深度处理工艺处理

深度处理工艺处理（精选12篇）

深度处理工艺处理 篇1

自最早的废水生物反应器———Moris池问世以来, 污水处理已有百年历史。我国城市污水处理技术发展受经济与技术限制起步较晚;自改革开放以后, 随着国家对环境保护啊的日益重视以及科技的迅猛发展, 国家在城市污水处领域取得了长足的发展与进步:A2O、氧化沟、AB法和SBR等新型污水处理技术开始得到广泛应用;颗粒污泥、SHARON和ANAMMOX等全新机理也得到了深入的认识。我国是一个幅员辽阔的国度, 全国范围因气候条件、人文因素和经济发展等外在条件的影响存在着多种多样的污水处理工艺, 比较这些工艺的优缺点与适用条件与工程经济能够有利于我们合理地开展城市污水处理设计运行工作, 更好地服务于环境保护事业。此外, 随着近几年“生态污水处”理概念的提出, 人工湿地越来越多的得到城市污水处理处理专家的青睐, 本文对此也作出比较, 以期更全面地比较分析污水的深度处理工艺。

1 传统处理工艺比较

1.1 传统活性污泥法

传统活性污泥法是废水生物处理的传统方法。该方法是在人工曝气的条件下将污水与大量的微生物群体进行连续混合培养, 从而形成絮状或颗粒状的生物污泥相;并进一步利用其生物凝聚、吸附和氧化的作用, 分解水中污染物达到水体的净化的目的。再使用沉淀的方法将污泥与水分离, 大部分污泥重新回流以参与反应, 多余部分则排出系统。

传统活性污泥法的主要优点是具有良好的性价比, 能在保证处理效果的前提下实现良好的工程技术经济的取得, 有效地节约了资源;其主要缺点是:1) 因为反应中曝气池容积大, 所以需要进行长时间曝气, 很容易浪费电能, 无法满足节能减排的要求。2) 随着国家对污水排放标准的严格要求, 传统活性污泥法往往无法满足深度处理或脱氮除磷的要求;目前改进型的活性污泥法虽然能实现出水氮、磷含量的降低, 但其增加的内循环管线与扩增池容不仅增加了建设成本与土地还进一步增加了调控管理难度。

1.2 氧化沟

氧化沟是一种活性污泥处理系统, 其曝气池呈封闭的沟渠型, 所以它在水力流态上不同于传统的活性污泥法, 它是一种首尾相连的循环流曝气沟渠, 又称循环曝气池。该工艺具有流程构筑物少、管理运行简单、处理效果稳定, 能承受短时间内的冲击负荷, 可不设初沉池等优点。此外, 在运行时所形成的氧浓度梯度对脱氮除磷也有很大的帮助。

1.3 A2/O法

本工艺为厌氧-缺氧-好氧法, 是目前最为广泛的生物脱氮除磷工艺。该工艺的水力停留时间少于同类工艺, 由于条件的交替不会出现丝状菌膨胀, 其运行稳定、节能可靠。主要缺点是需要设置污泥和污水的回流系统, 提高了投资与电耗。

1.4 SBR法

它是基于以悬浮生长的微生物在好氧条件下对污水中的有机物、氨氮等污染物进行降解的废水生物处理活性污泥法的工艺。按时序来以间歇曝气方式运行, 来改变活性污泥的生长环境和处理效果。该工艺可以减少污泥回流量, 放置污泥膨胀并进一步实现脱氮除磷。缺点:该工艺对自动化控制要求较高, 需要及其精确的撇水器, 如采用人工操作, 会出现因进出水工序操作繁锁, 曝气板容易堵塞。

2 人工湿地工艺的讨论

人工湿地因与周围环境相协调, 又具有投资少、运行维护方便、处理效果好、耐冲击负荷能力强等优点, 在城市生活污水、农业面源污水、小城镇污水和一些工业废水的处理, 以及污染河流、湖泊的修复过程中得到了广泛的应用。人工湿地近年来越来越受到人们的重视。该工艺对有机物的去除效果较好, 尤其对氮、磷有较高的去除率, 应用前景广泛。

2.1 针对面源污染

在对水环境污染治理中最主要的问题就是无法实现点源污染与面源污染治理的分类区分与治理。目前, 面源污染治理的方式和机理主要是沿用针对于点源污染的方式方法。但是面源污染的产生会受到污染源具有随机、间歇、复杂和排放途径与排放量的不确定性的影响与干扰。在污染层面上看, 时空上极大的变化和监测控制无法及时更新的特点使得面源污染无法得到有效的处理, 针对这种方法和应采用总体全面的治理手段。面对我国农村比较分散的现实条件和现状, 土地处理工艺在有广泛的发展前景。土地处理工艺主要有:地表漫流系统、快速渗虑系统、慢速渗虑系统、地下渗虑处理系统和湿地处理系统, 其中以人工湿地处理技术的应用最为广泛与深入。人工湿地污水处理系统按水流方式分为3种:1) 地表流湿地, 2) 潜流湿地, 3) 垂直流湿地。

人工生态湿地处理技术典型工艺流程为:生活污水化粪池→厌氧池→人工湿地→补充地下水或浇灌。目前, 该工艺流程在一些农村污水处理中已开始应用, 并取得良好效果。经处理的废水可用来农业灌溉与地下水补充等生态利用。此外, 该技术主基建运行费用低廉和使用使命长的特点也比较适用于于农村分散生活污水处理, 有着良好的发展前景。

2.2 针对点源污染

人工湿地系统通常被作为二级生物处理工艺。现在利用人工湿地进行污水处理主要分为两种:1) 预处理型, 其仅适合没有完备污水处理城镇的过渡工艺。2) 增强处理型, 人工湿地建设在污水处理厂之后, 污水处理厂出水作为其进水, 通过净化处理后再排入天然水体。近年来, 人工湿地对水体富营养化的控制得到人们广泛关注。垂直流湿地系统脱氮效率大于80%;表面流湿地系统脱氮效率约为50%;潜流湿地脱氮效率则在30~40%之间。

从工程经济分析, 人工湿地处理污水也具有很大优势。据统计, 湿地系统的基建与运行费用仅为传统二级污水厂的1/10~1/12。由于湿地处理系统基本上不需要曝气、控制仪表和回流水泵等设备, 这就造成了其投资成本低廉、运行简单、只需对人员进行简单的培训就能掌握系统的维护操作尤其适合中小城镇和农村地区。

3 结语

本文通过对传统的污水处理工艺的优缺点的分析, 以及分析人工湿地技术在对点源污染和面源污染控制及处理方面的优势, 说明人工湿地技术是今后可能的高效稳定、低成本的点源和面源污染负荷的控制技术。

摘要：近年来, 随着污水技术的迅速发展, 以人工湿地为代表的新型深度污水处理工艺越来越受到人们的重视与关注。本文根据污水处理现状, 分析比较了几种污水处理工艺的优缺点, 并对人工湿地技术进行了讨论。

关键词：污水处理工艺,人工湿地

参考文献

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深度处理工艺处理 篇2

化学生物絮凝/悬浮填料床工艺出水深度处理研究

摘要：化学生物絮凝/悬浮填料床是一种新型、高效的组合工艺,中试结果表明其出水TP为0.89 mg/L、浊度为9.7 NTU、氨氮为8.8 mg/L、COD为37.3 mg/L.采用流砂微絮凝过滤工艺、复合二氧化氯消毒对其出水进行了深度处理的试验研究,运行结果表明:在微絮凝剂PAFC投量为3.1 mg/L的条件下,出水TP、氨氮和COD浓度分别下降到0.38、7.2和26.6 mg/L,浊度也降至2.2NTU;当复合二氧化氯消毒接触时间≥30 min、游离余氯>0.5 mg/L时,消毒后出水总大肠菌群≤3CFU/L.该系统维护简单、运行稳定,出水水质优良,各项指标均达到国家<生活杂用水水质标准>(CJ/T 48-).作 者：陈轶波 夏四清 张志斌 余松 CHEN Yi-bo XIA Si-qing ZHANG Zhi-bin YU Song 作者单位：同济大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海,92期 刊：中国给水排水 ISTICPKU Journal：CHINA WATER & WASTEWATER年，卷(期)：,22(9)分类号：X703.1关键词：城市污水 深度处理 流砂微絮凝过滤 除磷 消毒 回用

深度处理工艺处理 篇3

关键词：屠宰及肉类行业废水；深度处理；工艺；曝气生物滤池（BAF）

中图分类号：X703 文献标识码：A 文章编号：1674-1161（2014）12-0033-03

随着辽宁省污水综合排放标准的提高，对于高COD、高氨氮的屠宰及肉类加工行业污水来说，单一依靠某种处理工艺来达到排放标准，存在处理设施占地面积加大、投资和运行成本增加的问题，甚至有些单一工艺运行根本不能达到排放标准。因此，需要集中两种或多种优势工艺合理地组合与集成，以起到良好、稳定的运行效果。

深度处理工艺主要针对资金实力雄厚的大规模屠宰及肉类加工企业。使用这种工艺污水处理后出水水质好，达标稳定，可回用于厂区内冲洗运畜车、待宰间、厂区地面和绿地等。

1 废水深度处理技术工艺

结合屠宰废水排放标准中COD、氨氮、SS、总氮（TN）等指标分析，其中氨氮及总氮常常不能满足一级A排放标准，因此续接的深度处理工艺必须具有脱氮功能。脱氮主要采用生物方法，常见的生物脱氮工艺有曝气生物滤池工艺、流动床生物氧化硝化法、沸石吸附滤池、生物活性炭滤池等。如果企业地处乡镇有较大的用地面积，亦可选择氧化塘、人工湿地等方式。

1.1 废水深度处理工艺选择

屠宰场污水处理站在冬季温度较低时出水中氨氮含量较高，出水不能连续稳定地达到排放标准。选择深度处理工艺除考虑氨氮的去除效果外，同时还应考虑COD，BOD5，SS及TN的进一步去除。

