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厌氧氨氧化(Anammox)是一种高效节能的新型脱氮水处理工艺，主要通过将
NO−2 -N和NH+4 -N在厌氧条件下转化为氮气来减少废水中氮的含量。但厌氧氨氧化菌长达11~19 d的倍增时间使得厌氧氨氧化反应器启动时间过长，限制了其实现工程化应用。有研究表明，用传统的硝化污泥启动，整个周期过程长达6~24个月[1-2]，而部分或全部使用厌氧氨氧化污泥接种可以使启动时间缩短到1~6个月[3-4]，是快速启动Anammox工艺的首要选择。因此，Anammox工艺工程化需要重视厌氧氨氧化污泥种泥的保存问题，但长期保存会使污泥处于饥饿状态，从而对接种污泥的活性产生一定影响。饥饿状态下厌氧氨氧化污泥的活性和形态变化已有较多研究。黄佳路[5]发现，室温是污泥贮存的最佳温度，在室温无外源基质添加的存储条件下，厌氧氨氧化菌活性随保藏时间的延长而直线下降，储存到180 d的饥饿污泥恢复后，其比厌氧氨氧化活性仅为存储前的82.7%。汪彩华等[6]对4 ℃保存下的厌氧氨氧化污泥进行了研究，发现随保存时间的延长，污泥的颗粒结构会逐渐解体，保存到5个月时，混培物颜色变黑。由此可见，污泥形态和污泥储存有一定的相关性。颗粒污泥和絮状污泥的活性和其他特性均有较大差别，且这2种不同形态的厌氧氨氧化污泥在饥饿期后重新补加营养基质时的响应如何？饥饿后形态解体的污泥是否可以用作接种污泥启动厌氧氨氧化反应器？基于此，关于不同形态的厌氧氨氧化污泥对饥饿的响应问题还须进一步研究。
本研究将饥饿后的厌氧氨氧化絮状污泥接种到发酵罐，观察了启动所需时间及期间的活性和形态变化，同时通过批式实验考察了絮状和颗粒状厌氧氨氧化污泥对饥饿的响应规律，以期为长期保存下的厌氧氨氧化接种污泥的活性恢复和应用提供技术参考。
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用5 L发酵罐(SBJX，上海连环生物工程设备有限公司)作为反应器，接种厌氧氨氧化污泥(来自柠檬酸厂的厌氧氨氧污泥，接种前在室温环境下保持饥饿状态15 d)。培养过程中进水
NH+4 -N、NO−2 -N初始浓度均为25 mg·L−1，逐步分别提高到200 mg·L−1和260 mg·L−1。其他营养物添加量为500 mg·L−1 KHCO3、27.2 mg·L−1 KH2PO4、300 mg·L−1 MgSO4·7H2O、155 mg·L−1 CaCl2。微量元素添加量为1 mL·L−1，组成为15 g·L−1 EDTA、9 g·L−1 FeSO4·7H2O、0.43 g·L−1 ZnSO4·7H2O、0.25 g·L−1 CuSO4·5H2O、0.19 g·L−1 NiCl·6H2O、0.014 g·L−1 H3BO4、0.24 g·L−1 CoCl2·6H2O、0.99 g·L−1 MnCl2·4H2O、0.22 g·L−1 NaMoO4·2H2O、0.21 g·L−1 NaSeO4·10H2O。 -
为了考察不同形态污泥对饥饿的耐受能力，首先进行常规培养(批次1)：取反应器泥水混合液静置，弃去上清液后，分别收集絮状污泥和颗粒污泥，去离子水洗涤后制备成50 mL的污泥悬液备用；以50 mL血清瓶作为反应瓶，装入40 mL营养液并分别接种10 mL上述絮状/颗粒污泥悬液，再用氩气曝气2 min后封瓶，置于35 ℃恒温箱避光培养8 d；以不接种污泥的空白液作为对照，每组设置3个平行。批式实验培养基中NH4Cl 60 mg·L−1、NaNO2 60 mg·L−1，其余常量和微量元素配方同上。
反应结束后，设置10 d不加营养液的饥饿期，最后再次进行常规培养，重复3个批次(批次2~批次4)，考察不同形态污泥的活性恢复情况。
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利用纳氏试剂分光光度法测定
