冬季低溫條件下城區河道水質凈化處理現場工程試驗研究

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(1.中水珠江規劃勘測設計有限公司,廣東廣州510610；2.水利部珠江水利委員會水生態工程中心,廣東廣州510610；3.廣州市市政工程設計研究總院,廣東廣州510062)

城區河道由于受城區匯水范圍內地表徑流面源污染匯入、截污不徹底導致的污水排放以及上游河道來水中挾帶的污染物輸入等影響，導致城區河道水質難以得到保障。河道水質的凈化處理受到周邊場地、處理規模以及處理設施的建設投資等因素影響，導致水處理設施難以實施，水質改善目標難以實現。特別是在冬季水體低溫條件下，由于水質的物理化學特性與其他季節相比溫度低、堿度低、水的黏度大[1]，導致水處理工藝中某些反應過程中的水解速率下降且與顆粒物的有效碰撞幾率減少，河道水質的凈化處理難度加大[2]。目前，混凝沉淀工藝已廣泛應用于城鎮自來水供水處理[3-4]，但在城區河道水質凈化處理中實際工程應用較少。本試驗針對冬季低溫條件下水質難以保持的工況，結合河道現有排灌站設施進行處理工藝的設計，考察在該工況下強化混凝沉淀+活性炭過濾對河道水質的凈化處理效果。

1 試驗材料與方法

1.1 原水水質

工程試驗地點位于杭州市拱墅區塘河排灌站，試驗原水來自余杭塘河，試驗期間為冬季。試驗期間主要水質指標見表1。

表1 原水水質基本情況

1.2 工藝流程

現場工程試驗地點位于杭州市拱墅區塘河排灌站，采用混凝沉淀+活性炭過濾處理工藝。利用塘河排灌站的取水泵站完成混凝劑的機械混合過程，混合時間約5～10 s，然后利用出水池完成絮凝劑的水力混合，絮凝時間約10 min，通過部分河段來完成沉淀反應過程，HRT為90 min，沉淀后出水由沉淀末端設置的活性碳生態壩進行過濾(圖1)。

1.3 試驗方法

現場工程試驗采用混凝劑PAC、助凝劑PAM，投加量范圍和梯度設置在預先的燒杯試驗基礎上確定。現場工程試驗投加量:PAC為2～6 mg/L，PAM為0.03 mg/L。

1.4 分析方法

水質監測指標包括水溫、濁度、透明度、CODMn、TP、殘余鋁等指標分析方法參照《水和廢水監測分析方法》[5]。底泥顆粒粒徑分布分析方法采用SL 42—2010《河流泥沙顆粒分析規程》[6]。丙烯酰胺單體檢測參照《生活飲用水衛生規范》(中華人民共和國衛生部，2001)采用氣相色譜法測定[7]。生物毒性采用Delta-tox生物毒性測試系統測定。

2 試驗結果與分析

2.1 濁度的去除情況

圖2為在不同PAC投加量情況下，經混凝沉淀處理后和過濾工藝處理后濁度的變化情況。

從圖2可以看出，隨著PAC投加量的增加，混凝沉淀處理后水的濁度逐漸降低，沉后水中濁度去除率為88%～92.8%。當投加量增加至4 mg/L時，沉淀后水的濁度基本穩定在10 NTU，此時繼續增加投加量，濁度去除不再明顯。沉淀后水在經過活性炭壩體過濾后，隨著PAC投加量的增加，濾后水的濁度也呈現降低的趨勢，濾后水濁度的去除率為90.4%～96.8%。當投加量增加至4 mg/L時，濾后水的濁度基本穩定在5 NTU，此時繼續增加投加量，濁度去除不再明顯。由于混凝劑和助凝劑能有效地使水體中的顆粒物在壓縮雙電層、吸附-電中和、吸附架橋以及絮體網捕作用下形成絮體沉淀下來，因此可以明顯改善水體的濁度。沉淀后水經活性炭過濾能進一步有效過濾截留水體中膠體等物質。

2.2 水體透明度變化情況

水體中的透明度與水體中的懸浮顆粒物和膠體物質有關。混凝沉淀反應的發生能使水體中的懸浮物和膠體物質發生反應沉淀在河道底泥，同時剩余部分經活性炭進一步吸附，從而使水體的透明度進一步增加。從圖3可以看出，隨著PAC投加量的增加，沉淀后水體的透明度逐漸變大，最大值出現在投加量為6 mg/L時，此時水體透明度約1.07 m。沉淀后水在經過活性炭壩體過濾后，隨著投加量的增加，濾后水的透明度也呈現增大的趨勢。當投加量增加至 4 mg/L時，濾后水的透明度基本穩定在1.2 m，此時繼續增加投加量，透明度變化并不明顯。

