《臭氧化-生物活性炭深度处理工艺安全性研究》由会员分享，可在线阅读，更多相关《臭氧化-生物活性炭深度处理工艺安全性研究（12页珍藏版）》请在金锄头文库上搜索。
1、1臭氧化-生物活性炭深度处理工艺安全性 研究论文作者：张金松 董文艺 张红亮 范洁 马军摘要：介绍了采用臭氧化生物活性炭处理的饮用水生物稳定性,同时对水的致突变性和消毒副产物前质等问题进行分析。研究结果表明,采用臭氧化工艺会导致AOC 有所升高,但后续生物活性炭工艺将有利于提高出水的生物稳定性,并明显降低水的致突变活性；臭氧化对三卤甲烷前质和卤乙酸前质均具有很好的去除效果,生物活性炭对卤乙酸前质表现出较好去除效果,但对三卤甲烷前质的去除效果有限。 关键词：臭氧化 生物活性炭 生物稳定性 致突变活性 消毒副产物前质 0 引言 我国饮用水水源不同程度地存在污染情况,这对以去除浊度和细菌为主的常规处
2、理工艺往往很难使出水达到不断提高的饮用水水质标准的严格要求。因此,采用饮用水深度处理工艺已越来越显得必要1。 臭氧化?生物活性炭深度处理技术,是集臭氧氧化、活性炭吸附、生物降解、臭氧消毒于一体,以除污染的独特高效性而成为当今世界各国饮用水深度处理技术的主流工艺。在欧美等国家已迅速从理论研究走向实际应用2,我国的昆明、北京、常州等城市已经先后采用臭氧化?生物活性炭深度处理技术来提高饮用水水质,深圳、杭州、上海、广州等城市已经完成采用臭氧化?生物活性炭深度处理技术的方案论证,正在进行工程的筹建或施工。但是,由于现代分析检测技术的进步和卫生2毒理学研究的进展,臭氧化副产物、臭氧对饮用水生物稳定性影响
3、和生物活性炭的微生物安全性等问题已经开始引起人们的关注。这样,有效地控制臭氧化副产物、提高臭氧处理饮用水的生物稳定性和生物活性炭的微生物安全性,将是此项技术研究的新热点。 这里介绍采用臭氧化?生物活性炭深度处理的饮用水生物稳定性,同时对水的致突变性和消毒副产物前质等问题进行分析。 1 试验装置 本研究主要是在中试装置上完成的,其主要设计参数为： 处理流量：3 m3/h ； 混合：机械混合,混合时间 6 s ； 反应：网格反应池,反应时间 23 min； 沉淀池：斜管沉淀池,停留时间 36 min； 砂滤池：均质石英砂滤料滤池,滤速 10 mh； 臭氧接触塔：塔高 6 m,有效水深 5.7 m,
4、内径 400 mm,采用微孔曝气的方式投加臭氧,臭氧化气与水在塔内逆流接触,接触时间 16 min； 生物活性炭滤池：池高 4.9 m,内部均分两格,采用小阻力配水系统,采用 ZJ-15 型柱状活性炭,炭层厚 2 m,空床接触时间 10 min,滤速 12 mh。 臭氧采用 Ozonia 公司的 CFS-1A 型臭氧发生器现场制备,以空气为气源,以自来水为冷却介质。 混凝剂采用碱式氯化铝(Al2O3 质量分数为 10)。 32 试验结果与讨论 2.1 生物稳定性 饮用水的生物稳定性是指饮用水中有机营养基质能支持异养细菌生长的潜力,即细菌生长的最大可能性,给水管网中限制异养细菌生长的因素主要是有
5、机物,但由于水中许多可生物降解物质浓度都较低,很难用化学的方法测定其具体浓度,因此国外研究人员提出了可同化有机碳(AOC)的概念,并提出了通过荧光假单胞菌的生长测定 AOC 浓度的生物方法 。 由于 AOC 包括了许多易生物降解的化合物(如乙醇、氨基酸、羧酸等),为微生物提供了生成基质和代谢能量,因此它的浓度对水中微生物的生长有较大影响。从 AOC 被提出开始 ,人们就注意到了臭氧对它的影响,经过众多研究者十余年的努力,已经得出了水进行臭氧化会提高水中 AOC 浓度的结论。实践证明,水经过臭氧化后,由于 AOC 的增加会造成管网中细菌的再繁殖,致使水中大肠杆菌和其他致病细菌的超标,这也可能是因
