微污染水源水處理的工藝優(yōu)化試驗(yàn)分析

趙亞峰

( 遼寧省朝陽(yáng)水文局，遼寧 朝陽(yáng) 122000)

水生物和源水深度處理是微污染水源當(dāng)前主要的兩種水處理方式，此外一些新的氧化以及超濾膜工藝和新技術(shù)也逐步被用于微污染水源處理中。目前，受技術(shù)和經(jīng)濟(jì)條件的限制，一些新技術(shù)和新工藝還未得到全面應(yīng)用，許多新技術(shù)依舊在摸索階段[1-5]。從國(guó)內(nèi)微污染水源處理研究現(xiàn)狀可看出[6-10]，除了采用傳統(tǒng)強(qiáng)化水處理技術(shù)，采用物理、化學(xué)以及生物相結(jié)合的技術(shù)對(duì)原水進(jìn)行處理的工藝已逐步得到研究學(xué)者的關(guān)注和研究。近些年來(lái)，采用深度吸附處理的方式對(duì)微污染水源水中的有機(jī)污染物處理，活性炭、沸石以及硅藻土作為常用的吸附劑。目前，微污染水源公認(rèn)的較為成熟的措施是采用活性炭進(jìn)行吸附處理[11-14]。在這項(xiàng)技術(shù)中吸附污染物的回收利用處理不當(dāng)將會(huì)增加工藝運(yùn)行成本，同時(shí)處理系統(tǒng)的排泥量也會(huì)增加。因此，需要采用性價(jià)比較高的吸附方式對(duì)微污染水源水進(jìn)行吸附以及再利用。為此，文章通過(guò)靜態(tài)實(shí)驗(yàn)和動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)，模擬實(shí)際生產(chǎn)運(yùn)行條件，探討微污染水源水處理的的工藝改造效果，以期研究成果在實(shí)際污水處理中具有更廣泛的推廣應(yīng)用價(jià)值。

1 高錳酸鉀單獨(dú)氧化處理微污染水源水實(shí)驗(yàn)

采用高猛酸鉀對(duì)微污染水源進(jìn)行單獨(dú)氧化處理，通過(guò)測(cè)定氧化前后的污染物指標(biāo)，確定最優(yōu)的藥劑投放量以及氧化時(shí)間。

1.1 高錳酸鉀投加量對(duì)污染物去除效果影響

在6個(gè)250ml錐形瓶中加入200ml水樣，分別加入不同劑量的高錳酸鉀，使得高錳酸鉀濃度分別為0.5 、1.0 、1.5、2.0、2.5和3.0 mg/L，放入恒溫?fù)u床，搖床溫度為5℃，轉(zhuǎn)速為150r/min，振蕩時(shí)間均為10min，測(cè)定高錳酸鹽指數(shù)和氨氮濃度值，結(jié)果見(jiàn)表1。

表1 高錳酸鉀投加量對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮去除效果的影響

由表1可知，高錳酸鉀投加量對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮去除率的影響較為明顯，但隨著投藥量超過(guò)2.5 mg/L后，影響程度逐步降低，兩項(xiàng)微水源污染處理指標(biāo)的去除率分別穩(wěn)定在16.61%與13.8%之間。

1.2 pH值對(duì)污染物去除效果影響

在5個(gè)250ml錐形瓶中加入200ml水樣，加入高錳酸鉀(濃度為2.5mg/L)，調(diào)節(jié)水樣pH值分別為5.0、6.2、7.1、8.2和9.6，放入恒溫?fù)u床，搖床溫度為5℃，轉(zhuǎn)速為150r/min，振蕩時(shí)間均為10min，測(cè)定高錳酸鹽指數(shù)和氨氮濃度值，結(jié)果見(jiàn)表2。

表2 pH值對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮去除效果的影響

據(jù)表2 中的pH對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮去除率的影響可知，不同的pH值對(duì)有機(jī)物的去除率影響程度較大。兩項(xiàng)污染指標(biāo)在堿性較弱的環(huán)境下影響程度明顯高于酸性環(huán)境條件下，試驗(yàn)表明，pH穩(wěn)定在7.1與8.2之間對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮兩個(gè)指標(biāo)的去除率可達(dá)到最優(yōu)。

1.3 氧化時(shí)間對(duì)污染物去除效果影響

在6個(gè)250ml錐形瓶中加入200ml水樣，均加入高錳酸鉀(濃度為2mg/L)，放入恒溫?fù)u床，搖床溫度為5℃，轉(zhuǎn)速為150r/min，振蕩時(shí)間分別為5、10、15、20、30和60min，測(cè)定高錳酸鹽指數(shù)和氨氮濃度值，見(jiàn)表3。

