南方地區(qū)原水藻類升高期間出廠水鋁含量控制研究

胡小芳， 巢猛， 郭秋蕊， 劉清華， 陳偉鐘

（東莞市水務(wù)集團供水有限公司， 廣東 東莞 523112）

目前， 國內(nèi)的水源水藻類控制研究基本集中在水庫水、 湖泊水等靜態(tài)水體， 江河水作為流動水體關(guān)注較少， 但由于南方地區(qū)常有持續(xù)高溫、 光照充足等現(xiàn)象， 在雨水較少、 上游來水量少等情況下江河水仍會滋生藻類。 近年來， 南方地區(qū)多個城市的江河原水均出現(xiàn)原水藻類升高的現(xiàn)象， 對水廠原水水質(zhì)和工藝運行等造成了明顯影響。 南方某市D江原水藻類升高時藻類數(shù)量升至平時的約20 倍，最高值約為8.2×106個／L， 水中優(yōu)勢藻類以硅藻、綠藻為主， 原水中微囊藻毒素－LR 未檢出； 因藻類的光合作用將原水中的二氧化碳轉(zhuǎn)化為有機物， 水中的二氧化碳減少， 水體碳酸鹽平衡被打破、 堿度下降， 并生成氧氣， 故原水藻類升高時其pH 值和溶解氧均明顯升高［1－2］， 原水pH 值從平時的6.9～7.0 升至7.5～9.0， 溶解氧質(zhì)量濃度從平時的6～7 mg／L 升至10～13 mg／L。

D 江原水藻類升高對各水廠工藝和水質(zhì)的主要影響有： 個別水廠原水有藻腥味； 藻類光合作用產(chǎn)生的氧氣會在絮體中形成氣泡［3］， 沉淀池有礬泥上浮現(xiàn)象； 砂濾池過濾周期明顯縮短及濾池易堵塞。投加粉末活性炭、 提高前加氯量、 調(diào)整濾池反沖洗參數(shù)等方法能較好地解決這些問題， 但各水廠均采用聚合氯化鋁作為混凝劑， 由于鋁是兩性金屬， 在堿性條件下混凝過程生成的懸浮態(tài)Al（OH）3會轉(zhuǎn)化為溶解態(tài)AlO2－釋放到水中［4］， 故原水pH 值顯著升高時， 濾后水和出廠水pH 值也明顯升高， 進而導(dǎo)致出廠水中鋁含量超過GB 5749—2022《生活飲用水衛(wèi)生標準》規(guī)定的鋁含量限值0.2 mg／L 的風險顯著升高， 這是D 江原水藻類升高造成的最顯著水質(zhì)問題。 本文對D 江原水藻類升高時的出廠水鋁含量控制方法進行研究， 為南方地區(qū)水廠在原水高藻期保障出水鋁含量達標提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗方法

在原水藻類升高期間， 對不同工藝控制出水pH值和鋁含量的效果進行了試驗， 各工藝方案如下：

（1） 在A 水廠開展炭砂濾池和砂濾池降低水體pH 值和鋁含量的對比試驗。 試驗期間原水pH 值為8.3～8.8， 鋁的質(zhì)量濃度為0～0.017 mg／L； 砂濾池進水pH 值為7.5 ～ 7.9， 鋁的質(zhì)量濃度為0.245 ～0.396 mg／L。 該水廠在砂濾之前采用管式靜態(tài)混合器－網(wǎng)格絮凝池－平流沉淀池工藝， 投加聚合氯化鋁作為混凝劑。 該水廠將2 格砂濾池改造成為炭砂濾池， 所有濾池均為普通快濾池池型， 單格處理規(guī)模均為5 000 m3／d， 單格過濾面積均為32.5 m2， 空床濾速約為6.4 m／h。 炭砂濾池裝填雙層濾料， 從下至上依次為石英砂濾層和顆?；钚蕴繛V層， 石英砂有效粒徑約為0.9 mm， 厚度為0.4 m， 顆粒活性炭為8×30 目的煤質(zhì)破碎炭， 厚度為1 m［5］； 砂濾池濾料為有效粒徑約為0.9 mm 的石英砂， 厚度約為1.0 m。

（2） 在B 水廠開展臭氧－活性炭工藝的活性炭濾池降低出水pH 值和鋁含量的試驗。 試驗期間原水pH 值為7.8 ～ 8.0， 鋁的質(zhì)量濃度為0 ～ 0.010 mg／L； 臭氧接觸池進出水的pH 值和鋁含量基本無變化， 臭氧接觸池出水（即活性炭濾池進水）pH 值約為7.3， 鋁的質(zhì)量濃度為0.089～0.107 mg／L。 該水廠在臭氧－活性炭工藝之前采用管式靜態(tài)混合器－網(wǎng)格絮凝池－平流沉淀池－V 型砂濾池處理工藝，投加聚合氯化鋁作為混凝劑。 臭氧接觸池接觸時間為15.2 min， 臭氧投加量約為1.0 mg／L。 單格活性炭濾池面積為158.2 m2， 活性炭濾料為8×30 目的柱狀破碎炭， 厚度約為2.0 m； 單格濾池處理規(guī)模為41 667 m3／d， 空床濾速約為11 m／h。

