劉芳蕾,張 冬,呂錫武*(.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 0096；.南京市自來水總公司,江蘇 南京 000)

臭氧生物活性炭工藝運(yùn)行中產(chǎn)生溴酸鹽的可能性分析

劉芳蕾1,張 冬2,呂錫武1*(1.東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院,江蘇 南京 210096；2.南京市自來水總公司,江蘇 南京 210002)

為合理評(píng)估應(yīng)用臭氧生物活性炭工藝中溴酸鹽的生成情況,提出既能保證出水水質(zhì)又能降低溴酸鹽超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)的方案.進(jìn)行了小試與中試試驗(yàn),系統(tǒng)地從原水水質(zhì)和工藝參數(shù)兩個(gè)方面入手,研究水質(zhì)因素、初始溴離子濃度和臭氧氧化條件等對(duì)溴酸鹽生成的影響,同時(shí)分析生物活性炭對(duì)溴酸鹽的去除能力.結(jié)果表明:高初始溴離子濃度水平和臭氧接觸程度(Ct值)促使更多BrOx-生成.在相同Ct值條件下,升高臭氧投加濃度可使溴酸鹽生成量增高200%左右.以長(zhǎng)江南京段江心洲夾江下游原水進(jìn)行臭氧生物活性炭深度處理不會(huì)產(chǎn)生溴酸鹽超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn).生物活性炭(BAC)對(duì)于溴酸鹽去除效果并不明顯.運(yùn)用臭氧生物活性炭工藝進(jìn)行深度處理時(shí),工藝中應(yīng)著重注意控制溴酸鹽在臭氧化過程中的生成而非依靠后續(xù)生物活性炭將其去除.

臭氧；生物活性炭(BAC)；溴酸鹽；臭氧投加量

目前,隨著公眾對(duì)飲用水水質(zhì)要求的提高,以去除水中微污染有機(jī)物為目標(biāo)的飲用水深度凈化技術(shù),得到了深入研究和廣泛應(yīng)用.其中臭氧生物活性炭工藝既能去除水中的有機(jī)物、氨氮、無機(jī)還原性物質(zhì)、色度、渾濁度,又能有效降低出水致突變活性,而受到廣泛關(guān)注.然而,應(yīng)用臭氧生物活性炭工藝處理含溴(Br-)原水時(shí)會(huì)產(chǎn)生溴酸鹽(BrOa-).溴酸鹽生成機(jī)理可以分為臭氧分子氧化反應(yīng)和羥基自由基氧化反應(yīng)兩類反應(yīng)[1]及以下三個(gè)途徑[2]:直接氧化途徑(Br-→OBr-/ HOBr→BrO2-→BrO3

-)、直接-間接氧化途徑(Br-→OBr-/HOBr→BrO?→BrO2-→BrO3

-)和間接-直接氧化途徑(Br-→Br?→BrO?→BrO2-→BrO3-).

溴酸鹽被國際癌癥研究機(jī)構(gòu)定為2B級(jí)潛在致癌物,動(dòng)物試驗(yàn)確認(rèn)其有致癌性,微生物試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)其具有致突變性,并可能具有 DNA和染色體水平遺傳毒性.美國環(huán)保局(USEPA)規(guī)定飲用水中溴酸鹽的最高允許濃度為10μg/L,我國《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》[3]中溴酸鹽限值為 10μg/L.研究表明[4],在臭氧化過程中,大約 20%的 Br-轉(zhuǎn)化為BrOa-.原水Br-濃度大于35μg/L時(shí),應(yīng)用臭氧生物活性炭工藝 BrOa-存在超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn).而在我國很多城市水源水中Br-濃度大于50μg/L[5],黃河水中Br-濃度高達(dá) 200μg/L[6].因此,臭氧生物活性炭工藝運(yùn)行前,進(jìn)行BrOa-生成風(fēng)險(xiǎn)的評(píng)估顯得尤為重要.

