冬季低温条件下城区河道水质净化处理现场工程试验研究

，，

(1.中水珠江规划勘测设计有限公司,广东广州510610；2.水利部珠江水利委员会水生态工程中心,广东广州510610；3.广州市市政工程设计研究总院,广东广州510062)

城区河道由于受城区汇水范围内地表径流面源污染汇入、截污不彻底导致的污水排放以及上游河道来水中挟带的污染物输入等影响，导致城区河道水质难以得到保障。河道水质的净化处理受到周边场地、处理规模以及处理设施的建设投资等因素影响，导致水处理设施难以实施，水质改善目标难以实现。特别是在冬季水体低温条件下，由于水质的物理化学特性与其他季节相比温度低、碱度低、水的黏度大[1]，导致水处理工艺中某些反应过程中的水解速率下降且与颗粒物的有效碰撞几率减少，河道水质的净化处理难度加大[2]。目前，混凝沉淀工艺已广泛应用于城镇自来水供水处理[3-4]，但在城区河道水质净化处理中实际工程应用较少。本试验针对冬季低温条件下水质难以保持的工况，结合河道现有排灌站设施进行处理工艺的设计，考察在该工况下强化混凝沉淀+活性炭过滤对河道水质的净化处理效果。

1 试验材料与方法

1.1 原水水质

工程试验地点位于杭州市拱墅区塘河排灌站，试验原水来自余杭塘河，试验期间为冬季。试验期间主要水质指标见表1。

表1 原水水质基本情况

1.2 工艺流程

现场工程试验地点位于杭州市拱墅区塘河排灌站，采用混凝沉淀+活性炭过滤处理工艺。利用塘河排灌站的取水泵站完成混凝剂的机械混合过程，混合时间约5～10 s，然后利用出水池完成絮凝剂的水力混合，絮凝时间约10 min，通过部分河段来完成沉淀反应过程，HRT为90 min，沉淀后出水由沉淀末端设置的活性碳生态坝进行过滤(图1)。

1.3 试验方法

现场工程试验采用混凝剂PAC、助凝剂PAM，投加量范围和梯度设置在预先的烧杯试验基础上确定。现场工程试验投加量:PAC为2～6 mg/L，PAM为0.03 mg/L。

1.4 分析方法

水质监测指标包括水温、浊度、透明度、CODMn、TP、残余铝等指标分析方法参照《水和废水监测分析方法》[5]。底泥颗粒粒径分布分析方法采用SL 42—2010《河流泥沙颗粒分析规程》[6]。丙烯酰胺单体检测参照《生活饮用水卫生规范》(中华人民共和国卫生部，2001)采用气相色谱法测定[7]。生物毒性采用Delta-tox生物毒性测试系统测定。

2 试验结果与分析

2.1 浊度的去除情况

图2为在不同PAC投加量情况下，经混凝沉淀处理后和过滤工艺处理后浊度的变化情况。

从图2可以看出，随着PAC投加量的增加，混凝沉淀处理后水的浊度逐渐降低，沉后水中浊度去除率为88%～92.8%。当投加量增加至4 mg/L时，沉淀后水的浊度基本稳定在10 NTU，此时继续增加投加量，浊度去除不再明显。沉淀后水在经过活性炭坝体过滤后，随着PAC投加量的增加，滤后水的浊度也呈现降低的趋势，滤后水浊度的去除率为90.4%～96.8%。当投加量增加至4 mg/L时，滤后水的浊度基本稳定在5 NTU，此时继续增加投加量，浊度去除不再明显。由于混凝剂和助凝剂能有效地使水体中的颗粒物在压缩双电层、吸附-电中和、吸附架桥以及絮体网捕作用下形成絮体沉淀下来，因此可以明显改善水体的浊度。沉淀后水经活性炭过滤能进一步有效过滤截留水体中胶体等物质。

2.2 水体透明度变化情况

水体中的透明度与水体中的悬浮颗粒物和胶体物质有关。混凝沉淀反应的发生能使水体中的悬浮物和胶体物质发生反应沉淀在河道底泥，同时剩余部分经活性炭进一步吸附，从而使水体的透明度进一步增加。从图3可以看出，随着PAC投加量的增加，沉淀后水体的透明度逐渐变大，最大值出现在投加量为6 mg/L时，此时水体透明度约1.07 m。沉淀后水在经过活性炭坝体过滤后，随着投加量的增加，滤后水的透明度也呈现增大的趋势。当投加量增加至 4 mg/L时，滤后水的透明度基本稳定在1.2 m，此时继续增加投加量，透明度变化并不明显。

