臭氧化生（shēng）物活性炭深度處理工藝安（ān）全性研究

我國飲用水水源不同程度地存在汙染情（qíng）況,這對以去除濁度和細菌為主的常規處（chù）理工藝（yì）往往很難使出水達到不斷提高的飲（yǐn）用水水質標準的嚴格要（yào）求。因此,采（cǎi）用飲用水深度處理（lǐ）工藝已越（yuè）來越顯得必要。
 　　臭氧化生物活（huó）性炭深度處理技術,是集臭氧氧化（huà）、活性（xìng）炭吸附、生物降解、臭氧消毒於一體,以除汙染的獨特高（gāo）效性而成為當今世（shì）界各國飲用水深度處理（lǐ）技術的主流工藝。在歐美等國家已迅速從理論研究（jiū）走向實際應用，我國的昆明、北京、常州等城市（shì）已經先後采用臭氧化?生物活性炭深度處理技術來提高飲用水水質,深圳、杭州、上海、廣州等城（chéng）市（shì）已經（jīng）完成采用臭氧化?生物活（huó）性炭深度處理技術的方案論證,正在進行工程的籌建或（huò）施工（gōng）。但是,由於現（xiàn）代分析檢測技（jì）術的進步和衛生毒理學研究的進展,臭氧化副產物、臭氧對飲（yǐn）用水生物穩定性影響（xiǎng）和生物活性炭的微生（shēng）物安全性等問題已經開始引（yǐn）起人們的關注。這樣,有效地控製臭（chòu）氧化副產物、提高臭氧處理（lǐ）飲用水的生物穩定性（xìng）和生物活性炭的微生物安全性,將是此項技術研究的新熱點。
 　　這裏介紹采用臭氧化/生物活性炭深度處理的（de）飲用水生物穩定性,同時對水的致（zhì）突變性和消毒副產物前質等問題進行分析。
 　　1　試驗裝置
 　　本研究主要是在中試裝置上完成的,其主要設計參（cān）數為：
 　　處理流量：3 m3/h；
 　　混合：機（jī）械混合,混合時間6 s；
 　　反應：網格反應池,反應時間23 min；
 　　沉澱池：斜（xié）管沉澱池,停留時間36 min；
 　　砂濾池（chí）：均質石英砂濾料濾池,濾（lǜ）速10 m／h；
 　　臭氧接觸塔：塔高6 m,有效水深5.7 m,內徑400 mm,采用微孔曝氣的方（fāng）式投加臭氧,臭氧化氣與水在塔（tǎ）內逆流接觸,接觸時間16 min；
 　　生物活性炭濾池：池高4.9 m,內部均分兩（liǎng）格,采用小阻力配水係統,采（cǎi）用ZJ-15 型柱狀活性炭,炭層厚2 m,空床接觸時間10 min,濾速12 m／h。
 　　臭氧采用臭氧發生器現場製備,以空氣為氣源,以（yǐ）自來水為冷卻介質。
 　　混凝劑采用堿式氯化鋁(Al2O3質量分數（shù）為10％)。
 　　2　試驗結果與（yǔ）討（tǎo）論
 　　2.1　生物穩定性
 　　飲用水的生物（wù）穩（wěn）定性是指飲用水中有機營養基質能支持異養細（xì）菌生長的潛力,即細菌生長的最大可能性（xìng）,給水（shuǐ）管網中限製異養細菌生長的因素主要（yào）是有機物,但由於水中許多可生物降解物質濃度都較低,很難用化學的方法測定其具體濃度,因此國外研究（jiū）人員提（tí）出了可同化有機碳(AOC)的概念,並提出了通（tōng）過熒光假單（dān）胞菌的生長測（cè）定AOC濃度的生物方法[ 3]。
 　　由於AOC包括了許多易（yì）生（shēng）物降解的化合物(如乙醇、氨基酸、羧酸等),為微生（shēng）物提供了生成基質（zhì）和代謝能量,因此它（tā）的濃度對水中微生物（wù）的生長有較大影（yǐng）響。從AOC被提出開始 ,人們就注（zhù）意到（dào）了臭氧對它的影響,經過眾多研究（jiū）者十餘（yú）年的努力,已經得出了水進行臭氧化會提高水中（zhōng）AOC濃度的結論（lùn）。實踐證明,水經過臭氧化後,由於AOC的增加會造成（chéng）管網中細菌的（de）再繁殖,致使水中大腸杆菌和其他致病細菌的超標,這也可能是因為臭氧化中間產物分子量（liàng）更小,更容（róng）易細菌降解（jiě）的緣故[4]。
 　　表1是AOC在處理工藝流程中的（de）變化情況。
 　　表1　AOC在處理工藝流程中的變化情況
 臭氧（yǎng）化水    炭濾水    消毒水   AOC(μg/L)
 126   108   194    101    90
　　從表1中數據可以看出：
 　　(1)原（yuán）水（shuǐ）在絮凝、沉澱（diàn）和（hé）過濾後,AOC隻有微小幅度的（de）降低；
 　　(2)臭氧化能夠導致砂濾後水中AOC增（zēng）加；
