原水藻類暴發(fā)事件中藻類和致嗅物質的應急處理

姚子鸞

(衡陽市水務投資集團有限公司，湖南衡陽 421000)

近年來，我國突發(fā)性水污染事件頻發(fā)，如2005年松花江硝基苯污染事件、2007年太湖藍藻暴發(fā)事件、2009年湖南鉛污染事件、2018年南昌撫河藻類暴發(fā)事件、2017年及2021年嘉陵江鉈污染事件等，嚴重影響人民群眾的飲用水安全。突發(fā)水污染事件中，藻類暴發(fā)因其污染明顯、異嗅異味嚴重，極易引起民眾感官上的不適。同時，藻類是自來水廠消毒副產物前體物的重要來源，易引起出廠水消毒副產物超標，因此，藻類的應急處置得到了廣泛的關注，其處理措施主要包括強化混凝法、預氧化法、高級氧化法、氣浮法、超聲法和電化學法等[1-7]。但現有的報道主要集中于單項工藝對藻類或致嗅物質的去除效果應用，對在實際工程中的應用經驗總結較少，對生產運營一線人員的指導性作用不強。

本文以2021年8月—10月湘江衡陽段藻類暴發(fā)事件的應急處理處置為例，研究比較了常規(guī)工藝和深度處理工藝條件下應急除藻和應急除嗅的原理、工藝參數、處理效果，以及出廠水的生物毒性，提出了藻類暴發(fā)的應急處理對策和措施，以期為不同工藝水廠的藻類應急處置提供一定借鑒。

1 研究背景

湘江是一條開放性河流，全長為948 km，流域面積為94 721 km2，年均徑流量為722億m3。地表水水質監(jiān)測結果顯示，湘江衡陽段水質長期保持為地表水Ⅱ～Ⅲ類,其中高錳酸鹽指數質量濃度為1.5～3.0 mg/L，氨氮質量濃度為0.05～0.60 mg/L，總氮質量濃度為0.40～1.00 mg/L，總磷質量濃度為0.03～0.15 mg/L。A、B、C、D水廠沿江而下，各水廠供水能力及工藝情況如表1所示，4個水廠的總供水能力為70萬m3/d，總共服務130萬人。

表1 各水廠供水能力及工藝Tab.1 Water Supply Capacity and Process of WTPs

近年來，隨著梯級水電站密集建設，夏季藻類暴發(fā)情況零星發(fā)生，但由于藻密度不高、影響時間短，并未對水廠生產及供水安全造成明顯影響。2021年8月—10月，連續(xù)晴熱高溫天氣、湘江流速過緩，加上上游永州來水藻類水華，共同造成湘江衡陽段藻類生長繁殖異常。湘江流域出現了罕見的藻類大暴發(fā)，衡陽段藻密度最高達2.0×107個/L，8月15日各水廠地表水、取水泵房、反應池進水端藻密度情況如表2所示。藻類暴發(fā)引發(fā)了制水工藝一系列問題，包括水體異嗅異味、色度增高、pH異常、消毒副產物增加、藻毒素釋放、絮凝效果下降等，水廠生產運行受到嚴重影響，存在供水量下降、消毒副產物和鋁離子超標風險。相對于臭氧-活性炭深度處理工藝，常規(guī)處理工藝所受影響更為明顯。

表2 8月15日各水廠藻密度Tab.2 Density of Algae in WTPs on August 15

2 應急工藝方案的優(yōu)化

本次藻類應急處置工作主要包括兩個階段，第一階段為應急除藻階段(8月1日—9月12日)，第二階段為應急除嗅階段(9月13日—10月上旬)。在應急除藻階段中，原水初期直鏈硅藻含量較高，其對濾池濾速影響較大，反沖洗頻率增加導致水廠產能下降；后續(xù)微囊藻數量驟升成為優(yōu)勢藻種，易穿透濾池，對出廠水水質造成安全隱患。初期原水藻類情況如圖1所示，后續(xù)藻類更迭情況如圖2所示。

圖1 初期原水藻類Fig.1 Initial Condition of Algae in Raw Water

圖2 原水濾網上藻類更迭Fig.2 Algae Replacement Condition on Raw Water Filter Screen

2.1 應急除藻

針對常規(guī)處理工藝和深度處理工藝的差異，通過小試燒杯混凝攪拌試驗，分別制定了應急除藻方案，方案情況如表3所示。

表3 應急除藻方案Tab.3 Emergency Algae Removal Schemes

針對A、C水廠投加設施不夠健全的現實情況，通過現場設置藥劑應急投加點，人工計量進行藥劑的投加，B、D水廠采用機械溶解計量泵計量投加。A水廠次氯酸鈉投加點、聚合氯化鋁投加點、高錳酸鉀投加點、粉末活性炭投加點均設在反應池前端，聚丙烯酰胺投加點設在反應池2/3偏后處；C水廠次氯酸鈉投加點、聚合氯化鋁投加點、高錳酸鉀投加點均放在預處理池，粉末活性炭投加點、聚丙烯酰胺投加點設在反應池前端；B、D水廠次氯酸鈉投加點、聚合氯化鋁投加點、粉末活性炭投加點均設在反應池前端。各藥劑投加量如表3所示。

