磁絮凝超濾在反滲透法海水淡化預(yù)處理中的應(yīng)用

王 捷，楊灑灑，劉文彬，喬龍勝，王根實(shí)，陶正源

（1.天津工業(yè)大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院，天津 300387；2.天津工業(yè)大學(xué)天津市水質(zhì)安全評價(jià)與保障技術(shù)工程中心，天津 300387；3.天津工業(yè)大學(xué)省部共建分離膜與膜過程國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津 300387）

磁絮凝超濾在反滲透法海水淡化預(yù)處理中的應(yīng)用

王 捷1，2，楊灑灑1，3，劉文彬1，3，喬龍勝1，3，王根實(shí)1，3，陶正源1

（1.天津工業(yè)大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院，天津 300387；2.天津工業(yè)大學(xué)天津市水質(zhì)安全評價(jià)與保障技術(shù)工程中心，天津 300387；3.天津工業(yè)大學(xué)省部共建分離膜與膜過程國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津 300387）

將磁絮凝超濾膜過濾應(yīng)用于反滲透法海水淡化預(yù)處理工藝.運(yùn)用Design-Expert 8.0軟件設(shè)計(jì)實(shí)驗(yàn)，將混凝劑（FeCl3）、磁種（Fe3O4）投加量作為考察因素，以平均絮體粒徑作為響應(yīng)值，確定其最佳投加量.結(jié)果表明：FeCl3投加量為25.51 mg/L、Fe3O4投加量為5.37 mg/L時(shí)，平均絮體粒徑最大，為790.391 μm.相比于常規(guī)混凝膜過濾，磁絮凝超濾膜過濾混凝劑的投加量減少了近1/3，平均絮體粒徑增加約62 μm，跨膜壓差增長緩慢，出水水質(zhì)好，SDI值為1.40～1.65，降低40%左右.

海水淡化；磁絮凝；超濾；反滲透預(yù)處理

天津海水淡化的原料取自渤海，但渤海灣是一個(gè)典型的半封閉海灣，沿海城市又將大量污水排入渤海灣，造成渤海近岸海域水質(zhì)污染加重，海水成分更加復(fù)雜[1-2]，須對進(jìn)料海水進(jìn)行必要的預(yù)處理去除部分雜質(zhì)，延長反滲透裝置中膜的使用壽命.因此，合理的預(yù)處理工藝是保證海水淡化工藝流程成功運(yùn)行的決定性因素之一.

海水中含有大量的懸浮物及膠體，其中的鐵鹽和錳鹽在空氣中氧的作用下很容易生成氫氧化物沉淀；而且海水中大量的鈣、鎂等離子與碳酸根、硫酸根等極易生成碳酸鹽和硫酸鹽等[3].因此，海水淡化的預(yù)處理過程將傳統(tǒng)水技術(shù)與膜法處理結(jié)合，如混凝—膜過濾組合工藝，混凝處理去除了大部分的懸浮顆粒、膠體和大分子物質(zhì)，以降低后續(xù)膜處理工藝的負(fù)擔(dān)；再經(jīng)膜法進(jìn)一步處理后使出水水質(zhì)優(yōu)于海水淡化處理的進(jìn)水水質(zhì)要求[4-5].王興戩等[6]采用三氯化鐵與次氯酸鈉進(jìn)行微絮凝后與超濾組合的工藝對天津漢沽鹽場低濁度海水進(jìn)行了處理，實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，該工藝對濁度、COD的去除率分別為99.99%和57.0%，出水污染密度指數(shù)SDI（Silt Density Index）平均值為2.61.