BrOa-酸鹽一旦形成,通常需要外加紫外線或者投加還原性離子的方法將其去除[7-8],這將極大提高制水成本.可見,控制溴酸鹽應(yīng)結(jié)合原水水質(zhì)和工藝兩個(gè)方面分析評(píng)估BrOa-生成的可能性,在深度處理的同時(shí)合理調(diào)整工藝參數(shù),及時(shí)采取相應(yīng)措施保證出水水質(zhì)并削減溴酸鹽的生成.

1 實(shí)驗(yàn)

1.1 主要儀器與試劑

主要儀器:戴安離子色譜儀 ICS-2100、SX620pH計(jì)、HACH渾濁度儀、HACH紫外可見光分光光度儀.

實(shí)驗(yàn)試劑:氯化銨(NH4Cl)、氫氧化鈉(NaOH)、水楊酸(C6H4(OH)COOH)、酒石酸鉀鈉(C4O6H4KNa)、次氯酸鈉(NaClO)、亞硝基鐵氰化鈉(Na2Fe(CN)5·NO·2H2O)、高錳酸鉀(KMnO4)、硫酸(H2SO4)、草酸鈉(Na2C2O4)、碘化鉀(KI)、硫代硫酸鈉(Na2S2O3)、淀粉、靛藍(lán)二磺酸鈉(C16H8N2Na2O8S2)、磷酸((H3PO4).

1.2 實(shí)驗(yàn)裝置

小試裝置(圖1)內(nèi)徑300mm,高400mm,總?cè)莘e28.26L.小試實(shí)驗(yàn)采用間歇進(jìn)水方式,頂部設(shè)活動(dòng)頂蓋,預(yù)裝硅膠進(jìn)氣管、出氣管,底部設(shè)曝氣裝置.進(jìn)氣管經(jīng)流量計(jì)接臭氧發(fā)生器,出氣管接裝有高濃度碘化鉀的尾氣收集瓶,防止臭氧泄漏.側(cè)壁設(shè)置兩個(gè)采樣口供實(shí)驗(yàn)時(shí)采樣.

圖1 小試裝置示意Fig.1 Schematic diagram of batch reactor

中試裝置的凈水生產(chǎn)能力為 Q=1m3/h,最大產(chǎn)水能力為1.5m3/h.主要由預(yù)臭氧接觸柱、機(jī)械絮凝池、斜板沉淀池、砂濾池、后臭氧接觸柱、生物強(qiáng)化濾池和生物活性炭濾池組成.該裝置可以采用單獨(dú)投加預(yù)臭氧、單獨(dú)投加后臭氧以及聯(lián)合投加預(yù)臭氧后臭氧的方式運(yùn)行[9].

1.3 實(shí)驗(yàn)方法

1.3.1 預(yù)臭氧工藝 BrO3-生成規(guī)律 以南京長(zhǎng)江段原水做小試實(shí)驗(yàn),改變初始 Br-濃度和反應(yīng)過程中臭氧氧化條件,分析初始 Br-濃度和臭氧氧化條件對(duì)預(yù)臭氧環(huán)節(jié)生成 BrO3-的影響.進(jìn)行中試試驗(yàn),改變 Br-濃度和預(yù)臭氧投加量,結(jié)合UV254、COD等常規(guī)水質(zhì)指標(biāo)的變化情況,評(píng)估長(zhǎng)江原水進(jìn)行預(yù)臭氧生成溴酸鹽的可能性.

1.3.2 后臭氧工藝 BrO3-生成規(guī)律研究 以中試裝置砂濾出水做小試實(shí)驗(yàn),改變初始 Br-濃度和反應(yīng)過程中臭氧氧化條件,分析初始 Br-濃度和臭氧氧化條件對(duì)后臭氧環(huán)節(jié)生成BrO3-的影響.進(jìn)行中試試驗(yàn),改變 Br-濃度和后臭氧投加量,結(jié)合UV254、COD等常規(guī)指標(biāo)的變化情況,評(píng)估后臭氧過程溴酸鹽超標(biāo)的風(fēng)險(xiǎn).

