从鹊华水厂改造工艺看制水深度处理应用

1、中国水毎设备材科奏第四届水厂净化工艺设备暨水质捻测设备应用技术交流研讨会从鹊华水厂改造工艺看制水深度处理应用济南泉城水务有限公司王权摘 要：介绍了鹊华水厂改建工艺流程，特别对潔度处理工艺一臭氧活性炭技术的 实施从原理上进行了分析，并指出其在工艺处理上的针对性作用0关键词：深度处理 臭氧活性炭 给水工艺 峥林一、鹊华水厂生产工艺流程框图（如图1） # *中国水毎设备材科奏第四届水厂净化工艺设备暨水质捻测设备应用技术交流研讨会 # *中国水毎设备材科奏第四届水厂净化工艺设备暨水质捻测设备应用技术交流研讨会nunPAJ!礬;I li I理E耐?<t-E-. 261 *第四届水厂净化工艺设备暨水

2、质检测设备应用技术交流研讨会中EP水协备材料委鹊华水厂的老净水工艺属于混凝、沉淀、过滤、消毒这种老“四架马车”。那么,鹊华水 厂改造的新工艺又有什么特点呢？这种工艺又如何针对水厂原水的嗅和味、微污染有机 物做岀相应的针对处理方式呢？二、新工艺流程及工作原理简介（一）中JL式高密度沉淀池中置式高密度沉淀池所采取的主要技术是载体絮凝技术，这是一种快速沉淀技术，其 特点是在混凝阶段回流投加高密度的不溶介质颗粒（主要是生产产生的污泥），利用介质 的重力沉降及载体的吸附作用加快絮体的“生长”及沉淀。其工作原理是首先向水中投加 混凝剂（如聚合氯化铝），使水中的悬浮物及胶体颗粒脱稳，然后投加高分子助凝剂和回

3、 流密度较大的污泥颗粒，使脱稳后的杂质颗粒以污泥颗粒为絮核，通过高分子链的架桥吸 附作用以及污泥颗粒的沉积网捕作用,快速生成密度较大的矶花。从而大大缩短沉降时 间，提高沉淀池的处理能力。与传统絮凝工艺相比，该技术具有占地面积小、工程造价低、 耐冲击负荷等优点。鹊华水厂每格沉淀池包括混合池1座、絮凝池2座，絮凝池设置在混合池两侧，呈对称 布置。整个池体按功能可分为混合区、机械絮凝区、自然絮凝区、污泥浓缩区、斜骨分离区 5部分。；原水由2根DN1200管道分为4根DN900管道，分别接入快速混合池，混合池尺寸 3.4x3. 4m,采用机械混合，机械混合室设在池体中央，有效混合时间约308。混凝剂投

4、加 在原水中，在快速搅拌器的作用下同原水中悬浮物快速混合,通过中和颗粒表面的负电荷 使颗粒“脱稳”，形成小的絮体然后进入机械絮凝池。絮凝剂促使进入的小絮体通过吸附、 电性中和和相互问的架桥作用形成更大的絮体，提升搅拌器的作用是既使药剂和絮体能 够充分混合又不会破坏已形成的大絮体。在絮凝池出口加入PAM助凝剂，帮助沉淀和协 助去除水体中有机物。絮凝反应池尺寸4.4 x4.4m,反应时间约4min。絮凝池采用机械 回流式提升搅拌絮凝方式,回流量7-10倍，使原水絮凝拉升、由导流墙导入2侧沉淀区， 每侧沉淀区尺寸为17. 2 x4. Orn,分上下二部分。上部分为自然絮凝区，下部分为污泥浓缩 区。沉

5、淀的污泥沿着斜管下滑然后跌落到池底，污泥在池底被浓缩。刮泥机上的栅条可 以提高污泥浓缩效果，慢速旋转的刮泥机把污泥连续地刮进中心集泥坑。一部分污泥经 污泥循环泵回流到絮凝池中，其余部分则被通过排污泵直接排出至污泥池。斜管分离区上层为斜管区，斜管采用乙丙共聚塑料管，长1000mm,安装水平倾角60。, 内切圆直径25mm。高浓度泥水经斜管快速沉淀后，清水经上部的集水槽出水，清水区上 升流速43mm/8o斜管上部布置集水槽，沉后水经集水槽汇集后通过连接管道接入下一 处理构筑物一臭氧接触池。263中国水处设备材料美第四届水厂净化工艺设备皆水质检测设备应用技术交流研讨会沉淀池中间设污泥回流泵房，内设污

