曝气生物滤池生物预处理微污染水试验.pdf

曝气生物滤池生物预处理微污染水试验 * 唐文锋1， 2胡友彪1何晓文2孙丰英1 1. 安徽理工大学 地球与环境学院， 安徽 淮南 232001; 2. 淮南联合大学 建工系， 安徽 淮南 232038 摘要 采用升流式 BAF 预处理微污染水， 研究了接种挂膜和自然挂膜下挂膜时间、 生物量及其形态特征， 以及自然挂 膜下不同水利负荷、 气水比和进水温度等因素对各污染物去除效果的影响。结果表明 接种挂膜可以加快系统启动， 比自然挂膜减少 1 周左右， 且生物量较多; 成功挂膜后， 两种挂膜方式下的微生物形态和特征基本相同; 在水力负荷、 气水比和进水温度分别为 3 m3/ m2h 左右、 1∶ 1和 10 ～ 14 ℃ 以上时， 系统可取得对各种污染物较为理想的去除 效果。 关键词 微污染水源; 曝气生物滤池; 接种挂膜; 自然挂膜; 氨氮; 生化需氧量 DOI 10. 13205/j． hjgc． 201409007 STUDY ON BIOLOGICAL AEＲATED FILTEＲ USED FOＲ PＲETＲEATMENT OF MICＲO- POLLUTED WATEＲ Tang Wenfeng1， 2Hu Youbiao1He Xiaowen2Sun Fengying1 1. College of Eearth and Environment， Anhui University of Science ＆ Technology， Huainan 232001， China; 2. College of Civil Engineering， Huainan Union University， Huainan 232038，China AbstractThe micro- polluted water was pretreated by UBAF． The biofilm ation time，the biomass and the biofilm characteristics were studied under the natural biofilm ation and inoculated biofilm ation，and the removal effect of pollutants was discussed under the different hydraulic loading，air- water ratio and water temperature． The results showed that the inoculated biofilm ation could shorten the start- up time and the start- up time was shorted by about seven days compared with the natural biofilm ation，and the biomass was also greater． The biofilm morphology and characteristics were similar under the two different biofilm ation s during the stable operation of the systems． The BAF technology was effective on the removal of pollutants when hydraulic loading，air- water ratio and water temperature were 3 m3/ m2 h ， 1∶ 1 and above 10 ～14 ℃ respectively． Keywordsmicro- polluted water resource;biological aerated filter;inoculated biofilm ation;natural biofilm ation; ammonia nitrogen;chemical oxygen demand * 安徽省高等学校省级优秀青年人才基金项目 2011SQＲL197 ; 淮南 市科技计划项目 2013A4202 。 