前置反硝化曝气生物滤池工艺反应器内好氧区域、缺氧区域的存在，可实现反应器脱氮除磷的功能。屠宰场总氮浓度较高，选取前置反硝化曝气生物滤池工艺可以充分利用滤料的吸附和截留作用、生物膜上微生物的絮凝代谢作用及稳定运行后食物链方向的分级捕食作用，来达到脱氮的目的。曝气生物滤池（BAF）对低浓度废水和难降解的废水都有较好的处理效果。曝气生物滤池在处理低浓度废水时，由于填料表面微生物浓度较高，出水水质较好；当处理较难生物降解的废水时，尤其当接种特殊菌种时，由于填料上微生物的长期驯化作用，这类微生物在填料表面聚集，使废水的处理效果仍能够得到保障。

曝气生物滤池是一种新型的污水处理工艺，具有以下特点：1） 节约土地。由于BAF中滤料的吸附、氧化及截留作用，使得出水中活性污泥较少，省去了二沉池等处理单元。该工艺占地面积约为常规生物处理法的1/10～1/5。2） 节省能耗。含BAF的污水处理工艺污水处理流程得到简化，可以节约能耗。3） 处理效率高。BAF集生物降解BOD5与COD、硝化反应去除氨氮、反硝化反应去除总氮、除SS等功能于一体，出水细菌含量少，去除率达99.9%，可以作为中水回用。4） 再启动快。若较长一段时间停止运行该工艺，再恢复启动所需时间很短。

本研究选取前置反硝化曝气生物滤池为对象，研究BAF反应器在冬季深度处理屠宰废水的可行性。

1.2 试验装置设计

前置反硝化BAF试验装置主要由滤池池体、布水及反冲洗布水布气系统、工艺曝气系统、出水系统、自控系统等部分组成。

试验装置参数为：1） 滤池。滤池采用圆形，滤柱直径d=0.10 m；承托层高h1=0.20 m；取滤池布水布气区高度h2=0.20 m；取滤料高度h3=1.20 m；滤料层上部清水区高度h4=0.25 m；滤料层上部超高h5=0.15 m；滤池总高度H=2.00 m。2） 缺氧区/好氧区。缺氧区与好氧区高度比例为1∶3，在缺氧区末端设穿孔管曝气，底部设反冲洗穿孔管曝气和反冲洗进水。3） 填料。选择常规陶粒填料，粒径3～5 mm。4） 反冲洗设计。反冲洗采用先气冲、再气水联合反冲洗、最后水冲的方式，24 h反冲洗1次。5） 取样口设计。为探讨前置反硝化曝气生物滤池内部填料层不同高度，尤其是缺氧区和好氧区对污染物的去除情况，共设计8个取样口，每15 cm设1个，则缺氧区有取样口2个，好氧区有取样口6个。此外，上部离好氧区15 cm的清水区设置取样口1个。合计9个。

1.3 曝气生物滤池运行效果研究

试验中前置反硝化曝气生物滤池进水为屠宰场SBR出水。通过分析COD、氨氮、总氮、SS等指标的去除率，分别研究水力负荷、回流比、气水比、填料高度对前置反硝化BAF运行的影响。

根据分析现场实践经验及实验室多次试验研究结果，确定工况为气水比3∶1，水力负荷1.91 m/h，回流比为150%。在该工况下运行前置反硝化BAF，考察其对各指标的去除率，结果见表1。

由表1可知：出水COD、氨氮、总氮、SS、浊度分别稳定在48.1～50.5 mg/L，1.2～2.5 mg/L，10.5～11.9 mg/L，3.3～4.6 mg/L和1.5～2.2 NTU；平均去除率分别为75.0%，54.7%，46.9%，72.4%和71.2%。前置反硝化BAF出水浊度较低，主要依靠滤料的截留及生物膜的吸附作用。另外，该工艺增加了内回流，部分出水回流至缺氧区再经滤料截留、吸附，尤其缺氧区不曝气，被滤料及生物膜过滤、吸附的悬浮物仅受到上升水流的影响，冲刷掉的悬浮物数量较少。

1.4 结论

试验结果表明：较佳气水比为3∶1，在该条件下，COD、氨氮、TN和SS的去除率分别为75.0%，54.7%，46.9%和72.4%。

2 深度处理应用实例

以望奎县双汇污水处理工程为例，进行案例研究。该工程处理水量为3 600 m3，原污水COD浓度为4 000 mg/L。预处理系统采用粗细格栅—隔油沉淀池—调节池—气浮方式；二级处理工艺系统选择水解酸化—SBR工艺；深度处理选择生物曝气池（BAF）。具体工艺流程如图1所示。

进水通过粗细格栅—隔油沉淀池—调节池—气浮等预处理后，出水中COD为1 440.0 mg/L、去除率为50.0%，氨氮为53.2 mg/L、去除率为30.0%。二级系统处理后，出水中COD为201.0 mg/L、去除率为80.0%，氨氮为17.1 mg/L、去除率为60.0%，处理后出水水质达到国家二级排放标准。经深度处理后，出水中COD已降低到50.0 mg/L以下、去除率为76.0%，氨氮降低到8.0 mg/L、去除率为55.0%，处理后出水水质达到国家一级排放标准。各步骤污水水质处理情况见表2。

3 结语

在一些没有污水处理厂的偏远地区，屠宰企业产生的污水无法接入市政管网，对直排水质要求十分严格，因此增加深度处理步骤十分必要。试验结果及实例研究表明：二级生化处理后段加生物曝气池（BAF）深度处理可有效去除水中COD、氨氮，达到国家一级标准；并且，处理后出水可直排或回用，减少新鲜水的使用量，对于节约水资源及降低企业用水费用具有重大意义。

参考文献

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[2] 申长喜.食品废水的深度处理工艺[J].中国科技博览，2012（28）：540-541.

[3] 于凤，陈洪斌.屠宰废水处理技术与应用进展[J].环境科学与管理，2005（4）：84-87.

油田采油污水的深度处理工艺研究 篇4

低渗透油田具有储集层孔隙小、喉道细, 渗流阻力大, 传导能力差等特点, 因此对注入水有着较高的要求。目前油田主要采用重力除油+混凝+粗滤+精滤工艺、压力除油 (旋流、粗粒化) +混凝+粗滤+精滤工艺、气浮选+粗滤+精滤工艺三套方法来控制含油污水的油含量、悬浮物固体含量、悬浮颗粒粒径中值, 但以上工艺具有工艺环节多, 不能有效去除乳化油及有机物、不能稳定地把油含量、悬浮物固体含量、悬浮颗粒粒径中值控制在低渗透油田注水水质标准范围内。近年来, 随着国内水处理技术的进步, 物化除油+纤维球过滤、物化除油+纤维束过滤、生物法+超滤膜工艺在油田水处理系统逐渐开始应用, 但还存在以下问题:一是普通的物化工艺不能有效去除乳化油及有机物, 纤维球、纤维束被油及有机物污染后, 再生难度大, 使用寿命短。

二是在生物法+超滤膜工艺中, 胞外聚合物是膜污染的主要污染物, 含量的增加会导致更严重的膜污染, 膜污染加剧造成频繁清洗更换膜组件, 这不仅提高了污水处理成本, 还延长了污水处理时间, 从而限制了微生物+膜法在低渗透油田污水处理技术中的应用。

1 工艺内容介绍

步骤1) 预处理:来自于地层的含油污水首先进入预处理池, 其中预处理池底安装有空气曝气装置, 对进水进行曝气处理, 使含油污水中的硫化物被充分氧化;预处理的目的在于使含油污水中具有还原性的硫化物被氧化, 可减轻硫化物等还原性物质对除油菌剂中微生物的代谢活动的抑制, 保证微生物对原油及其它有机物的降解效果不至于降低;同时, 预处理池中浮选去除部分浮油;

步骤2) 生物接触氧化处理:经预处理后的含油污水进入生物接触氧化系统, 对含油污水中原油进行降解;其中生物接触氧化系统包括串联的至少两级生化池, 生化池中设置亲水性组合填料, 经该步骤处理后的含油污水, 可达到如下效果:在进口含油≤200mg/L、COD≤400mg/L、BOD≤200mg/L时, 出口含油0~2mg/L、COD≤100mg/L、BOD≤30mg/L。

步骤3) 含油污水经生物接触氧化系统后, 进入高效曝气沉降池, 高效曝气沉降池包括曝气室和斜板沉降室两部分;其中曝气室内底部设置有空气曝气装置, 污水在曝气室内停留时间0.5~1h, 曝气装置工作使含油污水中的溶解氧维持在1.0~2.0mg/L;经曝气室曝气处理后的污水进入斜板沉降室, 在斜板沉降室内停留时间3.0~4h, 斜板沉降室内底部沉降的残渣定期卸放, 沉降室内的上层清液进入超滤膜过滤系统内;其效果在于:曝气室中COD≤100mg/L、BOD≤30mg/L, 微生物需要的碳源匮乏, 污水中游离微生物处于饥饿状态, 此时, 游离微生物细胞外的胞外聚合物以及分散在污水中的胞外聚合物是微生物内源呼吸的主要碳源, 因此, 当溶解氧维持在1.0~2.0mg/L时, 胞外聚合物能得到有效降解;胞外聚合物及其它可生化降解有机物在曝气室被微生物消耗后, 微生物在斜板沉降室开始老化、自溶, 并随其它固体颗粒在斜板沉降段沉降沉降下来;经本级处理后, 出口含油≤1mg/L、COD≤80mg/L、BOD≤10mg/L, 胞外聚合物及其它可生化降解的有机物得到有效去除, 减轻了油及胞外聚合物对后续的超滤膜的污染程度, 可使超滤膜化学清洗周期及使用寿命得到有效延长;

步骤4) 超滤膜过滤系统处理:其中超滤膜过滤系统包括两端开口的管状超滤膜, 污水从超滤膜的一端的进口进入, 再从超滤膜另一端的出口离开, 其中超滤膜的进口和出口之间设有循环泵, 流过超滤膜的污水, 有一部分穿过超滤膜的渗透水经渗透水出水阀进入注水罐, 另一部分回流至超滤膜的进口进行反复过滤, 其中超滤膜的滤孔孔径20~30nm, 膜面流速2.8~3.5m/s, 经超滤膜反复过滤后, 残留在超滤膜的进口和出口之间的浓缩水送至生物接触氧化系统进行循环处理;膜面流速2.8~3.5m/s时, 可维持较好的渗透压, 以利于发挥超滤膜的渗透作用。

2 结论

(1) 本工艺特点:胞外聚合物的其它可生化降解的有机物得到有效去除, 减轻了油及胞外聚合物对超滤膜污染程度, 使超滤膜化学清洗周期及使用寿命得到有效延长, 超滤膜通量稳定, 化学清洗周期延长到60d以上, 斜板沉降室只需要3~4月进行一次排污, 不需要反冲洗, 整个装置易于现场管理。

(2) 本工艺出水水质指标达到低渗透油田A级注水水质指标, 其中悬浮物固体含量≤3mg/L、粒径中值≤2μm、含油量≤1mg/L。

摘要：介绍一种能有效去除油田含油污水中油含量及胞外聚合物等有机物、有效减轻管式超滤膜污染的一种低渗透油田含油污水处理工艺方法。

深度处理工艺处理 篇5

低温下膜-生物活性炭工艺深度处理回用水的试验研究

开展低温下膜-生物活性炭工艺深度处理回用水的试验研究,探讨该工艺低温运行的可行性及作用机制.结果表明,采用HRT为3 h的膜-生物活性炭反应器对回用水中有机物具有良好的去除效果,CODCr、UV254、UV410的去除率分别稳定在33%、35%、40%;对NH3-N的去除效果不明显,其平均去除率在15%左右,主要受原水浓度过高的`影响.同时与其他工艺进行对比研究,结果表明,由于该工艺结合了膜分离、活性炭吸附、生物降解三者的综合作用而表现出明显的优势.