6、泥回流泵、PAM投加装置及H2O2投加装置。PAM投加装置按每格设2个投加点，即回流污泥管上设1点，混合池出水处设1点。H2O2 投加量按照臭氧设计最大投加量为1. 5mg/L和H2O2/ 03摩尔比0. 5设计,出。？的有效浓 度30%，密度为1. llkg/L,H2O2投加量为14I7h。(二) 臭氧接触池臭氧设计最大投加竄为3. Omg/L,平均1. 5mg/L0接触池分三段，采用密闭对流接触 方式,在接触池下部采用微孔曝气，臭氧上向流，水流下向流，以达到充分反应。臭氧接触池设计停留时间约1415mino在接触池上设尾气管，臭氧尾气处理装置设 于臭氧接触池上，以防止臭氧尾气散逸到大气中产

7、生二次污染。臭氧接触池后设跌水约0. 50m,出水采用渠道方式(三) 活性炭滤池.活性炭滤池采用上升流形式，设计规模为20万m'/d,分为12格，分双排布置，设中间 管廊。活性炭滤池进水采用渠道方式，进水总渠内原水通过进水堰板后进入单格进水渠， 再通过DN600管道引入滤池下部的配水配气渠，原水在配水配气渠向上出流通过配水管 配水，经过0.45m厚的承托层后进入活性炭滤层。活性炭滤池单格有效面积60. 48卅,设计空床滤速12m/h,活性炭滤层厚3. 0叫接触 时间15min；活性炭吸附池采用气冲方式，强度为15L/(m2s)。活性炭选用颗粒活性炭,炭粒为20 50目，水浸湿颗粒密度V

8、I. 4g/cm3。活性炭滤池出水通过500 X500集水槽汇集后流入出水总渠，渠道宽度为1.6mo滤池 两侧出水通过DN1200管道汇入DN1800出水总管。(四) V型滤丸V型滤池进水由2条进水总渠引入，每条渠道两端各设混合池1座，平面尺寸1.8x1. 8m,有效混合时间约20s,在此投加助滤剂进行微絮凝。滤池分为12格,采用双排布置，单格滤池面积为91.26m2,滤速为8.0m/h,滤料采用 天然石英砂,滤层厚1.2«n,有效粒径0. 85mm,不均匀系数=1.3,下设0.10m承托层。滤池反冲洗方式采用气水反冲洗加表面扫洗，长柄滤头布水布气方式。设计参数为： 气冲方式采用强度

9、为15.3iy(m2 s),小水冲强度为2.5L/(m2s),大水冲强度为4. 7L/ (m2 -8)；表面扫洗强度为2. 2217(m2s)。滤池进水、反冲洗进水、反冲洗排水、反冲洗进气和初滤水排放阀均采用气动蝶阀，口 径分别为闸板阀500 x 500.蝶阀DN500、闸板阀800 x800、DN400及DN200,清水岀水阀采 用气动调节阀，口径为DN450,保证滤池运行基本处于恒水位过滤状态。本滤池在反冲洗结束滤池运行初期，实行排放初滤水措施，通过DN400管道排放至V 262 -第四届水厂净化工艺设备暨水质检测设备应用技术交流研讨会中国水协设备材科委型滤池前以再利用。反冲洗气源、气动阀

10、门气源及反冲洗水源由鼓风机房的罗茨鼓风机、空压机和反冲洗 水塔提供。反冲洗过程控制由PLC来自动完成。三、新工艺的针对性处理措施(_)针对原水的异嗅异味1、饮用水中嗅味的种类及其代表性的化合物(1) 土味、霉味、腐嗅味的化合物饮用水中的土臭素(反二甲基反蔡烷醇)、2 -甲基异茨醇(2 - MIB)和2,4,6 三 氯茴香醛(TCA)是已经确认的一组嗅味物质，研究证明土臭素是饮用水产生土味的原因 之一,2 - MIB能产生霉味,TCA可以在给水供水管网中产生，是三氯苯酚通过生物甲基 化过程转变的产物。此外，苯酚浓度在O.lg/L时也产生每味。(2) 氯味、臭氧味化合物次氯酸和次氯酸盐离子有相同的

