水厂尾水处理系统浓缩池上清液回用对PFASs的富集

司佳蕾,祖振权,鲍 寻,陈 晗,林 涛,*

(1.河海大学浅水湖泊综合治理与资源开发教育部重点实验室,江苏南京 210098;2.河海大学环境学院,江苏南京 210098;3.南京水务集团有限公司,江苏南京 210036)

全氟和多氟烷基物质(perfluoroalkyl and polyfluoroalkyl substances,PFASs)结构中存在的亲水官能团和稳定的C-F键,使其易溶于水环境中,并且具有耐热降解、耐化学降解和耐微生物降解的特性[1]。PFASs因在消防和生活产品中的广泛使用,已在空气、饮用水、沉积物、鱼类等各种环境介质中被检测出现[2-6]。大量研究[7-11]表明,PFASs对人类健康有诸多不利影响,可导致不育症、甲状腺和肝肾疾病以及代谢功能障碍等健康风险。在此之前,全氟辛酸(PFOA)作为长链PFASs的代表物质已于2019年被正式纳入《关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约》[7],2023年3月在我国最新颁布的重点管控新污染物清单中也禁止了对全氟辛烷磺酸(PFOS)和PFOA等相关物质的使用[12]。传统PFASs已逐渐被淘汰,更多短链和新型PFASs取而代之,导致环境中的污染成分日渐复杂[13-14]。

水厂在水处理过程中会产生占水厂总供水量2%～10%的生产尾水[15],以滤池反冲洗水和沉淀池排泥水为主[16-19]。近年来由于人口增长和污染加剧,水资源日渐紧张,越来越多的水厂开始构建生产尾水处理系统,将尾水进行合理回用对水资源可持续发展至关重要[20]。浓缩池主要用于将生产尾水进行调节和污泥初步浓缩,是生产尾水系统中的关键处理单元,由于不同的水处理工艺,以及生产尾水处理系统的构建区别,浓缩池上清液的水质特性也存在差异。当前已有较多关于滤池反冲洗水等回流比方面的研究[21-22],表明合理控制滤池反冲洗水和排泥水的回流比,具有强化混凝的效果,可增强絮凝过程中的颗粒聚集,有利于污染物质的沉降并改善水体浑浊度[23],出水水质与无回用条件下基本相当。朱建文等[24]已证实了上清液进行直接回用时以浑浊度、pH等常规性水质指标为风险控制具备可行性,回用后对出水的常规性水质指标波动影响甚微。但是关于新污染物的回用安全性研究尚处于空白状态。

研究表明,滤池反冲洗水和沉淀池排泥水中含有较高浓度的PFASs[25],浓缩池作为尾水接收单元,其底部污泥中的PFASs可能存在重新解吸释放到上清液中的风险[26]。因此,针对上清液的直接回用是否会产生PFASs的富集风险亟待进行深入研究。本研究旨在以PFASs为风险控制指标,评估水厂尾水处理中浓缩池上清液进行直接连续回用的安全可行性,并探究回用后对水处理工艺去除PFASs的效能影响,以提供水厂尾水处理工艺改进的理论依据和技术支持。

1 试验材料与方法

1.1 仪器与试剂

本研究所涉及的17种PFASs,包括13种全氟烷基羧酸(PFCAs)和4种全氟烷基磺酸(PFSAs)。高纯度混合标准品包括:全氟丁酸(C4,PFBA)、全氟戊酸(C5,PFPeA)、全氟己酸(C6,PFHxA)、全氟庚酸(C7,PFHpA)、全氟辛酸(C8,PFOA)、全氟壬酸(C9,PFNA)、全氟癸酸(C10,PFDA)、全氟十一酸(C11,PFUnDA)、全氟十二酸(C12,PFDoDA)、全氟十三酸(C13,PFTriDA)、全氟十四酸(C14,PFTDA)、全氟十六酸(C16,PFHxDA)、全氟十八酸(C18,PFOcDA)、全氟丁烷磺酸(C4,PFBuS)、全氟己烷磺酸(C6,PFHxS)、全氟辛烷磺酸(C8,PFOS)和全氟癸烷磺酸(C10,PFDS);高纯度混合碳同位素内标物包括:13C4PFBA、13C2PFHxA、13C4PFOA、13C5PFNA、13C2PFDA、13C2PFUnDA、13C2PFDoDA、18O2PFHxS和13C4PFOS。标准品和质量标记内标物均购自Wellington公司(Ontario,加拿大)。高效液相色谱级甲醇、乙酸铵和乙腈均从Aladdin Co(中国上海)购买。超纯水产自Milli-Q纯水仪(英国)。

