新型硫酸铝—壳聚糖助滤剂强化砂滤效能研究

王 珊,张克峰,李兴国,贾瑞宝

新型硫酸铝—壳聚糖助滤剂强化砂滤效能研究

王 珊1,张克峰1*,李兴国1,贾瑞宝2

(1.山东建筑大学市政与环境工程学院,山东 济南 250101；2.山东省城市供排水水质监测中心,山东 济南 250021)

将硫酸铝和壳聚糖复配作为微絮凝助滤剂 (AS-CTS),考察其强化过滤性能.利用分子量分级、荧光光谱等手段分析有机物的去除特性,通过Zeta电位、絮体粒径、分形维数的变化分析其强化过滤机理.结果表明:AS-CTS较AS、CTS强化过滤效果明显,在AS/CTS复配比为2:1、CTS投加量0.3mg/L,转速300r/min,搅拌时间2min的条件下,砂滤出水浊度能达到0.1NTU、颗粒物125 个/mL,残余铝浓度0.02mg/L;浊度和颗粒物去除率较未加AS-CTS分别提高了58%、61.7%. AS-CTS强化过滤可有效去除分子量＞30KDa的腐殖酸和1~3KDa 间的色氨酸类蛋白、溶解性微生物代谢产物、类富里酸. AS-CTS主要靠高分子吸附架桥作用和界面化学作用,增加胶体颗粒在滤料表面的粘附;通过形成较大粒径和分形维数的微絮体,增强絮体向滤料表面的迁移.

硫酸铝-壳聚糖；二次微絮凝；强化过滤；Zeta电位；分形维数

二次微絮凝强化过滤技术,因助滤剂投加量少,絮凝时间短,对悬浮浊质颗粒物的去除效率高等优点得到广泛研究,微絮凝剂是影响该技术的关键因素. Kelly等[1]研究发现沉淀出水中加入少量聚丙烯酰胺,不仅可降低出水的浊度,还可有效地解决水中颗粒物过早穿透滤层的问题.许子洋[2]采用聚合氯化铝对生物活性炭池出水进行二次微絮凝强化过滤处理,可保证出厂水浊度低于0.1NTU.目前,助滤剂仍以传统铝盐[3]和聚丙烯酰胺类聚合物[4]为主,这些助滤剂使用中不可避免的存在二次污染的风险[5].制备和使用新型高效无毒微絮凝助滤剂成为了该技术的关键.

壳聚糖(Chitosan,CTS)作为一种可生物降解的天然高分子化合物,含有丰富的羟基和氨基极性基团[6],在水处理领域得到广泛研究[7]. Fabris R等[8]研究发现,CTS在远低于其他混凝剂用量下,可达到相同的效果,但对有机物、三卤甲烷前体物质去除效果不佳. Bratskaya等[9]研究发现,壳聚糖在加入适量的Fe3+后,絮凝效果明显提高.Ma等[10]将CTS与铝盐复配作为絮凝剂使用发现,其不仅可提高藻源有机物的去除效果,还可解决单独使用铝盐残留铝浓度较高的问题.目前,CTS与无机金属盐复配药剂主要用于强化混凝工艺,而作为助滤剂对强化过滤效能的研究鲜有报道.

本研究将硫酸铝(AS),CTS复配作为助滤剂使用,考察了AS-CTS复配助滤剂对砂滤性能的影响,以及对有机物的去除效果.结合AS-CTS形成微絮体的分形维数、粒径和胶体稳定性的变化情况,初步探讨了AS-CTS助滤剂二次微絮凝强化过滤机理.以期为AS-CTS助滤剂在强化过滤工艺中的应用提供可能的理论依据和技术支持.