6、为臭氧化中间产物分子量更小,更容易细菌降解的缘故 4 。 表 1 是 AOC 在处理工艺流程中的变化情况。 表 1 AOC 在处理工艺流程中的变化情况 分析项目原水4砂滤水臭氧化水炭滤水消毒水AOC(g/L) 126 108 194 101 90 从表 1 中数据可以看出： (1)原水在絮凝、沉淀和过滤后,AOC 只有微小幅度的降低； (2)臭氧化能够导致砂滤后水中 AOC 增加； (3)生物活性炭对 AOC 表现出很好的去除作用,去除率达到 47.9,绝对去除量为 93 gL； (4)经过生物活性炭处理后的水再加氯消毒,AOC 没有增加,还有所降低,达到100 g L 以下,可以认为达到了生
7、物稳定性。 表 2 中数据反应了不同臭氧投加量对 AOC 的影响情况。 表 2 不同臭氧投加量对 AOC 的影响 分析项目砂滤水臭氧投加量(mg/L)51 3 4AOC(gL) 142 290 322 281 从表 2 中数据可以看出： (1)当臭氧投加量只有 1 mgL 时,水中 AOC 就显著升高,增加了约 1 倍,绝对增加量为 148 gL ； (2)之后大幅提高臭氧投加量,增加到 3 mgL,此时 AOC 升高的幅度却不大,只有 32 gL； (3)继续增加臭氧投加量,达到 4 mgL,则 AOC 不再升高,反有下降的趋势。 选择臭氧投加量 3 mgL 时的臭氧化水进行生物活性炭滤池不
8、同滤速对AOC 的影响情况分析,结果列于表 3 中。 表 3 生物活性炭滤池不同滤速对 AOC 的影响 分析项目臭氧化水生物活性炭滤池滤速(m/h)16 12 6AOC(gL) 3226211 133 143 从表 3 中数据可以看出： (1) 臭氧化水中虽然 AOC 含量很高,但经过生物活性炭滤池(滤速为 16 mh)时就有大幅度降低,下降幅度达到 34.5,绝对下降幅度为 111 gL； (2) 如果调整生物活性炭滤池的滤速为 12 mh ,臭氧化水中 AOC 就会被去除 58.7,绝对去除量为 189 gL； (3)继续降低生物活性炭滤池滤速到 6 mh 时,生物活性炭对 AOC 的去除
9、效果不再增加, 基本保持稳定。 综合以上数据可以看出,在试验水质条件下,采用臭氧化工艺在解决水中存在水质问题的同时会导致水中 AOC 升高,但后续的生物活性炭工艺将有利于提高出水的生物稳定性。分析原因,活性炭对于小分子量有机物良好的吸附能力使它对AOC 的去除效果较好,如果活性炭运行足够长的时间,形成生物炭时,它对 AOC 的去除率还会提高。因此,采用臭氧化工艺的同时必须在其后设置活性炭池来解决采用臭氧化工艺所带来的负面影响。 2.2 致突变活性 目前,Ames 试验是用来检测水体致突变活性大小的有效方法,单独使用TA 98 菌株(移码突变)可以检测出 83的致突变物,将 TA98 菌株和 T
10、A100 菌株(碱基置换)结合使用,可以检测出 93的致突变物。因此,选择灵敏度较高的带R 因子的 TA98 菌株和 TA100 菌株进行致突变试验。 7Ames 试验以一定体积水样(通常以 L 计)所引起的回复突变菌落数表示结果,回复突变菌落数等于或超过自发回复突变菌落数的 2 倍,并且具有剂量?反应关系和重现性者判定为阳性结果。为了便于直观判断,试验结果以诱变指数(MR)表示。MR 值为诱变回复突变菌落数与自发回复突变菌落数的比值,均以平均值计。MR值越大说明该被测样品的致突变活性越高,MR2 为阳性结果。就被测水样致突变活性而言,为获得 MR=2 时所需水量越大,则说明该水样中有机污染物
11、的致突变活性越低7。 表 4 是对处理工艺全流程的 Ames 试验分析结果。 表 4 处理工艺全流程 Ames 试验分析结果 序号样品名称试样浓度(L皿)检测结果TA98 MR TA100 MR1 原水 0.5 44.05.3 1.78 132.07.2 1.0381 60.311.2 2.44 143.77.6 1.132 107.722.5 4.36 178.09.2 1.192砂滤水0.5 49.02.6 1.99 179.310.0 1.401 72.77.0 2.94 260.027.4 2.042 117.010.1 4.74 354.319.4 2.773炭滤水0.5 24.32