表3 氧化時(shí)間對(duì)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮去除效果的影響

由于高錳酸鹽指數(shù)和氨氮氧化處理下的吸附率不同，30min氧化時(shí)間后高錳酸鹽的吸附率最佳，氨氮在氧化15min后吸附率達(dá)到最優(yōu)，且吸附率隨著氧化時(shí)間的遞增有所差異，且變動(dòng)幅度較高。在相對(duì)較短的氧化時(shí)間內(nèi)吸附率很難達(dá)到最優(yōu)，也表明了高錳酸鉀的氧化性較強(qiáng)。高錳酸鉀總體來(lái)看對(duì)微污染水源單獨(dú)氧化吸附效果較低，高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的吸附率分別在20%以及15%以內(nèi)。試驗(yàn)也發(fā)現(xiàn)，高錳酸鉀單獨(dú)氧化，對(duì)濁度幾乎沒(méi)有去除效果，而且出現(xiàn)投加高錳酸鉀量越大，對(duì)應(yīng)濁度也越大的現(xiàn)象。因此，為了更好地處理微污染水源水，可以考慮投加絮凝劑以及后續(xù)用沸石吸附。

2 高錳酸鉀與混凝劑聯(lián)用處理微污染水源水

采用燒杯試驗(yàn)的方式將混凝劑與高錳酸鉀進(jìn)行混合使用，通過(guò)優(yōu)化混凝劑以及氧化劑的使用量進(jìn)行微污染水源處理的最優(yōu)工藝。

2.1 投藥順序的確定

分別采用30mg/L的PAC以及3mg/L的PAM投入2.5mg/L的高錳酸鉀中進(jìn)行混合使用，對(duì)微污染水源水處理效果如圖1所示。

圖1 投藥順序?qū)Ω魑廴疽蜃尤コ视绊?/p>

從圖1中可看出，高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的吸附率在優(yōu)化混合后效果十分明顯，從投放順序可看出，濁度的吸附率在先氧化后混凝和后氧化先混凝的方式下效果明顯，先氧化后混凝對(duì)高錳酸鹽指數(shù)吸附率最高，三種方式對(duì)氨氮的吸附率總體可為30%～35%。通過(guò)各方式綜合對(duì)比，先氧化后混凝對(duì)微污染水源的水處理效果最優(yōu)。

2.2 最佳投藥量確定

在6個(gè)250ml錐形瓶中加入200ml水樣，先氧化后混凝方式下的PAC以及PAM作為固定絮凝劑，其用量分別為30、3mg/L，分別加入不同劑量的高錳酸鉀，使得高錳酸鉀濃度分別為0.5、1.0、1.5、2.0、2.5、3.0 mg/L，放入恒溫?fù)u床，搖床溫度為5℃，轉(zhuǎn)速為150r/min，氧化時(shí)間為25min，測(cè)定濁度、高錳酸鹽指數(shù)和氨氮濃度值，并對(duì)做污染物去除率隨高錳酸鉀投加量變化曲線進(jìn)行分析，分析結(jié)果見(jiàn)圖2所示。

圖2 不同藥劑投放量影響下污染物去除效果分析曲線

從圖2中可看出，高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的吸附率隨著錳酸鉀投加量的增加而逐步提高，但對(duì)濁度的效果影響相對(duì)較小，高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的吸附率在投入3.0 mg/L的高錳酸鉀后達(dá)到最優(yōu)。高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的含量分別為3.58和1.23 mg/L時(shí)，高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的含量已達(dá)到Ⅱ類水源水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。但為防止高錳酸鉀投加過(guò)量(水略顯粉紅色，且高錳酸鉀投加量過(guò)高會(huì)造成水中的Mn2+超標(biāo))，高錳酸鉀投加量控制為2.5mg/L，處理后的水用沸石吸附。

3 天然沸石吸附等溫線實(shí)驗(yàn)

將4g天然沸石(粒徑為30～100目) 以及氨氮濃度為25ml的溶液加入250ml錐形瓶，設(shè)置不同的初始濃度以及溫度變化，并以150 r/min的轉(zhuǎn)速對(duì)錐形瓶溶液進(jìn)行恒溫振蕩，保持吸附平衡，上部的清液靜置后采用微孔濾膜處理，對(duì)氨氮在濾液中的濃度進(jìn)行測(cè)定。

3.1 Langmuir等溫吸附模型

模型等溫吸附試驗(yàn)的方程可簡(jiǎn)化為

(1)