1 材料与方法

1.1 工艺流程与运行参数

本研究试验装置及工艺流程见图1,试验进水流量20L/h (滤速10m/h),原水经提升泵加压后进入微絮凝混合器,混合器有效容积0.667L(混合时间2min),混合器中设有搅拌装置.一定浓度助滤剂经蠕动泵加入微絮凝混合器与原水充分混合反应,出水自上而下流经砂滤柱.当砂滤出水浊度超过0.5NTU(未加药时除外)或水头损失超过0.4m(H2O)时停止过滤,进行气水反冲洗.控制滤料膨胀率在40%左右,先单独气冲2min,然后气水同时反冲4min,最后单独水冲6min.反洗水为自来水、气为压缩空气.

图1 微絮凝强化过滤试验装置示意

1原水水箱; 2提升泵;3微絮凝混合器;4过滤器; 5测压板; 6在线颗粒数仪、浊度仪; 7助滤剂储存器; 8加药泵; 9空压机

装置采用有机玻璃制作,滤柱高1.9m(底部配水区高度0.1m),内径5cm.自下而上每隔15cm设一个测压管,共8个,测压管与标尺相连(过滤前后水压差即沿程水头损失).试验采用均质石英砂滤料,有效粒径10=0.9mm,不均匀系数80=1.3,厚度=1.1m.承托层砾石厚度=0.1m,粒径4~8mm.

1.2 试验原水水质及试验药品

试验原水为济南鹊华水厂中试科研基地沉淀池出水,试验期间水温16~18℃,其他水质指标如表1.试验所用壳聚糖(CTS,乳白色固体粉末,脱乙酰度³95%,分子量50000)购于国药控股化学试剂有限公司.CTS溶解于0.1mol/L的稀盐酸溶液中,磁力搅拌器100r/min搅拌24h,制备10g/L的CTS储备液(以CTS质量计).用去离子水将CTS储备液稀释至浓度0.5mg/L,实验室测其Zeta电位为3.22mV. pH值为8时, Zeta电位为8.14mV. 表明试验条件下CTS带正电荷,具有一定的吸附电中和能力.硫酸铝(Al2(SO4)3·18H2O(AS),分析纯)购于天津市科密欧化学试剂有限公司,AS储备液浓度为0.5g/L(以Al3+质量计).试验所用其他药剂均购于国药控股化学试剂有限公司.

表1 试验原水主要水质指标

1.3 检测分析方法

1.3.1 絮体分形维数的检测方法 采用小角激光散射法[11],利用激光粒度仪(Mastersizer 3000E, Malvern, UK) 在630nm波长下激光照射水样,得到相应的散射光强和散射角.

式中:为悬浮胶体媒介的折射率(水的折射率1.33),为激光的散射角,为激光波长.

散射光强度,散射矢量和絮体的分形维数Df的指数关系为:

∝-D(2)

log和log拟合线性方程的斜率,即为水中胶体微絮体的分形维数D.

1.3.2 水中铝离子浓度的检测方法 水中铝离子检测采用无火焰原子吸收分光光度法[12],所用仪器为原子吸收分光光度计(AA-6800, Shimizu, Japan). 检测参数:测量波长309.3nm,干燥温度120℃,干燥时间30s,灰化温度1400℃,灰化时间30s,原子化温度2400℃,原子化时间5s.

1.3.3 三卤甲烷生成势的检测方法 三卤甲烷生成势(THMFP)指在水样中加入足够量的氯,且氯反应时间足够长的条件下,产生CHCl3、CHCl2Br、CHClBr2和CHBr3四种三卤甲烷(THMs)的最大量[13].一般控制氯化反应完成时,游离余氯浓度为3~5mg/L.试验时,将水样pH值调至7.0±0.2的条件下,加入足量次氯酸钠,于(25±1)℃的培养箱中反应72h(此时游离余氯为3~5mg/L)后,生成三卤甲烷的总量,即为水中的THMFP[14].THMs测定方法参照GB/T5750-2006中气相色谱法[12],所用仪器为6890N气相色谱仪(Agilent,UN).

