控制常規工藝凈水廠消毒副產物生成的工藝改造策略

王曉云，付愛民

(1.福建工程學院 生態環境與城市建設學院，福州 350007； 2.福建寧德核電有限公司，福建 寧德 355220)

0 引 言

水中溶解性有機物(DOM)隨著水源以及季節變化而有所差異，有機物的存在不但可以造成水體色度、嗅味的增加，也容易與消毒劑反應生成消毒副產物(DBPs)，同時還會在配水管網中造成微生物的再生長。水中有機物的來源主要有兩部分：①自然界所產生的天然有機物(NOM)，如植物死亡及代謝分解所產生的物質；②人工合成的有機化合物(synthetic organic chemicals，SOCs)，這類有機物通常分子量較小[1]。NOM可分為腐殖質和非腐殖質，腐殖質是主要以苯環為主體結構的大分子，不易被生物分解利用，在水中性質穩定；非腐殖質大部分屬于親水性小分子。

研究發現[1]，若原水含有高分子量的腐殖質，則僅通過化學混凝就可達到較好的去除效果；活性炭適用的DOM分子量范圍很廣，而且對DOM 有良好的去除效果。臭氧是飲用水處理中常用的強氧化劑，常作為氯消毒之前的預消毒劑，臭氧能夠將大分子有機物降解為羧酸、醛和酮類等小分子有機物，從而影響后續氯消毒中DBPs的生成。單獨使用臭氧則會將高分子量的腐殖質氧化成低分子量的非腐殖質，反而影響混凝去除效果。大分子量的有機物可以通過混凝沉淀去除，而小分子量的有機物則由于親水性較高，可以利用薄膜或者臭氧搭配活性炭的方式去除[2-3]。

1 水源水質及處理工藝

1.1 原水水質

某水廠原水取自水庫，水廠采用預氯氧化、混凝沉淀、砂濾等傳統工藝，對氨氮、濁度、色度去除效果良好，但對于溶解性有機物(DOM)去除效果欠佳。由于水庫集水區域的農業及生活污染嚴重，導致水體中氨氮及有機物含量偏高，為了消減原水中的噬菌體病毒，加氯量有時可達到20 mg/L。水廠為了提高對嗅味及DOM的去除，常常根據原水水質投加粉末活性炭(PAC)，PAC對于DOC的吸附去除速度很快，特別是對黃酸及低分子量的親水性物質有較佳的去除效果，而大分子的腐殖酸及親水性酸類則依靠混凝沉淀去除[4-5]。但是由于預氯的添加，影響了PAC對于有機物的去除，特別是當加氯量超過折點時，PAC對于有機物的吸附受到抑制。當原水中含有溴離子時，鹵化有機副產物中含溴的物種濃度增加，從而導致DBPs總量增加。

本文以溶解性有機碳(DOC)量化DOM，分析研究如何更好地去除DOC，從而降低DBPs的生成。

原水水質參數見表1。由表1可以看出，原水主要以親水性有機物為主，這類物質并不容易通過混凝沉淀去除，同時這類物質也是形成DBPs的主要前驅物[6]。

表1 原水水質參數

1.2 模型廠處理流程

在傳統工藝基礎上，增設前臭氧、后臭氧并搭配活性炭吸附的深度處理工藝，以小型連續流模型廠進行試驗，以此研究該處理程序對DBPs生成的控制。模型廠流程分為Ⅰ、Ⅱ兩個部分，Ⅰ為前臭氧反應槽、混凝沉淀池、砂濾池、后臭氧反應槽、活性炭床；Ⅱ則是在砂濾池后未經后臭氧反應槽而是直接進入活性炭床。具體見圖1。

