給排水工程師：高錳酸鉀復(fù)合藥劑強(qiáng)化過濾微污染水質(zhì)的效果研究

1、給排水工程師：高錳酸鉀復(fù)合藥劑強(qiáng)化過濾微污染給排水工程師：高錳酸鉀復(fù)合藥劑強(qiáng)化過濾微污染水質(zhì)的效果研究水質(zhì)的效果研究 摘要：摘要：在高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝強(qiáng)化過濾去除微污染水中色度、濁度和有機(jī)物效果的性試驗(yàn)研究中發(fā)現(xiàn)：高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝對(duì)水中色度、濁度、藻類和有機(jī)物的去除效果十分理想，強(qiáng)化過濾去除效果要大大優(yōu)于預(yù)氯化工藝和聚合硫酸鐵混凝工藝的去除效果。試圖提出水體污染條件下強(qiáng)化處理的概念。 關(guān)鍵詞：關(guān)鍵詞：有機(jī)物色度濁度高錳酸鉀強(qiáng)化過濾 1 1微污染水的強(qiáng)化處理工藝微污染水的強(qiáng)化處理工藝 目前中國(guó)水源污染仍呈發(fā)展之勢(shì)，90%以上的城市水域污染嚴(yán)重，近 50%的重點(diǎn)城鎮(zhèn)水源水質(zhì)不符合

2、飲用水水源的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，都檢測(cè)出多種有機(jī)污染物，其中有些是 EPA 規(guī)定的優(yōu)先檢出物，對(duì)人體有致癌、致突變、致歧性危害。飲用水源的污染不僅直接危害人們的身體健康，同時(shí)也制約著國(guó)民經(jīng)濟(jì)的進(jìn)一步的發(fā)展。如果不進(jìn)行及時(shí)治理，將無未受到污染的水可取。 大量的研究證明：由于水中溶解性有機(jī)物的大量增加使水中的體系平衡發(fā)生改變，使水中膠體顆粒穩(wěn)定性朝增加的方向轉(zhuǎn)化。這在水處理中表現(xiàn)為水中膠體顆粒難以脫穩(wěn)，有機(jī)污染物難以去除，混凝劑的投加量大大增加，水處理成本大幅度上升。其原因主要是溶解性有機(jī)物的高帶電性和強(qiáng)親水性，其包裹和吸附在無機(jī)膠體顆粒表面，使無機(jī)膠體的負(fù)電性增強(qiáng)，親水性增加。常規(guī)的混凝、過濾處理工藝在一

3、些原水污染條件下不能使處理后的水符合飲用水的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，因而已經(jīng)不適應(yīng)微污染原水水質(zhì)處理的要求。 針對(duì)目前不斷提高的飲用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)和日益惡化的源水水質(zhì)條件，水污染處理的研究需要從機(jī)理和工藝技術(shù)水平上有一個(gè)全面的提高，微污染水處理已不僅僅是濁度和細(xì)菌的去除，而是需要有多個(gè)目標(biāo)的去除。包括進(jìn)行水的強(qiáng)化處理和深度處理。其中水的強(qiáng)化處理是針對(duì)當(dāng)前不斷提高的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，在現(xiàn)有的工藝基礎(chǔ)上經(jīng)過改進(jìn)、優(yōu)化和新增以去除濁度、病毒微生物及有機(jī)污染物（在有機(jī)污染物存在的條件下）以及由有機(jī)污染物引起的色度、嗅味、藻類、藻毒素、鹵仿前質(zhì)、致突變物質(zhì)等為主要目標(biāo)的，并使之達(dá)到不斷提高的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的水處理工藝歸為水的強(qiáng)化處理工

4、藝（Enhanced Treatment Process），其中最關(guān)鍵的工藝環(huán)節(jié)是強(qiáng)化混凝工藝和強(qiáng)化過濾工藝。 目前微污染水強(qiáng)化處理采用的主要方法一般是在現(xiàn)有的常規(guī)處理工藝基礎(chǔ)上加上吸附法、生物預(yù)處理、化學(xué)預(yù)氧化處理等方法以去除水中有機(jī)污染物，以期得到安全、合格飲用水。這些方法處理后水質(zhì)能夠得到較大的改善，但是還不能說達(dá)到完全無害的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，需要研究人員進(jìn)行更深入的研究工作。 我國(guó)的環(huán)境保護(hù)相對(duì)落后和經(jīng)費(fèi)相對(duì)有限，決定了對(duì)已受污染的飲用水水源在水處理流程中的強(qiáng)化和深度處理在相當(dāng)長(zhǎng)時(shí)期內(nèi)，都是一項(xiàng)重要的研究課題。其中尋找經(jīng)濟(jì)高效的污染水強(qiáng)化處理工藝對(duì)于今天的中國(guó)國(guó)情和污染水體具有極為重要的意義。