作 者：作者单位：刊 名：环境污染与防治 ISTIC PKU英文刊名：ENVIRONMENTAL POLLUTION & CONTROL年，卷(期)：200527(7)分类号：X5关键词：膜-生物活性炭反应器 有机物 氨氮 深度处理

焦化废水深度处理及回用技术探讨 篇6

一、前言

焦化废水是在煤高温干馏、煤气净化和化工产品精制过程中产生的废水，是一种典型的高浓度、高污染、有毒、难降解的工业有机废水。我国《焦化行业准入条件》中明确规定：酚氰废水处理合格后要循环使用，不得外排。本文就多年工作实践对焦化废水回用技术提出改进建议及方案。

二、焦化废水深度处理技术研究及应用现状

近年来，我国将传统的水处理技术针对焦化废水进行了适应性改造及组合，最大限度地发挥了生化、高级氧化等技术的效能，取得了一定成绩。目前， 对焦化废水的深度处理技术主要包括：混凝沉淀法、吸附法、高级氧化技术以及反渗透技术。

混凝沉淀法：采用聚合氯化铝、聚合硫酸铁等混凝剂对焦化废水进行处理，可使废水出水COD 降至40～70mg/L。

吸附法：利用多孔性吸附剂吸附废水中的一种或几种溶质，使废水得到净化。通常采用的吸附剂有粉煤灰、熄焦粉、活性炭、树脂等。

高级氧化法：（1）Fenton氧化法——Fenton试剂法是以过氧化氢为氧化剂、以亚铁盐为催化剂的均相催化氧化法。（2）臭氧氧化——臭氧是一种强氧化剂，能与废水中大多数有机物，微生物迅速反应，可除去废水中的酚、氰等污染物，并降低其COD、BOD值，同时还可起到脱色、除臭、杀菌的作用。但这一做法在工业废水处理中应用较少。（3）电化学氧化技术——电化学氧化处理技术的基本原理是使污染物在电极上发生直接电化学反应或利用电极表面产生的强氧化性活性物质使污染物发生氧化还原转变。该方法仍处于探索阶段。（4）光催化氧化法——光催化氧化法对水中酚类物质及其他有机物都有较高的去除率，且能耗低，有着很大的发展潜力。目前，这种方法还仅停留在理论研究阶段。

反渗透技术：反渗透是一种以压力为推动力的膜分离过程。用水泵给含盐水溶液或废水施加压力， 以克服自然渗透压及膜的阻力， 使水透过反渗透膜， 将水中溶解盐和污染杂质阻止在反渗透膜的另一侧。该技术在工业废水处理中使用亦不广泛。

三、焦化废水回用中存在的问题及改进建议

国内焦化厂对焦化废水的回用进行了很多尝试，主要回用方式包括湿熄焦、高炉冲渣、煤场抑尘用水、烧结混料用水，也有厂家用反渗透技术将焦化废水处理后回用作为工业给水。

（一）一级达标废水的回用

1.二次污染。采用湿法熄焦的焦化厂将生化处理后的废水用于熄焦处理，由于国内焦化厂生化处理后出水的COD、氨氮含量仍然较高，回用于湿熄焦、高炉冲渣时必然会使废水中的氨氮及部分有机物散发到空气中，感官刺激强烈，形成较大的二次污染；一些钢厂对焦化废水引入烧结混料工段也做了一些尝试，污染物在之后的高温加工工段可以得到部分炭化分解，减少了二次污染。正常情况下，焦化厂的二级生化处理通常可将氨氮浓度控制在10～20mg/L，但COD通常在200～400mg/L，通过投加聚合硫酸铁、Fenton试剂可将COD控制在100mg/L以下，投加药剂的主要缺点是使废水中的无机物增多，对腐蚀控制不利。建议将投药与吸附法联合使用，以降低水质的二次污染。

2.设备及管道腐蚀。焦化废水具有较强的腐蚀性。废水中的氯离子、氟化物、氨氮以及硫酸根离子浓度较高，对金属腐蚀性较强。因此，焦化废水的腐蚀问题必须得到妥善解决。当作为烧结混料添加水时，投加缓蚀阻垢剂并不经济，因此可以采用混合部分其它循环水系统排污水（含缓蚀阻垢剂）的方式降低其腐蚀性。

（二）工业给水回用

单纯生产焦炭的企业没有联合型钢企所具有的消纳途径，因此很多焦化厂不得不采用反渗透技术将焦化废水进行浓缩，产品水水质较好，可以直接作为工业循环冷却水的补水，产生的浓水则作为抑尘水或伴煤燃烧。

调研中发现，多数焦化厂的反渗透系统不能正常运转，究其原因在于预处理系统的不可靠，膜系统运行不稳定，基本都处于停顿状态，同时浓水的去向也存在很大疑问。

膜厂家针对工业废水开发了耐污染的反渗透膜，但是在实际工程中为保障膜系统安全，通常还是将进入反渗透系统的废水COD浓度控制在20～50mg/L，而以上两种方案进入反渗透系统的COD均在250mg/L左右，因此，膜系统稳定运行的关键是预处理的稳定有效。

絮凝沉淀、Fenton试剂等方法会在废水中引入大量铁离子及硫酸根离子，从而加重膜系统污染及结垢，因此不宜大量使用，但完全采用高级氧化的投资及成本太高，因此建议先使用混凝沉淀等方法将废水COD控制在 100～150mg/L，然后再使用高级氧化技术（臭氧氧化、电化学氧化、湿式催化氧化）以及活性炭吸附的方法对进入膜系统的废水进行深度处理。

根据前面的介绍，电化学氧化、催化氧化技术的工业化应用较少，基本都停留在试验研究阶段。大型臭氧设备在自来水厂作为消毒技术的应用较多，作为氧化技术在工程上的应用则较少，但是与其它高级氧化技术相比，设备相对成熟，国产化程度也较高，因此工程化的优势相对较大。

（三）回用为杂用水

大型钢企通常有杂用水处理及供应系统，因此可以将焦化废水深度处理到一定程度后与生产、生活回用水混合使用，主要依靠稀释的方式使焦化废水的COD、总溶固等指标达到杂用水水质标准，这需要从全厂的水量平衡角度综合考虑，并对杂用水使用过程中二次污染的情况进行研究及评估。

四、结语

针对焦化废水深度处理及回用技术的研究较多，但工程应用较少，主要难度在深度处理技术工业化的不成熟以及投资、运行费用较高。因此，一方面应加大高级氧化技术的工业化进度，另一方面，应在钢厂内寻找消纳源，实现焦化废水的分散式消纳，从而大大降低深度处理的规模，这需要水处理技术工作者结合钢企生产人员自下而上进行系统分析和研究。

参考文献

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深度处理工艺处理 篇7

1 脱硫废水的深度处理技术

目前, 常用的脱硫废水深度处理方法包括膜浓缩法、蒸发浓缩法和结晶技术等。

1.1 膜浓缩法

膜浓缩法分离技术有微滤、超滤、纳滤、反渗透和正渗透等工艺, 目前, 已被广泛应用在废水处理、精制水和海水淡化等领域。根据常规处理后脱硫废水的水质, 可采用反渗透和正渗透的工艺对脱硫废水进行水处理。

反渗透是在压力驱动下, 借助半透膜截留水中的各种无机离子、胶体物质和大分子溶质的, 从而获得纯净的水, 也可用于大分子有机物溶液的预浓缩。反渗透已被广泛应用于各种液体的提纯和浓缩, 其中, 最普遍的应用实例便是在水处理工艺中的应用。用反渗透技术可将原水中的无机离子、细菌、病毒、有机物和胶体等杂质去除, 以获得高质量的纯净水。

正渗透技术的基本原理为:使用半透膜 (原理等同于反渗透膜) , 利用自然渗透压差, 使水分子从待处理的浓盐水中自然扩散到汲取液中, 且将原水中的其他溶质截留, 然后采用其他工艺将水从被稀释的汲取液中分离出来, 最终获得纯净的水, 汲取液可循环利用。正渗透的运作过程不需要高压泵, 系统能耗低, 可去除浓盐水中的溶解盐成分, 汲取液的加热回收系统耗能低于蒸发器。

1.2 蒸发浓缩技术

蒸发浓缩是工业中非常典型的水处理技术之一, 其被广泛应用于化工、食品、制药、海水淡化和废水处理等工业生产中。在脱硫废水的浓缩处理中应用较多的是多效蒸发 (MED) 、热力蒸汽再压缩 (TVC-MED) 和机械蒸汽再压缩 (MVR) 技术。

传统的多效蒸发装置 (MED) 主要以锅炉生成的蒸汽为热源, 加热第一效产生的蒸汽不进入冷凝器, 而是作为第二效的加热介质再次利用, 重复此步骤将形成一个多效蒸发系统。多效蒸发技术多次、重复利用了热能, 提高了加热蒸汽的利用率, 大大降低了成本, 提高了效率。

