自来水厂水处理工艺中的滤池反冲洗废水等是水厂废水的主要来源, 占水厂日产水量的3%~10%^[1~3]。由于我国自来水厂的数量与制水规模逐渐增加, 这部分水量巨大, 若能实现回收和利用, 不但节约了原水资源和输水工程费用, 同时减少废水排放所造成的环境污染, 从而实现水资源的可持续发展和有效利用。因此, 研究自来水厂反冲洗废水的回收利用具有重要的社会意义和经济价值。

　　 随着水厂滤池 (砂滤池、活性炭池) 运行时间的延续, 在滤料表面形成生物膜的同时, 其截留的污染物质不断增加。生物膜不断老化并脱落导致滤料间的空隙减小、滤池产水量减少、滤后水质下降。因此, 对滤池进行定期冲洗以恢复其净水能力是有必要的^[4,5]。滤床表面积累的有机物在冲洗过程中被水流挟裹^[6], 导致反冲洗废水中的浊度、氨氮、COD_Mn、DOC、可生物降解溶解性有机碳 (BDOC) 、可同化有机碳 (AOC) 等指标不同程度的增加。因此, 若直接回用反冲洗废水将增加自来水厂的水质负荷^[7], 需探讨滤池反冲洗废水的水质状况及其影响。

　　 由于原水水质污染加剧, 臭氧-活性炭深度处理工艺得到了应用与推广, 管网中的化学稳定性得到提高, 饮用水的生物稳定性受到关注^[8,9]。目前国内外多采用BDOC和AOC^[9~12]作为饮用水生物稳定性的评价指标。而现有回用水水质研究一般针对化学指标、微生物安全以及藻类等方面^[13~16], 鲜有针对生物稳定性的研究。本文分析滤池反冲洗水的水质情况, 尤其是生物稳定性特征, 以此评价反冲洗废水的水质特点与回用可行性, 以期为净水厂现有工艺的改进提供借鉴。

　　 南方某采用常规处理-臭氧-生物活性炭深度处理工艺的自来水厂设计供水能力为30万m³/d, 原水为湖泊水, 其净水工艺流程如图1所示。试验从2014年11月进行至2015年8月, 每月取样1次。

　　 AOC的测定方法参考Van Der Kooij^[17,18], 即以饮用水中普遍存在的荧光假单胞菌P17 (Pseudomonas fluorescens) 和一种螺旋菌NOX (Spirillum) 为测试菌, 以乙酸钠为标准基质, 对生长到稳定期的细菌进行平板计数, 然后再根据两种细菌在不同乙酸钠浓度中所得的产率系数进行折算, 求出水中AOC浓度, 以乙酸碳计。

　　 BDOC采用悬浮培养法^[19]测定, 先将水样经0.45μm滤膜过滤, 然后接种一定量的土著细菌, 在20℃恒温条件下培养28天, 测定培养前后水中溶解性有机碳的差值即为BDOC, 以乙酸碳计。

　　 试验期间, 砂滤池、炭池反冲洗废水与原水水质 (见表1) 相比NH₃-N、COD_Mn的浓度较高, 而DOC的浓度较低。砂滤池与炭池反冲洗废水相比水质较差, 原因是炭池有生物降解作用, 部分污染物被微生物降解而去除。

　　 总体来看, 反冲洗废水较原水具有较高的浊度, 但浊度可以在后续工艺中去除。有研究表明, 反冲洗废水中含有的大量微絮凝颗粒可以强化混凝、提高原水的除浊效果^[20,21]。

　　 由进厂原水、砂滤池反冲洗废水、炭池反冲洗废水的BDOC对比 (见图2) 可知, 三者中砂滤池反冲洗废水BDOC含量为0.518~0.735mg/L, 平均浓度为0.638 mg/L;炭池反冲洗废水其次, 含量为0.337~0.611mg/L, 平均浓度为0.447mg/L。砂滤池反冲洗废水BDOC浓度明显高于炭池, 说明砂滤池反冲洗废水中可生物降解有机物的含量更高, 这是因为砂滤池可有效截留水中的有机污染物, 兼之砂滤池反冲洗周期短, 滤料中的微生物量相对炭池较少, 生物降解作用有限, 导致砂滤池反冲洗废水BDOC的含量一直处于较高水平;而炭池反冲洗废水BDOC的浓度呈现先升高后降低的趋势, 其中3月最高、7月最低, 受季节变化影响明显。其中原水BDOC明显低于两种反冲洗废水, 仅为0.186~0.409mg/L, 平均浓度不足砂滤池反冲洗废水的一半。按照汇入原水的反冲洗废水体积占其10%的情况计算, 则直接回用对于原水中BDOC含量的改变在-1%~26%, 在原水的正常波动范围内, 因此不会对原水生物稳定性造成太大冲击负荷。