2.3 水体中污染物的去除效果

混凝沉淀处理工艺对河道水体中污染物的去除主要由于其在水体中生成的氢氧化物对有机污染物以及胶体物质的絮凝吸附、电中和以及形成络合物的共沉降作用[8]。沉淀后水体中的微絮体以及残存的悬浮颗粒物等杂质进一步通过活性炭过滤，通过吸附降解去除水体中的污染物。

a) CODMn变化情况。图4为现场工程试验中混凝沉淀后和活性炭过滤后出水中的CODMn的变化情况。由图4可知，经混凝沉淀工艺处理后，不同投加量对水体中CODMn去除率为21.63%～32.76%，沉淀后水经活性炭过滤后出水CODMn去除率为26.34%～36.62%，活性炭过滤截留对水体中的CODMn有进一步吸附降解作用。

b) TP变化情况。图5为现场工程试验中混凝沉淀后和活性炭过滤后出水中TP的变化情况。由图5可知，经混凝沉淀工艺处理后，不同投加量对水体中TP去除率为77.05%～86.89%。沉淀后水经活性炭过滤后出水TP去除率为80.33%～90.16%。水体中磷在经过混凝沉淀和过滤后，大部分会被吸附在混凝形成的絮体和具有极大比表面积的活性炭表面。

2.4 滤后水生物毒性分析

a) 滤后水残余铝情况。铝盐混凝剂的使用其出水中残余铝含量有升高的风险，根据相关研究表明，原水中投加混凝剂引入的铝在经过水处理工艺后，出水中仍有部分残留。铝离子在进入人体并蓄积至一定量后也具有一定的毒性[9-11]。目前应用于饮用水处理中的铝盐混凝剂生产厂家需要具有卫生部门的饮用水涉水许可证，应用产品为饮用水级别的混凝剂。国家对饮用水中残余铝含量也有严格的控制标准，2006年发布的GB 5749—2006《生活饮用水卫生标准》中规定饮用水中残余铝浓度不大于0.2 mg/L。现场工程试验中，不同投加量工况下，混凝沉淀后出水中残余铝和滤后残余铝见图6。根据图6可知，随着PAC投加量的增加，沉淀后水和滤后水中的残余铝含量均有所增加。沉淀后出水中残余铝含量为0.16～0.18 mg/L，经过活性炭过滤后残余铝含量为0.04～0.07 mg/L，活性炭过滤有助于进一步降低出水中的残余铝含量。残余铝含量均满足GB 5749—2006《生活饮用水卫生标准》中规定的饮用水中残余铝浓度标准限值。

b) 滤后水丙烯酰胺单体变化。GB 3838—2002《地表水环境质量标准》中关于集中式生活饮用水地表水源地特定项目标准中规定了丙烯酰胺的限值0.000 5 mg/L。工程试验期间沉淀后水和滤后水中均未检出。

c) 滤后水生物毒性情况。采用Delta-tox毒性测试系统考察滤后水对水体中微生物活性的影响。Delta-tox毒性测试系统采用费希尔狐菌进行毒性检测，细菌在进行新陈代谢时会发出光，任何抑制该细菌正常代谢的物质，都会导致发光强度的减弱。样本毒性越强，发光细菌新陈代谢受到的的抑制作用越大，发光强度减弱越明显。试验结果以发光细菌发光强度抑制百分比表示：“-”表示光强减弱，即样本对发光细菌的生命活动有抑制作用，表明具有一定毒性，毒性随抑制百分比增加而增大；“+”表示光强增加，即样本对发光细菌的生命活动有促进作用，其促进作用随光增百分比增加而增大。由表2可知，滤后水对发光细菌生命活动的作用与混凝剂投加量有关系。在PAC投加量2～4 mg/L时，发光细菌的发光强度没有明显变化，当投加量继续增加时，发光细菌生命活动表现出受到抑制作用，表现为发光强度有所减弱。

表2 滤后水生物毒性

2.5 底泥颗粒变化情况

混凝沉淀反应时，混凝剂的水解伴随着电化学、凝聚、吸附和沉淀等作用，在与水体中悬浮物颗粒和胶体颗粒形成絮体后，经助凝剂的进一步聚合作用再沉淀在河道底部。在此过程中，河道底泥颗粒会有所变化，处理后底泥颗粒中值粒径与原来相比增大约16%。试验前后底泥颗粒粒径分布情况见图7。

水体中的有机、无机污染物通过吸附、沉淀、络合等化学或物理作用附着在以无机质为主的河道底泥颗粒表面。在泥沙颗粒表面有机污染物的主要存在形式是覆盖于其上的有机物薄层，各类污染物易于与比表面积较大的底泥颗粒结合，然后这些底泥颗粒再通过压缩、黏连等物理过程聚集于较大的底泥颗粒表面，最后沉积在河道形成底泥[12]。

3 结论

a) 在冬季低温条件下，采用强化混凝沉淀+活性碳过滤两段式组合处理工艺能有效改善河道水质，工程试验期间PAC最优投加量4.0 mg/L、PAM最优投加量0.03 mg/L。

b) 河道水质净化处理现场工程试验时，在控制混凝剂投加量的情况下，滤后水中未出现残余铝超标的情况，丙烯酰胺单体也低于检测限。生物毒性测试结果表明，当PAC投加量超过5 mg/L时，滤后水对水体中微生物生命活动表现出一定的抑制作用。

c) 水质净化处理后，河道沉积的底泥颗粒粒径有所变大，处理后底泥颗粒中值粒径与原来相比增大约16%，有助于悬浮物和胶体物质的吸附和沉降。