样品处理分析使用的主要仪器有:SPE柱(Oasis WAX,Waters公司,美国),高效液相色谱/质谱联用仪( HPLC/MS-MS,Agilent 1200/SCIEX 3000型,美国)。

1.2 中试装置设计

中试基地位于南京市某饮用水处理厂,其水源为长江水。中试装置如图1所示,现场如图2所示。中试模拟水厂现有工艺,包括水处理工艺及尾水回用工艺,以重力流为主。水处理工艺包括预臭氧柱、混凝池、沉淀池、炭砂滤柱,尾水处理系统设置斜管浓缩池。试验装置池体全部采用有机玻璃,管路材质为UPVC,炭砂滤柱及上清液回用均采用电动阀控制,并且设置PLC自控柜,实现全流程自动运行,运行参数可人为调整。中试装置水处理规模为1 m3/h,预臭氧投加量为1 mg/L,混凝剂采用聚合氯化铝(PAC),投加量为30 mg/L。

图1 中试装置示意图Fig.1 Schematic Diagram of the Pilot-Scale Installation

图2 中试装置现场图Fig.2 Photograph of the Pilot-Scale Installation on Site

沉淀池排泥周期为12 h,每次排泥2 min。炭砂滤柱设置两根,一用一备,炭床高度为1.5 m,上层为活性炭滤料,下层为石英砂滤料,滤柱内径为40 cm。反冲洗水直接取自滤后出水,每24 h反冲洗一次,气冲强度为15.95 L/(s·m2),时间设为3 min,进气量为2 L/s,水洗强度为13.70 L/(s·m2),时间为10 min,进水量为1.72 L/s。斜管浓缩池间歇接收排泥水和反冲洗水,通过水泵将上清液回流至进水端,与原水在桶内进行完全混合后进入后续水处理单元。

1.3 水厂工艺概况

南京某水厂实际水处理工艺以及尾水处理工艺流程如图3所示。其浓缩池上清液的来源包括该水厂新旧两厂的沉淀池排泥水和滤池反冲洗水,经排泥排水池平衡后进入浓缩池进行污泥初步浓缩,浓缩池上清液直接回流至老厂进水端与原水充分混合后,进入后续老厂净水处理工艺当中。

图3 南京某水厂水处理工艺流程Fig.3 Process Flow of a WTP in Nanjing

目前该水厂老厂处理量约为30万m3/d,新厂处理量约为90万m3/d,每天产生8万～9万m3的浓缩池上清液尚未合理利用。老厂预臭氧接触池占地424.35 m2,臭氧加注量为0.5～1.5 mg/L,接触时间为5.5 min。絮凝池制水能力为18万m3/d,絮凝时间为15 min。沉淀池为斜管沉淀池,沉淀区面积为576 m2,排泥时间设为180 s。滤池滤料中8×20目活性炭厚度为700 mm,石英砂厚度为700 mm,承托层为鹅卵石,厚度为400 mm,平均滤速为7～9 m/h,每单池有效过滤面积为110 m2;采用气水单独冲洗方式,气洗5 min后进行水洗10 min,冲洗周期为25 h。

