楊世東，劉志東，張?zhí)m河，崔鳳國(guó)，于 雷，潘 強(qiáng)

(1.東北電力大學(xué)建筑工程學(xué)院，吉林 吉林 132012;2.東北電力大學(xué)化學(xué)工程學(xué)院，吉林 吉林 132012;3.吉林市市政設(shè)施管理處，吉林 吉林 132011;4.吉林油田公司公用事業(yè)管理公司，吉林 松原 138000)

隨著經(jīng)濟(jì)的發(fā)展，水污染范圍的擴(kuò)大，人們對(duì)高效水處理技術(shù)的需求更加迫切。國(guó)內(nèi)相關(guān)工作者通過對(duì)現(xiàn)有技術(shù)運(yùn)行參數(shù)的調(diào)整、設(shè)備的改進(jìn)和新型處理水技術(shù)的研發(fā)來(lái)滿足這一需求[1－5]。生物活性炭技術(shù)綜合了微生物降解及物理化學(xué)吸附的優(yōu)勢(shì)，使得該工藝對(duì)有機(jī)物(尤其是分子量在1 kD－3 kD)、色度、濁度、氨氮等都具有良好的去除效果。生物活性炭對(duì)分子量大于3 kD的有機(jī)物的生物降解能力有限，從而使得化學(xué)氧化和生物活性炭吸附降解相結(jié)合的聯(lián)合工藝被廣泛研究，部分已被實(shí)際應(yīng)用[6]。其中臭氧—生物活性炭(BAC)作為良好的深度水處理技術(shù)被人們普遍接受。本研究針對(duì)我國(guó)北方四季溫差變化大的氣候條件，分別考察了低溫階段(5－18℃)和常溫階段(19－26℃)下溫度對(duì)生物活性炭技術(shù)凈水效能的影響。

1 實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)裝置與材料

實(shí)驗(yàn)裝置均采用有機(jī)玻璃粘制而成。生物活性炭反應(yīng)器為長(zhǎng)200 cm，直徑為4 cm?；钚蕴刻钛b高度為100 cm，底層是10 cm的襯托層，并在間隔30 cm處安裝取樣閥。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

圖1 實(shí)驗(yàn)裝置圖

本實(shí)驗(yàn)分為生物活性炭微生物培養(yǎng)、低溫實(shí)驗(yàn)、常溫實(shí)驗(yàn)三個(gè)階段完成。第一個(gè)階段連續(xù)運(yùn)行使活性炭表面微生物生長(zhǎng)富集到足夠的數(shù)量。第二、三各階段分別在溫度為5－18℃和19－26℃下運(yùn)行反應(yīng)器。三個(gè)階段進(jìn)水量均為6.28 L/h，停留時(shí)間為12 min，流速5 m/h。實(shí)驗(yàn)過程中每三天監(jiān)測(cè)一次水中高錳酸鹽指數(shù)、濁度、硝態(tài)氮、UV254變化情況。進(jìn)水水質(zhì)見表1。

表1 生物活性炭反應(yīng)器進(jìn)水水質(zhì)

1.3 水質(zhì)分析方法

水質(zhì)分析方法見表2。

表2 測(cè)量?jī)x器及方法

2 結(jié)果與討論

2.1 生物活性炭掛膜培養(yǎng)

圖2為進(jìn)出水高錳酸鹽指數(shù)隨時(shí)間的變化情況。反應(yīng)器在運(yùn)行前期，在活性碳表面沒有微生物生長(zhǎng)，只有單純的活性炭吸附作用。由于進(jìn)水高錳酸鹽指數(shù)相對(duì)比較低，所以在19 d以前沒有明顯的去除效果。隨著微生物膜的初步成型，在21－27 d去除率明顯升高。28 d到30 d生物活性炭出水高錳酸鹽指數(shù)值趨于穩(wěn)定，說(shuō)明生物活性炭掛膜培養(yǎng)基本完成。

