粘土作为生物载体在原水预处理中的应用

徐国勋 陶红
(上海理工大学城市建设与环境工程学院，上海200093)

　　摘　要：介绍了一种微污染源水中去除氨氮的小型动态试验的结果。以凹凸棒粘土为启动期的生物载体替代生物陶粒或软填料，采用脱氮反应池串联或并联于常规净水工艺两种工艺流程，取得了类似其他生物氧化法的除氮效果，并且具有无明显生物培养期及启动快的特点。考查了影响因素和含氮化合物在净化过程中的举动。
　　关键词：净水工艺；凹凸棒粘土；硝化反应

　　许多自来水厂的地表水源，由于受到农田排水、生活污水和工业废水的污染，水质正在日益恶化，其中一个普遍存在的问题就是水中氨氮浓度过高。常用的处理方法是用生物氧化过程对源水进行预处理^[1，2]。目前在国内研究和应用较多的是生物陶粒滤池和生物接触氧化法。作为生物膜的载体，分别采用了陶粒和软性填料。该方法安装和管理比较复杂，且在池内体积和形状是固定的，位置基本也是固定的，并不随水流方向一起运动。
　　本试验是利用粘土作载体，通过吸附和好氧硝化反应去除水中的氨氮。它的特点是：不需要培养期；粘土重复利用；去除效率受水温影响小；安装和管理简单；消耗的作用水头小。

1.试验方法

1.1 粘土
　　采用凹凸棒石(Attapilgite)粘土，它有着独特的层链状结构，使其具有很好的孔隙结构和很大的比表面积。静态试验表明它与活性炭一样，对水中氨氮有着良好的吸附效果。
　　试验用凹凸棒颗粒粒径在0.4——0.8mm，1L颗粒干重606g，湿重约1400g。试验开始时，投加到再生池中的颗粒为4.8L，共计干重2909g。
1.2 工艺流程
　　图1为脱氮反应池与净水构筑物并联的小试装置工艺流程示意图，沉淀池下排的污泥流入脱氮反应池，该池的污泥和进水、絮凝剂一起流入反应池，粘土在脱氮反应池、反应池、沉淀池之间循环。
　　图2为脱氮反应池与净水构筑物并联的小试装置工艺流程示意图，图中脱氮反应池相当于预曝气池，粘土只在池内运动，基本不流入其它构筑物。

1.3 试验装置
　　主要试验装置用有机玻璃和塑料制作，其容积和尺寸见表1，滤池砾石厚度400mm，采用自来水厂石英砂滤料，厚度500mm。

表1　　 主要试验装置的容积和尺寸 容器名称 外形尺寸（mm) 有效水深（mm） 有效容积（L） 配水箱 500×500×500 400 100 高位水箱 φ360×400 400 40 反应池 360×360×450 400 25 沉淀池 φ140×2000 1910 29×2 滤池 φ140×2000 1900 28 脱氧反应池（并） 725×360×430 250 65 脱氧反应池（串） φ500×500 300 59

表2　　 水质化验项目及分析方法 项目名称 分析方法 高锰酸钾耗氧量（CODMn） 容量法（酸性） 化学耗氧量（CODcr） 重铬酸钾法 碱度（AlKa.） 电位滴定法 总凯氏氮（TKN） 容量法 氨氮（NH₃-N） 容量法 硝酸盐氮（NO₃-N） 戴氏合金还原法 亚硝酸盐氮（NO₂-N） α-萘胺比色法

1.4 试验用水和絮凝剂
　　城市二级河道的河水和自来水按1：3的比例配制而成。城市二级河道的河水水质是变化的，通常COD在70—100mg／L，NH3-N在8--12mg/L，高锰酸钾耗氧量进20～25mg/L。
　　絮凝剂采用硫酸铝(A12(SO4)318112O)，投加量为40mg／L，试验中投药量没有变化。
1.5 化验项目
　　 水质化验项目和分析方法见表2。

