在金澤水庫通水之前，上海市西南五區(qū)各水廠各自就近在黃浦江干、支流水域取水，原水常年處于中污染狀況，切換金澤水庫后，原水水質(zhì)有較為明顯的改善，但仍存在耗氧量偏高、季節(jié)性藻類暴發(fā)，以及復(fù)合嗅味、抗生素、農(nóng)藥等微量污染物均有檢出等風(fēng)險(xiǎn)。西南五區(qū)12座水廠原有工藝運(yùn)行出水盡管能滿足國標(biāo)106項(xiàng)要求，但耗氧量、三鹵甲烷總量存在超上海地標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)，部分水廠出廠水渾濁度、嗅味物質(zhì)等偏高。因此，亟需根據(jù)新水源的水質(zhì)特征對(duì)水廠工藝進(jìn)行優(yōu)化，形成水廠工藝適應(yīng)性技術(shù)方案，保障出廠水水質(zhì)穩(wěn)定達(dá)標(biāo)，為上海市金澤水源供水系統(tǒng)水質(zhì)安全提供有效技術(shù)支撐。

01

研究目標(biāo)與背景

金澤水源主要服務(wù)閔行、松江、青浦、奉賢和金山五區(qū)共計(jì)12座水廠，合計(jì)制水能力為292萬m3/d，均采用臭氧-生物活性炭深度處理工藝。上海市實(shí)行地標(biāo)《生活飲用水標(biāo)準(zhǔn)》(DB31/T 1091—2018)后，對(duì)水廠運(yùn)行管理提出了新的挑戰(zhàn)。為更嚴(yán)格地執(zhí)行地標(biāo)要求，提升飲用水水質(zhì)，針對(duì)金澤水源運(yùn)行水廠存在的耗氧量、三鹵甲烷總量存在超上海地標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)，渾濁度、嗅味物質(zhì)等偏高，出廠水有抗生素檢出的問題，以臭氧-生物活性炭為關(guān)鍵工藝進(jìn)行優(yōu)化研究，解決水質(zhì)問題，保障供水安全。

02

研究成果

2.1耗氧量強(qiáng)化去除工藝

2.1.1 臭氧優(yōu)化效果分析

根據(jù)水廠臭氧投加實(shí)際情況，以金澤水庫原水為試驗(yàn)對(duì)象，設(shè)定預(yù)臭氧投加量為0.5、1.0、1.4 mg/L，后臭氧投加量為0.8、1.5、2.0 mg/L。預(yù)臭氧單元對(duì)CODMn的平均去除率隨著預(yù)臭氧投加量的增加呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)，在投加量為1 mg/L時(shí)，CODMn的去除率最高。后臭氧單元對(duì)CODMn的去除率隨著臭氧投加量的上升呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢(shì)，當(dāng)后臭氧投加量為1.5 mg/L 時(shí)，CODMn的去除率達(dá)到最大，為12.7%；而BAC單元對(duì)CODMn的去除效果優(yōu)于臭氧單元，對(duì)CODMn的去除變化規(guī)律類似于臭氧單元，隨著臭氧投加量的上升呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢(shì)，當(dāng)后臭氧投加量為 1.5 mg/L 時(shí)，去除率達(dá)到最大，為25.7%。將上述結(jié)果進(jìn)行響應(yīng)面分析，模型預(yù)測(cè)出適用于金澤水庫原水耗氧量強(qiáng)化去除的臭氧投加最優(yōu)組合：預(yù)臭氧投加量為1.02 mg/L，后臭氧投加量為1.36 mg/L，至活性炭濾池出水，CODMn可達(dá)最優(yōu)去除率(65.4%)。以此投加量在金澤水源供水某水廠進(jìn)行生產(chǎn)投加，固定后臭氧投加量為1.0 mg/L，改變預(yù)臭氧投加量，結(jié)果如圖1所示。對(duì)預(yù)臭氧+混凝沉淀整體的CODMn的去除率而言，隨著預(yù)臭氧投加量的增加，整體CODMn的去除率呈現(xiàn)先增加后減少趨勢(shì)，在預(yù)臭氧投加量為0.8～1.0 mg/L時(shí)，整體CODMn的去除率最大，為43.5%，與試驗(yàn)及模擬結(jié)果吻合。

