提高出廠水化學穩(wěn)定性的試驗研究

提高出廠水化學穩(wěn)定性的試驗研究給水排水專業(yè)摘要當前國內供水行業(yè)中水質的化學穩(wěn)定問題普遍存在，又以腐蝕問題更為嚴重。為了全面、客觀地評價水質化學穩(wěn)定性問題，本文采用5種穩(wěn)定指數(shù)來綜合評價水質化學穩(wěn)定性。通過對深圳特區(qū)供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的調查發(fā)現(xiàn)，各水廠原水、出廠水、管網水常年具有腐蝕性、侵蝕性；而且水處理工藝中，混凝、消毒都會降低水質化學穩(wěn)定性。本課題通過投加堿劑提高pH的效果，控制出廠水pH在8.0~8.5之間，可使出廠水基本穩(wěn)定；采用再礦化工藝，深圳原水投加CO?18mg/L,石灰20mg/L,可使出廠水水質完全穩(wěn)定。關鍵詞供水系統(tǒng)；化學穩(wěn)定性；水質穩(wěn)定；再礦化。universallyinthedomThroughtheinvestigationaboutthewaterstabilizationofShenZhenSpecialZone'swatersupplysystem,wecanfindthattheoriginalwaterofallthewaterplants,theoutgoingwaterfromthewaterplantsandthewaterofdistcorrosiveandaggressive.Andinthewatertreatmenttechnology,coagulationanddisinfectionwillcutthewaterstafromthewaterplantsbetween8.0~8.5tomaketheoutgoingwaterfromthewaterplantsthroughtheadditionofalkaliinthistopic.ItcanstabilizethequalityoftheoutgoingwaterfromthewaterplantsbytherecarbonationtechKEYWORDSwatersupplysystem;chemrecarbonation.目錄 I I第1章緒論 11.1課題背景與研究意義 11.1.1課題背景 11.1.2研究意義 11.2國內外研究進展 21.3課題來源與研究內容 31.3.1課題來源 31.3.2研究內容 3第2章深圳特區(qū)供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性調查 42.1深圳特區(qū)供水系統(tǒng)概況 42.2水質化學穩(wěn)定性的評價體系 52.3原水化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀 62.3.1原水的水質特征 62.3.2原水化學穩(wěn)定性概況 62.3.3原水化學穩(wěn)定性季節(jié)性變化規(guī)律 72.4出廠水化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀 92.4.1出廠水化學穩(wěn)定性概況 92.4.2出廠水化學穩(wěn)定性季節(jié)性變化規(guī)律 2.5管網水化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀 2.6本章小結 第3章供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律研究 3.1材料與方法 3.1.1實驗裝置 3.1.2檢測指標與方法 3.2水處理工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響 3.2.1混凝工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響 3.2.2過濾工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響 3.2.3消毒工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響 3.3供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律 3.3.1常規(guī)處理工藝 3.3.2臭氧活性碳處理工藝 3.4本章小結 第4章供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性控制措施研究 4.1以出廠水pH為控制目標的控制措施 4.1.2不同堿劑投加效果分析 4.1.3堿劑投加點的選擇 4.2以出廠水總堿度為控制目標的控制措施 4.2.1控制出廠水總堿度的意義 4.2.2再礦化工藝的提出 4.2.3出廠水總堿度的控制值 4.2.4原水水質 4.2.5材料與方法 4.2.6石灰的投加量 4.2.7二氧化碳投加量對水質穩(wěn)定的影響 4.2.8成本估算 4.3管網改造及科學管理 4.4本章小結 結論 參考文獻 致謝 第1章緒論1.1課題背景與研究意義隨著社會發(fā)展居民及工業(yè)用水水質標準不斷提高，我國主要城市水廠不斷完善處理工藝，多數(shù)水廠都能滿足國家標準，但是在輸配過程中即用戶終端管網水的濁度、色度、細菌總數(shù)、鐵、銅等離子濃度都比出廠水要高，配水管網有時出現(xiàn)黃、黑水，給工業(yè)生產(印染、電池、化工等)及居民日常生活造成較大影響。另外，給水管道內壁的腐蝕和結垢更是普遍的現(xiàn)象。其主要原因是，存在管網的結構問題、管網的運行管理問題，同時也存在出廠水的水質穩(wěn)定問題。管網水質穩(wěn)定性指化學穩(wěn)定性及生物穩(wěn)定性兩個方面，在不少城市供水系統(tǒng)中這兩個方面都存在著不同程度的問題。而出廠水水質化學穩(wěn)定性差別是造成管網腐蝕和結垢的內因。水質的化學穩(wěn)定性是指水在管道輸送過程中既不結垢又不腐蝕管道，在水工業(yè)中常被定義為既不溶解又不沉積碳酸鈣。水質化學穩(wěn)定性主要表現(xiàn)為腐蝕性和結垢性兩方面，根據(jù)《城市供水行業(yè)2000年技術進步發(fā)展規(guī)劃》的調查，地表水廠出廠水水質基本穩(wěn)定的只有21%,有腐蝕傾向的為50%,有結垢傾向的為29%;地下水廠出廠水水質基本穩(wěn)定的為50%,有腐蝕傾向的為30%,有結垢傾向的為20%[1]。由此可見，供水行業(yè)中水質的化學穩(wěn)定問題普遍存在，又以腐蝕問題更為嚴重。腐蝕性的水在管網中長期停留，會腐蝕金屬管道，產生腐蝕產物，聚集在管道內壁。給水管道內壁生長的腐蝕產物也稱之為生長環(huán)[2],會縮小管道的有效過水段面，增加管道的阻力系數(shù)，降低管道的輸送能力，極嚴重時甚至使管道不能通水。美國新英格蘭區(qū)19個城市通過調查發(fā)現(xiàn)：瀝青襯里的鑄鐵管在使用30年后，平均輸水能力損失52%[3]。金屬管道內壁的腐蝕，縮短了管道的使用壽命，增加了管材的維護、更換費用。美國供水協(xié)會(AWWA)于1999年估計，美國的供水企業(yè)在今后20年內將花費3250億美元來更新城市供水管網[4]。這個數(shù)值是以美國環(huán)保署(EPA)估計在今后20年里要花費772億美元來新敷和更新輸配水管線為基礎的[5]。城市供水系統(tǒng)中管道的漏損，也有相當部分是由于金屬管道內壁腐蝕引起的。給水管道內壁腐蝕產物的釋放，也是人們關心的一大問題。當供水管網內水流速度或水流方向發(fā)生突然變化時，給水管道內壁的腐蝕產物很可能脫落，并釋放到自來水中。據(jù)芝加哥1968年供水管網水樣與出廠水水樣的水質對比得出，鎘、鉻、鈷、銅、鐵、鉛、錳、鎳、銀、鋅等元素的濃度在15%～67%的水樣中有所增加[3]。城市供水系統(tǒng)中常見的“黃水”問題，就是由鋼管、鑄鐵管等管道內壁鐵腐蝕產物的釋放而引起的。鐵腐蝕產物釋放到水中，惡化了水的感觀性質，對印染、化工、電池等工業(yè)生產造成很大影響，也常引起居民用戶的投訴。腐蝕不僅僅是金屬管道的問題，腐蝕性的水同樣會侵蝕金屬表面的水泥砂漿、非金屬保護層和非金屬管材。美國某市的一座供水量為20.8萬m3/d的水廠，其配水管網中的鋼筋混凝土管、石棉水泥管及水泥砂漿襯里的鑄鐵管，受腐蝕性水的侵蝕，每年估計管材損失以CaCO?