城市污水處理廠二級出水是一種重要的再生水資源，但二級出水中含有大量的溶解性微生物代謝產物，上游飲用水水源中的天然有機物及微量污染物[1, 2]，難以直接進行回用.而傳統(tǒng)的“混凝+沉淀+過濾”處理流程難以適應復雜的水質要求[3]，同時常規(guī)的氯消毒處理也會產生具有“三致”特性(致癌、致畸、致突變)的消毒副產物(DBPs)[4, 5]，因此臭氧化及其聯(lián)用技術逐漸成為水處理的重要途徑[6~8].

　　目前常用的聯(lián)用方式是將預臭氧化加入傳統(tǒng)的混凝工藝中，可以通過提高原水的可混凝性，來達到提高后續(xù)工藝中污染物去除效率的目的[9, 10].雖然適量的臭氧可以起到改善廢水中懸浮顆粒的絮凝性能，在一定程度上減少混凝劑投加量的作用[11, 12]，但是預臭氧-混凝技術對有機物的去除有很大的局限性[13, 14]. Chang等[15]和Yan等[16]研究認為較低的預臭氧劑量是有益的，如果劑量過大會惡化后續(xù)的混凝效果. Liu等[17]甚至認為預臭氧化對混凝幾乎沒有促進作用，而且降低了后續(xù)混凝工藝對DOC的去除效率.通常臭氧通過兩種途徑與有機污染物發(fā)生作用;一是臭氧分子與有機污染物通過親電反應或親核反應直接氧化作用，該反應進程緩慢，選擇性強[18, 19];二是臭氧在水中氫氧根(OH-)、有機污染物或某些無機物等引發(fā)劑的作用下生成羥基自由基(·OH)，間接與水中有機污染物發(fā)生作用，該反應速度快，選擇性低，其反應動力學常數(shù)在108~1010 L·(mol·s)-1之間[20~23].而臭氧氧化效率的提升可以通過采用與雙氧水、紫外線和金屬離子等聯(lián)用的方式，以提高·OH的產率來實現(xiàn)[24].李華等[25]研究認為臭氧-紫外聯(lián)合預處理的礦化作用主要是通過·OH實現(xiàn)的，·OH對溶解性腐殖酸的團聚結構產生破壞作用，從而促進對有機物的去除效率.吳國枝等[26]研究了臭氧與光催化和超聲等高級氧化技術的不同組合方法對苯酚的降解效果，結果表明聯(lián)用技術的協(xié)同作用生成了更多的強氧化劑·OH，從而更好地降解水中的有機物.鑒于此本研究建立臭氧-混凝耦合處理工藝，使混凝劑和臭氧化在一個體系中同時作用.金屬鹽混凝劑水解產生的金屬離子和一些金屬化合物，可以作為催化劑促進·OH的產生，從而提高溶解性有機物的去除效率.

　　本文的主要目的就是探究臭氧-混凝耦合工藝在污水深度處理中的去除特性，揭示該工藝去除溶解性有機物的機制.本文將在pH為5、7和混凝劑為AlCl3·6H2O的情況下研究耦合工藝的去除特性，并與預臭氧-混凝工藝和傳統(tǒng)混凝工藝進行對比.同時采用·OH探針法研究耦合工藝中混凝劑對臭氧化過程的促進作用，從而更好地闡述該工藝的作用機制.

　　1 材料與方法

　　1.1 污水處理廠二級出水

　　本實驗以西安市某污水處理廠二級出水作為研究對象，該污水處理廠采用A2O工藝，處理規(guī)模為500 000 m3·d-1，實驗前樣品均需經過0.45 μm濾膜(上海新亞)過濾.過濾處理后的水質特征如表 1所示，堿度、NO3--N和NO2--N的含量都很低，不會影響后續(xù)實驗的測定結果.實驗所用的主要試劑包括氯化鋁(AlCl3·6H2O)、靛藍三磺酸鉀、對氯苯甲酸(p-CBA)、硫代硫酸鈉(Na2S2O3)、氫氧化鈉(NaOH)、磷酸、磷酸二氫鈉(NaH2PO4)和磷酸氫二鈉(Na2HPO4)等，均為分析純，并且使用超純水配制.所有實驗均在室溫下進行.

