畢業(yè)設(shè)計（論文）沿黃城市飲用水有機物去除工藝研究

1、<p>　　學(xué)校代碼：6155　　　</p><p>　　學(xué) 號：0710081018　　　</p><p>　　HENAN INSTITUTE OF ENGINEERING　　　</p><p><b>　　畢業(yè)設(shè)計（論文）　</b></p><p>　　題 目 沿黃城市飲用水有機物　</

2、p><p>　　去除工藝研究 　</p><p>　　學(xué)生姓名 　　</p><p>　　專業(yè)班級 07級環(huán)境工程1班 　</p><p>　　學(xué) 號 0710081018 　　　</p><p>　　系 （部） 資源與環(huán)境工程系 　　

3、</p><p>　　指導(dǎo)教師(職稱) （教授） 　　</p><p>　　完成時間 2011年05月14日 　　　</p><p><b>　　目 錄　　</b></p><p>　　中文摘要 ………………………………………………………………Ⅰ　</p><p>　　英

4、文摘要 ………………………………………………………………Ⅱ　　</p><p><b>　　1 引言0　　</b></p><p>　　1.1 研究背景1　</p><p>　　1.1.1 黃河水污染狀況1　</p><p>　　1.1.2 有機廢水的特性及危害1　　　</p><p>　

5、　1.2 本文的研究目的和內(nèi)容2　</p><p>　　2 預(yù)處理2　　　</p><p>　　2.1 沉降與氣浮分離技術(shù)2　</p><p>　　2.2 分離過程3　　</p><p>　　2.3 重力固液分離3　</p><p>　　2.3.1 沉降法3　　</p><p>　　

6、2.3.2 離心分離法3　　</p><p>　　2.4 凝聚與絮凝4　　　</p><p>　　2.4.1 絮凝與凝聚概述4　　　</p><p>　　2.4.2 無機絮凝劑和高分子絮凝劑5　　　</p><p>　　2.5 滲濾分離技術(shù)6　　　</p><p>　　3 移動床生物膜反應(yīng)器和陶粒生物濾池預(yù)處

7、理受污染黃河水的比較研究7　　　</p><p>　　3.1 研究背景和目的7　</p><p>　　3.2 試驗設(shè)備和方法7　</p><p>　　3.3 試驗結(jié)果與討論8　　　</p><p>　　3.3.1 兩種生物膜反應(yīng)器對CODMn和TOC的去除8　　　</p><p>　　3.3.2 兩種生物膜反

8、應(yīng)器對UV254和三氯甲烷前體物的去除10　　　</p><p>　　3.3.4 兩種生物膜反應(yīng)器對AOC和BDOC的去除12　</p><p>　　3.3.5 不同水溫時MBBR內(nèi)填料上的生物膜活性變化14　</p><p>　　3.4 小結(jié)15　</p><p>　　4 生物活性炭濾池和新鮮活性炭濾池深度處理有機物研究16　　&

9、lt;/p><p>　　4.1 研究背景和目的16　　　</p><p>　　4.2 試驗裝置和運行參數(shù)16　　　</p><p>　　4.3 活性炭濾池對有機物的去除16　</p><p>　　4.3.1 活性炭濾池對CODMn的去除16　　　</p><p>　　4.3.2 活性炭濾池對UV254的去除18　

10、　　</p><p>　　4.3.3 活性炭濾池對消毒副產(chǎn)物前體物的去除19　　　</p><p>　　4.4 小結(jié)22　</p><p>　　5 多種不同類型的組合工藝處理受污染黃河水的研究22　　</p><p>　　5.1 研究背景和目的22　　　</p><p>　　5.2 全流程組合工藝I型處理受污

11、染黃河水的研究23　　</p><p>　　5.2.1 試驗裝置和運行條件23　</p><p>　　5.2.2 全流程組合工藝I型對污染物的去除24　　</p><p>　　5.3 全流程組合工藝II型處理受污染黃河水的研究29　　　</p><p>　　5.3.1 試驗裝置和運行條件29　　　</p><p&

12、gt;　　5.3.2 全流程組合工藝I I型對污染物的去除30　</p><p>　　5.4 全流程組合工藝III型處理受污染黃河水的研究37　</p><p>　　5.4.1 試驗裝置和運行條件37　　</p><p>　　5.4.2 全流程組合工藝III型對污染物的去除38　</p><p>　　5.5 全流程組合工藝IV型處理受

13、污染黃河水的研究40　　　</p><p>　　5.5.1 試驗裝置和運行條件40　　</p><p>　　5.5.2 全流程組合工藝IV型對污染物的去除41　</p><p>　　5.6 小結(jié)44　</p><p><b>　　6 結(jié)論46　</b></p><p>　　6.1 主要研

14、究結(jié)論46　　</p><p>　　6.2 建議48　　</p><p><b>　　致謝48　</b></p><p>　　參考文獻(xiàn)49　　　</p><p>　　沿黃城市飲用水有機物去除工藝研究　</p><p><b>　　摘 要　　</b></p>

15、;<p>　　本文簡要地介紹了有機物去除工藝的背景，介紹了沿黃城市有機物去除工藝的現(xiàn)用工藝及發(fā)展方向；闡述了常用工藝的基本原理和運行方式，對預(yù)處理、微處理及深度處理的基本方法做了分析說明，詳細(xì)總結(jié)分析了當(dāng)前最新的生物處理技術(shù)，如作為預(yù)處理的移動床生物膜反應(yīng)器(MBBR) 和陶粒生物濾池，以及作為深度處理的生物活性炭濾池和新鮮活性炭濾池。通過對不同去除工藝進(jìn)行了綜合分析比較，提出了采用分級分類處理的方法提高其效率，比較了不同

16、生物處理水中有機物的利弊、處理程度，進(jìn)一步分析論證飲用水中有機物去除形式。并總結(jié)出了不同組合工藝的處理對象?！　　?lt;/p><p>　　關(guān)鍵詞： 有機物/分類分級/組合工藝　　</p><p>　　Urban drinking along the yellow organic　　　</p><p>　　remove technology research　<

17、/p><p><b>　　ABSTRACT　</b></p><p>　　This paper briefly introduced the background, removal process organic along the yellow city introduced the removal process organic currently in use pr

18、ocess and development direction; Expounds the basic principle and common process of different operation mode, the removal process comprehensive analysis and comparison, the paper introduces the processing method of class

19、ified increasing its efficiency, further analysis in drinking water removal organics form. 　　</p><p>　　KEY WORDS： Organic/classification grading/ Combination process 　　</p><p><b>　　1 引言　&

20、lt;/b></p><p>　　1.1 研究背景　　　</p><p>　　1.1.1 黃河水污染狀況　　　</p><p>　　黃河是中華民族的搖籃，在人類歷史的進(jìn)化發(fā)展中發(fā)揮了重要的作用。被稱為“母親河”的黃河水量遠(yuǎn)不如長江等水量豐沛，卻以占全國河川徑流2.4% 的有限水資源，滋養(yǎng)著全國12% 的人口，灌溉著15% 的耕地。建國以來，引黃灌溉、供水累計直

21、接經(jīng)濟(jì)效益已達(dá)6000億元。近年來，隨著經(jīng)濟(jì)發(fā)展，黃河流域廢污水排放量比上個世紀(jì)80年代多了一倍，達(dá)44億立方米。黃河水污染源主要有工業(yè)廢水河城市廢水造成的點源及沿岸農(nóng)田中使用的化肥、農(nóng)藥等造成的面源污染。特別是 隨著工業(yè)的發(fā)展和人口的增加，流入黃河的工業(yè)廢水和生活污水越來越多，使黃河污染程度越來越嚴(yán)重。2000年有關(guān)環(huán)保部門選擇黃河干流、一級支流和重要的二級支流共22條河流的69個代表性河段（評價河長7247 km）進(jìn)行黃河

