摘要:針對傳統(tǒng)無機(jī)鋁鹽絮凝劑在處理低溫低濁水時殘余鋁過高的問題,采用中試裝置,應(yīng)用復(fù) 合型生物絮凝劑(CBF)處理北方地區(qū)冬季低溫低濁水源水,考察了在不同混凝條件下處理后水中 殘余鋁濃度的變化。結(jié)果表明:復(fù)合型生物絮凝劑對水中殘余鋁有很好的效果,在與聚合氯化鋁 鐵復(fù)配進(jìn)行強(qiáng)化混凝的試驗(yàn)當(dāng)中,混凝效果提高36. 1%,總投藥量降低了15%,并且消除了聚合 氯化鋁鐵(PAFC)導(dǎo)致的殘余鋁升高的現(xiàn)象,出水殘余鋁濃度僅為0. 016 mg/L。綜合考慮處理效 果與投藥量,建議復(fù)合型微生物絮凝劑與聚合氯化鋁鐵的最佳復(fù)配比為2mg/L∶15mg/L。

關(guān)鍵詞:復(fù)合型生物絮凝劑;聚合氯化鋁鐵;殘余鋁;混凝

由于低濁水中粒子的濃度很低,在混凝過程 中粒子碰撞的幾率很有限[1],而且低溫導(dǎo)致混凝 反應(yīng)水解不徹底,混凝沉淀效果差。一些如膜過濾或離心法等工藝,雖然有效,但由于建設(shè)投資及 制水成本的增加,并且操作復(fù)雜,影響了其推廣和 應(yīng)用。目前,低濁水的混凝技術(shù)已經(jīng)日趨成熟,鋁 鹽作為傳統(tǒng)的常規(guī)絮凝劑被廣泛應(yīng)用[2]。

通常,一部分隨混凝藥劑進(jìn)入原水中的鋁在 處理過程中沒有被完全去除,作為殘余鋁留在了 水中。隨著近年來發(fā)現(xiàn)自然水體和水處理過程中 所引入的鋁可以引發(fā)老年癡呆癥等疾病,水中殘 余鋁的問題得到了越來越廣泛的重視[3-6]。

近年來,由微生物產(chǎn)生的生物高聚物作為一種 新型絮凝劑受到了廣泛研究。生物絮凝劑作為一 種綠色藥劑,其有效成份為醣蛋白、多糖、蛋白質(zhì)、 纖維素和DNA等等,具有安全有效的絮凝效果,可 以生物降解,并且對人和環(huán)境無毒無害。復(fù)合型生 物絮凝劑(CBF)[7]是一種高效、無毒、無二次污染 的綠色凈水劑,由F2和F6兩株從土壤中篩選分離 出的高效絮凝劑產(chǎn)生菌混合發(fā)酵生產(chǎn),其主要成分 為多聚糖(90.6% )和蛋白質(zhì)(9. 3% )[8]。F2和F6 經(jīng)鑒定分別為放射根瘤菌(Rhizobium radiobacter) 和球形芽孢桿菌(Bacillus sphaeicus)。

本研究目的為了探討CBF處理低濁水的效 能及對殘余鋁的去除,考察濁度和殘余鋁濃度,探 討最佳混凝條件,為實(shí)際應(yīng)用提供試驗(yàn)基礎(chǔ)。

1　試驗(yàn)材料與方法

1. 1　試驗(yàn)用水水質(zhì)

試驗(yàn)用水取自黑龍江省大慶市附近某水庫, 由于地處北方寒冷地區(qū),冬季冰凍期長達(dá)5個月。 原水經(jīng)取水泵加壓進(jìn)入建立在水廠試驗(yàn)室的中試 裝置中,原水水質(zhì)見表1,可以看出原水為典型的 低溫低濁水,并且原水中鋁濃度大大超過國家生 活飲用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的0. 2 mg/L。

