氣浮/超濾工藝處理微污染水試驗研究

唐凱峰，郭淑琴

(天津市市政工程設計研究院，天津300051)

20世紀末，飲用水中發(fā)現(xiàn)了新的致病原生動物－藍氏賈第蟲和隱孢子蟲(“兩蟲”)，水源水中出現(xiàn)了藻類大量繁殖以及藻毒素、嗅味、有害水生生物－劍水蚤和紅蟲等重大微生物安全問題.常規(guī)工藝以及以臭氧-活性炭為核心的第二代凈水工藝的生物安全性均得不到保障.于此同時，針對上述問題有更嚴格要求的新的國家標準(GB5749－2006)即將在2012年強制執(zhí)行.數(shù)以千計的城市水廠面臨著提標改造問題.

超濾能將細菌、病毒、“兩蟲”、藻類、水生生物幾乎全部去除，是目前保障水的微生物安全性的最有效技術;同時可大幅度減少絮凝劑和消毒劑的用量，從而提高了出水的化學安全性［1］.氣浮較沉淀工藝能更好地去除藻類和藻毒素，更有效的消除異味［2］.預氧化及粉末活性炭吸附可有效去除水中溶解性污染物質(zhì).實驗采用高錳酸鉀預氧化/粉末活性炭吸附/混凝氣浮/超濾組合工藝，充分發(fā)揮活性炭吸附溶解性有機物、氣浮除藻以及超濾膜機械篩分的優(yōu)勢，探討其對微污染水源水的處理效果.

1 水源水概況

水源水來自金壇市飲用水水源地錢資蕩，根據(jù)今年3月對水源水的水質(zhì)檢測結(jié)果，總氮含量已達到2.5 mg/L，為地表水III類水體水質(zhì)指標的2.5倍.已處于中營養(yǎng)化后期，基本上接近于富營養(yǎng)化.湖中藻類優(yōu)勢種為綠藻和硅藻，葉綠素含量較高;一旦總磷含量不能控制，其富營養(yǎng)化過程將迅速加劇，出現(xiàn)藻類瘋長現(xiàn)象［3］.當?shù)貎羲畯S采用常規(guī)工藝，出水已經(jīng)不能滿足生活用水水質(zhì)要求，尤其是夏季藻類曝發(fā)期，水廠出水有泥腥味，群眾反響強烈［4］.

2 試驗流程和裝置

2.1 試驗流程

試驗場地位于金壇市第三水廠，主體工藝流程如圖1所示.水源地為錢資蕩湖，泵房取水后經(jīng)2.3 km的輸水管道送至凈水廠，管徑DN800.其中絮凝、氣浮工序利用廠區(qū)處理設施的一個序列，處理能力2.5萬m3/d;超濾為中試集成設備，處理能力250 m3/d.

圖1 試驗主體工藝流程

2.2 主要工藝參數(shù)

2.2.1 高錳酸鉀預氧化及活性炭吸附

高錳酸鉀投加點位于取水泵房的出水管上，投加質(zhì)量濃度為0.7 mg/L.粉末活性炭投加點距離取水泵房800 m，距離凈水廠1 500 m，投加方式采用濕式投加，投加質(zhì)量濃度20 mg/L.試驗期間取水泵房取水量為2.5萬m3/d，管道流速約為0.58 m/s.投加高錳酸鉀以后經(jīng)23 min的混合及預氧化后與粉末活性炭接觸，經(jīng)43 min的混合及吸附后進入水廠的混凝氣浮單元.

