徐國勛 陶紅
(上海理工大學城市建設與環境工程學院，上海200093)

　　摘　要：介紹了一種微污染源水中去除氨氮的小型動態試驗的結果。以凹凸棒粘土為啟動期的生物載體替代生物陶粒或軟填料，采用脫氮反應池串聯或并聯于常規凈水工藝兩種工藝流程，取得了類似其他生物氧化法的除氮效果，并且具有無明顯生物培養期及啟動快的特點。考查了影響因素和含氮化合物在凈化過程中的舉動。
　　關鍵詞：凈水工藝；凹凸棒粘土；硝化反應

　　許多自來水廠的地表水源，由于受到農田排水、生活污水和工業廢水的污染，水質正在日益惡化，其中一個普遍存在的問題就是水中氨氮濃度過高。常用的處理方法是用生物氧化過程對源水進行預處理^[1，2]。目前在國內研究和應用較多的是生物陶粒濾池和生物接觸氧化法。作為生物膜的載體，分別采用了陶粒和軟性填料。該方法安裝和管理比較復雜，且在池內體積和形狀是固定的，位置基本也是固定的，并不隨水流方向一起運動。
　　本試驗是利用粘土作載體，通過吸附和好氧硝化反應去除水中的氨氮。它的特點是：不需要培養期；粘土重復利用；去除效率受水溫影響小；安裝和管理簡單；消耗的作用水頭小。

1.試驗方法

1.1 粘土
　　采用凹凸棒石(Attapilgite)粘土，它有著獨特的層鏈狀結構，使其具有很好的孔隙結構和很大的比表面積。靜態試驗表明它與活性炭一樣，對水中氨氮有著良好的吸附效果。
　　試驗用凹凸棒顆粒粒徑在0.4——0.8mm，1L顆粒干重606g，濕重約1400g。試驗開始時，投加到再生池中的顆粒為4.8L，共計干重2909g。
1.2 工藝流程
　　圖1為脫氮反應池與凈水構筑物并聯的小試裝置工藝流程示意圖，沉淀池下排的污泥流入脫氮反應池，該池的污泥和進水、絮凝劑一起流入反應池，粘土在脫氮反應池、反應池、沉淀池之間循環。
　　圖2為脫氮反應池與凈水構筑物并聯的小試裝置工藝流程示意圖，圖中脫氮反應池相當于預曝氣池，粘土只在池內運動，基本不流入其它構筑物。

1.3 試驗裝置
　　主要試驗裝置用有機玻璃和塑料制作，其容積和尺寸見表1，濾池礫石厚度400mm，采用自來水廠石英砂濾料，厚度500mm。

表1　　 主要試驗裝置的容積和尺寸 容器名稱 外形尺寸（mm) 有效水深（mm） 有效容積（L） 配水箱 500×500×500 400 100 高位水箱 φ360×400 400 40 反應池 360×360×450 400 25 沉淀池 φ140×2000 1910 29×2 濾池 φ140×2000 1900 28 脫氧反應池（并） 725×360×430 250 65 脫氧反應池（串） φ500×500 300 59

表2　　 水質化驗項目及分析方法 項目名稱 分析方法 高錳酸鉀耗氧量（CODMn） 容量法（酸性） 化學耗氧量（CODcr） 重鉻酸鉀法 堿度（AlKa.） 電位滴定法 總凱氏氮（TKN） 容量法 氨氮（NH₃-N） 容量法 硝酸鹽氮（NO₃-N） 戴氏合金還原法 亞硝酸鹽氮（NO₂-N） α-萘胺比色法

1.4 試驗用水和絮凝劑
　　城市二級河道的河水和自來水按1：3的比例配制而成。城市二級河道的河水水質是變化的，通常COD在70—100mg／L，NH3-N在8--12mg/L，高錳酸鉀耗氧量進20～25mg/L。
　　絮凝劑采用硫酸鋁(A12(SO4)318112O)，投加量為40mg／L，試驗中投藥量沒有變化。
1.5 化驗項目
　　 水質化驗項目和分析方法見表2。

2.試驗結果

2.1 含氮化合物
　　(1)并聯方式
　　按圖1所示脫氮反應池與凈水構筑物并聯的工藝流程運行，進水流量25L/h，循環流量20L／h。循環流量是指脫氮反應池向反應池輸送的液體和沉淀池底部向脫氮反應池輸送的液體，這兩種液體的流量應相等，以保證再生池內水位不變。試驗結果見表3，可以看出NH3-N 的去除率＞30％。
　　(2)串聯方式
　　按圖2所示脫氮反應池與凈水構筑物串聯的工藝流程運行，進水流量20～40L／h。試驗結果見表4。

表3　　 并聯方式含氮化合物在進出水中的變化 序號 TKN NH₃-N NO₃-N NO₂-N 進水 出水 進水 出水 進水 出水 進水 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　　 串聯方式含氮化合物在進出水中的變化 序號 TKN NH₃-N NO₃-N 進水 出水 進水 出水 進水 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

