随着社会经济的不断发展,水资源短缺与水资源污染问题越来越被研究机构、民众所重视。由于原水水质污染的加剧和常规水处理工艺存在的缺陷,臭氧活性炭深度处理工艺在国内得到了应用与推广,饮用水中消毒副产物前驱物的有机物得到了显著控制,管网中的化学稳定性得到提高。伴随着化学稳定性改善的同时,饮用水生物稳定性被提到了研究前沿。以往水厂保证饮用水微生物学安全性的主要方法是在出厂水中投加消毒剂^[1],近年发现在城市净水厂中经过消毒合格的饮用水,在保证一定余氯量的情况下,管网水中的异养细菌仍存在增多的现象^[2~4]。一些研究表明在投加过消毒剂的净水厂清水池中,偶尔也会发现产粘液分枝杆菌、鞘氨醇单胞杆菌和藤泽式甲基杆菌等耐氯菌种^[2],此类物质均将威胁饮用水的生物稳定性及其水质安全。

　　 生物稳定性差的饮用水,一方面会使水中未被消毒工艺完全灭活的细菌重新生长增殖,导致水中存在致病微生物的风险;另一方面,在供水管网中,会导致细菌在管内壁附着形成管垢(如铁细菌,硫化细菌等),腐蚀管材,降低输水能力,增加消耗,引发供水事故。饮用水的生物学稳定性评价对保证供水水质及安全具有重要意义,其评价指标及其阈值的确定是进行水质安全研究与评判的前提。目前,国际上多采用测定生物可同化有机碳(AOC)^[5~10]和可生物降解溶解性有机碳(BDOC)作为评价饮用水生物稳定性的指标,细菌再生长潜力(BRP)作为细菌再生长潜力评价指标^[11~15]。本文分析评价了各处理单元对各类生物稳定性的控制效果,以期为自来水公司运营管理提供借鉴。

　　 苏州市自来水有限公司设计供水能力为90万m³/d,下属3个水厂原水取自太湖,其中W与X两个水厂水源均取自太湖金墅水源地,X水厂净水工艺流程如图1 所示。X水厂深度处理工艺中BAC活性炭使用年限已达5年。

　　 试验所用玻璃器皿均需经无碳化处理;所选用菌株P17和NOX由上海交通大学提供。AOC的测定按改进的先后接种法进行^[9];TOC采用日本Shi-madu公司TOC测定仪测定;BDOC采用动态循环法^[13~15];BRP的测定按国内研究者改进的R2A培养基平板计数法进行测定^[16,17];另外试验所用超纯水为美国Milli-pore公司超纯水机生产。

　　 本文选取X水厂为研究对象,深度处理水厂出水中AOC、BDOC和BRP用X水厂出厂水数据进行表征。由于氯消毒工艺会导致水体中AOC等生物稳定性指标含量的上升,且在不同月份上升幅度存在差异,之前一些研究表明,砂滤池出水加氯后AOC上升幅度与炭池出水加氯后上升幅度较为接近^[17~21]。常规工艺水厂出厂水指标值选用X水厂砂滤池出水值,叠加加氯工艺影响进行推算,即:

　　 表1为取样周期内进厂水中AOC、BDOC和BRP数值。原水中AOC、BDOC和BRP的最高值、最低值、平均值分别为117.01μg/L、79.12μg/L、101.63μg/L,0.57mg/L、0.42mg/L、0.50mg/L,3×10⁵ CFU/mL、1.15×10⁵ CFU/mL、2.11×10⁵CFU/mL。相比较而言,原水中AOC含量不高,气温较高的5~9月相对较高,其余月份相对偏低;BDOC全年无明显的变化规律;BRP在气温较低的11和1~3月含量低于2×10⁵ CFU/mL,12月异常增高,需要进一步研究核实。

　　 从各处理工艺对AOC、BDOC、BRP的去除特性(见图2~图4)可知,预臭氧、主臭氧和后加氯工艺会引起AOC、BDOC和BRP的升高,主要是臭氧和氯气的氧化性能,改变了有机物特性,其中臭氧能将大分子有机物降解成小分子有机物,可以提高可生化性。 预臭氧平均升高率分别为76.22%、24.06% 和84.09%;主臭氧分别为37.29%、20.58% 和23.28%;后加氯分别为19.86%、23.62%和20.92%。 其中预臭氧的升高率要高于主臭氧,主要是预臭氧进水中比主臭氧进水含有更多的有机物所导致。

　　 混凝沉淀、砂滤和BAC工艺对AOC、BDOC和BRP有很好的去除效果。混凝沉淀的平均去除效率分别为41.84%、17.62%和34.06%;砂滤分别为16.65%、33.87%和16.71%;BAC分别为17.34%、39.12%和36.15%。混凝沉淀对AOC去除效率略高于吴红伟^[20]的28%,同时也与方华^[18]叙述的不超过30%不同,可能与水厂的预臭氧工艺有关,预臭氧工艺导致了AOC的大幅升高,在此基础上混凝沉淀的去除率升高,同时净水厂水源也存在差异。相比砂滤和BAC工艺,混凝沉淀工艺对AOC具有更高的去除效率,这与混凝沉淀工艺处于砂滤和BAC工艺之前有一定关联,经过混凝沉淀工艺后水中的AOC被大量削减和去除,降低了后续工艺的去除负荷。砂滤和BAC对BDOC去除率高于对AOC的去除率,反映了砂滤的截留作用和BAC的生物作用。