1.3.4 其他指标及所用仪器 Zeta电位采用Zeta电位仪(NANOZ, Malvern, UK)测定,浊度采用浊度仪(Turbiditymeter, 2100N, HACH, USA)测定,颗粒数采用颗粒计数仪(IBR, GREAM, China)测定,TOC采用总有机碳测定仪(TOC-VCPH, Shimizu, Japan)测定,有机物荧光光谱采用三维荧光光谱仪(F-4600, Hitachi, Japan)测定,UV254采用紫外可见分光光度计(TU-1900,PERSEE,China)测定,絮体粒径由激光粒度仪(Mastersizer3000E,Malvern, UK)检测,有机物分子量测定采用超滤膜法.试验其他指标检测均采用《水和废水检测分析方法》(第四版增补版).

2.2 两组患者心律失常改善效果对比 观察组治疗4、8、12个周时，能够维持窦性心律患者占比均略高于对照组，但差异均无统计学意义（P＞0.05）。见表2。

2 结果与讨论

2.1 AS-CTS对浊度、颗粒物、过滤周期、残余铝的影响

2.1.1 浊度、颗粒物、过滤周期 图2(a)所示,投加CTS、AS、AS-CTS助滤剂均可不同程度地降低砂滤出水浊度.当进水浊度在1.5NTU左右时,投加CTS、AS、AS-CTS后,出水浊度分别为0.23NTU、0.16NTU、0.10NTU左右,去除率较未加药分别提高了49.5%、54.3%、58.0%.滤柱反洗后重新过滤初始阶段,砂滤出水水质较差且不稳定,称其为初滤阶段.投加助滤剂可缩短滤柱初滤阶段的时长.未加助滤剂条件下,初滤阶段时长约27min,投加CTS、AS、AS-CTS助滤剂后分别缩短至24、21、15min.表明AS-CTS助滤剂不仅可降低砂滤出水浊度,还可缩短砂滤初期的持续时间. 这与齐玉玲等[15]研究结果一致.从投加助滤剂对过滤周期的影响来看,投加助滤剂后,过滤周期存在不同程度地缩短,但差距不大.陈有军等[16]之前研究得到相同结果.

AS、CTS、AS-CTS投加量分别为0.8mg/L、0.7mg/L、0.5/0.3mg/L(AS/CTS)

有研究表明[17],控制水中颗粒物可以有效地降低水体中某些病源微生物,如“两虫”即隐孢子虫和贾第虫等带来的水质污染风险.图2(b)为不同助滤剂对水中颗粒物的去除效果影响.投加AS-CTS复配助滤剂的砂滤出水颗粒物最少,AS-CTS、AS、CTS对颗粒物去除效率分别为98.87%、97.04%、91.19%,未加药砂滤对浊度去除率仅为37.10%.试验原水中主要以2~3mm和3~5mm小粒径悬浮颗粒物为主,约占90%. 3种助滤剂均可将粒径>15mm的颗粒物全部去除,但对小粒径颗粒物(特别是2~5mm范围内颗粒物)的去除效果差异较大.其中AS-CTS对小粒径颗粒物较好,可将砂滤出水中2~5mm范围内颗粒物控制在100个/mL左右,可有效提高砂滤出水微生物安全性.这与黄斌等[18]利用PAC二次微絮凝强化过滤研究结果相吻合.

从AS、CTS、AS-CTS助滤剂对砂滤出水浊度和颗粒物去除情况来看,AS-CTS复配药剂具有较好的强化过滤效果,可有效地控制砂滤出水浊度和颗粒物.这可能是由于三种助滤剂均通过改变水中悬浮颗粒和砂滤料表层的物化性质,增强颗粒物向滤料表面迁移和粘附能力[19].其中,AS主要依靠吸附电中和作用,使水中小粒径悬浮颗粒脱稳,凝聚形成微絮体[20]. CTS不仅可利用质子化氨基吸附中和胶体浊质及滤料表面所带负电荷,还可通过高分子吸附架桥作用,增加水中颗粒物的凝聚和向滤料表面迁移、粘附的能力[21].CTS助滤剂在加入AS后,电中和水中带负电荷胶体的能力增强,被AS脱稳的胶体进入滤层后,容易发生以滤料为固定表面的凝聚,截留在滤料上.