在TVC-MED蒸发装置中, 从蒸发器喷出的二次蒸汽一部分在高压蒸汽的带动下进入喷射器, 混合升温、升压后作为加热蒸汽加热料液;另一部分进入冷凝器, 冷凝后排出。加热蒸汽在加热室中凝结成水排出。管内溶液在加热蒸汽的加热下蒸发浓缩, 达到要求后排出。热力蒸汽压缩技术回收了潜热, 提高了热效率, 一台热力蒸汽压缩器的效能相当于增加一效蒸发器, 在MED海水淡化中常配备TVC, 以提高造水比。

机械式蒸汽再压缩 (MVR) 是一种节能减排工艺。在多效蒸发装置中, 由新蒸汽加热第一效产生的蒸汽不进入冷凝器, 而是经压缩机机械压缩, 其压力和温度升高、热焓增加, 并作为第二效的加热蒸汽再次利用, 使被加工的料液维持沸腾状态, 而加热蒸汽本身冷凝成水, 使以往废弃的蒸汽得到了充分利用。

1.3 结晶技术

强制循环结晶器是效率最高的结晶系统, 其工作原理如图1所示。其适用于易结垢液体、高黏度液体, 非常适合盐溶液的结晶。主要工艺流程为:浓盐水被泵由底部打入结晶器, 与正在循环中的浓盐水混合, 在盐卤循环泵的推动下进入管壳式换热器 (加热器) ;循环卤水沿切线方向进入结晶器, 实现连续结晶;小部分卤水被蒸发, 卤水内产生晶体, 大部分卤水被循环至加热器, 小股水流被抽送至后续脱水干燥设备, 实现晶体分离;蒸汽经过除雾器去除携带的杂质, 经压缩机加压后在加热器的换热管外冷凝成蒸馏水, 同时, 释放潜热加热管内的卤水。蒸馏水可作为高品质用水工艺的补给水, 晶体产物可回收利用, 比如制成食盐、硫酸氨等。

1.4 脱硫废水零排放处理的典型工艺流程

对于电厂脱硫废水零排放, 以蒸发浓缩和结晶/干燥技术为核心的工艺流程是目前国内外采用最多的工艺流程。其技术路线先进, 操作可靠、稳定, 投资运行经济、合理, 如图2所示。

2 国外脱硫废水零排放的案例

2.1 阿奎特 (Aquatech) 脱硫废水零排放技术

阿奎特脱硫废水零排放项目主要为意大利ENEL电力公司旗下的5个燃煤电厂。这5个零排放项目在2007年陆续投入运行, 目前运行状况良好。5个项目的工艺基本相同:脱硫废水先经过中和、混凝、沉淀和软化, 然后进入晶种式竖管降膜蒸发器浓缩, 最后进入强制循环结晶器结晶。阿奎特的蒸发浓缩部分采用竖管降膜蒸发, 降膜蒸发效率高于强制循环换热器。这5个项目中蒸发浓缩都采取晶种模式运行。脱硫废水前的软化采取化学软化的方法, 由于采同化学软化方法去除硬度不彻底, 因此, 之后的蒸发浓缩部分往往还要加入晶种运行模式, 结晶部分还会采用强制循环蒸发结晶器。

2.2 威立雅脱硫废水零排放技术

为了符合欧盟的特定烟气标准, 威立雅承担了意大利蒙法尔科内的一个脱硫废水零排放项目。该工程采用最先进的脱硫装置, 目的是从336 MW燃煤发电站的排放中消除SO2。威立雅水务技术采用HPD®蒸发与结晶技术, 主体工艺与阿奎特相似, 采用降膜蒸发器和强制循环结晶器。当在预处理中采用离子交换深度去除硬度时, 随后的蒸发不加晶种;当仅采取化学方法去除硬度时, 随后要投加晶种。该电厂的零排放从2008年开始, 从脱硫清除系统的废水中回收、产生的高质量蒸馏液用于整个工厂, 产生的循环水低于20 ppm的最大TDS (总溶解固体) 限制。

3 国内脱硫废水零排放的案例

目前, 国内火电厂脱硫废水真正达到零排放的工程案例仅有广东河源电厂和广东佛山三水电厂。其中, 广东河源电厂脱硫废水零排放处理于2009年成功投产, 是我国首座脱硫废水零排放处理的火电厂。

3.1 河源电厂脱硫废水处理工艺

河源电厂在建设前期就确立了废水零排放的目标, 深圳能源旗下的深能环保创造性地将其开发的垃圾沥滤液热力法处理技术与真空工艺技术相结合, 自主研发出“火力发电厂脱硫废水深度处理”技术。其脱硫系统的排污水采用“二级预处理+蒸发结晶”系统处理, 真正实现了整个河源电厂的废水零排放。整个系统的工艺流程如图3所示。

河源电厂脱硫废水首先在预处理系统絮凝、沉降和中和, 减少废水中的悬浮物和提高废水的p H值, 从而为之后的深度处理做好准备;深处处理即蒸发+结晶系统, 河源电厂采用4效真空蒸发结晶工艺 (多效立管降膜蒸发系统+结晶系统) , 热源为电厂的抽汽, 处理后产生的蒸馏水可作为循环水的补给水。

3.2 佛山三水电厂脱硫废水处理

广东佛山三水电厂脱硫废水零排放处理项目由佛山德嘉环保公司总包和委托运行, 由J&Y公司 (中山迪宝龙) 提供技术支持和成套设备。项目在2011-12成功投产, 脱硫废水采用预处理+蒸发结晶系统进行零排放处理。预处理系统与河源电厂相似, 但蒸发结晶系统 (深度处理) 与河源电厂不同, 其处理方法为:采用卧管喷淋MVC低能耗蒸发系统, 第一段的回收率为83%;第二段浓缩废液至26%;第三段浓缩采用两效MED蒸发系统;最后采用固废干燥/包装系统, 处理后产生的蒸馏水可作为循环水的补给水。

4 脱硫废水零排放处理的工艺分析

通过以上脱硫废水零排放的实际案例可看出, 其深度处理技术基本均采用蒸发结晶工艺。

从处理工艺看, 膜浓缩法分离技术占有一定的优势, 这是因为蒸发工艺的运行成本高 (耗蒸汽或电能) 、设备投资高, 但进行膜法处理一般都要进行完善的预处理, 包括去除悬浮物、去除硬度、防止有机物硅等结垢。如果不进行预处理, 这些物质将会淤积在膜表面上, 导致流道堵塞, 造成膜组件压差增大、产水量和脱盐率下降, 甚至使膜组件报废。脱硫系统是在微酸 (p H=4.5~6.0) 条件下运行的, 因此, 脱硫废水中碳酸盐的硬度较低, 要想进行化学软化, 就要投入碳酸钠。但碳酸钠的投入费用很高, 因此, 整体预处理的运行费用非常高。

从运行的角度看, 运行部分的水量较少, 电厂投入的运行人员也很少, 电厂只希望系统能简单、可靠、稳定运行, 即使运行成本较高。如果采用膜法预处理, 则膜浓缩等工艺的耗时较长, 一旦系统中某一环节出现问题, 都会导致系统整体停运。而蒸发结晶工艺的系统流程非常短、运行稳定, 其可靠性和对原水变化的适应性都远远高于膜浓缩法。

通过参考国外电厂脱硫废水零排放项目发现, 脱硫废水的水质情况比较复杂, 采用膜浓缩法的可行性非常低, 包括AQUATECH、威立雅等对高盐废水膜浓缩具有专利技术和实际工程经验的国际大企业, 也没有将他们的膜浓缩专利工艺用于脱硫废水。这些公司做过很多实际工程, 了解脱硫废水用膜浓缩法预浓缩存在很多不足, 威立雅的一些新的专门针对燃煤火电厂或IGCC电厂的脱硫废水开发工艺均采取蒸发结晶工艺, 并未使用膜浓缩法。

5 结论

脱硫废水经初步处理后, 虽然能满足达标排放的要求, 但仍处于高氯根、高含盐的状态, 且含有微量重金属, 其回用局限性很大。要想真正实现电厂脱硫废水零排放, 就必须采取深度处理。对于脱硫废水具有的特殊水质 (高氯根、高含盐、含有微量重金属) , 并不适合采用膜浓缩法。膜浓缩法适用于海水等干净、预处理要求低的水质, 但是对于水质条件差、含盐量高的工业废水, 比如脱硫废水是不适用的, 可采用蒸发结晶处理工艺。

参考文献

[1]龙国庆.燃煤电厂湿法脱硫废水蒸发结晶处理工艺的选择[J].中国给水排水, 2013, 29 (24) :5-8.

[2]吴志勇.废水蒸发浓缩工艺在脱硫废水处理中的应用[J].华电技术, 2012, 34 (11) :63-66.

[3]王治安, 林卫, 李冰.脱硫废水零排放处理工艺[J].电力科技与环保, 2012 (38) :37-38.