　　從表3、表4可以清楚地看出，山水與進水相比TKN、NH₃－N是減少的，而N0₃-N和N0₂-N是增加的。
2.2 高錳酸鉀耗氧量
　　這兩種工藝對CODMn均沒有明顯的去除效果，并且還可以看到這樣一種現象，當NH₃-N去除率高時，出水CODMn反而比進水CODMn高，增幅可達24％。
2.3 堿度
　　試驗結果表明，出水比進水大約要降低14％～30％，這說明去除氨氮是一個消耗堿度的過程。當然，投加絮凝劑硫酸鋁也消耗水中的堿度。

3.影響因素

3.1 停留時間
　　源水在脫氮反應池中的停留時間是影響NH₃－N去除效果的主要因素，改變進水流量，即改變反應池的停留時間，進行了一系列對比試驗，結果見圖3。表明停留時間越長，去除效果越好。可以根據源水和出水NH₃-N的要求選擇適宜的停留時間。

3.2 粘土濃度
　　為了考查顆粒濃度對處理效果的影響，進行了一組顆粒濃度的對比試驗，采用串聯工藝運行，其他試驗條件不變，只是每天向脫氮反應池中投加200mL濕的凹凸棒顆粒，共投加8次，試驗結果見圖4。圖中NH₃-N下降值表示進水和出水NH₃-N的差值。可見隨著凹凸棒投加量的增加，池中顆粒濃度越來越高，NH₃-N的去除能力也相應越來越大。試驗中投加顆 粒1.6L，干重970g，對于脫氮反應池顆粒濃度增加15g／L，用重量百分比濃度表示增加1.5％。對NH₃-N的去除率從37.5％上升到近100％。顯而易見顆粒濃度對去除效果有著舉足輕重的作用。
3.3 溫度
　　本項試驗是在冬季有供熱設施的試驗大廳內進行、配水池的水混6～12℃，這個范圍的溫度對于微生物還是偏低的。沒有進行水溫對比的試驗，尤其是5℃以下有更加重要的指導意義。
3.4 CODCr的濃度
　　微污染水中以CODcr為主的有機物濃度對氨氮的去除有明顯的影響，而這和傳統的污水中COD和氨氮的相互關系明顯不同[3]。試驗中個別地測定了CODcr。觀察到當CODcr在40—50mtg/L時，NH3-N的去除率明顯下降，而COD在20mg／L左右時，去除率明顯上升，二者相差約1倍。
3.5 pH值和堿度
　　生物硝化是硝化菌對離子氨進行硝化反應，pH值應小于8.0。當pH值在6.5～10.0時，水中的碳酸主要以HCO3-的形式存在，有利于硝化反應。試驗用水pH6.5～8.0，堿度在140～200mg/L之間，足夠NH₃－N的硝化需要。進行了在進水中投加HCO3-的試驗，沒有觀察到能夠加速硝化反應，可能是因為增加HCO₃-濃度提高了pH值，減少了離子氨的比例，對NH₃－N的轉化不利。

4.工藝流程的選擇

4.1 并聯方式
　　該工藝將凈水工藝和脫氮反應池并聯連接，凹凸棒顆粒在脫氮反應池、反應池、沉淀池、脫氮反應池內循環，與此同時源水在反應池與絮凝劑反應生成絮體，在沉淀池沉淀下來，由 濁度和絮凝劑生成的沉淀污泥同凹凸捧顆粒一起進入脫氮反應池，隨著運行的延續，循環次數的增多，沉淀污泥所占的比例越來越大，因此這種工藝起作用的，即微生物的載體，不只是凹凸棒的顆粒，還有沉淀污泥。
　　如果不定期排放這種混合污泥，凹凸棒的總量保住了，但泥量越來越大，這對于去除氨氮是有利的，對于凈水工藝未必有利，特別是對于出水水質可能還有不利的影響。如果定期排放這種混合污泥，脫氮反應池中凹凸棒的總量肯定日益減少，沉淀污泥所占比例越來越大。實際上到一定階段從量變到質變，從凹凸棒作載體到漸漸變成凹凸棒和污泥共同作載體，到最終幾乎全部變成污泥作載體，不過試驗表明以污泥作載體，同凹凸棒起的作用是相同的。 如果排放顆粒和投加顆粒達到平衡，則要象投加絮凝劑一樣，變成消耗性材料，增加了運行費用。
　　該工藝的優點是不影響凈水工藝流程的作用水頭，對舊有水廠的改造有利，但隨之也帶來一個不利點，即循環流量對反應池、沉淀池的沖擊，本試驗進水流量：循環流量＝1～2：1，相對于進水流量來說，循環流量還是舉足輕重比較大的。如果這些構筑物按常規進水流量設計，則加上循環流量后，水力停留時間難于保證，從而處理效果也就難于保證。如果按進水流量加循環流量設計，則工程規模無形之中加大，基建費用肯定大人增加。
4.2 串聯方式
　　串聯方式沒有循環流量帶來的一系列問題，在脫氮反應池中CODcr濃度就是源水的濃度，不存在濃度積累的問題，所以相對而言除氮效率高，能耗低。串聯方式需要注意的一個問題是脫氮反應池出口的固液分離，即顆粒與水的分離。如果顆粒在出口處被帶走，則池內顆粒濃度就降低，除氮能力也就隨之降低。為了保證處理效果就需要補充顆粒，因此脫氮反應池運行好壞同顆粒濃度密切相關，分離得好就能避免增加后續工藝的負擔。分離的好壞取決于顆粒自身因素和出口的構造。