收稿日期 2013 －11 －22 0引言 饮用水与人们生活水平和身体健康息息相关， 是 公众关注的焦点。地表水日益受到不同程度的污染 而成为微污染水， 面对水源水质的变化， 传统给水处 理工艺已无法满足人们对饮用水的要求， 寻求替代或 改进工艺成为必然趋势。目前， 对微污染水源水进行 预处理成为近年来研究的热点。曝气生物滤池 BAF 集生物过滤、 生物吸附和生物氧化于一体， 可 同时起到普通曝气池、 二沉池和砂滤池的作用， 是一 种高效、 低耗的水处理工艺 ［1- 2 ］。本试验在常规给水 处理工艺前增设 BAF 单元， 用以生物预处理微污染 水源水， 重点研究不同挂膜方法时的挂膜时间、 生物 量及其特征， 以及不同运行工况下， 系统对微污染水 污染物的去除效果。 1试验部分 1. 1试验装置 试验装置如图 1 所示 BAF 反应器为有机玻璃加 工而成的圆柱体， 内径为 90 mm， 总高为 1. 5 m， 内置 2 ～3 mm 陶粒滤料， 陶粒堆积密度为0. 75 ～0. 95 g/ 62 环境工程 Environmental Engineering cm3， 表观密度为 1. 4 ～ 1. 8 g/cm3， 空隙率为 27 ～ 29， 比表面积为 2. 6 104cm2/g; 滤柱一侧沿滤料 顶部向下设 6 个取样口， 间距为 200 mm; 下部配水区 高 150 mm， 配水区上部为垫层， 垫层为一种白色陶粒 滤料， 粒径为 3 ～ 5 mm; 垫层、 滤层高分别为 200， 800 mm; 在垫层顶部设有曝气头; 在垫层底部设有反 冲洗曝气头和反冲洗水管。 图 1 BAF 预处理微污染水源水工艺流程 Fig．1Pretreatment process of micro- polluted water by BAF 1. 2试验用水 试验用水为淮河河中心水， 水质见表 1。 表 1原水水质指标 Table 1Water quality of raw water ρ COD / mg L －1 ρ NH3－N / mg L －1 浊度/ NTU 水温/ ℃ pH 4. 0 ～6. 50. 5 ～1. 28. 0 ～456. 0 ～184. 8 ～8. 5 1. 3测试项目及方法 COD 密封催化消解法; NH3－N 纳氏试剂分光光 度法; 生物量 脂磷法; 浊度 WGZ- 20 型浊度仪; 温 度 温度计。 2试验结果与分析 2. 1挂膜试验 2. 1. 1挂膜方法 采用合适的挂膜方法对 BAF 的快速启动和稳定 运行有着重要的意义［3 ］。本试验采用接种挂膜和自 然挂膜进行对比试验， 1 号滤柱为接种挂膜， 2 号滤柱 为自然挂膜。接种挂膜的污泥取自淮河底泥， 投加系 统前， 在容器中闷曝 8 h， 撇去上清液， 然后与一定量 的培养液一起投加到系统中， 随即从反应器底部通入 适量试验用水至滤柱水满， 并开启曝气装置继续闷 曝， 通过流量计控制曝气量为 10 ～15 L/h， 24 h 后将 滤柱内混合液排空， 如此反复 3 次， 第 4 天开始以滤 速1. 5 m/h、 曝气量15 ～20 L/h 的条件连续通入试验 用水运行， 1 周后， 滤速增加到 3 m/h， 曝气量为 20 ～ 30 L/h， 进入正常运行阶段。自然挂膜采用逐渐增加 流量的方式进行， 初期滤速为 1 m/h， 曝气量为 10 ～ 15 L/h; 1 周后滤速增加为 2 m/h， 曝气量为 15 ～ 20 L/h; 2 周后分别增加到 3 m/h、 20 ～30 L/h。挂膜 期间及正常运行后， 对系统进出水 COD、 NH3－N、 生 物量变化、 浊度等指标进行测试。 2. 1. 2挂膜时间 挂膜期间， 考察了系统对进水 COD、 NH3－N 污染 指标的去除效果， 并认为系统对 COD 去除率稳定在 30以上时即为挂膜成功 ［4 ］， 挂膜阶段系统对 COD、 NH3－N 的去除率如图 2 所示。 图 21 号、 2 号滤柱挂膜阶段对 COD、 NH 3－N 去除率 Fig．