深度处理工艺处理 篇8

1 试验部分

1.1 试验概况

曝气生物滤池以其池容小, 占地面积少, 出水水质好, 流程简单等优点[1,2]成为一种应用潜力很大的污水深度处理工艺。 而对此工艺影响较大的为其内部填料。 所以本文将对滤池中加入不同填料对氨氮、CODMn去除效果加以比较。

1.2 试验装置

本试验装置为两套: (1) 两个串联沸石柱; (2) 沸石活性炭组合柱。 沸石柱和组合柱均采用高3m, 直径为100mm的有机玻璃柱, 串联沸石柱内沸石高度为1.5m, 底部0.5m为鹅卵石承托层;组合柱上部为800mm活性炭层, 中部为1m沸石层, 下部为0.5m鹅卵石承托层, 均为上部进水下部出水, 曝气方式为柱内分段曝气, 柱上每隔200mm设一取样口。

1.3 试验水质

试验用水取自某高校校区内检查井, 水质情况见表1。

2 试验结果与分析

2.1 生物沸石去除效果

沸石为架状结构的硅铝酸盐, 最基本构成单元是硅氧四面体和铝氧四面体。 由于沸石的这种特殊的结构形式, 在其骨架中形成了大量的孔穴和通道, 可吸附大量分子。 沸石的比表面积大, 一般为400~800m2/ g, 因而决定了其有良好的吸附性能。 离子交换性能是沸石的另一个重要性能。 沸石的离子交换一般在水溶液中进行。 另外, 沸石作为极性吸附剂, 也是一种理想的生物载体。

串联沸石柱对CODMn的去除效果如图1 所示。

由图1 可以看出随着进水COD浓度的增加, 出水COD浓度也随之增加, 整体变化趋势与进水趋势一致。

串联沸石柱对NH3-N的去除效果如图2 所示。

由图2 看出, 随着进水氨氮浓度升高其吸附能力加强, 但当氨氮浓度降低时且运行一段时间后, 其出水氨氮浓度趋于稳定, 需进行反冲或对沸石再生。

2.2 活性炭-沸石组合去除效果

生物活性炭是利用生物技术中的微生物能分解氧化某些物质, 从而与活性炭吸附技术相结合。 其作用机理为:在被处理水通过活性炭床层之前, 输入充足的溶解氧, 微生物在炭粒上具有良好的生长条件, 在水通过炭床层时充分利用活性炭的吸附性能, 并利用炭床中大量生长的好氧微生物对有机物进行降解, 在处理污水的过程, 同时对活性炭进行再生。

组合柱对CODMn的去除效果如图3 所示。

组合柱对NH3-N的去除效果如图4 所示。

由图4 看出当组合柱进水氨氮浓度增大时其出水浓度也增大, 但当进水浓度下降时, 出水浓度仍有一个阶段是有所上升的。 活性炭是通过生物硝化作用去除氨氮的, 当进水浓度有较大变化时, 出水浓度无法作出相应的变化。

2.3 对CODMn去除效果的比较

由图5 可以看出, 由于沸石对极性有机物具有较强的能力, 而活性炭对非极性有机物吸附能力较强。 所以活性炭-沸石组合去除COD的效率整体较沸石高。

这是由于活性炭的吸附催化作用提高了微生物的活性, 增进了微生物的代谢活动, 从而延长了活性炭的工作周期并改善了活性炭的吸附条件。 微生物降解活性炭吸附的有机物, 是去污的过程, 同时也是活性炭生物再生的过程。

2.4 对NH3-N去除效果的比较

由图6、 图2 和图4 比较可以看出活性炭沸石组合柱的氨氮进水浓度比沸石柱的高, 但其出水浓度却比沸石柱的低, 说明生物活性炭对低浓度氨氮有较好的去除效果。 由图6 看出, 当氨氮浓度较低时, 沸石对氨氮的去除率出现负值。 因为沸石主要是通过离子交换作用去除氨氮, 但运行一段时间后其吸附能力趋于饱和, 对氨氮的去除率相应降低, 当进水浓度较低时会出现出水浓度高于进水浓度的现象, 说明利用沸石处理低浓度氨氮的效果不如活性炭沸石组合。

3 结论

1) 沸石对有机污染物的吸附能力主要取决于有机物分子的极性和大小[3], 极性分子较非极性分子易被吸附。

2) 微生物活动对活性炭起到了生物再生作用, 其比例达到20%~24% : 活性炭的存在也减轻了废水中有害物质对微生物的影响。 在实际应用中, 用BAC法处理生活污水, 在高负荷时能够表现出稳定的处理效果。

3) 生物活性炭可提高原水的可生化性, 微生物的降解能力, 能使活性炭长时间的保持吸附能力, 吸附容量增加, 工作寿命延长, 同时也简化了再生的方法, 一般只需水反冲洗即可, 这样投资运行费用省, 技术经济可行性比普通活性炭工艺大得多。

4) 沸石对于进水中生物负荷的变化有良好的抗冲击能力, 而生物活性炭的缓冲能力较弱。

参考文献

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[2]Wijeyekoon S.Mino T, Satoh H.Fixed bed bio!ogical aer ated filtration for secondary efluent polishing effect of fil tration rate on nitrifying biological activity distribution[J].Water Science Technolog Y。2000, 41 (1) :l87-195.

深度处理工艺处理 篇9

关键词：预处理,深度处理,消毒,臭氧,活性炭,氯,氯胺

随着灌南县东片区的快速发展, 大量企业进驻以及大规模人口迁入, 居民人均生活用水量不断增加, 根据《灌南县城市给水专项规划 (2012-2030) 》, 灌南县2030年规划用水量将达到44.14万m3/d。然而新安镇水厂及各乡镇、企业自备地下水水厂的逐步关停, 现状实际总供水能力仅11.46万m3/d, 实际供水设施己远远不能满足该区域生产和生活用水的需求, 潜在供需矛盾十分严重。

为保障连云港灌南县东部片区工作、生活和建设用水需求, 满足灌南县东部片区日趋增长的用水量, 改善供水水质, 促进灌南县经济社会可持续发展, 新建灌南县田楼水厂是十分必要的。

根据规划要求和需水量预测及供需平衡分析, 确定灌南县田楼水厂总体规划规模为12万m3/d, 分二期建设, 一期规模为6万m3/d。本文对田楼水厂核心的预处理、深度处理和消毒处理工艺的设计进行介绍。

1 水厂净水工艺

1.1 净水工艺流程

田楼水厂取用通榆运河原水, 通榆运河原水水质指标基本达到GB 3838—2002《地表水环境质量标准》的III标准, 但化学需氧量、溶解氧和总磷有时段性超标。从供水安全性考虑, 田楼水厂核心处理工艺采用预处理+深度处理+消毒处理 (见图1) , 出厂水水质将达到GB 5749—2006《生活饮用水卫生标准》的要求。

2 预处理工艺

2.1 预处理工艺选择

预处理有化学预处理和生物预处理等方法, 从水质特征分析, 通榆运河原水污染物主要是化学需氧量超标, 而化学预处理经过氧化或取代反应削减和去除水中的有害物质, 如色度、铁、锰、微生物 (如藻类) 、部分氨氮及部分有机物质等, 有利于降解化学需氧量和改善混凝条件。因此, 田楼水厂预处理采用化学预处理。

化学预处理通常有投加臭氧、高锰酸钾、二氧化氯以及液氯等。臭氧能去除原水中溶解性的锰和降低水的色度, 削减部分有机污染物、去除三氯甲烷等前驱物质, 氧化无机物以及促进有机物的氧化降解, 且水体中剩余臭氧能迅速分解, 对后续活性炭工艺的生物作用不会产生不利影响。

综合上述分析, 考虑到田楼水厂化学需氧量超标和可能其他有机污染物超标, 以及对后续活性炭处理工艺的影响, 田楼水厂采用臭氧预处理工艺。

2.2 臭氧预处理工艺设计

预臭氧接触池一座, 设计规模为6万m3/d, 分为独立的二格, 每格3万m3/d。

预臭氧接触池臭氧接触时间为3 min, 有效水深为4.9 m。臭氧曝气采用特制射流扩散器形式, 相比管式静态混合而言射流扩散大, 总体能耗低, 不宜堵塞, 适合用于原水系统, 臭氧最大投加量为1.0 mg/L。预臭氧接触池为全封闭设计, 一段反应室的接触池, 在池顶设置臭氧尾气收集管, 接至预臭氧接触池顶部的尾气破坏装置进行处理。

3 深度处理工艺

3.1 深度处理工艺选择

城市水厂目前最常用的深度处理工艺有活性炭吸附法和臭氧活性炭法。

为了实现本工程制定的水质目标, 针对原水中存在的问题, 在现有强化常规净水工艺基础上, 采用臭氧活性炭工艺是一个比较理想的深度处理工艺, 活性炭过滤前投加臭氧的作用是杀死细菌、去除病毒、氧化水中有机物 (如苯酚、洗涤剂、农药) 和生物难降解有机物、将COD转化为BOD、氧化分解螯合物等, 与活性炭过滤联用, 增加活性炭吸附生物作用, 延长活性炭再生周期。所以田楼水厂选择采用臭氧活性炭深度处理工艺。

3.2 臭氧活性炭工艺设计

3.2.1 臭氧活性炭工艺方案比选

深度处理工艺采用臭氧活性炭工艺, 根据国内外现有的深度处理工艺布置, 结合源水水质特点, 对本工程臭氧活性炭工艺相对砂滤池位置前置和后置考虑以下2个方案, 并进行方案比较选择。

1) 方案一:臭氧活性炭工艺的后置。国内大部分臭氧活性炭深度处理工艺采用本方案, 在常规处理后加臭氧活性炭工艺, 用臭氧活性炭吸附和生物氧化特点, 进一步去除常规工艺出水中的有机物、降解CODMn, 净水工艺采用预臭氧、混凝沉淀、砂滤、臭氧生物活性炭水处理工艺流程。

本方案具有以下特点:臭氧生物活性炭滤池接纳砂滤池出水, 来水浊度低, 一般小于0.2 NTU;臭氧生物活性炭滤池在砂滤后去除有机物, 相对污染物负荷较低;臭氧生物活性炭滤池基本不承担浊度去除, 运行周期较长, 冲洗周期一般≥5 d, 冲洗频率低, 可延长活性炭滤料的使用寿命, 降低长期运行成本。

2) 方案二:臭氧活性炭工艺前置。在保证沉淀池出水浊度≤1.0 NTU的条件下, 沉淀池出水直接进入臭氧活性炭滤池, 而活性炭滤池出水再流入砂滤池, 以保证最终出水浊度, 降低活性炭滤池生物穿透的安全供水风险。净水工艺采用预臭氧、混凝沉淀、臭氧生物活性炭、砂滤处理工艺流程。

本方案具有以下特点:臭氧生物活性炭原水来自沉淀池, 沉淀池出水浊度控制在1.0 NTU以下;臭氧生物活性炭滤池在砂滤前完成去除有机物的任务, 相对污染物负荷较高;由于来水浊度较高, 运行周期相对较短, 冲洗频率提高, 频繁的反冲洗不利生物膜的生长, 并缩短活性炭滤料的使用寿命, 增加长期运行成本。