2.1.1 常規(guī)處理工藝應急除藻

在實際應用中發(fā)現，應急除藻方案一的沉淀階段效果較差，后續(xù)濾池負荷大，需要高頻沖洗；方案二的沉淀效果一般，沉淀池出水渾濁度難以穩(wěn)定在3 NTU以下，后續(xù)濾池負荷較大；方案三能將沉淀池出水渾濁度穩(wěn)定在3 NTU以下，后續(xù)工藝壓力小，各方法效果對比如表4所示。因此，在第一階段應急除藻工藝調整中，通過投加高錳酸鉀和次氯酸鈉進行預氧化殺滅水中藻類，同時提高聚合氯化鋁投加量，輔助投加聚丙烯酰胺和粉末活性炭助凝，強化混凝以提高藻類的去除率，可減輕后續(xù)工藝壓力。

高錳酸鉀對藻類去除具有一定效果，在單獨投加且投加量為0.25～0.50 mg/L條件下，藻細胞去除率為20%～25%；高錳酸鉀投加量為0.50 mg/L時，沉淀池出水中色度較高且錳離子濃度接近生活飲用水衛(wèi)生標準的限值(0.1 mg/L)；繼續(xù)加大高錳酸鉀投加量則會導致水體錳離子及色度超標。因此，高錳酸鉀的投加量建議在0.20～0.40 mg/L。

表4 常規(guī)處理工藝各應急除藻方案出水水質比對Tab.4 Comparison of Treated Water Quality by Several Emergency Algae Removal Schemes in Conventional Treatment Process

次氯酸鈉作為水廠的消毒藥劑，是最為普遍的藻類滅殺藥劑，其在pH值為4.7～9.4時均有消毒效果。次氯酸鈉預氧化滅殺藻類主要問題包括藻毒素的釋放和對消毒副產物的控制，因此，在結合水廠藻類滅殺要求、出廠水消毒副產物控制和實際投加能力的基礎上，次氯酸鈉預氧化投加量設置建議在0.8～1.0 mg/L。

在藻類暴發(fā)期間，由于原水渾濁度較低(<10 NTU)，不利于絮凝沉淀工藝的運行。聚合氯化鋁水解產物的絮凝沉淀效果也存在下降的情況，主要原因是藻類作為活性微生物，其形態(tài)和表面性質均會影響絮凝沉淀效果，直接導致藻類去除率的降低和后續(xù)濾池負荷增加。因此，需要投加粉末活性炭并進一步增加聚合氯化鋁的投加量，實現強化混凝。但過量聚合氯化鋁的投加將導致出廠水中鋁離子含量的提高，存在鋁超標的風險。在綜合考慮的基礎上，結合以往生產經驗，將粉末活性炭的投加量設置在20～30 mg/L，聚合氯化鋁的投加量設置在20～30 mg/L，各應急藥劑組合投加方案及對應的沉淀池出水水質如表5所示。

表5 應急藥劑組合投加及沉淀池出水水質Tab.5 Emergency Chemical Dosing and Treated Water Quality of Sedimentation Tank

聚丙烯酰胺投加點的設置對于助凝效果影響較大。以A水廠為例，當聚丙烯酰胺投加點設置在反應池入口時，助凝效果不理想；將投加點改至反應池1/2偏后處，前端助凝效果較好，但接近沉淀池入口處礬花隨水流沖散；投加點設置在反應池2/3偏后處，沉淀池入口水礬花絮凝效果最佳，沉淀池渾濁度保持在2 NTU以下。因此，應根據實際工藝情況，合理設置聚丙烯酰胺投加點。

結合3種方案的應用效果研究，對常規(guī)處理工藝應急藥劑投加量的優(yōu)化方案為：前加氯0.8～1.0 mg/L+活性炭20.00～30.00 mg/L+高錳酸鉀0.30～0.40 mg/L+聚合氯化鋁20～26 mg/L+聚丙烯酰胺0.02～0.06 mg/L，各廠根據實際工藝情況進行調整。

2.1.2 深度處理工藝應急除藻

在深度處理工藝中，利用臭氧接觸池預氧化的方式，對藻類進行滅殺。臭氧的氧化電位為2.07 eV，由于氧化性極強，在預氧化階段即可有效殺滅原水中大部分藻類，同時可將水中難溶難降解的大分子有機物氧化為易溶易降解的小分子有機物，有利于活性炭的吸附和微生物的降解。深度處理工藝應急方案的應用效果如表6所示。