5、 從長(zhǎng)遠(yuǎn)的發(fā)展觀點(diǎn)來看，人民的物質(zhì)文化生活水平不斷提高，飲用水的水質(zhì)指標(biāo)日益嚴(yán)格，因而飲用水的深度處理工藝勢(shì)在必行。飲用水的深度處理的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)是一個(gè)值得深入探討的課題。需要多學(xué)科的研究成果支持。 2 2高錳酸鉀高錳酸鉀復(fù)合藥劑（復(fù)合藥劑（CPCP）強(qiáng)化過濾效能的研究）強(qiáng)化過濾效能的研究 2 21 1 影響過濾效果的源水方面的因素影響過濾效果的源水方面的因素 影響過濾效果的源水方面因素一般主要有源水的溫度、濁度和有機(jī)物的種類、濃度等因素。 溫度對(duì)過濾效果的影響十分巨大。一般是高溫有利于過濾，低溫不利于過濾。原因主要有：相對(duì)于高溫時(shí)，低溫時(shí)水的粘度大，水中的膠體顆粒的布朗運(yùn)動(dòng)的能量減弱，顆粒間的碰

6、撞機(jī)會(huì)減少，水中微絮凝效果較差，同時(shí)影響到膠體顆粒和濾池濾料間相互碰撞吸附截留的效果；水的粘度增大時(shí)，水流的剪切力也增大，影響微絮凝顆粒的長(zhǎng)大，從而影響到膠體顆粒和濾料間相互碰撞吸附截留的效果，不利于過濾。 濁度對(duì)過濾效果的影響也很大。一般認(rèn)為，濾池進(jìn)水濁度高意味著混凝效果不理想，膠體未完全脫穩(wěn)（非直接過濾工藝），相對(duì)來說過濾效果較差。 隨著環(huán)境污染的加重，水中有機(jī)物種類越來越多，濃度越來越大，因此水中有機(jī)物對(duì)過濾的影響越來越被重視。水中有機(jī)物的增加，使水中體系各項(xiàng)平衡被打破，朝著膠體穩(wěn)定性增加的方向發(fā)展。許多研究和實(shí)際觀測(cè)都得出相同的結(jié)論，水中有機(jī)物濃度的增加使濾池發(fā)生污染現(xiàn)象：過濾失效或過

7、濾效果減弱，經(jīng)常出現(xiàn)濾池出水濁度和濾池進(jìn)水濁度相差無幾或降低幅度很低的情況發(fā)生。作者稱之為濾池中毒?！盀V池污染（濾池中毒）”的提出對(duì)于研究強(qiáng)化過濾的機(jī)理方面問題具有積極意義。濾池污染（濾池中毒）現(xiàn)象有輕有重，它的區(qū)分主要視截留膠體雜質(zhì)的效果而定。濾池污染（濾池中毒）是原水有機(jī)物濃度較高，預(yù)處理去除有機(jī)污染的工藝不存在或效果較差時(shí)，在濾池中發(fā)生的特定現(xiàn)象。濾池發(fā)生有機(jī)物污染的現(xiàn)象，它的特征之一是濾料觸摸的感覺發(fā)滑和發(fā)粘，表明濾池中的濾料已被有機(jī)物所包圍，部分或全部失去了對(duì)膠體雜質(zhì)的吸附和截留作用。也就是說，水中的有機(jī)物濃度越高，越不利于過濾。微污染水體的處理必須實(shí)行強(qiáng)化過濾工藝4。 綜上所述，低