1.3.3 活性炭濾柱對(duì)溴酸鹽的去除效果 分別取新鮮活性炭和掛膜成功的生物活性炭進(jìn)行溴酸鹽靜態(tài)吸附實(shí)驗(yàn),說明活性炭濾柱對(duì)生成溴酸鹽的去除效果.

2 結(jié)果與討論

2.1 氧化過程參數(shù)

本文主要采用溶液剩余臭氧濃度 C間接表示臭氧投加濃度(即單位時(shí)間min單位流量L投加的臭氧量 mg).首先,反應(yīng)器結(jié)構(gòu)和曝氣頭類型會(huì)影響反應(yīng)器的曝氣效果,相同臭氧投加濃度下不同反應(yīng)器之間氧化效果不盡相同.采用溶液剩余臭氧濃度 C可以避免由反應(yīng)器不同造成的差異.其次,經(jīng)過多次實(shí)驗(yàn)證明,溶液剩余臭氧濃度C與臭氧投加濃度之間有很好的相關(guān)性.采用溶液剩余臭氧濃度 C可以在規(guī)避反應(yīng)器差異的同時(shí)反映出臭氧投加濃度變化,使實(shí)驗(yàn)結(jié)果更加具有普遍性和一般適用性.

小試實(shí)驗(yàn)過程中,以Ct值代替反應(yīng)時(shí)間t來表示反應(yīng)的進(jìn)行.例如,恒定臭氧投加濃度ρ為0.4[mg/(L·min)],以反應(yīng)時(shí)間 t為橫坐標(biāo),溶液剩余臭氧濃度 C為縱坐標(biāo)做圖,進(jìn)行曲線擬合并積分,如圖2所示,圖中陰影部分面積即為反應(yīng)時(shí)間t為15min時(shí)的Ct [(mg·min)/L]值.Ct值表征單位體積液體與臭氧的接觸程度.與反應(yīng)時(shí)間t相比,Ct值既能表示時(shí)間的變化也能表示臭氧投加量的多少,能更好地反應(yīng)溶液與臭氧的接觸情況.相同反應(yīng)器氧化過程中臭氧投加濃度恒定時(shí),Ct值變化僅與時(shí)間t相關(guān).Legube等的研究也表明Ct值作為一個(gè)重要的因素對(duì)BrO3-的生成有較大影響[1,10].

圖2 溶液剩余臭氧濃度變化曲線Fig.2 Variation of residual concentrations of dissolved ozone in water

2.2 預(yù)臭氧工藝溴酸鹽生成規(guī)律研究

原水取水口位于長(zhǎng)江南京段江心洲夾江下游,原水水質(zhì)特征見表 1,經(jīng)測(cè)定 Br-濃度為 10～25μg/L,總體上冬高夏低.為保證實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)的全面性,實(shí)驗(yàn)過程中投加 NaBr,控制 Br-濃度在 10～150μg/L之間.

表1 長(zhǎng)江原水水質(zhì)Table 1 Raw water quality indexes of the Yangtze River

2.2.1 初始 Br-濃度對(duì)溴酸生成的影響 向原水中投加溴化鈉,調(diào)節(jié) Br-濃度成梯度,保持臭氧投加濃度ρ為 1.0[mg/(L·min)].結(jié)果如圖 3所示,相同的臭氧氧化條件(相同Ct值)下,反應(yīng)生成的BrO3

-濃度與初始 Br-濃度正相關(guān).用反應(yīng)平衡時(shí)BrO3

-濃度求出Br-最終轉(zhuǎn)化率,并以反應(yīng)初始Br-濃度為橫坐標(biāo)作圖4.可以看出,隨著初始Br-濃度的增高, Br-最終轉(zhuǎn)化率也逐漸增高.