NH+4 -N[7]；离子色谱仪(ICS 900，美国戴安)测量NO−2 -N和NO−3 -N；利用重量法测定污泥VSS浓度[7]；比厌氧氨氧化活性(specific anammox activities，SAA)根据文献中的方法[6]测定；利用体式显微镜(LEICA S8AP0，徕卡仪器有限公司)观察污泥形态[8]。 -
1)絮状污泥反应器颗粒化过程。图1为反应器启动运行50 d内
NH+4 -N和NO−2 -N浓度的变化过程。初始培养时，进水NH+4 -N、NO−2 -N均为25 mg·L−1，到50 d时已逐步分别提高至80 mg·L−1和104 mg·L−1。接种的厌氧氨氧化污泥为饥饿后解体的絮状污泥，初期反应器的基质消耗速率较低，总氮去除速率仅为14.39 g·(m3·d)−1；随着基质浓度的提高，基质消耗速率也逐步增加(如图1中标识线段斜率所示)，反应器总氮的消耗速率逐步增加至51.88 g·(m3·d)−1。运行前期，NO−2 -N的去除速率比NH+4 -N的去除速率要高，这表明反应器前期仍然发生了反硝化过程。反应器启动未添加有机碳源，部分异养菌死亡裂解释放的有机物可供反硝化菌利用[9]。而随着时间的延长，NO−2 -N和NH+4 -N消耗比率逐渐增大，这说明厌氧氨氧化菌群浓度逐步增加。随着反应器的长期运行，污泥逐渐发生了颗粒化，
NH+4 -N和NO−2 -N去除率稳步提升(见图2(a))。图2(b)为反应器启动及颗粒化过程中ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N的变化。反应器启动时厌氧氨氧化现象不明显，ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N比值高于1. 32，而ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N低于0. 26，这说明有反硝化菌参与反应。此阶段反应器内部厌氧氨氧化作用弱于反硝化作用。反应器内脱氮功能微生物种类较多，可能有Anammox菌、氨氧化细菌(ammonium-oxidising bacteria, AOB)、亚硝酸盐氧化菌(nitrite-oxidizing bacteria, NOB)、反硝化细菌(denitrifying bacteria, DNB)等。因此，运行前期50 d内的ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N与ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N的比值没有规律性变化。随着反应器运行时间的延长，厌氧氨氧化菌逐渐成为优势菌种，但依然存在氨氧化细菌，从而导致氨的额外消耗，此时，ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N略低于理论值1.32，ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N略低于理论值0.26。但在80 d后，两者的实际值已经非常接近理论值，且此时基质去除率稳定达到100%左右，故可认定厌氧氨氧化反应器启动成功[10]。反应器运行160 d后，进水NH+4 -N和NO−2 -N分别达到200 mg·L−1和260 mg·L−1，总氮容积去除速率为150.90 g·(m3·d)−1，此时污泥以颗粒态形式存在，活性显著高于启动阶段的絮体状态污泥。对比张龙等[11]的研究，直接用厌氧氨氧化混培菌接种反应器在60 d左右即完成启动，比本研究的启动时间提前了约20 d，这说明饥饿后的厌氧氨氧化种泥会在一定程度上延迟反应器的启动。2)絮状污泥颗粒化过程表征。图3为污泥颗粒化过程中不同阶段的形貌。经过约160 d的培养，污泥颗粒粒径由最初的0.2 mm左右生长到1 mm左右。接种污泥逐渐由棕黄色絮状污泥转变成暗红色颗粒污泥和棕色颗粒污泥的混合絮状污泥。接种污泥中仅存在少量的红色厌氧氨氧化菌，被包裹于透明絮体内(图3(a))。而随着颗粒化的进行，逐渐聚集形成颗粒污泥(图3(b))。反应器持续运行200 d后，形成以红色厌氧氨氧化菌为主的颗粒污泥。通常颗粒粒径不会无限制增加，主要是因为颗粒内部通常存在空腔。这是由于基质不足引起颗粒内部细胞自溶造成的，此类颗粒污泥容易被反应器内的紊动水流破碎，这些碎片成为新颗粒污泥的内核[12]。絮状周围包裹的物质可能是胞外多聚物(图3(c))，这是絮状污泥实现颗粒化的重要原因之一[5, 13]；图3中厌氧氨氧化颗粒形状不规则，表面不平坦，主要表现为包裹在薄膜内的簇状粒子团的积聚形态，与ARROJO等[14]和TANG等[15]研究结果相似，同时符合已有研究[16]报道的厌氧氨氧化菌的形态。这些均表明成功培养出了厌氧氨氧化颗粒污泥。