2.试验结果

2.1 含氮化合物
　　(1)并联方式
　　按图1所示脱氮反应池与净水构筑物并联的工艺流程运行，进水流量25L/h，循环流量20L／h。循环流量是指脱氮反应池向反应池输送的液体和沉淀池底部向脱氮反应池输送的液体，这两种液体的流量应相等，以保证再生池内水位不变。试验结果见表3，可以看出NH3-N 的去除率＞30％。
　　(2)串联方式
　　按图2所示脱氮反应池与净水构筑物串联的工艺流程运行，进水流量20～40L／h。试验结果见表4。

表3　　 并联方式含氮化合物在进出水中的变化 序号 TKN NH₃-N NO₃-N NO₂-N 进水 出水 进水 出水 进水 出水 进水 出水 1 12.46 3.36 5.71 2.02 -- -- 0.02 1.80 2 9.10 3.92 6.50 2.58 1.46 4.37 0.01 1.80 3 8.12 2.52 5.94 3.02 2.02 1.57 0.01 0.90 4 8.45 2.52 5.26 2.80 0.78 0.78 0.01 0.54 5 7.98 5.60 5.60 3.14 0.89 1.57 0.01 0.40 6 6.44 2.80 5.15 2.13 1.01 0.89 0.01 1.15 7 6.72 2.26 5.15 2.35 0.38 1.01 0.01 1.95 8 6.02 2.38 5.38 1.68 1.40 1.68 0.01 1.74 9 5.15 0 4.83 0 2.13 2.46 0.03 3.90 10 5.21 0.05 4.93 0 -- -- -- -- 11 6.07 0 5.26 0 -- -- -- --

表4　　 串联方式含氮化合物在进出水中的变化 序号 TKN NH₃-N NO₃-N 进水 出水 进水 出水 进水 出水 1 5.88/4.62 0.28/1.82 5.42/4.48 0/1.69 -- -- 2 4.75 0.53 4.14 0.34 1.29 2.63 3 4.48 0.84 4.03 0.45 1.46 2.13 4 4.67 0.80 4.03 0.78 0.82 1.63 5 3.92 0.92 3.70 0.90 0.67 2.02 6 3.54 1.56 3.47 1.01 1.23 1.57

　　从表3、表4可以清楚地看出，山水与进水相比TKN、NH₃－N是减少的，而N0₃-N和N0₂-N是增加的。
2.2 高锰酸钾耗氧量
　　这两种工艺对CODMn均没有明显的去除效果，并且还可以看到这样一种现象，当NH₃-N去除率高时，出水CODMn反而比进水CODMn高，增幅可达24％。
2.3 碱度
　　试验结果表明，出水比进水大约要降低14％～30％，这说明去除氨氮是一个消耗碱度的过程。当然，投加絮凝剂硫酸铝也消耗水中的碱度。

3.影响因素

3.1 停留时间
　　源水在脱氮反应池中的停留时间是影响NH₃－N去除效果的主要因素，改变进水流量，即改变反应池的停留时间，进行了一系列对比试验，结果见图3。表明停留时间越长，去除效果越好。可以根据源水和出水NH₃-N的要求选择适宜的停留时间。