圖3 原水中溴酸鹽濃度隨Ct值變化曲線Fig.3 Bromate concentration versus Ct during ozonation of natural Yangtze River water 56μg/L 47μg/L 31μg/L 13μg/L

2.2.2 氧化條件對(duì)溴酸鹽生成的影響 對(duì)含溴原水進(jìn)行臭氧化,隨著氧化反應(yīng)的進(jìn)行, Br-逐漸轉(zhuǎn)化為BrO3-,BrO3

-不斷積累, Br-隨之減少.氧化進(jìn)行一段時(shí)間后,反應(yīng)達(dá)到平衡, Br-轉(zhuǎn)化率不再升高.將圖3中BrO3-含量CBrO3對(duì)Ct值進(jìn)行微分運(yùn)算,得出BrO3-對(duì) Ct值的生成速率εBrO3,以εBrO3為縱坐標(biāo),Ct值為橫坐標(biāo)作圖,得圖5.

圖4 溴離子最終轉(zhuǎn)化率變化曲線Fig.4 Final conversion rate of bromide versus Ct during ozonation

圖5 生成速率隨Ct值變化曲線Fig.5 Bromate formation rate versus Ct during ozonation

由圖5可見,在臭氧氧化過程中BrO3-生成速率首先隨著氧化的進(jìn)行而升高,達(dá)到一個(gè)最大值后生成速率逐漸降低.同時(shí), BrO3-生成速率的最大值與初始Br-濃度成正比.當(dāng)Ct<10[(mg?min)/L]時(shí),BrO3-生成速率 CBrO3較高且隨反應(yīng)進(jìn)行逐漸升高;Ct>10[(mg?min)/L]時(shí),BrO3-生成速率 CBrO3逐漸降低;Ct=40[(mg?min)/L]之后, BrO3-生成速率已很小可認(rèn)為反應(yīng)結(jié)束.

(1) 反應(yīng)初期,溶液剩余O3濃度較低,水中雜質(zhì)的競(jìng)爭(zhēng)也使所投加O3不能全部用于氧化Br-.氧化開始階段,O3濃度成為反應(yīng)的限制因素,隨著反應(yīng)進(jìn)行,雜質(zhì)逐漸減少,溶液剩余 O3濃度升高, BrO3

-生成速率升高.溶液剩余臭氧濃度C直接影響B(tài)rO3

-生成三種途徑中的臭氧分子氧化反應(yīng)過程速率.

(2) 氧化進(jìn)行一段時(shí)間后(Ct>10),溶液中Br-逐漸減少,此時(shí) Br-濃度成為反應(yīng)限制因素,隨著Br-不斷消耗, BrO3-生成速率隨之降低直至反應(yīng)結(jié)束.溶液初始 Br-濃度直接影響酸鹽生成速率的最大值.

2.2.3 中試實(shí)驗(yàn)結(jié)合常規(guī)指標(biāo)分析預(yù)臭氧工序產(chǎn)生BrO3

-的可能性 進(jìn)行中試實(shí)驗(yàn),投加預(yù)O3,實(shí)驗(yàn)得出預(yù)臭氧最佳投加量為 0.8mg/L,溶液剩余臭氧濃度為 0.1mg/L,工藝 COD去除率為79.31%、UV254去除率為93.94%、渾濁度去除率為 99%.調(diào)節(jié)進(jìn)水初始 Br-濃度和臭氧投加量,分析預(yù)臭氧工序產(chǎn)生BrO3-的可能性.

由表2可見,當(dāng)Br-濃度為125μg/L、臭氧投加量為1.8mg/L、溶液剩余臭氧濃度C為0.4mg/L時(shí),生成BrO3

-濃度達(dá)到10.1μg/L超過標(biāo)準(zhǔn)要求.實(shí)驗(yàn)取水口位于長(zhǎng)江南京段江心洲夾江下游,原水水質(zhì)情況較好, Br-最高濃度為 25μg/L,最佳預(yù)臭氧投加量為 0.8mg/L時(shí),溶液剩余臭氧濃度 C為0.1mg/L,進(jìn)行預(yù)O3產(chǎn)生BrO3-的可能性很小.但在Br-濃度高于100μg/L的地區(qū),將要注意結(jié)合工藝參數(shù)檢測(cè)BrO3-的生成情況.