22、流域水質(zhì)評價結(jié)果表明，II、III類水質(zhì)河長2807 km, 占評價總河長的38.7%， IV 類水質(zhì)河長1456 km，占20.1％，V 類、劣V類水質(zhì)河長2984 km，占41.2%。 　　　</p><p>　　由于除受上游來水水質(zhì)影響外，黃河中下游干流還受境內(nèi)支流水質(zhì)影響，因此黃河中下游水質(zhì)尤為惡化。從90年代開始，三門峽水庫周圍的水變黑，人們稱之為“醬油”水；并且由于洗滌劑的隨意排放，水面經(jīng)常飄

23、著一層泡沫。黃河干流的水質(zhì)監(jiān)測資料表明，黃河干流潼關(guān)—花園口河段均受到嚴(yán)重污染，已不能滿足生活飲用水水源地水質(zhì)要求。目前，黃河水中存在著溶解性有機物增多、氨氮濃度高、水體有異味、色度增高、藻類大量繁殖等問題。黃河是河南省的重要水源，其水質(zhì)狀況直接影響著沿途人民的身體健康。黃河水系重點河段河水有機污染物致突變性研究結(jié)果表明，黃河支流汾河和洛河，“三致”毒物污染嚴(yán)重。黃河干流鄭州段河水中“三致”毒物硝基氯苯和多環(huán)芳香烴類污染物已檢出?！?l

24、t;/p><p>　　1.1.2 有機廢水的特性及危害　　</p><p>　　目前造成環(huán)境污染的化學(xué)物質(zhì)有數(shù)十萬種，其中大量存在著種類繁多的有機物?！　?lt;/p><p>　　隨著工業(yè)技術(shù)，特別是有機合成工業(yè)如農(nóng)藥、石油化工、燃料、塑料等的發(fā)展，人工合成有機物不斷出現(xiàn)。他們除了具有一般有機物的共同特性外，也具有一些不同于一般有機物的特性。　　　</p>&

25、lt;p>　　人類癌癥80%~90%與環(huán)境因素有關(guān)，，而在已發(fā)現(xiàn)的致癌化學(xué)物質(zhì)中，有80%以上的為有機物。有機污染物對人體毒性的作用是多種多樣的，人們已經(jīng)認(rèn)識到的大概有以下幾種：干擾人類機體的代謝功能，影響機體免疫功能，對細(xì)胞組織結(jié)構(gòu)的損傷作用，對集機體酶體系的干擾，抑制有機體對氧的吸收、輸運和利用，以及直接對機體的物理刺激和化學(xué)損傷作用等?！　　?lt;/p><p>　　1.2 本文的研究目的和內(nèi)容　<

26、/p><p>　　以黃河水為源水的自來水廠，通常采用常規(guī)工藝(混凝→沉淀→過濾→消毒→城市管網(wǎng))進(jìn)行處理,其水質(zhì)不甚理想，這是由于黃河水水源的污染日益嚴(yán)重，尤其是有機物污染,通過常規(guī)工藝處理雖然可以去除水中許多有毒有害物質(zhì)，但對水體中有機物的去除效果卻不太理想，過濾后的出水仍含有較多的有機污染物，致使飲用水中有時含有一定的嗅味，這也正是造成飲用水水質(zhì)二次污染的主要原因。目前黃河流域的用水量超過黃河的供水能力，斷流趨勢

27、明顯，部分河段生態(tài)流量偏少，水污染加重。黃河中下游汾河、涑水河、渭河和伊洛河等入黃支流污染物排放量大，直接影響黃河中下游鄭州等大中城市飲用水水源水質(zhì)，特別在冬季黃河水質(zhì)尤為惡化。因而以黃河為水源而常規(guī)工藝為主體處理單元的自來水廠供水水質(zhì)安全面臨著嚴(yán)峻考驗。然而目前國內(nèi)對于以黃河為水源的自來水廠，如何改善出廠水水質(zhì)和提高飲用水的安全性的研究報道很少，因此本文的最主要研究目的是：探索建立以黃河水為水源的安全飲用水保障技術(shù)，系統(tǒng)深入地研究黃河

28、水質(zhì)及開發(fā)出適合黃河水質(zhì)特點的凈化工藝，為將來可能興建的以黃河為水源的安全供水工程或已有自來水廠的改造提供參考。　　　</p><p><b>　　2. 預(yù)處理　</b></p><p>　　2.1 沉降與氣浮分離技術(shù)　</p><p>　　許多行業(yè)排放的工業(yè)廢水中含有大量有機物的固體、膠體顆粒，如屠宰廢水中含有糞便、飼料等固體顆粒，食品與發(fā)酵

29、工業(yè)廢水中含有大量有機營養(yǎng)成分可作為微生物增值的營養(yǎng)源。因此對這類廢水的處理離不開機械力分解技術(shù)。機械力分解技術(shù)主要有重力固液分離和絮凝沉淀?！?lt;/p><p>　　2.2 分離過程　　　</p><p>　　分離過程可分為機械分離和傳質(zhì)分離兩大類見:圖2.1　</p><p><b>　　圖2.1　</b></p><p&

30、gt;　　機械分離的對象都是兩相混合物只需要簡單地用機械方法就可將兩相分離，而相間并無物質(zhì)傳遞發(fā)生。傳質(zhì)分離過程的特點是相間都有傳遞質(zhì)量的現(xiàn)象發(fā)生。它可以在均相中進(jìn)行，也可以在非均相種進(jìn)行?！?lt;/p><p>　　在通常的常規(guī)單元操作中，諸如蒸發(fā)、蒸餾、吸收、萃取、吸附、浸取、干燥、結(jié)晶等都在非均相中進(jìn)行。它們利用兩相平衡組成不平等原理，常采用平衡級作為處理手段，并把影響參數(shù)歸納與效率中，使其更符合實際。所以有時

31、也稱它為平衡分離過程。傳質(zhì)分離過程在均相中進(jìn)行分離時，往往著眼于溶液中微團(tuán)粒子、離子、分子的遷移速度不同。這一類有熱擴散、氣體擴散、質(zhì)量擴散、反滲透、超過濾、電滲析、電泳、液膜分離等，是很有發(fā)展?jié)摿Φ男路椒?，又稱速率控制分離過程。　</p><p>　　2.3 重力固液分離　</p><p>　　2.3.1 沉降法　　　</p><p>　　懸浮物在凈水中沉降可分為

32、自由沉降與擁擠沉降兩種。一般來說當(dāng)廢水懸浮物含量極低，如在幾十毫克/升以下時，可近似認(rèn)為接近于自由沉降，而懸浮物含量較高的廢水沉降過程都可以屬于擁擠沉降。沉降作為預(yù)處理，是廢水處理的極重要部分可以去除泥渣和懸浮物等。傳統(tǒng)沉淀池有平流式沉淀池、立式沉淀池、徑流式沉淀池和斜板沉淀池?！?lt;/p><p>　　2.3.2 離心分離法　</p><p>　　離心沉降是利用固液兩相的密度差，將分散在懸