圖1 工藝流程圖

1.3 模型廠操作

原水經前臭氧氧化后進入pH調節池，混凝劑在pH調節池進入混凝沉淀池前的管線中添加，依靠水流進行快混，再進入混凝沉淀池，沉淀池污泥以人工方式定期排除。混凝沉淀池出水進入砂濾池，砂濾池出水后則分成兩部分，一部分經后臭氧氧化后再進入活性炭單元；另一部分則未經后臭氧氧化直接進入活性炭單元，主要目的是探討后臭氧對于出水水質的影響。最終出水以次氯酸鈉或氯胺作為消毒劑進行消毒試驗，以此評估模型廠對消毒副產物生成的影響。各處理單元規格及操作參數見表2。

表2 處理單元規格及操作參數

2 試驗材料與方法

UV254采用紫外可見光分光光度計測定。水樣通過0.45 μm濾膜過濾后，采用島津TOC-VCPH型總有機碳分析儀進行DOC測定。

消毒副產物生成勢(DBPFP)的測定采用美國公共健康協會(APHA)的方法。在實驗前，先用酸或堿將水樣pH值調整至7.0±0.2，并加入一定量的磷酸鹽緩沖液，然后向溶液中投加一定量的次氯酸鈉，以確保溶液中的有效氯為20 mg/L；之后將水樣置于25±0.5℃的水浴環境中，避光反應72 h，控制余氯濃度為3～5 mg/L；最后加入抗壞血酸以淬滅水樣中的余氯，并進行相應THMFP、HAAFP等指標的測定。

溴酸根離子、溴離子濃度采用美國Dionex，DX-120型離子色譜儀測定，配有保護柱AG10(4×50 mm)、分離柱AG10(4×250 mm)以及比導電度偵測器。分離條件為：氣壓5psi(1psi約等于6.895 kPa)、載氣為超高純氮氣(99.999 9%)、淋洗液為1.8 mmol/L NaCO3/1.7 mmol/L NaHCO3、淋洗流速2.0 ml/min、進樣量350 μL。

可生物降解溶解性有機碳(BDOC)的測定：水樣先經0.2 μm濾膜過濾后(若存在余氯，則先用抗壞血酸淬滅余氯)，以100∶1的體積比注入原生菌液(所使用原生菌液為水廠原水經0.2 μm濾膜過濾后的水樣)。取202 ml混合液，分析水樣的DOC，將混合液裝于血清瓶中，再置于20±2℃的培養箱中，28 d后測定DOC，培養前后DOC的差值即為BDOC。

3 結果與討論

試驗期間流程Ⅰ、流程Ⅱ同時進行，模型廠前臭氧與后臭氧的投加劑量分別為3、2 mg/L，進流原水DOC濃度介于2.5～7.8 mg/L，臭氧使用劑量相當于0.26～1.2 mgO3/mg DOC。分別針對基本水質參數、有機前質、DBPFP及水質生物穩定性進行討論。

3.1 基本水質參數

研究期間自2019年7月至2020年3月，原水水質受氣候及季節影響較大，其中氨氮影響最大。基本水質分析結果見表3。原水pH值介于7～8，經前臭氧單元后，pH值提高了0.3～0,5，可能由于臭氧進入水中的氣體作用導致水中二氧化碳氣體釋放所導致。原水濁度介于4～8 NTU，經前臭氧處理后，濁度有少許上升，可能由于水中的藻類物質經臭氧氧化后藻體破裂造成濁度升高，或者由于臭氧氧化使得有機物產生膠體現象。經混凝沉淀、砂濾處理后，濁度可以降至2 NTU以下；然后經后臭氧處理后，濁度略有上升趨勢，主要是由于臭氧氧化作用使得有機物或藻類破壞而導致濁度升高。兩個流程的活性炭床出水濁度均可降低至1 NTU以下。操作期間，原水氨氮濃度介于0.9～1.7 mg/L，分析各單元出水硝酸鹽、亞硝酸鹽濃度發現，在砂濾池及活性炭床內確實有硝化作用發生。因此可以看出，氨氮的去除主要靠砂濾及即活性炭床的硝化作用降低水中的氨氮濃度。