　　表 1 污水處理廠二級出水水質特征

　　1.2 實驗方法

　　1.2.1 臭氧原液制備方法

　　采用圖 1所示裝置制備臭氧原液，取樣瓶有效體積為500 mL，用磷酸調pH至3.通過氣體流量計控制氧氣源臭氧發(fā)生器(SK-CFQ-3P, 三康)出口流量在16 L·h-1左右，持續(xù)曝氣約2 h，未反應的剩余氣體通入兩級KI吸收瓶處理.整個制備裝置利用水浴調節(jié)控制溫度在0~4℃左右，在波長258 nm下測定吸光度值計算得到臭氧原液濃度[ε258=3 000 L·(mol·cm)-1]，其濃度可達到80 mg·L-1左右.

　　1.氧氣瓶;2.氧氣源臭氧發(fā)生器;3.超低溫冷卻循環(huán)泵;4.閥門;5.流量計;6.曝氣頭;7.取樣瓶;8.一級KI吸收瓶;9.二級KI吸收瓶圖 1 臭氧水制備裝置示意

　　1.2.2 混凝實驗

　　混凝裝置采用混凝攪拌器(3000-6N, 武漢梅宇)，水樣體積為500 mL，使用0.1mol·L-1 NaOH溶液和磷酸調節(jié)水樣pH至5和7，加入2 mmol·L-1磷酸鹽緩沖液分別控制pH在5±0.5和7±0.5附近，選擇混凝劑AlCl3·6H2O進行實驗.混凝條件為300 r·min-1快攪1 min，60 r·min-1慢攪30 min，結束后靜置沉淀30 min，并于液面下2 cm處取上清液過濾后測DOC、UV254和色度等水質指標.

　　1.2.3 臭氧-混凝耦合實驗

　　該實驗要求臭氧化過程與混凝過程同時發(fā)生，即在混凝實驗快攪完成后迅速加入臭氧原液進行慢攪，實驗結束后靜置、取樣測定相關水質指標.在反應過程中按照設定好的時間間隔取樣，測定液態(tài)臭氧濃度.測定p-CBA濃度時還需提前向燒杯中加入0.5 μmol·L-1的p-CBA，并在取樣瓶中加入0.025 mol·L-1硫代硫酸鈉淬滅·OH，防止其進一步氧化.

　　1.3 分析測定方法

　　本實驗涉及的測定項目主要包括pH、色度、UV254、DOC、IOD、液態(tài)臭氧濃度、·OH濃度和p-CBA濃度等.其中pH采用上海大普PHS-3C型精密酸度計測定;色度用分光光度鉑鈷比色法[27]測定;UV254采用UV-2102C型紫外分光光度計在254 nm下測定吸光度值;DOC采用日本島津生產的TOC-VCPH分析儀測定，測定前先用硫酸對水樣進行酸化氮吹處理，除去水中無機碳保證測定值的準確性;·OH濃度通過探針法間接測定，選擇p-CBA作為·OH的指示劑，主要因為p-CBA與臭氧的反應速率很慢[kO3 < 1 L·(mol·s)-1]，可以忽略，而與·OH的反應速率很快[k·OH/p-CBA=5×109 L·(mol·s)-1][28];p-CBA濃度采用日本島津公司生產的LC-2010AHF型高效液相色譜(HPLC)測定，流動相為乙腈:水=1:1(磷酸調pH為2)，流速1.0 mL·min-1，進樣量20 μL，紫外檢測波長為234 nm，柱溫40℃，最低檢測限為0.1 μg·L-1 [29];液態(tài)臭氧濃度使用靛藍比色法[30]測定;臭氧在水體中分解的最初15 s階段稱為瞬時臭氧需求量(instantaneous O3 demand, IOD)，可以通過計算最初投加臭氧濃度與15 s后剩余臭氧濃度的差值所得[31, 32].堿度、NO3--N和NO2--N的測定參考文獻[33].