1.4 水样采集和预处理

为探究南京某水厂实际生产尾水中PFASs浓度水平,采集其浓缩池上清液、排泥排水池混合水、新厂沉淀池排泥水、新厂滤池反冲洗水、臭氧-生物活性炭池反冲洗水、老厂沉淀池排泥水、老厂炭砂滤池反冲洗水、原水和出厂水共9组水样。以水厂实际排泥时间和反冲洗水时间为准,所有样品在保证采样口24 h畅通的情况下进行采集,均为瞬时水样。

中试装置各工艺单元均设置采样点,共采集包括原水、出厂水、滤池反冲洗水、沉淀池排泥水、浓缩池上清液5组样品。每个过程水采用连续水流保持24 h畅通。中试装置连续稳定运行1个月后,于2023年6月浓缩池上清液未回用条件下连续运行15 d,进而将浓缩池上清液与长江水按1∶3体积比进行回用后继续连续运行15 d,采样时间均为每日上午10:00—12:00。

为保证准确性,在1 L聚丙烯瓶中收集3个重复水样,这些瓶子预先用超纯水、甲醇和采样点原水冲洗3次。将所有收集的水样立即使用聚丙烯纤维膜(0.45 μm)进行过滤,低温保存,于取样3 d内完成全部检测。

1.5 检测仪器和分析方法

基于以往研究,水样采用OasisTM·WAX固相萃取柱进行萃取。固相萃取柱预先用10 mL丙酮、10 mL甲醇和10 mL蒸馏水进行调节。将内标加标的500 mL水样,以1滴/s的速度通过处理过的WAX SPE柱。随后用4 mL乙酸钠缓冲液(pH值为4)和2 mL甲醇冲洗,通过离心(3 000 r/min,2 min)干燥小柱后,使用4 mL甲醇和8 mL 0.1%氢氧化铵的甲醇溶液从柱中洗脱分析物。最后,用氮气蒸发将样品浓缩至0.5 mL。

采用高效液相色谱-串联质谱法(HPLC/MS-MS)(含不锈钢毛细管)联用仪对水样中的PFASs进行定性定量。目标定量分析采用内标法。程序空白样品、质量控制样品(聚丙烯瓶中各0.5 L超纯水)与水样各3份,并且在整个试验分析过程中避免使用含氟涂层的玻璃器皿。单个分析物的目标标准曲线R值均大于0.99,满足试验分析要求。检测限(LOD)和定量限(LOQ)分别定义为使用Agilent Masshunter定性软件计算的信噪比的3倍和10倍。本试验中所有空白处理均低于检测限,根据内标的不同,回收率为68%～110.3%。17种PFASs的方法检测限及定量如表1所示。

表1 17种PFASs的方法检测限及定量限Tab.1 Limits of Method Detection and Quantification of 17 PFASs

1.6 人类健康风险评估

人类暴露于PFASs的主要途径为摄入食物和水、吸入灰尘以及从受污染地区手到口的转移,因此,根据自来水消耗计算PFAS暴露水平来评估潜在的人类健康风险至关重要。为此,在本项研究中,针对上清液连续直接回用中试试验中出水的PFASs实测浓度,估算PFAS暴露日摄入量[EEDI,ng/(kg·d)]具体计算如式(1)。

(1)

其中:C——出水中PFASs的质量浓度,ng/L;

Q——每人每日饮用水消耗量,取值为2.0 L/d;

BW——人体平均体重,取值为70.0 kg;

F——人体胃肠道吸收率,取值为1。

通过饮用水消耗估算PFASs日暴露摄入量,评估了中试试验出水中PFASs浓度对人体健康的潜在风险,以危害指数(HI)表示,计算为式(2)。

(2)