磁強(qiáng)化混凝技術(shù)是在普通的混凝工藝中同步加入磁種，使之與海水中污染物結(jié)合為一體，以加強(qiáng)混凝效果[7-8].胡家瑋等[9]采用磁絮凝技術(shù)處理北京市通惠河河水，結(jié)果表明磁絮凝技術(shù)對河水COD、濁度、TP、氨氮的去除率分別達(dá)到60.00%、73.24%、87.80%、30.10%，出水水質(zhì)滿足《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3838—2002）的Ⅳ類標(biāo)準(zhǔn).孫利北等[10]進(jìn)行了磁絮凝技術(shù)處理垃圾滲濾液的研究，結(jié)果表明磁絮凝對總氮、總磷的去除效果明顯好于常規(guī)絮凝工藝.王捷等[11]采用磁絮凝技術(shù)研究對高濁海水中濁度的去除，結(jié)果表明投加磁種不僅降低混凝劑投加量，同時(shí)磁種回收后經(jīng)簡單處理即可重復(fù)使用，降低工程運(yùn)行成本，而且對于濁度的去除也明顯提高.

本課題組采用磁絮凝與膜技術(shù)耦合應(yīng)用于微污染水處理過程，產(chǎn)生的絮體粒徑大、機(jī)械強(qiáng)度高，形成的濾餅層疏松而多孔，減緩膜污染的同時(shí)提高出水水質(zhì)[12]，將2種技術(shù)相結(jié)合還能夠去除膜不能截留的溶解性有機(jī)物[13-14].本文將該方法應(yīng)用于反滲透法海水淡化的預(yù)處理工藝，以期提供一種出水水質(zhì)好、膜污染程度低的高效海水淡化預(yù)處理方法.

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 材料與設(shè)備

所用藥劑及材料包括：實(shí)驗(yàn)用水，取自天津地區(qū)某區(qū)域海水，原海水水質(zhì)如表1所示；混凝劑FeCl3，強(qiáng)化混凝的磁種Fe3O4，分析純，天津市科密歐化學(xué)試劑有限公司產(chǎn)品，使用前以S-8型分子篩對磁粉進(jìn)行篩分，選用粒徑為0～0.06 mm的磁粉進(jìn)行實(shí)驗(yàn)；聚偏氟乙烯（polyvinylidene fluoride，PVDF）中空纖維超濾膜組件，天津膜天膜科技股份有限公司產(chǎn)品，面積為0.025 m2，壓力恒定在0.02 MPa時(shí)膜組件的清水通量為20 L/（m2·h）.

所用設(shè)備包括：S-8型分子篩，上虞市大地分樣篩廠產(chǎn)品；HM pH-200型pH計(jì)，韓國HM Digital公司產(chǎn)品；哈希2100P型濁度儀，美國哈希公司產(chǎn)品；MP515型電導(dǎo)率測試儀，上海三信儀表廠產(chǎn)品；TOC測試儀，日本島津公司產(chǎn)品；ZR4-6混凝實(shí)驗(yàn)攪拌器，深圳市中潤水工業(yè)技術(shù)發(fā)展有限公司產(chǎn)品；激光粒度儀，英國馬爾文儀器公司產(chǎn)品.

表1 原海水水質(zhì)Tab.1 Characteristics of raw sea water

1.2 六聯(lián)攪拌器混凝實(shí)驗(yàn)

采用ZR4-6混凝實(shí)驗(yàn)攪拌器對所取海水進(jìn)行燒杯實(shí)驗(yàn)，以200 r/min的速率快速攪拌1 min（快速混合階段），再以60 r/min的速率慢速攪拌20 min（絮體生長階段），在絮體生長階段采用激光粒度儀分析混合液中平均絮體粒徑.運(yùn)用Design-expert 8.0軟件設(shè)計(jì)實(shí)驗(yàn)[15]，使FeCl3投加量在10～50 mg/L、Fe3O4投加量在2～10 mg/L范圍內(nèi)變化，按設(shè)計(jì)的投加量進(jìn)行燒杯實(shí)驗(yàn)，得到的平均絮體粒徑作為響應(yīng)值，采用響應(yīng)曲面法（response surface methodology，RSM）分析實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，分別確定單獨(dú)使用混凝劑以及混凝劑與磁粉復(fù)配的最佳投加量.