表3 基本水質參數分析結果

3.2 有機前質的去除

以UV254、DOC兩項指標作為有機前質的替代參數，探討模型廠處理單元中有機物的變化情況。見圖2。

圖2 各處理單元出水UV254變化

圖2為各處理單元UV254的變化情形。原水UV254值介于0.037～0.065 cm-1之間，經前臭氧、混凝沉淀處理單元后數值降低，表明有機物經氧化或取代反應破壞了有機物的環狀結構，形成直鏈狀的小分子有機物，從而造成UV254數值的降低。而在經過砂濾池后，UV254數值并沒有顯著的降低，表明常規處理工藝對于水中環狀結構的有機物沒有明顯去除效果。在流程Ⅰ中，后臭氧單元、GAC濾床均降低了UV254數值，但GAC濾床降低幅度更明顯。流程Ⅱ中各單元對于UV254的去除效果以GAC濾床最好。各處理單元DOC變化情況見圖3。原水DOC介于2.5～7.8 mg/L，經前臭氧處理后DOC下降不明顯，因為除了少部分有機物被完全分解外，大部分有機物經臭氧氧化后，會由腐殖質轉變為非腐殖質，同時有機物的極性與親水性也有所提高，導致水中DOC的增加[7-8]。隨后經混凝沉淀池、砂濾池后，去除了部分DOC，但不論是流程Ⅰ還是流程Ⅱ對于DOC的去除均主要是以GAC濾床為主，該結果與UV254的結果一致。

圖3 各處理單元出水DOC變化

對于有機前質的去除而言，在UV254、DOC的去除上，流程Ⅰ、Ⅱ并沒有顯著的差異。但相對于常規工藝來說，模型廠出水的UV254、DOC的去除效果良好。模型廠中，后臭氧單元對于水中UV254、DOC的去除并不顯著，單以GAC濾床就會有不錯的有機物去除效果。

3.3 消毒副產物生成潛能的變化

各處理單元THMFP變化情況見圖4。

試驗期間，原水THMFP濃度范圍介于120～400 μg/L，經砂濾后降低了20%～40%，表明常規工藝無法有效地將THMs前驅物去除。流程Ⅰ、Ⅱ的GAC濾床出水THMFP則在70 μg/L以下，這主要是因為DOC濃度大幅度降低所致。同時也發現，流程Ⅰ、Ⅱ的GAC濾床出水并無明顯差異，表明對于THMFP的前驅物質而言，單以GAC濾床處理即可有效去除THMs的前驅物。進一步研究THMFP中各物種的分布情況發現，原水約有30%為含溴物種，在經過流程Ⅰ、Ⅱ的GAC濾床后，含溴物種明顯增加，其中CHBr2Cl、CHBr3增加較為顯著，具體見圖5。Ramseier[6]研究指出，水中溴離子因與氯發生反應生成HBrO，HBrO易與水中直鏈狀小分子有機物反應。在原水中，易與HClO反應生成CHCl3的有機物，在經過混凝沉淀及砂濾后，大部分已被去除；對于GAC濾床出水而言，大部分屬于直鏈狀的小分子有機物，因此容易與HBrO反應生成含溴的THMs物種，從而導致含溴物種的增加。

圖4 各處理單元出水THMFP變化

圖5 各處理單元出水THMFP物種變化

各處理單元HAAFP變化情況見圖6。原水HAAFP濃度介于40～100 μg/L，含量較THMFP低，兩個流程GAC濾床出水HAAFP濃度降低為10～30 μg/L。原水經過處理后，HAAFP的前驅物已被有效降低，而兩種流程的GAC濾床出水HAAFP并無顯著差異，顯然HAAFP的去除仍是以活性炭為主，該結果與THMFP相似。生成消毒副產物的前驅物經過一系列的處理單元后，已被有效去除，達到了降低DBPs的目的。

