全流程生物氧化法处理微污染原水研究

刘 辉1，张玉先1，包承忠2
(1.上海河畔环保工程技术有限公司，上海200092；2.上海原水股份有限公司，上海200085)

　　摘　要： 许多水厂已经或正在准备采用生物接触氧化预处理(BCO)技术来提高水质，由于对生化处理缺乏深入了解及受传统预加氯处理的限制，现在已经运行的生化处理工艺并不能有效地去除有机污染物。在对预加氯与否所测得试验数据进行分析的基础上，提出了全流程生物氧化(EPBO)的处理工艺。
　　关键词：生物接触氧化；预加氯；全流程生物氧化；微污染原水?
　　中图分类号：X703
　　文献标识码：A
　　文章编号：1000-4602(2002)05-0018-05

Study on the Use of Entire Process Biological Oxidation for Micropolluted Raw Water Treatment?
LIU Hui1, ZHANG Yu?xian1,BAO Cheng?zhong2
(1.Shanghai Watershine Environment Protection Engineering　Technique Ld.,Co .,Sh anghai ?200092,China;2.Shanghai Raw Water Co.Ltd.,Shanghai 200085 China)

　　Abstract： In lot of water treatment plants,biological contact oxidation process has been o r is to be adopted for water pretreatment,so as to improve water quality.Due to lack of full knowledge of biochemical treatment and the limitation in traditiona l prechlorination conception,the operated biochemical process fails to efficient ly remove the organic pollutants.Analysis was made for the experimental data mea sured under the conditions whether chlorination was adopted.Based on the analysi s,the entire process biological oxidation (EPBO) has been proposed.?
　　Keywords:biological contact oxidation; pre-chlorination; entire process biological oxid ation; micropolluted raw water

　　目前，对微污染原水的处理主要是在常规处理工艺的基础上增设生物接触氧化工艺(BCO)、臭氧氧化和生物活性炭滤池等，但采用BCO技术的水厂为防止藻类在后续处理构筑物内大量繁殖，往往在生物预处理出水中预加氯，从而使后续沉淀、过滤工艺的生物作用难以发挥。
　　为验证在含BCO工艺的后续净水系统中混凝沉淀池与滤池所具的生化作用，笔者于1999 年9月25日—1999年11月1日进行了在混凝沉淀前预加氯的试验，并将所测得参数与参比的C、Z两水厂的水质参数进行了比较。?
　　试验中所投加的漂粉精量为2～4mg/L(漂粉精含有效氯约为60%)，沉淀池出水余氯保持在0.6～1.0mg/L。

1 　预加氯对氨氮去除效果的影响

　　1999年5月5日—1999年6月10日(平均水温为21.4℃)和1999年9月25日—1999年11月1日(平均水温为22.6℃)预加氯去除氨氮的效果见表1。
　　从表1可知，对于各工艺单元而言，在未投加漂粉精以前，除砂滤池受进水氨氮浓度影响较大外，其余各单元均相对较稳定。?

表1　预加氯对氨氮去除效果的影响 处理单元 未加漂粉精 预加漂粉精 氨氮浓度(mg/L) 去除率(%) 氨氮浓度(mg/L) 去除率(%) 原水 0.85～5.30 　 1.10～5.70 　 生化池 0.21～1.24 75～76 0.22～1.72 69～80 沉淀池 0.13～0.82 33～38 0.16～1.38 19～27 砂滤池 0.02～0.36 56～84 0.10～1.14 17～44 注：表中数据是以原水氨氮浓度的变化范围为基准，将其所对应的该日的生化池、沉淀池、砂滤池的出水氮氨浓度相应列入表中，而去除率则是相对于该工艺单元进水的去除率的计算值，沉淀池为斜管沉淀池，其水流上升流速为2.14mm/s，HRT为0.94h。