計約為453噸[3]。金屬管道襯里的水泥砂漿或鋼筋混凝土管受腐蝕性水的侵蝕時，CaO會從水泥中浸出，這種現(xiàn)象被稱之為“脫鈣”。當水體緩沖能力很弱時，釋放到水體中的CaO會導致水體的pH值劇烈上升，甚至超過8.5以上。因此，提高供水系統(tǒng)的水質化學穩(wěn)定性，控制管網的腐蝕，具有經濟和衛(wèi)生雙重作用，對保護管網和提高管網水質都具有至關重要的意義。國內供水行業(yè)在管網水質穩(wěn)定上的研究處于起步階段，在飲用水水質標準中，還沒有相關的要求。因此，進行管網水質化學穩(wěn)定性及控制方法的研究，采取有效措施緩解城市給水管網的腐蝕、改善管網水質具有迫切的現(xiàn)實意義。供水系統(tǒng)水質的化學穩(wěn)定性是指水在輸配過程中，由于各種因素的影響，水中含有的各化學物質之間或者與外部特別是管道之間發(fā)生化學反應而引起穩(wěn)定性改變，主要的化學變化有氧化、水解、還原等。水質的化學穩(wěn)定性研究涉及到水在管道輸送過程中結垢或腐蝕的傾向，水質化學穩(wěn)定性好，在水工業(yè)中常被定義為既不溶解又不沉積CaCO?。水中的CaCO?溶解平衡體系一般是指重碳酸鈣、碳酸鈣和二氧化碳之間的平衡。如水中游離二氧化碳含量少時，則發(fā)生碳酸鈣沉淀；如超過平衡量時，則發(fā)生二氧化碳腐蝕，反應式如下：當水中的CaCO?過飽和時，傾向于沉淀出CaCO?。這種水在管道中流動時，會產生CaCO?沉淀，沉積在管壁上，引起結垢，稱之為結垢性的水。當水中CaCO?含量低于飽和值時，則傾向于使已沉淀的CaCO?溶解。這種水遇到混凝土的管道和構筑物就會產生侵蝕作用，在金屬管道中流動時則會溶解管道內壁碳酸鈣保護膜，對金屬產生腐蝕作用，稱之為腐蝕性的水。二者都是不穩(wěn)定性的水。既無沉淀CaCO?傾向，也無溶解CaCO?傾向的水，才是化學穩(wěn)定的水。國內外學者對供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的研究主要集中在水質化學穩(wěn)定性的判別指數(shù)及模型、管道內壁腐蝕瘤的形態(tài)特征及結構分析、腐蝕產物的釋放及有色水形成的機理、水質化學穩(wěn)定處理及腐蝕控制方法等方面，但還沒有得出具體結論，本課題對水質化學穩(wěn)定處理及腐蝕控制方法做重點研究。1.3課題來源與研究內容本課題研究來源為國家十五“863”重大專項—南方地區(qū)安全飲用水保障技術 (2002AA601120)子專題“出廠水的二次污染控制及安全輸配”及深圳水務集團有限公司2006年度科技項目“供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性”研究。研究目的在于通過對深圳市供水系統(tǒng)水質的系統(tǒng)監(jiān)測與分析，發(fā)現(xiàn)典型供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律，并提出改善南方地區(qū)供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的技術措施，緩解給水管網的腐蝕，改善管網水質。1.3.2研究內容本文針對供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性及其控制策略與方法，主要研究內容為：1)深圳特區(qū)供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀調查；2)水處理工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響；3)供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的控制方法。第2章深圳特區(qū)供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性調查供水系統(tǒng)由取水構筑物、水處理構筑物和輸配水管網組成。通過對供水系統(tǒng)各環(huán)節(jié)水質的監(jiān)測、分析，探尋水質化學穩(wěn)定性在供水系統(tǒng)中的變化規(guī)律，是解決水質化學穩(wěn)定性帶來的諸多問題、并提供相應的控制對策而必不可少的研究手本課題研究的典型供水系統(tǒng)主要在深圳經濟特區(qū)，系統(tǒng)地掌握深圳特區(qū)內供水系統(tǒng)的水質化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀，是完成本課題研究的基礎。本課題從2002年1月開始，對深水集團各水廠原水、出廠水進行每月一次的取樣分析，測定的水質參數(shù)包括：水溫、pH、總溶解固體、總硬度、總堿度、鈣硬度、鐵、錳等，水質化學穩(wěn)定性判別指數(shù)采用飽和指數(shù)IL、穩(wěn)定指數(shù)IR、碳酸鈣沉淀勢CCPP、侵蝕指數(shù)AI、拉森比率LR等。2.1深圳特區(qū)供水系統(tǒng)概況深圳市地處我國廣東省中南沿海，陸域為東經113°46'至114°37',北緯22°27'至22°52’。根據(jù)1995年深圳市土地資源詳查成果，全市總面積1948.69km2,其中特區(qū)內391.71km2。深圳市距廣州160km,距香港、九龍35km。東臨大鵬灣，西連珠江口，南與香港新界接壤，北靠東莞、惠州兩市。深圳市人口近1000萬。深圳常年氣溫高，生活節(jié)奏快，生活消費水平也較高，對水量的需求相對也較大。深圳人均綜合生活用水量高達427L/d,而南方各大城市人均綜合生活用水量僅為深圳水庫-東深供水渠流域和觀瀾河流域是深圳市的兩大供水流域。目前深圳市的境外水源有東深供水工程和東部供水水源工程。深圳市境內水資源僅為少量水庫蓄水，總量有限，被列為全國缺水城市之一。本地水源只能滿足需求量的20%,80%的用水需要外地輸送。深圳經濟特區(qū)內最大的供水企業(yè)是深圳水務集團有限公司，該公司供水區(qū)域占特區(qū)面積的95%以上。深水集團現(xiàn)有5座水廠，供水量達167萬噸/日。深圳特區(qū)內水廠使用的水源均為水庫原水，主要來自東深供水工程和東部供水水源工程，由深圳水庫、西麗水庫、鐵崗水庫等水庫供水。其中深圳水庫是各水廠最主要的水源，目前年供水量占全年總水量的90%以上。深水集團供水管網全長約821.4475km,其中鋼筋混凝土管174.6km,鋼管216.8km,鑄鐵管210.8km,球墨鑄鐵管359.24km,PCCP管108km,因資料不全未知管材屬性的管道172.5km。2.2水質化學穩(wěn)定性的評價體系飽和指數(shù)IL是Langelier在1936年最早提出的水質化學穩(wěn)定性判別指數(shù)。飽和指數(shù)從熱力學平衡角度出發(fā)，以碳酸鈣的溶解平衡為基礎，在國內外得到了廣泛的應用，在今天仍是最常用的判別指數(shù)之一。飽和指數(shù)在實際應用中有兩個弊端，一是對兩個同樣的IL值不能進行水質化學穩(wěn)定性的比較。例如pH分別為7.5和9.0的兩個水樣，其pHs分別為6.65和8.14,計算的IL值分別為0.85和0.86,就IL而言兩者都是結垢性的，但實際上第一個水樣是結垢性的，而第二個水樣是腐蝕性的。二是當IL值在0附近時，容易得出與實際相反的結論。Ryznar在Langelier工作的基礎上，對大量的生產數(shù)據(jù)進行總結，于1946年提出了半經驗性的Ryznar穩(wěn)定指數(shù)。該指數(shù)在一定程度上避免了飽和指數(shù)的上述兩個弊端，使得判斷結果更加趨于可靠。國內一般采用飽和指數(shù)和穩(wěn)定指數(shù)共同來分析評價水質化學穩(wěn)定性。這兩個指數(shù)只能給出水質化學穩(wěn)定性的定性分析，判別的結果只能表示水的腐蝕或結垢的傾向。對于腐蝕性或結垢性的水來說，究竟每升水中應該沉淀或溶解多少碳酸鈣才能使水質穩(wěn)定，飽和指數(shù)和穩(wěn)定指數(shù)都是無能為力的。況且，Langelier提出飽和指數(shù)的初衷只是用于評價鋼管、鑄鐵管、鍍鋅鋼管等未內防腐鐵質金屬管道的水質化學穩(wěn)定性。只采用上述兩個指數(shù)來判別整個配水管網的水質化學穩(wěn)定性，顯然是不夠準確的。為了全面、客觀地評價水質化學穩(wěn)定性問題，還需采用多種指數(shù)來建立水質化學穩(wěn)定性的綜合評價體系。