2016, Vol. 37
2. 浙江清华长三角研究院生态环境研究所, 嘉兴 314006
2. Department of Environmental Technology and Ecology, Yangtze Delta Region Institute of Tsinghua University, Jiaxing 314006, China
随着我国经济的快速发展，城市生活污水和工业废水的大量排放，大多数饮用水源均受到了不同程度的污染[1].氮、磷污染已成为破坏水体环境的主要因素之一，生物脱氮除磷越来越受到人们的重视[2~5].以氨氮为例，其在地表水中的浓度在枯水期一般在1.0 mg·L-1以上，个别时段甚至达到3.0~4.0 mg·L-1[6].然而，现有以混凝-沉淀-过滤-消毒为代表的传统净水工艺对有机物和氨氮等溶解性污染物的去除效果十分有限[7, 8]，易引起微生物在管网中的二次繁殖，存在生物安全风险.因此，通过新工艺开发或现有工艺优化，控制有机物以及氮磷在水厂处理出水中的含量，是当前水质净化面临的主要问题之一[1].将生物法用于饮用水净化过程，已经成为微污染水体强化净化技术的重要发展方向.生物转盘具有生物相分级、耐冲击负荷能力强、污泥量少、动力消耗低、维护管理方便等优点[9~12]，在微污染水体的净化处理中具有良好的推广应用前景.目前，该技术作为预处理手段在日本、我国大陆和台湾地区均有应用实例[13].与生物转盘技术相比，平流式沉淀池具有相近的水力停留时间，但污染物去除功能相对单一.本文结合两工艺自身特点，提出一体式生物净化-沉淀技术，并通过实验室小试研究，评价了该技术对微污染水体中有机物、氨氮、总氮、总磷以及浊度的综合去除性能，以期为微污染源水的强化处理和现有净化工艺技术改造提供理论和技术支撑.
1 材料与方法 1.1 实验用水实验用水均取自西安市主要供水水源黑河水库，现场检测水温在14~17℃之间，其它各项水质指标如表 1所示.我国典型城市污水属于低碳源污水，因此应投加外部碳源以满足脱氮除磷的需要[14~17].实验过程中通过投加一定数量的乙酸钠(代表水源水体中难降解有机组分)调节系统进水中的有机组分含量.
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表 1 原水水质 Table 1 Raw water quality |
1.2 实验装置
实验室所用一体化生物净化-沉淀池如图 1所示.其主体构造分上下两个功能区，上部分为转盘区，下部为沉淀区.转盘区采用单轴单级的连接方式，转盘直径在100 mm左右，浸没面积占盘片面积的40%.转轴贯穿生物转盘的形心，并固定在两端支架上，转速控制在3.0 r·min-1.实验用水经混凝处理后进入一体化生物净化-沉淀装置.混凝条件如下：原水投加5.0 mg·L-1的聚合氯化铝(PACl)后，在200 r·min-1的搅拌强度下反应1.0 min；而后，在50 r·min-1的搅拌强度下反应15 min.混凝出水在装置上部与转盘表面的生物膜接触、吸附并最终净化去除，转盘区老化脱落的生物膜连同混凝絮体进入下部沉淀区，定期排放.
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图 1 实验装置流程示意 Fig. 1 Flow chart of the experimental system |
挂膜成功后，继续维持原水中的总磷和氨氮浓度分别在0.20~0.24 mg·L-1和0.64~0.70 mg·L-1，通过投加乙酸钠，改变进水中的总有机碳(TOC)含量，使其处于不同的浓度水平.每次调整系统进水中的有机物浓度后，留有1~2周的观察期.待系统再次稳定后，连续监测出水浊度，以及TOC、总磷、氨氮和总氮含量，以评价系统对污染物的去除性能.
1.4 分析方法装置出水的温度、pH和浊度分别采用水银温度计、玻璃电极法和浊度计(HI93703-11，HANNA，意大利)测定；总有机碳(TOC)采用总有机碳分析仪(TOC-5000A，岛津，日本)测定；氨氮和总氮分别采用纳氏试剂分光光度法和碱性过硫酸钾消解分光光度法(普析TU-1901紫外可见分光光度计)测定；总磷采用钼酸铵分光光度法(普析TU-1901紫外可见分光光度计)测定[18].