11、漂白剂味嗅描述。当一氯胺的浓度是0. 5 1. 5mg/L 时，它的强度级别是2.0(很轻)。除非一氯胺的浓度超过5mg/L,在饮用水中很少引起嗅 味问题。当二氯胺的浓度在0. 1 05mg/L之间时，它的嗅味强度级别是4(轻的)至8(适 中)。然而当二氯胺的浓度达到09l3mg/L,嗅味为适中到非常强烈，或是非常讨厌、 难以忍受。(3) 芬香味、蔬菜香味、果味、花香味的化合物用臭氧氧化时产生碳链中碳原子数大于7的高分子醛(庚醛)，具有果味的嗅味。在 这些直链醛中，癸醛具有果味/橘子味的嗅味，可以作为这类醛的代表化合物。(4) 药味的化合物嗅味物质中漠酚是产生药味的化合物。已经确定供水管网中存

12、在的澳酚是由于从涂 层物质上淋溶下来的苯酚与水中存在的澳离子和氯发生反应的产物。(5) 草味、干草味、稻草味的化合物在给水中，到目前为止只对两种干草味的化合物进行了定性，即顺3 已烯亠醇和乙酸 顺3已烯1 醇酯。在藻类繁殖的湖水和经过处理的水中还发现了环柠檬醛，已经定性为 引起干草味、木头味的嗅味物质。(6) 腥嗅味和腐嗅味的化合物在早期的嗅味物质年轮中腥嗅味和腐嗅味的化合物统称为腥嗅味化合物。通过最近 研究，腥嗅味的化合物已经改成腥嗅味和腐嗅味化合物。在臭氧处理的饮用水中存在腐 嗅、油味和肥皂味的嗅味。腥味的嗅味有可能是自然产生的。沼泽味、腐败味、硫磺味的化合物263中 国水协设备材料委第四

13、届水厂净化工艺设备叠水质检测设备应用技术交流研讨会二甲基二硫化物是一种已经定性为具有腐败蔬菜嗅味的化合物，已经定性的其它具 有腐烂蔬菜味的嗅味化合物是2 异丁基3 甲氧基毗嗪和2 异丙基3 甲氧基毗嗪。（8）化学品味32味、混杂味的化合物饮用水和湖水中的甲基叔丁基K（MTBE）是地下储罐泄露和作为外置马达的燃料使 用中产生的一种嗅味物质。MTBE用在氧化燃料中以减少烟雾。其嗅味描述为煤油味和绘味。以上介绍了嗅味年轮中所列举的饮用水中致嗅物质种类，主要依据的是欧美等一些 发达国家研究人员针对本国实际问题研究的结果。不良嗅味是国内外饮用水处理中常见的问题，虽然其对人体健康的影响尚不明确，但 它降低

14、了饮用水的质量，引起了用户的抱怨及对水质的怀疑。2、去除水中异味的方法饮用水的嗅味主要包括土霉味、鱼腥味、芳香臭和青草味等，嗅味物质以引起土霉味 的土臭素（GSM）和二甲基异冰片（MIB）最为常见。土臭素（GSM）和二甲基异冰片（MIB） 均为饱和环叔醇类物质，是放线菌和蓝绿藻的二级代谢物，具有挥发性。因土臭素而引 起的气味问题几乎遍及世界各地，现已发现有22种放线菌、15种蓝藻、2种真菌、1种粘 液性细菌可生成GSM,在含有土霉味的鱼肉中也可得到GSMO二甲基异冰片具有樟脑/土 霉味，可由几种链霉菌,16种放线菌、4种蓝藻所产生，是一种白色固体结晶。当这两种 半挥发物质在水中浓度超过其嗅阈值

