HCPA-UF-MBR組合工藝處理低溫高色高氨氮水源水研究

孫 楠，田偉偉，張 穎（.東北農業大學水利與建筑學院，黑龍江 哈爾濱 50030；2.東北農業大學資源與環境學院，黑龍江 哈爾濱 50030）

HCPA-UF-MBR組合工藝處理低溫高色高氨氮水源水研究

孫 楠1，田偉偉1，張 穎2*（1.東北農業大學水利與建筑學院，黑龍江 哈爾濱 150030；2.東北農業大學資源與環境學院，黑龍江 哈爾濱 150030）

將高濃度純化凹凸棒土（HCPA）投加至UF-MBR中，形成HCPA-UF-MBR組合工藝，研究HCPA-UF-MBR、UF-MBR兩平行系統對低溫高色高氨氮水源水的除污效果、反應器內活性污泥性能及膜污染情況，考察HCPA的作用機理與效能.結果表明，HCPA-UF-MBR對色度、CODMn、N-N、TN的平均去除率為94.60%、81.61%、98.44%、58.30%，出水N-N、N-N濃度均較低；HCPA投加后，UF-MBR的除污效果與抗沖擊負荷能力增強，污泥總活性與硝化活性分別提高了9.09%、105.88%，反應器達到穩定時間短且波動小，內部活性污泥硝化反硝化過程更充分；此外，HCPA吸附混合液中部分有機物，改善了污泥混合液性能，使膜表面濾餅層較疏松且透水性較好，有效地減輕了膜污染程度.

低溫；高色高氨氮水源水；HCPA-UF-MBR；活性污泥；膜污染

北方水系受地理位置、氣候、地形水文、土壤類型（黑土地富含有機質）、經濟發展等因素影響，冬季水質呈現出低溫低濁高色高氨氮的明顯特征，且不同季節原水水質變化大，為處理工藝及構筑物的設計帶來難題，成為水處理工程中亟待解決的難點，特別是2007年7月1日，國家衛生部頒布了《生活飲用水衛生標準》（GB5749-2006）［1］，對飲用水處理工藝及其安全性提出了更高、更嚴的要求.研究適合北方寒冷地區低溫低濁高色高氨氮水源水的高效水處理技術并進行工程示范與推廣，是保障飲用水水質安全的迫切需求，具有重要意義.

近年膜技術廣泛應用于水處理領域，微濾/超濾（MF/UF）膜用于自來水生產發展特別迅速.隨著膜價格的下降，它有望取代混凝、沉淀砂濾、消毒等常規飲用水生產工藝，成為水處理領域最重要的技術革新之一.膜生物反應器（MBR）具有活性污泥法不可比擬的優點，如對水中懸浮固體物質、大分子有機物以及微生物等均有良好去除效果、工藝流程短、占地面積少、污泥濃度高、剩余污泥產量少、易于實現全自動化運行管理等［2］；但MBR也存在不足，如對微生物代謝產物、細菌以及溶解性有機物（DOM）等去除能力非常有限，易造成膜污染.為了減少或延緩膜污染，進一步提高飲用水處理效果，大量文獻將MBR與其他水處理工藝（如混凝）相結合，實現優勢互補［3-4］；將粉末活性炭（PAC）等吸附劑［5-6］、顆粒載體［7］等無毒無害的填料添加到MBR中，即便于微生物附著生長，又可利用吸附劑或載體對DOM或胞外聚合物等的強吸附能力來改善污泥混合液的性能，發揮吸附-生物降解-MF/UF膜截留作用以致去除不同污染物.鑒于PAC費用較高，試將高濃度純化凹凸棒土（HCPA）投加到UF-MBR中，形成HCPA-UF-MBR組合工藝，通過研究UF-MBR、HCPA-UF-MBR兩平行系統對低溫高色高氨氮水源水的除污染效果、反應器內活性污泥性能以及膜污染情況，考察HCPA的作用機理與效能，探索處理低溫高色高氨氮水源水且有效減緩MBR膜污染的新方法，并為HCPAUF-MBR組合工藝的推廣應用提供技術支持.