1.3 絮凝/磁絮凝—膜過濾實(shí)驗(yàn)

實(shí)驗(yàn)裝置圖如圖1所示.

圖1 膜過濾實(shí)驗(yàn)裝置流程圖Fig.1 Schematic diagram of filtration setup

本實(shí)驗(yàn)將磁絮凝與超濾膜過濾耦合，考察磁絮凝超濾膜過濾用于反滲透法海水淡化預(yù)處理的可能性.實(shí)驗(yàn)采用恒通量操作方式，設(shè)計(jì)2組實(shí)驗(yàn)，第1組只加入最佳投加量的混凝劑，混凝的同時(shí)進(jìn)行膜過濾；第2組按混凝劑和磁粉的最佳配比量將其加入原水混凝，同時(shí)進(jìn)行膜過濾.用無紙記錄儀分別記錄不同操作過程中跨膜壓差（transmembrane pressure，TMP）的變化趨勢.

1.4 性能指標(biāo)測試

采用HM pH-200型pH計(jì)測試海水的pH值和溫度；采用哈希2100P型濁度儀測試海水濁度；采用TOC測試儀測試海水TOC；采用MP515型電導(dǎo)率儀測試海水鹽度、總?cè)芙夤腆w（total dissloved solid，TDS）、電導(dǎo)率和電阻率.

2 結(jié)果與討論

2.1 常規(guī)混凝混凝劑最佳投加量的確定

以FeCl3投加量作為影響因素，以平均絮體粒徑作為響應(yīng)值，運(yùn)用Design-expert 8.0軟件設(shè)計(jì)實(shí)驗(yàn).在1 L海水中加入混凝劑FeCl3，使其質(zhì)量濃度分別為10.0、20.0、30.0、40.0、50.0 mg/L，按照表2中實(shí)驗(yàn)順序進(jìn)行混凝燒杯實(shí)驗(yàn)，得出平均絮體粒徑.平均絮體粒徑真實(shí)值與預(yù)測值對比如圖2所示.

表2 不同混凝劑投加量下的平均絮體粒徑Tab.2 Flocs mean size of different coagulant dosages

圖2 平均絮體粒徑真實(shí)值與預(yù)測值對比圖Fig.2 Actual vs predicted values of flocs mean size

由表2可以看出，當(dāng)混凝劑的濃度較低時(shí)，平均絮體粒徑隨著混凝劑投加量的增加而變大，當(dāng)混凝劑的濃度較高時(shí)，絮體粒徑有下降的趨勢.當(dāng)混凝劑投加量與水體中顆粒、天然有機(jī)物（natural organic matter，NOM）、膠體等濃度適當(dāng)時(shí)，平均絮體粒徑會(huì)達(dá)到一個(gè)最大值，這可能是因?yàn)殡S著混凝劑投加量的增加，水體中的污染物被大量吸附，NOM與混凝劑膠體結(jié)合形成的空間位阻幾率降低，致使形成大的絮體.但當(dāng)混凝劑過量時(shí)混凝劑膠體降低了小粒徑絮體之間結(jié)合的幾率，導(dǎo)致絮體粒徑下降[16-18].由圖2可知，平均絮體粒徑的真實(shí)值與軟件預(yù)測值均勻地分布于一條直線上，實(shí)驗(yàn)結(jié)果準(zhǔn)確可靠.通過建立平均絮體粒徑與混凝劑投加量之間的二階關(guān)系模型，可以計(jì)算在不同投加量下的絮體粒徑，模型公式為：

RSM分析結(jié)果表明，當(dāng)FeCl3投加量為38.0 mg/L時(shí)，得到的絮體粒徑最大，為728.273 μm.表3為方差分析結(jié)果，該模型的P值為0.030 7，小于0.05，說明該模型是有效的，分析結(jié)果準(zhǔn)確可靠.