8、溫低濁高有機(jī)污染的水是過濾最難以處理的。因此強(qiáng)化高有機(jī)污染地表水的過濾，尤其是強(qiáng)化低溫低濁高有機(jī)污染地表水的過濾是一個(gè)迫切需要研究和解決的課題。 高錳酸鉀復(fù)合藥劑由高錳酸鉀（主劑）和其它多種藥劑（輔劑）組成。其在微污染水預(yù)處理中具有極好的協(xié)同作用4。前期作者發(fā)現(xiàn)了高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）及其在強(qiáng)化混凝方面具有優(yōu)異的表現(xiàn)14。在“強(qiáng)化低溫低濁高有機(jī)污染地表水的過濾”這一課題的研究中，發(fā)現(xiàn)在過濾工藝的前段使用高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）進(jìn)行預(yù)處理具有十分優(yōu)異的強(qiáng)化過濾效能。 本文主要進(jìn)行高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）預(yù)處理工藝強(qiáng)化過濾除濁、除有機(jī)物和去除由有機(jī)污染引起的色度、藻類、嗅味等的效能研究。在試驗(yàn)中

9、，選擇了北方受到有機(jī)污染較為嚴(yán)重的松花江和黃河最下游取自黃河的水庫水作為研究對(duì)象進(jìn)行研究。 2 22 2 高錳酸鉀復(fù)合藥劑（高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CPCP）對(duì)黃河下游低溫低濁高污染水庫水強(qiáng)化過）對(duì)黃河下游低溫低濁高污染水庫水強(qiáng)化過濾研究濾研究 221 試驗(yàn)背景與方案 試驗(yàn)所在 G 水廠位于黃河最下游入?？诟浇此疄樗畮煨罘e的豐水期取自最下游的黃河水，而目前黃河下游受到的污染卻日益加重；黃河頻繁斷流，并且斷流時(shí)間越來越長(zhǎng)，1997 年達(dá)到了 280 天，水庫中蓄積的作為飲用水源的黃河水貯存周期越來越長(zhǎng)；水庫上游及周邊的工農(nóng)業(yè)的不斷發(fā)展，排入水體中未經(jīng)處理的工業(yè)廢水和居民生活污水不斷增多，這一切導(dǎo)致

10、污染問題日漸突出，有機(jī)污染物、氨氮、藻類、嗅味等污染指標(biāo)的增高，同時(shí)，水廠出廠水的濁度高居不下；源水中的污染也導(dǎo)致了近年來水中色度逐年增高。圖 1 為該水庫歷年色度的變化曲線。如何強(qiáng)化污染水的濁度去除效果、降低出廠水中的色度，對(duì)污染源水進(jìn)行深度處理，進(jìn)一步改善供水水質(zhì)是許多水廠面臨的重大水質(zhì)難題之一。 G 水廠處理工藝為常規(guī)處理工藝，前處理工藝為預(yù)氯化，混凝劑為聚合硫酸鐵（液體，濃度：30%，文中數(shù)值以液體重量計(jì)）。由于水中有機(jī)污染物的增多，導(dǎo)致混凝效果的惡化，影響過濾效果，出水的濁度、色度未能有效的去除，水廠分別采用預(yù)氯化、粉末活性炭吸附或?qū)⒕酆狭蛩徼F和聚合氯化鋁混合投加等處理技術(shù)強(qiáng)化去除水

11、中的濁度、色度，但卻不能取得滿意的效果。尋找一種有效強(qiáng)化去除濁度、色度的方法，成為處理污染水體的水廠面臨的一項(xiàng)重要任務(wù)，本試驗(yàn)是在這一背景下進(jìn)行的。 生產(chǎn)性試驗(yàn)以現(xiàn)有水廠的處理工藝為基礎(chǔ)，在實(shí)際工程中投加高錳酸鉀復(fù)合藥劑，檢測(cè)水經(jīng)過高錳酸鉀復(fù)合藥劑處理后的濁度、色度和其它一些化學(xué)指標(biāo)，并和投加聚合硫酸鐵、預(yù)氯化工藝去除色度、濁度效果進(jìn)行對(duì)比。判斷出高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝在實(shí)際生產(chǎn)中強(qiáng)化過濾去除濁度和色度的適應(yīng)性和使用效果。 222 試驗(yàn)方案與結(jié)果分析 G 水廠試驗(yàn)時(shí)間為 12 月下旬，原水溫度為 335 度，原水濁度平均為10820NTU，原水色度為 18 度。COD：61mg/l，屬于低