1 材料與方法

1.1 試驗裝置

設置UF-MBR、HCPA-UF-MBR兩個平行系統，HCPA-UF-MBR試驗裝置如圖1所示.有效容積均為4L，UF膜組件尺寸為12cm×620根，材料為聚丙烯中空纖維膜，膜孔徑0.02～0.2μm，膜面積0.089m2.HCPA-UF-MBR通過上位機編輯進水系統、膜生物反應器水處理系統、出水系統、反沖洗系統、排泥系統和投藥裝置的運行情況，然后將編輯好的程序下載至可編程邏輯控制器（PLC），利用PLC控制進水泵和排泥泵的開關情況，利用PLC通過第一變頻器、第二變頻器和第三變頻器分別控制空氣泵、出水恒流抽吸泵和反沖洗泵的開關與運行情況，利用PLC控制出水-反沖洗三通電磁閥和排泥三通電磁閥具體的連接情況，達到HCPA-UF-MBR全自動運行.

圖1 HCPA-UF-MBR裝置示意Fig.1 The diagram of HCPA-UF-MBR apparatus

試驗中UF-MBR、HCPA-UF-MBR兩系統共用一個進水箱，以保證進水水質相同；出水箱獨立，以免兩系統互相影響；初始接種活性污泥濃度為2000mg/L，運行時間為103d，期間除了正常水樣測試外不進行專門排泥，為了保證MBR中HCPA濃度恒定，每次取樣后需補充等量的HCPA；運行時每抽吸出水28min［22L/（h·m2）］后反沖洗3min［55L/（h·m2）］，當膜壓差TMP≥0.055Mpa時，進行膜清洗；處理水量為2L/h，水力停留時間HRT為2h；調節氣體流量計保證反應器內通氣量5.5L/min，對應水氣比500［8］，溶解氧濃度為6～7mg/L.反應器外壁設置環形空間循環通過冷卻水，保證試驗溫度10℃.

1.2 污泥馴化與試驗用水

本試驗采用接種方式使反應器快速啟動，接種的活性污泥取自哈爾濱市某污水處理廠二次沉淀池的回流污泥，活性污泥用稀釋的生活污水模擬天然的微污染水源水進行曝氣培養，每曝氣2d后靜置3h，然后去除上清液，換水繼續進行培養，活性污泥馴化一個月后達到成熟.取定量活性污泥放入UF-MBR、HCPA-UF-MBR兩反應器內，保證混合液懸浮固體（MLSS）濃度分別為3200～3400mg/L、23000～23400mg/L（PA投加20g/L）；混合液活性污泥中有機性固體物質濃度（即混合液揮發性懸浮固體濃度，MLVSS）均為600～700mg/L.試驗啟動前期仍用稀釋的生活污水作為反應器的進水，試驗中后期的進水采用松花江配水（各項指標值見表1），為保證進水的NH4+-N、有機物濃度，向松花江水中投加定量NH4Cl、底泥腐殖酸HA、生物易降解的有機碳源葡萄糖等.

表1 試驗原水水質Table 1 The source water quality in the experiment

1.3 分析方法

1.3.1 常規項目分析 按照《水及廢水監測分析方法》［9］中的標準方法，分析色度、N-N、N-N、N-N，測定色度、N-N、N-N、N-N值與吸光度值關系方程分別為y = 561.33x + 0.0304（R2= 0.9991）y=5.3923x -0.1974（R2= 0.9995）、y=0.0151x+ 0.00002（R2=0.9998）、y=0.3044x+0.0001（R2=0.9999）.

1.3.2 污泥活性的測定方法 污泥生物活性評價指標為污泥耗氧速率（Oxygen Utilization Rating， OUR），即單位體積污泥中的微生物對溶解氧的消耗速率.