2.1.2 残余Al3+浓度 铝具有生物毒性,过量的铝在人体内蓄积会引发多种疾病,为此国家规定饮用水中Al3+含量不超过0.2mg/L.表2为不同AS、AS-CTS投加量下,砂滤出水中残余Al3+浓度.

表2 AS、AS-CTS投加量与残余铝浓度关系

试验原水中Al3+浓度在0.4mg/L左右.单独投加AS助滤剂时,出水中Al3+浓度较未投加助滤剂出水略有升高.当AS投加量为1.0mg/L时,升至0.10mg/L.投加AS-CTS后,出水Al3+浓度降低,大大减小了饮用水中残余铝的危害.这与王昭阳等[22]研究结果基本一致.分析其原因可能是由于AS-CTS有协同强化过滤作用,CTS的高分子吸附架桥作用可促使被铝离子脱稳的浊质粘附到滤料上.同时,CTS分子链上的氨基和羟基可与金属铝离子发生螯合反应吸附铝离子,降低了水中铝离子浓度[23].

2.2 AS-CTS投加条件对过滤性能的影响

2.2.1 复配投加量对出水浊度、颗粒物、过滤周期的影响 AS-CTS复配投加量对过滤性能有显著的影响.图3(a)所示,砂滤出水浊度随AS-CTS复配投加量的增加而降低,当复配投加量为0.2/0.3mg/L时,砂滤出水浊度为0.309NTU,去除率为79.67%.当复配投加量增至0.6/0.5mg/L时,出水浊度为0.098NTU,去除率为93.55%.但增加AS-CTS复配投加量,过滤周期会有所缩短.当AS/CTS复配投加量为0.4/ 0.3mg/L时,过滤周期为6.8h. AS投加量不变,CTS投加量增至0.5mg/L时,过滤周期为6h,表明AS-CTS复配投加时,CTS投加量对过滤周期影响较明显.

图3(b)所示,AS-CTS复配助滤剂可有效提高砂滤对颗粒物的去除效率,颗粒物去除均在90%以上.其中,AS-CTS复配投加量为0.2/0.3mg/L时,砂滤出水颗粒物较多,约为560个/mL,去除率为94.8%.在CTS投加量不变的条件,增加AS复配投加量至0.6mg/L时,砂滤出水颗粒物在130个/mL左右,去除率为98.8%.但继续增加CTS复配投加量,颗粒物去除率增加不明显.试验原水中2~3mm和3~5mm颗粒物所占比例分别为49.15%、41.65%,砂滤出水中占比为43%、45%.表明AS-CTS对小粒径颗粒物去除效果较好.

分析其原因可能是由于AS-CTS二次微絮凝可使水中小粒径颗粒物脱稳、凝聚形成粒径较大的微絮体,因此,水中小粒径2~3mm(甚至<2mm)微粒会凝聚形成较大粒径颗粒物.此外,当微絮体进入滤层后,会在重力沉淀和拦截作用下与滤料表面接触,并被滤层截留.这与之前的研究[18]结果基本一致.

考虑到AS-CTS复配投加量对出水水质,过滤周期的影响,认为AS-CTS复配投加量为2:1, CTS投加量0.3mg/L较适宜.

2.2.2 絮凝强度对出水浊度、颗粒物、过滤周期的影响 混合对水中胶体颗粒和助滤剂间的相互作用有重要影响,适当混合强度会增加助滤剂和颗粒物的碰撞频率,形成适于过滤去除的微絮体.但过高的混合强度会使助滤剂和颗粒形成的絮体破碎,且破碎絮体不易被滤层截留.在微絮凝时间为2min,转速75~375r/min范围内(图4),絮凝强度越大,砂滤出水浊度越低,颗粒物越少.转速为75r/min时,砂滤出水水质较差,增至300r/min时,砂滤出水水质较好,浊度、颗粒物分别降至0.103NTU、130个/mL左右,且基本趋于稳定.继续增加转速至375r/min时,砂滤出水浊度、颗粒物未明显降低.表明转速为300r/min时,AS-CTS复配助滤剂可与水中胶体颗粒物完全混合反应.因此,从经济、能耗的角度考虑, AS-CTS助滤剂二次微絮凝转速300r/min,时间2min较为适宜.