表2 預(yù)臭氧中試實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)匯總Table 2 Bromat formation in pre-ozone pilot experiments

2.3 后臭氧工藝溴酸鹽生成規(guī)律研究

取中試砂濾出水進(jìn)行實(shí)驗(yàn),砂濾出水水質(zhì)指標(biāo)見表3.

表3 砂濾出水水質(zhì)Table 3 Water quality indexes of sand filter effluent

2.3.1 初始Br-濃度對(duì)BrO3-生成的影響 向砂濾出水中投加溴化鈉,調(diào)節(jié) Br-濃度成梯度,保持O3投加濃度ρ為1.0[mg/(L·min)].如圖6所示,相同臭氧氧化條件(相同Ct值)下,反應(yīng)產(chǎn)生的溴酸鹽濃度與初始Br-濃度正相關(guān).同一初始Br-濃度下,反應(yīng)產(chǎn)生的 BrO3-濃度隨著氧化的進(jìn)行而逐漸增大.

圖6 BrO3-濃度隨Ct值變化曲線Fig.6 Bromate concentration versus Ct during ozonation in sand filter effluent 145μg/L 75μg/L 43μg/L 31μg/L 13μg/L

2.3.2 氧化條件對(duì)溴酸鹽生成的影響 預(yù)臭氧實(shí)驗(yàn)中原水雜質(zhì)較多,經(jīng)臭氧氧化后溶液剩余臭氧濃度保持在較低水平,不同臭氧投加量下溶液剩余臭氧濃度差異不大.進(jìn)行后臭氧實(shí)驗(yàn)時(shí)發(fā)現(xiàn),經(jīng)過常規(guī)處理工藝后,水中雜質(zhì)一定程度地被去除,臭氧消耗降低,溶液剩余臭氧濃度可以達(dá)到較高的水平,且隨臭氧投加量的變化而變化.研究后臭氧過程溴酸鹽生成規(guī)律時(shí),臭氧投加濃度也作為實(shí)驗(yàn)重要影響因素.

配制初始Br-濃度為60μg/L,選擇3個(gè)臭氧投加濃度水平(以下簡(jiǎn)稱水平)進(jìn)行實(shí)驗(yàn),水平1:ρ=0.16mg/(L·min)、水平2:ρ=0.75mg/(L·min)、水平 3:ρ=0.85mg/(L·min).如圖 7所示,相同的初始Br-濃度和Ct值下,高濃度臭氧投加量對(duì)應(yīng)較高的溴離子轉(zhuǎn)化率和溴酸鹽生成量.水平 3中溴酸鹽生成量比水平1中的增加200%左右.即增加臭氧投加量、減少反應(yīng)時(shí)間t,保持Ct值不變可以使 BrO3-生成速率加快.同理,采用減少臭氧投加量、延長(zhǎng)反應(yīng)時(shí)間的方法,可在保證出水水質(zhì)的前提下有效控制 BrO3-的生成,多點(diǎn)投加臭氧法以此理論為一重要基礎(chǔ).

圖7 BrO3-濃度、Br-轉(zhuǎn)化率隨Ct值變化曲線Fig.7 Bromate concentration and bromide conversion rate versus Ct during ozonation

2.3.3 中試實(shí)驗(yàn)結(jié)合常規(guī)指標(biāo)分析后臭氧工序產(chǎn)生溴酸鹽的可能性 進(jìn)行中試實(shí)驗(yàn),投加后臭氧,實(shí)驗(yàn)得出后臭氧最佳投加量為1.75mg/L,溶液剩余臭氧濃度為0.7mg/L,此時(shí)工藝對(duì)COD去除率為77.48%、UV254去除率為89.19%、渾濁度去除率為 99%.該法處理長(zhǎng)江原水不會(huì)產(chǎn)生BrO3-,逐步提高臭氧投加量至2.0mg/L(溶液剩余臭氧濃度0.8mg/L)時(shí),有溴酸鹽檢出,檢出后臭氧出水BrO3-濃度為 0.9μg/L,培養(yǎng)一年的活性炭濾柱出水 BrO3-濃度為 0.9μg/L,半年活性炭濾柱BrO3-未檢出.調(diào)節(jié)后臭氧進(jìn)水初始 Br-濃度和臭氧投加量,分析后臭氧工序產(chǎn)生溴酸鹽的可能性.實(shí)驗(yàn)結(jié)果見表4,當(dāng)Br-濃度為90μg/L、臭氧投加量為3.0mg/L、溶液剩余臭氧濃度C為1.3mg/L時(shí), BrO3-濃度達(dá)到10μg/L.在該取水點(diǎn)進(jìn)行后臭氧BrO3-超標(biāo)可能性不大,但要注意結(jié)合原水Br-濃度情況調(diào)整工藝中后臭氧投加量.