12、溫低濁污染難于處理類的水體。圖 2 為 15 月該水廠原水和出廠水的色度比較，反映出色度的去除相當(dāng)困難，說明原水受到了較為嚴(yán)重的有機(jī)污染。圖 3 為水廠的工藝流程圖。試驗(yàn)中一套流程投加高錳酸鉀復(fù)合藥劑和聚合硫酸鐵，另外一套流程預(yù)投氯和聚合硫酸鐵，對(duì)比兩種工藝對(duì)濁度和色度的去除效果。 由于原水的濁度低，在澄清池中不能形成泥渣懸浮層，因此本次試驗(yàn)中澄清池的作用失效，而直接進(jìn)行過濾，這對(duì)檢驗(yàn)高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化過濾效能試驗(yàn)是一次較好的機(jī)會(huì)。本次試驗(yàn)在投加混凝劑、高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）后，直接進(jìn)行過濾，進(jìn)行高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化過濾的效能檢測(cè)。 圖 4圖 5 為高錳酸鉀復(fù)合藥劑去除 G

13、 水廠濁度、色度的生產(chǎn)性試驗(yàn)結(jié)果。 從圖 4 中可以看出高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理（CP：04mg/l， PFS：14mg/l）對(duì)水中濁度去除為：濾池出水 0329NTU，平均為：12NTU，原水平均濁度：151NTU，去除率：92% 。預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝（Cl2：3mg/l，PFS：1418mg/l）對(duì)水中濁度去除為：濾池出水平均濁度：50NTU，去除率：67% ，在此高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝較預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝濾后水濁度降低 76%。 當(dāng)高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝中降低聚合硫酸鐵和提高高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP：08mg/l，PFS：8mg/l）的投量時(shí)發(fā)現(xiàn)，濁度去除效果更好：濾池出水

14、0110NTU，平均為：04NTU，去除率：97% 。預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝（Cl2：3mg/l，PFS：20mg/l）對(duì)水中濁度去除分別為：濾池出水濁度 2545NTU，平均出水濁度：33NTU，去除率：78% ，在此高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝較預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝濾后水濁度降低 88%的同時(shí)，混凝劑聚合硫酸鐵（PFS）節(jié)約 429%60%。 從圖 5 中可以看出，高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理（PFS：14mg/l，CP：04mg/l）對(duì)水中色度去除：濾池出水色度為 5 度，去除率：72% 。預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝（Cl2：3mg/l，PFS：1418mg/l）對(duì)水中色度去除：濾池出水色度為 1

15、3 度，去除率：28% ，在此高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理較預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝濾后水的色度去除率提高 44%，濾后水色度降低 62%。 高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝中降低聚合硫酸鐵和提高高錳酸鉀復(fù)合藥劑（PFS：8mg/l ，CP：08mg/l）的投量時(shí)發(fā)現(xiàn)對(duì)水中色度去除：濾池出水色度為 23 度，平均出水色度為 25 度，去除率：8389% 。預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝（Cl2：3mg/l，PFS：20mg/l）對(duì)水中色度去除：濾池出水色度為 13度，去除率：28% 在此高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理較預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝濾后水色度去除率高出 55%61%，濾后水色度降低 81%。 本次試驗(yàn)的另外一個(gè)發(fā)現(xiàn)

16、是高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化過濾對(duì)原水濁度負(fù)圖荷變化沖擊的承受能力比較強(qiáng)。從圖 4 中可以發(fā)現(xiàn)原水的濁度變化較大，濁度從 10NTU 變化到 20NTU，變化幅度接近 100%。原水濁度的變化經(jīng)歷了兩個(gè)周期。第一個(gè)周期中原水濁度從 12NTU 上升到 20 度，上升了 67%，預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝工藝中聚合硫酸鐵的投加量從 14mg/l 提高到 18mg/l，增加幅度為 29%，但濾后出水濁度最高值接近 8NTU，較濾后平均出水 5NTU 相比，絕對(duì)誤差接近 3NTU，反映出預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝工藝在微污染存在的條件下對(duì)原水濁度變化沖擊的承受能力較弱；相應(yīng)的高錳酸鉀復(fù)合藥劑（PFS：14