3.2 粘土浓度
　　为了考查颗粒浓度对处理效果的影响，进行了一组颗粒浓度的对比试验，采用串联工艺运行，其他试验条件不变，只是每天向脱氮反应池中投加200mL湿的凹凸棒颗粒，共投加8次，试验结果见图4。图中NH₃-N下降值表示进水和出水NH₃-N的差值。可见随着凹凸棒投加量的增加，池中颗粒浓度越来越高，NH₃-N的去除能力也相应越来越大。试验中投加颗 粒1.6L，干重970g，对于脱氮反应池颗粒浓度增加15g／L，用重量百分比浓度表示增加1.5％。对NH₃-N的去除率从37.5％上升到近100％。显而易见颗粒浓度对去除效果有着举足轻重的作用。
3.3 温度
　　本项试验是在冬季有供热设施的试验大厅内进行、配水池的水混6～12℃，这个范围的温度对于微生物还是偏低的。没有进行水温对比的试验，尤其是5℃以下有更加重要的指导意义。
3.4 CODCr的浓度
　　微污染水中以CODcr为主的有机物浓度对氨氮的去除有明显的影响，而这和传统的污水中COD和氨氮的相互关系明显不同[3]。试验中个别地测定了CODcr。观察到当CODcr在40—50mtg/L时，NH3-N的去除率明显下降，而COD在20mg／L左右时，去除率明显上升，二者相差约1倍。
3.5 pH值和碱度
　　生物硝化是硝化菌对离子氨进行硝化反应，pH值应小于8.0。当pH值在6.5～10.0时，水中的碳酸主要以HCO3-的形式存在，有利于硝化反应。试验用水pH6.5～8.0，碱度在140～200mg/L之间，足够NH₃－N的硝化需要。进行了在进水中投加HCO3-的试验，没有观察到能够加速硝化反应，可能是因为增加HCO₃-浓度提高了pH值，减少了离子氨的比例，对NH₃－N的转化不利。

4.工艺流程的选择

4.1 并联方式
　　该工艺将净水工艺和脱氮反应池并联连接，凹凸棒颗粒在脱氮反应池、反应池、沉淀池、脱氮反应池内循环，与此同时源水在反应池与絮凝剂反应生成絮体，在沉淀池沉淀下来，由 浊度和絮凝剂生成的沉淀污泥同凹凸捧颗粒一起进入脱氮反应池，随着运行的延续，循环次数的增多，沉淀污泥所占的比例越来越大，因此这种工艺起作用的，即微生物的载体，不只是凹凸棒的颗粒，还有沉淀污泥。
　　如果不定期排放这种混合污泥，凹凸棒的总量保住了，但泥量越来越大，这对于去除氨氮是有利的，对于净水工艺未必有利，特别是对于出水水质可能还有不利的影响。如果定期排放这种混合污泥，脱氮反应池中凹凸棒的总量肯定日益减少，沉淀污泥所占比例越来越大。实际上到一定阶段从量变到质变，从凹凸棒作载体到渐渐变成凹凸棒和污泥共同作载体，到最终几乎全部变成污泥作载体，不过试验表明以污泥作载体，同凹凸棒起的作用是相同的。 如果排放颗粒和投加颗粒达到平衡，则要象投加絮凝剂一样，变成消耗性材料，增加了运行费用。
　　该工艺的优点是不影响净水工艺流程的作用水头，对旧有水厂的改造有利，但随之也带来一个不利点，即循环流量对反应池、沉淀池的冲击，本试验进水流量：循环流量＝1～2：1，相对于进水流量来说，循环流量还是举足轻重比较大的。如果这些构筑物按常规进水流量设计，则加上循环流量后，水力停留时间难于保证，从而处理效果也就难于保证。如果按进水流量加循环流量设计，则工程规模无形之中加大，基建费用肯定大人增加。
4.2 串联方式
　　串联方式没有循环流量带来的一系列问题，在脱氮反应池中CODcr浓度就是源水的浓度，不存在浓度积累的问题，所以相对而言除氮效率高，能耗低。串联方式需要注意的一个问题是脱氮反应池出口的固液分离，即颗粒与水的分离。如果颗粒在出口处被带走，则池内颗粒浓度就降低，除氮能力也就随之降低。为了保证处理效果就需要补充颗粒，因此脱氮反应池运行好坏同颗粒浓度密切相关，分离得好就能避免增加后续工艺的负担。分离的好坏取决于颗粒自身因素和出口的构造。

5. 净水构筑物的作用

　　试验结果表明，本试验采用去除氨氮的方法是一个典型的好氧条件下的硝化反应，其现象是在处理过程中凯氏氮、氨氟下降，亚硝酸盐氮、硝酸盐氮上升，pH下降，碱度下降。
　　在试验中可以观察到一个重要的现象，氨氮的转变不仅仅发生生脱氮反应池，而是发生在整个净水过程中。也就是说，除了脱氮反应池外，絮凝反应池、沉淀池、滤池均发生硝化反应，这是一个持续的过程，但是在这个过程中侧重有所不同，前面主要发生氨氮向亚硝酸盐的转变。后面主要发生亚硝酸盐向硝酸盐的转变。