（3） 在C 水廠開展了砂濾池降低濾速對濾后水pH 值和鋁含量影響的試驗。 試驗期間原水pH 值為8.0～8.2， 鋁的質(zhì)量濃度為0～0.013 mg／L； 砂濾池進水pH 值約為7.5， 鋁的質(zhì)量濃度為0.285～0.291 mg／L。 試驗濾池為V 型砂濾池， 單格濾池過濾面積約為80 m2， 單格處理規(guī)模約為15 000 m3／d， 原濾速約為7.8 m／h， 通過供水調(diào)度降低該水廠生產(chǎn)負荷，將砂濾池濾速分別降至6.7、 4.7 m／h， 監(jiān)測不同濾速下待濾水和濾后水pH 值和鋁含量變化情況。

（4） 開展硫酸鋁和聚合氯化鋁混凝對出水pH值和鋁含量影響的對比試驗， 研究采用硫酸鋁替代聚合氯化鋁混凝降低出水pH 值和鋁含量的效果。所用聚合氯化鋁為水廠現(xiàn)用10% 液態(tài)聚合氯化鋁，所用硫酸鋁為7.5%液體硫酸鋁。

1.2 分析方法

鋁含量采用鉻天青S 分光光度法進行測定；pH 值采用標準緩沖溶液比色法測定； 濁度采用HACH 臺式濁度儀進行測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 炭砂濾池降低水體pH 值和鋁含量試驗

原水藻類升高期間， 在A 水廠開展炭砂濾池和砂濾池降低水體pH 值和鋁含量的對比試驗， 3天內(nèi)取樣監(jiān)測5 次， 試驗結(jié)果見圖1。

圖1 炭砂濾池和砂濾池進出水pH 值和鋁含量變化情況Fig.1 Changes of pH values and aluminum content in inlet and outlet water of carbon sand filter and sand filter

試驗期間， 原水pH 值為8.3～8.8， 待濾水pH值為7.5～7.9； 因混凝工藝投加鋁鹽作為混凝劑，鋁鹽的水解過程不斷產(chǎn)生H＋［6］， 且水廠在原水藻類升高期間提高了前加氯量用于除藻， 使藻類的光合作用有所減弱， 故待濾水pH 值較原水有一定下降。砂濾后出水pH 值在7.4～7.5， 與待濾水pH 值相比有所下降， 這是因為該水廠砂濾池為生物砂濾池，濾層中有微生物生長和掛膜， 微生物利用水中的溶解氧對有機物進行有氧降解產(chǎn)酸［7］。 炭砂濾池出水pH 值顯著低于砂濾池出水， 僅為7.0～7.1， 主要原因如下： 其一， 石英砂濾料表面相對光滑平整， 其附著的生物量遠不及孔隙豐富的活性炭濾料［8］， 待濾水溶解氧明顯升高時， 炭砂濾池能更充分地發(fā)揮微生物的有氧降解作用； 其二， 炭砂濾池的活性炭濾料表面既存在酸性含氧官能團， 又存在堿性含氧官能團， 當炭砂濾池的進水呈堿性時， 活性炭表面的含氧官能團會結(jié)合水中的OH－調(diào)整進水pH 值，從而與活性炭pH 值的平衡點保持一致［9］， 因此， 活性炭濾料對堿性進水有較強的pH 緩沖作用； 其三，目前水處理用的活性炭大都在800 ℃以上條件下活化， 在此條件下， 活性炭在水中吸附堿度［10］。

由于炭砂濾池出水pH 值顯著低于砂濾池出水pH 值， 能顯著促進待濾水中的溶解態(tài)AlO2－轉(zhuǎn)化成懸浮態(tài)Al（OH）3并吸附于濾層中， 故除鋁作用顯著優(yōu)于砂濾池。 試驗期間， 砂濾池出水pH 值為7.4～7.5， 出水鋁的質(zhì)量濃度為0.162～0.190 mg／L，鋁超標風險大； 而炭砂濾池出水水質(zhì)穩(wěn)定， 出水pH值為7.0～7.1， 出水鋁的質(zhì)量濃度僅為0.023～0.051 mg／L， 遠低于國標限值0.2 mg／L。

2.2 臭氧－活性炭工藝降低水體pH 值和鋁含量試驗

原水藻類升高期間， 在B 水廠開展了臭氧－活性炭工藝的活性炭濾池降低水體pH 值和鋁含量的試驗， 3 天內(nèi)取樣監(jiān)測5 次， 試驗結(jié)果見圖2。