式中，Ce—吸附濃度，mg/L；qe—平衡時(shí)的吸附量，mg/kg；qm—最大吸附量，mg/kg；K—等溫吸附常數(shù)。

對(duì)不同溫度下的吸附濃度進(jìn)行擬合計(jì)算，擬合參數(shù)以及擬合結(jié)果分別見(jiàn)表4和圖3。

表4 Langmuir等溫方程參數(shù)

圖3 吸附等溫線的擬合

由表4可以看出，各溫度下的擬合方程相關(guān)系數(shù)都較高，沸石對(duì)氨氮的吸附量最大值隨著溫度的增加從33.52 mg/g變化到35.78 mg/kg，吸附劑與溶劑按照液相吸附理論隨著溫度的升高，其親和力逐步遞增。溶液中氨氮在吸附過(guò)程中其周圍吸附劑顆粒液膜阻力增加，從吸附劑的外層向內(nèi)部細(xì)孔深處逐步擴(kuò)散。溶液中氨氮隨著溫度的增加不但需要對(duì)液膜表面阻力進(jìn)行抑制，而且可以有助于沸石從表面逐步向內(nèi)部進(jìn)行吸附氨氮，從而提高氨氮的吸附量。此外，低溫下難以產(chǎn)生的化學(xué)反應(yīng)可以在高溫環(huán)境下發(fā)生。因此沸石對(duì)氨氮的吸附效果隨著溫度的升高而加大。

3.2 Freundlich等溫吸附模型

Freundlich等溫吸附模型化簡(jiǎn)后得到的直線方程為

(2)

式中，Ce—吸附平衡時(shí)溶液濃度，mg/L；qe—平衡時(shí)的吸附量，mg/kg；Kf、n—為模型吸附系數(shù)，該系數(shù)和吸附容量具有較高的相關(guān)度。通常認(rèn)為，當(dāng)1/n為0.01～0.5時(shí)，較容易吸附；當(dāng)1/n大于2時(shí)，較難吸附。利用該模型對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合分析，擬合方程參數(shù)見(jiàn)表5。

表5 Freundlich等溫方程參數(shù)

4 天然沸石吸附動(dòng)力學(xué)實(shí)驗(yàn)

吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)主要表征濃度、時(shí)間以及溫度之間的關(guān)聯(lián)程度。不同溫度以及不同時(shí)間下天然沸石對(duì)污染指標(biāo)的吸附程度不同，通過(guò)吸附動(dòng)力學(xué)試驗(yàn)對(duì)其速率以及濃度時(shí)間變化特征進(jìn)行分析，結(jié)果見(jiàn)表6。

表6 不同溫度下沸石吸附氨氮?jiǎng)恿W(xué)表達(dá)式及參數(shù)

吸附速度受吸附劑影響主要表現(xiàn)為兩個(gè)過(guò)程，第一個(gè)過(guò)程是吸附離子逐步向外進(jìn)行分散，吸附速率受液膜擴(kuò)散速影響逐步增加；第二個(gè)過(guò)程為顆粒從吸附劑表面經(jīng)液膜逐步向細(xì)孔內(nèi)氣相進(jìn)行擴(kuò)散，在不離開(kāi)孔壁狀態(tài)下分孔壁上吸附的分子向相鄰吸附位置進(jìn)行轉(zhuǎn)移。從天然沸石動(dòng)力吸附試驗(yàn)分析結(jié)果可知，擬合效果可符合二級(jí)動(dòng)力學(xué)方程的擬合要求，表明水溶液中氨氮的平衡吸附量采用等溫條件下沸石的準(zhǔn)二級(jí)動(dòng)力學(xué)模型進(jìn)行估算是合理的。

5 試驗(yàn)結(jié)論

(1)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮在中性和弱堿性條件下具有較好的吸附效果，而在酸性或堿性條件下吸附效果均有所降低，pH值適宜范圍為7.2～8.3，當(dāng)pH=8.3時(shí)吸附效果最優(yōu)。

(2)高錳酸鹽指數(shù)和氨氮的吸附率隨著高錳酸鉀投加量的增加而提升，但對(duì)水體濁度吸附影響較低，建議控制高錳酸鉀投加量為2.5mg/L，以免投加的高錳酸鉀過(guò)量，可采用沸石來(lái)吸附處理后的水源。

(3)微污染水源中濁度和氨氮吸附均建議采用先氧化后混凝的工藝，先氧化后混凝和后氧化先混凝對(duì)高錳酸鹽指數(shù)吸附效果相似，都可采用。