15、时，人们就会闻到土味、霉味。国内有关异嗅物质的研究较少，中科院曾对我国武汉东湖水体中GSM和MIB进行了 调査，结果GSM为0 313 ng/L, MIB为10 317 ng/L,且MIB为东湖水体产生土霉味的 主要成分，在嗅味发生的高峰期其浓度高出其嗅味阈值的十几倍。我公司水库原水中存 在一定浓度的GSM和MIB,且GSM的含量高于MIB的含量。随着人民生活水平的提高，改善饮用水水质,控制和去除饮用水中GSM和MIB已成 为目前水处理领域研究的热点，同时也是为确保饮用水安全而亟待解决的问题之一。（1）常规水处理工艺采用常规的给水处理工艺很难去除水中的霉臭味。中试研究表明，原水经混凝一沉 淀一

16、过滤后，出水GSM去除率为11.5% , MIB去除率为20.7%。采用过滤工艺的去除 率较低，而气浮工艺去除率相对较高。但常规的给水处理工艺难以使出厂水中GSM和MIB含量降至10 ng/L以下。（2）吸附处理A、粉末活性歩（PAC）吸附在澳大利亚，PAC是用于去除嗅味物质的主要方法。因为其相对廉价,可根据需要灵264第四届水厂净化工艺设备暨水质检测设备应用技术交流研讨会中GB水协饮备材料委活应用，并可在水厂处理流程的不同点使用。PAC用于缓解嗅味问题，受活性炭种类、PAC 投加位置和投加量、混凝剂投加量、原水水质如浑浊度、水中天然有机物(NOM)的浓度和 性质的影响，(a) 活性炭种类的影

17、响.有研究发现木质活性炭对MIB的吸附不如椰壳炭和煤质炭，这与活性炭的孔结构、 孔径分布、表面化学性质有关;(b) PAC投加位置和投加量的影响PAC最普遍的投加位置是在混凝的快速混合阶段，因为这可使PAC与剩余污泥一起 处置。但PAC的最佳投加点是在沉淀池进口，因为这时水中的胶体颗粒已形成小矶花，减 少了粉末活性炭被矶花包裹的可能性，此时水中大分子有机物大部分被絮凝或被絮体吸 附，有利于粉末活性炭和水中剩余有机物的接触吸附，充分发挥粉末活性炭的效能。PAC 投加量越大,GSM和MIB的去除率越高，一定浓度的PAC对二者的去除率与原水中二者 的初始浓度不甚相关。GSM初始浓度为106 -220

18、 ng/L时，30 mg/L的PAC对GSM去除 率为87.3% -70. 4%。只有初始浓度为44 ng/L时，5 mg/L的PAC对GSM的去除率明 显高于其他初始浓度的去除率。MIB浓度为112 - 158 ng/L时，30 mg/L的PAC对MIB 的去除率为61.5% -48.8% ,50 mg/L的PAC对MIB的去除还不到70%；(c) 混疑剂投加量、浑浊度的影响当铝盐和量增加时，MIB的去除量下降。同时，浑浊度的存在也会降低MIB的去除 量。去除效果与絮体的尺寸和密实度有关，在浑浊度存在和铝盐剂量增加的情况下絮体 尺寸和密实度随之增加。PAC颗粒结合到大絮体中，减少了与水的混合

19、效率和MIB分子 的扩散动力；(d) 天然有机物(NOM)浓度和性质的影响在天然水体中，从ng/L到jig/L的溶解性低分子量憎水型有机物(V 400 Da)和mg/ L的天然有机物(>400 Da)都会改变吸附等温线，降低MIB的吸附容量。尤其是与MIB 有相似性质和结构,均为低分子量、低UV吸光值和色度、高脂肪族的性质、相对低的敖基 和氧含量的物质，可直接与MIB竞争活性炭中的吸附位。B、PAC和高链酸钾联用用高镭酸钾和粉末活性炭联用处理有土腥味和爲烂味的原水时，高链酸钾的氧化作 用和高错酸钾被还原后的新生态二氧化链的吸附作用对去除GSM和MIB有主要贡献。 高错酸钾和PAC对二者的