碳酸鈣沉淀勢CCPP能給出碳酸鈣沉淀或溶解量的數(shù)值，它從定量的角度來分析水質化學穩(wěn)定性，因而是個更好的判別指數(shù)。對于石棉管、水泥管及水泥砂漿襯里的金屬管材，侵蝕指數(shù)AI能更準確的評價水質化學穩(wěn)定性。另外，在一定條件下，氯離子、硫酸根離子等陰離子能夠增加水的導電性，破壞金屬表面的鈍化膜和穿透非金屬管材，降低水質化學穩(wěn)定性。拉森比率LR能夠評價氯離子、硫酸根離子等陰離子對水質化學穩(wěn)定性的影響。因此，本課題采用5種穩(wěn)定指數(shù)來綜合評價水質化學穩(wěn)定性：對于無內防腐的金屬管材，用飽和指數(shù)IL、穩(wěn)定指數(shù)IR定性分析，用碳酸鈣沉淀勢CCPP來定量分析；對于水泥管、水泥砂漿襯里的金屬管材，用侵蝕指數(shù)AI來分析；對于各種管材，還采用拉森比率LR來評價氯離子、硫酸根離子等陰離子對水質化學穩(wěn)定性的影響。當飽和指數(shù)IL和穩(wěn)定指數(shù)IR的評價結果與碳酸鈣沉淀CCPP2.3原水化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀深水集團的水廠原水主要來自深圳水庫，根據(jù)《地面水環(huán)境質量標準》(GB3838-2002),原水水質除總氮、總磷、鐵、錳、石油類等個別指標有時超標外，其它水質項目檢測值均達到Ⅱ類水體標準，具有明顯的低濁、高藻、微污染特征，表現(xiàn)為：1)濁度常年維持在10NTU以下；2)藻類常年處于10?~107個/L的水平，最高時達10?個/L數(shù)量級，其中微囊藻、魚腥藻和顫藻等多種藻類都是能產生有毒有害藻毒素的藻種；3)氨氮、亞硝氮、總氮、總磷、石油類等指標，隨季節(jié)、氣候的變化而經常波動；4)鐵、錳含量在春夏雨季時較高。在水質化學穩(wěn)定性相關的判別指數(shù)計算中，常用的水質參數(shù)有水溫、pH、總溶解固體、總堿度、總硬度、鈣、氯化物、硫酸鹽等。各水廠原水水溫呈季節(jié)性變化，冬季最低(1月),夏季最高(7～9月),并有較好的重現(xiàn)性。各水廠原水水溫基本相同，水溫總體較高，常年不結冰，平均23.4℃,最低14℃,最高31℃。pH、總溶解固體、總硬度、總堿度、氯化物、硫酸鹽等水質參數(shù)無明顯季節(jié)性變化規(guī)律，但均在一定范圍之內。原水pH在6.56~8.03之間，平均值為7.00,最大值8.03,最小值6.56;原水總溶解固體在19～140mg/L之間，平均值81,最大值140,最小值19;原水總硬度在10～91mg/LCaCO?之間，平均值46.8,最大值91,最小值10;原水總堿度在5.7～44.5mg/LCaCO?之間，平均值28.6,最大值44.5,最小值5.7;原水氯化物在2.2～24.8mg/L之間，平均值13.2,最大值24.8,最小值2.2;原水硫酸鹽在2.0～27.2mg/LCaCO?之間，平均值12.8,最大值27.2,最小值2.0。為全面掌握深圳特區(qū)原水化學穩(wěn)定性概況，本課題研究人員已經從2002年1月至2004年5月，對深水集團各水廠原水進行每月一次的取樣分析，測定的水質pH、總溶解固體、總堿度、鈣硬度、鐵、錳等，水質化學穩(wěn)定拉森比率LR等。在2002年1月～2004年5月的調查期內：深水集團各水廠原水的pHs均大于8.20,79.3%的數(shù)值大于8.50,最高達到飽和指數(shù)IL均小于0,其中14.8%的數(shù)值處于-0.50~-1.50之間，65.3%的數(shù)值處于-1.50~-2.00之間，19.9%的數(shù)值小于-2.00。各水廠原水均具腐蝕性。穩(wěn)定指數(shù)IR均大于9.00,其中17.2%的數(shù)值處于9.00~10.00之間，69.7%的數(shù)值處于10.00~11.00之間，13.1%的數(shù)值處于11.00~12.00之間。碳酸鈣沉淀勢CCPP均小于0,其中68.3%的數(shù)值小于-10mg/LCaCO?,28.2%的數(shù)值處于-5～-10mg/LCaCO?之間，3.5%的數(shù)值大于-5mg/LCaCO?,綜合IL、IR和CCPP,深水集團各水廠的原水68.3%具有嚴重腐蝕性，28.2%具有中度腐蝕性，3.5%具有輕度腐蝕性，常年為腐蝕性水。各水廠原水的侵蝕指數(shù)AI均小于12,原水對鋼筋混凝土管、水泥砂漿襯里的管材具有侵蝕性。其中40%的數(shù)值小于10,原水具有高度侵蝕性；60%的數(shù)值處于10～12之間，原水具有中等程度的侵蝕性。拉森比率LR在62.1%的時段小于1,37.9%的時段大于1。2003年2月份以后，拉森比率LR整體上數(shù)值有所下降，基本上都小于1。但各水廠原水的拉森比率僅有10.3%的數(shù)值小于0.5;2.1%的數(shù)值小于0.2,存在陰離子穿透管道內壁腐蝕瘤，引發(fā)黃水問題的一定風險。2.3.3.1pHs、飽和指數(shù)及穩(wěn)定指數(shù)Langelier認為在某一水溫下，水中溶解的碳酸鈣達到飽和狀態(tài)時，此時水的pH值是個定值。水在碳酸鈣飽和平衡時的pH值，稱之為飽和pH值，也就是pHs。各水廠原水的pHs在每年的1～5月均有逐漸降低的趨勢，在6～12月又有逐漸升高的趨勢?？傮w上，2002年各廠原水pHs小于2003年，更小于2004年。2002年1月～2004年5月間，各廠原水的pHs均大于8.20,79.3%的數(shù)值大于8.50,最高達到9.47。各水廠原水的飽和指數(shù)IL除個別月份外，在1～5月有逐漸升高的趨勢，在6～12月又有逐漸降低的趨勢。飽和指數(shù)均小于0,14.8%的數(shù)值處于-0.50~-1.50之間，65.3%的數(shù)值處于-1.50~-2.00之間，19.9%的數(shù)值小于-2.00。穩(wěn)定指數(shù)IR在1～5月有逐漸降低的趨勢，在6～12月又有逐漸升高的趨勢，穩(wěn)定指數(shù)均大于9.00,17.2%的數(shù)值處于9.00～10.00之間，69.7%的數(shù)值處于10.00～11.00之間，13.1%的數(shù)值處于11.00～12.00之間。綜合飽和指數(shù)和穩(wěn)定指數(shù)，2002年1月~2004年5月間，各水廠原水均具有極強腐蝕性。ST水廠的穩(wěn)定指數(shù)IR在大部分時間內較其它水廠要高，其原水的腐蝕性稍強于其它水廠。與飽和指數(shù)和穩(wěn)定指數(shù)只能定性分析水質化學穩(wěn)定性不同的是，碳酸鈣沉淀勢CCPP能定量分析水中碳酸鈣的溶解平衡狀態(tài)。在2002年1月～2004年5月之間，各水廠原水的碳酸鈣沉淀勢CCPP均小于0,原水為腐蝕性的水，這和飽和指數(shù)IL的分析結論也是一致的。其中68.3%的數(shù)值小于-10mg/LCaCO?,28.2%的數(shù)值處于-5～-10mg/LCaCO?之間，3.5%的數(shù)值大于-5mg/LCaCO?,深水集團各水廠的原水常年具有嚴重腐蝕性。從時間上看，2003年和2004年原水的CCPP平均水平明顯高于2002年，原水的腐蝕性有所好轉。2002年，原水的CCPP隨時間的變化較為雜亂，規(guī)律性不強，但在2月和7月出現(xiàn)“波谷”,數(shù)值最低。在2003年，碳酸鈣沉淀勢CCPP在1～3月逐漸降低，在4～8月逐漸升高，8月～12月又逐漸降低；2004年的前5個月也有類似的規(guī)律。由于取樣分析的年限和數(shù)據(jù)量有限，尚無定論，但每年3月左右原水的腐蝕性可能更強。如前文所示，結合飽和指數(shù)IL和穩(wěn)定指數(shù)IR進行分析，ST水廠原水的腐蝕性稍強于其它水廠。在2002年1月～2004年5月的29個月中，各水廠原水的CCPP值，ST水廠有5次最低，BJ水廠有5次最低，DC水廠有7次最低，DH水廠有2次最低，ML水廠有10次最低。在大部分的時間內，ST水廠原水的CCPP值并不比其它水廠原水的值低，其腐蝕性不是最強的，倒是ML水廠原水的腐蝕性最強。飽和指數(shù)及穩(wěn)定指數(shù)判斷得出的結論與CCPP存在一定的矛盾。這也說明用飽和指數(shù)、穩(wěn)定指數(shù)去判別腐蝕或結垢的傾向是可行的，但用它們去判別腐蝕或結垢的嚴重程度并不是完全準確的。