1. 2　混凝劑的制備

高效絮凝劑產(chǎn)生菌由城市水資源與水環(huán)境國家重點(diǎn)試驗(yàn)室提供。發(fā)酵條件為:搖床140 r/min, 30℃,發(fā)酵時間24 h。發(fā)酵培養(yǎng)基為:葡萄糖 10 g/mL,K2HPO45 g/L,MgSO4·7H2O 0. 2 g/L,尿素0. 5 g/L,,H2PO42 g/L,NaCl 0. 1 g/L,酵母膏 0.5 g/L, pH值為7.5。擴(kuò)大培養(yǎng)所用的菌液為之前按所需發(fā)酵液量10%制備的種子培養(yǎng)液。聚合氯化鋁鐵絮凝劑的制備由固體聚合氯化鋁鐵 (PAFC)(工業(yè)級,山東)配制2. 5%聚合氯化鋁鐵 溶液,其他濃度藥劑均由稀釋此濃度藥劑獲得。

1. 3　靜態(tài)試驗(yàn)

應(yīng)用TA6程控六聯(lián)混凝試驗(yàn)攪拌儀,將源水 轉(zhuǎn)移至1 000 mL的混凝杯中,投加混凝劑,快速 (200 r/min)攪拌30 s,再慢速(60 r/min)攪拌 2 min,靜置20 min后抽取距離液面2 cm處上清液。

1. 4　中試試驗(yàn)

中試裝置搭建于自來水廠內(nèi)部試驗(yàn)室,模擬 該廠實(shí)際生產(chǎn)工藝,試驗(yàn)水量3 m3/h,混凝工藝 包括靜態(tài)混合器、豎格式網(wǎng)格反應(yīng)器和逆向流小 間距斜板沉淀池,豎格式網(wǎng)格反應(yīng)器反應(yīng)時間為 25 min,小間距斜板沉淀池斜板水平傾角60°,斜 板內(nèi)上升流速1. 2 mm/s,沉淀時間40 min,所有 數(shù)據(jù)在系統(tǒng)平穩(wěn)運(yùn)行4 h后采集。

2　結(jié)果與分析

2. 1　靜態(tài)試驗(yàn)

通過靜態(tài)試驗(yàn)可以初步確定混凝劑的效能及 投藥量的大致范圍。PAFC和CBF在靜態(tài)試驗(yàn)中 對濁度的去處效果如圖1所示。

在圖1中可以看出, PAFC對原水中的濁度 有著穩(wěn)定的去處效果,在投藥量大于5. 0mg/L之 后,濁度隨著藥量的增加而降低,但在投藥量增加 至15 mg/L之后,繼續(xù)增加投藥量對去除效果沒 有明顯增強(qiáng),最高去除率出現(xiàn)在投藥量為 18. 75 mg/L,濁度去除率達(dá)到71. 6%。CBF的最 佳投加量為7. 5 mg/L,濁度去除率為59. 0%。當(dāng) 投藥量超過8. 75 mg/L時,濁度則出現(xiàn)逐漸升高 的趨勢。PAFC和CBF對低溫低濁原水均有較好 的去除效果,PAFC對濁度的去除率高于CBF,但 達(dá)到最佳處理效果時, PAFC的投藥量 18. 75 mg/L大于CBF的最佳投藥量7. 5 mg/L。

兩種藥劑處理后水中殘余鋁的濃度如圖2所 示。在靜態(tài)試驗(yàn)中, PAFC對原水中鋁的去除效 果不理想,藥量的增加導(dǎo)致了水中殘余鋁的濃度 也隨之增加。在投加量為18. 75 mg/L時,殘余鋁 的濃度達(dá)到0. 402 mg/L。CBF對水中鋁的去除 效果明顯,處理后水中殘余鋁的變化與圖1中濁 度的變化趨勢相似,隨投藥量的增加而減小,當(dāng)投 藥量為10. 0 mg/L時,水中鋁的濃度由0. 460減 少為0. 176,去除率達(dá)61. 7%。