　　出现这一现象的原因是，原水经BCO工艺处理后，出水中细菌、硝酸细菌或氨化细菌的含量增多，这些细菌在后续净水单元的载体上附着后继续发挥生物降解作用，此时的砂滤池已是 一种具有较强生物活性的生物—砂滤池。预加氯后，由于氯对水中的细菌及微生物有较强的杀灭作用，因而沉淀出水中细菌及微生物的含量较低。若进入砂滤池的水中也含有较高的余氯，同样会对滤料表面的细菌及微生物起着杀灭作用，因而预加氯后砂滤池的生物活性一般较差。
　　常规工艺对氨氮的去除主要是氯和氨氮进行化学反应的结果，集中在混凝、沉淀两工艺中，同时还可能包括一些杂质胶体及吸附了氨氮的杂质颗粒的去除作用。无预加氯的常规工艺中，除了上述沉淀作用外，氨氮的去除是靠沉淀池中斜管管壁生长的和滤池滤 料表面附着的氨化细菌等的生物硝化作用。
　　在设备进行检修时观察到斜管管壁表面生长着一层褐色的生物膜，取管壁表面的生物膜与生物接触氧化池中填料表面的生物膜进行镜检比较发现这层生物膜疏松且较厚(厚度约为0.3～0.45mm，是YDT填料上部生物膜厚的2～3倍)，其表面的生物群落以苔藓虫、钟虫、轮虫群落为主，其中在苔藓虫的表面还附着有其他小型动物，管壁外部有黑褐色污物。同期对C、Z两水厂内的斜管取样镜检，发现在上部管壁有一些绿色藻类和苔藓虫群落，下部以一层较薄的淤泥为主，整个管壁显得较为干净。这些现象有力地解释了一般常规混凝沉淀作用对氨氮几乎无去除效果、但无预加氯的混凝沉淀池出水氨氮却可以有效降低的事实，究其原因是生化池出水中大量的氨化细菌和硝化细菌的存在及斜管壁上生长的生物膜硝化作用所致。
　　分别对EPBO试验系统各工艺单元、C与Z水厂砂滤池中石英砂表面的氨化细菌进行了测定，其中C、Z两水厂水源与EPBO试验系统相同，但C水厂未设生物预处理工艺，而Z水厂则设有生物预处理工艺，这两座水厂均采用混凝前预加氯的方式。所测得的氨化细菌数等见表2。

表2 异养细菌和氨化细菌总数 采样点 生物接触氧化池 试验砂滤池 臭氧生物活性炭池 生物活性炭池 C水厂砂滤池 Z水厂砂滤池 氨化细菌数(个/g) 3.00×10⁶ 4.00×10⁵ 2.50×10⁴ 9. 50×10⁴ 1.50×10⁴ 2.50×10⁵ 异养细菌数(个/g) 1.80×10⁸ 2.50×10⁶ 2.00×10⁵ 7.50×10⁵ 4.50×10⁴ 2.50×10⁶

注： 所测数据为每克填料或石英砂的湿重细菌数目。

　　表2试验砂滤池中的氨化细菌数是C水厂砂滤池中的26.7倍，是Z水厂的1.6倍，这一数字与预加氯试验砂滤池对氨氮的去除率有40%(注：1/0.6≈1.67)以上的差值有较好的吻合。?
　　石英砂滤料较粗糙的表面为微生物的生存提供了良好的附着条件^［1］。[HJ]取这种活性滤料进行显微镜观察时可以看到砂粒呈褐色或黑褐色，而C、Z两水厂的砂粒在运行多年之后仍不变色，这与两座水厂在混凝前投加大量的氯有关。?

2 　预加氯对CODMn去除效果的影响

　　生化作用在降解原水中有机物上的优越性见表3、4。

表3 常温下混凝沉淀池对CODMn的去除效果 生化池出水CODMn(mg/L) １ 加PAC(mg/L) 未加漂粉精(mg/L) 去除率(%) 平均值(%) 加PAC(mg/L) 加漂粉精(mg/L) 去除率(%) 平均值(%) ≥6 5～10 　 13～50 28.9 5～10 2～4 10～40 25.1 ＜6 5～10 　 17～52 30.7 5～10 2～4 12～45 27.9

表4　常温下滤池对CODMn的去除效果 沉淀池出水CODMn(mg/L) 2 加PAC(mg/L) 未加氯(mg/L) 去除率(%) 平均值(%) 加PAC(mg/L) 加氯(mg/L) 去除率(%) 平均值(%) ≥4 5～10 　 10～35 22.9 5～10 0.4～0.6 9～33 18.2 ＜4 5～10 　 15～36 25.7 5～10 0.4～0.6 13～36 21.9 注：去除率值系指该单元进、出水的高锰酸盐指数变化，而非全系统的去除率变化。

　　结果表明，常温下生化净水系统在混凝沉淀前预加氯与否对有机物的去除效果差别并不明显，但从饮水安全的角度考虑，预加氯应当尽量避免，这样不但会减少大量卤化有机污染物的生成，还会提高处理水的毒理学安全性，同时还减少了氯耗，降低了水处理成本。