表6 深度處理工藝各應急除藻方案出水水質比對Tab.6 Comparison of Treated Water Quality by Several Emergency Algae Removal Schemes in Advanced Treatment Process

在實際應用中發(fā)現，由于臭氧預氧工藝段的存在，方案四和方案五均具有較好的除藻能力，結合水廠生產運行條件，建議選擇方案四進行處理，相關藥劑投加量的優(yōu)化參考值為：臭氧1.0～1.2 mg/L+活性炭5.00～10.00 mg/L+聚合氯化鋁15～20 mg/L。

2.2 應急除嗅

自9月13日起，隨著藻類暴發(fā)而引起的嗅味問題持續(xù)加重，藻類應急處理處置工作進入第二階段——應急除嗅。土臭素和2-MIB是造成飲用水中土霉味的主要原因，期間原水土臭素最高檢測值達到694 ng/L，2-MIB最高檢測值達到157.1 ng/L，兩種致嗅物質的分子結構式如圖3所示。

圖3 土臭素和2-MIB分子結構式Fig.3 Molecular Structural Formulas of Geosmin and 2-MIB

應急除嗅方案如表7所示，其中常規(guī)處理工藝的“絮凝-沉淀-過濾-消毒”過程對致嗅物質的去除沒有明顯效果，不能有效解決水中異嗅異味問題，可通過應急藥劑的投加有效改善以上情況。應急藥劑單過硫酸氫鉀投加點設置在反應池前段，采用應急投加點人工計量進行藥劑的投加。

表7 應急除嗅方案Tab.7 Emergency Deodorization Schemes

2.2.1 常規(guī)處理工藝應急除嗅

常規(guī)處理工藝除嗅主要機理包括物理吸附和化學氧化，次氯酸鈉、高錳酸鉀和單過硫酸氫鉀均具有氧化效果，粉末活性炭對于土臭素和2-MIB這類具有環(huán)狀結構的有機污染物具有明顯物理吸附作用。在實際應用中發(fā)現，水廠采用除嗅方案一進行吸附的處理過程中，出廠水仍存在微弱的土霉氣味，主要原因是以上兩種氧化劑滅殺藻類時釋放了大量胞內的致嗅物質，但由于氧化能力有限，并不能完全氧化分解水中的致嗅物質。執(zhí)行方案二時發(fā)現，停止高錳酸鉀投加，改投單過硫酸氫鉀復合鹽(投加點設置在反應池入口，投加方式為溶液罐重力投加，溶液質量分數為2%，投加量為0.300～0.500 mg/L)，沉后水余氧量控制在0.5～1.0 mg/L，并可將活性炭投加量從26.50 mg/L降到15.00 mg/L。

常規(guī)處理工藝應急藥劑投加量優(yōu)化參考值為：活性炭15.00～20.00 mg/L+前加氯0.8～1.0 mg/L+單過硫酸氫鉀0.300～0.500 mg/L+聚合氯化鋁15～20 mg/L。

2.2.2 深度處理工藝應急除嗅

不同工藝對嗅味物質的去除效果存在差異：高錳酸鉀氧化去除率較低，高錳酸鉀復合鹽去除率較高；粉末活性炭物理吸附去除率為90%；臭氧-活性炭聯用工藝因臭氧較高的氧化電位，對致嗅物質的去除率最高可達99%以上。根據水廠實際情況，深度處理工藝應急除嗅采用方案三，通過粉末活性炭提升物理吸附作用，同時提高臭氧含量進行化學氧化。

深度處理工藝應急藥劑投加量優(yōu)化參考值為：臭氧1.0～1.5 mg/L+活性炭5.00～10.00 mg/L+聚合氯化鋁20～24 mg/L。

3 優(yōu)化后應急工藝的應用效果驗證

3.1 應急除藻的應用效果驗證

3.1.1 常規(guī)處理工藝應急除藻的應用效果

在前加氯0.8～1.0 mg/L+活性炭20.00～30.00 mg/L+高錳酸鉀0.30～0.40 mg/L+聚合氯化鋁20～26 mg/L+聚丙烯酰胺0.02～0.06 mg/L的工藝條件下，以B水廠新制水系統(tǒng)為例，采用組合應急投加進行預氧化和強化混凝沉淀后，沉淀池出水藻類去除率達到80.00%以上，出廠水藻類去除率達到99.99%。部分水質檢測結果如表8所示。

表8 B水廠常規(guī)處理工藝應急除藻的應用效果Tab.8 Application Effect of Emergency Algae Removal by Conventional Treatment Process in WTP B