表3 ANOVA分析結(jié)果Tab.3 ANOVA results

2.2 磁絮凝混凝劑最佳投加量的確定

為了研究混凝劑和磁粉投加量的最佳復(fù)配比，采用FeCl3和Fe3O4投加量作為影響因素，平均絮體粒徑作為響應(yīng)值，運(yùn)用Design-expert 8.0軟件設(shè)計(jì)實(shí)驗(yàn).使用六聯(lián)攪拌機(jī)進(jìn)行燒杯實(shí)驗(yàn)，按照表4設(shè)計(jì)的實(shí)驗(yàn)順序分別投加混凝劑和磁粉，按1.2所述方法進(jìn)行實(shí)驗(yàn).測定絮體穩(wěn)定生長階段的平均絮體粒徑，考察加載磁粉對平均絮體粒徑的影響，用響應(yīng)曲面法分析不同投加量時(shí)的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，以確定混凝劑與磁粉復(fù)配時(shí)的最佳投加量.結(jié)果如表4和圖3所示.

表4 不同混凝劑和磁粉投加量下的平均絮體粒徑Tab.4 Flocs mean size of different coagulant dosages combined with magnetic seeds

圖3 響應(yīng)曲面法分析結(jié)果Fig.3 Results of RSM

由圖3（a）可以看出，隨著混凝劑FeCl3和磁種Fe3O4投加量的改變，平均絮體粒徑呈先增高再降低的趨勢.圖3（b）表明，F(xiàn)eCl3投加量、Fe3O4投加量分別在18.0～34.0 mg/L、3.0～8.0 mg/L范圍內(nèi)時(shí)，響應(yīng)值等高線最高，平均絮體粒徑最大；同時(shí)，圖3（c）表明，平均絮體粒徑真實(shí)值與軟件預(yù)測值均勻分布于直線兩側(cè)，數(shù)據(jù)真實(shí)可靠.通過建立平均絮體粒徑與混凝劑投加量和磁種投加量之間關(guān)系的二階模型，可以計(jì)算不同投加量下的絮體粒徑大小，模型公式為：

RSM分析結(jié)果表明，F(xiàn)eCl3投加量為25.51 mg/L、Fe3O4投加量為5.37 mg/L時(shí)，平均絮體粒徑最大，為790.391 μm.表5為上述響應(yīng)曲面法方差分析結(jié)果，混凝劑FeCl3的F值為4.49，大于磁種Fe3O4的F值（0.48），說明混凝劑對絮體粒徑大小的影響較顯著.該模型的P值為0.004 9，遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于0.05，說明該模型是有效的，響應(yīng)曲面法分析結(jié)果準(zhǔn)確可靠.

表5 響應(yīng)曲面法ANOVA分析結(jié)果Tab.5ANOVA for RSM

由2.1及2.2的實(shí)驗(yàn)結(jié)果可知，加入磁種增強(qiáng)混凝后，混凝劑的投加量減少了近1/3，同時(shí)，平均絮體粒徑增加約62 μm.

2.3 膜過濾實(shí)驗(yàn)

由前文可知，單獨(dú)投加混凝劑FeCl3，當(dāng)其投加量為38.0 mg/L時(shí)，絮體粒徑達(dá)到最大值；混凝劑FeCl3和磁種Fe3O4復(fù)配投加，當(dāng)其投加量分別為25.51mg/L、5.37 mg/L時(shí)，絮體粒徑達(dá)到最大值.因此，實(shí)驗(yàn)時(shí)，以38 mg/L的FeCl3最佳投加量進(jìn)行常規(guī)混凝膜過濾實(shí)驗(yàn)作為對照，以26 mg/L FeCl3投加量、5 mg/L Fe3O4投加量進(jìn)行磁強(qiáng)化混凝膜過濾.TMP變化趨勢如圖4所示.