　　以串联方式为例，分析含氮化合物在处理过程中的举动。图5表示处理过程中氨氮的平均理降率。图中假设源水减出水的氨氮差值为100％。从图中清楚地看出预曝气池去除率最 高，达53％，其次为滤池占38.5％，最差的沉淀池只占8.48％，从NH3-N曲线看，脱氮反应池和滤池的斜率差不多，但滤池的停留时间短，因此从下降速率看比预曝气池更高一些。试验中观察到滤池的去除能力不稳定变化较大，变化范围为0.8mg／L～1.5mg／L。对其影响因素 尚未作认真测试。
　　亚硝酸盐在处理过程中是逐渐上升的，但由于亚硝酸盐的不稳定，易转化为硝酸盐，增加值很小。硝酸盐在处理过程中是逐渐上升的，其举动如图6所示，图中假设出水减源水硝酸盐氮的差值为100％，脱氮反应池增加49.2％，滤池为47.7％。同图5相比较，脱氮反应池硝酸盐氮增加率比氨氮下降率低，而滤池正相反，硝酸盐增加率比氨氮下降率高。
　　沉淀池中实现固液分离，水中颗粒性物质很少，氨氮没有机会同载体接触，也就没有机会同载体上的微生物接触，这可能就是沉淀池去除率低的原因。如果采用斜管沉淀池，将大大增加微生物载体需要的表面积，可能去除率会明显地提高。还有一个条件就是水中的溶解氧，通过测定出水的溶解氧浓度，表明溶解氧消耗很少。

6. 结论

　　(1)凹凸棒颗粒具有吸附氨氮的作用，在常规净水工艺上并联或串联脱氮反应池，以该颗粒为微生物载体，替代生物接触氧化池中的填料，使脱氮反应池具有良好的去除氨氮的能力，试验表明这两种工艺在技术上均是可行的；
　　(2)本项技术处理氨氮的原理是微生物在好氧条件下的硝化反应，有机氮转化为氨氮，氨氮转化为亚硝酸盐氮，而亚硝酸盐氮转化为硝酸盐氮；
　　(3)含氮化合物的硝化反应不只是发生在脱氮反应池，而且发生在包括脱氮反应池在内的整个净水过程，在反应池、沉淀池、滤池氨氮均有不同程度的去除。
　　(4)试验表明凹凸棒代替陶粒和填料，尽管动态试验启动时水温较低，但装置起动后立即就具有了去除氨氮的能力，不需要生物陶粒滤池和接触氧化池必不可少的启动期，这个启动期大约要10～30天，需要经历接种和挂膜等阶段。而本项技术看不到有明显的启动期，具有启动快的特点。其原理还没有确切的证据，可能是由于颗粒本身具有对氨氮的吸附能力，这从静态烧杯试验可以证实，在初期是利用吸附作用去除氨氮，而由于颗粒粒径较小，挂膜也要容易一些。吸附能力是有限的，当吸附作用消失时微生物已在颗粒上生根，形成生物膜，产生硝化反应，继续完成去除氨氮的过程。
　　(5)试验表明停留时间、凹凸棒粘土的浓度、温度、曝气、COD的浓度、PH值和碱度等因素，对去除氨氮的效率均有影响。

参考文献

　　[1]岳舜琳.生物氧化在我国给水处理研究中的发展.城镇供水[J]1997，74(4)：4-10.
　　[2]肖羽堂，许建华.生物接触氧化工艺应用评析.净水技术[J]，1998，63(1)：31-34.
　　[3]方根东，王占生等.陶料反应器中硝化自养菌与异养菌生长关系的研究.中国给水排水[J].1998，14(1)：18-20