分析步驟:①向反應瓶中加入濃縮后的污泥混合液，用充分曝氣的MBR進水調整指定的污泥混合液濃度.②打開磁力攪拌器與溶解氧儀（保證溶解氧儀與反應瓶密封），當溶解氧濃度（DO）達到6～7mg/L時，記錄DO隨反應時間t的變化，測定OUR總.③ t=3min時，向反應瓶中加入一定量的NaClO3抑制硝酸細菌的活性，測定OUR投加NaClO3后，則OUR硝酸菌=OUR總－OUR投加NaClO3后，以表示污泥硝化細菌的活性.④ t=6min時，向反應瓶中加入一定量ATU抑制亞硝化細菌的活性，測定OUR投加ATU后， OUR亞硝酸菌=OUR投加NaClO3后－OUR投加ATU后，以表示亞硝化細菌的活性.⑤OUR硝化與OUR亞硝化之和為污泥的總硝化活性.該方法對污泥硝化活性的測量結果與反應器內硝化反應的實際情況相當吻合［10］.

式中:OUR， mg（O2）/（g MLSS·min）；DO， mg/L；Δt，兩次測定DO的時間間隔，min；C，反應瓶中的污泥混合液的濃度，g（MLSS）/L.

2 結果與分析

2.1 HCPA-UF-MBR與UF-MBR運行效果對比2.1.1 色度去除效果 測定UF-MBR、HCPAUF-MBR兩反應器進水、污泥混合液以及出水的吸光度UV350值，考察各階段色度去除效果，結果見圖2.

以UV350為代表的大分子有機物HA被微生物降解部分經膜截留后長期停留在反應器內發生累積，從圖2中可以看出，UF-MBR污泥混合液中色度先增加至最大后趨于動態平衡，而HCPA-UF-MBR污泥混合液中色度呈先增加后減小的趨勢，且該系統內色度平均累積率僅約為UF-MBR的1/4.盡管UV350在兩反應器污泥混合液中大量累積，但出水含量卻很少，投加HCPA后UF-MBR出水色度的平均去除率僅提高了5.10%，由此可知膜截留在除色過程中起主要作用.系統運行至第57d，低濃度進水時，色度去除率變化不明顯.

圖2 色度去除效果隨運行時間的變化Fig.2 Changes of color removal effect with run time

2.1.2 CODMn去除效果 在相同進水與運行條件下，UF-MBR、HCPA-UF-MBR兩反應器對CODMn的去除效果如圖3所示.由于反應器啟動前期對污泥的馴化，UF-MBR、HCPA -UF-MBR兩平行系統在啟動初期對CODMn均具有很高的去除率.系統運行至第9d時更換進水，UF-MBR的CODMn去除率驟然下降，而HCPA-UF-MBR組合工藝的CODMn去除率僅呈現小幅度緩慢下降趨勢.9～56d，UF-MBR、HCATP-UF-MBR組合工藝對CODMn的去除率分別為51.77～81.33%（平均72.14%）、70.04～89.11%（平均81.61%）.為探討HCPA投加后UF-MBR的抗沖擊負荷能力，在實驗運行至第57d時，降低進水CODMn值，此時出水CODMn變化趨勢與第9d時相同.綜上，投加HCPA使UF-MBR系統去除有機物的能力提高，且適用外界條件變化的范圍增大，進水水質突變時變化不明顯.

2.1.3 無機氮去除效果 進水放置期間，水中微生物易發生硝化反應，部分N-N與有機氮化合物轉化成了硝酸鹽氮，致使進水中N-N、N-N濃度發生波動.

圖3 CODMn去除效果隨運行時間的變化Fig.3 Changes of CODMnremoval effect with run time

圖4 N-N的去除效果隨運行時間的變化Fig.4 Changes of N-N removal effect with run time

圖5 NN濃度隨運行時間的變化Fig.5 Changes of N-N concentration with run time

圖6 N-N濃度隨時間的變化Fig.6 Changes of N-N concentration with run time

總氮TN的去除效果進水TN來源于配水投加的NH4Cl，主要以N-N及其經硝化反應產生的N-N、N-N的形式存在，需通過反硝化反應將硝態氮轉化為N2從水中溢出，從而達到脫氮的目的.