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不同形态污泥对饥饿的耐受能力的研究结果如图4所示。在批次1的正常培养中，颗粒污泥的SAA、去除率和平均反应速率明显好于絮状污泥。进行饥饿实验之前的絮状和颗粒状污泥的SAA分别为8.31 mg·(g·d)−1和17.71 mg·(g·d)−1，而饥饿期结束后，第1批的絮状和颗粒状的SAA分别达到了21.56 mg·(g·d)−1和24.38 mg·(g·d)−1，
NH+4 -N和NO−2 -N的去除率也由44.3%和44.5%分别上升到95.9%和92%，絮状污泥的反应速率上升速度高于颗粒污泥(图4(a)~(c))。这可能是由于絮状污泥对基质消耗速率较慢，因此，相同饥饿时间下活性保存时间比颗粒污泥更长，使得在第1次恢复培养时，絮状污泥的反应速率要高于颗粒污泥。批式实验中的ΔNO−2 -N/ΔNH+4 -N和ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N远低于连续运行的结果(图4(d))，这可能是由于基质浓度较低、微生物接种量较少以及传质性能不佳等因素所致。相对较高的NH+4 -N消耗量可能是由于其他氨氧化微生物的参与造成的。2015年，DAIMS等[17]和KESSEL等[18]同时发现了全程硝化菌(complete ammonia oxidizer, Comammox)，且提出了氮循环的新路径。Comammox拥有氨氧化功能和亚硝酸氧化功能全套编码基因，能够进行从铵到硝态氮的单步完全硝化过程。而Anammox菌可以与Comammox共生，并且在低浓度下更容易生长[19]。本研究使用的絮状和颗粒状Anammox污泥中很可能也存在Comammox。此外，由于Anammox菌活性的衰减，死亡的菌体水解后可以作为碳源提供给反硝化菌，导致ΔNO−3 -N/ΔNH+4 -N低于理论值。结合图4(a)和图4(c)，批次2的SAA和平均反应速率迅速上升，但批次3均有所下降，这说明在饥饿期，适应低营养环境的Comammox得到富集。因此，添加基质后，显示了较高的
NH+4 -N和NO−2 -N去除率。此时Anammox菌在饥饿期受到的损伤尚未恢复。批次3中NH+4 -N和NO−2 -N的去除速率下降是由于Comammox不适应较高基质培养的环境，Anammox菌低活性状态显现出来。此外，絮状污泥的SAA高于批次1结果，而颗粒污泥整体SAA甚至低于第1批絮状污泥。这可能是因为颗粒污泥活性较高，相等浓度初始基质下更早进入饥饿状态，使得颗粒中Anammox菌活性损伤高于絮状污泥。由批次4可以观察到，颗粒污泥的SAA开始回升到第1批状态，说明颗粒污泥的Anammox菌在第4批开始恢复，而絮状污泥Anammox菌活性较差，饥饿后恢复较慢，使得絮状污泥SAA依旧处于下滑趋势。因此，短期的饥饿条件下颗粒污泥的厌氧氨氧化菌恢复较强，而长时间的贮存可能会对厌氧氨氧化菌产生不可逆转的损伤，使得接种后反应器启动效率不高。有研究[20]表明，8个月长期存储下的颗粒污泥中微生物长期处于内源呼吸阶段，由于无法获得基质而死亡，颗粒污泥系统内整体活性降低并会部分解体，厌氧发酵产生了硫酸盐、甲烷、硫化氢等，使得污泥颜色变黑并产生臭鸡蛋味的刺激性气体。
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1)用饥饿后解体成絮状的厌氧氨氧化污泥接种反应器可以在80 d内完成启动，160 d培养后，反应器完成颗粒化，总氮容积去除速率从初始的14.39 g·(m3·d)−1逐步提高到150.90 g·(m3·d)−1。颗粒化过程中，接种污泥由棕黄色絮状污泥转变成暗红色颗粒污泥和棕色颗粒污泥的混合，粒径由0.2 mm生长到1 mm左右，成功形成厌氧氨氧化颗粒污泥。