　　2 結果與討論

　　2.1 臭氧-混凝耦合工藝深度處理特性研究

　　比較臭氧投加量(以O3/DOC計，下同)為1.0 mg·mg-1時臭氧-混凝耦合工藝與預臭氧-混凝工藝及傳統(tǒng)混凝工藝的處理效果，結果如圖 2所示.耦合工藝和預臭氧-混凝工藝相比于傳統(tǒng)混凝工藝，其色度、DOC和UV254的去除率都有明顯的提高.其中色度的去除效果最明顯，而UV254的去除率差異較小，這可能是因為臭氧化過程中臭氧與有機物中的不飽和官能團和共軛結構反應，改變了原水中有機物的性質和分子結構[34~36]，從而達到提高混凝效果的目的.

　　圖 2 不同工藝去除效果對比

　　預臭氧-混凝工藝對DOC的去除是有限的，在兩種pH條件下DOC的去除率均小于20%. Singer等[37]研究表明，在臭氧投加量為1.0 mg·mg-1時，預臭氧化對混凝去除DOC的促進作用是很小的. Selcuk等[38]研究也表明，采用鋁鹽混凝劑時，預臭氧氧化對于TOC的去除率僅為22%左右.但是，在本研究中，不同pH條件下耦合工藝對DOC的去除率最大，分別為37.96%(pH=5)和39.66%(pH=7).這表明耦合工藝可以提高臭氧化對混凝工藝促進效果的提升.

　　2.2 臭氧-混凝耦合工藝中臭氧自分解反應的影響

　　為探究混凝過程對臭氧衰減的促進作用，選擇混凝劑AlCl3·6H2O和兩種pH進行實驗.由圖 3可以看出，隨著pH的增加臭氧衰減速度加快.加入的混凝劑與臭氧接觸會顯著加快臭氧的消耗，這可能是由于混凝劑中的金屬離子在一定程度上對臭氧起到了催化氧化的作用，使其分解產生更多氧化性更強的·OH，加速了臭氧的衰減.臭氧在水中的分解是由于臭氧與水中的氫氧根(OH-)反應[39]，導致超氧自由基(·O2-)的形成，隨后引發(fā)鏈式反應產生·OH[40].因此，pH越大，臭氧衰減速度越快.

　　圖 3 不同pH條件的臭氧衰減曲線

　　為了驗證加入混凝劑促進了·OH的產生，又向反應體系中加入叔丁醇.叔丁醇作為·OH的抑制劑，可以阻斷·OH鏈式反應的進行[41].結果顯示加入叔丁醇后臭氧的衰減速度明顯減慢，說明耦合工藝中臭氧是通過·OH的鏈式反應而分解的[42].

　　根據(jù)圖 3數(shù)據(jù)，計算無叔丁醇條件下各反應的IOD如表 2所示.在相同的臭氧投加量下，高的pH值會導致高的IOD值. pH=7時IOD階段消耗了大約61.93%的臭氧，而pH=5時僅消耗臭氧42.86%.在相同的pH條件下，加入混凝劑后IOD值增加，說明耦合工藝中混凝劑水解產生的金屬離子或某些化合物不僅促進了IOD階段臭氧的分解，而且也促進了臭氧分解第二階段時臭氧的衰減速度，增強了·OH的產率.根據(jù)Buffle等[43, 44]的研究結果，在IOD階段，臭氧具有高的分解速率，同時產生大量·OH.而臭氧與二級出水中溶解性有機物的某些特殊結構反應可能是引起臭氧在IOD階段快速衰減的主要原因[45]，這可以解釋臭氧在二級出水中快速分解的現(xiàn)象.