17、mg/l，CP：04mg/l）強(qiáng)化過濾在整個(gè)濁度變化周期中，尤其是在原水濁度升高的時(shí)間段內(nèi)，濾后出水濁度一直穩(wěn)定在 0510 之間，平均值為 075NTU，絕對(duì)誤差在 025NTU，這一期間混凝劑的投加量一直未改變，顯示出高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化過濾在污染存在的條件下對(duì)原水濁度變化沖擊的承受能力十分良好。 同樣第二個(gè)原水濁度變化周期的情況也證明了高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）抵抗原水濁度變化的沖擊的能力十分良好。第二個(gè)周期中原水濁度從 10NTU 上升到 193NTU，上升了 93%，預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝工藝中聚合硫酸鐵的投加量從 14mg/l 提高到 20mg/l，增加幅度為 43%，濾后出

18、水濁度最高值 45NTU，較濾后平均出水 33NTU 相比，絕對(duì)誤差 12NTU，反映出預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝工藝在微污染存在的條件下對(duì)原水濁度變化沖擊的承受能力仍較弱，需要通過大量增加混凝劑的投量的方法才能抵抗原水濁度變化對(duì)濾池的沖擊；相應(yīng)的高錳酸鉀復(fù)合藥劑（PFS：8mg/l，CP：08mg/l）強(qiáng)化過濾在整個(gè)濁度變化周期中，尤其是在原水濁度升高的時(shí)間段內(nèi)濾后出水濁度一直穩(wěn)定在平均值為 04NTU 左右，最高值為 09NTU，絕對(duì)誤差在 05NTU，這一期間混凝劑的投加量一直未改變而且較前一周期投量減少 43%。高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化混凝與預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝工藝相比，在混凝劑降低

19、 60%的同時(shí)，濾后出水仍然穩(wěn)定在 04NTU 左右，再一次說明了高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化過濾在微污染存在的條件下，抵抗原水濁度變化的沖擊能力十分良好。 圖 6 為高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理強(qiáng)化過濾對(duì)水中有機(jī)物類的去除效果，紫外 254 波長(zhǎng)的吸光度數(shù)值，在反映水中有機(jī)物類物質(zhì)濃度的方面具有一定的意義。從圖中可以看出，原水 UV254 吸光度數(shù)值為：0117。高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝（PFS：8mg/l，CP：08mg/l）濾后水中 UV254 吸光度數(shù)值為：濾池出水 0066，降低 44% 。預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝工藝（Cl2：30mg/l，PFS：20mg/l）濾后水中 UV254 吸光

20、度數(shù)值為：濾池出水：0081，降低 31%，在此高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理工藝較預(yù)氯化和聚合硫酸鐵混凝工藝濾后水UV254 吸光度數(shù)值降低 19%。 這些結(jié)果從一個(gè)側(cè)面反映出高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）在強(qiáng)化過濾方面對(duì)有機(jī)物的高效去除作用。 2 23 3 高錳酸鉀復(fù)合藥劑（高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CPCP）對(duì)黃河下游高溫低濁高）對(duì)黃河下游高溫低濁高污染水庫水強(qiáng)化過污染水庫水強(qiáng)化過濾研究濾研究 231 試驗(yàn)背景 黃河斷流時(shí)間不斷的延長(zhǎng)，迫使黃河下游以黃河作為主要水源的各個(gè)城市不得不修建蓄水庫，在黃河豐水期引黃河水進(jìn)入蓄水庫，一方面將黃河水的大量泥沙進(jìn)行預(yù)沉，另一方面蓄水以備黃河斷流期使用。黃河下游近年來有機(jī)污

21、染日益加重，加之蓄水庫一般較淺，水庫中源水的貯存周期長(zhǎng)，夏季陽光充足，溫度較高，藻類易繁殖，并產(chǎn)生嗅味，有的在冬季還有加重的趨勢(shì)。 高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）預(yù)處理強(qiáng)化過濾去除藻類和嗅味試驗(yàn)以夏季黃河下游 Z 市取自黃河的水庫水作為研究對(duì)象，主要進(jìn)行了高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化混凝、強(qiáng)化過濾對(duì)水中嗅味和藻類去除效果的研究，并檢測(cè)了其它的物理和化學(xué)指標(biāo)，通過對(duì)高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）預(yù)處理強(qiáng)化過濾去除藻類和嗅味生產(chǎn)性試驗(yàn)，研究高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）預(yù)處理工藝對(duì)藻類和嗅味強(qiáng)化去除的效能。 試驗(yàn)水廠夏季藻類較多，水中嗅味很大，單獨(dú)投加混凝劑不能解決問題，該廠采用預(yù)氯化滅藻、去除嗅味，但預(yù)氯化產(chǎn)生的