2)批式实验结果表明，厌氧氨氧化污泥颗粒的除氮效果优于絮状污泥，且经历10 d短期饥饿后，饥饿期污泥优势菌群可能会发生改变，但经过连续培养，可以在一定程度上恢复，恢复后颗粒污泥的活性要比絮状污泥更好。
饥饿对厌氧氨氧化污泥颗粒化及污泥形态的影响
Effects of starvation on granulation and morphology of Anammox sludge
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摘要: 厌氧氨氧化颗粒污泥经过长期保存会逐渐解体成絮状，但目前关于保存后期的饥饿环境对不同形态污泥的影响尚缺乏深入研究。针对该问题，以饥饿15 d颗粒解体后的厌氧氨氧化絮状污泥作为接种污泥，考察了其颗粒化过程及其对于反应器启动和运行的影响，同时对比研究了絮状和颗粒状厌氧氨氧化污泥对于饥饿的响应及其活性恢复情况。结果表明：饥饿10 d后补料继续培养3个批次，厌氧氨氧化颗粒污泥反应活性的恢复速率高于絮状污泥；接种厌氧氨氧化絮状污泥80 d左右，反应器中
NH+4 -N和NO−2 -N的去除率均达到100%，160 d可以实现污泥的颗粒化。此研究结果可为利用长期保存下的种泥启动厌氧氨氧化反应器提供参考。Abstract: Anammox granular sludge will gradually disintegrate into floccus structure after long-term preservation, but the research on the effect of starvation on sludge with different forms at late stage of preservation is not sufficient at present. To solve this problem, this study focused on the start-up and granulation process of the reactor when Anammox floc sludge after 15 days starvation and granular disintegration was taken as inoculum, the responses of floc and granular Anammox sludge to starvation and their activity recovery were investigated. The experiment results showed that the reactivity recovery rate of Anammox granular sludge was higher than that of floc sludge after 10 days of starvation and continuous cultivation of three batches with addition of substrates. After about 80 days of Anammox floc sludge inoculation, the removal rates of both ammonia nitrogen and nitrous acid state reached 100%, and the sludge granulation could be realized within 160 days. The study provides reference for Anammox reactor start-up by using long-term preserved sludge.-
Key words:
- Anammox /
- granular sludge /