2.3 AS-CTS对水中有机物去除影响

水中有机物(特别是天然有机物)被认为是主要的消毒副产物前体物[24],其由结构复杂的腐殖酸类有机物、微生物代谢产物等构成,消毒副产物的生成量不仅与有机物浓度有关,还与其分子量大小及化学结构有关[25].

2.3.1 不同分子量组分有机物 图5所示,AS-CTS助滤剂对水中有机物的强化过滤去除效果优于单独投加AS,AS-CTS对TOC去除率为38.7%,比单独投加AS提高了15.8%.试验原水有机物以小分子量有机物为主,其中,分子量<3KDa有机物,占77.15 %,且<1KDa占47.91%. AS、AS-CTS对各分子量区间内有机物均有不同程度的去除, AS-CTS对分子量>30KDa的大分子有机物和1~3KDa范围内中分子量有机物去除效果较好,且基本可将1~3KDa范围有机物完全去除.这与之前研究[26]结果相吻合.

图5 AS、AS-CTS对不同分子量区间有机物去除效果

UV254主要反映水中芳香环结构或共轭双键结构的不饱和有机物的含量,通常与三卤甲烷生成潜能具有较好的相关性[27].图5所示,投加AS-CTS助滤剂对UV254的去除效果与TOC基本一致,水中>30KDa和1~3KDa分子量区间内UV254去除效果明显.结合图6试验原水和投加AS-CTS助滤剂后砂滤出水荧光矩阵光谱,对去除有机物特性进行分析.投加AS-CTS助滤剂后砂滤出水中色氨酸类氨基酸(区域Ⅱ)、溶解性微生物代谢产物(区域Ⅳ)的荧光强度明显降低.小分子量富里酸类有机物(区域Ⅲ)和大分子量腐殖酸类有机物(区域Ⅴ)荧光强度也有所减弱[28].推断AS-CTS可强化砂滤去除水中的色氨酸类氨基酸、溶解性微生物代谢产物、部分富里酸和腐殖酸类有机物.

2.3.2 THMFP去除效果 实验室通常采用氯化试验消毒副产物生成量,表征水中消毒副产物生成势[24].如图7所示,试验原水中三氯甲烷生成势(TCMFP)含量最高,其次是二氯一溴甲烷生成势(BDCMFP),三溴甲烷生成势(TBMFP)最少.原水、未加药和单独投加AS助滤剂砂滤出水中4种THMFP与各自限值的比值之和分别为1.60、1.49、1.15均高于饮用水标准限值(4种THMFP与各自限值的比值之和<1[29]).因此,未投加助滤剂和仅投加AS助滤剂的砂滤出水氯消毒后,直接饮用存在一定的安全隐患.

图7 最佳AS、AS-CTS投药量下THM4FP去除效果

投加AS-CTS助滤剂后,砂滤出水氯化试验TCM、BDCM、DBCM和TBM浓度分别为0.024mg/L、0.0215mg/L、0.018mg/L和0.0026mg/L,4种THMFP与各自限值的比值之和为0.96<1.表明AS-CTS助滤剂可有效地提高砂滤去除水中THM4FP效果.结合AS-CTS助滤剂去除有机物的特性分析,AS-CTS去除THMFP可能以分子量>30KDa和1~3KDa内的类色氨酸[30]、溶解性微生物代谢产物、疏水性类腐殖酸、类富里酸为主.

2.4 AS-CTS微絮凝强化过滤机理

为进一步探究AS-CTS复配药剂强化过滤机理,滤料截污能力与水中污染物物化性质关系.对不同AS/CTS复配投加量下,胶体微粒的Zeta电位、粒径和分形维数进行测定. Zeta电位主要用来表征水中胶体微粒的稳定性,直接关系到胶体颗粒在滤料表面的粘附能力.絮体粒径和分形维数则与水中胶体颗粒物向滤料表面的迁移机理有关.粒径大的絮体易被滤料截留,粒径小的絮体则更容易进入深层滤料,甚至穿透滤层.絮体的分形维数越大,絮体结构越密实[31],受重力沉淀作用明显,脱离流线迁移到滤料表面概率增大,被滤料截留的概率增加.