如圖7所示，兩反應器對TN去除率的趨勢一致.1～8d，TN去除率≤30%，TN去除率隨運行時間的延長曲折上升，這是由于反應器始終未排泥與膜的有效截留致使系統污泥濃度不斷增加，微環境理論認為，在污泥濃度較高的情況下，盡管DO很高，但污泥內部將會產生缺氧或厭氧環境［11］，因此，隨反應器運行時間的延長，污泥絮體的結構發生改變，污泥的濃度變大、粒徑變大、絮體越來越密實，系統內的反硝化能力也就越來越強.UF-MBR、HCPA-UF-MBR對TN的最高去除率分別為36.61%、58.30%，這是由于投加HCPA后，MBR中污泥混合液的性能得以改善，污泥絮體以HCPA為中心，具有更加致密的結構，且從外到內形成了好氧區與缺氧區，缺氧區為反硝化細菌提供了良好的生存環境，從而使反應器內活性污泥更好地完成硝化反硝化過程.57d后，出水TN趨于穩定，其去除率也無明顯升高，表明兩反應器對TN去除能力有限，分析原因如下:①為了讓反應器中HCPA與進水充分混合且避免其沉淀，采用了高強度曝氣，從而使反應器內的缺氧微環境條件不充分；②MBR同步硝化反硝化的TN去除率隨著進水碳氮比（COD:NOx--N，C/N）的增加而增加［12］，C/N在2.5～6.0范圍內，總氮TN去除率最大可超過80%［13］，其中，有機碳源在污水生物脫氮處理中起重要的作用，它是細菌代謝必需的物質與能量的來源、是異氧好氧菌與反硝化細菌的電子供體提供者，但本研究C/N僅1:1，因沒有足夠的電子供體而不利于反硝化作用.

圖7 TN隨運行時間的變化Fig.7 Changes of TN concentration with run time

2.2 HCPA對MBR污泥混合液生物活性的影響

MBR中污泥混合液生物活性與耗氧速率（OUR）相關，OUR越大，表明微生物代謝越旺盛，有機物與N-N去除率越高.為表征UF-MBR、HCPA-UF-MBR兩反應器中污泥總活性、硝化活性，相應OUR曲線如圖8所示.

圖8 污泥耗氧曲線Fig.8 Oxygen utilization curve of sludge

因抑制劑NaClO3、ATU加入前后污泥耗氧速率曲線基本呈線性，通過各段斜率確定不同階段污泥的OUR，測定結果見表2.

表2 不同階段耗氧速率與污泥活性計算值［mg O2/（g MLSS·min）］Table 2 The calculated values of OUR and sludge activity at different stages ［mg O2/（g MLSS·min）］

由圖8與表2可知，投加HCPA后，污泥總活性、硝化活性分別提高了9.09%、105.88%，表明HCPA改變了污泥混合液微生物的結構組成，改善了微生物的生存環境，提高了污泥的活性，從而提高了系統的除污效能.

2.3 HCPA對MBR減緩膜污染效能的影響

跨膜壓差TMP是反映膜運行情況的重要指標，隨著膜污染的加重，膜阻力逐漸增加，為保證一定的膜通量，TMP需相應增加［14］.

圖9 膜清水通量曲線Fig.9 The curve of tap water membrane flux

圖10 膜通量隨運行時間的變化Fig.10 Changes of membrane flux with run time

2.3.1 膜通量 兩反應器正常運行前，對膜組件進行清水膜通量測試，即在TMP條件下，以蒸餾水為濾液測定膜通量，繪制膜清水通量曲線，以此作為基準考察試驗運行過程中膜性能的變化情況，如圖9所示.控制TMP為0.025MPa，反應器正常運行期間，每隔1d且同一時刻測定兩反應器的膜通量，結果如圖10所示，膜通量先快速下降，而后下降平緩；與UF-MBR比，HCPA-UF-MBR的膜通量9d前略低，9d后稍高.