- floc sludge /
- granulation /
- starvation
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随着我国经济社会快速发展，居民对饮用水水质的要求不断提高[1]。然而，我国饮用水源仍存在一定程度的污染问题[2]，这给供水企业带来挑战[3]。以混凝、沉淀、过滤为基础的常规处理工艺难以有效应对水源恶化和水质标准提升的问题，许多水厂都面临提标改造等客观而迫切的需求[4]。膜技术以其分离精度高、产水水质稳定、设备集成度高、占地面积小等优点[5]，逐渐得到业内认可并在工程中得到推广应用[6]。浸没式膜过滤工艺中，膜组件为集成状态，且完全浸置膜池中。经絮凝、沉淀等预处理工艺流程的水在离心泵抽吸负压驱动下进行膜过滤。水中颗粒物、脱稳胶体、部分溶解性有机物等在纳米或微米尺度膜孔的物理筛分和截留过滤等作用下得以去除[7]。负压抽吸是浸没式膜过滤工艺的主要动力消耗[8]，若能有效降低运行能耗和制水成本，则可进一步推进膜技术在饮用水厂提标改造工程中的应用[9]。
对于传统混凝-沉淀-砂滤工艺[10]，用浸没式膜滤取代砂滤、砂滤池改为膜滤池[11]，可充分利用现有土建构筑物，且利用膜池(即原来的砂滤池)与清水池之间的高度差可为膜过滤提供驱动力，形成重力驱动浸没式超滤技术[12]，从而有效降低制水能耗、减少新增占地。相比于常规处理工艺及混凝-沉淀-泵驱动式超滤工艺[13]，重力驱动浸没式超滤技术具有水质好、操作简易、建设运行成本较低等优点。
本文针对浸没式超滤技术在工程应用中的瓶颈问题[14]，以唐山某自来水厂改扩建工程为案例。综合考虑膜池高度、液位高差等因素，开展膜组件结构、膜池产水管路、产水主管路、真空虹吸管路等系统优化设计[15]，实现重力式、无动力超滤技术的工程改造，为重力驱动浸没式超滤技术在工程中应用提供设计经验和工程案例参考。
1. 工程概况
1)水厂概况。该水厂分为一期和二期工程。一期工程建于1987年，二期建于1996年。一、二期设计规模均为10×104 m3∙d−1。目前，实际生产情况为一期3~4×104 m3∙d−1，二期6~7×104 m3∙d−1，与设计规模相差很多。水源地为陡河水库，水库容量5×109 m3。采用常规处理工艺：加药絮凝→斜管沉淀→砂滤→出水。水厂产水不直接输送到管网，而送到龙王庙、西郊、开平水厂再集中加氯消毒。
2)运行问题。由于该水厂一期工程已经运行三十多年，产水量已无法满足当初设计的10×104 m3∙d−1；另外，由于水源为水库水，受夏天降雨较多的影响，水库水中含有大量泥沙，会对水厂现有工艺造成有阶段性的冲击，出水水质难于达标；冬季北方气温较低，来水温度可低至2 ℃左右，并且冬季来水浊度比较低；加上传统工艺中的絮凝、砂滤工序对低温低浊度的来水处理效果较差，冬季的出水水质反而会受影响。因此，目前工程一期设施已经长时间放弃不用。然而，水厂担负着为周边居民供水的责任，仅凭二期设施的处理能力已无法满足用户需求，所以改造一期项目迫在眉睫。本着节省成本，提供更好的饮用水产水品质，也为以后提高供水量做准备，计划将水厂一期的砂滤池进行改造，使一期10×104 m3∙d−1的处理量提升至12.5×104 m3∙d−1。由于水厂不能再增加土地面积，所以不适宜再用砂滤工艺，故占地面积小、出水水质更好的超滤膜工艺是最好的选择。改造后，不仅处理量增大，水质提升也非常明显。超滤膜的出水浊度在0.2 NTU以下，远远优于砂滤出水的1 NTU以内，且超滤膜出水的稳定性更优于砂滤。
3)改造概况。基于以上考虑，水厂一期改扩建工程项目最终采用重力驱动浸没式超滤工艺，设计处理规模12.5×104 m3∙d−1。结合原有虹吸滤池的特点，并结合浸没式超滤膜系统配置的要求，对砂滤进行改造。改造过程中，尽可能利用原有土建构造和构筑物，减少开孔和土建上的调整，尽可能地降低施工难度，不对原有虹吸滤池的结构进行改造，以保证池体结构上的安全。浸没式超滤系统设计集成程度较高，膜布置紧凑，在改造过程中，可减少无效占用的容积，较大程度提高改造后系统的回收率。该工艺进水水质主要指标有：COD≤400 mg∙L−1，BOD5≤180 mg∙L−1，SS≤250 mg∙L−1，TN≤45 mg∙L−1，NH3-N≤35 mg∙L−1，TP≤5 mg∙L−1。