22、嗅味更大，居民反映強(qiáng)烈。 試驗(yàn)在夏季進(jìn)行，水溫 26，源水藻類：20003000*104 個(gè)/L，嗅味 2級(jí)，濁度 8310NTU，CODMn：59mg/l，pH：90。試驗(yàn)采用穩(wěn)定水量，考察不同的預(yù)處理工藝對(duì)源水進(jìn)行處理并經(jīng)混凝、過濾后對(duì)水中的嗅味、藻類、濁度、CODMn、pH 值進(jìn)行觀測(cè)的方法。每一工藝流程改變后都穩(wěn)定 812 小時(shí)，然后進(jìn)行取樣檢測(cè)。藻類的檢測(cè)采用顯微鏡查數(shù)的方法；嗅味的檢測(cè)采用加熱超過 60，多人檢驗(yàn)，取平均值的方法；濁度、CODMn、pH 值采用標(biāo)準(zhǔn)檢測(cè)方法進(jìn)行檢測(cè)。 由于源水的濁度低，在澄清池中不能形成泥渣懸浮層，因此本次試驗(yàn)中澄清池的作用失效，而直接進(jìn)行過濾，這對(duì)

23、檢驗(yàn)高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化過濾去除藻類和嗅味物質(zhì)的效能是一次較好的機(jī)會(huì)。本次試驗(yàn)在投加混凝劑聚合氯化鋁（PAC）、高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）后直接過濾，進(jìn)行高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）強(qiáng)化過濾去除藻類和嗅味物質(zhì)的效能研究。 232 試驗(yàn)結(jié)果分析 表 1 是高錳酸鉀復(fù)合藥劑去除嗅味試驗(yàn)結(jié)果，從中可以看出，單獨(dú)聚合氯化鋁（PAC）對(duì)嗅味的去除基本沒有作用，進(jìn)水嗅味 2 級(jí)，濾后嗅味水仍為 2級(jí)；單獨(dú)高錳酸鉀預(yù)處理，濾后水能夠去除水中的一定嗅味，源水嗅味為 2級(jí)，濾后水嗅味為 1 級(jí)；而高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理，在投量?jī)H為024mg/l，PAC 投量?jī)H為 27mg/l，濾后水的嗅味就為 0 級(jí)，對(duì)嗅味

24、的去除效果達(dá)到 100%，遠(yuǎn)好于單獨(dú)聚合氯化鋁（PAC：54mg/l）和高錳酸鉀預(yù)處理（KMnO4：05mg/l，PAC：54mg/l）對(duì)嗅味的去除效果，而混凝劑的耗費(fèi)量?jī)H為它們的一半。 圖 7 是高錳酸鉀復(fù)合藥劑強(qiáng)化過濾去除藻類試驗(yàn)結(jié)果，從中可以看出，（圖中序號(hào)所代表的工藝流程同表 1，以下同）高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）對(duì)藻類的去除效果遠(yuǎn)較單獨(dú)聚合氯化鋁（PAC）和高錳酸鉀預(yù)處理為好，高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）對(duì)藻類的去除率：濾后水一般都達(dá) 80%以上，而高錳酸鉀復(fù)合藥劑的投量?jī)H為 02405mg/l，混凝劑（PAC）的投量 2754mg/l，去除率最高達(dá)到 92%（PAC：27mg/l，CP：

25、05mg/l）；而單獨(dú)投加 PAC：54mg/l時(shí)，對(duì)藻類的去除率：濾后水為 571%；投加 KMnO4 ：05 mg/l 預(yù)處理，PAC：54mg/l CP：05mg/l）預(yù)處理強(qiáng)化過濾去除藻類與單獨(dú)投加混凝劑聚合氯化鋁（PAC：54mg/l）和高錳酸鉀預(yù)處理（KMnO4 ：05 mg/l）相比，在混凝劑聚合氯化鋁（PAC）節(jié)約 50%的情況下，對(duì)藻類的去除率分別提高了347%和 282%，優(yōu)勢(shì)十分明顯。 圖 8 是高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）預(yù)處理強(qiáng)化過濾去除水中 CODMn 試驗(yàn)結(jié)果，從中可以看出，高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）對(duì)水中 CODMn 的去除效果相對(duì)較好（PAC：54mg/l，CP：0