圖1 預(yù)臭氧投加量對(duì)CODMn去除的影響

2.1.2 活性炭濾池優(yōu)化效果分析

活性炭的比表面積和孔容隨著運(yùn)行時(shí)間的延長而不斷衰減，在運(yùn)行4～5個(gè)月時(shí)，下降約50%～60%；運(yùn)行至7年時(shí)，微孔孔容基本耗竭，比表面積大大減小。而中孔和大孔仍保留了較多的孔容，意味著活性炭的解吸附與置換吸附是可能發(fā)生的。分析活性炭的生物活性可以部分反映生物活性炭濾池中生物降解作用的強(qiáng)度。結(jié)果顯示，柱狀炭生物活性總體在破碎炭水平的50%左右，破碎炭生物作用顯著高于柱狀炭濾池，新炭池運(yùn)行2～5個(gè)月，隨著運(yùn)行時(shí)間的增長，生物活性不斷增強(qiáng)。老炭池的生物活性整體低于穩(wěn)定運(yùn)行的新炭池。活性炭微孔孔容、比表面積等性能明顯降低時(shí)，同樣伴隨著活性炭濾池對(duì)水中CODMn去除率降低的現(xiàn)象，此時(shí)水廠應(yīng)及時(shí)更換活性炭濾池濾料。金澤水源某水廠經(jīng)評(píng)估可知：活性炭性能明顯下降，臭氧活性炭單元對(duì)CODMn的去除率呈現(xiàn)逐月下降趨勢(shì)，平均從27.2%降低至11.5%，出廠水總CODMn的去除率平均從56%降低至48%左右；換炭結(jié)束，臭氧活性炭單元對(duì)CODMn的去除率升高25%左右，最高達(dá)29%，出廠水總CODMn去除率上升至53%(圖2)。

圖2 金澤水源某水廠活性炭工藝優(yōu)化前后 CODMn去除率變化

2.2 嗅味風(fēng)險(xiǎn)控制工藝優(yōu)化

金澤原水具有復(fù)合性嗅味風(fēng)險(xiǎn)，其中，2-MIB為主要風(fēng)險(xiǎn)致嗅物質(zhì)，其在7月—8月達(dá)到峰值，最高為476.6 ng/L，明顯超出嗅閾值。通過對(duì)水廠的致嗅物質(zhì)去除效能評(píng)估可知，水廠的工藝對(duì)2-MIB及土臭素均能有效去除，且臭氧-活性炭工藝為主要去除工藝段。通過中試及生產(chǎn)試驗(yàn)進(jìn)行臭氧-活性炭工藝的優(yōu)化研究，試驗(yàn)過程中其他工藝參數(shù)不變，只調(diào)整臭氧投加量。

圖3 預(yù)臭氧投加量對(duì)2-MIB去除效率影響

圖4 后臭氧投加量對(duì)2-MIB去除效率影響

試驗(yàn)期間，原水土臭素檢出濃度為7 ng/L，經(jīng)沉淀即可完全去除。因此，試驗(yàn)分析以2-MIB的去除效果為主，試驗(yàn)期間2-MIB濃度最高為15 ng/L，結(jié)果如圖3、圖4所示。隨著預(yù)臭氧投加量的增加，在1 mg/L左右對(duì)2-MIB的去除效率有明顯增加，繼續(xù)增加預(yù)臭氧投加量對(duì)2-MIB的去除率提升不明顯。綜合實(shí)際生產(chǎn)運(yùn)行中臭氧投加能力和范圍，以及前后臭氧對(duì)嗅味的去除，建議：針對(duì)嗅味的去除，前臭氧投加量為0.65～1 mg/L，后臭氧為0.5～1 mg/L。當(dāng)前臭氧投加量為0.65 mg/L時(shí)，后臭氧需達(dá)到1 mg/L以上才能有明顯的2-MIB去除率提升；當(dāng)前臭氧投加量為1 mg/L時(shí)，后臭氧為0.5 mg/L左右即可達(dá)到較高的去除率。