由于本工程原水有时段性有机物污染的特点, 考虑在高溶解氧条件下砂滤同样存在生物穿透的安全供水风险, 且沉淀池出水浊度≤1.0 NTU的控制要求相对较高, 为降低活性炭滤池负荷, 加长反冲洗周期, 延长活性炭使用寿命, 降低长期运行成本, 本工程推荐方案一:臭氧活性炭工艺后置方案, 即活性炭滤池至于砂滤池之后。

3.2.2 后臭氧投加方式

采用接触充分、效率高、能耗低的微孔扩散器直接投加气体的方式, 后臭氧接触池通常采用二到三段反应室, 其形式和使用特点与预臭氧相似, 本工程采用密闭水池和三段反应室的接触池形式。

后臭氧接触池一座, 分设为可独立运行的2个池, 每池设计规模为3万m3/d。臭氧最大投加量为2.0 mg/L, 平均加注量为1.5 mg/L, 有效接触时间12 min, 设3个阶段, 按4∶4∶4的时间比例设置。布气装置拟采用微孔扩散曝气盘。整个后臭氧接触池为全封闭设计, 在池顶设置臭氧尾气收集管, 并接至臭氧接触池顶部的尾气破坏装置进行处理。

3.2.3 活性炭滤池的形式

活性炭生物滤池一座, 采用下向流滤池, 设计规模6万m3/d, 滤速10.0 m/h, 炭床厚度1.50 m, 空床停留时间为9 min。单排布置 (二期工程实施时成双排布置) , 单侧布置4格。单格过滤面积66.0 m2。滤料采用单层颗粒活性炭, 有效粒径0.65~0.75 mm, 承托层采用粗砂层, 厚度为0.10 m, 粒径2.0~4.0 mm。反冲洗方式为气水反冲洗, 空气冲洗强度为15 L/ (m2·s) , 气水同时冲洗时反冲洗水强度为4.5 L/ (m2·s) , 单水冲洗时反冲水强度为9 L/ (m2·s) , 表面扫洗强度为2.74 L/ (m2·s) , 布水布气系统采用长柄滤头。

4 消毒工艺

4.1 消毒工艺选择

水厂消毒方法有氯、二氧化氯、臭氧、紫外线等。氯消毒经济有效, 且余氯具有持续消毒作用。二氧化氯不易贮备, 现场制备不稳定, 存有亚氯酸盐超标等风险, 且消毒成本高于氯消毒。臭氧消毒成本高且管网中无法维持剩余臭氧, 故水厂很少采用。紫外线杀菌效率高, 特别对于杀灭原生动物具有明显的作用, 但紫外线在管网中无持续的消毒作用, 在国内水厂中还极少采用。

田楼水厂已采用臭氧预处理和臭氧活性炭深度处理, 为提高水厂消毒效率和延长管网消毒时间, 田楼水厂采用液氯和液氨为消毒剂的氯、氯胺组合消毒工艺。

4.2 氯、氯胺组合消毒

田楼水厂采用液氯消毒, 管网采用氯胺消毒, 氯和氨采用加氯机和加氨机投加。清水池进水总管设置加氯点, 有效氯的最大投加量为2 mg/L;在二级泵房吸水井内设置补充加氯点和加氨点, 氯的最大投加量为0.5 mg/L;清水池进水总管后加氯前设加氨一处, 有效氨的最大投加量为0.5 mg/L。

加氯采用流量和余氯信号复合环自动投加, 补氯采用出厂余氯反馈自动投加, 加氨采用出厂余氯量自动比例投加。

5 经济效益

本工程的建设将改善该地区的环境质量, 更适应当地发展要求。虽然本工程投资较大、供水处理成本偏高, 为了改变人们对用水的低价值概念, 促进节约用水, 建议调整该地区供水费基准价。

6 结语

深度处理工艺处理 篇10

关键词：造纸废水,深度处理,污水处理,对比选择,工艺方案

工艺方案处理对象是二级生化处理后出水, 可生化性低, 水中有机物、悬浮物超标, 有机物主要来自悬浮物如木质素, 细纤维等物质, 溶解性的有机物含量占少量。为了实现废水资源化利用, 对二级出水进行深度处理, 满足生产的需要。

1 可供选择的处理工艺

由于该废水已经过二级生化处理, 如再采用生化处理很难达到处理要求, 因此采用物化处理较合适。下面分别对可供选择的几种物化处理方法进行论述和比选。

1.1 催化聚合技术

为改工艺方案选用的催化聚合反应技术的反应机理是仿酶把过氧化氢转化为HO2·自由基, HO2·自由基与以ROH (木质素碎片、木素酸、单宁、多酚等) 形式存在的木质素衍生物反应生成RO·自由基, 通过木素间的自由基转移反应, 可以形成具有稳定醚健结构的聚合物ROR, 使得木质素分子量增大、水溶性降低, 通过沉淀分离实现污染物的去除。这个反应过程的副反应之一氢氧自由基的氧化反应可以使废水中有机物污染物生成更多的羧基和羟基等极性集团, 也可以促进主反应—缩合反应的进行速度和程度

1.2 双重滤料滤罐+ (CMF) 微滤膜

1.2.1膜分离技术作为一门新兴科学已在各行各业中得到广泛应用。由于其耗能小, 没有二次污染, 已逐步发展到化工、造纸等工业废水的治理领域, 并得到世界各国的重视。膜用于污水深度处理过程, 有直接过滤和膜组合两种工艺形式。针对制浆中段水二级生化后出水的水特点, 选用低压连续流微滤膜 (CMF) 混凝反应器的组合工艺进行再提高工程并实现污水资源化。连续流微滤膜 (CMF) , 设计采用PLC对设备的工作状态进行全程监控, 从而实现整个处理系统的自动运行。PLC系统主要包括两台微滤装置、一套气洗分系统和一套水洗分系统, 水洗分系统兼有化学清洗的功能。

1.2.2双层滤料罐与膜分离的有效结合, 更能体现膜混凝反应器在污水深度处理工程中的优势。双层滤料罐+微滤膜组合工艺可有效代替原有的固液分离方法, 通过混凝去除大分子量污染物质, 膜的过滤去除0.1μm以上的固形物及小分子量污染物质, 两者的有效结合能减少混凝加药量, 增加有机物的去除率, 保证出水水质的稳定和实现回用。

1.3 混凝沉淀 (或气浮) +活性砂过滤

1.3.1混凝沉淀 (或气浮) -混凝是向水中投加能够与水反应生成絮状水合物的药剂, 通过快速混合, 使药剂迅速分散在水中, 然后经反应形成大的可沉絮体, 新生成的絮体具有良好的吸附性, 能够吸附胶体和悬浮状态的有机物和无机物, 新生成的小絮体在外力扰动下互相碰撞, 聚集而成大絮体, 完整的过程由混合、凝聚、絮凝组成, 称为混凝。混凝产生较大的絮体通过后续沉淀或气浮的固液分离手段从水中分离出来。混凝沉淀或气浮工艺基本去除或降低的物质如下:悬浮和胶体状态的有机物和无机物, 可去除1微米以上的颗粒, 主要是生物处理流失的生物絮体碎片、游离细菌等的CODcr;溶解性磷酸盐, 通常可降低至1mg/l;去除某些重金属;降低水中细菌和病毒含量。

混凝反应生成的絮体与水的固液分离有沉淀和气浮两种方式选择, 沉淀粉的特点是投资小、占地面积大、处理时间长、污泥含水率高、运营管理简单、故障率低等;气浮是指通过加压和射流的方式使水中容入一定量的空气, 然后在减压状态下在水中大量的微细气泡, 并促使这些微细气泡粘附于杂质颗粒上, 形成比重小雨水的漂浮絮体, 絮体上浮至水面然后刮出, 以此实现固液分离, 是一种强制分离手段。气浮分离的主要特点是分离迅速、污泥含水率低、占地面积小, 但是气浮分离一次性投资较大、运营管理较为复杂, 并且气浮所需药剂耗量大, 致使运行费用偏高, 小型企业难以承担高额的运行费用, 因此不推荐采用气浮工艺。

1.3.2活性砂过滤器基于逆流原理, 需处理的水通过位于设备底的入流分配管进入系统, 经活性砂过滤后由顶部出流口流出。需处理的水向上流经滤床时被过滤, 含有处理杂质的活性砂设备的锥形底部通过空气提升泵被运送到顶部的清洗器, 通过絮流作用使脏颗粒从活性砂中分离出来, 杂质通过清洗水出口排出, 净砂利用自重返回砂床。活性砂过滤器有圆柱型罐、法兰连接的进料、过滤卸料、冲洗水卸料和排放等装置组成。过滤器带有防滑地面和护栏的检查平台。滤罐带有焊接平板, 适合旁路紧锢。

活性砂滤罐内部包含进料管, 进料分配器, 砂滤导向料斗, 以及空气提升泵套。OXY型过滤器在过滤器内部滤床上安装有氧气曝气装置。进料管带有组合的真空断路阀/除氧器/水头损失指示管。支腿安装有垫板, 并带有可调节螺栓可以根据滤管的水平程度调节。滤罐安装完毕, 在向滤罐内添加过滤介质和进水前, 必须确保滤罐放置水平, 垫板由固定螺栓固定在地板上, 并且混凝土浇筑。滤料采用长石砂与石英砂。长石砂与石英砂在细菌增长方面相比具有良好的表面结构, 易于黏附。

2 工艺方案选择

综上所述, 根据方案一、方案二及方案三的工艺技术及经济比较和分析:方案一采用催化聚合反应工艺, 对废水中溶解性和不溶解性的有机物都有较高的去除率, 同时投资低, 运行管理简便, 可以去除难降解的有机物;方案二是膜技术, 它作为一门新兴技术已在各行各业中得到广泛应用, 膜用于污水深度处理, 对污染物质的去除较为彻底, 但膜成本较高、操作复杂、预处理要求高, 运行费用也相对较高, 而且高浓度废水还需要进一步处理;方案三是具有工艺流程简单, 基建投资低, 运行费用较低, 便于管理等优点。 (三种工艺方案技术特性比较见表1) 。

因此, 通过三种方案的各个方面的比较, 该工程选择方案一+方案三的组合工艺作为深度处理的工艺。最终处理工艺方案为:催化聚合反应+絮凝沉淀+活性砂滤+消毒。

3 结语

根据企业生产工艺特点, 综合考虑经济技术因素因地制宜地实施污水深度处理资源化循环利用工程, 采用催化聚合反应+絮凝沉淀+活性砂滤+消毒+回用的工艺流程, 该工艺具有较大的可靠性, 同时也具有较强的灵活性, 可根据具体的水质情况和季节变化调整工艺参数和运行方式, 以节省运行成本, 保证出水水质。

参考文献

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[2]张克峰, 邢丽贞, 张彦浩.膜化学技术在造纸废水深度处理中的应用研究[J]环境工程, 2004 (04) .