當需要定量分析水質化學穩(wěn)定性問題時，使用碳酸鈣沉淀勢CCPP來判斷更為合適。在2002年1月～2004年5月之間，各水廠原水的侵蝕指數(shù)AI均小于12,原水對鋼筋混凝土管、水泥砂漿襯里的管材具有侵蝕性。其中40%的數(shù)值小于10,原水具有高度侵蝕性；60%的數(shù)值處于10～12之間，原水具有中等程度的侵蝕性。每年的3～5月，侵蝕指數(shù)逐漸上升，5～11月又逐漸降低。在其它月份，侵蝕指數(shù)隨時間變化的規(guī)律不太明顯?？傮w上，各水廠原水的AI值絕大部分時間內小于10.5,侵蝕性都較強。在2002年1月～2004年5月之間，各水廠原水的拉森比率LR在62.1%的時段小于1,37.9%的時段大于1。2003年2月份以后，拉森比率LR整體上數(shù)值有所下降，基本上都小于1。拉森比率LR無明顯季節(jié)性變化規(guī)律。但各水廠原水的拉森比率僅有10.3%的數(shù)值小于0.5;2.1%的數(shù)值小于0.2,存在陰離子穿透管道內壁腐蝕瘤的一定風險。而深圳原水氯化物和硫酸根的濃度不是很高，應盡可能提高水體的總堿度，以降低拉森比率。在2002年1月～2004年5月的調查期內：深水集團各水廠出廠水的pHs均大于7.90,59.2%的數(shù)值大于8.50,最高達到9.28。飽和指數(shù)IL均小于0,其中0.6%的數(shù)值處于0~-0.50之間，74.7%的數(shù)值處于-0.50~-1.50之間，24.1%的數(shù)值處于-1.50~-2.00之間，0.6%的數(shù)值小于-2.00。各水廠出廠水均具腐蝕性。穩(wěn)定指數(shù)IR均大于8.30,其中8.6%的數(shù)值處于8.30~9.00之間，91.4%的數(shù)值大于9.00。出廠水碳酸鈣沉淀勢CCPP均小于0,其中28.7%的數(shù)值小于-10mg/LCaCO?,63.3%的數(shù)值處于-5～-10mg/LCaCO?之間，8.0%的數(shù)值大于-5mg/LCaCO?。綜合IL、IR和CCPP,深水集團各水廠的出廠水，28.7%具有嚴重腐蝕性，63.3%具有中度腐蝕性，8.0%具有輕度腐蝕性，常年為腐蝕性水。各水廠出廠水的侵蝕指數(shù)AI均小于12,出廠水對鋼筋混凝土管、水泥砂漿襯里的管材具有侵蝕性。其中0.4%的數(shù)值小于10,出廠水具有高度侵蝕性；96.6%的數(shù)值處于10～12之間，出廠水具有中等程度的侵蝕性。拉森比率LR在69.0%的時段小于1,31.0%的時段大于1。2003年2月份以后，拉森比率LR整體上數(shù)值有所下降，基本上都小于1。但各水廠出廠水的拉森比率僅有5.7%的數(shù)值小于0.5;所有數(shù)值均大于0.2,存在陰離子穿透管道內壁腐蝕瘤，引發(fā)黃水問題的一定風險。由于各水廠均采用了石灰投加工藝，出廠水化學穩(wěn)定性較原水有所好轉，腐蝕性有一定程度的降低。調查期間，深水集團各水廠出廠水化學穩(wěn)定性指數(shù)的平均值、最大值、最小值、總平均值如表2-1所示。表2-1出廠水化學穩(wěn)定性概況取樣點AI水廠出廠水平均值最大值最小值水廠出廠水平均值最大值最小值廠一期出廠水平均值最大值最小值廠二期出廠水平均值最大值最小值水廠出廠水平均值最大值最小值ML水廠出廠水平均值最大值最小值總平均飽和指數(shù)及穩(wěn)定指數(shù)各水廠出廠水的pHs在每年的1～5月均有逐漸降低的趨勢，在6～12月又有逐漸升高的趨勢。總體上，2002年各廠出廠水pHs小于2003年，更小于2004年。2002年1月～2004年5月間，各廠出廠水的pHs均大于7.90,59.2%的數(shù)值大于8.50,最高達到9.28。出廠水pHs的季節(jié)性變化規(guī)律與原水基本相同。各水廠出廠水的飽和指數(shù)IL除個別月份外，在1～5月有逐漸升高的趨勢，在6～12月又有逐漸降低的趨勢。飽和指數(shù)均小于0,其中0.6%的數(shù)值處于0~-0.50之間，74.7%的數(shù)值處于-0.50~-1.50之間，24.1%的數(shù)值處于-1.50~-2.00之間，0.6%的數(shù)值小于-2.00。穩(wěn)定指數(shù)IR在1～5月有逐漸降低的趨勢，在6~12月又有逐漸升高的趨勢，穩(wěn)定指數(shù)IR均大于8.30,其中8.6%的數(shù)值處于8.30~9.00之間，91.4%的數(shù)值大于9.00。綜合飽和指數(shù)和穩(wěn)定指數(shù)，2002年1月~2004年5月間，各水廠出廠水91.4%具有極嚴重腐蝕性，8.6%具有嚴重腐蝕性。ST水廠出廠水的穩(wěn)定指數(shù)IR在大部分時間內較其它水廠要高，其腐蝕性稍強于其它水廠。在2002年1月～2004年5月之間，各水廠出廠水的碳酸鈣沉淀勢CCPP均小于0,原水為腐蝕性的水，這和飽和指數(shù)IL的分析結論也是一致的。其中28.7%的數(shù)值小于-10mg/LCaCO?,63.3%的數(shù)值處于-5～-10mg/LCaCO?之間，8.0%的數(shù)值大于-5mg/LCaCO?。深水集團各水廠的出廠水，28.7%具有嚴重腐蝕性，63.3%具有中度腐蝕性，8.0%具有輕度腐蝕性，常年為腐蝕性水。從時間上看，2003年和2004年出廠水的CCPP平均水平明顯高于2002年，出廠水的腐蝕性有所好轉。2002年，出廠水的CCPP隨時間的變化較為雜亂，規(guī)律性不強，但在4月和7月份左右出現(xiàn)“波谷”,數(shù)值最低。在2003年，碳酸鈣沉淀勢CCPP在1～3月逐漸降低，在4～8月逐漸升高，8月～12月又逐漸降低；2004年的前5個月也有類似的規(guī)律。由于取樣分析的年限和數(shù)據(jù)量有限，尚無定論，但每年3月左右原水的腐蝕性可能更強，建議水廠在該時間段內采用針對性的措施。在2002年1月～2004年5月之間，各水廠出廠水的侵蝕指數(shù)AI均小于12,出廠水對鋼筋混凝土管、水泥砂漿襯里的管材具有侵蝕性。其中0.4%的數(shù)值小于10,出廠水具有高度侵蝕性；96.6%的數(shù)值處于10～12之間，出廠水具有中等程度的侵蝕性。從時間上看，除個別時間點外，每年的3～5月，侵蝕指數(shù)逐漸上升，5～11月又逐漸降低。在其它月份，侵蝕指數(shù)隨時間變化的規(guī)律不太明顯。在2002年1月～2004年5月之間，各水廠出廠水的拉森比率LR在69.0%的時段小于1,31.0%的時段大于1。2003年2月份以后，拉森比率LR整體上數(shù)值有所下降，基本上都小于1。拉森比率LR無明顯季節(jié)性變化規(guī)律。但各水廠出廠水的拉森比率僅有5.7%的數(shù)值小于0.5;所有數(shù)值均大于0.2,存在陰離子穿透管道內壁腐蝕瘤，引發(fā)黃水問題的一定風險。而深圳出廠水氯化物和硫酸根的濃度不是很高，應盡可能提高出廠水的總堿度，以降低拉森比率。2.5管網水化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀在ST、BJ、DC、DH、ML等水廠的供水區(qū)域內，各選擇一個典型管網點，取樣分析其水質化學穩(wěn)定性。各水廠對應的管網點分別為保稅區(qū)、八卦嶺、南山工區(qū)、布心和市政公司。在2002年1月～2004年5月的調查期內：深水集團各典型管網點的pHs均大于7.90,54.5%的數(shù)值大于8.50,最高達到9.29。飽和指數(shù)IL除布心管網點2002年8月為0.04外，其余均小于0,其中4.1%的數(shù)值處于0~-0.50之間，86.9%的數(shù)值處于-0.50~-1.50之間，9.0%的數(shù)值處于-1.50~-2.00之間。管網水常年具有腐蝕性。穩(wěn)定指數(shù)IR均大于7.90,其中19.3%的數(shù)值處于7.90~9.00之間，80.7%的數(shù)值大于9.00。管網水碳酸鈣沉淀勢CCPP除布心管網點2002年8月為0.2外，其余均小于0,其中13.8%的數(shù)值小于-10mg/LCaCO?,63.4%的數(shù)值處于-5～-10mg/LCaCO?之間，22.8%的數(shù)值大于-5mg/LCaCO?。綜合IL、IR和CCPP,深水集團管網水，13.8%具有嚴重腐蝕性，63.4%具有中度腐蝕性，22.8%具有輕度腐蝕性，常年為腐蝕性水。管網水的侵蝕指數(shù)AI均小于12,管網水對鋼筋混凝土管、水泥砂漿襯里的管材具有侵蝕性。