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1、饮用水处理技术发展背景和工艺介绍1、背景按时间顺序，饮用水处理技术的发展历经以下几个主要阶段： 19 世纪末和 20 世纪上半叶：广泛采用生物系统或慢滤系统处理地表水。 20世纪中期（4070年代）：慢滤工艺逐步被以混凝絮凝为基础的澄清 工艺取代，其主要包括一个沉淀单元和一个快滤单元。然后系统化地应用氯化消 毒工艺，氯的投加量超过临界点，以确保在澄清水和过滤水中含有一定量的余氯。 在这种条件下，该处理工艺不会发生生物生长现象。与此同时，一些慢滤工艺继 续运行，但其应用逐渐减少（因为水源恶化及日益严格的处理标准）。 20 世纪 70 年代以后：饮用水处理再次利用生物学功能，主要包括以下三 个方面
2、：a. 在水源为地表水的处理厂中逐渐减少预加氯氧化（预氯化）工艺的应用， 主要因为在地表水源受到污染或富含大量有机物时，预氯化会生成三卤甲烷（THM）前驱物和其他氧化副产物。预氯化同时促进具有生物降解功能的微生 物在滤料上生长并形成生物膜，如在快滤池中以及颗粒滤床中（石英砂和其他过 滤介质，特别是活性炭过滤，在这一时期之后多被用作第二级过滤单元），从而 去除有机物（矿化作用）和氨氮（硝化作用）。因此，这种类型的水处理厂均采 用多种组合工艺，包括物理化学处理和生物处理，尤其是用于深度处理的臭氧+ 活性炭工艺。b. 对现有采用慢滤工艺的水处理厂进行升级改造，例如在原有处理线增设澄 清预处理工艺段和
3、臭氧+活性炭的深度处理工艺段。c. 特殊生物处理系统的发展：铁锰的去除、硝化及反硝化等工艺主要应用于 地下水处理。目前，应用于饮用水处理的生物工艺可以比作是无湍流颗粒床形式的附着生 长工艺，因而主要应用于生物滤池。除了反硝化作用外，这些工艺均需维持好氧 条件，需要预先将氧气溶解到进水中或在滤池中同步注入空气。除了很少使用的 所谓干式过滤器（水以滴滤的方式通过滤料），所有的滤池都是采用完全浸没式 滤料的重力式或压力式过滤器。2、慢滤慢滤池有时也称慢速砂滤池（slow sand filtration, SSF），以各英文单词首 字母命名，其起源于19 世纪上半叶（如伦敦切尔西地区， 1829年）
4、。当时地表 水污染不严重，且饮用水水质标准不是很严格，慢滤似乎是理想的生态处理工艺， 其模拟泉水的自然形成方式，水流经过滤介质而无须投加任何化学药剂。这种处理工艺的原始设计为：原水首先经过物理预处理（流经细格栅，或在 装填砂石的预过滤池中进行快速预过滤），再以约5m/d的滤速通过滤池（现代 快滤池的滤速是其3050倍，甚至更高）。慢滤有时仅利用微生物降解作用（尤 其是在水池必须加盖的寒冷地区）。然而，滤池熟化后经常发生的现象是，在砂 表面形成一个复杂的由藻类、细菌和浮游动物（后者仅作为捕食者，并对前两者 作用有限）组成的生物群落（称为生物膜），藻类和细菌之间存在复杂的共生关 系。总体而言，慢滤
5、池生物膜的各种作用可归纳如下： 机械截留和过滤作用，存在两个连续过滤介质一生物膜和砂本身； 生物絮凝作用，利用藻类和细菌分泌的胞外聚合物； 细菌氧化作用，原水中含有溶解氧并且藻类进行光合作用产生氧气，包括 氨氮硝化作用和对可生物降解有机物的矿化作用； 螯合作用（重金属）、生物富集作用（洗涤剂、农药）、代谢作用（酚类、 农药）； 消除致病细菌，通过食物链系统、生物絮凝、捕食作用、杀菌剂（某些绿 藻如小球藻或栅藻具有分泌杀菌物质的能力）实现。低滤速使得水头损失的变化非常缓慢，因而滤池平均每月反冲洗一次。通常 是手动清洗（使用加压喷水），有时进行机械清洗（除垢）。滤池经过清洗后的 滤后水质并不总是令
6、人满意，部分滤后水要排入污水渠直至生物膜恢复其活性， 该过程需要数天。如果原水悬浮固体含量较低，且最终维持较低滤速，则慢滤可实现良好的澄 清效果。但是，一旦原水悬浮固体含量增大，预处理系统中的格栅和预过滤池将 变得“力不从心”，如果滤速不能进一步降低的话，出水的浊度将会上升，超过 标准要求的限值。此外，这种滤池对原水的浮游藻类（表面污堵）很敏感。事实 证明，有些藻类能造成严重污堵。在原水有机物和化学污染物含量较高的情况下，慢滤池处理出水将出现异味 且微污染物（如酚、洗涤剂、农药）浓度会超出可接受范围。有机氯农药的去除 率只有 50%，重金属也无法被彻底去除。此外，由于慢滤池需要很大的占地面积并
7、需配置大量操作人员，已不再广泛 使用。但在以下情况下仍可考虑采用： 位于热带地区的小型、独立的水处理工程； 采用渗透床对预处理后的河水做进一步处理，以补给地下水； 慢滤和现代处理工艺相结合，对现有的老旧水处理厂进行升级改造。在这 种情况下，慢滤池设于澄清工艺下游和/或深度处理工艺上游，构成一个更为复 杂的水处理系统。3、生物活性炭（BAC）概念作为一种载体，颗粒活性炭（GAC ）非常有利于某些微生物的生长，这些 微生物在自然环境中广泛分布，如硝化细菌，或可降解有机物的异氧菌。促进细菌的附着、生长与代谢有很多影响因素： 细菌分泌的胞外聚合物； 颗粒表面的不平整及物理化学吸附能力（类似有机分子）。