26、5mg/l），CODMn 去除率：濾后水達(dá)到 550%；高錳酸鉀預(yù)處理（PAC：54mg/l，KMnO4 ：05mg/l）對(duì) CODMn 的去除率：濾后水為 261%；單獨(dú)聚合氯化鋁混凝（PAC：54mg/l）對(duì) CODMn 的去除率：濾后水為 182%。在此高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理強(qiáng)化過濾去除 CODMn 較單獨(dú)投加混凝劑聚合氯化鋁和高錳酸鉀預(yù)處理相比對(duì) CODMn 的去除率分別提高了 368%和 289%，表明高錳酸鉀復(fù)合藥劑對(duì)有機(jī)物的去除率相對(duì)也是較高的。 圖 9 是高錳酸鉀復(fù)合藥劑強(qiáng)化過濾去除水中濁度試驗(yàn)結(jié)果，可以看出，高錳酸鉀復(fù)合藥劑（CP）對(duì)水中濁度的去除效果十分顯著（CP：05mg

27、/l， PAC：54mg/l），濁度去除率：濾后水達(dá)到 9297%；高錳酸鉀預(yù)處理（KMnO4 ：05mg/l，PAC：54mg/l）對(duì)濁度的去除率：濾后水達(dá)到 54%；單獨(dú)聚合氯化鋁混凝（PAC：54mg/l）對(duì)濁度的去除率：濾后水達(dá)到 60%；在此高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理強(qiáng)化過濾去除濁度較單獨(dú)投加混凝劑聚合氯化鋁和高錳酸鉀預(yù)處理對(duì)濁度的去除率分別提高了 32%37%和 38%43%。 2 24 4 高錳酸鉀復(fù)合藥劑對(duì)水中微量有機(jī)污染物去除效能的研究高錳酸鉀復(fù)合藥劑對(duì)水中微量有機(jī)污染物去除效能的研究 241 試驗(yàn)方案與過程 原水水樣取自松花江哈爾濱段，試驗(yàn)在冬季進(jìn)行，也就是松花江枯水期，水質(zhì)污

28、染較為嚴(yán)重的時(shí)期。原水水質(zhì)：CODMn：64mg/l；濁度：20 度左右；pH：7273；溫度：0左右；色度：40 度左右。 由于源水溫度極低、濁度較低、水質(zhì)污染較重，屬于典型的低溫低濁污染重難處理的水體，選擇低溫低濁污染較重時(shí)期的水體進(jìn)行處理，具有多方面的重要意義。 試驗(yàn)重點(diǎn)考察源水、單獨(dú)投加聚合氯化鋁、預(yù)氯化與聚合氯化鋁共同處理、高錳酸鉀預(yù)處理與聚合氯化鋁共同處理、高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理與聚合氯化鋁共同處理后的濾后水體中的微量有機(jī)物的數(shù)量和種類，通過分析和比較，得出了不同工藝對(duì)水中有機(jī)物去除的不同性能的評(píng)價(jià)結(jié)論。 1）水樣的處理工藝過程 原水水樣在投入藥劑混凝之后，經(jīng)過 1 分鐘的快速混合

29、和反應(yīng)，然后經(jīng)過10 分鐘的絮凝反應(yīng)，40 分鐘沉淀，然后進(jìn)行過濾，濾速為 15m/h，取濾后水進(jìn)行富集。 本次試驗(yàn)的化學(xué)藥劑高錳酸鉀采用化學(xué)分析純?cè)噭?；次氯酸鈉采用液體分析純?cè)噭?；聚合氯化鋁采用唐山產(chǎn)的聚合氯化鋁，性能較為穩(wěn)定；高錳酸鉀復(fù)合藥劑采用分析純?cè)噭?水樣編號(hào)、聚合氯化鋁的投加量、高錳酸鉀的投加量、氯的投加量、高錳酸鉀復(fù)合藥劑的投加量等數(shù)據(jù)詳見下表： 2）水樣的富集與濃縮 富集水樣體積為 18L，富集的樹指采用 XAD2 樹指，使用前用重蒸乙醚、二氯甲烷、甲醇分別在索氏提取器中提取 8 小時(shí)，將樹脂保存在甲醇中備用，富集前采用濕法裝柱。 吸附柱采用特制的玻璃柱，規(guī)格為 10mm*2