圖2 掛膜培養(yǎng)階段進(jìn)、出水高錳酸鹽指數(shù)

圖3 常溫和低溫兩個(gè)階段進(jìn)、出水高錳酸鹽指數(shù)

2.2 高錳酸鹽指數(shù)的變化

從圖2中可以看出，該生物活性炭反應(yīng)器對(duì)高錳酸鹽指數(shù)的去除情況不理想。這是由于進(jìn)水高錳酸鹽指數(shù)低，說(shuō)明生物活性炭對(duì)低濃度可氧化有污染物的去除能力有限。在該研究中常溫狀態(tài)下高錳酸鹽指數(shù)的去除率平均達(dá)到15.90%，低溫實(shí)驗(yàn)階段生物活性炭對(duì)高錳酸鹽指數(shù)的去除率平均為4.38%，效果差于常溫狀態(tài)。分析其原因是由于活性炭表面穩(wěn)定的生物膜進(jìn)入到相對(duì)低溫的環(huán)境后，微生物代謝減慢，微生物降解作用也隨之減弱。另一個(gè)原因可能是由于溫度的降低使得部分與活性炭結(jié)合相對(duì)較弱的表面微生物在剪切力的作用下脫落，從而引起了微生物膜的不穩(wěn)定，最終導(dǎo)致代謝能力的減弱。總之，常溫狀態(tài)下的去除效果要好于低溫狀態(tài)，單獨(dú)的生物活性炭對(duì)低高錳酸鹽指數(shù)的原水去除能力有限，需要和其他工藝聯(lián)合應(yīng)用。

2.3 硝態(tài)氮的變化

通過硝酸鹽濃度的變化可以反映反應(yīng)器內(nèi)硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)情況，同時(shí)間接反映氨氮的去除情況。如圖5可以看出生物活性炭對(duì)硝態(tài)氮去除效果不理想。這與亞硝化細(xì)菌、硝化細(xì)菌的硝化作用有關(guān)，而硝化細(xì)菌屬于自養(yǎng)菌，從無(wú)機(jī)物的氧化過程中獲得能量，所以在一般情況下硝化細(xì)菌生長(zhǎng)緩慢。從圖5中可以看出，在常溫狀態(tài)下，反應(yīng)器中存在一定濃度的硝化細(xì)菌生長(zhǎng)。而在低溫條件下進(jìn)出水硝態(tài)氮基本無(wú)變化，這是由于低溫降低了硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)速率，進(jìn)而影響了其代謝速度。所以，溫度對(duì)硝態(tài)氮的去除有很大影響。

圖4 常溫和低溫兩階段進(jìn)、出水高錳酸鹽指數(shù)去除率

圖5 常溫和低溫兩階段進(jìn)、出水硝態(tài)氮

2.4 濁度的變化

多數(shù)有機(jī)物隨溫度的降低溶解度下降，所以低溫下更容易被吸附，同時(shí)活性炭的吸附過程是放熱過程，隨溫度的下降，活性炭的吸附能力反而加強(qiáng)。反之，溫度上升，活性炭吸附能力減弱，但微生物活性代謝活動(dòng)增強(qiáng)，被降解的有機(jī)物量增加。吸附作用和生物降解兩者共同作用構(gòu)成了一個(gè)動(dòng)態(tài)平衡的運(yùn)行狀態(tài)。所以溫度對(duì)生物活性炭濁度的去除沒有明顯影響，這也是生物活性炭運(yùn)行穩(wěn)定的表現(xiàn)。