1.5 盘片的挂膜本实验采用直接挂膜的方式，利用河水作为挂膜用水.挂膜期间，维持进水水温14~17℃，pH在7.0左右，生物转盘转速3.0 r·min-1，水力停留时间2.0 h的条件下，连续运行40 d后，转盘表面形成一层构造均匀、薄且致密的生物膜，认为挂膜成功[7].在特定的进水水质条件和系统运行工况条件下，出水中残留的污染物浓度相对稳定，后续特定有机负荷条件下所得有机组分、氨氮、总氮和浊度的残留量和去除率数据，均为连续监测数据的平均值.
2 结果与讨论 2.1 一体化生物净化沉淀装置对浊度的去除性能浊度是水中反映颗粒物质量浓度的综合指标.对于饮用水来说，浊度降低，水的色度、嗅味、有机物含量也相应降低[19].因此，出水浊度是沉淀池运行效果的重要评价依据.为考察一体化生物净化沉淀装置对混凝出水中悬浮颗粒的去除性能，本研究对装置的进出水浊度进行了连续监测.以混凝出水作为装置进水，混凝前向水中投加不同浓度的乙酸钠调节系统的有机负荷，在不同有机负荷条件下，沉淀出水中浊度的残留量和去除效率如图 2所示.从中可知，原水中有机负荷的增加对装置出水中致浊物质的残留并无明显影响，出水浊度稳定在0.39 NTU左右.膜生物工艺对废水浊度的去除主要是依靠附着生物膜对悬浮物和胶体的物理截留作用以及吸附、絮凝和降解作用[20, 21].依据固体微粒絮凝沉淀理论，其在出水中的残留量主要与水温、水力停留时间以及沉淀池的表面积有关.有机负荷的变化对上述因子并无直接影响.同时，贫营养状态下盘片上附着的生物量并不大，进水有机负荷的变化也并未引起生物膜的大量脱落，这可能是系统对浊度具有稳定去除效率的主要原因.
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图 2 不同有机负荷下浊度的去除效果 Fig. 2 Turbidity removal performance at different organic loading rates |
与生活污水不同，天然水体中的有机组分含量低，可生物降解性能相对较差.本研究通过向混凝前的水中投加不同浓度的乙酸钠(难降解有机组分)调节系统的有机负荷，以期所得研究结果可与实际情况相吻合. 图 3为不同有机负荷条件下，一体化生物净化装置对水中有机组分的去除效果.从中可知，随着系统进水有机负荷的增加，装置处理出水中的TOC含量呈现一定程度的上升趋势，但绝对增加量并不显著.当系统有机负荷为0.1 g·(m2·d)-1时，处理出水中有机组分的残留量(以TOC计，下同)为0.73 mg·L-1；当有机负荷增至0.46 g·(m2·d)-1时，有机组分的残留量约为1.32 mg·L-1.这表明一体化生物净化沉淀装置对系统进水中的有机组分负荷波动具有一定的抗冲击能力.这一性能从有机组分的去除率上观察则更为明显，即随着系统进水有机负荷的增加，TOC的去除率呈现明显的上升趋势，由0.1 g·(m2·d)-1时的53.4%迅速增至82.0%，而后则相对稳定.这表明当进水有机负荷在0.27 g·(m2·d)-1以上时，系统的抗冲击负荷能力开始出现下降.控制系统进水有机负荷在0.27 g·(m2·d)-1以下，有利于保证有机组分去除的稳定性.
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图 3 不同有机负荷下有机组分的去除效果 Fig. 3 Organic pollutant removal performance at different organic loading rates |
生物转盘为微生物生长提供了稳定接触面和较长的生长时间，形成了与低负荷环境相适应的难降解有机组分的生物降解群落.微生物在好氧、缺氧和厌氧交替存在的环境下，进行难降解有机组分的水解酸化、氧化降解或吸收利用，进而保证了系统在不同负荷下对有机组分的降解性能.在低负荷条件下，有机组分含量是限制微生物生长的重要因素之一.随着进水有机组分含量的增加，改善了转盘表面微生物的生长潜力和代谢活性，负荷增加对系统出水带来的影响经过短暂的缓冲即可修复.但当进水有机负荷增至0.27 g·(m2·d)-1以上时，水中氮源相对不足，不利于新细胞的合成，可能是影响有机组分去除的制约因素.