2.3.2 TMP 膜清洗周期內UF-MBR、HCPAUF-MBR兩反應器中膜的TMP變化趨勢相似，如圖11所示.控制膜通量為22L/（h·m2），系統運行初期（1～13d），TMP上升較快；14～35d，TMP緩慢上升；第35d時TMP再次快速上升，膜污染嚴重加劇；當TMP增至0.055Mpa時，將膜取出后進行化學清洗，膜過濾性能得到恢復，TMP基本減小到過濾初期的狀態，而后繼續遵循上一過濾周期的TMP變化趨勢，該趨勢與Chang［15］、Chae［16］的研究結果一致.HCPA-UF-MBR的TMP上升速率始終大于UF-MBR.

圖11 TMP隨運行時間的變化Fig.11 Changes of TMP with run time

2.3.3 HCPA作用效果分析 反應器運行初期（1～13d），HCPA與污泥混合液中的懸浮顆粒、小分子物質及微生物等在出水泵抽吸作用下迅速粘附到膜表面，膜孔被堵塞，致使膜阻力快速增加，TMP迅速上升或膜通量迅速下降［11］.反應器運行階段（14～35d），膜表面污染物不斷增加，其將逐漸脫附膜表面向混合液擴散，當吸附與脫附作用平衡時，膜表面的污染層相對穩定，TMP緩慢上升或膜通量緩慢下降，膜組件運行相對穩定，該段時間的長短與膜組件性能、運行操作條件等有關.投加的HCPA與污泥絮體間相互作用，形成粘度較小、粒徑較均勻的絮體顆粒，一定程度上改善了污泥混合液的性能，使膜表面形成的濾餅層較為疏松，具有較好的透水性，膜阻力相對較小；此外，HCPA還吸附了混合液中部分有機物，使吸附到膜表面的有機物與微生物量減少，從而有效降低膜污染程度［17］，致使穩定運行階段HCPA-UF-MBR的TMP低于UF-MBR，或膜通量高于UF-MBR.

3 結論

3.2 HCPA的投加改善了微生物的生存環境，HCPA-UF-MBR中污泥的總活性、硝化活性分別提高了9.09%、105.88%，提高了反應器的除污效能.

3.3 過濾初期，HCPA易造成膜污染，膜孔被堵塞致使膜通量迅速下降；隨著時間的運行，HCPA投加改善了污泥混合液性能，膜表面濾餅層較疏松且透水性較好；HCPA還吸附了混合液中的部分有機物，有效地減輕了膜污染程度.

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SUN Nan1， TIAN Weiwei1， ZHANG Ying2* （1.College of Water Conservancy and Architecture，Northeast Agricultural University， Harbin 150030， China；2.College of Resources and Environment， Northeast Agricultural University， Harbin 150030， China）. China Environmental Science， 2015，35（12）：3620～3627

High Concentration of Purified Attapulgite （HCPA） was added into UF-MBR to form HCPA-UF-MBR process，the decontamination effect of HCPA-UF-MBR and UF-MBR parallel systems treating high color and ammonia nitrogen from source water at low temperature was researched， the performance of activated sludge and membrane pollution in each reactor was studied， HCPA function and efficiency were examined. The results show that the average removal rate of chromaticity， CODMn， N-N and TN was 94.60%， 81.61%， 98.44% and 58.30%， respectively. The N-N and N-N concentration from the effluent were lower. After HCPA dosing， the decontamination effect and anti shock loading capability of UF-MBR were improved. The sludge total activity and nitrification activity increased by 9.09% and 105.88%，respectively. The HCPA-UF-MBR reactor achieved stability in short time and small fluctuations. The nitrification and denitrification processes of activated sludge inside HCPA-UF-MBR reactor were more fully. In addition， HCPA adsorbed organic matter in mixture and improved the sludge mixture properties. It makes the cake layer on the membrane surface more loose and more permeable. It reduced effectively the degree of membrane fouling.

low temperature；high color and ammonia nitrogen from source water；HCPA-UF-MBR；activated sludge；membrane fouling

X703.5

A

1000-6923（2015）12-3620-08

孫 楠（1981-），女，黑龍江海倫人，副教授，博士，主要從事水環境生態修復理論與技術研究.發表論文20余篇.

2015-04-23

黑龍江省博士后科學基金項目（LBH-Z13025）

* 責任作者， 教授， zhangyinghr@hotmail.com