其中:Rf——参考剂量,PFOS取值为2 ng/(kg·d),其余均为3 ng/(kg·d)。

当HI≥1时,表明PFASs对人类健康风险不容忽视;0.2≤HI<1时,则表明其健康风险较低,存在不确定的风险;HI<0.2时,表明其健康风险可忽略。

2 结果与讨论

2.1 浓缩池上清液及其来源水中PFASs的组分特征

2.1.1 原水及浓缩池上清液

本研究拟针对潜在的PFASs富集风险,初步探究水厂内浓缩池上清液及其来源水中PFASs的组分特征,分析上清液安全回流的可行性。试验原水取自长江,仅针对17种PFASs中检出率最高的10种进行分析。原水中总PFASs质量浓度为23.7～41.1 ng/L,平均值为30.1 ng/L,如图4(a)所示,其中PFCAs占比为88.04%,PFSAs占比为11.96%,羧酸类物质的平均浓度是磺酸类的近十倍,与前人研究结果相似[26]。随着对长链PFASs的禁用,以及使用短链PFASs进行替代[27],目前原水中链长为C4～C7的PFASs质量分数已达到50.83%,其中C4链长的PFBA和PFBuS环境浓度已显著提高,成为PFASs污染的主要组分,占比达到总浓度的17.94%,这表明近年来短链PFAS已逐渐占据了市场的主导地位,成为含氟产物的主体成分[1,27-28],这与先前的研究结果类似[29]。但原水中的长链污染物依然不容忽视,特别是C8链长的PFOA平均质量浓度在11.5 ng/L,占PFASs质量分数的38.2%,仍是水体中PFASs的重点污染物质,分析原因可能是该流域在过去几年内氟化污染物直接排放的主导物质可能为PFOA[28]。

图4 (a)原水及(b)浓缩池上清液中PFASs组分特征Fig.4 Characteristics of PFASs Components in (a) Raw Water and (b) Supernatant of Thickening Tank

针对2023年6月浓缩池上清液中PFASs的组分特征进行调研,其平均浓度水平如图4(b)所示。上清液中总PFASs质量浓度在14.6～36.0 ng/L,平均质量浓度为27.3 ng/L。17种PFASs中碳链小于或等于8的中短链PFASs是检出率较高的组分,PFBA、PFPeA、PFHxA、PFHpA、PFOA、PFBuS、PFHxS和PFOS检出率在90%～100%,PFNA为89%,PFDA为84%,PFDS、PFUnDA和PFDoDA为40%～50%,而PFTriDA、PFTDA、PFHxDA、PFOcDA检出率均为0。在检出的12种PFASs含量中,短链C4～C7浓度之和最多,占比达到54.08%,其中主要以PFBA、PFHxA和PFBuS为主,平均值为10.8 ng/L,在PFASs总浓度中组分贡献率为39.6%,这与近年来短链逐步替代长链被广泛用于生产当中有关[30],另外的原因可能在于生物处理只能破坏C-C键而不能破坏C-F键[31],也导致了上清液中短链PFAS的增加。中链C8～C10占比为45.15%,其中主要以PFOA为主,在PFASs总浓度中组分贡献率为35.9%。目前,PFOA因其持久性和难降解性在水样中的残留并未因禁止而明显减少[32],仍处于较高的检出水平。长链C11～C18占比仅为0.77%,PFUnDA、PFDoDA等长链物质仅为低频痕量检出,对水质影响甚微。

综上,浓缩池上清液中总PFASs浓度与原水相差不大,PFASs浓度分布与原水的组分结构也基本保持一致,在多数时间里浓缩池上清液所含总PFASs浓度水平整体情况优于原水。因此,对上清液直接进行回用后对原水的PFASs浓度水平预计将不会造成明显影响。