其中0.7%的數(shù)值小于10,管網水具有高度侵蝕性；99.3%的數(shù)值處于10～12之間，管網水具有中等程度的侵蝕性。拉森比率LR在71.7%的時段小于1,28.3%的時段大于1。2003年2月份以后，拉森比率LR整體上數(shù)值有所下降，基本上都小于1。但各水廠出廠水的拉森比率僅有3.4%的數(shù)值小于0.5;所有數(shù)值均大于0.2,存在陰離子穿透管道內壁腐蝕瘤，引發(fā)黃水問題的一定風險。各管網點水質化學穩(wěn)定性與相應的出廠水水質化學穩(wěn)定性相比，差別不大；但較原水有所好轉，腐蝕性有一定程度的降低。調查期間，深水集團各水廠出廠水化學穩(wěn)定性指數(shù)的平均值、最大值、最小值、總平均值如表2-2所示。表2-2管網水化學穩(wěn)定性概況取樣點AI水廠管網水平均值最大值最小值水廠管網水平均值最大值最小值水廠管網水平均值最大值最小值水廠管網水平均值最大值最小值ML水廠管網水平均值最大值最小值總平均2.6本章小結本章主要對2002年1月至2004年5月期間，深圳特區(qū)內供水系統(tǒng)的水質化學穩(wěn)定性現(xiàn)狀進行調查，并得出以下結論：1).深水集團各水廠原水、出廠水、管網水常年具有腐蝕性。其中原水68.3%具有嚴重腐蝕性，28.2%具有中度腐蝕性，3.5%具有輕度腐蝕性；出廠水28.7%具有嚴重腐蝕性，63.3%具有中度腐蝕性，8.0%具有輕度腐蝕性；管網水13.8%具有嚴重腐蝕性，63.4%具有中度腐蝕性，22.8%具有輕度腐蝕性。2).深水集團各水廠原水、出廠水、管網水常年對鋼筋混凝土管、水泥砂漿襯里的管材具有侵蝕性，同時存在陰離子穿透管道內壁腐蝕瘤，引發(fā)黃水問題的風險。3).2002年以后，深水集團各水廠原水、出廠水、管網水的腐蝕性、侵蝕性均有所減弱，水質化學穩(wěn)定性總體上略微有所好轉。4).深水集團各水廠原水、出廠水、管網水pHs在每年的1～5月均有逐漸降低的趨勢，在6～12月又有逐漸升高的趨勢。飽和指數(shù)IL除個別月份外，在1~5月有逐漸升高的趨勢，在6～12月又有逐漸降低的趨勢。穩(wěn)定指數(shù)IR在1～5月有逐漸降低的趨勢，在6～12月又有逐漸升高的趨勢。5).2002年，原水、出廠水、管網水的CCPP隨時間的變化較為雜亂，規(guī)律性不強，但在4月和7月份左右出現(xiàn)“波谷”,數(shù)值最低。在2003年，碳酸鈣沉淀勢CCPP在1～3月逐漸降低，在4～8月逐漸升高，8月～12月又逐漸降低；2004年的前5個月也有類似的規(guī)律。6).拉森比率LR無明顯季節(jié)性變化規(guī)律。但存在陰離子穿透管道內壁腐蝕瘤，引發(fā)黃水問題的風險。而深圳出廠水、管網水氯化物和硫酸根的濃度不是很高，應盡可能提高出廠水的總堿度，以降低出廠水和管網水的拉森比率。第3章供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律研究本章主要研究城市供水系統(tǒng)內沿工藝流程水質化學穩(wěn)定性的變化規(guī)律。沿工藝流程水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律研究分為小試實驗研究和中試實驗研究兩部分。小試實驗研究分析了5種不同常用的混凝劑在不同投量下處理深圳原水，對沉后水水質化學穩(wěn)定性的影響。中試實驗研究探討了常規(guī)工藝和深度處理工藝流程內，水質化學穩(wěn)定性的變化規(guī)律。本章研究的目的是為了找出在該供水系統(tǒng)內哪個環(huán)節(jié)采取措施，以控制水質化學穩(wěn)定性。3.1材料與方法小試實驗選取聚合氯化鋁PAC、Al?SO?、FeCl?、聚合硫酸鐵PFS、聚合氯化鋁鐵PAFC等5種常用的混凝劑，考察各種混凝劑在不同投量下，對沉后水水質化學穩(wěn)定性的影響。實驗裝置采用深圳中潤水工業(yè)發(fā)展有限責任公司生產的ZR4-6型6聯(lián)混凝攪拌實驗儀(如圖3-1所示),5種混凝劑均為深圳清源凈水器材有限公司生產。實驗條件為：快速攪拌30s,轉速為250r/s;慢速攪拌15min,轉速為50r/s;沉淀圖3-1小試實驗裝置圖中試實驗裝置采用南方S市的一套設計流量為10m3/h的臭氧生物活性碳中試裝置(如圖3-2所示),進行工藝流程內水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律研究。當中試裝置超越預臭氧及深度處理單元時，模擬常規(guī)處理工藝；當中試裝置采用臭氧生物活性碳處理工藝時，模擬深度處理工藝。圖3-2臭氧生物活性碳中試裝置工藝流程圖3.1.2檢測指標與方法取樣檢測水樣的pH、水溫、濁度、總溶解固體、總硬度、總堿度、鈣、氯化物、硫酸鹽等水質指標，各指標檢測方法如下：pH采用玻璃電極法測定，采用美國YSI-100型pH計，可同時測定水溫。濁度采用美國哈希公司生產的HACH2100A型便攜式濁度儀。將混合均勻的水樣，在稱至恒重的蒸發(fā)皿中于水浴中蒸干，放在103~105℃的烘箱內烘至恒重，增加的總量即為總溶解固體。總硬度和鈣采用DR/2400便攜式分光光度計測定?？倝A度采用酸堿指示劑滴定法測定。氯化物和硫酸鹽采用離子色譜法測定，采用DionexICS-2500型離子色譜測沉后水pH沉后水pH沉后水pH3.2水處理工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響3.2.1混凝工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響實驗原水采用深圳水庫原水，往原水中分別投加0、1、2、5、10、20、30mg/L6個梯度的聚合氯化鋁PAC、Al?SO?、FeCl?、聚合硫酸鐵PFS、聚合氯化鋁鐵PAFC分析不同混凝劑在不同投量下，對沉后水水質及化學穩(wěn)定性的影響。為保證實驗結果可信，進行了兩次實驗，考察其重現(xiàn)性。根據(jù)實驗結果，確定中試實驗研究使用的混凝劑種類和投加量。第一次實驗和第二次實驗，原水pH分別為6.71和6.85。原水投加不同量的混凝劑后，沉后水的pH的變化規(guī)律如圖3-3所示。混凝劑投加量(mg/L)Al2(SO4)3—Al2(SO4)3—PACPFS(a)第一次實驗(b)第二次實驗圖3-35種混凝劑不同投加量對沉后水pH的影響從圖3-3可以看出，在兩次實驗中，原水投加不同量的混凝劑后，沉后水的pH有相同的變化規(guī)律，重現(xiàn)性良好。對深圳原水而言，隨著每種混凝劑投加量的增加，沉后水的pH不斷降低。5種混凝劑在相同投量下，鋁鹽混凝劑與鐵鹽混凝劑相比，引起沉后水pH下降的幅度相對較??；聚合態(tài)混凝劑與傳統(tǒng)的鋁鹽、鐵鹽混凝劑相比，引起沉后水pH下降的幅度相對較??；降低沉后水pH的幅度PAC<PAFC<Al?(SO?)?<PFS<FeCl?。第一次實驗和第二次實驗，原水總堿度分別為30.83和27.17mg/LCaCO?。原水投加不同量的混凝劑后，沉后水總堿度的變化規(guī)律如圖3-4所示?；炷齽┩都恿?mg/L)PFS混凝劑投加量(mg/L)(a)第一次實驗(b)第二次實驗圖3-45種混凝劑不同投加量對沉后水總堿度的影響從圖3-4可以看出，在兩次實驗中，原水投加不同量的混凝劑后，沉后水的總堿度有相同的變化規(guī)律，重現(xiàn)性良好。對深圳原水而言，隨著每種混凝劑投加量的增加，沉后水的總堿度不斷降低。鐵鹽混凝劑在投加量在10mg/L以上時，沉后水中堿度全部耗盡，無法檢出。5種混凝劑在相同投量下，鋁鹽混凝劑與鐵鹽混凝劑相比，引起沉后水總堿度下降的幅度相對較??；聚合態(tài)混凝劑與傳統(tǒng)的鋁鹽、鐵鹽混凝劑相比，引起沉后水總堿度下降的幅度相對較小；降低沉后水總堿度的幅度PAC<PAFC<Al?(SO?)?<PFS<FeCl?。第一次實驗和第二次實驗，原水濁度分別為15.4和8.8NTU。原水投加不同量的混凝劑后，沉后水濁度的變化規(guī)律如圖3-5所示?；炷齽┩都恿?mg/L)—PAC一■—PA混凝劑投加量(mg/L)一◆—PAC一◆—PAC一*—FeC13(a)第一次實驗(b)第二次實驗圖3-55種混凝劑不同投加量對沉后水濁度的影響從圖3-5可以看出，對深圳原水而言，鋁鹽混凝劑的最佳投量均在2mg/LAl?O?左右，鐵鹽混凝劑中PFS最佳投量在5mg/LFe左右，F(xiàn)eCl?最佳投量在2mg/LFe左右。