 　　(3)生物活性炭對AOC表現出很好的去（qù）除作用,去除率達到47.9％,絕對去除量為93 μg／L；
 　　(4)經過生物活性炭處理後的（de）水再加氯消毒,AOC沒有增加,還有所降低,達到100 μg ／L以下,可以認為達到了生物穩定（dìng）性。
 　　表2中數據反應了不同臭氧投加量對AOC的影響情況（kuàng）。
 　　表2　不同臭氧投加量對AOC的影響
3 4 AOC(μg／L)
 142   290    322    281
　　從表2中數據可以看出：
 　　(1)當臭氧投加量隻有1 mg／L時,水中AOC就顯著升高,增加（jiā）了約1倍,絕對增加量（liàng）為148 μg／L；
 　　(2)之後大幅（fú）提高（gāo）臭氧投加量,增（zēng）加到3 mg／L,此時AOC升高的幅度卻（què）不大,隻有32 μg／L；
 　　(3)繼續增加臭氧投加量,達（dá）到4 mg／L,則AOC不再升高,反有下降的（de）趨（qū）勢。
 　　選擇臭氧投加量3 mg／L時的臭氧化水進（jìn）行生物活性炭濾（lǜ）池不同（tóng）濾速對AOC的影響（xiǎng）情況（kuàng）分析,結果列（liè）於（yú）表3中。
 　　表3　生物活性炭濾池不同濾速對AOC的影響
AOC(μg／L)
 322   211  133    143
　　從表3中數據可以看出：
 　　(1)臭氧化水中雖（suī）然AOC含量很高,但經（jīng）過生物活性炭（tàn）濾池(濾速為16 m／h)時就有大幅度降低,下降幅（fú）度達（dá）到34.5％,絕對下降幅度（dù）為111 μg／L；
 　　(2)如果（guǒ）調整生物活性炭濾池的濾（lǜ）速為12 m／h,臭氧（yǎng）化水中AOC就會被去除58.7％,絕對去除量為189 μg／L；
 　　(3)繼續（xù）降低生物（wù）活性炭濾池濾速到6 m／h時,生物活（huó）性（xìng）炭（tàn）對AOC的去除效果不再增加, 基本保持穩（wěn）定。
 　　綜合以上數據可以（yǐ）看出,在試驗水質條件下,采用臭（chòu）氧化工藝在解決水中存（cún）在水質問題的同時會導致水中AOC升（shēng）高,但後續的生物活性炭工藝將有利（lì）於提高出水的生物穩定性。分析（xī）原因,活性炭對於小分子量有機物良好的吸附能力使它對AOC的去除效果較好,如果（guǒ）活性炭運（yùn）行足夠長的時間,形成（chéng）生物炭時（shí）,它對AOC的去除率還會提高[5]。因此,采用臭氧（yǎng）化工藝的同時必須在其後設置活性炭池（chí）來（lái）解（jiě）決采用臭氧化（huà）工藝所帶來的（de）負（fù）麵影響。
 　　2.2　致突變活性
 　　目前,Ames試驗是用（yòng）來檢測水體致突變活性大小的有效方法,單獨使用TA98菌株(移碼突變)可以檢測出83％的致突（tū）變物,將TA98菌株和TA100菌株(堿基（jī）置換)結合使（shǐ）用（yòng）,可以檢測出93％的致突變物。因此,選擇靈敏度較高（gāo）的帶R因子的TA98菌株和TA100菌株進行致突變試驗[6]。
 　　Ames試驗以一（yī）定體（tǐ）積水樣(通常以L計)所引起的回複突變菌落數表示結果,回複（fù）突變菌落（luò）數等於或超過（guò）自發回複突變（biàn）菌落（luò）數的2倍（bèi）,並且具有劑（jì）量?反應關（guān）係和重現性者（zhě）判定為陽性結果。為（wéi）了便於直觀判斷,試（shì）驗結果以誘變指數(MR)表示。MR值為誘變回複突變菌落（luò）數與自發回複突變菌落數的比值,均以平均值計。MR值越大說明（míng）該被測樣品的致突變活性越高,MR≥2為陽性結果（guǒ）。就被測水樣致突變活（huó）性而言,為獲得MR=2時（shí）所需水量越（yuè）大,則（zé）說明該（gāi）水樣中有（yǒu）機汙染（rǎn）物的致突變活性越低[7]。
 　　表4是對處理工藝全流程的Ames試驗分（fèn）析（xī）結果。
 　　表4　處理工藝全流程Ames試驗（yàn）分析結（jié）果
 檢測結果
TA98    MR    TA100   MR 1  原水
0.5   44.0±5.3  1.78   132.0±7.2  1.03  1
 60.3±11.2    2.44   143.7±7.6   1.13    2
 107.7±22.5   4.36   178.0±9.2    1.19   2
砂（shā）濾水