2. 重力驱动浸没式超滤改造工艺流程
2.1 工艺改造的总体思路
图1为重力驱动浸没式超滤膜过滤技术工艺原理示意图。上一级混合反应沉淀池出水进入浸没式超滤膜池后，在膜池水体重力驱动力的作用下，原水经过膜表面过滤后进入产水水池，过滤过程中无需水泵提供驱动力。重力驱动膜组件的产水阀门选用开度阀门。运行时，通过控制产水阀门的开度大小调节随水头变化而波动的水量，让产水流量保持在一个相对平稳的状态。膜组件的设计运行通量不会直接设计到阀门开度最大状态的产水量，而会为膜污染导致的水头降低留出充分量。浸没式超滤膜过滤系统设有曝气清洗系统、反洗清洗系统、加药清洗系统、抽真空引水系统和系统自动控制系统。
图 1 重力驱动浸没式超滤膜过滤工艺原理示意图Figure 1. Schematic diagram of the gravity-driven submerged ultrafiltration membrane filtration process图2为重力驱动浸没式超滤膜过滤技术应用的效果图。虽然重力驱动浸没式超滤膜过滤系统技术具有优化系统能耗、节省系统占地等特点，但由于系统过滤过程依靠膜池水体重力作为驱动力，重力驱动浸没式超滤膜过滤技术在实际应用中也存在特定难点：膜池液位与浸没式超滤膜过滤系统产水口之间的高度差、产水管路的参数选择等。
图 2 重力驱动浸没式超滤膜过滤技术应用效果图Figure 2. Rendering of the gravity-driven submerged ultrafiltration membrane filtration technology2.2 重力驱动浸没式超滤改造工艺的单元设计
2.2.1 进水单元设计
原虹吸滤池采用配水渠进行配水，并通过虹吸进水管将进水引入滤池。该工程经浸没式超滤改造后，需要达到较短时间内满足膜池补水的要求(最佳不超过1 min)。这样可以减少非制水时间，对于提升系统收率有较大帮助。同时，改造后的配水渠应具有足够大的面积，以避免迅速补水对配水渠液位波动的干扰。因此，基于以上的要求，提出对进水膜池的改造方案。
1)去除原有的虹吸进水管道，在配水渠上开孔，使得配水渠直接与单池的进排水渠道联通，这样可增大改造后系统的配水渠道面积。
2)进水管路设计可以采取2种方案：第一种方案，对于原滤池进水/排水孔进行部分封堵后，设置气动柱塞阀门，作为改造后膜池的进水阀门；第二种方案是在配水渠底部开孔设置管道，与新增池体排放管道相连接，同时设置气动蝶阀，作为膜池的进水阀门。进水阀门通过新增PLC系统进行控制，根据系统工艺流程设定，自动开启与关闭。
3)在配水渠中设置液位计。
4)保留原滤池的配水渠排空阀门。
2.2.2 滤池(膜池)中组件的改造
将滤池中的滤料清除后作为浸没式膜系统的膜池使用，根据膜组件的通量设计选择合适数量的膜组件进行布置。为保证池体构造安全，不对中间排水渠进行拆除。合理布置膜组件，尽可能减少无效容积的占用。
1)将滤池中的滤料清除，同时将底部的布水多孔砖去除。
2)拆除滤池反洗排水收集槽，并封堵收集槽在排水渠上的开孔。根据膜架的设计在排水渠上设置膜产水主管的穿墙套管。每列膜池的产水主管和气管在排水渠内进行布置。
3)在池壁上设置膜组件必需的埋件和导杆。
4)在池内增设液位计，每组膜池设置1台。
5)将池体未占用部分进行分隔，上部做走道和管廊(反洗水和空气管线、压缩空气、加药管线、清洗补水管道等)。
2.2.3 滤池(膜池)的排水系统改造
为了减少非制水的排放时间，需要在短时间内(最佳不超过1 min)将反洗废水部分或全部排出，所以应确保排放管道的通畅，且管径应满足迅速排水的要求。另外，由于原反洗进水渠为无效体积，而且此处无效体积偏大，所以必须考虑将此无效体积进行填充处理。整个滤池(膜池)的排水系统改造依托原有的反洗系统进行改造。
1)清除池底部的滤砖以后，采用水泥将反洗区与池体的缝隙进行填充封闭，在填充处每侧预留DN200的穿墙套管(每侧预留4~6个)。