20、去除有协同作用。lmg/L的高链酸钾和10 mg/L的粉末活性炭 联用时平均去除率可以达到92%以上。C、颗粒活性炭(GAC)的吸附当为解决嗅味问题须长期持续使用PAC时,PAC的投加量必须随GSM和MIB浓度的265 变化而变化，因此供给速率不易控制，这时使用GAC较为经济。在合理的设计和维护之 下，GAC吸附剂可在嗅味物质浓度较低的情况下运行几年后再更换。活性炭的碘值等的 大小，与活性炭对GSM和MIB的吸附容量大小并不一一对应。因此，用常规活性炭物化 指标不能表征活性炭对GSM和MIB的吸附特征。GAC±附着了生物膜形成生物活性炭(BAC),与臭氧联用后，通过臭氧的氧化、活性

21、炭的吸附和微生物的代谢作用强化了对CSM和MIB的去除。传统工艺(混凝一沉淀一过滤)后分别用GAC和BAC对GSM和MIB进行去除，运行 GAC时对原水中初始浓度为15. 6 ng/L的GSM的总去除率为57.0% 713% ,对初始 浓度为82ng/L的MB的总去除率为54. 9% 71. 9%。运行BAC时对GSM的总去除率为 67. 3% -82. 7% ,对 MIB 的总去除率为 62. 2% -74. 4%。日本的某水厂在传统工艺沉淀和过滤中间加入了臭氧-生物活性炭除嗅味系统。尽 管原水中MIB的浓度变化很大，但经臭氧-活性炭处理后MIB可基本被全部去除。E、沸石吸附用高硅沸石(Si

22、O2/Al2O3 =80)作为去除GSM和MIB的吸附剂。10 mg/L的粉末沸石 对蒸tS水中GSM去除率为84% , MIB去除率为26%。沸石是一种独特的吸附剂,它的吸 附性质对某种大小和形状的吸附物有针对性。沸石的孔径几乎相同，那些直径大于孔径 的分子不能吸附于其上。而当吸附物分子比孔稍小时，它在孔上的吸附和扩散就很迅速。 与GSM和MIB极性相似但分子较小的物质不如GSM和MIB的吸附性强,极性稍大的物 质往往保留在水中，分子比孔径大的物质全部被排斥。这种高选择性使得高硅沸石对 GSM和MIB的吸附效率不会因水中腐殖酸和硬度的存在而降低，同时沸石吸附的工作周 期也因此增长。臭氧和沸石

23、的联合使用可加强MIB的降解。用臭氧吸附氧化工艺降解MIB,采用高 硅铝比(SiO2 /A12O3 =70) USY沸石作吸附剂，憎水型有机物MIB吸附在其上并在微孔 中富集。MIB的浓缩能够提高它与臭氧反应的速率。臭氧对MIB的降解系数在USY (5>02/03=70)做吸附的条件下是无吸附剂时的11000倍，高硅沸石的吸附显著加强 了 MIB的降解速率。在没有USY沸石存在的情况下，停留时间4 min,臭氧浓度为7 mg/L 时，只有20%的MIB被降解。而在USY (Si02/Al203=70)存在的情况下，臭氧浓度仅为 0. 07 mg/L时就在12s内降解了 75%的MIB。粉

24、末沸石可直接投加在反应池中，也可制成颗粒沸石作为滤池的滤料对GSM和MIB 进行去除。沸石工艺与活性碳工艺相比有更多优越性，但其高成本和高运行费用使之得 不到广泛应用。综上所述，发现GSM比MIB有更好的被吸附性。这种差别可能是由于其结构的不同 266 第四届水厂净化工艺设备暨水质检测设备应用技术交流研讨会中B0水协设备材料妾导致的。GSM有较低的溶解度和分子量并有更平直的结构,所以较容易吸附到活性炭和 沸石缝隙状的小孔中。3、氧化剂氧化专家研究表明，GSM和MIB具有抗氧化作用。20mg/L的在16 h的接触时间内对 120 ng/L的GSM有25%的去除率。4 mg/L的C1O2在相同的接