8、这些性质使得 即使在滤池进行气水反冲洗产生高剪切力的情况下，细菌也仍然能附着在GAC 上； 如处理水或反冲洗水中含有氯或有毒物质，细菌会因活性炭的保护而不受 伤害， GAC 会吸附这些有毒物质，因此溶解在水中的残余量极低； 截留在 GAC 孔隙中的有机分子可被用作细菌生长所需的营养物质。因此，细菌首先附着到GAC上，该过程非常迅速。随后，当细菌数量达到 平衡时，需要按照适当的频率进行反冲洗以控制其继续增殖（大约每隔一个星期 冲洗一次）。反冲洗不可或缺，以确保以细菌为食的微型无脊椎动物的数量得到 控制，使其在 GAC 滤池中不占主要地位。GAC 所吸附的细菌生物量远远高于砂滤池的微生物量，但没有
9、达到使用 Biolite生物滤料的生物滤池中的生物量，这就是将生物降解功能与纯物理-化学 吸附相结合的原因。下图呈现了出水的总有机碳（TOC）浓度随时间的变化情况， 说明了这一双重作用的存在。从该图中可看出： 处理水中残余的微量TOC不能被新的GAC吸附去除； 快速的吸附过程很快达到饱和，但随后就因慢速吸附使吸附过程继续延长 （有机分子向GAC内孔迁移）。这意味着可以通过纯粹的物理化学作用使TOC达到稳定的处理效果 生物作用可额外去除一部分TOC，出水中TOC浓度显著低于仅经过GAC 吸附处理的水。这个作用似乎不受GAC品种的影响，GAC甚至被特殊设计为活 性微生物的基质，主要用于去除可生物降
10、解的溶解性有机碳（BDOC）。生化反应动力学和水温密切相关：例如，若达到相同的TOC去除效果，当 温度从20C降至8C时，接触时间将需延长近一倍，即使在这两个温度条件下附 着细菌的平均生物量相同。忤克靈和处理旳半押作用快連咗附后的水曜丸;*狗作出胸吸附后呎陌丘見蓝颅;Ml仪迪ilGACjd附的忒価6+GAC过滤后的水质下町吸附仃机抑S 4-45臭藝预处理对颗粒活性炭去除有机污染物的影响经过充分的培养驯化，更复杂的诸如有机氯化物等有机物也能被附着于GAC滤床上的细菌代谢分解。但是，如果进入GAC中的水没有经过适当的预处 理，这一作用的效果就比较有限。经过臭氧预处理后，活性炭滤池所发挥的生物 作用
11、将会大为强化，这是因为： 臭氧可氧化分解那些具有高氧化速率的物质。因此，这些有机物不再需要 通过 GAC 吸附而被去除，从而可延长其使用寿命（更换或热再生）； 此外，臭氧会分解很多复杂分子，使其转变成易生物降解的产物。因此通 过生物降解去除的有机物的量多于前端未设置臭氧预氧化单元的 GAC 滤池。可 以认为，采用这种设计和运行方式,GAC滤池实际上成为一种生物活性炭（BAC） 滤池。臭氧氧化与颗粒活性炭吸附（O3+GAC）联合使用可对以下污染物实现较好 的处理效果： 嗅味物质； 称为三卤甲烷（THM ）前驱物的有机物，这些前驱物加氯后导致三卤甲 烷的形成，更普遍的是被各种消毒工艺处理后形成的氧
12、化副产物； 大部分无机微污染物（如重金属）和有机微污染物（农药、酚类、烃类化 合物、洗涤剂和藻毒素等）。这就是许多现代饮用水处理厂均在澄清单元之后设置这种深度处理工艺的 原因。4、生物法除铁锰这种方法适用于处理溶解氧含量低且含有溶解性还原态铁（Fe2+）、锰（Mn2+） 的地下水。很长一段时间，采用物理化学氧化工艺去除铁锰：分别利用空气中的 氧气和强氧化剂进行除铁和除锰。因此，常规的处理工艺包括强化曝气后过滤， 过滤采用砂滤料或双介质滤料（滤速410m/h）。该系统还经常在曝气和过滤 工艺之间引入以下药剂和工艺： 补充投加氧化剂（Cl2）、KMnO4、03；和ClO2），主要用于在低pH条 件
13、下氧化Fe2+。特别是Mn2+的氧化； 其他药剂（pH调节、絮凝等）； 沉淀或气浮工艺，用于高浓度Fe2+的处理。后来发现，在受限的氧化条件下，系统可达到还原态（溶解）和氧化态（沉 淀）的铁或锰共存的临界态，这时某种特殊细菌可生长并催化氧化这两种金属。 由于分泌的酶和胞外聚合物的催化作用，其氧化速度高于物理化学方法，形成的 沉淀物更密实且不易结垢。该发现促进了利用生物法除铁锰的新技术的发展，其 处理效果优于传统工艺，特别是在滤速为1550m/h时，取决于初始的溶解金属 浓度。视具体情况，该技术有以下几种基本系统： 生物除铁，控制曝气和滤速； 生物除锰，强化曝气和滤速； 在铁和锰同时存在的情况下，将以上两个系统串联运行，分段运行的原因在于控制各自氧化和沉淀的最佳氧化还原电位迥然不同。
饮用水处理技术发展背景和工艺介绍