33、浮液中的固相顆粒于離心場中進(jìn)行分離的過程。對固液分離而言，離心沉降可根據(jù)不同的分離要求分別完成濃縮、澄清和分級等作業(yè)。在離心場中進(jìn)行非均勻物系的離心分離是一種非常有效的分離方法，并在許多工業(yè)過程中得到了廣泛的應(yīng)用。雖然離心沉降分離存在上述不同操作方式，但在分離過程中，懸浮液內(nèi)固相顆粒離心沉降過程的運動學(xué)和動力學(xué)規(guī)律是相同的?！　　?lt;/p><p>　　在離心場中，固相顆粒沿徑向受到的慣性離心力F0和慣性浮力FB可

34、表示為　　　</p><p>　　F0=ρs rω2πd3/6 （2—1）　</p><p>　　FB=ρrω2πd3/6 （2—2）　</p><p>　　式中d——顆粒直徑；　</p><p>　　ρ——流體密度；　　　</p><p>

35、　　ρs——顆粒密度；　</p><p>　　ω——液相的回轉(zhuǎn)角速度；　</p><p>　　r——顆粒所在處的回轉(zhuǎn)半徑?！　?lt;/p><p>　　典型的離心沉降分離有如下三種方式?！　　?lt;/p><p>　　(1)裝上一定容積的懸浮液后離心機開始工作，在分離過程中不再加料也不排除分離液和沉渣，停車后再分別取出，用這種工作方式的有試管分離機等

36、?！?lt;/p><p>　　(2)在離心分離過程中連續(xù)加入懸浮液和排出分離液，但聚集在轉(zhuǎn)鼓壁上的沉渣在停車后排出。采用該工作方式的有間歇式沉降離心機和管式分離機等。　　</p><p>　　(3)在分離過程中連續(xù)進(jìn)料并連續(xù)排出分離液和殘渣，如水力旋流器和螺旋卸料沉降離心機?！　　?lt;/p><p>　　2.4 凝聚與絮凝　</p><p>　　顆

37、粒較大的懸浮物，靠自然沉降或上浮雖然可以除去，但廢水中的細(xì)微懸浮物和膠體污染物常常用自然沉降法不能完全去除。對于這類廢水，必須首先投加化學(xué)藥劑來破壞膠體和細(xì)微懸浮顆在水中形成穩(wěn)定的分散系，使其聚集成為具有明顯沉降功能的絮凝體，然后才能予以分離。尤其是有機膠體物質(zhì)，以凝聚沉降或上浮，效果更好，可進(jìn)一步降低BOD、COD和色度等，應(yīng)用相當(dāng)廣泛?！　　?lt;/p><p>　　2.4.1 絮凝與凝聚概述　</p>

38、;<p>　　凝聚是指使膠體和超膠體脫穩(wěn)，并聚集為微絮粒的過程，它既包括膠體的脫穩(wěn)，又包括顆粒的遷移和聚集，是靠電解質(zhì)對固體懸浮顆粒表面上雙電層的消除或壓縮，而降低微細(xì)粒間的排斥能來達(dá)到的。通常只要ξ-電位降低至±20mV以內(nèi)，即靠近零電位點或者等電點處，就有可能使膠體或懸浮體不穩(wěn)定而發(fā)生凝聚。一般來說，凝聚對于膠體粒子或懸浮液中的微粒子作用明顯，所產(chǎn)生的凝聚體粒度小、密實、易碎，但碎后又可重新凝聚，即凝聚過程屬

39、可逆過程?！　　?lt;/p><p>　　絮凝指微絮粒通過吸附、卷帶和橋連而成為更大的絮凝體的過程，是通過高分子聚合物在分子上吸附多個微粒的橋架作用而使多個微粒形成絮團(tuán)的過程。絮凝劑在水溶液中應(yīng)具有伸展性、可撓性。伸展性是指具有一定伸展長度，可以在顆粒間架橋，將微粒橋連起來，股最有效的絮凝劑為水溶性的高分子量（≧106）的聚合物；可繞性使凝聚具有一定的強度，能經(jīng)受住一定程度的剪切力而不破碎。相對凝聚而言，絮凝產(chǎn)生的凝

40、聚物要大的多。凝聚體的特點是粒度粗、疏松強度較大，但碎后一般不再成團(tuán)，即過程不可逆?！　　?lt;/p><p>　　一般化學(xué)凝聚劑的加入，主要是中和顆粒所帶的電荷，壓縮粒子周圍離子層的厚度以及脫去粒子的水化層等；而有機高分子凝聚劑，除上述作用外海可以在顆粒間形成架橋，破壞了顆粒在水中的穩(wěn)定性。不同的凝聚劑，其脫穩(wěn)原理是不相同的。脫穩(wěn)的顆粒，就由相互排斥轉(zhuǎn)化為相互吸引的關(guān)系，碰撞接觸后，即可凝聚并不斷增大，形成絮體。絮

41、體表面積很大，還能吸附其他懸浮物、膠體物，甚至溶解物質(zhì)等，與其同沉淀或上浮，是固液分離，廢水得到澄清處理。　</p><p>　　2.4.2 無機絮凝劑和高分子絮凝劑　　</p><p>　　2.4.2.1 無機絮凝劑　</p><p>　　混凝過程中投加的主要化學(xué)藥劑為混凝劑。混凝法處理廢水，其效果與凝聚劑的選用又很大關(guān)系，混凝劑的作用是通過它或它的水解產(chǎn)物的壓縮

42、雙電層、電性中和、卷帶網(wǎng)捕以及吸附橋連等四個方面的作用完成的除處理效率外，還應(yīng)考慮它對外界因素影響的敏感性，溶解性能，設(shè)備的腐蝕性能，以及經(jīng)濟(jì)成本和資源等情況。同時，一種混凝劑對不同廢水的處理效果也不一樣，所以其選用以及最佳量的決定，必須通過實驗綜合分析決定?！　　?lt;/p><p>　　廢水處理中常用的無機絮凝劑以鋁鹽和鐵鹽為多。鋁鹽主要有硫酸鋁、明礬、堿式氯化鋁等，聚合氯化鋁為一種較新的無機高分子，又稱堿式氯化

43、鋁或羥基氯化鋁?；瘜W(xué)式為[Al2(OH)nCl6－n]m，式中方括號內(nèi)的部分稱為鏈節(jié)，n為1~5的任何整數(shù)；m=1~10，為聚合度，即鏈節(jié)的數(shù)目。因此，聚合氯化鋁實際上是m個Al2(OH)nCl6－n單體的聚合物，簡寫為PAC。聚合氯化鋁的凝聚效果與其中的OH與Al的比值對凝聚效果有密切關(guān)系，一般要求40%~60%，通常應(yīng)堿化度表示。常用的鋁、鐵鹽類混凝劑及其使用條件和優(yōu)缺點列于下表：　　</p><p><

44、;b>　　表2.1　</b></p><p>　　2.4.2.2 有機高分子絮凝劑　　　</p><p>　　目前應(yīng)用于水處理中的高分子絮凝劑，為分子量由數(shù)萬至數(shù)百萬的高分子水溶性有機聚合物。有機高分子凝聚劑具有在顆粒間形成更大的絮體及由此產(chǎn)生的巨大表面吸附作用。因而，近年來國內(nèi)外在研究和應(yīng)用方面都進(jìn)展很快。絮凝劑的種類很多，可分為天然和人工合成兩大類。　</p&g