2The removal rate of COD，NH3－N in filter column 1 and 2 during membrane phase 由图 2 可以看出 1 号滤柱、 2 号滤柱成功挂膜的 时间分别为 11， 17 d， 即两种挂膜方法时间均较长， 但 前者较后者短。对于此现象， 其原因可能是试验用水 中有机物含量较低， 提供的可利用营养物质不多， 限 制了微生物的生长繁殖。1 号滤柱接种液进入后， 大 量接种微生物直接被截留在滤料表面， 它们通过摄取 接种液和水中有机物及曝气提供的溶解氧而获得生 长所需的各种营养物质， 而在滤料表面迅速生长繁 殖， 从而节约了微生物附着到滤料上的时间。而自然 挂膜试验用水中微生物数量有限， 挂膜期间仅有少量 72 水污染防治 Water Pollution Control 活性微生物附着在滤料表面， 在适应新环境等形成一 定对 COD 的去除能力自然需要更长时间， 相应延长 了挂膜时间。 由图2 可知 挂膜初期1 号、 2 号滤柱对 COD 去除 能力均较弱， 首次测试数据， 1 号滤柱甚至出现了负去 除率的现象， 分析认为可能是初期接种混合液尚未完 全排空， 连续进水后将混合液带出造成的。而 2 号滤 柱在测试初期对 COD 去除率仅为 1. 5 左右， 且尚不 能确定是微生物的作用， 极可能是滤料的物理截留和 吸附作用。挂膜初期 1 号、 2 号滤柱对 NH3－N 的去除 能力亦较差， 测试的前 3 d 对 NH3－N 去除率分别为 9. 8、 2. 6， 两者分别在挂膜开始后第 19 天和第 23 天获得50以上的去除率， 分析认为 一方面硝化菌的 世代时间较长; 另一方面进水 NH3－N 浓度较低限制了 硝化菌的生长繁殖。针对两者获得对 NH3－N 50 以 上的去除率所需时间差异的原因， 认为与两者获得对 COD 30以上的去除率历时差异的原因相同。 2. 1. 3生物量变化及生物膜特征 BAF 去除各项污染物指标效果好坏的关键在于 是否培养出适应性良好的活性微生物膜。Cao 等的 研究表明， 生物膜中微生物的群落组成与进水水质、 反应器类型有关， 而生物膜的形态结构则主要受水力 剪切力和反应器类型的影响［5 ］。为了较好了解挂膜 期间及挂膜后反应器内微生物的形态特征， 挂膜期间 测试了 1 号、 2 号滤柱生物量变化情况， 并扫描电镜 观察了挂膜成功后滤料微生物形态和特征 滤料取 自距滤层底部 200 mm 处 ， 如图 3 所示。 图 3 1 号、 2 号滤柱挂膜期间生物量变化 Fig． 3The biomass change in filter column 1 and 2 during membrane phase 由图3 可知 在挂膜期间， 1 号、 2 号滤柱生物量随 时间均逐渐增加， 但在整个挂膜期间， 1 号滤柱生物量 始终多于2 号滤柱生物量， 挂膜成功后， 两者生物量基 本持平， 前者仅比后者多4. 5。这是由于接种液中微 生物较为丰富且营养充足， 采用接种挂膜更有利于微 生物的附着生长， 生物膜成熟较快; 但两种挂膜方法如 能充分挂膜均能使滤柱中生长足够多的生物量， 为滤 柱的稳定运行提供保障， 但前者启动快于后者。 由图 4 可知 在滤柱成功挂膜并稳定运行后， 1 号、 2 号滤柱生物形态和特征基本相同， 主要表现为 陶粒表面长出一层灰白、 浅黄相间的绒状生物薄膜， 生物膜内密度分布不均匀， 靠近载体表面部分空隙较 大， 表面起伏层叠， 凸凹伸展， 经剥离后， 显微镜下可 观察到大量鞭毛虫、 丝状菌、 纤毛虫等活性微生物。 图 4 1 号、 2 号滤柱挂膜滤料生物电镜 Fig．4The biological electron microscopy of filter column 1 and 2 2. 2不同运行工况试验 挂膜成功后， 重点考察了 2 号滤柱在不同运行参 数下对污染物的去除效果。 2. 2. 1水力负荷对污染物去除的影响 试验稳定气水比为 1∶ 1， 水温为 18 ℃， 在 4 种不 同水力负荷条件下， 系统对污染物去除效果的影响如 图 5图 7 所示。 由图 5 可知 当水力负荷为 2. 