表4 后臭氧中試實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)匯總*Table 4 Bromate formation in ozone pilot experiment

2.3.4 不同水質(zhì)對(duì) BrO3-生成的影響 原水中顆粒物、懸浮物和有機(jī)物含量較多,砂濾出水經(jīng)過混凝、沉淀和過濾等常規(guī)處理工藝部分雜質(zhì)得到去除[11].因水中雜質(zhì)對(duì)臭氧的消耗,在相同的初始 Br-濃度和臭氧投加量下,后臭氧的出水剩余臭氧濃度C明顯高于預(yù)臭氧.后臭氧工序溴酸鹽超標(biāo)的風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較高,實(shí)際工程應(yīng)用中應(yīng)更加關(guān)注后臭氧工序中是否有溴酸鹽的生成.

2.4 活性炭濾柱對(duì)溴酸鹽的去除效果研究

活性炭濾柱對(duì)于 BrO3-的去除主要有:物理吸附作用、化學(xué)吸附作用(化學(xué)反應(yīng))、微生物作用三種方式.根據(jù)Siddiqui等[12]的研究,對(duì)于新鮮的活性炭濾柱GAC來說,去除的BrO3-中有大約50%因?yàn)槲锢砦阶饔?25%被還原成Br-,其余的溴酸根則變成了次溴酸(HOBr)或次BrO3-(OBr-)等中間產(chǎn)物,其生物作用可以忽略.當(dāng)活性炭濾柱運(yùn)行一段時(shí)間掛膜成功后,物理吸附作用大幅度下降,化學(xué)還原作用近似結(jié)束,這時(shí)膜中微生物對(duì)BrO3-有一定的去除作用.微生物對(duì)于 BrO3-的去除主要有兩種方式:有足夠硝酸根或氯酸根時(shí)的共代謝作用和有足夠電子供體時(shí)的單獨(dú)代謝作用[13-14].有文獻(xiàn)指出,微生物對(duì) BrO3-的去除能力可達(dá)到 9.16μg/(L?h)[15].然而,即使微生物有一定去除 BrO3-的能力,成熟的生物活性炭 BAC對(duì)BrO3-的去除能力遠(yuǎn)小于新鮮的活性炭GAC.

文章從整個(gè)臭氧生物活性炭工藝入手,分析可能生成和去除BrO3-的各個(gè)環(huán)節(jié),對(duì)BrO3-具體去除機(jī)理文中不再過多分析,著重從 GAC與BAC對(duì)BrO3-去除能力的對(duì)比入手.配制高濃度BrO3-溶液,分別取新鮮活性炭 GAC和生物活性炭BAC 2.5、5、10、15g/L,恒溫震蕩24h待反應(yīng)完全進(jìn)行,測(cè)得反應(yīng)結(jié)束時(shí)溶液平衡濃度.

由圖 8可見,GAC對(duì)溴酸鹽去除效果明顯,而BAC只能少量去除溶液中溴酸鹽,數(shù)值上來看GAC對(duì)于溴酸鹽的去除能力是BAC的百倍以上.將GAC曲線外推與Y軸交于一點(diǎn),可近似認(rèn)為圖中H為化學(xué)反應(yīng)造成的溴酸鹽的減少,實(shí)驗(yàn)結(jié)果與Siddiqui等[12]研究基本相近.