45、t;<p>　　2.5 滲濾分離技術(shù)　</p><p>　　在前幾節(jié)中主要講述機械分離形態(tài)是液體受限、固體顆粒能自由運動的固液分離技術(shù)，在下面將講述機械分離形態(tài)是固體顆粒受限、液體能自由通過的固液分離技術(shù)。該部分可總稱為滲濾脫水技術(shù)。滲濾脫水技術(shù)大致有分為四個部分?！?lt;/p><p>　　（1）格柵與篩分脫水，本部分為預(yù)處理，前面已做介紹；　　　</p><

46、;p>　　（2）磁分離技術(shù)，在有機物處理中應(yīng)用很少；　　</p><p>　?。?）超濾脫水技術(shù)；　</p><p>　?。?）膜處理技術(shù)。　　　</p><p>　　滲透脫水技術(shù)是將懸浮在液體中的固體顆粒分離出來的一種工藝。其基本原理是在一定的推動力（壓力差、電位差、濃度差等）作用下，懸浮液中的流體（氣體或液體）透過可滲性介質(zhì)，固體顆粒則被介質(zhì)所攔截和滯留，

47、從而實現(xiàn)流體和固體的分離。　</p><p>　　3 移動床生物膜反應(yīng)器和陶粒生物濾池預(yù)處理受污染黃河水的比較研究　</p><p>　　3.1 研究背景和目的　　</p><p>　　移動床生物膜反應(yīng)器(Moving Bed Biofilm Reactor，MBBR)是近年來頗受國外研究者重視的一種革新型生物膜反應(yīng)器，它是解決流化床需使載體流化和淹沒生物濾池需定期

48、反沖洗和更換曝氣器的復(fù)雜操作而發(fā)展起來的。該工藝對有機物具有良好的去除率，并可用于生活污水脫氮除磷，適合于設(shè)計小型污水處理廠或改造已有的超負(fù)荷運轉(zhuǎn)的活性污泥系統(tǒng)，很具有發(fā)展和應(yīng)用前景，但國內(nèi)外關(guān)于MBBR工藝處理受污染源水的研究報道很少。陶粒生物濾池(Bio-ceramic filter， BF)是我國處理受污染源水一種研究較多的生物膜反應(yīng)器，但尚未見其處理黃河原水的研究報道。黃河中下游汾河、涑水河、渭河和伊洛河等入黃支流污染物排放量大

49、，直接影響黃河中下游鄭州等大中城市飲用水水源水質(zhì)，但目前國內(nèi)關(guān)于黃河水生物預(yù)處理的研究報道很少，特別是尚未見MBBR工藝處理受污染黃河水的研究報道。因此本章的主要研究目的是進(jìn)行利用MBBR工藝和BF預(yù)處理黃河中下游受污染黃河水的對比試驗研究，為將來可能興建的以黃河為水源的生物預(yù)處理工程提供一定參考?！　?lt;/p><p>　　3.2 試驗設(shè)備和方法　</p><p>　　MBBR工藝由兩個反

50、應(yīng)器串連組成（如圖3.1所示），每個反應(yīng)器面積為1 m2，有效工作容積為 3 m3。所用填料為 LT 型懸浮空心球（直徑為100mm,孔隙率約為87%），其比重接近于1，比表面積為360 m2/m3，填料裝填體積為 50%。進(jìn)水流量為 4 m3/h，總氣水比為 0.25:1（每個反應(yīng)器進(jìn)氣量都為0.5 m3/h），每個反應(yīng)器中的溶解氧濃度維持在5 mg/L以上。排泥周期為5天。BF工藝如圖3.2所示，濾柱為有機玻璃加工而成，高3 m，直

51、徑為0.5m。陶粒粒徑為2~5 mm，填料層高度為2 m，進(jìn)水流量為 1 m3/h，氣水比為 0.25:1，反應(yīng)器出水中的溶解氧濃度維持在5 mg/L以上。試驗原水為柿園水廠進(jìn)廠水（黃河河水經(jīng)過兩次沉砂作用通過明渠引入）。本試驗從2004年2月下旬至2004年9月中旬，在本研究之前兩種生物膜反應(yīng)器已經(jīng)掛膜成熟并已穩(wěn)定運行了約4個月。在試驗研究期間原水水溫為5~30oC，pH為 7.8~8.3。　　</p><p>

52、;　　圖 3.1移動床生物膜反應(yīng)器(MBBR)結(jié)構(gòu)示意圖　</p><p>　　圖3.2 陶粒生物濾池(BF)結(jié)構(gòu)示意圖　　　</p><p>　　3.3 試驗結(jié)果與討論　　</p><p>　　3.3.1 兩種生物膜反應(yīng)器對CODMn和TOC的去除　　　</p><p>　　圖3.3和圖3.4分別反映了兩種生物膜反應(yīng)器對CODMn和TOC

53、的去除情況。由圖3.3可以看出，原水中CODMn為 3.28~4.81 mg/L (平均值為4.1 mg/L)，MBBR對CODMn的去除率為5.6~23.1%（平均去除率為11.6%），而BF對CODMn的去除率為5.5~20.8%（平均去除率為11.8%），因而兩種生物膜反應(yīng)器對CODMn的平均去除效果接近。由圖3.4可以看出，原水中TOC為 3.7~5.9 mg/L （平均值為4.4 mg/L），MBBR對TOC的去除率為8.1~

54、28.3%（平均去除率為17%），而BF對TOC的去除率為7.8~37.3% （平均去除率為20.1%），因而MBBR對TOC的平均去除效果稍低于BF對TOC的平均去除效果?！　　?lt;/p><p>　　圖3.3 兩種生物膜反應(yīng)器對CODMn的去除　　</p><p>　　圖3.4 兩種生物膜反應(yīng)器對TOC的去除　　</p><p>　　3.3.2 兩種生物膜反應(yīng)器對

55、UV254和三氯甲烷前體物的去除　</p><p>　　水和廢水中的一些有機物如木質(zhì)素、腐殖質(zhì)和各種芳香族有機物都是苯的衍生物，而且是天然水體和污水二級處理出水中的主要有機物，常用UV254作為它們在水中含量的替代參數(shù)。在波長254 nm下存在吸光度的物質(zhì)主要為大分子的芳香族化合物，其分子結(jié)構(gòu)復(fù)雜，生物降解性很差，因而微生物主要是通過吸附作用去除它們，而生物氧化作用不高。UV254不但與水中的有機物含量有關(guān)，而且

56、與三鹵甲烷的前體物也有好的相關(guān)。　</p><p>　　圖3.5和圖3.6 反映了兩種生物膜反應(yīng)器對UV254和三氯甲烷生成勢的去除情況。由圖3.5可以看出，原水中UV254為 0.069~0.229 (平均值為0.150)，BF對UV254的平均去除效果（平均去除率為20.3%）遠(yuǎn)高于MBBR對UV254的平均去除效果（平均去除率為6.5%）。陶粒比表面積大，表面粗糙，又具有微孔結(jié)構(gòu)，生物很容易附著生長，濾池單

57、位容積有較高的生物量。此外，陶粒上的生物膜的生物絮凝作用與陶粒層的截留作用也能去除水中的懸浮和膠狀有機物，因而BF能發(fā)揮較好的生物吸附作用。而MBBR內(nèi)填料處于流化狀態(tài)，因此生物膜的生物絮凝作用與填料的截留作用較弱，對UV254的生物吸附作用也較差?！?lt;/p><p>　　由圖3.6可以看出，原水中三氯甲烷生成勢為 24.2~37.8 μ g/L (平均值為31.7 μ g/L)，BF對三氯甲烷生成勢的平均去除效