[3]褚红, 楼永通, 谢柏明, 叶海林, 膜技术在造纸废水回用中的应用[J].第三届中国膜科学与技术报告会论文集[C].2007.

[4]商金杰.造纸废水深度处理回用技术投产[N].中国绿色时报, 2008.

深度处理工艺处理 篇11

关键词：城市水厂 活性炭吸附 臭氧-生物活性炭组合程序

薄膜净水技术 应用

1 活性炭吸附及其在城市水厂中的应用

1.1 活性炭吸附。作为一种能够清除水体中溶解性物质的有效处理技术，活性炭吸附被广泛地应用于给水工程。活性炭吸附主要受到以下三方面因子的影响：①水质条件：包括有机物之间的竞争、水中阳离子、温度以及PH等等，都会使活性碳吸附平衡的能力受到一定的影响。②有机物特性：亲水性、溶解度、分子极性、分子大小以及分子量等都是有机物的特性。鉴于水是高极性分子，碳表面是非极性，所以其有机分子的极性特别小，同水分子间的吸引力也就极小，造成比较容易被活性碳吸附。通常来讲，活性碳吸附量随着溶质极性和溶解度的降低以及相同族类分子量的增多而增加。③活性炭自身性质：活性炭主要有3种，分别是纤维状活性炭、颗粒状活性炭以及粉末状活性炭。在给水处理技术方面，纤维状活性炭是把活性炭制成织状，能够有效地吸附碳氢氯化物，纤维状活性炭在澄清湖原水中的应用表明，相比较于传统活性炭，纤维状活性炭在吸附饱和率与吸附速度方面具有优越性；颗粒状活性炭能够吸附消毒副产物，饮用水处理上一般将混凝沉淀作为颗粒状活性炭的前处理单元，该方式通过混凝沉淀将大部分颗粒性有机物和部分溶解性有机物去除，减少了颗粒状活性炭床的悬浮固体量及其床水头损失，加大去除量；粉末状活性炭大多应用在控制由于水质恶化或者季节性变化而造成的臭味问题，对于处理水体臭味，粉末状活性炭具有较强的能力。

1.2 活性炭吸附在城市水厂中的应用。以荷兰阿姆斯特丹Leiduim水厂为例，该水厂在流动床式结晶软化工艺程序中，通过流体化床反应器，将NaOH溶液注入底部并喷入细砂，使得CO3-同水中的Ca2+在细砂表面生成CaCO3。在进入活性炭床前，首先对PH值进行调整，活性炭床系两段串联式：第一段是吸附有机物，进行生物分解；第二段是吸附第一段遗留的即生物分解性不高的有机物，所以刚再生的或者新的活性炭系应用在第二段，然后换为第一段。鉴于生物作用将对溶氧进行消耗，因此，活性炭床出水要补充纯氧。荷兰阿姆斯特丹Leiduim水厂中水处理的最后一道工艺程序是慢砂滤。旨在将可能残留的细菌进行清除，保证水质的安全。

2 臭氧-生物活性炭组合及其在水厂中的应用

2.1 臭氧-生物活性炭组合。活性炭主要依托于吸附作用，虽然在当前的净水工艺中得到普遍应用，但是活性炭吸附也不免存在缺点，即颗粒状活性炭需要定期再生，从而维持活性炭的活性。在上世纪七十年代，就能够将活性炭的操作时间延长，同时可以有效地去除生物可分解性有机物，对此方面的研究也逐渐展开。而臭氧-生物活性炭组合从对污染物的去除机理上分析，其联用后通过活性炭上的微生物降解作用，把污染物转为水、CO2和一些无害的中间产物，能够在最大程度上避免单纯活性炭吸附以及常规处理过程中将污染物从水中转移到污泥中或者吸附物质中，不存在二次污染，减少了处理浓缩的污染物这一工序。臭氧-生物活性炭组合的优点是可以有效地去除耗氧量以及臭味物质，能够较好地控制生物稳定性指标，然而，臭氧-生物活性炭工艺也有缺点，例如：反应器的设计问题、生物安全性问题以及臭氧氧化副产物等。

2.2 臭氧-生物活性炭组合在我国城市水厂中的应用。近些年，臭氧-生物活性炭组合工艺在城市深度水厂中的应用较为广泛，并且对于饮用水水质的改善发挥了良好的作用。特别是在我国上海、广州、北京、昆明以及杭州等地都有普遍应用。

3 薄膜凈水技术及其在水厂中的应用

3.1 薄膜净水技术。所谓薄膜，简言之是一种在施与驱动力时能够通过其物理性质和化学性质分离物质的薄层。薄膜净水程序在城市水厂中的应用并不多，然而，在近些年，随着科学技术的不断提高，薄膜净水技术发展迅速。薄膜净水技术的优点是没有消毒剂和混凝剂残留、能够同时将多种污染物去除、不必加入化学制品就能够做到固液分离。其缺点是：①如果要针对某种特殊物质予以处理的话，则薄膜净水技术无法使用。②鉴于每种薄膜对于每种物质的去除效果不一，并且各地区的水质成分含量也不尽相同，倘若薄膜选择不准确，不但无法实现预期效果，反而加大成本。③在薄膜积垢后对其进行清洗时，薄膜会随着清洗次数的增加而降低效果，如果前处理效果不良好，就需要进行反冲洗，而薄膜反冲洗的效果有限。

3.2 薄膜净水技术在中国台湾高雄市拷潭净水厂中的应用。高雄市拷潭净水厂在原有基础上进行技术改造增设薄膜高级净水设备，成为当前世界上最大的双膜法净水厂。该水厂采用薄膜净水技术，易言之，采用低压逆渗透膜单元和超滤膜单元整合系统处理技术，对水中重金属离子、病毒、寄生孢子、胶体颗粒以及悬浮固体等对人体有害的化学物质进行深度过滤，并且节省了化学药剂量，降低了污泥产量。薄膜净水技术在该水厂中的运行表明，双膜法水质处理能够有效地提升水质，获得良好的工程效果。

参考文献：

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[2]付爱民.给水深度处理技术在城市水厂中的应用[A].全国给水排水技术信息网2009年年会论文集[C].2009.

深度处理工艺处理 篇12

UV254、总有机碳 (TOC) 等常用来作为了解DOM浓度的宏观指标, 但无法反映DOM的内在特征。近年来三维荧光光谱技术由于其高度灵敏性, 可对DOM荧光光谱的重叠对象进行识别和表征, 因而广泛应用于污染物识别、水体环境监测等领域[3,4]。通常认为荧光光谱中的不同荧光峰对应于特定分子结构的有机物, 近年来发现各类荧光峰之间相互重叠, 有些荧光基团的峰是双峰, 因此, 单纯利用峰位置进行有机物识别是不准确的[5], 这也给三维荧光光谱的应用带来了挑战。研究者往往采用化学计量学方法解析三维荧光数据, 包括平行因子 (PARAFAC) [6,7]、荧光体积积分 (FRI) [8,9]、交替三线性分解 (ATLD) [10]等, 从而深化了对DOM组成和结构的认识。

本文以长三角地区某典型自来水厂为研究对象, 考察饮用水预处理、常规处理、深度处理工艺对水中有机物的去除与变化特征。采用PARAFAC算法解析DOM三维荧光光谱, 对水处理过程中DOM的去除、变化进行评估, 从而对水处理工艺参数进行优化调节, 确保饮用水水质安全。

1 材料与方法

1.1 自来水厂工艺与水样采集

水样采集自长三角地区某典型自来水厂, 水源为太湖。为应对水源水质变化, 采用“预处理+常规处理+深度处理”的集成水处理工艺, 在取水口处增设水源厂预处理工艺, 采用原水预臭氧接触和曝气生物滤接触氧化池, 在水源厂出口投加粉末活性炭, 通过近20km输水管线将原水输送至水处理厂进行后续处理。在水处理厂增加深度处理工艺, 包括60万m3/d臭氧-生物活性炭滤池, 以及15万m3/d超滤膜工艺, 以确保供水水质安全。水处理工艺技术先进, 其中超滤膜系统的单系统处理能力为国内最大, 其水处理工艺流程见图1[11]。

从每个处理单元出水处采集水样, 采集时间为2013年6月。将水样采集后现场0.45μm醋酸纤维微孔滤膜过滤, 储存于玻璃瓶内, 带回实验室后4℃冰柜中保存。水样分析4日内完成。

1.2 三维荧光光谱采集

使用荧光分光光度计 (CaryEclipse, 美国安捷伦) 测量和采集水样的三维荧光光谱。参数设置:激发波长 (λex) 220~400nm, 增量5nm;发射波长 (λem) 280~500nm, 增量2nm;狭缝宽度5nm, PMT电压600V, 扫描速度1200nm/min, 在1cm石英荧光比色皿中测量。实验空白水为Milli-Q超纯水 (Millipore, 18.3Ω·cm) 。

1.3 荧光光谱解析算法

平行因子分析 (PARAFAC) 基于迭代拟合三线性模型, 是应用较为广泛的光谱解析方法[12]。根据Stdemon[13]提出的解析过程, 可实现对水溶液中混合组分荧光信息的提取和分离, 解析和可视化过程在MatLab 8.0和DOMFluor 2.0软件平台上完成。首先对荧光数据进行初步检查, 以去除其中的边缘点数据, 然后用不同组分数 (2-7个) 的PARAFAC模型对荧光数据进行拟合。为避免陷入局部最优解, 利用矩阵的奇异值分解 (SVD) 产生初始值。有效荧光组分数采用半劈裂分析 (Splithalf analysis) 、残差和负荷分析进行验证。PARAFAC组分的载荷得分, 即Fmax值, 即为当前组分的最大荧光强度。