3 　EPBO与常规工艺去除NO2-N的比较

3.1 　水厂常规工艺对NO2-N的去除
　　① 较低加氯量?
　　预加氯为2～3mg/L，澄清池出水余氯为0.6～1.0mg/L，砂滤池出水余氯为0.3～0.75mg/L ，出厂水余氯为0.5～1.0mg/L，试验结果表明，当进水氨氮浓度为1.6～5.0mg/L，出水的浓度为0.14～0.60mg/L；当进水氨氮浓度为0.6～1.15mg/L，出水的NO2-N浓度为0.01～0.08mg/L。这说明当进水氨氮浓度为1.6～5.0mg/L，后加氯量为1～2mg/L已不能使出水NO₂-N的含量达到低于0.1 mg/L的要求。另外，砂滤池出水NO₂-N浓度一般较澄清池出水浓度高一些，尤其当澄清池出 水NO₂-N＜0.1mg/L时，砂滤池出水NO₂-N浓度升高的幅度更明显。当澄清池出水为0.004～0.088mg/L，砂滤出水的NO₂-N浓度升至0.090～0.45mg/L，这表明澄清池出水的余氯量已不能完全抑制砂滤池中砂上的微生物生长繁殖，此时亚硝化作用开始加剧。砂滤池微生物检测结果如表5所示。

表5 C水厂砂滤池细菌检测结果 名称 异养细菌 亚硝酸细菌 硝酸细菌 数量(个/g样品) 2.5×10⁵ ＞1.4×10⁵ 30

　　表5可知，砂滤池中异养细菌、氨化细菌及亚硝酸细菌数目较多，而硝酸细菌只有30个/g(样品湿重)，这可能是因为进入砂滤池的NO₂-N浓度比氨氮浓度低得多，再加余氯的抑制作用使得硝酸细菌难以在砂滤池中生长繁殖，而亚硝酸细菌的大量生长繁殖导致了砂滤池中明显的生物亚硝化作用，使得NO₂-N浓度升高。
　　② 较高加氯量?
　　预加氯为4～6 mg/L，后加氯为1～2mg/L。澄清池出水余氯量为1.2～2.0mg/L，砂滤池出水余氯量为1.0～1.75mg/L，出厂水余氯量为0.75～1.25mg/L，试验结果表明，
　　在预加氯为4～6mg/L时澄清池对NO₂-N去除率＞80%，这时进砂滤池的余氯量为1.2～2.0mg/L，砂滤池出水NO₂-N浓度仍有升高的可能，表明1.2～2.0mg/L的余氯量仍不足以完全抑制砂滤池的亚硝化作用，但NO₂-N浓度升高的幅度与加氯量较低时相比则较小。
　　C水厂常规工艺砂滤池中存在着明显的亚硝化作用，NO₂-N浓度的变化是由加氯 量和滤池亚硝化作用共同决定的，最后砂滤池出水NO₂-N浓度的升高或降低取决于这两种作用的强弱。当澄清池出水余氯量较低时，砂滤池出水的NO₂-N浓度大幅上升，后加氯量 为1～2mg/L已不足使出水NO₂-N浓度＜0.1mg/L；当澄清池出水余氯量较高时，砂滤池出水的NO₂-N浓度有可能升高，但升幅不大，后加氯为1～2mg/L可使出厂水NO₂-N浓度＜0.1mg/L，所以在水源水氨氮浓度常年较高的净水厂，为了使出厂水浓度降到0.1mg/L或更低，关键在于抑制砂滤池的亚硝化作用，而这就必须提高加氯量。?
3.2 试验系统对NO₂-N的去除
　　 进水量为1.0m^3/h、有效水力停留时间为1.12h、混凝剂PAC投加量为5～10mg/L时的试 验结果表明，砂滤池对降低NO₂-N浓度起到了决定性作用，出水NO₂-N最高不超过0.05mg/L，一般为0.002mg/L(分析方法的检测限值)，砂滤池NO₂-N去除率几乎达到100%。 这是由于该系统生化池出水没有进行预加氯，微生物容易在砂上生长繁殖，形成了生物快滤池。尽管生化池对氨氮有很好的去除效果，但由于原水氨氮浓度较高，进入砂滤池的氨氮浓度降低不多，再有生化池出水的溶解氧较高也为硝化细菌的生长繁殖提供了良好的条件，因此砂 滤池中有很好的生物硝化作用。?
　　还对原水及试验系统各单元出水的溶解氧浓度进行了测定，发现沉淀池和砂滤池出水溶解氧逐渐降低，表明此处有微生物耗氧作用发生。砂滤池溶解氧的降幅比沉淀池大得多，即砂滤池中微生物代谢活动更加旺盛，消耗的溶解氧也更多。