2.2.2 混凝氣浮池

凈水廠絮凝池與氣浮池合建.絮凝劑采用液態(tài)硫酸鋁，投加量為2 mg/L(以Al2O3計).絮凝池采用網(wǎng)格絮凝池，結(jié)構尺寸為L×H×B=14.0 m×3.5 m×4.0 m，絮凝時間11 min.氣浮工藝采用加壓容器氣浮，氣浮池結(jié)構尺寸為L×H×B=15.0 m× 14.0 m×4.0 m，沿寬度方向分為2格.集水管位于浮渣層以下3.0 m位置，集水管以下為深度為1.0 m的三角形排泥區(qū)，排泥區(qū)底部設排泥管.氣浮區(qū)接觸區(qū)停留時間約為6 min，分離區(qū)停留時間約為30 min，水流下降速度為1.65 mm/s，表面負荷6.0 m3/(m2·h).氣浮池頂部設機械刮渣設備，運行周期為24 h.加壓容氣系統(tǒng)采用部分容氣流程，容氣水量占總水量的10%.容氣罐3個，2用1備，直徑1.5 m，高約3.0 m，加壓水停留時間約為3 min，工作壓力0.3 MPa.

2.2.3 超濾

試驗采用Memcor連續(xù)流浸沒式超濾膜系統(tǒng)(CMF－S)，包括膜組件、膜池、進出水泵及儲水罐、空氣壓縮系統(tǒng)、PLC控制系統(tǒng)等，其中低壓空氣反洗系統(tǒng)為Memcor公司的關鍵技術.

系統(tǒng)包括S10V膜組件4支，單支膜面積27.9 m2，公稱孔徑為0.04 μm，材質(zhì)為PVDF.每個膜組件有上千個中空纖維膜絲組成，膜絲束的外部有起保護作用的塑料格網(wǎng)，膜絲兩端由聚亞安酯材料密封.頂端的封面可以使產(chǎn)水通過中空膜的內(nèi)腔后被收集到產(chǎn)水管中，底端的密封可以使低壓空氣通過小孔達到膜組件的表面，對膜絲進行清洗.

膜組件采用負壓抽吸的工作方式，在抽吸泵(揚程約為12 m)的作用下，處理水從中空纖維膜的外表面到中空內(nèi)腔，水中的固體顆粒(大于0.2 μm)被截留在膜的外表面.一般認為外壓式較內(nèi)壓式更有利于提高通量以及污染物質(zhì)的清除［4－6］.

系統(tǒng)運行周期為30 min，其中過濾25 min，空氣擦洗30 s，汽水聯(lián)合反沖洗15 s，反洗水放空45 s，再進水45 s，返回過濾狀態(tài)145 s.運行通量控制在60～80 L/(m2·h)，跨膜壓差0.04～0.048 MPa.試驗期間(約3個月)，由于跨膜壓差一直沒有增長的跡象，只進行了2次維護性清洗，時間間隔為1個月，清洗藥劑采用2×10－8g/L的次氯酸鈉溶液.

3 試驗結(jié)果與討論

3.1 水源水微污染程度的變化規(guī)律

3.1.1 水溫變化

水溫直接影響水的理化性質(zhì)及水中藻類等微生物的生理活動，試驗期間監(jiān)測了原水的溫度變化，如圖2所示.水溫隨著季節(jié)的推移呈逐漸上升趨勢，且上升速度比較平緩.4月5日至5月1日，水溫在11～16℃之間波動;5月2日至6月4日，水溫在16.5～23℃之間波動.歷時2個月，水溫上升10℃左右.

3.1.2 藻類及濁度變化

如圖3所示，藻類數(shù)量隨溫度的變化比較明顯.5月1日以前，藻類數(shù)量一直穩(wěn)定在6.2×104～8.5×104個/L;5月1日以后，藻類數(shù)量激增至25×104～50×104個/L，原水已經(jīng)成為高藻水，隨著溫度的增高有繼續(xù)增高的趨勢.常規(guī)工藝出水已經(jīng)明顯帶有泥腥味.水源水濁度一直穩(wěn)定在20左右，隨藻類及溫度變化不明顯.

3.1.3 堿度及溶解氧變化

如圖4所示，隨著溫度的升高微生物活動逐漸活躍，水的堿度和溶解氧均成下降趨勢.堿度由100 mg/L逐漸降至80 mg/L左右，溶解氧由7.2 mg/L降至4.7 mg/L左右.堿度降低對絮凝不利.