3.2.1.4不同混凝劑對沉后水化學穩(wěn)定性的影響從上面兩節(jié)，我們已知：在相同投加量下，降低沉后水pH和總堿度的幅度PAC<PAFC<Al?(SO?)?<PFS<FeCl?。由于鐵鹽混凝劑在投加量在10mg/L以上時，沉后水中堿度全部耗盡，無法檢出。此時，其化學穩(wěn)定性指數(shù)無法計算。原水水質條件為：水溫23.6℃,pH6.71,總堿度30.83mg/LCaCO?,總硬度42mg/LCaCO?,鈣硬度32mg/LCaCO?,氯化物11.6mg/L,硫酸鹽10.2mg/L。投加不同量的混凝劑后，沉后水化學穩(wěn)定性的變化規(guī)律如表3-1所示。表3-1不同混凝劑對沉后水化學穩(wěn)定性的影響投加量0125飽和指數(shù)—穩(wěn)定指數(shù)一—— 碳酸鈣沉淀勢-144.62-351.84一 -160.89-520.11 -775.22— 侵蝕指數(shù)AI—— 拉森比率一一 計算結果表明，隨著每種混凝劑投加量的增加，沉后水的化學穩(wěn)定性不斷降低。5種混凝劑在相同投量下，鋁鹽混凝劑與鐵鹽混凝劑相比，引起沉后水化學穩(wěn)定性下降的幅度相對較?。痪酆蠎B(tài)混凝劑與傳統(tǒng)的鋁鹽、鐵鹽混凝劑相比，引起沉后水化學穩(wěn)定性下降的幅度相對較?。唤档统梁笏瘜W穩(wěn)定性的幅度PAC<PAFC<Al?(SO?)?<PFS<FeCl??；炷齽┩读吭?mg/L以上時(PAC、PAFC、Al?SO?投量以Al?O?計，PFS、FeCl?投量以Fe計),沉后水化學穩(wěn)定性下降的幅度尤為明顯，為極強腐蝕性、侵蝕性水。由于混凝工藝需消耗原水中的堿度，降低原水的pH,混凝沉淀工藝必然會降低水體的化學穩(wěn)定性。在保證工藝除濁、除有機物等要求的前提下，應盡可能降低混凝劑的投加量。從保證沉后水乃至出廠水化學穩(wěn)定性的角度，PAC是最適合處理深圳原水的混凝劑，因此后續(xù)的中試實驗采用PAC做為混凝劑，投加量以Al?O?計為2mg/L。3.2.2過濾工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響過濾工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響，主要體現(xiàn)在過濾過程中，濾料本身性能對出水pH的影響。本節(jié)主要針對被廣泛使用的石英砂濾料和普及程度越來越高的活性炭濾料。3.2.2.1石英砂過濾工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響實驗裝置采用中試基地1#石英砂濾池。石英砂濾池的濾速為8m/h,接觸時間為9分鐘，砂上水深1.0m、砂濾層1.5m(含承托層),底部空間0.7m,石英砂產地福建漳州，粒徑為0.6~1.0mm,采用氣、水反沖洗，過濾周期為10h。砂濾池運行初期，出水pH較進水pH,有較大程度的升高，一個過濾周期內進出水pH變化曲線如圖3-6所示。舌時間(h)在整個過濾過程中,濾池進水pH在6.98~7.12之間變化，出水的pH在7.17~7.54之間變化，其中進水的平均pH為7.07,出水的平均pH為7.32,出水的平均pH比進水高出0.25。進出水pH的最大變化值發(fā)生在過濾1小時，此時出水pH比進水pH高出0.52,在此之后的過濾過程中，進出水pH變化幅度減小，最后穩(wěn)定在0.22~0.25的范圍內。為探明砂濾出水pH升高的原因，對石英砂濾料進行了浸泡實驗。取自1#石英砂濾池內的石英砂，用1#沉淀池出水進行浸泡，浸泡前水的pH值為7.01,每半個小時測定一次水體pH,隨著浸泡時間的延長，水體pH的變化規(guī)律如圖3-7所示。舌在浸泡8.5個小時的過程中，pH值的變化最大值為0.31,發(fā)生在浸泡4小時的時候，而后水的pH值開始小幅度的下降，并趨于穩(wěn)定，在很長一段時間內，pH值穩(wěn)定在7.22~7.26之間，浸泡初期2個小時范圍內，pH值的增長速度最快，在此之后開始平緩并有少許降低，在2.0~8.5小時的時段內，pH值有小幅度的波動，但主要在7.24左右波動。整個過程中，pH值的變化范圍為0.14~0.31,平均變化幅度為0.24。這同中試實驗中一個過濾周期內，過濾出水的pH值平均變化值0.25也是比較接近的?？梢?，砂濾出水pH升高的主要原因可能是砂濾料表面含有堿性物質。砂濾池運行初期，出水pH上升，出水的化學穩(wěn)定性也有所好轉，如圖3-8所示。砂濾池穩(wěn)定運行6個月后，進出水pH變化不大，一個過濾周期內進出水pH變化曲線如圖3-9所示。舌圖3-9砂濾池穩(wěn)定運行期一個過濾周期內進出水pH變化曲線在整個過濾過程中,濾池進水pH在6.98~7.12之間變化，出水的pH在6.92~7.13之間變化，其中進水的平均pH為7.07,出水的平均pH為7.05,進出水pH變化不大，化學穩(wěn)定性變化也不大，出水化學穩(wěn)定性略有下降，如圖3-10圖3-10石英砂濾池穩(wěn)定運行期進出水化學穩(wěn)定性對比上述實驗主要得出以下主要結論：1.砂濾池運行初期，出水pH與進水相比，有所升高，出水化學穩(wěn)定性有所好轉。出水pH雖然有所升高，但仍小于8.5,在水質標準范圍內，無需采取措施，降低砂濾出水pH。2.砂濾池穩(wěn)定運行期間，進出水pH變化不大，化學穩(wěn)定性變化也不大，出水化學穩(wěn)定性略有下降?；钚蕴康闹饕煞譃镃元素、其次為O、H等元素，據(jù)原材料的不同還含有一些金屬元素，如K、Al、Si、Na、Fe?O?及少量的Mg、Ca、B、Cu、Ag、Zn、Sn和痕量的Li、Rb、Pb[6]。在活化以及后處理(酸洗或堿洗)的過程中，活性炭表面易產生在水溶液中呈酸性或堿性的化合物，液相吸附時可以改變溶液的pH值[7]。當前，國內外生產的用于飲用水處理的活性炭表面通常顯堿性，這是由于在活性炭生產過程中設定的活性炭活化溫度通常有利于活性炭表面形成堿性官能團[8]。張文輝[9]等指出，不管采用粒狀活性炭、破碎活性炭、煤質活性炭，均不同程度存在活性炭凈化水pH升高的問題。實驗裝置采用中試基地1#活性炭濾池?；钚蕴繛V池采用煤質顆?；钚蕴浚瑸V速為10m/h,空床接觸時間為10.8分鐘，砂濾層1.8m(含0.05m砂墊層),采用氣、水反沖洗?；钚蕴康男阅軈?shù)如表3-2所示：表3-2炭濾池活性炭性能參數(shù)灰分水分強度碘吸附值亞甲蘭吸附值裝填密度活性炭濾池運行初期，炭濾出水pH劇烈上升，大部分時刻超過了8.5,如圖舌時間(h)為探明炭濾出水pH劇烈升高的原因，對活性炭濾料進行了浸泡實驗。稱取100g活性炭放入燒杯中，加入300mL的實驗用蒸餾水，每小時測定一次pH及金屬離子濃度。其中水樣1為蒸餾水，其余水樣為活性炭浸泡水。表3-3活性炭浸泡水pH及金屬離子濃度水樣金屬離子濃度(mg/L)KB12345從表3-3可以看出，隨著浸泡時間的增加，活性炭浸泡出水的pH顯著上升，并且伴隨著Ca、Mg、K和Na離子濃度的增加。這可能是因為活性炭表面的金屬化合物(灰分的組成部分)不斷地與水反應，生成的堿性化合物溶于水中使出水溶液pH明顯升高。當活性炭內外達到離子平衡時水溶液的pH基本保持恒定?？梢酝茢嘣诨钚蕴勘砻鍯a和Mg等金屬化合物的存在導致了初期運行活性炭濾池出水的pH升高。需要說明的是水溶液中各種金屬離子含量均未超過生活飲用水衛(wèi)生標準，見GB5749-85[10]。雖然pH的升高，有利于提高水質化學穩(wěn)定性，但必須滿足生活飲用水衛(wèi)生標準。因此，活性炭過濾初期，必須采取稀釋、浸泡等方法，避免出廠水pH超在活性炭濾池運行6個月后，我們發(fā)現(xiàn)，炭濾出水pH與進水相比，有所下降，如圖3-12所示。智7.3圖3-12炭濾池運行穩(wěn)定期進出水pH變化曲線濾池進水pH在7.05~7.31之間變化，出水的pH在6.89~7.15之間變化，其中進水的平均pH為7.21,出水的平均pH為7.05,出水pH平均下降0.16?；钚蕴繛V池穩(wěn)定期間，出水pH下降的主要原因可能與氨氮的去除有關。氨氮要通過微生物的催化作用進行氧化還原反應，氨氮首先被氧化為亞硝酸鹽氮，隨后被氧化成硝酸鹽氮(硝化反應);形成的硝酸鹽氮還會一部分還原為氮氣，氨氮結合到含氮的有機物中進行胺化作用是一個非氧化還原反應[11]。胺化作用氨氮的硝化反應式如下：NH?NO?NO?NO?反硝化作用圖3-13氨氮的反應途徑NH?^+1.86O?+1.98HCO;→0.02C?H,NO?+1.04H?O+0.98NO?