0.5   49.0±2.6  1.99   179.3±10.0  1.40
 1
 72.7±7.0    2.94   260.0±27.4   2.04
　從（cóng）表4中數據可以看出：
 　　(1)原水對TA98菌株更為敏感,1 L水即可達到陽性,而對TA100菌株不夠敏感,在最大試驗劑量條件下誘變指數仍然小於2,沒有達到陽性（xìng）。因此,可（kě）以得出原水中的致突變活性主要是直接移碼致（zhì）突變物（wù）質所致（zhì）；
 　　(2)原水在經過絮凝沉澱和過濾處（chù）理後,水中的直接移碼致突變物質含（hán）量沒有降低,反而有（yǒu）所升高,同時直接堿（jiǎn）基置換致突變物質含（hán）量較原水有較（jiào）大升（shēng）高；
 　　(3)濾後水再經過臭氧化和炭濾池（chí）後,水中直接移碼致突變物質含（hán）量和直接堿基（jī）置換致突變物質含量都（dōu）有很大幅度的降低,最大降低幅度達到60％；
 　　(4)經過深度（dù）處理後的水再進行加氯消毒,水的致（zhì）突變活性基本穩定。
 　　以上結果說明（míng）,常規處（chù）理工藝過程可能由於（yú）水中（zhōng）有機汙染物性質的變化,以及水中藻類等（děng）物質在砂濾池中（zhōng）的積累導致濾後水的致突變活性增加。濾後水經過臭氧化後這方麵國內外研究結果相差較大,一般認為（wéi）臭氧不會增加出水的致突變陽性,通常還能減少原來（lái）致突變陽性的水平,但也有進（jìn）水為陰性,出水卻變為陽性的報道。看來（lái）關於臭氧化後水的致突變情況比（bǐ）較複雜,可能與原水水質等因素有關。為此,今後（hòu）還將（jiāng）更深入地研究臭氧化對水致突變性的（de）影響（xiǎng）。
 　　2.3　消毒（dú）副產物前質
 　　氯化消毒副產物一直是給水（shuǐ）處理領域十分關注的問題,特別是其中的三鹵甲烷引起世界各國（guó）的廣泛（fàn）重視,深水（shuǐ）集團2010年供水水質目（mù）標中規定出水中三鹵甲（jiǎ）烷含量不能超過80 μg／L。
 　　關於生（shēng）成三鹵甲烷的反應機理尚不十（shí）分明確,但通常認為在消毒之前有效去除三鹵甲烷前質將有利於控製（zhì）三鹵甲（jiǎ）烷的生成（chéng）。對於臭氧化去除三鹵甲烷的研究結果相差很大,比較公認的結果是臭氧化去除三鹵甲烷的效果波動較（jiào）大,並且在容易產生中（zhōng）間產（chǎn）物的條件下,即使采用低濃度臭氧（yǎng）也會增加三鹵甲（jiǎ）烷而無抑（yì）製（zhì）效果,隻有在產生中間產物的前期,以及臭氧（yǎng）處理的產（chǎn）物分解至最終（zhōng）產物時,才能起到抑（yì）製三鹵甲烷的（de）作用。
 　　利用投加粉狀（zhuàng）活性炭的（de）方（fāng）法去除三鹵甲烷前質被證明是有效的,並在實際中得到應用（yòng）。但對於利（lì）用粒狀活性炭去除三鹵甲烷前質的效果則要根據其不（bú）同分（fèn）子量組分來確定,中低（dī）分子量的三鹵甲（jiǎ）烷前質容易被粒狀活性（xìng）炭吸附,而大分子量組分的三鹵（lǔ）甲烷前質不易進入粒狀活性（xìng）炭微孔中。
 　　表5是三鹵甲（jiǎ）烷前質在處理工藝流程中的變（biàn）化規律。
 　　表5　三（sān）鹵甲烷前質在處理工藝流程中的變化規律 　
 三鹵甲烷前質(μg／L)
 388   341  385   173    166
　　從表（biǎo）5中數據可以看出：
 　　(1)原水經過絮凝沉澱處理,對三（sān）鹵甲烷前質（zhì）具有一定的去除作用,去除率達到12.1％；
 　　(2)在沉後水經過濾池後,三鹵甲烷前質出現升高（gāo）現象,分析原因可能是藻（zǎo）類等有機物在濾池濾料中累積引起的,因為藻類屬於一種三鹵甲烷前質物；
 　　(3)臭氧（yǎng）化對三鹵甲烷前質具有（yǒu）很好的去除效果,去除率達到了55.1％,絕對去除量有212 μg／L；
 　　(4)生物活性炭（tàn）對三鹵甲烷前質的去（qù）除效果很有限,分析原因是（shì）粒（lì）狀（zhuàng）活性炭對三（sān）鹵甲（jiǎ）烷前質的去除主要依靠吸附作用,而裝置中的粒狀活性炭已經（jīng）累積運行半年以上,吸附能力已明顯降低(炭濾池中粒狀活性炭的碘吸附（fù）力隻有（yǒu）新炭（tàn）碘吸附力的50％～70％)。同（tóng）時,也可能炭濾池中藻類等有機物的累積對去除三鹵甲烷前（qián）質有負（fù）麵影響。