2)在反洗水渠中安装1根DN500的管道做为排放水管，从这个DN500的主管上分别设置8~12根DN200的排放支管与池体联通，对称布置。
3)反洗主管出池体后，设置反洗排放气动蝶阀，然后将管路连接至原有的滤池反洗排水槽中。反洗废水回流至回水水泵。
2.2.4 产水系统的改造
滤池改造为膜池以后，膜池可以实现泵抽吸产水和静压产水两种产水模式。新增真空发生装置，用做产水管道排气所用。产水主管布置在反洗排水主渠中，以下为产水系统主要涉及的改造内容包。
1)在主排水渠中设置产水主管。产水主管从低位(只穿一道墙)出池体后分为两支：一支直接与原有清水渠相连；另一支进入抽吸产水泵(位置预留，接口保留)，经产水泵进入清水渠。
2)在产水管路上增设在线流量计。
3)在产水管路设置一个回池体的支管，并配气动蝶阀，做清洗回流用。
2.2.5 反洗系统的改造
该工程浸没式超滤采用气水反洗的方式。当超滤膜组件运行一段时间，膜组件表面堆积有大量的污染物，这时通过对膜丝底部添加曝气装置通入空气。在气泡上升过程中，膜丝抖动和膜丝之间摩擦的作用使堆积在膜丝表面的污染物脱落。同时，向超滤膜丝内部注入清水，使清水反向透过超滤膜，用清水通过超滤膜孔冲击堆积在膜丝表面的污染物，使污染物脱落。通过这两种方法，可最大程度地缓解系统膜污染。反冲洗的频率随着水质的不同需要而定，一般反冲洗时间为30~120 min。唐山项目现场的反洗周期为120 min。反洗时的空气是由鼓风机提供。
1)增设反洗系统所需反洗水泵和反洗鼓风机。
2)增设反洗主管和配套自动阀门。反洗主管与产水主管相连接。
3)设置反洗水流量计和反洗空气流量计，保证反洗水量和气量满足要求。
4)反洗过程中通过设定液位进行控制与切换。
2.2.6 膜系统其他配套设置
除以上各系统的改造以外，根据工程浸没式超滤系统的特点，还需要增设以下的配套系统和附件，以保证膜系统的正常稳定运行。
1)压缩空气系统。压缩空气系统主要为自动阀门(气动蝶阀)提供满足要求的仪表风，也可配合膜组件的检漏，通过保压实验来确定膜组件是否存在破损。相关配套附件包括压缩空气的储罐、过滤器、阀门、仪表等。
2)加药系统。膜系统需要配置加药系统，主要包括储药罐、加药泵和配套管路阀门等。该项目主要配套有次氯酸钠、柠檬酸和碱3种药剂加药系统，以用于膜组件的增强化学清洗(chemically enhanced backwash，CEB)和原位化学清洗(cleaning in place，CIP)。增强化学清洗即用少量药剂和少量时间对污染的超滤膜进行清洗，一般维护清洗周期是3~15 d(视水质而定)。唐山项目推荐每12 d进行一次增强化学清洗。化学清洗的周期相对比较长，一般6~12个月进行一次。唐山项目推荐每8个月进行一次化学清洗，清洗一次的时间为6~8 h。运行维护成本主要为药剂费，每吨水的成本不超过0.01元。
3)化学清洗系统。膜系统需要定期进行原位清洗。在冬季，为增强清洗效果，需要对清洗水进行加热，所以，还应设置独立的化学清洗系统(包含储水罐、输水泵、管路及阀门)。
4) PLC控制系统。原有系统的控制系统不能满足膜系统的控制要求，故需要新设置PLC控制系统和上位机系统，实现系统的自动控制及无人值守运行，用以监控系统运行状态，并对故障和问题进行自动诊断和报警提示。
3. 重力驱动浸没式超滤改造工艺的运行效果
3.1 工艺运行水质
超滤膜池进水为水厂斜板沉淀池出水。设备进水水质波动比较大，浊度最高达到6.8 NTU，大部分时候浊度都在4 NTU以下。去除极端情况下的水质，超滤膜池的进水和产水水质浊度如图3(a)所示。进水波动在1.5~4 NTU，但超滤膜产水浊度都稳定在0.1 NTU以内，出水水质要远远优于老工艺砂滤池出水(1 NTU以内)。图3(b)为超滤膜池出水的颗粒含量情况。由于进水颗粒数量超过了测量仪器的计数范围，未能对膜池进水颗粒进行有效测量。而从出水情况来看，每毫升产水颗粒计数在长时间内小于3个。此时的膜产水水质非常稳定，并未随着进水水质、温度、通量等条件变化而出现明显波动，体现了超滤系统良好的产水稳定性和系统抗冲击负荷能力。