2.2.2 NH4+-N和TN本研究结果表明，进水氨氮浓度维持在0.63~0.71 mg·L-1，总氮维持在1.5~2.5 mg·L-1范围内时，随着有机负荷的增加，处理出水中氨氮的浓度一直在检测限以下，平均去除率在95%以上.这说明转盘对水中氨氮具有良好的硝化性能(图 4).这可能与原水中的有机组分相对较低，限制了异养菌的大量繁殖，以及转盘为自养型的硝化菌或亚硝化菌提供了稳定接触面有关.同时，在转盘旋转过程中，大气中的溶解氧可及时进入生物膜[22]，为硝化反应提供充足的电子受体，进而保证了氨氮向亚硝态氮和硝态氮的转化效率[7].
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图 4 不同有机负荷下氨氮和总氮的去除效果 Fig. 4 NH4+-N and TN removal performances at different organic loading rates |
反硝化则主要是由异养菌在缺氧环境中完成的，以有机物为电子受体和营养源，若有机组分含量不足，将抑制反硝化过程的进行[23].由图 5可知，装置出水中的硝酸盐氮浓度随进水有机负荷的变化出现一定波动.当进水有机负荷小于0.27 g·(m2·d)-1时，出水中硝酸盐氮的浓度与进水有机负荷正相关；而当进水有机负荷在0.27 g·(m2·d)-1以上时，出水中的硝酸盐氮浓度与进水有机负荷呈现负相关关系.这可能是由于碳源投加量较少时，反硝化菌与其他异养菌竞争有限碳源时更具优势[7]，随着有机负荷的增加，系统中异养微生物生长优势则强于反硝化细菌，使处理出水中的硝酸盐氮含量上升.
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图 5 不同有机负荷下硝酸盐氮的去除效果 Fig. 5 NO3--N removal performance at different organic loading rates |
综上分析可知，在低营养环境下，进水中有机负荷的增加在为反硝化细菌提供电子受体和营养源的前提下，并未使亚硝酸菌和硝酸菌成为劣势菌群，限制氨氮向硝酸盐氮的转化.同时，不同有机负荷下氨氮和总氮有着相近的变化趋势.这说明亚硝态氮和硝态氮在体系中有一定的残留，反硝化过程是影响总氮去除的关键因素.
2.2.3 TP系统的除磷作用包括聚磷菌对磷的厌氧释放和好氧吸收两个过程.厌氧阶段的释磷过程有助于好氧阶段对磷的过量吸收[24, 25]，而在厌氧阶段能否充分释磷很大程度上取决于可供利用的有机物含量[23].因此，进水有机负荷的变化对总磷在生物净化沉淀装置中的去除效率也将存在一定的影响.由图 6可知，当进水有机负荷在0.27 g·(m2·d)-1以下时，TP去除率相对稳定，在67.4%~75.4%之间波动.而当进水有机负荷在0.27 g·(m2·d)-1以上时，TP的去除率呈显著增加趋势.当进水中有机负荷在0.46 g·(m2·d)-1时，净化出水中TP的残留量约为0.029 mg·L-1，去除率在85.9%左右.对比相同条件下硝酸盐氮的去除规律可知，反硝化菌和聚磷菌对有限碳源存在竞争关系[26].进水中有机组分含量的增加，提高了系统有机负荷，缓解了体系碳源不足的问题，进而提升了装置对磷的去除能力.这与刘方婧等[27]研究A2O工艺对磷的去除性能的结论基本一致.
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图 6 不同有机负荷下TP的去除效果 Fig. 6 TP removal performance at different organic loading rates |
本文将生物转盘与平流沉淀池设计理念相结合，开发出一种一体式生物净化沉淀工艺，实验室研究结果表明，工艺对生物转盘的设置以及进水有机负荷的变化并未对沉淀池原有的悬浮物去除功能存在显著影响，出水中浊度的残留量稳定在0.39 NTU左右.同时，工艺对原水中的有机组分、氨氮、总氮和总磷均有一定的去除功能；当进水有机负荷在0.46 g·(m2·d)-1时，上述各项指标的去除率分别为81.4%、95.0%、21.1%和86.0%.随着进水有机负荷的上升，工艺对总磷的去除性能略有增强，但反硝化过程将受到一定的影响，氨氮和有机组分的残留量则相对稳定.表明工艺具有一定抗冲击负荷能力，在低有机负荷条件下仍可实现有机物、氮磷以及致浊物质的同步去除；考虑到组合工艺具有结构紧凑、占地面积省，处理效果稳定等优点，在微污染水体的强化净化处理中具有一定的应用前景.
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