圖4 不同混凝過程TMP變化趨勢圖Fig.4 TMP profiles of different coagulation processes

由圖4可知，膜過濾實(shí)驗(yàn)運(yùn)行24 h過程中，磁絮凝超濾膜過濾的TMP變化趨勢比較緩慢，運(yùn)行24 h后TMP僅達(dá)到64.543 kPa，明顯低于常規(guī)混凝膜過濾（77.953 kPa）；而且常規(guī)混凝膜過濾過程中伴隨著濾餅層的脫落，磁絮凝超濾膜過濾過程比較穩(wěn)定.這是由于混凝形成的絮體能夠在一定程度上減緩膜污染，絮體粒徑越大，形成的濾餅層水力阻力越低；Fe3O4的加入，對絮體起到支撐作用，形成的絮體大而緊實(shí)，在膜面形成的濾餅層不易被壓實(shí)而相對較為疏松，孔隙率高，水通過率高于常規(guī)混凝膜過濾[16].

2.4 膜出水水質(zhì)及SDI值的測定

水中污染物含量的代表性參數(shù)濁度和TOC去除率的對比如圖5所示.

圖5 出水水質(zhì)Fig.5 Characteristics of permeates

由圖5可以看出，相比于常規(guī)混凝膜過濾，磁絮凝后水中濁度和TOC值下降幅度更大，表明加入磁種的混凝過程的出水水質(zhì)大幅度提升，這是因?yàn)榇欧鄣耐都釉龃罅怂心z體顆粒物的碰撞效率，并以磁種為核心，與混凝劑形成復(fù)合絮體，顆粒之間的引力更大，對于更小顆粒物的去除效果明顯[12].

采用反滲透法進(jìn)行海水淡化時(shí)常采用SDI值來判斷進(jìn)水的好壞，該值是對進(jìn)水質(zhì)量和系統(tǒng)預(yù)處理工序效果進(jìn)行檢測的一個(gè)標(biāo)準(zhǔn)，是在進(jìn)水207 kPa的壓力下，通過0.45 μm微濾膜的污染速率推算出來的，一般情況下要求反滲透進(jìn)水SDI小于3.根據(jù)公式（3）對其進(jìn)行計(jì)算，

式中：Ti為第一次取樣500 mL所需時(shí)間；Tf為15 min后取樣所需時(shí)間.通過計(jì)算，磁絮凝膜過濾出水SDI值為1.40～1.65，滿足反滲透進(jìn)水要求，而且低于常規(guī)混凝超濾的海水淡化系統(tǒng)中SDI值[20].

3 結(jié)論

以天津地區(qū)某區(qū)域海水為對象，采用磁強(qiáng)化混凝膜過濾方法進(jìn)行反滲透法海水淡化預(yù)處理，研究結(jié)果表明：

（1）單獨(dú)投加混凝劑FeCl3，其投加量為38.0 mg/L時(shí)得到的平均絮體粒徑最大，為728.273 μm；當(dāng)進(jìn)行磁絮凝膜過濾時(shí)，混凝劑FeCl3投加量為25.51 mg/L、Fe3O4投加量為5.37 mg/L時(shí)，絮體粒徑達(dá)到最大值為790.391 μm.投加磁種不僅可以降低混凝劑投加量，縮減工程運(yùn)行成本，而且平均絮體粒徑也明顯提高.

（2）相比于常規(guī)混凝膜過濾，磁絮凝膜過濾TMP增長緩慢.

（3）磁絮凝超濾膜過濾對濁度及有機(jī)物有一定的強(qiáng)化去除效果，膜出水SDI值為1.40～1.65，滿足反滲透法海水淡化進(jìn)水要求.

[1]程方.渤海近岸海域反滲透海水淡化預(yù)處理工藝研究[D].青島：中國海洋大學(xué)，2005. CHENG F.Study on the pretreatment of desalination by reverse osmosis with coastal waters of Bohai sea[D].Qingdao：Ocean University of China，2005（in Chinese）.

[2]鐘素紅，衣守志，李超.海水淡化預(yù)處理技術(shù)的現(xiàn)狀及發(fā)展[J].海湖鹽與化工，2006，35（1）：27-30. ZHONG S H，YI S Z，LI C.The actuality and development of sea water desalination pretreatment technology[J].Sea-Lake Salt and Chemical Industry，2006，35（1）：27-30（in Chinese）.