2.4.1 Zeta电位 如图8(a)所示,滤前水中投加AS、CTS、AS-CTS药剂均可明显提高水中悬浮胶体Zeta电位.试验原水Zeta电位在-15mV左右,滤前水中分别投加AS(投加量0.8mg/L)、CTS(投加量0.7mg/L)后,水中胶体Zeta电位分别升至-7.76mV、-5.87mV.有研究[26]表明,水中胶体Zeta电位在±5mV范围时,处于完全脱稳状态,相互吸引力达到最大,脱稳微粒不仅会相互吸附絮凝,还会发生以滤料为固定表面的凝聚,不断被滤料截留.因此,单独投加AS、CTS助滤剂,并不能使水中胶体颗粒物处于较好的脱稳状态,不能有效地克服胶体颗粒物与滤料间因带同种电荷而产生的粘附障碍.AS-CTS复配投加量为0.6/0.3mg/L、0.6/0.5mg/L时,滤前水Zeta电位分别为-2.73mV、-1.99mV.表明AS-CTS复配助滤剂可有效地提高水中胶体Zeta电位,使水中胶体颗粒物脱稳.

结合AS、CTS、AS-CTS对浊度和颗粒物的去除情况发现,滤前水胶体Zeta电位与浊度和颗粒物去除效率存在一定关系,即滤前水Zeta电位绝对值越小,砂滤出水浊度、颗粒物越低,砂滤出水水质越好.这与Li等[32]研究结果相吻合.考虑CTS的高分子吸附架桥作用,认为AS-CTS强化过滤主要依靠助滤剂所带正电荷降低胶体表面Zeta电位,增强滤料和浊质粒子间的“界面化学”,克服胶体颗粒与滤料间的粘附障碍,增加滤层对水中浊质微粒的截留能力.同时,CTS吸附架桥作用,可使浊质微粒发生以滤料为固定表面的凝聚[33].

2.4.2 微絮体分形维数 滤前水中絮体的分形维数在一定程度上影响砂滤的过滤性能.有研究表明,滤前水中絮体分形维数越大,砂滤出水水质越好越稳定[34].单独投加CTS、AS形成微絮体分形维数较低,滤前投加0.8mg/L的AS、0.7mg/L的CTS,微絮体f值分别为1.05、1.15.而投加AS-CTS复配药剂,二次微絮凝形成絮体分形维数较大.表明AS-CTS微絮凝可形成具有密实聚集结构的絮体,而单独投加CTS、AS助滤剂形成微絮凝结构较松散.因此,AS-CTS形成微絮体受重力沉淀作用明显,易被滤料接触截留,砂滤出水水质越好.分析其原因可能由于微絮凝絮体分形维数越大,其结构越密实,其受重力沉淀作用越明显,进入滤层后会快速迁移至滤料,并在“界面化学”作用下黏附于滤料上,且滤料表面已被截留的浊质微粒更容易附着浊质微粒.当滤料表面截留大量胶体颗粒物时,滤料间孔隙会减小,水头损失增长较,过滤周期会有所缩短.但絮体分形维数较大时,砂滤池可获得较低的出水颗粒物,这与哈尔滨工业大学范菲菲[35]研究结果相吻合.但絮体分形维数不是影响砂滤出水水质的唯一因素,其还受其他因素的影响.