2.1.2 浓缩池上清液来源水质

针对浓缩池上清液来源水中PFASs的浓度测定结果如图5(a)所示。排泥排水池混合水作为浓缩池的前置平衡处理单元,总PFASs质量浓度达到38.7 ng/L。进一步分析来源水质情况,其中新厂活性炭池反冲洗水的总PFASs质量浓度最高,可达63.1 ng/L,远高于其他上清液水质来源,老厂炭砂滤池反冲洗水中总PFASs质量浓度为23.3 ng/L,而新厂普通滤池反冲洗水的质量浓度最少,仅为18.3 ng/L。这与Pan等[33]研究结果相符,在水厂各水处理工艺中臭氧-活性炭对PFASs的去除效果最好,目前已有大量研究表明活性炭的吸附作用是PFASs的主要去除机制[33-36]。颗粒活性炭(GAC)的去除既依赖于链长又依赖于官能团(即基于静电和疏水相互作用),通常对长链化合物的去除效率比短链更高[37]。

根据各PFASs质量分数占比结果如图5(b)所示,与长链PFASs相比,C4～C7的短链PFASs的组分贡献率在38%～54%,尽管近年来已经大范围内禁止了中长链PFASs的使用,但PFOA和PFOS在各水样中的组分贡献率仍可高达近50%,原因在于长链PFASs具有长期迁移性和难降解性[27],且在各水处理单元对PFASs的去除率随着链长的增加而增加[36],中长链PFASs更易在混凝沉淀和过滤中被截留。PFCAs的浓度较PFSAs高出很多。这与文献[34]得出的磺酸基团比羧酸基团更疏水的结论一致。总之,在浓缩池上清液的来源水质中,活性炭池反冲洗水为上清液中PFASs的主要来源,其次为沉淀池排泥水和炭砂滤池反冲洗水。PFCAs在各类水质中均为主要污染组分。

2.2 浓缩池上清液直接回用对原水PFASs浓度波动情况

浓缩池上清液连续进行回流15 d期间,与未回用时进水进行比较,结果如图6所示。可观测到,浓缩池上清液水质情况整体略优于原水水质,上清液总PFASs质量浓度为14.6～36.0 ng/L,回用前进水的质量浓度为23.7～41.1 ng/L,在上清液进行连续回用后进水总PFASs质量浓度为22.2～39.8 ng/L。整体上,在进行浓缩池上清液连续回用后,对进水的总PFASs浓度变化影响可忽略不计。部分时间对进水的PFASs污染情况甚至有一定的改善效果。这与先前的预想试验结果相符。综上,分析可知在上清液回用与原水混合后,进入水处理工艺中对出水水质应影响不大,进一步证实了PFASs为风险控制下的安全回用可行性。

图6 浓缩池上清液回用后对进水PFASs浓度的影响Fig.6 Impact of Recycling Supernatant of Thickening Tank on Concentration of PFASs in Inflow Water

2.3 浓缩池上清液直接回用对尾水处理系统PFASs的浓度影响

2.3.1 排泥水

进行为期15 d的浓缩池上清液连续回用中试试验,针对排泥水水质进行检测,探究了PFASs含量波动情况,结果如图7(a)所示。

图7 浓缩池上清液回用后(a)排泥水及(b)反冲洗水PFASs的组分特征变化Fig.7 Changes of Composition and Characteristics of PFASs in (a) Sludge Water and (b) Backwash Water upon Recycling of Supernatant of Thickening Tank

与浓缩池上清液未进行回用时(即0 d)相比,排泥水中PFASs浓度在第1～15 d内未有明显变化趋势,总PFASs平均质量浓度在22.1～51.3 ng/L,个别样品质量浓度为15 ng/L以下,这可能是由于取样时间为排泥周期末期。排泥水中含有大量残留PAC,导致排泥水进入到浓缩池中将产生污泥初浓缩现象,可进一步优化上清液的水质情况。排泥水中总PFASs含量在第7 d有明显上升,连续3 d内总浓度水平均略高于其余时间,总PFASs质量浓度为43.5～51.3 ng/L,分析可能是在试验周期内,第7～9 d有雷暴天气,雨量冲击大导致原水水质不稳定。但在后续几日的监测中,总PFASs含量又趋于正常水平,分析可能是在含有残留PAC的浓缩池上清液回流过程中对原水具有强化混凝效果,致使排泥水水质又趋于稳定。排泥水中短链PFASs主要监测到的物质为PFBA、PFBuS、PFHxA,3种物质质量浓度之和为6.300～15.915 ng/L,占总PFASs的质量分数为21.5%～40.2%,尤其以PFCAs为主,这与前期原水PFASs组分特征类似。普遍检出的C8链长氟化物PFOA和PFOS仍是排泥水中最主要的PFASs组分,特别是PFOA。排泥水中长链PFASs质量分数基本保持在50%以上,占比最高可达73.3%,主要原因在于中长链PFASs更易黏附颗粒相中[38],在混凝沉淀过程中更易被去除。