圖2 活性炭濾池進出水pH 值和鋁含量變化情況Fig.2 Changes of pH values and aluminum content in inlet and outlet water of activated carbon filter

試驗期間， 原水pH 值為7.8～8.0， 鋁的質(zhì)量濃度為0～0.010 mg／L； 臭氧接觸池進出水的pH 值和鋁含量基本無變化， 臭氧接觸池出水（即活性炭濾池進水）pH 值約為7.3， 鋁的質(zhì)量濃度為0.089 ～0.107 mg／L； 經(jīng)活性炭濾池后， 出水pH 值和鋁含量進一步降低， 出水pH 值降至7.0～7.1， 出水鋁的質(zhì)量濃度降至0.061 ～ 0.078 mg／L， 鋁含量降低幅度約30%。 表明臭氧－活性炭工藝的活性炭濾池對其弱堿性進水有一定的pH 緩沖作用， 經(jīng)活性炭濾池處理后出水pH 值和鋁含量進一步降低。

2.3 砂濾池降低濾速試驗

原水藻類升高期間， 在C 水廠開展了砂濾池降低濾速對濾后水pH 值和鋁含量影響的試驗。 該水廠砂濾池原濾速為7.8 m／h（濾速①）， 通過供水調(diào)度降低該水廠生產(chǎn)負荷以降低砂濾池濾速， 第一次降低濾速至6.7 m／h（濾速②）并持續(xù)2 d， 第二次降低濾速至4.7 m／h（濾速③）并持續(xù)3 d。 試驗期間，原水pH 值為8.0～8.2， 鋁的質(zhì)量濃度為0 ～ 0.013 mg／L； 砂濾池進水pH 值約為7.5， 鋁的質(zhì)量濃度約為0.285～0.291 mg／L。 3 個不同濾速條件下的待濾水和濾后水pH 值和鋁含量均值見圖3。

圖3 不同濾速條件下砂濾池進出水pH 值和鋁含量變化Fig.3 Changes of pH value and aluminum content in inlet and outlet water of sand filter under different filtration rates

由圖3 可知， 該水廠砂濾池濾速由7.8 m／h 降至6.7 m／h 時， 濾后水pH 值和鋁含量無明顯變化；濾速繼續(xù)下降至4.7 m／h， 濾后水pH 均值由7.4 降至7.3， 濾后水鋁的質(zhì)量濃度均值從0.193 mg／L 降至0.137 mg／L， 表明降低砂濾池濾速至4.7 m／h，可強化濾層中微生物對有機物的有氧降解及產(chǎn)酸作用， 砂濾池可更好地發(fā)揮除鋁作用。

2.4 硫酸鋁混凝試驗

2.4.1 小試試驗

將原水pH 值調(diào)至9.0（濁度為12.9 NTU， 鋁的質(zhì)量濃度為0.007 mg／L）， 將水廠現(xiàn)用10% 液態(tài)聚合氯化鋁和7.5% 液體硫酸鋁按一定比例配成混合混凝劑， 開展聚合氯化鋁混凝、 硫酸鋁混凝、 混合混凝劑混凝的燒杯試驗對比， 結(jié)果見表1。 本試驗中沉淀后上清液中的溶解態(tài)鋁含量是指該上清液用0.45 μm 濾膜過濾后所檢測的鋁含量； 沉后水懸浮態(tài)鋁可通過水廠過濾工藝去除， 但溶解態(tài)鋁無法通過水廠過濾工藝去除。

表1 聚合氯化鋁、 硫酸鋁、 混合混凝劑的混凝燒杯試驗對比Tab.1 Coagulation beaker tests of polyaluminum chloride,aluminum sulfate and mixed coagulant

由表1 可知， 本試驗條件下， 采用聚合氯化鋁混凝， 沉后水溶解態(tài)鋁含量已超標， 而采用硫酸鋁混凝， 沉后水溶解態(tài)鋁明顯下降、 未超標； 與聚合氯化鋁相比， 采用硫酸鋁混凝， 能顯著降低沉后水pH 值和溶解態(tài)鋁含量， 這是因為硫酸鋁為強酸弱堿鹽， 在水中水解后水體pH 值下降較顯著， 能顯著抑制溶解態(tài)鋁釋放， 而聚合氯化鋁在制備階段已發(fā)生水解聚合［6］， 混凝后的pH 值下降幅度相對較小。