水中的鋁可分為溶解鋁和懸浮顆粒鋁兩種形 態(tài),其中溶解鋁包括鋁與天然有機(jī)物、氟化物、磷 酸鹽(脂)、硫酸鹽(脂)和OH-等形成的絡(luò)合物, 另一種以顆粒的形式夾雜在懸浮顆粒當(dāng)中。在本 試驗(yàn)當(dāng)中,隨濁度的降低,勢必有部分以顆粒形式 存在的鋁同時被去除,但在PAFC處理后水中殘 余鋁的濃度沒有下降反而上升,說明由于PAFC 的投加,向水中引入了溶解態(tài)的鋁。CBF未向水 中引入任何形式的鋁,同時對原水中的鋁具有明 顯的去除效果。

2. 2　中試試驗(yàn)

2. 2. 1　CBF與PAFC單獨(dú)投加混凝試驗(yàn)

在靜態(tài)試驗(yàn)的基礎(chǔ)上,中試試驗(yàn)PAFC和 CBF的最大投藥量確定為20 mg/L和10 mg/L。 圖3顯示了在不同混凝劑投加量下水中濁度的變 化規(guī)律。

從圖3中可以看出,中試試驗(yàn)中PAFC和 CBF投加量對濁度去除率的變化規(guī)律與靜態(tài)試 驗(yàn)結(jié)果相似,但混凝效果均有所提高,說明中試試 驗(yàn)的水力條件更利于礬花的形成及沉降。PAFC 對濁度的去除率高于CBF,但在達(dá)到相同處理效 果,投藥量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于CBF。PAFC在投藥量為 17. 5 mg/L時出水濁度為0. 83 NTU。CBF在投加 量為5. 0 mg/L時出水濁度為1. 27 NTU,處理效 果優(yōu)于靜態(tài)試驗(yàn)的同時,投藥量減小了33. 3%。

圖4顯示了中試試驗(yàn)中兩種混凝劑處理出水 的殘余鋁濃度變化?？梢钥闯?中試試驗(yàn)中 PAFC處理出水的殘余鋁濃度變化趨勢與靜態(tài)試 驗(yàn)不同,隨著投藥量的增加,水中殘余鋁的濃度先 減后加,并在PAFC投量較高的情況下明顯升高。 說明在靜態(tài)試驗(yàn)中,藥劑的傾倒式投加方式及快 速攪拌的水力條件,均不能滿足PAFC瞬間與原 水混合的水解條件,導(dǎo)致混凝劑利用率低下,并使 水中殘余鋁的濃度上升。在中試試驗(yàn)中, PAFC 在較低投加量時,濁度隨投藥量的增加而降低,混 凝劑能夠得到有效利用,對水中殘余鋁顯示出一 定的去除。當(dāng)投藥量大于12. 5mg/L時,混凝劑 有效利用率逐漸降低,這時則以混凝劑殘留在水 中的殘余鋁增加趨勢為主,導(dǎo)致殘余鋁濃度的升高。PAFC在較大投藥量時對濁度的去除率最 高,但同時導(dǎo)致了處理后水中殘余鋁濃度的升高。

中試試驗(yàn)中CBF對水中鋁的去處明顯優(yōu)于 靜態(tài)試驗(yàn)。由于復(fù)合型生物絮凝劑的主要有效成 份為多聚糖和蛋白質(zhì),不存在增加水中殘余鋁濃 度的可能性,投藥量為7. 0 mg/L時,出水中殘余 鋁的濃度僅為0. 041 mg/L,明顯優(yōu)于PAFC對殘 余鋁的去除效果。由于兩種絮凝劑在單獨(dú)使用的 情況下,PAFC雖可以有效的去處低濁原水的濁 度,但增加了水中殘余鋁的濃度, CBF在較低投 加量下即表現(xiàn)出對濁度的有效去除,但最高去除 率低于PAFC。因此,考慮將PAFC與CBF復(fù)配 進(jìn)行強(qiáng)化混凝試驗(yàn)。