圖8 BAC、GAC對(duì)BrO3-的去除曲線Fig.8 Bromate removal in BAC and GAC

臭氧生物活性炭工藝中,若投加臭氧環(huán)節(jié)生成了溴酸鹽, BAC濾柱對(duì)其去除能力十分有限.故實(shí)際應(yīng)用中,應(yīng)通過工藝調(diào)整減少臭氧工序中BrO3-的生成而非依靠活性炭濾柱將其去除.

3 結(jié)論

3.1 初始 Br-濃度和臭氧接觸程度都明顯影響著BrO3-的生成,高初始Br-濃度水平和臭氧接觸程度(Ct值)促使更多 BrO3-生成.Ct<10[(mg× min)/L]時(shí),BrO3-生成速率較高且隨反應(yīng)進(jìn)行逐漸升高;Ct>10[(mg?min)/L]時(shí),BrO3-生成速率逐漸降低;Ct=40[(mg?min)/L]之后,BrO3-生成速率已很小可認(rèn)為反應(yīng)結(jié)束.

3.2 相同的臭氧接觸水平(Ct值)下,減少臭氧投加濃度ρ[mg/(L·min)]、延長(zhǎng)反應(yīng)時(shí)間t有利于減少BrO3-的生成.保持相同的Ct值,臭氧投加濃度由0.16mg/(L·min)升高至0.85mg/(L·min),溴酸鹽生成量可升高 200%.高溴區(qū)域可以采用多點(diǎn)投加臭氧法減小BrO3-超標(biāo)的風(fēng)險(xiǎn).

3.3 原水水質(zhì)差異影響反應(yīng)氧化結(jié)果,預(yù)臭氧接觸柱內(nèi)為天然水體,水中雜質(zhì)較多;后臭氧接觸柱內(nèi)為經(jīng)過處理的砂濾出水,水中雜質(zhì)較少.相同的臭氧投加量下,后臭氧工序中溶液剩余臭氧濃度C要明顯高于預(yù)臭氧工序,相對(duì)于預(yù)臭氧工序來說更易產(chǎn)生BrO3-.

3.4 生物活性炭BAC對(duì)BrO3-有一定的去除作用,但效果并不明顯,數(shù)值上來看GAC對(duì)于BrO-

3的去除能力是BAC的百倍以上.一旦在投加臭氧的環(huán)節(jié)生成依靠BAC濾柱很難將其去除.運(yùn)用臭氧生物活性炭工藝進(jìn)行深度處理時(shí),應(yīng)著重控制BrO3-在臭氧化過程中的生成而非依靠后續(xù)生物活性炭將其去除.

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Possibility analysis for bromate generation during running ozone-biological activated carbon process

LIU Fang-lei1,

ZHANG Dong2, Lü Xi-wu1*(1.School of Energy and Environment, Southeast University, Nanjing 210096, China；2.Nanjing Water Corporation, Nanjing 210002, China). China Environmental Science, 2014,34(9)：2299～2305

Laboratory and pilot scale experiments were carried on to assess the formation of bromate during ozonebiological activated carbon (O3-BAC), and further to provide practical parameters for drinking water treatment with low risk of excessive bromate. The effects of initial bromide concentration and oxidation condition on bromate formation were studied, and bromate removal capability of the O3-BAC was also evaluated. Results showed that the concentration of bromide ion and ozone exposure level (Ct value) could impose a positive impact on bromate formation. Under the same value of Ct, an increasing ozone concentration would enhance the formation of bromate at about 200%. Raw water from Nanjing reach of the Yangtze River was treated by O3-BAC process, and the results showed that bromate was not detected in the effluent. Moreover, bromate removal was rarely observed in the BAC process, therefore bromate control measures should be mainly took in the ozone phase rather than in the subsequent BAC process.

ozone；biological activated carbon (BAC)；bromate；ozone dosage

X703

A

1000-6923(2014)09-2299-07

劉芳蕾(1988-),女,河北滄州人,東南大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院碩士研究生,主要從事水污染控制方面的研究.

2014-01-21

? 責(zé)任作者, 教授, xiwulu@seu.edu.cn