图 3 唐山某自来水厂超滤出水水质主要指标Figure 3. Key indices of ultrafiltration effluent water quality of a tap-water treatment plant in Tangshan另外，对超滤膜进水和产水进行细菌检测及大肠杆菌的检测，超滤膜进水细菌总数在1 000 cfu·mL−1以上。而超滤膜产水的检测菌落总数为零，要远远优于砂滤池出水的处理效果，证明了超滤膜对细菌及大肠杆菌的高效截留能力。超滤系统产水的浊度和产水颗粒数等指标均优于国家出台的《生活饮用水卫生标准(GB5749-2006)》，说明改造工程大幅提升了水厂的产水品质。
3.2 工艺运行能耗分析
超滤膜系统运行过程中，主要能耗包括产水泵能耗、反洗泵能耗、清洗泵能耗、鼓风机能耗、阀门能耗。而重力驱动浸没式超滤膜与常规浸没式超滤膜工艺的主要区别在于产水方式的不同。重力驱动靠水头自身重力产生的压力实现超滤膜出水，常规的浸没式超滤膜靠产水泵的负压抽吸作用实现超滤膜出水。对比两个工艺的能耗，主要差别在于前者不使用产水泵，后者需要产水泵。而产水泵是整个系统使用最频繁、占用时间最长的主要耗电设备，减少或不使用产水泵会使系统能耗大幅度降低。因此，在确保其他条件相同的前提下，使用电表和水表分别计量常规浸没式超滤带产水泵抽吸产水和重力驱动浸没式无产水泵产水两台设备的用电量和产水量。对比3个月的连续运行数据发现，产水量相同(产出1.4×104 t水)的情况下，用产水泵的常规超滤膜系统耗电630 kW∙h，换算吨水能耗为0.045 kW∙h∙m−3；而重力驱动浸没式超滤膜系统的耗电259 kW∙h，换算为吨水能耗为0.0185 kW∙h∙m−3。对比两种工艺的吨水能耗发现，重力驱动浸没式超滤膜系统比常规泵驱动超滤膜系统节省50%以上的能耗。
在设计上，重力驱动浸没式超滤膜系统要比常规浸没式超滤膜系统节省一个产水泵，在工程造价上大幅降低了成本。另外，产水管路也比常规浸没式超滤膜简单，可节省设置管路与产水泵的空间，约为总占地面积的10%。
以浸没式超滤膜1×104 m3∙d−1的处理量为例，膜池占地面积为36 m2(6 m×6 m)，而相同处理规模的砂滤池占地80 m2(5 m×16 m)，故浸没式超滤膜比砂滤池节省了50%以上的占地面积。因此，唐山水厂选择重力驱动浸没式超滤膜工艺取代砂滤池工艺，符合厂区的实际情况，也是最优选择。
图 4 唐山某自来水厂超滤出水水质主要指标(能耗)对比Figure 4. Comparison of key indices (energy consumption) of ultrafiltration effluent water quality of a tap-water treatment plant in Tangshan4. 结论
1)在自来水提标改造工程中，选择混凝沉淀+重力驱动浸没式超滤膜过滤工艺，与传统的混凝沉淀+砂滤工艺处理方式相比产水品质得以大幅提高，出水水质高于国家饮用水标准。改造后，膜过滤系统的吨水能耗大幅降低。采用膜池单元改造设计和产水管道的位置设计等优化措施，还能实现土地的有效利用，降低占地面积。
2)通过对工程中相关配套设施的优化设计，特别是PLC自动控制系统的采用，有效降低了系统运维成本及人力成本。优化后的混凝沉淀+重力驱动浸没式超滤膜过滤工艺高效紧凑，可应用于自来水厂的提标改造。
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图 1 颗粒化培养过程中初期NH4+-N和NO2--N浓度变化
Figure 1. Variation of ammonia nitrogen and nitrite concentration at initial stage in the granulation process.
图 3 厌氧氨氧化污泥颗粒化过程中不同时期形貌
Figure 3. Morphology of Anammox sludge granulation at different stages
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