58、果（平均去除率為36.2%）也高于MBBR對三氯甲烷生成勢的平均去除效果（平均去除率為22.1%）?！　　?lt;/p><p>　　圖3.5 兩種生物膜反應(yīng)器對UV254的去除　　　</p><p>　　圖3.6 兩種生物膜反應(yīng)器對三氯甲烷生成勢的去除　　　</p><p>　　3.3.4 兩種生物膜反應(yīng)器對AOC和BDOC的去除　　</p><p&

59、gt;　　飲用水中的污染物給人類健康帶來了兩方面的風(fēng)險：化學(xué)毒理性風(fēng)險和微生物學(xué)風(fēng)險?；瘜W(xué)性風(fēng)險是由于飲用水中含有各種對人體有害有毒的化學(xué)物質(zhì)而造成的；微生物學(xué)風(fēng)險則是由于飲用水中存在的病原微生物引起的。多數(shù)水廠的經(jīng)驗表明，并不能完全依靠消毒劑來防止細(xì)菌在管網(wǎng)中的再生長，尤其是細(xì)菌在管壁上的附著生長。引起給水管網(wǎng)中細(xì)菌的重新生長和繁殖的主要誘因是飲用水中殘存的異養(yǎng)細(xì)菌生長所需有機營養(yǎng)基質(zhì)，即使保持較高的余氯量，只要水中存在足夠的有機營養(yǎng)

60、物，細(xì)菌仍可以在配水管網(wǎng)中生長繁殖。生物穩(wěn)定的飲用水是指在配水管網(wǎng)中不會引起異養(yǎng)細(xì)菌等微生物再生長的飲用水，飲用水生物穩(wěn)定性的提高意味著其微生物學(xué)風(fēng)險的降低。給水管網(wǎng)中細(xì)菌的重新生長和繁殖能引起許多不良后果，包括微生物代謝引起的管網(wǎng)腐蝕、致病微生物和非致病微生物、嗅味和顏色的產(chǎn)生等。　　</p><p>　　飲用水中細(xì)菌賴以生存的有機營養(yǎng)物的指標(biāo)主要包括：生物可同化有機碳（assmilable Organic C

61、arbon, AOC）和生物可降解溶解性有機碳（Biodegradable Dissolved Organic Carbon, BDOC）。AOC是有機物中最易被細(xì)菌吸收同化成細(xì)胞體的部分，是可生物降解有機物的一部分；BDOC是水中細(xì)菌和其它微生物新陳代謝的物質(zhì)和能量的來源，包括微生物同化作用和異化作用的消耗[18-19]。如果飲用水中AOC或BDOC含量較高，則水質(zhì)生物穩(wěn)定性較差，細(xì)菌就容易在配水管網(wǎng)中生長繁殖，致病菌出現(xiàn)的可能性也隨

62、之增大。只有降低出廠水中AOC和BDOC的含量并控制在一定的濃度限值之下，才能有效控制細(xì)菌在管網(wǎng)中的生長繁殖，達(dá)到降低飲用水的微生物風(fēng)險的目的?！　?lt;/p><p>　　生物穩(wěn)定性能通過多種不同的工藝去除可生物降解的有機物來有效控制。劉文君發(fā)現(xiàn)生物活性砂濾池或活性炭濾池能有效地降低AOC 和 BDOC。吳為中發(fā)現(xiàn)BF預(yù)處理工藝能很有效地去除AOC和BDOC。圖2.10和圖2.11分別反映了兩種生物膜反應(yīng)器對AOC

63、 和 BDOC的去除效果。原水中AOC 和 BDOC的濃度分別是276μg/L 和 1.57 mg/L，MBBR和BF都能夠十分有效地降低水中AOC 和 BDOC濃度，而MBBR對AOC 和 BDOC去除率（42.8%和65.5%）都分別相應(yīng)遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于BF對AOC 和 BDOC去除率（62.3%和86.4%）。　　</p><p>　　圖3.10 兩種生物膜反應(yīng)器對AOC的去除　　　</p><

64、p>　　圖3.11 兩種生物膜反應(yīng)器對BDOC的去除　　　</p><p>　　3.3.5 不同水溫時MBBR內(nèi)填料上的生物膜活性變化　　　</p><p>　　生物處理中有機物的降解，是在酶參與下實現(xiàn)的，其中脫氫酶(DHA)占有重要的位置。生物膜的活性不僅與負(fù)荷、水中可降解基質(zhì)濃度、溫度、pH值等有關(guān)，也與生物反應(yīng)池的流態(tài)、傳質(zhì)條件、供氧條件等因素有關(guān)，不同運行方式下的生物反應(yīng)池的

65、生物膜的活性相差較大[7]。因此本試驗采用TTC還原法測定生物膜的脫氫酶(DHA)活性。取每個反應(yīng)器內(nèi)一個懸浮球放置于盛1L無菌水的大燒杯中，置于振蕩器上60 min（振幅 20 mm，振蕩頻率 240 次/min)，所得生物膜混合液則作為測脫氫酶的試驗樣品。然后按文獻(xiàn)所述的方法制作標(biāo)準(zhǔn)曲線和測定脫氫酶活性，最終結(jié)果以填料單位容積計（gTF/m3填料.h）?！　　?lt;/p><p>　　圖3.12反映了不同水溫時M

66、BBR內(nèi)填料上的脫氫酶活性變化，由此可知，隨著水溫的升高M(jìn)BBR內(nèi)填料上的脫氫酶活性顯著增加。水溫為5oC時，反應(yīng)器A內(nèi)懸浮球上生物膜脫氫酶活性為8 gTF/m3.h，這接近于文獻(xiàn)報道的在常溫條件下運行的彈性填料生物接觸氧化工藝的填料生物膜脫氫酶活性(平均值為10.1 g TF/m3填料.h)，這也在一定程度上解釋了MBBR工藝在低溫條件下仍對有機物具有較好去除效果的原因。　　　</p><p>　　此外，由圖3

67、.12還可得知，反應(yīng)器A中懸浮球上生物膜脫氫酶活性高于反應(yīng)器B中懸浮球上生物膜脫氫酶活性，這是由于生物膜脫氫酶活性受可生物利用的有機基質(zhì)濃度的影響，而反應(yīng)器A中有機基質(zhì)濃度較高，因而懸浮球上生物膜脫氫酶活性也相應(yīng)較高?！　　?lt;/p><p>　　圖3.12 不同水溫時MBBR內(nèi)填料上的脫氫酶活性變化　　</p><p>　?。ㄗⅲ悍磻?yīng)器A指進(jìn)水端池子，反應(yīng)器B指出水端池子）　</p

68、><p><b>　　3.4 小結(jié)　</b></p><p>　　本章進(jìn)行了利用MBBR工藝和BF預(yù)處理受污染黃河水的對比試驗研究，結(jié)果表明：　</p><p>　　兩種生物膜反應(yīng)器對CODMn和TOC的平均去除效果接近，其中MBBR工藝和BF對CODMn和TOC的平均去除率分別為11.6%和17% 、11.8%和20.1%；（2）BF對UV254

69、和三氯甲烷生成勢的平均去除效果（平均去除率分別為20.3%和36.2%）相應(yīng)高于MBBR對UV254和三氯甲烷生成勢的平均去除效果（平均去除率為6.5%和22.1%）；　</p><p>　?。?）兩種都能夠十分有效地降低水中AOC 和 BDOC濃度，而MBBR對AOC 和 BDOC去除率（42.8%和65.5%）都分別相應(yīng)遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于BF對AOC 和 BDOC去除率（62.3%和86.4%）；　　　</p&g