　　 根据进厂原水、砂滤池反冲洗废水、炭池反冲洗废水AOC (见图3) 的对比可知, 不同采样月份下三者AOC含量关系有所不同。其中, 砂滤池反冲洗废水AOC的浓度随季节变化较小, 为78.97~112.52μg/L;炭池反冲洗废水AOC浓度随季节变化很大, 为36.67~154.09μg/L;进厂原水AOC浓度随季节有一定变化, 为84.35~132.67μg/L。炭池中反冲洗废水随季节变化较大是因为活性炭池中生长着大量微生物, 因此炭池一方面可通过活性炭的表面吸附作用截留水中的可生物降解有机物, 另一方面微生物的生长代谢活动会对截留其中的有机物进行降解, 而水温变化会直接影响水中微生物的种类及其活性, 从而影响炭池反冲洗废水AOC的浓度。由图3中可以看出, 11月炭池反冲洗废水AOC的含量只有36.67μg/L, 到12月, 随着水温的降低, 生物降解作用受限, 导致反冲洗废水AOC的浓度迅速升高至112.05μg/L, 1月AOC浓度增至最大值154.09μg/L, 之后, 随着3月、4月水温回升, 炭池反冲洗废水AOC的浓度逐渐降低, 5月AOC浓度出现小幅增加, 是梅雨时节大量降雨汇入原水的影响, 其后进入夏季, 水温继续升高, 微生物活动加强, 炭池反冲洗废水AOC的浓度也持续降低。

　　 反冲洗废水中的AOC与BDOC浓度受原水水质、前处理工艺、反冲洗方式以及季节变化等因素的影响^[22]。在净水厂给水处理系统运行相对稳定的情况下, 季节变化可能是其中的主要影响因素, 反冲洗废水的生物稳定性指标变化情况也证实了这一点。为了深入探求两者的关系, 通过皮尔逊 (Pearson) 相关系数法, 将水温与砂滤池 (或炭池) 反冲洗废水中AOC (或BDOC) 的数据分别作为自变量X和因变量Y, 利用Origin分析软件作出散点图, 并进行线性相关性拟合分析 (见图4) 。

　　 图4a、c、d中相关系数r分别为-0.83、-0.89、-0.80均满足|r|>0.8, 置信度Prob>F的值分别为0.02、0.008、0.03, 说明这3种情况下温度与生物稳定性指标呈显著线性负相关。而在图4b中|r|<0.8且Prob>F=0.12的值较大, 说明砂滤池中BDOC与温度相关性较差, 可能不是线性关系。

　　 因此, 水温变化对反冲洗废水水质生物稳定性的影响较大, 这主要是因为水温变化可直接影响水中微生物的生物降解作用, 从而影响水中可生物降解有机物的浓度。与砂滤池相比, 水温变化对炭池反冲洗废水生物稳定性的影响更大, 水温与两者之间均呈显著的线性相关性。在砂滤池反冲洗废水的线性拟合中, 水温与AOC的线性相关性较强, 与BDOC的线性相关性则较低, 这是因为砂滤池中的微生物量较少, 且反冲洗周期短。

　　 (1) 反冲洗废水中的可生物降解有机物的含量较高, 但回流利用并不会对原水带来太大冲击负荷。试验期间砂滤池、炭池反冲洗废水AOC的浓度分别为78.97~112.52μg/L与36.67~154.09μg/L与原水相近 (84.35~132.67μg/L) 。其中炭池反冲洗废水AOC的波动较大, 原因在于活性炭表面的生物降解作用受低温条件抑制, 导致炭池反冲洗废水AOC的浓度呈现冬季高、夏季低的特点。砂滤池、炭池反冲洗废水BDOC的浓度分别为0.518~0.735 mg/L与0.337~0.611 mg/L, 高于原水 (0.186~0.409mg/L) 。

　　 (2) 砂滤池反冲洗废水AOC浓度、炭池反冲洗废水中AOC、BDOC与温度具有较强负相关性, 砂滤池反冲洗废水中的BDOC与温度具有中度负相关性。这是由于温度主要通过影响微生物活性从而影响反冲洗废水中的生物稳定性, 而砂滤池中微生物量较少且反冲洗周期短, 因此中度相关。

　　 (3) 从保证水的生物稳定性角度, 在一定条件下直接回用反冲洗废水是可行的。此外, 由于温度与反冲洗废水的生物稳定性有较强相关性, 建议重点监测夏季水质。