0 m3/ m2h 时， COD 去除效果最好， 其平均去除率可达 49. 5; 随着 水力负荷的逐渐增加， COD 去除率逐渐下降， 但水力 负荷的变化对 COD 去除率影响较小。当水力负荷由 2. 0 m3/ m2h 提高至 6. 0 m3/ m2h 时， 系统对 COD 平均去除率仅下降了 18. 2。其原因为 当水 力负荷较小时， 水力停留时间较长， 增加了水与滤料 82 环境工程 Environmental Engineering 图 5水力负荷对 COD 去除效果的影响 Fig．5The effects of water load on COD removal 图 6水力负荷对 NH3 －N 去除效果的影响 Fig． 6The effects of water load on NH3－N removal 图 7水力负荷对浊度去除效果的影响 Fig．7The effects of water load on turbidity removal 的接触时间， 为微生物降解基质提供了充足时间， 所 以， 系统对 COD 去除效果较好。随着水力负荷的增 加， COD 去除率有所下降， 是因为水力负荷的增大， 水力停留时间相应减小， 微生物降解基质的时间不 足。同时水力剪切使生物膜受到一定冲刷， 影响了系 统对 COD 的去除。但另一方面， 进水基质浓度有限， 水力负荷增加， 相应单位时间内为微生物提供了更多 可利用的营养物质， 促进了微生物生长繁殖， 一定程 度上弥补了因水力负荷增加造成微生物降解基质时 间不足而造成的去除效果的下降。所以， 水力负荷的 变化对 COD 去除效果影响较小。 由图 6 可以看出 随着水力负荷的增加， 氨氮去 除率呈现明显的下降趋势， 即水力负荷对氨氮去除效 果影响较大。当水力负荷由 2. 0 m3/ m2h 提高至 6. 0 m3/ m2 h 时， 系统对氨氮平均去除率由 60. 1 下降至 29. 4， 下降幅度达 30. 7。分析其原因为 氨氮去除主要依靠硝化细菌的氧化， 而硝化细菌对氨 氮的去除效果又取决于其自身的生长繁殖和其与氨 氮基质接触是否充分。水力负荷的增加， 一方面使单 位时间内进入滤柱的有机物量增加， 促进了异养细菌 的生长繁殖， 生物膜更新加速， 加之水力剪切的冲刷， 加强了系统内生态振荡性， 使生长缓慢和对底物、 溶 解氧、 pH 值等要求比较苛刻的硝化细菌在与异氧菌 竞争中处于劣势， 不利于其生长繁殖; 另一方面水力 负荷的增加， 减少了水力停留时间， 使氨氮与硝化细 菌接触时间过短， 氨氮得不到充分降解。因此水力负 荷的变化对氨氮去除效果产生较大的影响。 由图 7 可知 水力负荷对浊度的去除影响较大。 当水力负荷由 2. 0 m3/ m2h 提高至 6. 0 m3/ m2 h 时， 系统对浊度平均去除率由 63. 2 下降至 18. 1， 去除率下降了 45. 1， 且出水浊度较高， 最 小浊度仍达 8NTU。试验中甚至出现了负去除率的 情况， 即出水中浊度大于进水浊度。这是因为 滤柱 对浊度的去除主要依靠滤料的物理截留作用和生物 的絮凝、 吸附作用。滤料间的密实程度及微生物与滤 料黏覆强度是关键。滤料间充填密实， 孔隙率小， 则 具有良好的物理截留作用; 微生物与滤料黏覆可靠， 则可较好的絮凝、 吸附进水中引起浊度的微小颗粒。 而随着水力负荷的增加， 水力停留时间缩短， 水与生 物膜的接触时间减少， 不利于生物絮凝和吸附。同时 较大的水力负荷加剧了对滤料表面的冲刷， 使孔隙率 增大， 滤料的物理截留作用减弱， 使去除浊度效果降 低。较大水力负荷亦加剧了生物膜的脱落， 脱落的生 物膜进入出水也使出水浊度有所增加， 造成去除率下 降， 甚至出现负值。 由试验可知， 随着水力负荷的增加， 系统对污染 物的去除效果均呈现下降的趋势。但水力负荷由 2. 0 m3/ m2 h 提高至 3. 0 m3/ m2h 时， 系统对各 污染物去除率下降幅度较小， 考虑到单位时间水处理 量等经济条件， 确定水力负荷为 3. 0 m3/ m2 h 时为 最佳水力负荷。 2. 2. 2气水比对污染物去除的影响 试验稳定水力负荷为 3. 