聚合氯化鋁和硫酸鋁混合配比時， 沒有單獨硫酸鋁混凝后pH 值下降幅度大， 且沉后水濁度相對較高， 混凝效果明顯不如單獨硫酸鋁或聚合氯化鋁混凝； 在試驗過程中還觀察到所有配比的聚合氯化鋁和硫酸鋁混合原液均有較多白色顆粒沉淀生成，且發(fā)現(xiàn)該白色顆粒沉淀不溶于酸和堿。 這是因為國內(nèi)聚合氯化鋁大多以鋁礬土和鋁酸鈣為主要原料制備而成［11－12］， 聚合氯化鋁產(chǎn)品普遍含有氯化鈣成分，與硫酸鋁發(fā)生化學(xué)反應(yīng)生成白色顆粒狀的硫酸鈣沉淀； 且硫酸鋁為強酸弱堿鹽， 硫酸鋁原液的pH 值比聚合氯化鋁原液更低， 兩者混合， 可能出現(xiàn)聚合氯化鋁的解聚。 因此， 將聚合氯化鋁和硫酸鋁混合， 兩者的混凝效能均降低， 混凝效果相對較差。

2.4.2 水廠試驗

將A 水廠的混凝劑儲藥池中的聚合氯化鋁原液排空， 并對混凝劑投加系統(tǒng)（包括儲藥池池體、儲藥池進藥管道和進藥閥、 儲藥池出藥閥及出藥管道、 投加泵、 投加泵至投加點的管道）進行全方面清洗， 以清除投加系統(tǒng)中的殘余聚合氯化鋁。 在儲藥池中注入7.5% 硫酸鋁原液， 開展了持續(xù)數(shù)周的硫酸鋁混凝試驗。

投加硫酸鋁期間， 平均投加量約為27 mg／L；而相近水質(zhì)條件下聚合氯化鋁平均投加量為12 mg／L（均以商品質(zhì)量計）。 投加聚合氯化鋁和硫酸鋁期間的水質(zhì)情況對比見圖4。

圖4 不同混凝劑條件下的水質(zhì)情況對比Fig.4 Comparison of water quailty under different coagulant conditions

因水廠須保障供水水質(zhì)達標， 故在投加聚合氯化鋁條件下出廠水鋁含量雖未超標但達預(yù)警值（預(yù)警值約為0.15 mg／L）時就開展該試驗， 以及時驗證硫酸鋁混凝的生產(chǎn)運行效果。 使用聚合氯化鋁混凝期間， 原水pH 值為8.0～8.3， 均值為8.19； 砂濾后水pH 值為7.5～7.7， 均值為7.61； 出廠水鋁的質(zhì)量濃度為0.12～0.15 mg／L， 均值為0.139 mg／L。切換為硫酸鋁混凝期間， 原水pH 值8.0～8.5， 均值為8.22； 砂濾后水pH 值為6.9 ～ 7.1， 均值為7.06； 出廠水鋁的質(zhì)量濃度在0.023 mg／L 以下， 均值為0.010 mg／L。 表明在原水藻類升高時期， 用硫酸鋁替代聚合氯化鋁混凝， 能顯著降低出水pH 值和鋁含量， 保障出廠水鋁含量達標。 本試驗期間，硫酸鋁和聚合氯化鋁的單位水量藥劑成本分別約為0.016 7 元／m3和0.008 5 元／m3， 硫酸鋁的投加量和投加成本均約為聚合氯化鋁的2 倍。

在原水藻類升高期間， 將混凝劑由聚合氯化鋁切換為硫酸鋁， 已在南方某市水廠進行推廣應(yīng)用，發(fā)揮了較顯著的水質(zhì)保障作用。 與投加二氧化碳、鹽酸等方法相比， 該法操作簡便， 無需新增設(shè)備，對水處理構(gòu)筑物和設(shè)備無明顯腐蝕， 效果良好。

3 結(jié)論

（1） D 江原水藻類升高期間， 在常規(guī)工藝水廠， 將砂濾池改造成炭砂濾池， 炭砂濾池對堿性進水的pH 緩沖作用和除鋁作用顯著優(yōu)于砂濾池， 能夠保障出廠水鋁含量達標。 在有臭氧－生物活性炭深度處理工藝的水廠， 經(jīng)活性炭濾池后， pH 值和鋁含量進一步降低。

（2） D 江原水藻類升高期間， 將混凝劑由聚合氯化鋁切換為硫酸鋁， 能顯著降低出廠水鋁超標風險、 保障出廠水鋁含量達標， 且操作簡便， 無需新增投加設(shè)備， 應(yīng)用效果良好。 實施過程中不宜將聚合氯化鋁和硫酸鋁混合， 兩者相互作用產(chǎn)生的白色顆粒物易堵塞投加管道及設(shè)備， 且會降低混凝劑的混凝效能。

（3） 砂濾池濾速由7.8 m／h 降至4.7 m／h 時， 濾后水鋁的質(zhì)量濃度均值從0.193 mg／L 降至0.137 mg／L， 表明降低砂濾池濾速可強化其除鋁作用， 必要時可作為水廠迅速降低出廠水鋁含量的應(yīng)急措施。