圖5 磺胺甲惡唑在不同前后臭氧投加量的去除率

2.3 抗生素去除工藝優(yōu)化

臭氧生物活性炭工藝的優(yōu)化，基于原水中磺胺類抗生素的濃度水平，調(diào)整不同前后臭氧投加比例，跟蹤磺胺類抗生素在不同工藝參數(shù)下的去除效率。金澤水源水廠檢出頻率及濃度較高的磺胺抗生素為磺胺甲惡唑。由圖5可知，當(dāng)預(yù)臭氧投加量為0.65 mg/L時(shí)，后臭氧投加量需達(dá)到1.5 mg/L，磺胺甲惡唑的去除率才能高于60%，達(dá)到88.59%。若預(yù)臭氧采用1 mg/L，后臭氧投加量需達(dá)到1 mg/L以上，磺胺甲惡唑的去除率才能達(dá)到60%以上，去除效率分別為74.58%(后臭氧投加量為1 mg/L)和75.67%(后臭氧投加量為1.5 mg/L)。當(dāng)預(yù)臭氧的投加量增加至1.5 mg/L時(shí)，后臭氧無論采用0.5 mg/L還是1 mg/L，磺胺甲惡唑的去除率均高于60%，分別達(dá)到71.32%和68.04%。由生產(chǎn)性試驗(yàn)結(jié)果可知，綜合抗生素去除率、投加量經(jīng)濟(jì)性，最優(yōu)的前后臭氧投加量為：預(yù)臭氧投加量取0.65 mg/L時(shí)，后臭氧取1.5 mg/L；或者，預(yù)臭氧投加量取1 mg/L時(shí)，后臭氧取1 mg/L。

將生產(chǎn)性試驗(yàn)結(jié)果推廣到2座水廠，同時(shí)考慮前后臭氧單元進(jìn)水中抗生素濃度對(duì)去除率的影響，計(jì)算采用最優(yōu)前后臭氧投加量時(shí)，單位抗生素總量所需臭氧量(每ng抗生素所需mg臭氧量)，即：就預(yù)臭氧單元而言，計(jì)算最佳預(yù)臭氧投加量與相應(yīng)原水中磺胺類抗生素總量的比值；就后臭氧單元而言，計(jì)算最佳后臭氧投加量與相應(yīng)主臭氧單元進(jìn)水中磺胺類抗生素總量的比值，結(jié)果如表1所示。

表1 前后臭氧單位抗生素總量所消耗的臭氧量

水廠原水中的抗生素濃度為15～30 ng/L，均值為23.5 ng/L，前臭氧處理單元中，采用的最優(yōu)單位抗生素總量所需臭氧量為0.028～0.038 mg O3/(ng抗生素)，推薦的最優(yōu)預(yù)臭氧投加量為0.65～0.9 mg/L。后臭氧處理工藝進(jìn)水中的抗生素濃度為0～23 ng/L，均值為12 ng/L；后臭氧處理單元中，采用的最優(yōu)單位抗生素總量所需臭氧量為0.05～0.08 mg O3/(ng抗生素)，根據(jù)后臭氧進(jìn)水抗生素均值，推薦的最優(yōu)后臭氧投加量為0.60～0.95 mg/L。

2.4 三鹵甲烷控制優(yōu)化

2.4.1 臭氧氧化DBPs前體物效果分析

在飲用水處理過程中，受水質(zhì)條件和操作參數(shù)的影響，臭氧及其相關(guān)高級(jí)氧化工藝對(duì)DBPs生成的影響不盡相同。NOM作為DBPs的前驅(qū)物，臭氧氧化可改變其組分，從而影響DBPs的生成。比較不同投加量情況下對(duì)前驅(qū)物的去除率，結(jié)果如圖6所示。隨著臭氧投加量的增加，消毒副產(chǎn)物前體物的去除率在后臭氧及臭氧-生物活性炭出水呈現(xiàn)先增加后減少的趨勢(shì)。當(dāng)預(yù)臭氧增加到1 mg/L以上、后臭氧濃度為0.8 mg/L時(shí)，前驅(qū)物的去除率出現(xiàn)負(fù)增長的趨勢(shì)，證明上述研究中臭氧投加量對(duì)消毒副產(chǎn)物前驅(qū)物的控制并不是通過去除NOM來控制DBPs的生成，而是通過改變NOM的組分來影響DBPs的生成，且有最佳臭氧投加點(diǎn)。結(jié)果顯示，當(dāng)預(yù)臭氧濃度為0.5～1 mg/L、后臭氧濃度為0.8～1.5 mg/L時(shí)，均能較好地去除前驅(qū)物。進(jìn)一步開展了主臭氧投加變化的消毒副產(chǎn)物生產(chǎn)勢(shì)生產(chǎn)性試驗(yàn)，改變后臭氧投加量為1.2 mg/L及1.5 mg/L，分析使用5 mg/L氯24 h的消毒副產(chǎn)物生成勢(shì)。結(jié)果表明，臭氧投加量為1.2 mg/L時(shí)，出廠水中消毒副產(chǎn)物總量相比原水降低33%；而當(dāng)臭氧投加量為1.5 mg/L時(shí)，出廠水中消毒副產(chǎn)物總量相比原水只降低3.3%，說明隨著臭氧投加量的升高，不能一味地通過去除消毒副產(chǎn)物前驅(qū)物來控制消毒副產(chǎn)物。