12、.1 0.98 129.74.0 1.021936.34.0 1.47 175.76.7 1.38 2 46.36.0 1.87 194.75.5 1.524 消毒水 0.5 24.05.3 0.97 131.05.6 1.031 30.75.7 1.24 166.010.8 1.302 48.30.6 1.96 192.77.5 1.515阴性对照物24.72.5127.74.76阳性对照物10435.349.0669.736.6从表 4 中数据可以看出： (1)原水对 TA98 菌株更为敏感,1 L 水即可达到阳性,而对 TA100 菌株不够敏感,在最大试验剂量条件下诱变指数仍然小于 2,
13、没有达到阳性。因此,可以得出原水中的致突变活性主要是直接移码致突变物质所致； (2)原水在经过絮凝沉淀和过滤处理后,水中的直接移码致突变物质含量没有降低,反而有所升高,同时直接碱基置换致突变物质含量较原水有较大升高； (3)滤后水再经过臭氧化和炭滤池后,水中直接移码致突变物质含量和直接碱基置换致突变物质含量都有很大幅度的降低,最大降低幅度达到 60； (4)经过深度处理后的水再进行加氯消毒,水的致突变活性基本稳定。 以上结果说明,常规处理工艺过程可能由于水中有机污染物性质的变化,以及水中藻类等物质在砂滤池中的积累导致滤后水的致突变活性增加。滤后水经过臭氧化后这方面国内外研究结果相差较大,一般认
14、为臭氧不会增加出水的致突变阳性,通常还能减少原来致突变阳性的水平,但也有进水为阴性,出水却变为阳性的报道。看来关于臭氧化后水的致突变情况比较复杂,可能与原水水质等因素有关8。为此,今后还将更深入地研究臭氧化对水致突变性的影响。 2.3 消毒副产物前质 氯化消毒副产物一直是给水处理领域十分关注的问题,特别是其中的三卤甲烷11引起世界各国的广泛重视,深水集团 2010 年供水水质目标中规定出水中三卤甲烷含量不能超过 80 gL。 关于生成三卤甲烷的反应机理尚不十分明确,但通常认为在消毒之前有效去除三卤甲烷前质将有利于控制三卤甲烷的生成。对于臭氧化去除三卤甲烷的研究结果相差很大,比较公认的结果是臭氧
15、化去除三卤甲烷的效果波动较大,并且在容易产生中间产物的条件下,即使采用低浓度臭氧也会增加三卤甲烷而无抑制效果,只有在产生中间产物的前期,以及臭氧处理的产物分解至最终产物时,才能起到抑制三卤甲烷的作用9。 利用投加粉状活性炭的方法去除三卤甲烷前质被证明是有效的,并在实际中得到应用。但对于利用粒状活性炭去除三卤甲烷前质的效果则要根据其不同分子量组分来确定,中低分子量的三卤甲烷前质容易被粒状活性炭吸附,而大分子量组分的三卤甲烷前质不易进入粒状活性炭微孔中1。 表 5 是三卤甲烷前质在处理工艺流程中的变化规律。 表 5 三卤甲烷前质在处理工艺流程中的变化规律 分析项目原水 沉后水砂滤水臭氧化水炭滤水1
16、2三卤甲烷前质(gL)388 341 385 173 166 从表 5 中数据可以看出： (1)原水经过絮凝沉淀处理,对三卤甲烷前质具有一定的去除作用,去除率达到12.1； (2)在沉后水经过滤池后,三卤甲烷前质出现升高现象,分析原因可能是藻类等有机物在滤池滤料中累积引起的,因为藻类属于一种三卤甲烷前质物； (3)臭氧化对三卤甲烷前质具有很好的去除效果,去除率达到了 55.1,绝对去除量有 212 gL； (4)生物活性炭对三卤甲烷前质的去除效果很有限,分析原因是粒状活性炭对三卤甲烷前质的去除主要依靠吸附作用,而装置中的粒状活性炭已经累积运行半年以上,吸附能力已明显降低(炭滤池中粒状活性炭的碘吸附力只有新炭碘吸附力的5070)。同时,也可能炭滤池中藻类等有机物的累积对去除三卤甲烷前质有负面影响。 为了证实砂滤池对三卤甲烷前质的影响,归纳了砂滤池反冲洗前后的水样分析