0 m3/ m2h ， 水温为 18 ℃， 研究了在 4 种不同气水比条件下， 系统对污染 物的去除效果， 如图 8图 10 所示。 92 水污染防治 Water Pollution Control 图 8气水比对 COD 去除效果的影响 Fig．8The effects of gas- water ratio on COD removal 图 9气水比对 NH3 －N 去除效果的影响 Fig． 9The effects of gas- water ratio on NH3－N removal 图 10气水比对浊度去除效果的影响 Fig． 10The effects of gas- water ratio on turbidity removal 由图 8 可知 随着气水比的提高， 系统对 COD 去 除率呈现先升后降的趋势。气水比在 1∶ 1 ～1. 5∶ 1变 化时， 系统对 COD 去除效果最好并且比较稳定， 此时 平均去除率为 46. 4。原因是 随着气水比的增加， 一方面为微生物提供了更多氧气， 促进了微生物的生 长繁殖; 另一方面提高了水流的紊动程度， 有利于生 物膜、 有机物和氧气的充分接触， 保证了传质效果， 进 而提高了系统对 COD 去除效果。但气水比过高则大 大加剧了水力剪切能力， 增强了对生物膜的冲刷， 使 生物膜更新加快， 脱落生物膜随出水流出， 提高了系 统出水 COD 浓度， 造成去除率下降。 由图9 可知 随着气水比的提高， 系统对氨氮去除 率逐渐增加， 当气水比为 1∶ 1时， 系统对氨氮去除效果 最好， 平均去除率达 50. 4; 随后继续提高气水比至 2∶1， 系统对氨氮去除效果没有明显变化， 去除率略呈 下降趋势。认为 较高的气水比有利于水、 微生物、 氧 气的充分接触， 促进传质和保持较高的溶解氧， 可提高 氨氮的去除效果， 但气水比过高会对生物膜造成强烈 冲刷， 使生物膜流失， 这对世代周期较长的硝化细菌极 为不利， 即过高气水比非但不能促进硝化菌的生长繁 殖， 提高氨氮去除率， 反而可能起到相反作用。 由图10 可知 气水比由 0. 5∶ 1提高为 1∶ 1时， 系统 对浊度平均去除率由 41. 6增加为 47. 1; 然后随着 气水比增加， 系统对浊度去除率逐渐减小， 当气水比为 2∶1时， 平均去除率仅为 25. 5。分析其原因 气水比 小幅提高， 曝气量增大， 滤柱内紊流加大， 一则增加了 生物膜与氧气、 有机质接触机会， 有利于微生物的生长 繁殖， 促进了对水中产生浊度的有机质的生物降解， 提 高了对浊度的去除率; 二则适当加大紊流使生物膜受 到一定的冲刷， 加强了生物絮凝作用， 脱落下来并具有 一定黏性的生物膜与水中细小的悬浮颗粒形成较大絮 体而被滤料截留， 进而提高了系统浊度的去除效果。 但气水比过大， 则滤料被过度搅动， 使滤料间隙增加， 大大削弱了其机械截留作用; 同时， 气流夹着水流冲刷 生物滤料， 滤料间碰撞摩擦加剧， 造成大量生物膜脱落 并随出水流出， 使出水浊度升高。 由上述试验可知， 在气水比为 1∶ 1时， 系统对 COD、 氨氮和浊度的去除效果较为理想。 2. 2. 3水温对污染物去除的影响 试验稳定水力负荷为 3. 0 m3/ m2 h ， 气水比为 1∶ 1， 研究了在 4 种不同进水温度范围条件下， 系统对 污染物的去除效果， 如图 11图 13 所示。 图 11水温对 COD 去除效果的影响 Fig．11The effects of water temperature on COD removal 03 环境工程 Environmental Engineering 图 12水温对 NH3－N 去除效果的影响 Fig．12The effects of water temperature on NH3－N removal 图 13水温对浊度去除效果的影响 Fig．13The effects of water temperature on turbidity removal 由图 11 可知 随着进水温度的降低， 系统对 COD 去除率明显降低， 平均去除率由 60. 8 减小为 30. 3。