圖6 不同后臭氧投加量對(duì)前驅(qū)物去除的影響

2.4.2 消毒方式和消毒劑劑量對(duì)DBPs生成的影響

上海目前對(duì)于已經(jīng)采用臭氧-生物活性炭深度處理工藝的金澤水源水廠，推薦使用游離氯消毒化合氯出廠的消毒副產(chǎn)物控制方式，即在深度處理活性炭池后設(shè)消毒接觸池，有30 min的接觸時(shí)間，采用游離氯消毒，濃度為0.5 mg/L，滿足CT值≥15，然后再加氨0.2～0.3 mg/L，氯氨重量比在4∶1左右，達(dá)到1 mg/L左右化合氯出廠，可使出廠消毒副產(chǎn)物得到控制，且后續(xù)管網(wǎng)中亞硝酸鹽產(chǎn)生的可能性較小。

針對(duì)采用自由氯消毒的水廠，通過采用分段投加自由氯的方法控制出廠水中三鹵甲烷的總量不高于0.5。就三鹵甲烷而言，在不同次氯酸鈉投加總量、采用分段加氯時(shí)，其產(chǎn)生量較穩(wěn)定，而未采用分段加氯、三鹵甲烷總量最高時(shí),是采用分段加氯時(shí)的3倍有余。如采用分段加氯，三氯甲烷濃度在0.36～0.48 μg/L；不采用分段加氯，則在0.36～0.66 μg/L。可以看出，分段加氯是一種很有效的控制三鹵甲烷的消毒方法。研究表明，在次氯酸鈉總投加量為1.5 mg/L時(shí)，可以減少67%的三鹵甲烷產(chǎn)生量和30%的三氯甲烷產(chǎn)生量，如圖7所示。

圖7 分段加氯和非分段加氯所產(chǎn)生的三鹵甲烷和三氯甲烷濃度

圖8 不同前后段加氯比下的三鹵甲烷總量和三氯甲烷生成量比較

(1)分段加氯比例

為優(yōu)化分段加氯時(shí)的前后段次氯酸鈉投加比例，在不同前加氯投加量下(即：0.4、0.5 mg/L和0.6 mg/L)，比較采用不同前后加氯比所產(chǎn)生的三鹵甲烷總量和三氯甲烷濃度。加氯比包括1∶1、1∶2、1∶2.5和1∶3。由圖8可知：當(dāng)前段加氯投加量在0.4 mg/L時(shí)，前后段次氯酸鈉投加比例采用1∶1、1∶2和1∶2.5所產(chǎn)生的三鹵甲烷和三氯甲烷量差異不大，三鹵甲烷總量為0.020～0.023 ，三氯甲烷生成量為0.37～0.44 μg/L；當(dāng)采用1∶3的前后加氯比時(shí)，三鹵甲烷和三氯甲烷生成量明顯升高，分別為0.031 μg/L和0.63 μg/L，比其他前后加氯比時(shí)增加了29%和37%。因此，最優(yōu)投加比例為1∶1、1∶2和1∶2.5。