70、t;<p>　?。?）兩種生物膜反應(yīng)器都能有效地去除氨氮，但MBBR對氨氮的去除效果（平均去除率為63.1 %）略低于BF對氨氮的去除效果（平均去除率為67.4 %）；　</p><p>　　（5）MBBR內(nèi)填料上生物膜脫氫酶活性較高；　　　</p><p>　?。?）BF和MBBR都能有效去除黃河水中的有機物（特別是易生物降解的小分子有機物）、藻類和藻毒素、氨氮。而MBBR

71、運行管理簡單的優(yōu)點能使其成為一種具有良好應(yīng)用前景的生物預(yù)處理工藝?！?lt;/p><p>　　4 生物活性炭濾池和新鮮活性炭濾池深度處理有機物研究　　</p><p>　　4.1 研究背景和目的　　</p><p>　　顆?；钚蕴勘砻婢哂辛己玫亩嗫捉橘|(zhì)，比表面積大，具有良好的吸附性能，因此顆粒活性炭濾池就對有機物有著非常理想的去除效率，活性炭深度處理工藝與常規(guī)工藝相結(jié)合

72、應(yīng)是一種理想的凈水方式。目前關(guān)于黃河水經(jīng)常規(guī)處理后進(jìn)行活性炭濾池深度處理的研究報道很少，特別是尚未見比較新鮮活性炭濾池和生物活性炭濾池處理效果的研究報道。因此本章的主要目的是：進(jìn)行比較新鮮活性炭濾池和生物活性炭濾池處理黃河水經(jīng)常規(guī)處理出水中有機物的效果，為將來可能興建的活性炭深度處理工程和后續(xù)運行管理提供參考?！　?lt;/p><p>　　4.2 試驗裝置和運行參數(shù)　　</p><p>　　本

73、研究設(shè)備為有機玻璃制作的并聯(lián)的大小不同的兩種顆粒活性炭濾池，其中體積較大的活性炭濾池（本章稱為活性炭濾池I）內(nèi)填裝有已經(jīng)連續(xù)運行約1.5年的舊炭（掛膜成熟的生物炭）， 而體積較小的活性炭濾池（本章稱為活性炭濾池II）內(nèi)填裝有新炭，兩種活性炭濾池的運行參數(shù)如表4.1所示。試驗原水為常規(guī)工藝處理出水，原水pH約為7.8～8.5，水溫為20~30oC，整個試驗時間為70天。　</p><p>　　表4.1 活性炭濾池的

74、運行參數(shù)　</p><p>　　4.3 活性炭濾池對有機物的去除　　　</p><p>　　4.3.1 活性炭濾池對CODMn的去除　</p><p>　　圖4.1反映了兩種活性炭濾池對CODMn的去除效果，可以看出，原水CODMn經(jīng)常高于 3 mg/L，但經(jīng)過活性炭濾池處理后，其出水都能滿足 CODMn 低于3mg/L 的規(guī)定。雖然活性炭濾池I內(nèi)活性炭是已經(jīng)運行約

75、1.5年的生物炭，但活性炭濾池I對CODMn的去除仍然十分有效，這可能是由于除生物氧化作用去除有機物外，微生物還通過胞外酶降解微孔內(nèi)吸附的有機物達(dá)到對活性炭的生物再生作用，使活性炭在達(dá)到飽和容量之后仍可以繼續(xù)吸附少量有機物?！?lt;/p><p>　　還可以看出，在相同水力停留時間下，活性炭濾池I對CODMn的去除效果明顯低于活性炭濾池II對CODMn的去除效果，其中活性炭濾池I和活性炭濾池II對CODMn的去除率分

76、別為12.2~27.9% （平均值為20.3%）和17.9~52.7% （平均值為31.1%）?！?lt;/p><p>　　圖 4.1 兩種活性炭濾池對CODMn的去除比較　</p><p>　　此外，在本試驗期間內(nèi)活性炭濾池II對CODMn的去除規(guī)律隨時間變化不明顯，即濾池內(nèi)活性炭上生物膜的發(fā)育成熟過程對CODMn的影響不明顯，主要可能原因是：由于CODMn是有機物的綜合性指標(biāo)，其反映的有機

77、物成分十分復(fù)雜，而原水水質(zhì)變化較大，且較短EBCT條件下使活性炭的吸附作用和及試驗后期可能的生物氧化和過濾作用對CODMn的去除作用不完全，因而濾池出水水質(zhì)波動很大?！　?lt;/p><p>　　4.3.2 活性炭濾池對UV254的去除　</p><p>　　圖4.2反映了兩種活性炭濾池對UV254的去除效果，可以看出，在相同水力停留時間下，活性炭濾池I對UV254的去除效果遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于活性炭濾池

78、II對UV254的去除效果，其中活性炭濾池I和活性炭濾池II對UV254的去除率分別為3~38.2% （平均值為21.9%）和38.7~77.6% （平均值為55.9%）。　</p><p>　　在波長254 nm下存在吸光度的物質(zhì)主要為大分子的芳香族化合物，其分子結(jié)構(gòu)復(fù)雜，生物降解性很差，因而生物濾池中微生物主要是通過生物吸附作用去除它們，而生物氧化作用不高。對于活性炭濾池I內(nèi)的活性炭來說，其吸附容量已經(jīng)飽和，

79、因而對大分子芳香族化合物的物化吸附作用較弱。但活性炭比表面積大，表面粗糙，生物很容易附著生長，濾池單位容積有較高的生物量。此外，活性炭上的生物膜的生物絮凝作用與活性炭層的截留作用也能去除水中的懸浮和膠狀的大分子有機物，因而生物活性炭濾池仍能發(fā)揮較好的生物吸附和過濾作用，對大分子的芳香族化合物仍有較好的去除作用?！?lt;/p><p>　　而對于活性炭濾池II內(nèi)的活性炭來說，在試驗初期，大分子的芳香族化合物主要通過新鮮

80、活性炭的物化吸附作用去除；在生物膜的發(fā)育成熟過程中吸附容量仍沒有達(dá)到飽和，仍能有效地發(fā)揮物化吸附作用，此外，形成的生物膜還能發(fā)揮一定的生物吸附和過濾作用?！?lt;/p><p>　　圖 4.2 兩種活性炭濾池對UV254的去除比較　</p><p>　　4.3.3 活性炭濾池對消毒副產(chǎn)物前體物的去除　</p><p>　　氯化消毒在控制人類水生疾病方面起到了十分重要的作

81、用。但近二十年來，人們逐漸發(fā)現(xiàn)，氯作為消毒劑在殺死致病菌的同時卻生成一些致癌的消毒副產(chǎn)物，主要是揮發(fā)性的三鹵甲烷和難揮發(fā)性的鹵乙酸，其中鹵乙酸的致癌能力較高。為了保證飲用水的安全性，各國都制定了嚴(yán)格的飲用水標(biāo)準(zhǔn)，對飲用水中的THMs和HAAs的最高濃度都作了規(guī)定。美國D/DBP I規(guī)定THMs為80 μg/L、HAAs為60 μg/L，D/DBP II規(guī)定THMs為40 μg/L、HAAs為30 μg/L；加拿大規(guī)定THMs為50～10