1.4 分析项目及方法

NH3-N:纳氏试剂分光光度法;TP:钼酸铵分光光度法;电导率:DDS-307电导率仪;pH:pHS-3G酸度计;TOC:TOC-V CPH总有机碳分析仪。

1.5 统计分析

使用统计分析软件SPSS 18.0对指标数据进行统计分析。采用Pearson相关系数来考察指标之间的线性相关性。

2 结果与讨论

2.1 水处理过程中的常规指标变化

对水处理工艺不同点取样分析, 测得各取样点NH3-N、TP、TOC等水质指标见表1。

从表1可以看出, 太湖原水经过预处理、常规处理、深度处理等工序后, 出水水质良好, TOC为1.96 mg/L, NH3-N为0.02mg/L, TP为0.003mg/L。在预处理阶段TOC和氨氮的去除率分别为16.2%和16.7%, 说明臭氧和曝气生物滤池预氧化对有机物和氨氮均有一定的去除效果;而深度处理中的生物活性炭滤池对TOC和NH3-N的去除达到24.4%和33.3%, 主要原因在于生物活性炭表面长有生物膜, 通过生物降解作用对有机物和氨氮的去除作用明显。TP在预处理阶段没有降低, 说明预处理工艺对TP基本没有去除效果。当原水经过絮凝沉淀工艺后, TP由0.046mg/L降低到0.011mg/L, 去除率达到71.7%, 主要原因在于投加絮凝剂 (聚合氯化铁) 后, 絮凝剂与水中溶解态的磷酸盐混合、反应, 生成颗粒状、非溶解态的物质, 并黏附在絮体上, 经过沉淀而去除, 部分细小颗粒在砂滤池中进一步过滤截流。

UV254是指在波长254nm处的单位比色皿光程下的紫外吸光度, 通常用来表征含共轭双键或苯环的有机物, 已经成为衡量水中有机物指标的一项重要控制参数。不同处理单元出水的UV-vis谱图见图2。从图2可以看出, 随着水处理工艺的进行, 水体的UV-vis吸光度逐渐降低, UV254从原水的0.114cm降低到出水的0.056cm。

2.2 水处理过程中的荧光光谱变化特征

水处理过程中不同工艺单元水样的荧光光谱谱图见图3。根据研究者所普遍采用的Cobel分类标准[14], 从图3 (a) 可以看出, 太湖原水具有两个明显的类蛋白荧光峰:峰B (ex/em 280nm/320nm) 、峰T (ex/em 230nm/340nm) , 分别对应络氨酸类蛋白有机物、色氨酸类蛋白有机物。

此外, 太湖原水荧光光谱中在ex/em (240-360/400-500) 的广大区域内有一个较弱的荧光区域, 代表紫外和可见腐植酸类有机物。太湖原水具有明显的类蛋白有机物特征, 主要是生物分解过程中产生的酶或者生物残骸中含有的大量蛋白物质。通常认为类蛋白有机物主要和人类活动有密切的关系, 人类活动将大量有机物排入太湖, 使得太湖水体呈现明显的类蛋白有机物特征[15]。

比较太湖原水和中桥水厂进水的荧光谱图[图3 (a) 、图3 (d) ]可以发现, 水处理厂进水的荧光峰强度有所降低, 这说明经过臭氧预氧化、曝气生物接触预氧化, 及粉末活性炭在20km输水管线中的吸附作用, 水体中的有机物得到一定的去除。深度处理工艺是对饮用水质安全的进一步保障, 经过臭氧氧化后, 水体荧光强度明显降低[图3 (g) ], 腐植酸类荧光区域基本消失;而经过生物活性炭过滤后, 水体荧光信号基本消失[图3 (h) ], 说明臭氧、生物活性炭等深度处理工艺能够有效去除水体当中的有机物, 保障供水安全。

2.3 荧光光谱的PARAFAC解析

使用平行因子分析 (PARAFAC) 对水样三维荧光数据进行解析, 从相互重叠的荧光谱图中提取出3个有效的PARAFAC荧光组分, 荧光谱图见图4。半劈裂分析验证表明3个PARAFAC荧光组分能够充分的表达水体荧光光谱的结构和组成。所解析出来的三种荧光组分的峰型和前人文献中所解析出来的荧光组分相似, 见表2。根据荧光峰位置和前人研究成果, 识别出C1为络氨酸类蛋白物质, C2为腐植酸类物质, C3为色氨酸类蛋白物质。

nm

注:括号中的数值表示荧光峰为双峰。

荧光组分C1的峰为双峰, 第一峰的位置为230nm/340nm, 第二峰的位置为285 nm/340 nm。根据coble分类标准[14], 此荧光区域所代表的是络氨酸类蛋白物质。荧光组分C2具有较为广阔的荧光区域, 第一峰 (245nm/450 mm) 的位置和紫外腐植酸类物质 (峰A) 的荧光峰位置类似, 第二峰 (330nm/450nm) 和代表可见腐植酸类物质 (峰C) 的荧光峰类似[16]。C2所代表的腐植酸类物质在可见光区和紫外区均有吸收峰, 属于同一类物质。荧光组分C3的峰位置为275nm/325nm, 被鉴定为色氨酸类蛋白物质。通常认为, C1、C3属于蛋白质类有机物, 和人类活动以及微生物代谢有关, C2属于腐植酸类有机物, 主要来自于天然环境中植物分解等。

PARAFAC模型不仅能够解析出有效荧光组分, 同时所获得的载荷得分 (Fmax) 也是对当前组分荧光强度的表达。图5显示了PARAFAC荧光组分的荧光强度在水处理工艺单元中的变化, 各工艺单元对PARAFAC荧光组分的去除效率见表3。从图5和表3可以看出, 经过预处理、常规处理、深度处理工艺, C1、C2、C3等PARAFAC荧光组分能够充分的得到去除。经过生物活性炭工艺后, 三种组分荧光强度已经基本消失, 这和图3 (i) 的荧光谱图相对应。荧光组分C1和C3具有较大的荧光强度, 表明水体中色氨酸类、络氨酸类蛋白质物质是有机物的主要成分。太湖原水经过预氧化工艺 (臭氧预氧化、曝气生物预氧化) 能显著降低C1、C2、C3荧光组分的强度, 尤其臭氧化预氧化工艺对三类荧光组分有明显的去除, 对C1、C2、C3荧光组分的去除率分别为33.9%、28.9%和24.7%, 作为整个处理流程的第一个处理单元, 臭氧预氧化大大降低了后续处理工艺处理的负荷;深度处理阶段的臭氧将大分子有机物降解成小分子有机物, 提高了有机物的可生化性能, 后续的生物活性炭进一步将小分子有机物通过生物氧化作用去除, 其对C1、C2、C3荧光组分的去除率分别为28.4%、22.0%和35.4%, 生物活性炭工艺是水中有机物去除的主力, 是水质安全的重要保障。

%

注:去除率100%。

2.4 PARAFAC荧光组分和水质指标的相关性

三维荧光光谱可以进行在线测量, 能够实现对水处理工艺中水体水质的实时监控, 确定荧光组分和其他水质指标的相关性将进一步强化荧光光谱对水体水质表征的重要意义。TOC和PARAFAC荧光组分的相关性见图6。三种PARAFAC荧光组分均和TOC浓度有较好的相关关系, 其中PARAFAC组分C1、C3和TOC的Pearson相关系数r分别为0.965、0.962[见图6 (a) 、图6 (b) ], PARAFAC组分C2和TOC的Pearson相关系数r相对稍低为0.948[见图6 (c) ]。对三种PARAFAC荧光组分和TOC进行多重线性回归分析[见图6 (d) ], 回归结果预测的TOC和实际TOC的Pearson相关系数为0.978, 说明多重线性回归分析能更好地表述三个PARAFAC组分和TOC之间的关系, 并预测水中TOC的浓度及变化, Wu[17]和Guo[18]等对此有类似的结论。

3 结语

以长江下游典型自来水厂为研究对象, 基于总有机碳、UV254、三维荧光等指标, 考察饮用水预处理、常规处理、深度处理工艺对水中有机物的去除与变化特征。研究结果表明:

(1) 预处理工艺能够去除水体中的部分有机物和氨氮;常规处理工艺对总磷的去除达到71.7%。深度处理工艺, 包括臭氧氧化和生物活性炭, 是水中有机物去除的主力, 是水质安全的重要保障。

(2) 采用PARAFAC (平行因子分析) 算法解析出3个有效PARAFAC荧光组分, 包括络氨酸类蛋白 (C1) 、腐植酸类 (C2) 和色氨酸类蛋白 (C3) 。深度处理工艺中的生物活性炭对三类荧光组分有较高的去除率, 分别为28.4%、22.0%和35.4%。

(3) PARAFAC荧光组分与总有机碳具有较高的相关性, 能较好反映并预测水中有机物浓度。

(4) 基于多种指标参数基础上的有机物去除过程和特征分析, 有利于对水处理工艺参数进行优化调节, 确保饮用水质安全。

摘要：水体中溶解性有机物 (DOM) 是饮用水处理的重点控制对象和饮用水安全保障的关注焦点。以长三角地区某典型自来水厂为研究对象, 基于总有机碳、UV254、三维荧光等指标, 考察饮用水预处理、常规处理、深度处理工艺对水中有机物的去除与变化特征。结果表明, 预处理工艺和深度处理工艺能够去除水体中的有机物和氨氮;常规处理工艺对总磷的去除达到71.7%。采用PARAFAC (平行因子分析) 算法深入解析工艺流程中不同水样的荧光光谱, 解析出3个有效PARAFAC荧光组分, 包括络氨酸类蛋白物质 (C1) 、腐植酸类物质 (C2) 和色氨酸类蛋白物质 (C3) 。色氨酸、络氨酸类蛋白有机物是水中有机物的主要成分。其中预处理工艺中的臭氧预氧化对三类PARAFAC荧光组分的去除率分别为33.9%、28.9%和24.7%;深度处理工艺中的生物活性炭对三类荧光组分也有较高的去除率, 分别为28.4%、22.0%和35.4%。PARAFAC荧光组分与总有机碳具有较高的相关性, 能较好反映并预测水中有机物浓度。