25、触时间内有60%的去除 率。高达50mg/L的高猛酸钾在2 h的接触时间内不能氧化GSM；5 mg/L的Cl?和115 mg/ L的CIO?对MIB的去除率在72h内还不到50%。相对于其他氧化剂来说，臭氧对GSM和MIB的氧化较为有效。臭氧能破坏嗅味物质 的双键使其断裂形成酮、酸、醛，同时破坏藻类的代谢来去除它们。在臭氧工艺中，有机物 被分子臭氧和水中的氧自由基所氧化。研究证明MIB和GSM的臭氧氧化主要通过氧自由基起作用，并且水中天然有机物 (N0M)的存在对两种物质的氧化可起重要作用。在有机纯水中，高达8 mg/L的臭氧只 能氧化不到30%的MIB和GSM ；2 5 mg/L的臭氧可降解

26、天然水体中75% 100%的MIB 和 GSM。4、光催化氧化在合适的反应条件下，有机物经光催化氧化的最终产物是二氧化碳和水等无机物, 所以该方法可能会使GSM和MB完全氧化。5、生物方法比较广泛采用的主要是地下渗滤和生物膜法。地下渗滤是指水通过地下沙层，嗅味物质与其中含有的各种微生物进行反应，此外 还有过滤、吸附作用和化学反应等，此工艺常作为传统处理的预处理或者后处理。生物膜 是在反应器内填充颗粒填料，常用的填料包括颗粒活性炭、陶粒、砂和沸石。经过充氧的 水以一定的速度流经填料层，水流中的微生物不断附着在填料表面，逐渐生长覆盖填料 表面，形成生物膜，生物膜以水流中的有机物和无机物为基质，通过

27、微生物的自身生命活 动氧化、还原、合成等过程，使水中嗅味污染物得到降解和去除。综上所述，饮用水中典型的嗅味物质GSM和MIB,由于它们在水中浓度和嗅阈值都很 低，造成了处理难度的增加。传统工艺对其去除极其有限，因此需要根据水源的实际情况 选择适合的工艺。PAC和GAC是普遍使用的较为经济有效的方法，但原水水质对吸附影 响复杂。沸石吸附有诸多优点，但成本昂贵。GSM和MIB的结构决定了它们不易被一般 氧化剂所氧化，而臭氧对其氧化有一定效用，如果和吸附剂GAC或沸石结合则会有更好 的效果。光催化氧化是一种高效、有潜力的方法，但因其去除机理、反应条件和中间产物 等有待于进一步研究，从而影响了其应用前

28、景。生物方法需控制好适应菌落的生长的稳 267 定性，否则收效甚微。吸附法对GSM去除效果较好，生物法对MIB去除效果较好。各种 方法单独使用的效果不及有协同作用的两种或多种方法联用的效果好，若要获得更高的 去除率，则优先采用诸如臭氧生物活性炭等方法的联用。我厂新工艺采用了臭氧活性炭的深度处理方式,那么我们来了解一下这种工艺的特 点。一、活性炭吸附净水原理活性炭是一种非极性吸附剂。外观为暗黑色，有粒状和粉状两种。近几年又发展了 球状活性炭、浸透型活性炭和高分子涂层活性炭等新的品种。主要成分除炭以外还含少 量的氧、氢、硫等元素，以及水分、灰分。其具有巨大的比表面积（通常比表面积高达500 170

29、0亦允,即每克活性炭的表面积为500 1700m2）和特别发达的微孔。吸附性能和化学 稳定性良好，可以耐强酸、强碱，能经受水浸、高温、高压作用，不易破碎。活性炭吸附水中 溶质分子是一个复杂的过程，是几种力综合作用的结果，包括离子吸引力、范德华力、化学 亲合力。根据吸附的双速率扩散理论认为，吸附是一个由迅速扩散和缓慢扩散两阶段构 成的双速过程，迅速扩散在数小时内即完成，发挥了 60% 80%活性炭的吸附容量。迅速 扩散是溶质分子在碳粒内沿径向均匀分布的阻力小的大孔隙中扩散的过程。这些大孔隙 产生径向的扩散阻力。当分子从大孔进一步进入与大孔相通的微孔中扩散时，由于受到 狭窄孔径所产生的很大阻力，从