圖4 堿度及溶解氧變化圖

3.1.4 CODMn、UV254及NH3—N的變化

如圖5所示，CODMn、UV254及NH3—N三項反映水體有機物質(zhì)量濃度的指標均隨著溫度的升高、藻類的微生物的繁殖呈緩慢增長的趨勢.其中CODMn由3.5 mg/L振蕩增長至5.0 mg/L左右，接近Ⅲ類水體指標限值，常規(guī)工藝已經(jīng)很難達到GB5749－2006標準要求;UV254由0.06振蕩增長至0.07;NH3—N由0.05 mg/L振蕩增長至0.25 mg/L，尚未對出水水質(zhì)夠成威脅.

3.2 組合工藝處理效果分析

3.2.1 濁度

如圖6所示，原水濁度在18～42 ntu之間波動，平均值為24.8 ntu;氣浮出水濁度值在1.53～ 2.80 ntu之間波動，去除率為91.7%，平均值為2.05 ntu，可作為超濾的預處理單元;超濾出水濁度在0.16～0.46 ntu間波動，平均值為0.25 ntu，去除率達到98.8%.超濾出水濁度雖然遠好于GB5749－2006規(guī)定值(1.0 ntu)，但未達到一般認同的小于0.1 ntu的效果，可能是由于超濾膜組件存在一定的斷絲量及出水儲存罐被污染所致.

3.2.2 藻類

試驗采用顯微計數(shù)法監(jiān)測藻類數(shù)量，原水中藻類數(shù)量在24.2～57.2萬個/L之間波動，平均值為36.7萬個/L，數(shù)量比較穩(wěn)定;氣浮出水藻類數(shù)量在2～4.8萬個/L，平均值為3.46萬個/L，氣浮對藻類的去除率約為90.6%;超濾出水藻類數(shù)量在0.36～0.78萬個/L之間波動，平均值為0.52萬個/ L，超濾對藻類的去除率達到84.9%，且出水藻類含量較為穩(wěn)定，波動較小.見圖7、8.由于藻類的個體粒徑遠大于超濾孔徑，理論上超濾對藻類的去除率應該達到100%，實驗結(jié)果卻不盡然，原因在于試驗采用的膜組件使用時間較長，可能存在一定的斷絲量，或者超濾出水的儲水罐或是管道內(nèi)存在藻類繁殖的現(xiàn)象，實際工程中同樣存在類似情況.

3.2.3 TON

試驗采用感官分析法監(jiān)測嗅閾值(TON).分析可知，原水的TON基本維持在60左右;氣浮出水TON大多數(shù)情況下為40，部分檢測結(jié)果與原水一致;超濾出水TON多數(shù)情況下與氣浮出水相同.TON為水中產(chǎn)生嗅味物質(zhì)質(zhì)量濃度的綜合性檢測指標，由于產(chǎn)生嗅味的物質(zhì)多為溶解性有機物，通過粉末活性炭吸附可部分去除嗅味物質(zhì)，氣浮超濾等物理方法對TON去除效果不明顯.由于感官分析法主觀性強，監(jiān)測結(jié)果存在誤差的可能性很大，但目前仍是我國供水行業(yè)普遍采用的監(jiān)測方法.

3.2.4 CODMn

如圖9所示，原水CODMn波動范圍為4.36～10.88 mg/L，平均值為5.84 mg/L，水質(zhì)波動幅度較大，污染較為嚴重;氣浮出水CODMn波動范圍為2.80～4.40 mg/L，平均值為3.16，波動幅度較小，在活性炭吸附及氣浮的共同作用下CODMn的去除率達到45.9%;超濾出水CODMn波動范圍為2.0～2.77 mg/L，平均值為2.45mg/L，超濾對CODMn的去除率為22.4%.通過對比試驗可知，實施高錳酸鉀預氧化和粉末活性炭吸附以后，原水CODMn多數(shù)情況下都大于5 mg/L，最大值已經(jīng)達到10.88 mg/ L，氣浮去除率由28.4%提高至45.9%;超濾出水平均值由投加前的2.54 mg/L下降至2.45 mg/L，去除率由14%提高至22.4%，超濾出水CODMn質(zhì)量濃度仍能穩(wěn)定達到GB5749—2006標準限值的要求(3.0 mg/L).