82、0 μg/L；德國規(guī)定THMs為10 μg/L；WHO規(guī)定三氯乙酸（TCAA）為100 μg/L，二氯乙酸（DCAA）為50 μg/L；日本規(guī)定DCAA為30 μg/L，TCAA為40 μg/L。我國衛(wèi)生部2001年頒布的生活飲用水水質(zhì)衛(wèi)生規(guī)范規(guī)定THMs 類化合物中每種化合物的實測濃度與其各自限值的比值之和不得超過1，且規(guī)定各自的限值：溴仿 為100 μg/L、二溴一氯甲烷為100 μg/L、 一溴二氯甲烷為60 μg/L；并規(guī)定DC

83、AA為50 μg/L ，TCAA為100 μg/L?！?lt;/p><p>　　消毒副產(chǎn)物生成勢間接代表了水中消毒副產(chǎn)物前體物的多少。劉文君和張金松等研究發(fā)現(xiàn)生物活性炭對三鹵甲烷生成勢的去除效果很有限，但Miltner等研究發(fā)現(xiàn)生物處理對三鹵甲烷生成勢有較好的去除。Valaha 等 研究發(fā)現(xiàn)新鮮活性炭濾池通過活性炭吸附作用能有效去除三鹵甲烷前體物，但生物活性炭濾池對三鹵甲烷前體物去除效果明顯惡化?！?lt;/p>

84、;<p>　　圖4.3反映了兩種活性炭濾池對三氯甲烷生成勢的去除效果，可以看出，活性炭濾池I對三氯甲烷生成勢仍有一定的去除效果，對三氯甲烷生成勢的去除率為7.2~46.8% （平均值為19.8%），而活性炭濾池II對三氯甲烷生成勢有很高的去除效果，其去除率為31.3~67.2%（平均值為54.1%)。此外，在試驗期間內(nèi)活性炭濾池II對三氯甲烷生成勢的去除規(guī)律隨時間變化也不明顯，即濾池內(nèi)活性炭上生物膜的發(fā)育成熟過程對三氯甲烷

85、生成勢的影響不明顯，這主要可能原因是：由于三氯甲烷生成勢是間接代表了水中三氯甲烷前體物多少，也是一個綜合性指標(biāo)，其反映的三氯甲烷前體物成分十分復(fù)雜，而原水水質(zhì)變化較大，從而使活性炭的物化吸附作用及試驗后期可能的生物氧化和過濾作用對三氯甲烷前體物的去除作用波動較大。　</p><p>　　圖4.3 兩種活性炭濾池對三氯甲烷生成勢的去除比較　　　</p><p>　　圖4.4反映了兩種活性炭濾

86、池對一溴二氯甲烷生成勢的去除效果，可以看出，活性炭濾池I對一溴二氯甲烷生成勢也有一定的去除效果，對一溴二氯甲烷生成勢的去除率為2.8~27.3% （平均值為11.8%），而活性炭濾池II對一溴二氯甲烷生成勢有較高的去除效果，其去除率為10.8~83.2% （平均值為38.9%）。此外，在試驗期間內(nèi)活性炭濾池II對一溴二氯甲烷生成勢的去除規(guī)律隨時間變化也不明顯，即濾池內(nèi)活性炭上生物膜的發(fā)育成熟過程對一溴二氯甲烷生成勢的影響不明顯。　<

87、;/p><p>　　圖4.4 兩種活性炭濾池對一溴二氯甲烷生成勢的去除比較　</p><p>　　圖4.5反映了兩種活性炭濾池對二溴一氯甲烷生成勢的去除效果，可以看出，活性炭濾池I對二溴一氯甲烷生成勢不但沒有去除效果，反而會引起出水中二溴一氯甲烷生成勢的升高。而對于活性炭濾池II來說，其對二溴一氯甲烷生成勢的去除效果沒有明顯規(guī)律性，有時活性炭濾池II對二溴一氯甲烷生成勢有一定的去除效果，但有時

88、反而會引起出水中二溴一氯甲烷生成勢的升高，其原因尚不清楚。由此也可以看出，活性炭濾池對三氯甲烷生成勢、一溴二氯甲烷生成勢與二溴一氯甲烷生成勢的作用機理不同?！　　?lt;/p><p>　　圖4.5 兩種活性炭濾池對二溴一氯甲烷生成勢的去除比較　</p><p><b>　　4.4 小結(jié)　　　</b></p><p>　　本章進(jìn)行了生物活性炭濾池（

89、活性炭濾池I）和新鮮活性炭濾池（活性炭濾池II）深度處理水中有機物效果的比較研究。活性炭濾池I能有效去除水中的CODMn 、UV254、三氯甲烷生成勢和一溴二氯甲烷生成勢，但在在相同水力停留時間下活性炭濾池II對這些有機物去除效果更顯著?；钚蕴繛V池I對二溴一氯甲烷生成勢不但沒有去除效果，反而會引起出水中二溴一氯甲烷生成勢的升高。而活性炭濾池II對二溴一氯甲烷生成勢有時有一定的去除效果，但有時反而會引起出水中二溴一氯甲烷生成勢的升高?；钚?/p>

90、炭濾池對三氯甲烷生成勢、一溴二氯甲烷生成勢與二溴一氯甲烷生成勢的作用機理不同?；钚蕴繛V池II對CODMn、三氯甲烷生成勢、一溴二氯甲烷生成勢的的去除規(guī)律隨時間變化不明顯?！　　?lt;/p><p>　　5 多種不同類型的組合工藝處理受污染黃河水的研究　　</p><p>　　5.1 研究背景和目的　</p><p>　　汾河、涑水河、渭河和伊洛河等河流是黃河的主要支流

91、，這些支流接受的污染物排放量大，直接影響著鄭州等黃河中下游城市的飲用水水源水質(zhì)。由于黃河水中存在著溶解性有機物增多、氨氮濃度高、水體有異味、色度增高、藻類大量繁殖等問題，而以黃河水為源水的自來水廠，目前多數(shù)仍然沿用以除濁為目的的常規(guī)處理工藝（混凝/沉淀/砂濾）。通過常規(guī)工藝處理雖然可以去除水中許多有毒有害物質(zhì)，但對水體中有機物的去除效果卻不太理想，過濾后的出水仍含有較多的有機污染物，致使引用水中有時含有一定的氣味，這也正是造成飲用水水質(zhì)

92、二次污染的主要原因。因而以黃河為水源而常規(guī)工藝為主體處理單元的自來水廠在供水水質(zhì)安全面臨著嚴(yán)峻考驗?！?lt;/p><p>　　此外，由于黃河水質(zhì)季節(jié)性變化很大，一般而言，夏季和秋季水質(zhì)較好，而冬季和春季水質(zhì)較差。水質(zhì)晝?nèi)兆兓埠艽蟆Ｒ虼藘H靠單一的常規(guī)水處理單元來保障供水水質(zhì)安全是不現(xiàn)實的，除常規(guī)處理單元外，尚需增加深度處理單元或生物預(yù)處理單元和來進(jìn)一步改善供水水質(zhì)和提高供水安全性。本章采用生物預(yù)處理、常規(guī)處理、臭氧

93、氧化、生物活性炭濾池深度處理多種不同形式的組合工藝進(jìn)行處理受污染黃河水的研究，為將來可能興建的以黃河為水源的安全供水工程或已有自來水廠的改造提供一定參考?！　　?lt;/p><p>　　5.2 全流程組合工藝I型處理受污染黃河水的研究 　</p><p>　　5.2.1 試驗裝置和運行條件　　　</p><p>　　本試驗采用中試規(guī)模的陶粒濾池生物預(yù)處理、常規(guī)處理及臭氧