30、而极为缓慢。微孔也是在碳粒内均匀分布，但不构成径向 的扩散阻力。影响粉末活性炭吸附的因素涉及溶质分子扱性、分子量大小、空间结构，这 一点取决于水源水质的特征。活性炭对不同的物质分子具有选择吸附性。投加粉末活性碳后，水体相当部分有机 物得到去除，水体中胶状物质含量减少，表面粘度下降。粉末活性碳吸附在絮凝物上，有 利于絮体的架桥,能改善絮体的结构。除有良好的去除有机污染能力，同时还具有良好的 助凝作用,使出水COD"色度、浊度大幅度下降。同时活性炭对水中的致癌物与致突变物 及其含酚化合物均有良好的去除效果。粉末活性炭对人工合成化学物的吸附去除主要取 决于该化合物的类型。在选择投加点吋,要

31、有充足的搅拌条件，使粉末活性炭能快速与处理水有良好的混合 接触;尽量延长粉末活性炭与水体接触吸附时间，充分利用粉末活性炭的吸附能力，提高 吸附率;选取粒径小和中孔较发达的木质粉末活性炭,使同等重量的活性炭吸附面积相对 大,提高活性炭对有机物的吸附效能;尽量减少水处理药剂对吸附的干扰（如氯、高错酸 钾、混凝剂等）；根据投加量的多少、场地条件选取干式或湿式投加。二、生物活性炭的作用机理生物活性炭内吸附与生物降解协同去除有机污染物。生物活性炭法处理水的过程, 268第四届水厂净化工艺设备瓷水质检测设备应用技术交流研讨会中国水协设备材料委涉及活性炭颗粒、微生物、水中污染物（基质）及溶解氧等4个因素在水

32、溶液中的相互作 用。1、活性炭对污染物和溶解氧有着吸附作用前面已经详细解释了活性炭吸附净水的原理。2、微生物对污染物质和溶解氧有着利用作用生物膜上的微生物可以利用水中的溶解氧或化合氧（如NO2>NO3.SO4等）降解污染 物并从中获得能量和营养进行增殖。3、微生物与活性炭颗粒之间存在着协同降解作用活性炭表面生长的微生物主要在活性炭外表面及大孔内，不影响过渡孔（即中孔）及 微孔的吸险作用。微生物可以通过对有机物的降解提髙活性炭的吸附容量，延长活性炭 的使用寿命。对此有两种观点。.一种观点是生物活性炭胞外酶再生假说，认为在生物活性炭表面生长的微生物个体 大约是大小，不能进入活性炭的主要吸附区

33、一微孔区（直径<4 nm）,而微生物分 泌的细胞外酶直径是lnm数量级，所以有一部分酶主要是水解酶可以扩散进入活性炭的 微孔内，与吸附质进行生物反应,形成酶-基质复合体，使活性炭的吸附能力得以恢复。 国内20世纪80年代末，有人对生物活性炭胞外酶再生假说进行试验与分析，认为胞外酶 假说不适合美国环保署于1997年发布的129种重点污染物，因此，也就不适用于水质净 化。也有人进行了吸酚饱和炭的生物再生试验，通过试验结果分析认为:生物活性炭再生 系统中，可能发生细胞自溶现象,细胞内的氧化还原酶仍有可能通过某些生物现象进入溶 液中，与活性炭表面被吸附的物质直接反应。另一种观点认为微生物的降解作

34、用改变了活性炭的物理吸附平衡，使生物活性炭得 以再生。人们从活性炭的物理吸附特性及微生物氧化作用分析:活性炭表面生长的微生 物群，不但可以降解水中的有机物质,同时也降解活性炭内已吸附的有机物质。由于活性 炭表面微生物膜内的有机污染物浓度最低，所以引起水中有机物借助液相中的浓差推动 力和活性炭对有机物的吸附势能，向活性炭表面微生物膜扩散。同时，活性炭内已吸附的 有机物则由于其表面的浓度差，而获得保持吸附平衡的解吸力，也向活性炭表面微生物膜 扩散。此时微生物在水和活性炭两个方向的有机物扩散供给下，得到充足的营养,生物活 性高、繁殖快，在适宜的环境下提高了活性炭的吸附容董。在常规的顆粒生物活性炭反应

