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系统对 COD

Mn

的去除率要好于 MBR 系统。分析认

为,前期有赖于 PAC 的物理吸附作用;后期则主要
源于 PAC 逐渐培养成熟后形成生物活性良好的
BAC(Biological activated carbon)颗粒絮体,

其比单

纯 MBR 混合液内由浊度颗粒培养起的污泥絮体具
有更多优势:一是在结构上粒径大,

颗粒上所形成的

微生物量较多,

分解利用 COD

Mn

的能力更强;

二是在

组成上含水率更高,

较易相互吸附、聚集,黏附更多的

污染物质,

尤其是不易被生物降解的高分子物质

[8]

2.2.2

去除 UV

254

效果的比较

由图 4 可知,PAC/MBR 和 MBR 工艺对 UV

254

的去除效果均不理想,但 PAC/MBR 稍好于 MBR。
主要是因为在微污染水源水贫营养条件下,微生物
得不到足够的养料,活性受到一定程度的抑制,而一
般认为 UV

254

代表含不饱和双键、腐殖质、苯环的有

机物等不易生物降解的物质,仅当氧化性足够强,使
其不饱和双键断开、苯环开环、高分子裂解时,UV

254

所表征的有机物才能被去除

[9]

,因此去除 UV

254

物质

远比 COD

Mn

物质困难。在试验初期,UV

254

的去除率

均出现陡降趋势,尤其是 PAC/MBR 反应器,分析原
因应该是初期 PAC 物理吸附饱和后,尚未形成稳定
微生物群落,加上水力剪切,吸附的物质会部分回到
水体中,造成去除率陡降。待系统达到相对稳定的状
态后,

UV

254

的去除率基本上保持在一个较平稳的范

围内波动,此时 PAC/MBR 反应器内 BAC 颗粒上的
生物氧化作用,使吸附在其表面上且较易被氧化的
部分有机物得到去除,因而 BAC 将空出一些吸附位
而呈现出 PAC 的物理吸附性质,UV

254

物质得以吸

附去除,使得 PAC/MBR 整体的 UV

254

去除效果优

于 MBR,很大程度上说明吸附是 UV

254

得以去除的

重要方式,

与郝爱玲

[7]

等的研究结果相符;

而 MBR 混

合液内由于缺乏吸附载体,

即使在水温较高,生物作

用较好的环境下,

UV

254

去除率仍低于 PAC/MBR。

2.2.3

去除氨氮效果的比较

氨氮的去除主要依赖于反应器内充足的溶解氧、

适宜的 pH 和利于硝化菌生长繁殖的较长污泥龄

[10]

PAC/MBR 和 MBR 系统都基本具备了硝化生物生
长必须的条件,因此在经历了初期的微生物培养后

(约 15 d) 后,氨氮的去除率均能达到较好效果。

PAC/MBR 和 MBR 对氨氮的去除效果如图 5 所示。
分析试验中后期的数据发现,

当试验进入稳定期(约

20 d) 后,

PAC/MBR 系统对氨氮去除率开始逐步稳

定下来,并且整体上高于 MBR,接近 100%。充分体
现了投加 PAC 的优势之处:PAC/MBR 系统中形成
的 BAC 能给硝化菌提供了很好的生长位点,使整个
系统内硝化菌的数量多于 MBR,提高了氨氮的去除
率。且 BAC 能够吸附一些影响硝化反应正常进行的
有毒物质

[11]

,从而提高生物活性以及系统稳定性。

2.3

出水通量的比较

从图 6 中可以看出,PAC/MBR 出水通量呈“曲

折上升”的趋势,而 MBR 出水通量呈“先上升后降
低”的趋势。比较运行前期和中期,可以发现,MBR
系统的膜出水通量要高于 PAC/MBR 系统。这一方
面与 MBR 系统运行时所处较高水温较高,生物作
用显著,膜表面负荷相对较轻有关;另一方面,由于

PAC/MBR 系统投加了 PAC,混合液单位体积内悬
浮固体颗粒数量增多,

在出水抽吸泵的作用下,其迅

图 3 PAC/MBR 和 MBR 对 COD

Mn

的去除效果

Fig.3

The effect of PAC / MBR and the MBR on the
COD

Mn

removal

0

5

1 0

15

20

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0

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/%

图 4 PAC/MBR 和 MBR 对 UV

254

的去除效果

Fig.4

The effect of PAC / MBR and the MBR on the UV

254

removal

0

5

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0.05

0.06

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/%

图 5 PAC/MBR 和 MBR 对氨氮的去除效果

Fig.5

The effect of PAC / MBR and the MBR on the

ammonia removal

水处理技术

第 37 卷 第 12 期

80