主要是因为进水温度的降低使得异养微生 物活性大大降低， 另外进水基质有限， 抑制了其生长 繁殖， 削弱了其生物降解能力， 使得系统对 COD 去除 效果随温度的降低而变差。为此， 为了保证系统对 COD 具有良好的去除效果， 平均去除率保持在 50 以上， 则进水温度不宜低于 15 ～20 ℃。 由图 12 可知 随着进水温度的降低， 系统对氨氮 去除率呈现下降趋势， 但在进水温度为 21 ～25 ℃时， 系统对氨氮去除效果最为理想， 平均去除率达 65. 9; 进水温度为 15 ～20 ℃时， 系统对氨氮去除率 略有下降， 平均去除率下降为 59. 2; 当进水温度低 于15 ℃时， 系统对氨氮去除效果明显下降， 尤其是在 进水温度低于 10 ℃时， 系统对氨氮平均去除率仅为 29. 7。认为其原因与水温对 COD 去除效果产生的 原因相似。所以， 为了保证系统对氨氮具有良好的去 除效果， 进水温度不宜低于 10 ～14 ℃。 由图 13 可知 随着进水温度的降低， 系统对浊度 去除率亦呈现出下降趋势， 但下降幅度不是特别明 显， 对应 4 种不同温度范围， 平均去除率分别为 55. 3、 49. 2、 45. 8 和 40. 0， 去除率总降幅为 15. 3， 说明进水温度的变化对浊度去除影响较小。 原因为 浊度的去除主要依靠生物滤料的机械截留作 用， 而水温的改变对滤料的机械截留作用影响较小， 所以， 进水温度的改变对浊度的去除影响较小; 同时 水温的降低， 亦使生物活性降低和水的黏性增大， 一 定程度上， 影响了生物繁殖和基质的传递速率， 进而 造成由部分有机污染物引起的浊度得不到较好的去 除， 相应影响了系统对浊度的去除效果， 即随进水温 度的降低， 系统对浊度的去除效果略差。 综上所述， 当进水温度不低于 10 ～14 ℃时， 系统 可取得对 COD、 氨氮和浊度较为理想的去除效果。 3小结 1BAF 采用接种挂膜法启动系统微生物易于附 着固定于滤料上， 其成功挂膜时间比自然挂膜少 1 周 左右， 并且生物量较多。 2采用两种挂膜方式成功挂膜后， 滤池内生物 形态和特征基本相同， 陶粒表面附着一层密度不均的 绒状生物薄膜， 并且表面起伏层叠， 凸凹伸展， 镜鉴以 丝状菌等活性微生物较多。 3BAF 预处理微污染水， 随着水力负荷的增加， 系统对各污染物的去除效果均呈现下降的趋势。水 力负荷由 2. 0 m3/ m2 h 提高至 3. 0 m3/ m2 h 时， 系统对各污染物去除率下降幅度较小。 4BAF 预处理微污染水， 气水比为 1∶ 1时， 系统 对 COD、 氨氮和浊度去除效果较为理想。为保证系 统对 COD、 氨氮和浊度具有理想的去除效果， 进水温 度不宜低于 10 ～14 ℃。 参考文献 ［1］马军， 邱立平． 曝气生物滤池及其研究进展［J］ ． 环境工程， 2002， 20 3 7- 11. ［2］Canler J P． Biological aerated filterAssessment of the process based on 12 sewage treatment plants［J］ ． Wat Sci Tech， 1994， 29 10/11 13- 22. ［3］张杰， 曹相生， 盂雪征， 等． 好氧滤池 3 种挂膜方法的实验研究 ［J］． 哈尔滨工业大学学报， 2003， 35 10 1216- 1219. ［4］李思敏， 宿程远， 张建昆． 生物砂滤池不同挂膜方法的试验研究 ［J］． 中国给水排水， 2007， 23 11 60- 63. ［5］Cao Y S，Alaerts G J． Influence of reactor type and shear stress on aerobic biofilm morphology population and kinetics［J］ ． Wat Ｒes， 1995， 29 1 107- 118. 第一作者 唐文锋 1979 － ， 男， 讲师， 博士在读， 主要从事水处理、 水 污染控制研究教学工作。fengtang0163． com 13 水污染防治 Water Pollution Control