3.1.2 深度處理工藝應急除藻的應用效果

在臭氧1.0～1.2 mg/L+活性炭5.00～10.00 mg/L+聚合氯化鋁15～20 mg/L的投加條件下，以D水廠為例，采用臭氧進行預氧化后，沉淀池出水藻類去除率達到99.00%以上，通過臭氧-活性炭池深度處理后，出廠水藻類未檢出。部分檢測結果如表9所示。

表9 D水廠深度處理工藝應急除藻的應用效果Tab.9 Application Effect of Emergency Algae Removal by Advanced Treatment Process in WTP D

以上結果顯示，深度處理工藝相較于常規(guī)處理工藝，在處理原水藻類污染中效果更為顯著。

3.2 應急除嗅的應用效果驗證

3.2.1 常規(guī)處理工藝應急除嗅的應用效果

水廠實際投加顯示，單過硫酸氫鉀除嗅效果優(yōu)于高錳酸鉀，沉淀池出水微弱異味，出廠水無異嗅異味，結果如表10所示。

表10 應急除嗅方案比選Tab.10 Comparison and Selection of Emergency Deodorization Schemes

常規(guī)處理工藝藥劑投加量參考值為：前加氯0.8～1.0 mg/L+活性炭15.00～20.00 mg/L+單過硫酸氫鉀0.300～0.500 mg/L+聚合氯化鋁15～20 mg/L。各廠常規(guī)處理制水系統(tǒng)對土臭素的去除情況如表11所示。

表11 常規(guī)處理工藝土臭素監(jiān)測Tab.11 Monitoring of Geosmin Removal in Conventional Treatment Process

表中可以看出，常規(guī)處理工藝通過合理調配應急藥劑投加，對除嗅具有較好效果，因C水廠率先投加單過硫酸氫鉀，前期除嗅效果優(yōu)于其他常規(guī)處理制水系統(tǒng)。

單過硫酸氫鉀投加試驗結果如表12所示。

表12 單過硫酸氫鉀-活性炭工藝土臭素去除率Tab.12 Monitoring of Geosmin Removal Rate in Potassium Monopersulfate Compound-Activated Carbon Process

從以上生產試驗數據可以看出，單過硫酸氫鉀可以有效去除水中致嗅物質，尤其對土臭素的去除率極高。

3.2.2 深度處理工藝應急除嗅的應用效果

深度處理工藝藥劑投加量參考值為：臭氧1.0～1.5 mg/L+活性炭5～10 mg/L+聚合氯化鋁20～24 mg/L。各廠深度處理制水系統(tǒng)對土臭素的去除情況如表13所示。

由表13可知，深度處理工藝在應急除嗅中具有極高的去除率，能有效保障供水安全。

表13 深度處理工藝土臭素去除率Tab.13 Monitoring of Geosmin Removal Rate in Advanced Treatment Process

4 出廠水藻類生物安全性研究

藻毒素是迄今發(fā)現的最強肝癌促進因子，原水藻類中微囊藻的大量繁殖可能會對水質安全造成嚴重威脅。世界衛(wèi)生組織(WHO)和衛(wèi)生部推薦飲用水水源藻類三級限值分別為：安全限值為1.0×104個/L；警戒限值為2.1×105個/L；危險限值為1.2×106個/L。其中警戒限值是針對致癌性而設定的下限值，危險限值是避免產生急性毒性作用的限值。本研究中，由于原水藻類最高達2.0×107個/L，雖然對原水及出廠水藻毒素均進行了多次監(jiān)測，檢測結果顯示其濃度較低，符合飲用水標準，但仍有必要對出廠水進行生物毒性檢測。

以稀有鮈鯽為測試對象，用D廠出廠水作為培養(yǎng)水體，放入30條，觀察稀有鮈鯽的游泳、攝食等行為，通過其行為變化來判斷其生物毒性。結果顯示，48 h內稀有鮈鯽未見異常，出廠水無明顯的生物毒性。

5 結論

(1)常規(guī)處理工藝可以在一定限度上應對藻類暴發(fā)事件；臭氧-生物活性炭池深度處理工藝在處理原水藻類及致嗅物質中效果顯著；單過硫酸氫鉀由于活性氧及自由基的存在，其除藻除嗅效果好于高錳酸鉀，且不會帶來水中錳離子和色度的大幅度升高。

(2)經有效的應急處置，藻類暴發(fā)未引起出廠水明顯的生物毒性，但其潛在生物危險性有待進一步研究。

(3)針對藻類暴發(fā)情況，常規(guī)處理工藝應關注應急藥劑的科學搭配和合理投加，避免出廠水鋁、錳、色度等指標超標；臭氧-生物活性炭池深度處理工藝應注意臭氧預氧化投加量及濾池沖洗，避免炭池生物膜受損及濾池堵塞。