94、活性炭深度處理組合工藝I型，試驗原水為柿園水廠進(jìn)廠水（黃河原水經(jīng)兩次沉砂處理），試驗工藝流程和工藝運行參數(shù)分別如圖4.1和表4.1所示。本試驗時間水溫為5～15oC，原水pH約為8。在本研究之前生物陶濾池內(nèi)和活性炭濾池內(nèi)生物膜已經(jīng)掛膜成熟并經(jīng)歷了約5個月的連續(xù)運行。本試驗研究時期為2004年2月23日～2004年5月17日，其中2004年2月23日～2004年4月14日沒有投加臭氧，因而深度處理工藝其實僅是生物活性炭過濾工藝，2004年

95、4月15日～2004年5月17日，臭氧投加量約為1 mg/L。本試驗研究期間，混凝劑（聚合鋁）投加量較低，僅為5 mg/L。組合工藝進(jìn)水流量為 1 m3/h。各生物處理單元出水溶解氧濃度高于5mg/L。　　</p><p>　　圖 5.1 處理黃河水的全流程組合工藝I型流程圖　</p><p>　　表5.1 組合工藝I型各單元運行參數(shù)　</p><p>　　5.2

96、.2 全流程組合工藝I型對污染物的去除　　　</p><p>　　5.2.2.1 全流程組合工藝I型對CODMn的去除　</p><p>　　圖5.2反映了組合工藝I型對CODMn的去除情況。由圖4.2中數(shù)據(jù)計算得知：本試驗研究期間原水CODMn為3.20 ～4.93 mg/L（平均值為4.22 mg/L）；陶粒生物濾池預(yù)處理率為 4.8~22.7%（平均值為9.1%）；常規(guī)工藝去除率為

97、2～20.6%（平均值為11%）；未投加臭氧時深度處理工藝去除率5.7~19.9%（平均值為12%），而投加臭氧時深度處理工藝去除率15.6～29.5%（平均值為21.4%）。由此可以看出，臭氧的投加能有效提高深度處理工藝對CODMn的去除效果。此外，由圖4.2中數(shù)據(jù)還可得知，未投加臭氧時組合工藝對CODMn的總?cè)コ蕿?0.4~35.6%（平均值為27.2%），投加臭氧時組合工藝對CODMn的總?cè)コ蕿?4.4~53.3%（平均值為4

98、1.3%）且組合工藝最終出水都能滿足CODMn≤3 mg/L。 　</p><p>　　圖 5.2 組合工藝I型對CODMn的去除　</p><p>　　5.2.2.2 全流程組合工藝I型對UV254的去除　　　</p><p>　　圖5.3反映了組合工藝I型對UV254的去除情況。本試驗研究期間原水UV254為0.0692~0.1592（平均值為0.1128）時

99、，陶粒生物濾池對UV254有較高的去除率（7.3～30.4%，平均值為17%），這是由于陶粒上附著生物量及陶粒間隙之間的生物絮體能發(fā)揮一定的吸附、絮凝作用，能達(dá)到良好的截留懸浮物的效果。常規(guī)工藝對UV254 的去除率為0.5~28.9%（平均值為10.3%）。未投加臭氧時深度處理工藝對UV254 的去除率15.7~39.2%（平均值為24.3%），而投加臭氧時深度處理工藝對UV254 的去除率37～63%（平均值為53.2%）。由此可知

100、，臭氧的投加能大大提高深度處理工藝對UV254的去除效果。這是由于臭氧是一種強氧化劑，容易與水中的有機物的—C=C—雙鍵反應(yīng)。臭氧與有機物反應(yīng)的結(jié)果是通常是分子量變小，芳香性消失。此外，由圖5.3中數(shù)據(jù)還可得知，未投加臭氧時組合工藝對UV254的總?cè)コ蕿?3~54.6%（平均值為42.7%），投加臭氧時組合工藝對UV254的總?cè)コ蕿?8~71.3%（平均值為66%）?！?lt;/p><p>　　圖5.3 組合工藝

101、I型對 UV254的去除　　　</p><p>　　5.2.2.3 全流程組合工藝I型對三氯甲烷前體物的去除　　　</p><p>　　飲用水氯化消毒后可能產(chǎn)生多種消毒副產(chǎn)物，其中三氯甲烷是研究和報道較多的一種消毒副產(chǎn)物。三氯甲烷生成潛力間接代表了水中三氯甲烷前體物的多少。表5.4反映了原水和組合工藝各單元出水的三氯甲烷生成潛力，可以看出，組合工藝各單元對三氯甲烷前體物都有一定的去除效果。

102、　　</p><p>　　表 5.4 組合工藝I型對三氯甲烷前體物的去除　　</p><p>　　5.2.2.4 全流程組合工藝I型中氮的轉(zhuǎn)化規(guī)律　</p><p>　　圖5.4反映了組合工藝I型對氨氮的去除情況。由圖5.4中數(shù)據(jù)計算得知，本試驗研究期間原水 氨氮為0.08~0.76 mg/L（平均值為0.34 mg/L）時，陶粒生物濾池對氨氮有較高的去除率（

103、20～77.6%，平均值為54.6%），而常規(guī)工藝對氨氮也有一定的去除作用（0～75%，平均值為22.3%）?！?lt;/p><p>　　圖5.4 組合工藝I型對氨氮的去除　　</p><p>　　一般認(rèn)為，臭氧能通過氧化作用把氨氮轉(zhuǎn)化成硝酸鹽氮，從而臭氧氧化后水中氨氮濃度降低。但由圖5.5可知，臭氧氧化后氨氮濃度反而升高，這主要是由于有機氮在臭氧作用下轉(zhuǎn)化成氨氮所致。雖然后續(xù)活性炭濾池有一

104、定生物硝化作用，但活性炭濾池出水氨氮濃度仍然較高。由圖5.4中數(shù)據(jù)計算得知，未投加臭氧時深度處理工藝對氨氮去除率是0~100%（平均值為26.1%），而投加臭氧時深度處理工藝去除率是 -15.6～5.9%（平均值為-6.4%）。這說明在投加臭氧時深度處理工藝對氨氮的處理效果反而變差。　</p><p>　　圖5.5 投加臭氧時氨氮濃度在深度處理工藝各單元中變化　　</p><p>　　如

105、表 5.5所示，臭氧氧化后水中有機氮濃度的減少值遠(yuǎn)大于氨氮濃度的增加值，說明臭氧氧化過程中確實有部分氨氮發(fā)生了轉(zhuǎn)化。但臭氧氧化后水中硝酸鹽氮沒有明顯變化而總氮濃度也有所降低，說明臭氧氧化過程中發(fā)生了氮的流失?！?lt;/p><p>　　表 5.5 臭氧氧化過程中氮的轉(zhuǎn)化　</p><p>　　注：由于凱氏氮定義為氨氮和有機氮之和，可以通過凱氏氮和氨氮的測定值計算出有機氮?！?lt;/p>

106、;<p>　　Haag等研究結(jié)果表明，如果存在溴離子時氨氮臭氧氧化過程中可能被分解成氮氣。而長期監(jiān)測資料表明，進(jìn)水中溴離子濃度較高（約0.2 mg/L），因此在本研究中臭氧氧化過程中氮的“流失”可能是氨氮被分解成氮氣造成的，而氨氮并沒有轉(zhuǎn)化成硝酸鹽氮。本研究中臭氧氧化過程中氮的轉(zhuǎn)化關(guān)系基本可以用以下公式表示：　</p><p>　　圖5.6反映了組合工藝I型對亞硝酸鹽氮的去除情況。由圖5.6可知，組