微污染水源生物预处理氨氮去除影响因素探讨.docx
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微污染水源生物预处理氨氮去除影响因素探讨
微污染水源生物预处理氨氮去除影响因素探讨
氮是微污染水处理中的主要去除对象，它在原水中以有机氮、氨、亚硝酸盐和硝酸盐的形式存在，对饮用水的安全构成一定的威胁。
供水中残余的氨会使配水管网中的硝化菌生长，而硝化菌和氨放出的有机物会造成嗅味问题[1]；出厂水中的氨不仅要消耗大量的氯，而且由氯生成的消毒副产物可能对人体有三致作用；亚硝酸盐在水及食物中与二级胺、酰胺或类似氮氧化物发生反应，形成直接致癌的亚硝基化合物[1]。
根据我国2000年建设部I类水司水质标准，饮用水中氨氮和亚硝酸盐氮的允许浓度分别为0.5mg/L和0.1mg/L。
欧共体水质标准中，氨氮的指导值为0.05mg/L最大允许值是0.5mg/L。
去除水中氮的方法很多，其中生物法是比较经济有效的方法。
在淮河（蚌埠段）饮用水源水生物接触氧化预处理生产性试验中[2]，生物滤池对原水中氨氮去除率曝气时达70％-90％，不曝气或曝气不正常时在50％-70％之间；在巢湖原水生物接触氧化预处理试验中[3]，对氨氮、亚硝酸盐氮的平均去除率分别为70％和70.4％，最高去除率分别为95％和99％：
在邯郸滏阳河水生物处理中试研究中[1]，氨氮的去除率平均变化范围为75％-99％，平均去除率为92.46%。
其它的相关报道也表明，生物氧化的氨氮去除率几乎都在80%以上。
本文是在上海某水厂的生产性试验的基础上，利用生产运行中的一些客观因素，探讨微污染水源水生物预处理中氨氮去除率的影响因素。
1试验简介
本试验以某水厂为基地，规模为5000m3/d，工艺为用生物陶粒滤池预处理微污染原水。
该滤池主要设计参数见表1。
项目设计参数项目设计参数
处理水量（m3/d）5000曝气方式底部设微孔扩散装置连续曝气
滤速（m/h）5.5反冲洗方式单气冲2-3min,再单水冲5min
填料高度（m）2冲洗周期（d）5-7
空床停留时间（min）22气水比0.7:
1-1:
1
2试验条件对氨氮去除效果的影响分析
2.1温度
温度的变化会影响到微生物的活性,从而影响氨氮的去除效果。
一般来说,温度越高,活性越大,但从表2中我们并不能得出这样的结论,反而是冬季的平均去除率（37.55％）高于夏季的平均去除率（8.37%）。
对于这样的结果,可以在相关的试验中得到证实：
在取水口水源水生物预处理中试研究中就得出[4],水温对氨氮的去除效果影响较小；生物陶粒技术改善城子水厂水质的研究也表明[1],生物陶粒滤池在低温（0～14℃）时对氨氮的去除率较高。
不少试验研究也都指出[1-2],温度变化对氨氮的去除效果影响不大,其原因在于[51：
决定氨氮去除效果的亚硝化杆菌（Nitrosomonas）和亚硝化球菌（Ni-trosococcus）均适合在2～40℃范围内生长,硝化杆菌（Nitrobacter）也适合在5～40℃条件下生长。
由此可见,由于本试验的原水水温均在5℃以上,因此温度并不会导致本试验中氨氮去除率偏低。
2.2溶解氧
理论上可以算出,每氧化1mgNH3-N为N02--N,需要消耗3.34mg的溶解氧,每氧化1mgN02-N为N03--N需要1.14mg溶解氧。
所以,溶解氧对于氨氮和亚硝酸盐氮的去除率有着密切的关系。
但一般认为[1],只要维持反应器出水溶解氧不低于3～4mg/L,就可以保持较高的氨氮去除效率。
而本试验中的原水溶解氧比较高（均在5mg/L以上）,出水溶解氧也完全高于3～4mg/l因此溶解氧是充足的,不会影响氨氮的去除。