[3]孫育文，周軍.海水淡化預(yù)處理技術(shù)選擇[J].華電技術(shù)，2008，30（5）：76-78. SUN Y W，ZHOU J.Selection of pretreatment system of seawater desalination[J].Huadian Technology，2008，30（5）：76-78（in Chinese）.

[4]蘇保衛(wèi)，王越，王志，等.海水淡化的膜預(yù)處理技術(shù)研究進(jìn)展[J].中國給水排水，2003，19（8）：30-32. SU B W，WANG Y，WANG Z，et al.Study of membrane pretreatment technology in sea water desalination[J].China Water &Wastewater，2003，19（8）：30-32（in Chinese）.

[5]潘獻(xiàn)輝，趙亮.反滲透海水淡化膜法預(yù)處理技術(shù)研究進(jìn)展[J].工業(yè)水處理，2007，27（6）：13-15. PAN X H，ZHAO L.Research developments of membrane pretreatment in sea water RO desalination technology[J].Industrial Water Treatment，2007，27（6）：13-15（in Chinese）.

[6]王興戩，劉國田，張守彬.微絮凝/超濾組合工藝處理低濁度海水[J].天津城市建設(shè)學(xué)院學(xué)報(bào)，2004，10（1）：30-32. WANG X J，LIU G T，ZHANG S B.Treatment of low-turbidity seawater with combination process of micro-flocculation and ultrafiltration[J].Journal of Tianjin Institute of Urban Construction，2004，10（1）：30-32（in Chinese）.

[7]蔣海，安琳，歐芳.磁混凝沉淀技術(shù)在城市污水處理中的應(yīng)用[J].環(huán)境保護(hù)工程，2012，30（1）：108-113. JIANG H，AN L，OU F.Application of magnetic coagulating sedimentation technology in urban sewerage treatment[J].Environmental Protection Engineering，2012，30（1）：108-113（in Chinese）.

[8]FARAHBAKHSH K，SVRCEK C，GUEST R K，et al.A re－view of the impact of chemical pretreatment on low-pressure water treatment membranes[J].Journal of Environmental Engineering Science，2004，3（4）：237-253.

[9] 胡家瑋，李軍，陳瑜，等.磁絮凝在強(qiáng)化處理受污染河水中的應(yīng)用[J].中國給水排水，2011，27（15）：75-77. HU J W，LI J，CHEN Y，et al.Application of magnetic flocculation technology in enhanced treatment of polluted river water [J].China Water&Wastewater，2011，27（15）：75-77（in Chinese）.

[10]孫利北，孫春寶，米麗平，等.應(yīng)用加載磁絮凝技術(shù)處理垃圾滲濾液試驗(yàn)研究[J].北方環(huán)境，2011，23（5）：177-178. SUN L B，SUN C B，MI L P，et al.Experimental studies of landfill leachate treatment by magnietic flocculation[J].Northern Environment，2011，23（5）：177-178（in Chinese）.

[11]王捷，楊灑灑，賈輝，等.磁絮凝技術(shù)用于高濁海水淡化預(yù)處理工藝中的濁度去除[J].天津工業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2015，34（4）：18-21. WANG J，YANG S S，JIA H，et al.Magnetic flocculation technology in turbidity removal of high turbidity seawater for desalination pretreatment[J].Journal of Tianjin Polytechnic University，2015，34（4）：18-21（in Chinese）.

[12]WANG J，YANG J，ZHANG H W，et al.Feasibility study on magnetic enhanced flocculation for mitigating membrane fouling[J].Journal of Industrial and Engineer Chemistry，2015，26：37-45.

[13]CHEN Y，DONG B Z，GAO B Y.Effect of coagulation pretreatment on fouling of an ultrafiltration membrane[J].Desalination，2007，204（1/2/3）：181-188.