2.3.2 滤池反冲洗水

在15 d中试试验周期内,炭砂滤柱反冲洗水中总PFASs检测结果如图7(b)所示,其平均质量浓度为12.4～31.6 ng/L,且PFDA、PFUnDA、PFDoDA、PFDS等长链PFASs被频繁痕量检出。链长≥C8的PFASs含量占比维持在52.5%～67.8%。究其原因:GAC去除PFASs主要以吸附为主,其作用机理包括静电相互作用和疏水作用等。在一般环境中PFASs大多会以阴离子形式存在,且其pKa值与链长极为相关[38]。因此,GAC对长链PFASs的去除效率高于短链PFASs,在静电作用和输水作用下长链PFASs更易附着在炭砂滤柱中的吸附位点上[39]。

水体中,PFCAs的组分占比接近99%,PFSAs含量甚微。研究[40]表明,在GAC吸附试验中,PFCAs比PFSAs具有更好的去除效率,这与本研究结果一致。由水质来源可知,水体中PFCAs组分含量远远高于PFSAs含量,在炭砂滤柱吸附去除过程中能被较好去除。观测可知,在第8 d,滤池反冲洗水总PFASs质量浓度水平达到最高,为31.6 ng/L,分析可能是暴雨导致频繁冲刷地表致使水体中PFASs浓度上升,也有可能是因为GAC吸附在第8 d发生解吸现象最为明显[41-42,35],导致水体中PFASs含量升高较为明显。但在后续密切关注中,PFASs总浓度水平又趋于稳定,在第13 d达到最低浓度水平。因此,在浓缩池上清液连续回流过程中,对滤池反冲洗水的总PFASs浓度影响不大。PFASs在炭砂滤池中的富集现象不显著。但GAC对PFASs的去除效果依赖于GAC的新旧程度等条件,因此在后续研究中可考虑进一步优化炭砂滤柱运行条件[40]。

2.4 回用后出厂水PFASs浓度变化情况

重点在浓缩池上清液进行连续回流后对出水水质进行密切观测,试验结果如图8所示。上清液未进行回用时出水总PFASs质量浓度为3.1 ng/L,连续回用后出水总PFASs质量浓度为2.2～3.6 ng/L。PFSAs中仅有PFOS检出率近乎100%,且为痕量检出,PFCAs则是PFASs的主要组成部分。尽管PFSAs初始浓度不高,但GAC对其的去除效果要优于PFCAs[40]。这可能与PFASs的pKa值有关,其中PFCAs的pKa<1.6,PFSAs的pKa<0.3[43],因此,PFSAs更易与带正电的环境介质之间产生静电相互作用,有助于被吸附截留从而延缓其运输[44-45]。这可能是出水以PFCAs为主的主要原因。未在任何样品中检测出≥C10的长链物质,所有样品中均检出PFPeA、PFHxA、PFOS和PFOA;PFBA、PFHpA和PFNA检出率在75%左右;PFPeA和PFHxA基本维持在0.4 ng/L的质量浓度水平,PFOA质量浓度为0.7～2.0 ng/L,PFOS仅为0.1～0.5 ng/L。C4～C7的短链PFASs在出水中组分总占比在33.3%～48.0%,第3 d占比仅为18.2%,考虑这可能与不同时期进水的PFASs组分特征差异有关。作为C8的替代化合物,短链PFASs在水生生物群中尚未观察到有生物累积现象[29],但由于近年来排放量的增加以及更强的流动性和持久性,对其水生生态风险仍需引起关注。