2.3水力负荷
有研究指出[1],在一定范围内水力负荷对氨氮的去除率没有什么影响,这主要是由于硝化细菌的硝化能力较强,世代时间长,一旦形成稳定的硝化状态后,进入生物陶粒滤池的氨氮在短时间内被硝化细菌吸附、分解和氧化。
根据实际运行的结果,有试验推荐[2,6）,采用空床停留时间20-30min,即水力负荷4～6m3/（m2·h）作为设计参数,效果最佳。
本试验设计和运行的停留时间（22min）也在此范围内,可见水力负荷并不能成为影响因素。
2.4原水的氨氮浓度
据统计,黄浦江上游的大桥泵站取水口1995年的氨氮平均值为1.17mg/L,1996年为1.63mg/l最高浓度达到3mg/l而试验期间的原水水质较往年好,氨氮的平均值在冬季仅为0.35-1.1mg/L,而夏季加上雨水充足,浓度更加低,平均值只有0.16mg/l低进水浓度必然导致低反应速率,且使硝化和亚硝化杆菌的营养不足,加上这类细菌生长缓慢,挂膜的成熟期长,最终影响氨氮的去除效果。
另有研究也指出[7],原水氨氮含量太低日寸,由于缺乏足够的营养物,微生物生长繁殖的速度缓慢,难以培养起生物膜,处理效果较差。
由表2的数据可以看小,冬季原水的氨氮浓度（0.35～1.1mg/L）高于夏季（0.05～0.28mg/L）,因而虽然存在温度低等不利条件,冬季氨氮的去除率仍高于夏季,这表明原水的氨氮浓度低可能是影响因素之一。
2.5原水中的有机氮转化为氨氮
去除水中的氮,实质上就是水中氮的转化过程。
在生物脱氮的过程中,包括氨化、硝化和反硝化三个阶段。
在氨化过程中,水中有机氮在微生物作用下转化为氨氮。
硝化过程中,首先在亚硝化杆菌的作用下,氨氮转化为亚硝酸盐氮,然后在硝化杆菌作用下,亚硝酸盐氮进一步被氧化成硝酸盐氮。
反硝化过程中,硝酸盐氮转化为氮气,释放到空气中,也正是在这个过程中,水中的氮被彻底去除了。
由于本试验中只把氨氮和亚硝酸盐氮列为常测指标,因此我们并不能了解到氮在水中的全部转化过程。
有可能是原水中有机氮含量较高,且有机氮降解速度大于氨氮的降解速度,造成了氨氮去除率低的表面现象。
试验中还发现,当氨氮浓度很低时,本试验的后续滤池中常会出现氨氮浓度升高的现象,也印证了有可能是氨化速率大于硝化速率,使得氨氮去除率看起来偏低。
由表2还可以看出,不论在什么季节,亚硝酸盐氮的去除率都比氨氮高得多,这从另一个方面说明硝化作用并不是进行得不好,而是氨化作用部分掩盖了氨氮的去除效果。
这也解释了为什么经过几个月的稳定运行且生物膜也成熟后,冬季去除率仍不高的原因。
2.6气水比
本试验中,生物陶粒滤池的设计气水比为0.7:
1-1:
1,这也是许多资料中推荐的气水比。
但由于未买到合适的鼓风机,加上气量不可调节,在刚开始的挂膜阶段,气水比就达到2:
1。
硝化细菌本来就生长缓慢,受水力冲刷后的恢复期又长,尤其是在其未完全成熟时就受到强烈的冲击,使之不能有效附着在滤料表面,造成连续运行2个月后才形成生物膜,影响厂氨氮的去除率。
有试验证明[6],当充氧量达到一定程度时,过多的氧会使微生物自身氧化,生物膜量减少,去除率反而下降。
这是夏季氨氮去除率低的重要影响因素。
挂膜成功后,由于气阻等原因,滤池又一直处在不曝气的状态中运行。
虽然原水氨氮浓度低,溶解氧又较高,不曝气并不会造成溶解氧的缺乏,但曝气的作用除了提供充足的溶解氧外,还有利于传质。
不曝气运行显然不利于传质,这也是冬季稳定运行时氨氮去除率不高的原因。
3结论
由以上分析可知,根据生产的实际运行状况,分析生物陶粒滤池运行中氨氮去除率偏低的原因为：