[14]KIM H，HONG J，LEE S.Fouling of microfiltration membranes by natural organic matter after coagulation treatment：A comparison of different initial mixing conditions[J].Journal of Membrane Science，2006，283（1/2）：266-272.

[15]THUY K T，LIM S K.Response surface methodological approach to optimize the coagulation-flocculation process in drinking water treatment[J].Chemical Engineering Research& Design，2011，89（7）：1126-1135.

[16]JARVIS P，JEFFERSON B，PARSONS S A.How the natural organic matter to coagulant ratio impacts on floc structural properties[J].Environmental Science&Technology，2005，39：8919-8924.

[17]梁娟，楊青，丁然，等.混凝劑投加量對水質(zhì)及絮體尺寸變化特性的影響[J].給水排水，2012，38：5-9. LIANG J，YANG Q，DING R，et al.The relationship between coagulant dose and water quality and floc size characteristics[J]. Water&Wastewater Engineering，2012，38：5-9（in Chinese）.

[18]劉百倉，許加權(quán)，李俊俊，等.高錳酸鉀與粉末活性炭聯(lián)用工藝絮體粒徑變化規(guī)律的研究[J].水處理技術(shù)，2011，37（4）：29-32. LIU B C，XU J Q，LI J J，et al.The characteristics of floc size variation under the application of potassium permanganate and powdered activated carbon[J].Technology of Water Treatment，2011，37（4）：29-32（in Chinese）.

[19]LIPUS L C，KORPE J，CREPINSEK L.Dispersion destabilization in magnetic water treatment[J].Journal of Colloid Interface Science，2011，236（2）：60-66.

[20]劉繼全，方建慧，鄧英，等.超濾技術(shù)在反滲透海水淡化預(yù)處理中的應(yīng)用[J].上海大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2006，12（6）：610-614. LIU J Q，F(xiàn)ANG J H，DENG Y，et al.Application of ultrafiltration in pretreatment of seawater desalination[J].Journal of Shanghai University：Natural Science Edition，2006，12（6）：610-614（in Chinese）.

Application of magnetic enhanced coagulation ultrafiltration in seawater pretreatment for RO desalination

WANG Jie1，2，YANG Sa-sa1，3，LIU Wen-bin1，3，QIAO Long-sheng1，3，WANG Gen-shi1，3，TAO Zheng-yuan1
（1.School of Environmental and Chemical Engineering，Tianjin Polytechnic University，Tianjin 300387，China；2.Tianjin Engineering Center for Safety Evaluation of Water Quality&Safeguards Technology，Tianjin Polytechnic University，Tianjin 300387，China；3.State Key Laboratory of Separation Membranes and Membrane Processes，Tianjin Polytechnic University，Tianjin 300387，China）

The magnetic enhanced coagulation ultrafiltration process was utilized for seawater pretreatment for RO desalination.Beaker tests were designed by Design-expert 8.0，designating dosages of coagulant（FeCl3）and magnetic seeds（Fe3O4）as considering factors and floc sizes as response，were conducted to determine the optimum combination dosages of coagulant with magnetic seeds.Results showed that the largest floc size （790.391 μm）was obtained at FeCl3dosage of 25.51 mg/L and Fe3O4dosage of 5.37 mg/L.Compared with general coagulation process，the coagulant dosage of magnetic enhanced coagulation decreased by 1/3，while the floc size increased around 62 μm，the TMP grow rate was lower and the quality of permeate was higher with SDI value of 1.40-1.65，which decreased around 40%.

sea water desalinization；magnetic enhanced coagulation；ultrafiltration；pretreatment for RO

TQ138.11；X55

A

1671-024X（2016）06-0061-06

10.3969/j.issn.1671-024x.2016.06.011

2016-09-12

國家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目（51378349）；天津市科技計(jì)劃項(xiàng)目（15PTSYJC00230,14ZCDGSF00128）

王捷（1979—），男，博士，教授，主要研究方向?yàn)槟しㄋ幚砑夹g(shù).E-mail：wangjie@tjpu.edu.cn