2. 2. 2　復(fù)合型生物絮凝劑與聚合氯化鋁鐵復(fù)配 強(qiáng)化混凝試驗(yàn)

在混凝過程中,無機(jī)鹽與聚合電解質(zhì)復(fù)配使 用可以起到助凝劑的作用。馬放等人在應(yīng)用CBF 處理高濁高藻水的試驗(yàn)中添加陽離子,得到了很 好的效果[9]。在本試驗(yàn)中采用復(fù)配CBF和PAFC 的方法對低濁水源水進(jìn)行混凝處理。為了確定兩 種混凝劑的最佳復(fù)配比,將CBF與PAFC按不同 投加量進(jìn)行復(fù)配,考察濁度與處理后出水殘余鋁 濃度的變化,試驗(yàn)結(jié)果見圖5、圖6。

從圖5、圖6可以看出,將兩種藥劑復(fù)配使 用,對濁度的去除效果明顯提高,并且在達(dá)到相同 處理效果時,復(fù)配使用CBF與PAFC的總投藥 量,低于兩種藥劑在單獨(dú)使用時的投加量。在 CBF與PAFC的投藥量分別為3mg/L和20mg/L 時,濁度為0. 364NTU,去除率達(dá)到80. 2%。殘余 鋁的去除效果在復(fù)配使用兩種藥劑的試驗(yàn)中也得 到明顯加強(qiáng),并且,由于CBF的存在,遏制了由 PAFC引入水中的鋁而導(dǎo)致的殘余鋁濃度升高的 現(xiàn)象,在CBF與PAFC的投藥量分別為4mg/L和 10 mg/L時,殘余鋁的濃度僅為0. 016 mg/L。綜 合考慮處理效果與經(jīng)濟(jì)因素,確定最佳復(fù)配比為 CBF:PAFC=2 mg/L∶15 mg/L,混凝后出水濁度 0. 43 NTU,殘余鋁濃度0. 033 mg/L。

很明顯CBF與PAFC的復(fù)配使用強(qiáng)化了絮 凝效果。生物絮凝劑表面Zeta電位受pH變化影 響,當(dāng)水中pH值為6至8時,生物絮凝劑表面程 負(fù)電性。在這種條件下,混凝作用機(jī)理主要為架 橋。PAFC在水中所提供的陽離子同時減小了生 物高聚物和懸浮顆粒表面的負(fù)電荷,促進(jìn)了生物 高聚物在對水中懸浮顆粒的吸附能力[10, 11]。其 促進(jìn)混凝的原因?yàn)閴褐撇⒎€(wěn)定功能團(tuán)的負(fù)電性和 在粒子間形成橋架結(jié)構(gòu)。將CBF與PAFC進(jìn)行 復(fù)配使用,其水解產(chǎn)物在水中形成了非常高效的 空間結(jié)構(gòu)。

3　結(jié)束語

CBF有效地去除了低溫低濁水源水中的鋁, 在與PAFC復(fù)配使用時,消除了PAFC引入原水 中的鋁,降低混凝后出水中殘余鋁的濃度,并降低 了總的混凝劑投藥量。

中試試驗(yàn)中單獨(dú)使用CBF,投藥量為7.0 mg L時,出水濁度為1. 20 NTU,殘余鋁濃度為 0.041mg/L,去除率達(dá)到94.8%。

將CBF與PAFC復(fù)配進(jìn)行強(qiáng)化混凝,混凝效果得到明顯提高,出水殘余鋁濃度僅為0.016mg/L。混凝過程中兩種藥劑的水解產(chǎn)物形成了高效的空間結(jié)構(gòu),主要混凝機(jī)理為吸附架橋和卷掃網(wǎng)捕。根據(jù)試驗(yàn)結(jié)果,建議最佳復(fù)配投加量為CBF: 2mg/L 與PAFC:15mg/L。

參考文獻(xiàn):略

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