原水的氨氮浓度低,原水中有机氮转化为氨氮,以及气水比不恰当。
微絮凝过滤、O3消毒工艺处理微污染水库水
T市城市生活饮用水源为一山涧水库水，由于长期自然沉降，浊度很低，1995年—1997年的平均浊度在10NTU左右，尤其是每年10月份至次年3月份期间，浊度＜5.0NTU。
近些年来，由于旅游业发展和水库养鱼大量增加，造成水库水受到一定程度的污染。
当光照充足时，藻类大量繁殖，每年4月—9月间，藻类个数高达（5.0～7.0）×107个/mL。
为了保证该市水厂传统混凝、沉淀、过滤净水工艺的正常运行，需要在源头投氯杀藻，结果造成大量卤代烃生成。
研究发现［1］，在低浊源水处理中，采用微絮凝直接过滤工艺可取得良好的效果。
O3作为一种强氧化剂，用作消毒剂进行消毒可降低投氯量，减少出厂水中卤代烃含量。
现将微絮凝直接过滤、O3消毒工艺处理4月—9月间高藻期水库水的试验结果总结于后。
1 试验方法与材料
1.1 分析测试方法
分析测试方法如表1所示。
表1 分析测试方法
测试指标
分析方法
O3浓度
碘量法
CODMn
高锰酸盐指数法
UV254
紫外分光光度法
NH3-N
纳氏试剂光度法
三氯甲烷
顶空气相色谱法
四氯化碳
顶空气相色谱法
细菌总数
琼脂培养计数法
总大肠菌群
多管发酵法
1.2 工艺流程
根据水库水浊度低的特征，采用以微絮凝直接过滤和O3消毒为核心的处理工艺，其流程如图1所示。
1.3 设备及工艺参数
滤池：
为了减少将来工程改造量和使试验结果具有可比性，采用石英砂滤池，除了滤池直径缩小为185mm外，其他操作参数与该厂现有的滤池一样，即内填700mm厚的粒径d＝0.5～1.2mm石英砂颗粒滤料，滤速为8m/h，过滤周期为12h，反冲期历时3.0min，滤料的膨胀率为45%。
混凝剂为PAC，该厂原工艺投加4.31mg/L，微絮凝直接过滤、O3消毒试验工艺投加1.01mg/L。
O3接触塔：
内径d＝100mm，H＝900mm，利用氧气产生O3。
2 试验结果与讨论
2.1 微絮凝直接过滤工艺
对照试验结果表明，在进水水质完全相同条件下，微絮凝直接过滤工艺出水平均浊度为0.59NTU，该厂传统工艺出水平均浊度为0.68NTU，说明微絮凝直接过滤工艺具有强化接触凝聚效果，提高了过滤截污能力。
此外，在半年连续试验中，出水浊度超过1.0NTU的概率＜10%，而且大部分数值≤1.2NTU，只是在过滤刚开始运行的第一天，出水浊度达1.5NTU，说明微絮凝直接过滤工艺的运行稳定、可靠。
微絮凝直接过滤工艺对CODMn、UV254、氨氮等的去除效果与该厂传统处理工艺基本相同，原因是两者的功效主要是去除水中的悬浮物和胶体，对可溶性有机物等污染物的去除效果较差，对NH3-N、CODMn等污染指标的去除实际上是通过去除源水中的浊度来实现的。
2.2 O3消毒的最佳投加量
在进水流量恒定为220L/h的条件下，当臭氧气体流量为2.0L/min时，不同O3浓度所对应的消毒效果如表2所示。
表2 O3浓度与杀菌效果
O3浓度（mg/L）
9.90
12.72
15.27
21.64
细菌（个/mL）
18
2
无
无
大肠杆菌（个/L）
无
无
无
无
注：
O3气体流量为2.0L/min，进水流量为220L/h，接触塔高90cm。
结果表明，当O3浓度为12.72mg/L时，滤后水中细菌为2个/mL，而大肠杆菌全部被杀灭；当O3浓度提高到15.27mg/L时，滤后水中的细菌和大肠杆菌全部被杀灭；当O3浓度减少到9.90mg/L时，滤后水中大肠杆菌全部被杀灭，但残留细菌数增加到18个/mL。
