1000mg/L左右。
在整个研究过程中，膜的化学清洗除了一次采用双氧水外，其余均为①振动清水冲洗10min；②1%H2SO4浸泡20h左右；③清水冲洗10min左右；④1%NaOH浸泡20h左右；⑤清水冲洗10min。由图可以发现，在膜组件的运行过程中，尽管长时间没有进行任何清洗，膜透水量的下降还是比较缓慢的，其下降的幅度也是可以承受的，尤其是PS200膜。 ? 3 结论 研究结果表明，当源水污染物主要为氨氮，CODMn相对较低时，采用生物曝气→超滤工艺不仅可以有效去除氨氮污染，而且能够进一步降低有机污染物。当原水污染物中氨氮和CODMn浓度均高时，需要采用混凝沉淀→生物曝气→超滤组合工艺，当源水氨氮浓度＜10mg/L时，组合工艺的出水氨氮浓度＜1.0mg/L，亚硝酸盐氮＜1.0mg/L，硝酸盐氮＜5.0mg/L。当源水CODMn浓度为11.0～15.0mg/L左右时，组合工艺在合理的控制条件下，其出水CODMn＜6.0mg/L；当向生物曝气池内投加10mg/L粉末活性炭形成活性炭污泥时，出水CODMn＜5.0mg/L；投加量增加到40mg/L时，出水CODMn可以降低到3.5mg/L；投加量继续增加到50mg/L时，出水CODMn＜3.0mg/L。研究结果还表明，中空纤维超滤膜完全可以应用于混凝沉淀→生物曝气→超滤工艺中，而且PAC的投加有利于膜水通量的提高。 参考文献：
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收稿日期：2000-01-17 | 