4 　对EPBO的探讨

　　从前面的讨论可知，BCO工艺中的生物作用十分显著，其填料上粘附的菌胶团细菌为了取得更多的食物可能进入水中，胞外酶也会游离于水中。在上升水流或前进水流的作用下，这部分呈游离态的细菌和胞外酶会被挟带进入沉淀池、滤池，并在其中继续发挥生物作用，这就为全流程生物氧化的实现提供了有力条件。?
　　基于此，笔者提出了水厂全流程生物氧化的净水工艺系统，即原水经BCO工艺预处理后，取消常规处理工艺中的预加氯工艺，在自然状态下使常规处理设备生物化，然后通过生物活性炭滤池进行吸附与过滤(这一工艺单元对没有条件实施的水厂可以暂时不设，同样具有良好的除污染效果)，最后再加氯消毒送入市政管网。
4.1　 生物氧化处理效果
　　各工艺及组合工艺对水中有机物的去除效果见表6。

表6 　各工艺对去除水中主要污染物的贡献 工艺 平均去除率(%) 加氯后增加倍数 氨氮 CODMn UV₂₅₄ TOC CHCl₃ CCl₄ BCO 75.2 11.6 -30～15 9 基本未变 基本未变 BT 91.3 43.5 39.9 13.3 未测 未测 _ClT 47.9 33.1 30.6 10.6 4.97～14.6 8～13.7 B_ClT 82.1 46.6 34.5 14.1 3.43～17 2.4～15 BTOC 95 59.8 49.6 15.6 未测 未测 BTC 98 61.4 48.5 16.0 未测 未测 注： ① 表中的去除率是在常温下、水质较差时各工艺的平均值。
　　 ②a.BCO——生物接触氧化预处理系统?
　　　 b.BT——常规净水工艺?
　　　 c._ClT——常规净水工艺的前加氯处理方式?
　　　 d.B_ClT——BCO工艺出水加氯后进入常规净水工艺
　　　 e.BTOC——BCO工艺后续常规处理及臭氧生物活性炭处理
　　　 f.BTC——BCO工艺后续常规处理及生物活性炭处理

　　由表6可见，除UV₂₅₄值外，BT、BTOC与BTC工艺对去除水中有机物的贡献是十分显著的，可见生物处理作用较为明显。?
　　在去除水中TOC、CODMn两个指标方面，BTOC和BTC工艺大体相同，BClT和BT工艺大体相同，前者较后者略高一些；在降低?UV₂₅₄值方面，BTOC和BTC比BT、BCO、ClT和BClT贡献要大；在去除氨氮方面，BTC与BTOC工艺去除效果最好，BT次之，ClT最差。针对试验原水，经过相同预处理的各组合工艺处理效果的优劣依次是：BTC、BTOC、BT、BClT、BT、ClT(这里均不考虑后加氯)。?
　　这里要强调是BCO的特点，它在去除水中有机物的同时，一是能有效去除氨氮，降低其后续工艺(生物活性炭滤池)的负荷及其需氧量；二是能使BCO工艺出水溶解氧接近饱和，为后续工艺的生物处理创造了良好的条件；三是BCO工艺出水中微生物含量会大量增加，有助于后续处理工艺中生物膜的形成及修复。?
　　在常规工艺前采用BCO工艺对原水进行生物预处理，在BCO工艺之后不投加氯，使生物接触氧化作用在常规水处理工艺得以延续，这样做强化了常规处理系统，使之具有一定的生物活性 。在BT之后辅以生物活性炭滤池或其他生物处理即可满足深度处理的要求。BT系统中加氯点 应设在砂滤池出水处，而在BTC或BTOC中的加氯点应设在生物活性炭池或臭氧生物活性炭池出水之后。
　　对没有条件设生物活性炭池或臭氧生物活性炭池的水厂，在水源水受到氨氮和有机物的污染 时通过增设BCO工艺，取消预加氯工艺也可能使整个净水工艺取得较满意的效果。?
4.2　 实现EPBO的措施
　　① 预处理采用BCO工艺或其他生物预处理设施?
　　BCO工艺一般采用YDT填料，高为3～4m，水力负荷为2.3m³/(m²·h)左右，采用微孔膜曝气器或穿孔曝气管，气水比为(0.5～0.7)∶1，曝气要求出水DO达到80%～90%饱和率，以保证后续处理的需氧要求。?
　　其他形式的生物预处理设施还有生物转盘、塔式生物滤池、生物流化床及陶粒生物滤池等。
　　② 反应池改进?
　　反应池可采用回流式、折流式和折板式，保持原有过水断面流速或保持原有GT值，用斜板或立板将其分隔，可作为附着生物的填料，间距为5cm左右，以利于形成生物膜，其停留时间可维持原值。
　　③ 沉淀池和各类澄清池
　　在沉淀池和各类澄清池加斜板或斜管以附着生物膜。若不按出水浊度控制时，上升流速可取较大值以利于斜板或斜管壁上生物膜的更新，可适当缩短停留时间即加大负荷，防止生物生长造成斜板或斜管的堵塞，以使生物反应作用可持续进行。?
　　沉淀池或澄清池出水要设20～30cm的跌水曝气以保证后续滤池的需氧，必要时可在沉淀池或澄清池出水处设曝气设备。
　　气浮池中也可加斜板或柔性填料，使之成为具有生化作用的气浮池。
　　④ 滤池?
　　适当加厚滤层，采用深层均质粗滤料，将滤速降低至8m/h以下，最好能有气水反冲洗装置(为保持生物膜的活性，反冲洗周期可适当缩短)。
　　⑤ 生物活性炭滤池
　　生物活性炭滤池视需要而定，其滤料层厚度≥2m，滤速为8m/h左右为宜。?
　　⑥ 采用氯气或二氧化氯消毒?
　　最后一道工序是加氯或二氧化氯消毒。?
　　在以上组合净水工艺中，共形成了5级生物处理和1级加氯处理。在4或5级的生物处理工艺中，以沉淀池、各类澄清池或气浮池为主；反应池因为容积小，水的停留时间较短，可以不作调整。滤池可视情况而定，如需较大调整时则可维持现状，采用较低滤速时需注意防止滤池内产生亚硝化作用。