考虑到O3杀菌的有效浓度和经济性，选择O3浓度为12.72mg/L作为杀菌有效浓度比较合理，按此换算可得滤后水杀菌消毒需要投加的臭氧量为6.9g/m3。
为验证这个数据的可靠性，分别采用不同滤后水进行了多次重复试验。
取样分析表明，大肠杆菌全部被杀灭，消毒后出水均残留活细菌，其个数最高不超过10个/mL。
由此可见，滤后水投加6.9g/m3的O3，可将细菌控制在10个/mL以内，大肠杆菌则全部被杀灭。
由于O3半衰期较短，为实现出厂水无菌和保证管网末梢细菌指标达到生活饮用水规定标准，需要再投加少量的Cl2以抑制细菌的再度繁殖。
研究发现［2］，当水中无细菌、有机物和还原性物质时，加氯量等于余氯量。
由于试验滤池出水已经O3杀菌消毒，水中几乎没有细菌、有机物和还原性物质等消耗氯的物质，因此加氯量等于余氯。
按我国生活饮用水标准，出厂游离性余氯在接触30min后不应低于0.3mg/L，所以经O3消毒后需要投加0.3mg/L的Cl2以抑制细菌的再度繁殖。
2.3 出水卤代烃含量
据研究［3］，卤代烃具有致癌作用或可疑致癌作用，因此饮用水中卤代烃含量成为人们关注的一个问题。
我国《生活饮用水卫生标准》（GB5749—85）对三氯甲烷和四氯化碳含量作了明确规定，其中三氯甲烷含量＜60μg/L，四氯化碳含量＜3μg/L。
所以，研究经微絮凝直接过滤、O3消毒工艺处理后的出水中卤代烃含量，具有十分突出的社会效益（见图2、3）。
从图2、图3可以看出，源水经微絮凝直接过滤、O3消毒和投氯消毒后，水中CHCl3含量由源水的8.5μg/L下降为8.0μg/L。
源头投氯杀菌后，出水三氯甲烷含量略有上升，由8.0μg/L上升为9.0μg/L，增加了1.0μg/L，但远低于GB5749—85规定三氯甲烷含量不超过60μg/L的要求。
图3的四氯化碳含量也低于GB5749—85规定的3μg/L。
由此可见，微絮凝直接过滤、O3消毒处理工艺，基本上能控制消毒副产物卤代烃的生成，确保出水卤代烃含量低于GB5749—85规定的标准值。
而传统处理工艺出水的卤代烃含量较高，CCl4含量为3.5μg/L，超过GB5749—85规定的3μg/L的标准。
3 经济分析
据T市水厂统计，试验时该厂处理工艺投加PAC混凝剂4.31mg/L，投氯量为3.59g/m3。
按当时该厂PAC混凝剂进价2300元/t、氯的进价3000元/t计算，则药剂费为0.021元/m3。
据报道［4］，我国生产O3的费用约为11.4元/kg［电费按0.60元/（kW·h）计算］，而试验的杀菌消毒O3最佳投加量为6.90g/m3，则O3消毒费用为0.079元/m3。
此外，为了控制细菌再度繁殖，需再投加0.3mg/L氯，其费用为0.0009元/m3，则实际消毒费用为0.0799元/m3；投加1.01mg/L的PAC混凝剂需0.002元，则微絮凝直接过滤、O3消毒工艺的费用为0.082元/m3。
因此，微絮凝直接过滤、O3消毒工艺的药剂费比传统处理工艺增加了0.061元/m3。
4结论
①微絮凝直接过滤工艺处理T市水库水，能满足出水浊度≤1.0NTU的要求。
②微絮凝直接过滤、O3消毒处理工艺可减少消毒投氯量，能有效控制出厂水中CHCl3和CCl4含量，使出厂水中CHCl3和CCl4含量远低于GB5749—85标准值，保障了人们饮水安全，解决了常规处理工艺出厂水中卤代烃含量超标的问题，具有突出的社会效益。
③微絮凝直接过滤、O3消毒工艺的处理成本为0.082元/m3，比传统工艺增加了0.061元/m3，但可省去混凝沉淀工序，减少了工程总投资。
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