　　 常规与深度处理工艺出厂水稳定性指标对比见表2。

　　 深度处理水厂出厂水中AOC浓度的最高值、最低值、平均值分别是159.71μg/L、77.19μg/L、116.34μg/L,其中11、12、1、6和10月浓度在Lechevallier等人提出的50~100μg/L的管网生物稳定标准^[10]和吴红伟^[13]的远期100μg/L的目标内,其他月份基本上会超出100μg/L,但均符合吴红伟^[19,20]的近期200μg/L目标;BDOC浓度的最高值、最低值、平均值分别是0.38 mg/L、0.16mg/L、0.28 mg/L,全年均高于Joret^[13]提出的0.1mg/L大肠杆菌限制生长含量与Volk等人^[15]提出20℃下0.15mg/L与15℃下0.2mg/L稳定性标准;BRP分别是3.3×10⁵ CFU/mL、0.9×10⁵ CFU/mL、1.69×10⁵ CFU/mL,4~7月相比而言BRP较高,超过了2×10⁵ CFU/mL。

　　 常规工艺出厂水中AOC、BDOC和BRP的最高值、最低值、平均值分别是155.07μg/L、62.99μg/L、104.59μg/L,0.47 mg/L、0.38 mg/L、0.41mg/L,3.43×10⁵ CFU/mL、1.41×10⁵ CFU/mL2.35×10⁵ CFU/mL。其中只有AOC比深度处理工艺平均低10.10%,BDOC与BRP均值分别高出43.38%与25.95%,反映出深度处理工艺可以有效地降低BDOC与BRP,但是会导致AOC的升高,研究结果与Yumiko Ohkouchi^[22]等人的结论一致,臭氧活性炭工艺对AOC等生物稳定性指标几乎没有去除效果,反而会导致生物稳定性下降与吴红伟^[22,23]研究略有不同,可能吴红伟研究的BAC工艺前不含有主臭氧工艺,同时其活性炭使用年限没有X水厂长,因此深度处理工艺运行中应该注重主臭氧工艺的控制和活性炭运行年限管理。

　　 图5 为取样周期内进厂原水BDOC/TOC和AOC/BDOC系数随月份的变化规律,BDOC/TOC各月趋于恒定为0.11~0.15,变化幅度不超过0.04。应急条件下若想快速获得BDOC,则可通过该系数进行换算。相反AOC/BDOC系数变化范围较大,并无明显的规律。

　　 图6为各单体AOC/BDOC随月份的变化规律,出厂水与活性炭池AOC/BDOC高于原水和其他工艺。与其他单体相比,混凝沉淀出水AOC/BDOC最低,取样周期内大部分时间内均低于、接近原水数值。表明混凝沉淀是AOC去除的主要工艺,这与吴红伟^[23,24]和方华^[17]的结论不一致,主要是吴红伟的研究和方华的概述不包含臭氧工艺的影响,另外X水厂活性炭使用了5年时间,由于吸附和微生物种类等差别,旧炭对AOC的去除效果会较差,其原因在于旧炭本身对小分子类有机物吸附效果差,且由于颗粒的破碎堵塞等,生物膜生长受到限制^[24]。

　　 此外,图6 结果表明AOC/BDOC随工艺增加而下降,即随着净水厂不同工艺的处理,水体中较大分子质量的有机物得到较好的去除,而其中分子质量较小的有机物如AOC等去除效果较差,其中从原水到砂滤出水之间,AOC/BDOC较为稳定,这表明这些工艺对AOC及BDOC均有一定的去除效果,而随着后臭氧的投加,AOC/BDOC增大,这表明,主臭氧及之后的工艺对BDOC的去除效率高于AOC,臭氧将大量大分子有机物氧化为小分子有机物。

　　 (1)X水厂原水中AOC含量不高,并呈现与气温正相关关系,其他稳定性指标相对偏低,以100μg/L为标准,水厂对AOC去除效率达到17%即可实现稳定性目标。

　　 (2)X水厂混凝沉淀、砂滤和BAC工艺对AOC、BDOC和BRP有很好的去除效果,实际运行过程中可以强化混凝沉淀,提高砂滤池与BAC水力停留时间,来降低出厂水中稳定性指标。

　　 (3)混凝沉淀对AOC的去除效率大于BDOC,其他工艺对BDOC的去除效率高于AOC,强化混凝沉淀工艺效果可以提高对AOC的去除效果。

　　 (4)臭氧工艺会引起AOC、BDOC、BRP含量的升高,运行中可以通过增加预臭氧投加量来强化混凝沉淀,适当降低主臭氧投加量来降低BAC运行负荷的方式,来减少出厂水中的稳定性指标含量,同时需关注溴酸盐之类的化学性指标问题。

　　 (5)4~8 月砂滤和BAC对AOC、BDOC和BRP处理效率高于均值,并呈现依次递增的规律,反映出稳定性指标的去除与微生物活动存在很大关联,实际运行过程中可在气温较低的季节适当提高两种工艺的水力停留时间。

　　 (6)BDOC/TOC各月趋于恒定,为0.11~0.15,应急情况下可通过检测TOC来估算BDOC数值。

　　 (7)取样周期内出现了常规工艺出厂水中平均AOC比深度处理工艺平均低的现象,可能与主臭氧投加有关,运行中应该注重主臭氧工艺的控制。