5 　结论

　　BCO工艺中接触氧化池填料具有很大的比表面积，使较小的池内密集活性细菌，使有机物的转化比天然河床效率高得多。斜管内和石英砂滤料间有着良好的供微生物生长的水力条件，通过取消预加氯将常规净水工艺设备改造为既有反应、沉淀作用，又有生物膜 净化作用的生物活性设备是完全可行的，这样做会强化常规处理工艺去除有机物的效果。采取这样的措施，BT工艺便会成为BTBC工艺(TB表示生物处理化的常规净化工艺)，而BTC、BTOC也相应地变成BTBC、BTBOC工艺，从而实现了EPBO工艺，达到了提高出水水质的目的。

参考文献：

　　［1］Joon-Wan Kang,Hoon-Soo Park，?et al?.Effect of ozonation for treatment of micr opollutants presents in drinking water source［J］.Wat Sci Tech,1997，36(12)：29 9-307.
　　［2］王占生，刘文君.微污染水源饮用水处理［M］.北京：中国建筑工业出版社 ，1999.
　　［3］刘辉.BCO与BAC联用处理微染污染原水的研究［D］.上海：同济大 学博士学位论文，2001.
　　［4］刘雨，赵庆良，郑兴灿.生物膜法污水处理技术［M］.北京：中国建筑工业 出版社，2000.
　　［5］黄仲杰.我国城市供水现状、问题与对策［J］.给水排水，1998，24(2)：18 -20.
　　［6］李亚新，等.生物砂滤池处理微污染原水工艺特性研究［J］.给水排水，19 97，23(7)：6-9.
　　［7］David W Huang，et al?.Destruction of DPB precurrsors with catalytic oxidation ［J］.J AWWA,1995，87(6)：84-96.
　　［8］岳舜琳.生物氧化在给水处理中的应用［J］.中国给水排水，1996，12(4)： 12-20.
　　［9］芳仓太郎，等.生物活性炭附着细菌による河川水中の有机物分解［J］.用水と废水，1997，39(2)：19-26.
　　［10］岳舜琳.水厂常规净化工艺生物处理化可行性的探讨［J］.上海环境科学，1992，(9)：6-8.

---

　　作者简介：刘辉(1971- )，男，安徽界首人，博士，主要研究方向为微污染原水处理、新型混凝剂的开发、自来水厂污泥处理及受污染河流、湖泊的生物修复。
　　电　　话：(0)13916816798?
　　E-mail:[email protected]
　　收稿日期：2002-02-24