30、00mm，在吸附柱底部塞入經(jīng)高溫處理過的玻璃棉，濕法裝入 8cm 的樹脂，然后在樹脂上部塞入一些玻璃棉，打開活塞放出甲醇，同時(shí)用二次蒸餾水反復(fù)沖洗，關(guān)閉活塞，使液面高于樹脂的高度。 吸附柱上端用帶有磨口的玻璃管與之相連，玻璃管上端用干凈的乳膠管與之相連，乳膠管連入待富集的水樣，采用虹吸的方式使水流過 XAD2 樹脂，水量的調(diào)節(jié)采用旋轉(zhuǎn)吸附柱下端的活塞的方法來控制，水量一般控制在 4050ml，富集 18L 水樣之后，關(guān)閉活塞，停止富集。富集柱中保持一定的水樣，密封后等待洗脫。 本次試驗(yàn)采用乙醚進(jìn)行洗脫洗（脫用的乙醚是經(jīng)過二次蒸餾的分析純乙醚），洗脫時(shí)先將吸附柱中的水吹凈，然后用乙醚約 50ml

31、 浸泡 20 分鐘，然后用碘鉀瓶搜集，重復(fù)三次。 將待濃縮的洗脫液先進(jìn)行脫水處理，用經(jīng)過高溫干燥的無水硫酸鈉進(jìn)行脫水作用，然后使用旋轉(zhuǎn)薄膜蒸發(fā)器在 40 度時(shí)濃縮到 1ml，進(jìn)行有機(jī)物測(cè)定。在進(jìn)行有機(jī)物的測(cè)定時(shí)，再將 1ml 的樣品濃縮至 03ml。 3）水樣的測(cè)定 有機(jī)物的分析采用 HP 58905971GC/MS 進(jìn)行分析，儀器條件： 色譜條件：HP5MS 柱，柱長(zhǎng)：30 米，內(nèi)徑：025mm，載氣：He 。進(jìn)樣口溫度：250，接口溫度：280。進(jìn)樣量：02l，柱溫起始：50，保持5min，以 5/min 速度升至 200保持 1min，再以 10/min，升值 280，保留 10 分鐘。

32、 質(zhì)譜條件：離子源溫度：180，電離方式 EI，電子能量：70ev，前級(jí)壓力：60mTor 掃描質(zhì)量范圍：5055。 242 試驗(yàn)的結(jié)果與分析 XGR1D，XGR2D，XGR3D，XGR4D，XGR5D 分別為源水、單獨(dú)投加聚合氯化鋁、預(yù)氯化與聚合氯化鋁共同處理、高錳酸鉀預(yù)處理與聚合氯化鋁共同處理、高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理與聚合氯化鋁共同處理后的濾后水的重建總離子流質(zhì)量色譜圖。 從表 3 中可以看出，源水檢出有機(jī)物數(shù)量為 153 個(gè)；源水PAC 為 137 個(gè)；源水PACCl2 為 99 個(gè)；源水PACKMnO4 為 84 個(gè)；源水PACCP 為 51個(gè)。不同處理工藝的有機(jī)物數(shù)量與源水比較的去除

33、率分別為：源水PAC 為105%；源水PACCL2 為 353%；源水PACKMnO4 為 451%；源水PACCP 為 667%。 不同處理工藝濾后水的有機(jī)物峰面積與源水比較分別為：源水PAC 為287%；源水PACCL2 為 209%；源水PACKMnO4 為 178%；源水PACCP 為 61%。去除率相應(yīng)達(dá)到：源水PAC 為 723%；源水PACCL2 為791%；源水PACKMnO4 為 822%；源水PACCP 為 939%。這意味著高錳酸鉀復(fù)合藥劑預(yù)處理能夠在低溫低濁高污染的水質(zhì)情況下將濾后水的有機(jī)物的數(shù)量降低 2/3，檢測(cè)出的有機(jī)物的濃度降低 939%，相當(dāng)于較源水降低了一個(gè)數(shù)量級(jí)。 3 3小結(jié)小結(jié) 在研究中，提出水體污染條