圖6 常溫和低溫兩階段進(jìn)、出水濁度

圖7 常溫和低溫狀態(tài)下進(jìn)出水UV254吸光度

2.5 UV254的變化

UV254是以光學(xué)原理為基礎(chǔ)的參數(shù)，芳香族化合物或具有共軛雙鍵的化合物在254 nm的波長(zhǎng)處有吸收峰，可作為TOC及T－THMFP的代用參數(shù)[7]。圖7中表明在常溫和低溫狀態(tài)下前期的處理效果均不理想，低于相同實(shí)驗(yàn)階段高錳酸鹽指數(shù)的去除率。有研究發(fā)現(xiàn)在1－3 KU范圍之內(nèi)生物活性炭才具有良好的降解去除能力[8]。這說(shuō)明水中芳香族或共軛雙鍵化合物分子量大多小于1KU。另外，通過圖7可以發(fā)現(xiàn):進(jìn)入常溫和低溫環(huán)境后生物活性炭對(duì)該因素的反應(yīng)有滯后性。通過常溫和低溫曲線對(duì)比發(fā)現(xiàn)經(jīng)過一定時(shí)間后，去除效果并沒有明顯的區(qū)別。說(shuō)明活性炭表面微生物對(duì)溫度的變化存在一定的適應(yīng)能力。所以，對(duì)于吸附和生物降解共同作用構(gòu)成的動(dòng)態(tài)平衡反應(yīng)器而言，常溫和低溫兩個(gè)狀態(tài)下生物活性炭對(duì)UV254的去除效果沒有明顯區(qū)別。

3 結(jié) 論

本研究結(jié)論如下:

(1)單級(jí)生物活性炭反應(yīng)器對(duì)低濃度可氧化有機(jī)污染物的去除能力有限;生物活性炭反應(yīng)器對(duì)高錳酸鹽指數(shù)的去除受溫度的影響，常溫條件下去除能力強(qiáng)于低溫條件;

(2)常溫條件下生物活性炭對(duì)硝態(tài)氮的去除效果依賴于系統(tǒng)中足夠濃度的硝化細(xì)菌。低溫抑制微生物活性，影響硝態(tài)氮的去除;

(3)溫度對(duì)生物活性炭去除濁度的能力沒有明顯的影響;

(4)本研究反應(yīng)器進(jìn)水中含芳香族或共軛雙鍵化合物的分子量大多小于1 KU;生物活性炭在5－18℃和19－26℃兩個(gè)溫度范圍對(duì)UV254去除率差別不大，但都有明顯的滯后性。

[1]Chi-Kang Lin，Tsung-Yueh Tsai，and Jiunn-Ching Liu.Enhanced Biodegradation of Petrochemical Wastewater using Ozonation and BAC Advanced Treatment System[J].Wat.Res.2001，35(3):699 － 704.

[2]K.Mochidzuki and Y.Takeuchi.Improvement of Biodegradability of Eethylenediaminetetraacetic Acid in Biological Activated Carbon Treatment by Chemical Preoxidation[J].Separation and Purification Technology.1999(17):125 －130.

[3]E.-E.Chang，Hao-Jan Hsing，and Pen-Chi Chiang.The Chemical and Biological Characteristics of coke-oven Wastewater by Ozonation[J].Journal of Hazardous Materials.2008，156(1):560 －567.

[4]Laisheng Li，Wanpeng Zhu and Pengyi Zhang.TiO2 UV O3-BAC Processes for Removing Refractory and Hazardous Pollutants in Raw Water[J].Journal of Hazardous Materials.2006，28(B):145 －149.

[5]Soo-Jin Park，and Sung-Yeol Jin.Effect of Ozone Treatment on Ammonia Removal of Activated Carbons[J].Journal of Colloid and Interface Science.2005，286(1):417 －419.

[6]汪力，高乃云，朱斌，等.從分子質(zhì)量的變化分析臭氧活性炭工藝[J].中國(guó)給水排水，2005，21(3):12－16.

[7]Jin Li and Guorun Liu.Application of Advanced Oxidation Technologies with O3 to Wastewater Treatment[J].Pollution control Technology.2007，20(6):56 －57.

[8]劉紅，謝倍珍，李安婕，等.生物活性炭進(jìn)化理論和技術(shù)[M].北京:科學(xué)出版社，2007:58－59.