5. 凈水構筑物的作用

　　試驗結果表明，本試驗采用去除氨氮的方法是一個典型的好氧條件下的硝化反應，其現象是在處理過程中凱氏氮、氨氟下降，亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮上升，pH下降，堿度下降。
　　在試驗中可以觀察到一個重要的現象，氨氮的轉變不僅僅發生生脫氮反應池，而是發生在整個凈水過程中。也就是說，除了脫氮反應池外，絮凝反應池、沉淀池、濾池均發生硝化反應，這是一個持續的過程，但是在這個過程中側重有所不同，前面主要發生氨氮向亞硝酸鹽的轉變。后面主要發生亞硝酸鹽向硝酸鹽的轉變。

　　以串聯方式為例，分析含氮化合物在處理過程中的舉動。圖5表示處理過程中氨氮的平均理降率。圖中假設源水減出水的氨氮差值為100％。從圖中清楚地看出預曝氣池去除率最 高，達53％，其次為濾池占38.5％，最差的沉淀池只占8.48％，從NH3-N曲線看，脫氮反應池和濾池的斜率差不多，但濾池的停留時間短，因此從下降速率看比預曝氣池更高一些。試驗中觀察到濾池的去除能力不穩定變化較大，變化范圍為0.8mg／L～1.5mg／L。對其影響因素 尚未作認真測試。
　　亞硝酸鹽在處理過程中是逐漸上升的，但由于亞硝酸鹽的不穩定，易轉化為硝酸鹽，增加值很小。硝酸鹽在處理過程中是逐漸上升的，其舉動如圖6所示，圖中假設出水減源水硝酸鹽氮的差值為100％，脫氮反應池增加49.2％，濾池為47.7％。同圖5相比較，脫氮反應池硝酸鹽氮增加率比氨氮下降率低，而濾池正相反，硝酸鹽增加率比氨氮下降率高。
　　沉淀池中實現固液分離，水中顆粒性物質很少，氨氮沒有機會同載體接觸，也就沒有機會同載體上的微生物接觸，這可能就是沉淀池去除率低的原因。如果采用斜管沉淀池，將大大增加微生物載體需要的表面積，可能去除率會明顯地提高。還有一個條件就是水中的溶解氧，通過測定出水的溶解氧濃度，表明溶解氧消耗很少。

6. 結論

　　(1)凹凸棒顆粒具有吸附氨氮的作用，在常規凈水工藝上并聯或串聯脫氮反應池，以該顆粒為微生物載體，替代生物接觸氧化池中的填料，使脫氮反應池具有良好的去除氨氮的能力，試驗表明這兩種工藝在技術上均是可行的；
　　(2)本項技術處理氨氮的原理是微生物在好氧條件下的硝化反應，有機氮轉化為氨氮，氨氮轉化為亞硝酸鹽氮，而亞硝酸鹽氮轉化為硝酸鹽氮；
　　(3)含氮化合物的硝化反應不只是發生在脫氮反應池，而且發生在包括脫氮反應池在內的整個凈水過程，在反應池、沉淀池、濾池氨氮均有不同程度的去除。
　　(4)試驗表明凹凸棒代替陶粒和填料，盡管動態試驗啟動時水溫較低，但裝置起動后立即就具有了去除氨氮的能力，不需要生物陶粒濾池和接觸氧化池必不可少的啟動期，這個啟動期大約要10～30天，需要經歷接種和掛膜等階段。而本項技術看不到有明顯的啟動期，具有啟動快的特點。其原理還沒有確切的證據，可能是由于顆粒本身具有對氨氮的吸附能力，這從靜態燒杯試驗可以證實，在初期是利用吸附作用去除氨氮，而由于顆粒粒徑較小，掛膜也要容易一些。吸附能力是有限的，當吸附作用消失時微生物已在顆粒上生根，形成生物膜，產生硝化反應，繼續完成去除氨氮的過程。
　　(5)試驗表明停留時間、凹凸棒粘土的濃度、溫度、曝氣、COD的濃度、PH值和堿度等因素，對去除氨氮的效率均有影響。

參考文獻

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