(2)次氯酸鈉總投加量

在確定了最優(yōu)前后段加氯比之后，進(jìn)一步優(yōu)化次氯酸鈉總投加量范圍，因?yàn)榧词共捎米罴亚昂蠖渭勇缺?，如果次氯酸鈉總投加量過高也難以達(dá)到控制消毒副產(chǎn)物生成的目的。為了優(yōu)化次氯酸鈉總投加量，試驗(yàn)在不同投加總量下，檢測(cè)三鹵甲烷總量和三氯甲烷的生成量，結(jié)果如圖9所示。由圖9可知：生成三鹵甲烷最低的次氯酸鈉總投加量在1.2～1.75 mg/L；三氯甲烷生成量的趨勢(shì)與三鹵甲烷相同，生成量最少時(shí)的總投加量為1.2～1.75 mg/L。因此，采用前后分段加氯消毒時(shí)，推薦次氯酸鈉投加總量應(yīng)保持在1.2～1.75 mg/L。

圖9 不同次氯酸鈉投加總量下生成的三鹵甲烷總量和三氯甲烷的濃度

總而言之，分段加氯更能有效控制消毒過程中消毒副產(chǎn)物的產(chǎn)生。在采用分段加氯時(shí)，前后段次氯酸鈉投加比例應(yīng)控制在1∶2～1∶2.5，次氯酸鈉總投加量應(yīng)控制在1.2～1.75 mg/L。

2.5 超濾膜對(duì)微生物安全控制效果

砂濾池/活性炭濾池出水有微生物泄露風(fēng)險(xiǎn)，為研究膜過濾對(duì)無脊椎動(dòng)物的攔截規(guī)律，開展了管式超濾膜和納濾膜對(duì)生物活性炭濾池出水的無脊椎動(dòng)物蟲體及可孵化體的攔截生產(chǎn)性試驗(yàn)。超濾膜對(duì)無脊椎動(dòng)物的攔截效率為98.52%±1.17%，出水生物種類主要為輪蟲和線蟲，未發(fā)現(xiàn)體積較大的蟲體，對(duì)蟲卵及可繁殖體的攔截效率為89.44%±17.97%，主要為輪蟲卵，偶爾出現(xiàn)線蟲卵。隨著跨膜壓差的增大，超濾對(duì)蟲體、蟲卵及可繁殖體的攔截效率降低。當(dāng)跨膜壓差大于0.04 MPa時(shí)，出水開始出現(xiàn)少量輪蟲，隨著跨膜壓差的進(jìn)一步增大(至0.08 MPa)，處理效率出現(xiàn)大幅度下降。

2.6 渾濁度控制優(yōu)化效果

混凝沉淀是目前水廠處理中對(duì)渾濁度去除效率最高的工藝環(huán)節(jié)，因此，以混凝劑投加量的優(yōu)化研究，確定金澤水庫供水水廠適宜的最佳混凝劑投加量，為實(shí)現(xiàn)出廠水渾濁度小于0.15 NTU，至少需將沉后水渾濁度控制在1 NTU。研究顯示：在不同混凝劑中，聚合氯化鋁在投加量為6～10 mg/L(按Al2O3計(jì))時(shí)，可將沉后水渾濁度降至1 NTU以下；硫酸鋁在投加量為2～4 mg/L(按Al2O3計(jì))時(shí)，即可將原水20 NTU左右的渾濁度降到1 NTU以下，去除率達(dá)到90%以上。

03

應(yīng)用前景

本研究以上海西南五區(qū)水廠現(xiàn)行的“臭氧-生物活性炭”工藝為主要優(yōu)化工藝，進(jìn)行臭氧投加量?jī)?yōu)化、活性炭濾池運(yùn)行優(yōu)化、消毒方式及投加量?jī)?yōu)化研究，提出以有機(jī)物和渾濁度達(dá)標(biāo)、嗅味去除、消毒副產(chǎn)物控制、新型污染物去除為目標(biāo)的對(duì)應(yīng)工藝參數(shù)，為上海市金澤水源供水系統(tǒng)水質(zhì)安全提供有效技術(shù)支撐。

本文來自《凈水技術(shù)》2021年4期 “水體污染控制與治理”科技重大專項(xiàng)成果專欄

作者：劉 爽，王 錚，武珉輝，沈 雪，于建偉，陳洪斌

排版：西貝 馬駿馳

校對(duì)：萬梓薇