+1.88H?CO?(3.1)通過式3.1可以計算出硝化反應去除每mg/L氨氮需要要消耗7.14mg/LCaCO3的堿度[12]。隨著氨氮的去除，反應式向右而活性炭濾池運行初期，炭濾出水pH并未降低，反而大幅上升，則是因為此時活性炭表面的微生物群落尚未成熟，硝化細菌和亞硝化細菌的含量有限，活性炭對氨氮的去除主要通過吸附作用完成?；钚蕴勘砻娴拇罅繅A性化合物溶于水中，造成出水pH顯著上升?；钚蕴繛V池穩(wěn)定運行期間，出水pH降低，出水的化學穩(wěn)定性也有所下降，圖3-14活性炭濾池運行穩(wěn)定期進出水化學穩(wěn)定性對比上述實驗主要得出以下主要結論：1).炭濾池運行初期，活性炭表面的堿性化合物溶于水中，導致出水pH與進水相比，劇烈升高。但出水pH超標，需要采取稀釋、浸泡等方法，避免出廠水pH超標，使得炭濾出水化學穩(wěn)定性有所改善的意義不大。2).炭濾池穩(wěn)定運行期間，由于硝化反應的影響，去除氨氮的同時導致出水pH和總堿度降低，炭濾出水的化學穩(wěn)定性也有所下降。ALKALK消毒工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響，主要體現(xiàn)消毒劑溶于水后，發(fā)生的化學反應對水體pH和堿度的影響。本節(jié)實驗選用了當前最常用的液氯和次氯酸鈉兩種消毒劑，進行對比，分析消毒工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響。液氯被普遍使用于國內大中小型各類水廠出廠水的消毒工藝。而次氯酸鈉由于安全性較好，在小型水廠及管網二次消毒中，也得到了較為廣泛的應用。上海及周邊地區(qū)的管網加壓泵站大多采用補加次氯酸鈉的方式，提高用戶飲用水的微生物安全性。實驗用水為中試砂濾出水，pH為7.0、總堿度為30mg/LCaCO?、水溫為24.1℃。兩種不同的消毒劑在不同投量下，接觸時間為30min時，對水體pH和總堿度的影響，如圖3-15和3-16所示。羅投加量(mg/L)圖3-15不同消毒劑不同投量對pH的影響圖3-16不同消毒劑不同投量對總堿度的影響從圖3-15和3-16可以很明顯的看出，隨著消毒劑投加量的增加，投加液氯的水樣，pH和總堿度不斷降低；投加次氯酸鈉的水樣，pH和總堿度不斷增加。上述實驗現(xiàn)象與它們各自與水的反應有關：Cl?+H?O?HCl+HCIONaClO+H,O?NaOH+HCIO雖然液氯和次氯酸鈉本質都是依靠與水反應成生次氯酸消毒，但它們水解的不同產物導致了液氯會降低水體的pH和總堿度，而次氯酸鈉會增加水體的pH和總堿度。通過上面幾節(jié)的分析，顯而易見使用液氯消毒會降低水質化學穩(wěn)定性，而使用次氯酸鈉則能略微提高水質化學穩(wěn)定性。當然從消毒效果而言，液氯要強于次氯酸鈉。鑒于目前國內大多數(shù)已建成的水廠仍采用液氯消毒，若使用消毒效果相對較差且同樣存在消毒副產物問題的次氯酸鈉替代，以提高出廠水的化學穩(wěn)定性，工程改造投資與藥劑成本將會增加，實際意義不大。但在新建水廠工程尤其是防氯氣泄漏安全措施不甚完善的小水廠、管網二次消毒設施，使用次氯酸鈉仍有積極意義。本著從實際出發(fā)的原則，中試實驗仍采用液氯消毒。3.3供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律在中試裝置上模擬常規(guī)工藝及深度處理工藝，共進行了一個月的實驗研究。實驗期間，原水水質情況如表3-4所示。表3-4實驗期間原水水質水質項目最大值最小值平均值總堿度(mg/LCaCO?)總硬度(mg/LCaCO?)氯化物(mg/L)硫酸鹽(mg/L)總溶解固體(mg/L)當中試裝置以常規(guī)工藝運行時，不投加臭氧，并超越深度處理單元。消毒劑采用液氯，投加量為1.5mg/L。用飽和指數(shù)IL、穩(wěn)定指數(shù)IR、碳酸鈣沉淀勢CCPP、侵蝕指數(shù)AI和拉森比率LR分析原水、沉后水、砂濾出水、工藝出水的水質化學穩(wěn)定性，其平均值變化規(guī)律如表3-4所示。表3-4常規(guī)處理工藝中水質化學穩(wěn)定性沿工藝流程變化規(guī)律取樣點原水沉后砂濾后工藝出水從表3-4可以看出，常規(guī)工藝流程中，各工藝段出水IL、CCPP均小于0,IR均大于9.0,AI均小于12,LR均大于0.2,具有強腐蝕性。沿水流前進方向，LSI、CCPP、AI不斷降低；RSI、LR逐漸增大，這說明沿水流前進方向，水質對鐵制管材的腐蝕性逐漸增強，對水泥砂漿襯里及水泥管材的侵蝕性也逐漸增強，陰離子對管材的腐蝕性也逐漸增強。混凝沉淀、過濾、消毒工藝都會引起水質化學穩(wěn)定性的降低，尤其是混凝和消毒工藝對水質化學穩(wěn)定性影響較大，腐蝕性增加較明顯。這與本章第二節(jié)的實驗結論是一致的。中試裝置采用臭氧活性碳工藝時，預臭氧投量為1mg/L,主臭氧投量為2mg/L。沿工藝沿程水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律如表3-5所示。表3-5臭氧活性碳工藝中沿水流前進方向水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律取樣點原水預臭氧沉后砂濾后主臭氧碳濾后工藝出水從表3-5可以看出，臭氧活性碳工藝流程中，各工藝段出水IL、CCPP均小于0,IR均大于9.0,AI均小于12,LR均大于0.2,具有強腐蝕性。沿水流前進在經過預臭氧和主臭氧工藝前后，存在明顯的拐點。預臭氧和主臭氧使得IL、CCPP、AI值升高，IR、LR值降低，腐蝕性有所下降。主要原因是投加臭氧后，水體溶解氧濃度增加，CO?含量降低，從而提高了水體的pH和總堿度。而其它工藝對水質化學穩(wěn)定性的影響與常規(guī)工藝相同，均會引起水質化學穩(wěn)定性的降低，水體對鐵制管材的腐蝕性、對水泥砂漿襯里及水泥管材的侵蝕性及陰離子對管材的腐蝕性都有所增強。而活性炭工藝，則由于硝化反應的影響，去除氨氮的同時導致出水pH和總堿度降低，炭濾出水的化學穩(wěn)定性也有所下降。由于臭氧能提高水質化學穩(wěn)定性，較常規(guī)工藝相比，臭氧活性碳工藝的出水化學穩(wěn)定性有所改善；但與原水相比，化學穩(wěn)定性還是略有下降。通過對整個供水系統(tǒng)內沿水流前進方向水質化學穩(wěn)定性變化規(guī)律的研究，得到以下結論：1).混凝工藝必然會降低水質化學穩(wěn)定性，增強水體的腐蝕性，鋁鹽混凝劑與鐵鹽混凝劑相比，引起化學穩(wěn)定性下降的幅度相對較小；聚合態(tài)混凝劑與傳統(tǒng)的鋁鹽、鐵鹽混凝劑相比，引起化學穩(wěn)定性下降的幅度相對較?。唤档突瘜W穩(wěn)定性下降的幅度PAC<PAFC<Al?(SO?)?<PFS<FeCl?。2).石英砂濾池運行初期會提高砂濾出水的pH和總堿度，改善砂濾出水的化學穩(wěn)定性；石英砂濾池運行穩(wěn)定期，砂濾進出水的化學穩(wěn)定性變化不大。3).炭濾池運行初期，活性炭表面的堿性化合物溶于水中，導致出水pH與進水相比，劇烈升高。但出水pH超標，需要采取稀釋、浸泡等方法，避免出廠水pH超標，使得炭濾出水化學穩(wěn)定性有所改善的意義不大。炭濾池穩(wěn)定運行期間，由于硝化反應的影響，去除氨氮的同時導致出水pH和總堿度降低，炭濾出水的化學穩(wěn)定性也有所下降。4).使用液氯消毒會降低水質化學穩(wěn)定性，而使用次氯酸鈉則能略微提高水質化學穩(wěn)定性。5).投加臭氧，能改善水質化學穩(wěn)定性，同樣的水源，采用臭氧活性碳工藝的出水化學穩(wěn)定性比常規(guī)工藝要好，但出水水質化學穩(wěn)定性都比原水差。第4章供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性控制措施研究從第3章的分析可知，水處理工藝流程會降低水質化學穩(wěn)定性，因此改善管網水質化學穩(wěn)定性的關鍵是控制出廠水的化學穩(wěn)定性。pH和總堿度是影響水質化學穩(wěn)定性的兩個關鍵因素。本章分別從控制出廠水的pH和總堿度兩方面出發(fā)，進行供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的研究。為達到水質化學穩(wěn)定，各穩(wěn)定指數(shù)所要達到的數(shù)值如表4-1所示。