進一步分析HAAFP中各物種的種類發現，原水HAAFP以一溴乙酸及三氯乙酸物種為主，經過流程Ⅰ、Ⅱ的GAC濾床后，含溴物種明顯增加，見圖7。其原因與THMFP物種的變化基本一致。

圖6 各處理單元出水HAAFP變化

圖7 各處理單元出水HAAFP物種變化

本試驗原水含有溴離子(30～110 μg/L)，因此需要關注臭氧氧化的副產物溴酸鹽。檢測發現，原水經前臭氧氧化后，并未檢測出任何溴酸鹽物質，主要是因為原水中有機物濃度高，并且存在許多競爭性物質會跟溴離子競爭與臭氧發生反應。然而流程Ⅰ后，臭氧氧化出水中檢測發現了溴酸鹽，平均濃度為12 μg/L；經過GAC濾床后，溴酸鹽濃度明顯降低，最高濃度僅為3.8 μg/L，低于《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2022)規定的限值10 μg/L，具體見圖8。

圖8 流程Ⅰ溴酸鹽生成情況

表明溴酸鹽與活性炭接觸后，在活性炭表面發生還原反應，將溴酸鹽離子還原成溴離子，從而使濃度得到有效降低。可見，當采用臭氧作為前置氧化劑的時候，增設活性炭單元是十分重要的。

3.4 出水生物穩定性

通過分析模型廠各處理單元出水BDOC數值發現，砂濾床出水BDOC濃度為0.26 mg/L；流程Ⅰ后臭氧單元出水BDOC濃度增加至0.38 mg/L，顯示臭氧將有機物氧化后，增加了生物可利用基質，從而使BDOC濃度增加，再經GAC濾床后，降至0.21 mg/L；流程ⅡGAC濾床出水BDOC濃度為0.23 mg/L，表明活性炭已經具備生物作用。

兩個流程的出水BDOC濃度均高于文獻[9]給出的出水生物穩定性建議限值0.15 mg/L。流程Ⅰ中，后臭氧增加了有機物的可降解性，同時也促使后續的GAC濾床逐步具有生物活性，從而逐漸轉變為生物活性碳(BAC)。但本研究出水生物穩定性仍未達到文獻建議值，可能與GAC濾床濾速、空床接觸時間以及運行時間較短有關，從而導致GAC濾床生物性不顯著。

3.5 出水消毒副產物

針對流程Ⅰ和流程Ⅱ出水分別投加4～6 mg/L的次氯酸鈉和氯胺，在0.5和2 h的接觸時間后，分別分析殘余消毒劑的濃度，并同時取樣進行分析檢測THMs和HAAs。試驗結果表明，兩個流程出水均未檢出THMs和HAAs，同時菌落數也未檢出。本試驗加氯量較高，水中余氯量也較高，除了可以達到百分百的殺菌效果外，也可以證明兩個流程均可以完全去除DBPs前驅物質，因此沒有DBPs生成。

4 結 論

1) 流程Ⅰ、Ⅱ對于原水濁度、氨氮均有良好去除效果，對于氨氮的去除主要依靠發生在砂濾床、活性炭床的硝化作用。

2) 流程Ⅰ、Ⅱ對于原水UV254、DOC以及DBPFP均有顯著的去除效果，主要是依靠活性炭單元的去除，而且兩個流程去除效果差異不大。

3) 流程Ⅰ、Ⅱ出水分別以次氯酸鈉、氯胺作為消毒劑，在高劑量殘余的情況下，并沒有DBPs生成，表明兩流程對于DBPs生成前驅物的控制良好。

4) 由于原水DOC含量不太高，前臭氧單元并未發揮顯著作用，因此建議目前水廠工藝改造流程可以暫時不增加前臭氧處理單元，僅增加后臭氧單元及GAC濾床。如果出于建設成本及運行成本考慮，后臭氧單元也可以暫時不予建設，僅增加GAC濾床。