2.4.3 微絮体粒径 不同助滤剂微絮凝形成微絮体的粒径分布情况如图8(b),除单独投加AS助滤剂时, 1~2mm小粒径处有一个明显的峰外,其他助滤剂形成微絮体粒径均大于1mm,且微絮凝后水中浊质颗粒物粒度体积分布曲线峰值均在4~30mm范围内.一般认为粒径在1mm以下颗粒物迁移主要靠布朗运动扩散,而大于1mm的粒子的迁移机理主要为拦截、重力沉淀等,且粒径30mm以上的颗粒物受拦截作用较明显. AS-CTS最佳复配投加量时,粒径50分别为16.4mm,表明AS-CTS助滤剂强化过滤迁移机理以重力沉淀作用和拦截作用为主.

3 结论

3.1 AS-CTS复配药剂具有协同强化过滤作用,强化过滤效能优于单独使用AS、CTS. AS-CTS复配药剂二次微絮凝最佳运行条件为AS/CTS复配比为2:1、CTS投加量为0.3mg/L,转速300r/min,微絮凝时间为2min.浊度去除率为93.22%,颗粒物去除率为98.81%,残余铝浓度为0.02mg/L.

3.2 AS-CTS复配药剂可强化砂滤去除水中大分子量的疏水性类腐殖酸和中小分子量的色氨酸类蛋白、溶解性微生物代谢产物、类富里酸有机物.AS-CTS可强化去除三卤甲烷前体物质,砂滤出水氯化后4种THM浓度符合国家饮用水标准.

3.3 AS-CTS强化过滤粘附机理主要靠降低胶体Zeta电位绝对值,增加滤料和胶体颗粒间的界面化学作用,以及CTS的高分子架桥作用. AS-CTS强化过滤迁移机理以重力沉淀作用和拦截作用为主,形成微絮体粒径越大受拦截作用越明显,分形维数越大受重力沉淀作用影响越大.

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致谢：本论文试验受到了山东省供排水监测中心贾瑞宝主任、宋武昌博士的指导,济南鹊华水厂中试科研基地为该试验提供了场地,在此表示感谢.

Enhancement sand filtration by an innovative filter aid: aluminum sulfate-chitosan (AS-CTS).

WANG Shan1, ZHANG Ke-feng1*, LI Xing-guo1, JIA Rui-bao2

(1.School of Municipal and Environmental Engineering, Shandong Jianzhu University, Jinan 250021, China；2.Shandong Province City Water Supply and Drainage Water Quality Center, Jinan 250021, China)., 2019,39(9)：3780~3788

A combination of aluminum sulfate (AS) and chitosan (CTS) was used as an innovative filter additive, namely AS-CTS, to enhance the filtration. The properties of the trapped organics were analyzed by molecular weight fractionation and three-dimensional fluorescence spectroscopy, and the mechanism of enhanced filtration by AS-CTS was preliminarily investigated via the analysis of zeta potential, floc size, and fractal dimension. The results indicated that AS-CTS strengthened the filtration much more than AS or CTS alone. Under the optimum condition (AS/CTS mass ratio of 2/1, CTS dosage of 0.3mg/L, rotation speed of 300r/min, and stirring time of 2min) the effluent turbidity was 0.1NTU, particulate matter was 125/mL, residual aluminum concentration was 0.02mg/L. The turbidity and particulate matter removal rate was respectively 58% and 61.7% higher than that without AS-CTS. It was found that AS-CTS enhanced filtration could effectively remove hydrophobic humic acid with molecule weight > 30KDa, tryptophan protein with molecule weight between 1and 3KDa, soluble microbial metabolites, and fluvic-like acid . AS-CTS could increase the adhesion of colloidal particles on the surface of the filter media, mainly through the polymer bridging and interface chemistry, and enhanced the migration of particles to the surface of filter media by forming larger micro-flocculant in size and fractal dimension.

aluminum sulfate-chitosan polymers；dual-micro-coagulation；enhance granular filtration；Zeta potential；fractal dimension

X703.5

A

1000-6923(2019)09-3780-09

王 珊(1987-),女,山东博兴人,博士研究生,研究方向为饮用水安全保障技术原理.发表论文10余篇.

2019-03-03

国家水体污染控制与治理重大科技专项(2012ZX07408001)

* 责任作者, 教授, kfz@sdjzu.edu.cn