图8 浓缩池上清液回用后出水PFASs组分特征变化Fig.8 Variations in PFASs Composition in Outflow Water after Recycling of Supernatant of Thickening Tank

与未回用前出水水质(即0 d)对比可知,上清液连续回流后对出水水质总PFASs浓度水平以及组分特征并无明显影响。在第2～4 d、第12～15 d时出水总PFASs浓度水平低于未回用时的PFASs总浓度,进行连续回流在一定程度上有改善出水PFASs污染情况的效果。分析原因可能在于上清液中含有大量脱稳的颗粒物、聚合胶体和未反应的PAC,在回用过程中促进了颗粒间的碰撞,在混凝沉淀过程中进一步提高了PFASs的去除效果。总之,在浓缩池上清液连续性直接回用中试试验中,出水PFASs浓度水平相对稳定,并未发现有明显的富集现象,针对PFASs为风险控制进行浓缩池上清液连续直接回用是可行的。

2.5 人类健康风险评估

本研究仅针对出水中7种被检出的PFASs组分进行计算,评估其在夏季中试试验期间对居民的健康风险,结果如表2所示。在本项研究中,上清液连续直接回用后出水的最大总PFASs质量浓度为3.6 ng/L,估计PFASs最大摄入量为0.102 9 ng/(kg·d)。基于最大日摄入量进行计算,PFAS各组分的HI为0.003 8～0.019 0,总HI值为0.034 3,均低于0.2的阈值,说明上清液回用后出水作为居民饮用水对人类健康造成的潜在风险可忽略不计。随着其他短链及各种新型PFASs的替代使用,未来有必要对其进行更全面的深入研究,以及针对更敏感的年龄组和个体情况做进一步分析,以更好地评估通过包含水和食物在内饮食暴露等对人类所带来的健康风险。

表2 PFASs暴露日摄入量和风险指数Tab.2 Estimated Daily Intake and Hazard Index for PFASs Exposure

3 结论

(1)浓缩池上清液中PFASs总质量浓度在14.6～36.0 ng/L,平均质量浓度为27.3 ng/L。原水中总PFASs为23.7～41.1 ng/L,平均值为30.1 ng/L。浓缩池上清液中总PFASs浓度与原水中相差不大,PFASs浓度分布与浓缩池上清液的组分结构也基本保持一致。

(2)浓缩池上清液来源水为排泥水和滤池反冲洗水。PFASs可附着在沉积物上,在絮凝沉淀过程中被部分去除,炭砂滤池中GAC可吸附PFASs有效降低其浓度水平。新厂活性炭池反冲洗水的总PFASs质量浓度最高,可达63.1 ng/L。在上清液连续回流过程中,尾水水质未出现明显富集显现,排泥水及滤池反冲洗水中总PFASs浓度水平波动不大。

(3)浓缩池上清液进行连续回用后进水总PFASs质量浓度为22.2～39.8 ng/L。且部分时间上清液水质优于原水水质。总体上,进行浓缩池上清液连续回用对原水PFASs含量影响可忽略不计。

(4)浓缩池上清液连续回用后出水总PFASs质量浓度为2.2～3.6 ng/L,未回用时为3.1 ng/L。连续直接回用上清液对出水总PFASs含量影响甚微,对其组分特征也影响不大,并未发现有明显富集现象。在一定程度上甚至有改善出水水质的效果,呈现出降低出水总PFASs的现象。

(5)健康风险评估表明,浓缩池上清液回用后的出水作为居民饮用水,单个PFAS和总PFASs的HI值均低于0.2的阈值,说明回用后出水对居民的健康风险可忽略不计。