35、 器中，由于载体外观形状的不规则性，活性炭颗粒上不同位点在循环流化体系中受到流体 剪切的程度也相应表现出不均匀性，导致微生物在载体上的分布表现出独特的空间和微 生物生理分布特征。即在载体表面某些部位生物膜始终较厚，该部位微生物在载体上生 长代谢周期较长，体型较大;反之，在生物膜相对较薄部位的微生物则处在旺盛的分裂生 殖阶段，不断吸收水中养分而以生物群的形式在载体上扩张。同时,生物膜在活性炭表面 的覆盖并不完整，而在这些活性炭表面生物膜裸露的位点上,基质可以更容易地渗入颗粒 内部并发生粒子内的扩散和解吸作用，导致该位点上活性炭仍保持良好的吸附性能，这恰 好可以解释生物活性碳反应器具有较高生物膜活

36、性的机理。相关资料也表明，在适当的 温度和营养条件下，生物活性碳可以同时发挥活性炭的物理吸附和微生物降解作用。在饮用水处理上,臭氧-生物活性炭技术是二十世纪6、70年代首先从欧洲、北美应 用与推广的一种饮用水深度处理工艺，它运用臭氧氧化和生物活性炭滤池联用方式，将臭 氧化学氧化,活性炭物理化学吸附、生物氧化降解及臭氧灭菌消毒四种技术集合于一体, 对消除原水中微量有机物和氯消毒副产物的前驱物等有机指标，提高饮用水的安全性具 有良好的效果。三、主要运行参数范围及各种要点1、生物活性碳主要运行参数活性炭粒径：20-50目(0.3 0.8mm),运行周期：3 4年，空床停留时间：2030 min,预臭

37、氧投加量：15 2.5 mg/L (当水中有酚、有机磷农药等污染物时，投加量在4 mg/L以上)，水力负荷：810 m3/(m2h),床高：3 m 2、生物活性炭法的应用条件和操作要点正确的应用方法和严格的操作管理，是发挥生物活性碳技术优势的重要前提。生物 活性炭处理前需要充分截留来水中的悬浮物,使进入生物活性炭装置的浊度达到规定的 要求，保证生物活性炭作用的正常发挥，一定不能将生物活性炭作为过滤器来运行。炭层 定期反冲是运行操作的重要内容，而且要求每次反冲进行彻底。生物活性炭较单纯的活 性炭吸附大大延长了再生(使用)周期,但并不是不需要换炭再生。使用一定时间后必须 更换新活性炭，饱和活性炭进

38、行就地再生或是外运委托再生，否则将影响出水水质。3、生物活性碳工艺的局限性生物活性碳技术被认为是给排水深度处理中去除有机物的有效方法,在欧洲以得到 普遍应用。但是，由于活性炭的价格昂贵,并非任何水厂都有经济能力采用这种方法，因 而妨碍了生物活性碳技术的推广使用。另外,生长有细菌的细小活性炭颗粒会在水力的 冲刷下，流入最后的氯化处理单元。由于附着在活性炭颗粒上的细菌聚体比单个细菌细 胞对消毒剂有更强的抵抗性，一般的氯化消毒往往难以杀灭这些细菌。有专家在经过生 物活性碳处理后的氯化水中发现含有大肠杆菌，甚至高达7300个/L。因此，生物活性碳 滤池作为氯化消毒前的一道工艺,其卫生安全性问题应该引起

39、人们的重视。研究指出，活 性炭滤池在运行初期能够有效地去除氯仿，但运行时间短，很快就发生穿透。臭氧生物活 性碳滤池的运行时间比普通的滤池长3 30倍,但穿透后其出水氯仿浓度比进水高1倍 左右,这种现象主要是生物作用造成的。因此,在采用生物活性碳深度处理工艺时，应尽 量避免对原水进行氯化，以防止在后面的炭滤池出水中出现氯仿含量增高的现象。4、生物活性炭工艺对有机物去除的影响 生物活性碳工艺兼有吸附、触媒和化学反应活性的多功能载体,微生物附着其上形成 生物活性炭以后，活性炭的吸附催化作用提高了微生物的活性，增进了微生物的代谢活 动;而活性炭、微生物和基质之间互相作用也可以发挥生化和物化处理的协同作用，优化 和强化处理效果。生物活性碳工艺对有机物的去除所独有的优越性主要有以下几个方 面：(1) 活性炭表面对有机物的富集。常规工艺出水