3.2.5 UV254

UV254反映了水中能吸收254 nm波長紫外線的一類有機物(幾十或幾百種)的總質(zhì)量濃度，其數(shù)值與TOC及THMFP具有較好的相關性［5］，是反映水質(zhì)特性的重要參數(shù).由圖10可知，原水UV254波動范圍為0.050～0.073 cm－1，平均值為0.064 8 cm－1;氣浮出水UV254波動范圍為0.045～0.057 cm－1，平均值為0.052 4 cm－1，氣浮去除率為19.2%;超濾出水UV254波動范圍為0.044～0.057 cm－1，平均值為0.050 8 cm－1，超濾去除率為3.1%.通過對比實驗可知，高錳酸鉀預氧化及粉末活性炭吸附單元沒有明顯提高工藝對UV254的去除效果.

3.2.6 NH3—N

由圖11可知，原水NH3—N質(zhì)量濃度波動范圍為0.06～0.32 mg/L，平均值為0.16 mg/L，波動幅度較大，有振蕩上升的趨勢;氣浮出水NH3—N質(zhì)量濃度波動范圍為0.11～0.40 mg/L，平均值為0.19 mg/L，氣浮出水氨氮含量較原水普遍偏高21.6%，可能在氣浮池停留期間，充分曝氣的條件下，存在一定程度的有機氮氨化現(xiàn)象.超濾出水NH3—N質(zhì)量濃度波動范圍為0.03～0.4 mg/L，平均值為0.20 mg/L，NH3—N質(zhì)量濃度較氣浮出水提高3.7%，在超濾過程中氨化現(xiàn)象進一步發(fā)展.盡管氣浮超濾過程使得NH3—N質(zhì)量濃度增加約25%，但一直穩(wěn)定達到GB5749—2006標準限值的要求(0.5 mg/L).

圖11 溫度變化曲線

4 結(jié)論

1)通過對錢資蕩水源水水質(zhì)的跟蹤監(jiān)測，當年5月1日以后，水溫上升至16.5℃時，出現(xiàn)了水中藻類數(shù)量激增的現(xiàn)象，其他水質(zhì)指標也出現(xiàn)了相應變化.可根據(jù)水源水的水溫和藻類數(shù)量及時調(diào)整凈水廠運行工況，保證出水穩(wěn)定達標.

2)采用高錳酸鉀預氧化/粉末活性炭吸附/混凝氣浮/超濾組合工藝處理金壇市錢資蕩微污染水源水，出水水質(zhì)能夠穩(wěn)定達到GB5749—2006的基本要求，可作為現(xiàn)有水廠升級改造的工藝方案.

3)高錳酸鉀預氧化以及活性炭吸附單元可明顯提高氣浮及超濾對CODMn的去除效果，即大幅度提高溶解性有機物的去除率，且運行管理方便，可根據(jù)原水水質(zhì)變化隨時關?；蛘{(diào)節(jié)投加量.

4)采用氣浮工藝代替?zhèn)鹘y(tǒng)平流式沉淀池處理高藻水具有明顯的技術優(yōu)勢，如果控制得當，出水濁度可穩(wěn)定在1.0 ntu以下.采用浸沒式超濾系統(tǒng)處理微污染水源水是可行的，由于進水污染物含量較低，應進一步摸索超濾系統(tǒng)最優(yōu)運行方式，努力延長過濾周期、減少反洗及化學清洗頻率，減少絮凝劑的投加量，達到節(jié)能減排的目的.

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