　　表 2 不同實驗條件下的IOD和Rct

　　2.3 臭氧-混凝耦合工藝機制研究

　　p-CBA的去除效果可以間接反映·OH的產生情況. 圖 4反映了加入叔丁醇和不加叔丁醇兩種情況下p-CBA的去除情況.可以看出加入的叔丁醇明顯降低了p-CBA的去除效率，說明產生的大部分·OH被叔丁醇抑制了[46].隨著pH的升高，p-CBA的去除效率逐漸增大，說明產生了較多的·OH.已有研究[47, 48]也證明高的pH可以促進臭氧反應產生更多的·OH.加入混凝劑可以提高p-CBA的去除效率，這意味著混凝劑和臭氧發(fā)生催化氧化產生了更多的·OH.在IOD階段(t<15s)，p-CBA出現(xiàn)了明顯的減少，去除率在26%~40%之間，說明大量的·OH產生在這一階段，特別在較高的pH條件時.大量的研究[43, 44, 49]均證明IOD階段·OH的暴露量較高，并且迅速與有機物反應而被消耗.

　　圖 4 不同pH條件對氯苯甲酸的去除曲線

　　上述研究表明耦合工藝中存在·OH，為了進一步探究反應特性，引入參數(shù)Rct表示·OH暴露量與臭氧暴露量的比值[28]，即∫[·OH]dt/∫[O3]dt.臭氧在IOD (t<15 s)階段的分解速率較快，不服從一級動力學方程，Rct值以指數(shù)形式增大;臭氧分解第二階段服從一級動力學方程[43~45, 49]，并且Rct值保持相對穩(wěn)定，因此利用Rct表征臭氧分解第二階段的反應特性[42].根據(jù)Elovitz等[28]提出的模型，以ln ([p-CBA]/[p-CBA]0)為縱坐標，以∫[O3]dt為橫坐標進行線性擬合確定Rct如表 2所示.計算所得Rct的數(shù)量級為10-8~10-9，這與Rosenfeldt等[47]的研究結果一致，在pH=8的自然水體中Rct的數(shù)量級在10-8~10-9之間.較高的pH更有利于臭氧分解產生·OH[46]，這也導致pH=7時的Rct值比pH=5時高.此外，加入混凝劑也引起Rct值的升高.

　　根據(jù)Rct值(表 2)和臭氧衰減曲線(圖 3)計算·OH的暴露量如圖 5所示，其直觀地表現(xiàn)出pH越高產生的·OH越多，這與之前的討論結果一致.加入混凝劑會表現(xiàn)出更高的·OH暴露量，Qi等[50, 51]研究發(fā)現(xiàn)金屬鹽混凝劑表面的羧基官能團是一類活性基團，臭氧可以通過靜電吸附和氫鍵結合作用力在水溶液中與羥基反應，引發(fā)臭氧分解，再通過鏈式反應形成·OH.本研究中，鋁系混凝劑通過水合作用在表面形成大量羥基官能團[52]，使得臭氧不僅可以直接與水中的OH-反應引發(fā)鏈式反應生成·OH，還可以與混凝劑表面的羥基反應，產生大量·OH.因此臭氧-混凝耦合工藝中混凝劑對臭氧的促進作用主要是通過促進臭氧分解產生·OH實現(xiàn)的.具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　圖 5 不同pH條件下·OH的暴露量

　　3 結論

　　(1) 臭氧-混凝耦合工藝有別于傳統(tǒng)意義上的預臭氧-混凝工藝，預臭氧化和混凝在一個單元內同時進行，在一個系統(tǒng)中具有互混性.

　　(2) 臭氧-混凝耦合工藝相比于傳統(tǒng)的預臭氧-混凝工藝，對色度、UV254和DOC有較好的去除效果.在不同pH條件下，AlCl3·6H2O作為混凝劑時，耦合工藝對DOC的去除率均高于30%，說明耦合工藝能夠有效提高溶解性有機物的去除效率.

　　(3) 臭氧-混凝耦合工藝中混凝劑對臭氧化的促進機制主要是通過金屬鹽混凝劑及其水解產物作為臭氧化的催化劑，引發(fā)鏈式反應，促進臭氧分解產生氧化性更強、選擇性更低的·OH，形成高級氧化機制，從而進一步氧化有機污染物.(來源及作者：西安建筑科技大學環(huán)境與市政工程學院 侯瑞、金鑫、金鵬康、王曉昌)