2.3 水體中污染物的去除效果

混凝沉淀處理工藝對河道水體中污染物的去除主要由于其在水體中生成的氫氧化物對有機污染物以及膠體物質的絮凝吸附、電中和以及形成絡合物的共沉降作用[8]。沉淀后水體中的微絮體以及殘存的懸浮顆粒物等雜質進一步通過活性炭過濾，通過吸附降解去除水體中的污染物。

a) CODMn變化情況。圖4為現場工程試驗中混凝沉淀后和活性炭過濾后出水中的CODMn的變化情況。由圖4可知，經混凝沉淀工藝處理后，不同投加量對水體中CODMn去除率為21.63%～32.76%，沉淀后水經活性炭過濾后出水CODMn去除率為26.34%～36.62%，活性炭過濾截留對水體中的CODMn有進一步吸附降解作用。

b) TP變化情況。圖5為現場工程試驗中混凝沉淀后和活性炭過濾后出水中TP的變化情況。由圖5可知，經混凝沉淀工藝處理后，不同投加量對水體中TP去除率為77.05%～86.89%。沉淀后水經活性炭過濾后出水TP去除率為80.33%～90.16%。水體中磷在經過混凝沉淀和過濾后，大部分會被吸附在混凝形成的絮體和具有極大比表面積的活性炭表面。

2.4 濾后水生物毒性分析

a) 濾后水殘余鋁情況。鋁鹽混凝劑的使用其出水中殘余鋁含量有升高的風險，根據相關研究表明，原水中投加混凝劑引入的鋁在經過水處理工藝后，出水中仍有部分殘留。鋁離子在進入人體并蓄積至一定量后也具有一定的毒性[9-11]。目前應用于飲用水處理中的鋁鹽混凝劑生產廠家需要具有衛生部門的飲用水涉水許可證，應用產品為飲用水級別的混凝劑。國家對飲用水中殘余鋁含量也有嚴格的控制標準，2006年發布的GB 5749—2006《生活飲用水衛生標準》中規定飲用水中殘余鋁濃度不大于0.2 mg/L。現場工程試驗中，不同投加量工況下，混凝沉淀后出水中殘余鋁和濾后殘余鋁見圖6。根據圖6可知，隨著PAC投加量的增加，沉淀后水和濾后水中的殘余鋁含量均有所增加。沉淀后出水中殘余鋁含量為0.16～0.18 mg/L，經過活性炭過濾后殘余鋁含量為0.04～0.07 mg/L，活性炭過濾有助于進一步降低出水中的殘余鋁含量。殘余鋁含量均滿足GB 5749—2006《生活飲用水衛生標準》中規定的飲用水中殘余鋁濃度標準限值。

b) 濾后水丙烯酰胺單體變化。GB 3838—2002《地表水環境質量標準》中關于集中式生活飲用水地表水源地特定項目標準中規定了丙烯酰胺的限值0.000 5 mg/L。工程試驗期間沉淀后水和濾后水中均未檢出。

c) 濾后水生物毒性情況。采用Delta-tox毒性測試系統考察濾后水對水體中微生物活性的影響。Delta-tox毒性測試系統采用費希爾狐菌進行毒性檢測，細菌在進行新陳代謝時會發出光，任何抑制該細菌正常代謝的物質，都會導致發光強度的減弱。樣本毒性越強，發光細菌新陳代謝受到的的抑制作用越大，發光強度減弱越明顯。試驗結果以發光細菌發光強度抑制百分比表示：“-”表示光強減弱，即樣本對發光細菌的生命活動有抑制作用，表明具有一定毒性，毒性隨抑制百分比增加而增大；“+”表示光強增加，即樣本對發光細菌的生命活動有促進作用，其促進作用隨光增百分比增加而增大。由表2可知，濾后水對發光細菌生命活動的作用與混凝劑投加量有關系。在PAC投加量2～4 mg/L時，發光細菌的發光強度沒有明顯變化，當投加量繼續增加時，發光細菌生命活動表現出受到抑制作用，表現為發光強度有所減弱。

表2 濾后水生物毒性

2.5 底泥顆粒變化情況

混凝沉淀反應時，混凝劑的水解伴隨著電化學、凝聚、吸附和沉淀等作用，在與水體中懸浮物顆粒和膠體顆粒形成絮體后，經助凝劑的進一步聚合作用再沉淀在河道底部。在此過程中，河道底泥顆粒會有所變化，處理后底泥顆粒中值粒徑與原來相比增大約16%。試驗前后底泥顆粒粒徑分布情況見圖7。

水體中的有機、無機污染物通過吸附、沉淀、絡合等化學或物理作用附著在以無機質為主的河道底泥顆粒表面。在泥沙顆粒表面有機污染物的主要存在形式是覆蓋于其上的有機物薄層，各類污染物易于與比表面積較大的底泥顆粒結合，然后這些底泥顆粒再通過壓縮、黏連等物理過程聚集于較大的底泥顆粒表面，最后沉積在河道形成底泥[12]。

3 結論

a) 在冬季低溫條件下，采用強化混凝沉淀+活性碳過濾兩段式組合處理工藝能有效改善河道水質，工程試驗期間PAC最優投加量4.0 mg/L、PAM最優投加量0.03 mg/L。

b) 河道水質凈化處理現場工程試驗時，在控制混凝劑投加量的情況下，濾后水中未出現殘余鋁超標的情況，丙烯酰胺單體也低于檢測限。生物毒性測試結果表明，當PAC投加量超過5 mg/L時，濾后水對水體中微生物生命活動表現出一定的抑制作用。

c) 水質凈化處理后，河道沉積的底泥顆粒粒徑有所變大，處理后底泥顆粒中值粒徑與原來相比增大約16%，有助于懸浮物和膠體物質的吸附和沉降。