水質穩(wěn)定指數(shù)AI最佳值可接受值需要指出的是，飽和指數(shù)、穩(wěn)定指數(shù)、碳酸鈣沉淀勢三者之間，以控制CCPP達到可接受的范圍為主，LSI和RSI為輔。4.1以出廠水pH為控制目標的控制措施通過對深圳特區(qū)供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的調查，發(fā)現(xiàn)深圳特區(qū)原水水溫平均值為23.4℃,pH平均值為7.00,總堿度平均值為28.6mg/LCaCO?,總硬度平均值為46.8mg/LCaCO?,鈣離子濃度平均值為13.4mg/L,總溶解固體平均值為81mg/L;投加石灰后，出廠水水溫平均值為23.5℃,pH平均值為7.28,總堿度平均值為35.4mg/LCaCO?,總硬度平均值為59.5mg/LCaCO?,鈣離子濃度平均值為18.3mg/L,總溶解固體平均值為92.8mg/L。結合深圳特區(qū)原水及出廠水水質特征，對pH在6~9范圍內，水溫25℃,總鈣離子濃度15mg/L總溶解固體90mg/L的水樣，進行穩(wěn)定指數(shù)、飽和指數(shù)、侵蝕指數(shù)、碳酸鈣沉淀勢等水質穩(wěn)定指數(shù)的計算，分析不同pH對水質穩(wěn)定指數(shù)的影響。由于拉森比率的數(shù)值只與總堿度、氯化物、硫酸鹽有關，與pH的變化無關，本節(jié)不做討論。不同pH對水質穩(wěn)定指數(shù)的影響，如圖4-1所示。pH圖4-1不同pH對水質穩(wěn)定指數(shù)的影響從圖4-1可以看出，飽和指數(shù)、穩(wěn)定指數(shù)和侵蝕指數(shù)都和pH呈線性關系，隨著pH的不斷升高，飽和指數(shù)和侵蝕指數(shù)不斷增加，穩(wěn)定指數(shù)不斷降低。碳酸鈣沉淀勢也隨著pH的升高而增加，在pH6.0~8.0的范圍劇烈增加，pH大于8.0后，增加幅度趨緩?？傮w上，隨著pH的升高，腐蝕性與侵蝕性都隨之降低。當pH大于8.0時，穩(wěn)定指數(shù)、飽和指數(shù)、侵蝕指數(shù)、碳酸鈣沉淀勢都在可以接受的范圍內。因此，投加堿劑提高出廠水的pH,是控制出廠水水質化學穩(wěn)定性的有效措施之一?？刂瞥鰪S水pH在8.0~8.5之間，可使出廠水基本穩(wěn)定。選用Ca(OH)?、NaOH、Na?CO?、NaHCO?等幾種常用堿劑，進行不同堿劑投加效果分析，包括不同堿劑在不同投量下對pH的影響和對化學穩(wěn)定性的影響兩部分。所用藥劑均為分析純。實驗水樣的pH為7.10,往水樣中投加不同種類、不同量的堿劑后，其pH的變化如圖4-2所示。貫圖4-2不同堿劑投加對pH的影響從圖4-2中可以看出，隨著堿劑投加量的增加，水樣的pH也不斷增加，但增加速率隨之逐漸變緩。在相同投量的情況下，投加堿劑后的pH值NaOH>Ca(OH)?>Na?CO?>NaHCO?。投加NaHCO?時，水體的pH變化較緩慢，投加50mg/L后pH也僅為7.65。根據(jù)水化學的相關理論，投加NaHCO?后，水體的pH最大為4.1.2.2不同堿劑投加對水質化學穩(wěn)定性的影響投加不同種類、不同量的堿劑后，其水質穩(wěn)定指數(shù)的變化如圖4-3所示。(a)不同堿劑投加對飽和指數(shù)的影響投加量(mg/L)-NaDH——Ca(OH)2—A—Na2C03+—NaHC03(b)不同堿劑投加對穩(wěn)定指數(shù)的影響氣投加量(mg/L)(c)不同堿劑投加對碳酸鈣沉淀勢的影響(d)不同堿劑投加對侵蝕指數(shù)的影響號投加量(mg/L)—NaOH——Ca(0H)2—*—Na2C03*—NaHCO3(e)不同堿劑投加對拉森比率的影響圖4-3不同堿劑投加對水質化學穩(wěn)定性的影響從圖4-3中可以看出，隨著堿劑投加量的增大，LSI、CCPP、AI不斷上升，而RSI、LR不斷下降。這表明，隨著堿劑投加量的增大，水體的腐蝕性、侵蝕性和陰離子穿透腐蝕瘤的可能性都不斷降低，水質化學穩(wěn)定性提高。綜合4.1.2.1和4.1.2.2的實驗結果，NaOH和Ca(OH)?是提高水體pH,改善水質化學穩(wěn)定性的較為有效的堿劑，在后續(xù)實驗采用這兩種堿劑。將堿劑的投加點分成兩類：前加堿和后加堿。前加堿是指堿劑投加點在沉淀工藝之前，后加堿是指堿劑投加點在沉淀工藝之后。前加堿和后加堿的目標均是使出廠水pH在8.0~8.5之間。前加堿后的水，經混凝、沉淀、過濾、消毒工藝后，pH下降到8.0~8.5之間。很顯然，前加堿與后加堿相比，藥耗量更大。前加堿是否可行，關鍵取決于高pH對于原水混凝效果的影響。對于深圳原水，原水pH對沉后水濁度的影響如圖4-4所示。原水pH7.13,濁度18.7NTU,投加HCl和NaOH,調整原水pH在2~12之間。PAC投量為2mg/L圖4-4原水不同pH對沉后水濁度的影響從圖4-4中可以看出，在混凝劑投量相同的情況下，當pH小于9時，隨著pH的增加，沉后水濁度不斷降低；當pH大于9時，隨著pH的增加，沉后水濁度不斷升高。由此可見，對于深圳原水，前加堿有一定的助凝效果，但投加堿劑后，水體pH不得高于9.0,否則混凝效果反而變差。而控制出廠水pH在8.0~8.5之間，也要求沉后水pH不得過高，從這一點看，恰好可以利用堿劑的助凝效果。為保障出廠水pH在8.0~8.5之間，前加堿后，水體pH不宜超過9.0。將堿劑直接投加在原水，NaOH和Ca(OH)?在不同投量下，引起水體pH的變化如圖4-5所示。88投加量(mg/L)(a)NaOH不同投量對原水pH的影響(b)Ca(OH)?不同投量對原水pH的影響圖4-5堿劑不同投量對原水pH的影響相同投量下，NaOH引起pH升高的幅度略大于Ca(OH)?,考慮到混凝和消毒引起pH的下降，兩者有效投量均需3~5mg/L,方可保障出廠水pH在8.0~8.5之的助凝效果更明顯，主要原因是石灰溶液中含有很多顆粒物，增加了絮凝顆粒碰撞形成大礬花的機率。石灰的價格也較為低廉，約800元/噸，而NaOH則需3000~4000元/噸。兩者前加堿的有效投加量基本相同，石灰助凝效果更佳。因此，對于深圳原水，前加堿控制出廠水化學穩(wěn)定性是可行的，建議投用石灰3~5mg/L,投加點在投加混凝劑后1min左右。深圳特區(qū)的水廠多采用濾后消毒，后加堿投加在濾后出水總管，投加點在消毒后。后加堿對濾后水濁度的影響，如圖4-6所示。圖4-6后加堿時堿劑投加對出廠水濁度的影響從圖4-6可以看出，濾后投加石灰，引起濾后水濁度的劇烈上升，而投加NaOH則對濾后水濁度影響不大。這是因為石灰中含有大量的雜質，若投加在濾后，必定引起出廠水濁度的上升。因此，后加堿的堿劑只采用NaOH。NaOH不同投量下，對出廠水pH的影響如圖4-7所示。貫圖4-7后加堿時NaOH投加量對出廠水pH的影響從圖4-7可以看出，后加堿時，投加NaOH2~3mg/L,即可保證出廠水pH在8.0~8.5之間。與前加堿相比，后加堿的藥耗量有所降低。從上面的實驗結論可知，對于深圳原水，前加堿投加Ca(OH)?為宜，投加點在投加混凝劑后1min左右，投加量為3~5mg/L;后加堿宜采用NaOH,投加點在濾后，投加量為2~3mg/L。石灰投量按4mg/L計，NaOH投量按2.5mg/L計，石灰價格按800元/噸計，NaOH價格按3500元/噸計，則前加堿每方水藥劑成本為0.0032元，后加堿每方水藥劑成本為0.0875元。對于大型水廠而言，顯然前加堿成本更低。4.2以出廠水總堿度為控制目標的控制措施4.2.1控制出廠水總堿度的意義提高出廠水的總堿度，能降低拉森比率，降低陰離子穿透管網內壁腐蝕瘤，引發(fā)“黃水”問題的風險?？倝A度的增加會降低FeCO?的溶解度，使水溶液中溶解的二價鐵化合物濃度降低，從而減緩了給水管網中鐵的釋放。總堿度增加的同時，水體的緩沖強度也增大。4.2.2再礦化工藝的提出化學穩(wěn)定性的一種有效方法，在歐洲得到了廣泛應用。其工藝核心是使用二氧化碳和飽和石灰水，提高水體的鈣硬度、總堿度和pH,使之達到水質穩(wěn)定。堿劑投加工藝雖然能提高出廠水的pH,使飽和指數(shù)、穩(wěn)定指數(shù)、侵蝕指數(shù)、碳酸鈣沉淀勢處于可接受水平，但無法有效降低拉森比率。再礦化工藝能通過調整CO?和石灰的投量控制出廠水總堿度，從而降低拉森比率，降低陰離子穿透管網內壁腐蝕瘤，引發(fā)“黃水”問題的風險。圖4-8是采用再礦化工藝的瑞典Arvika水廠工藝流程圖。圖4-9和圖4-10分別是二氧化碳投加系統(tǒng)和石灰飽和器圖。TreatedWaerFlocculationSedimentationRawWater圖4-9二氧化碳投加系統(tǒng)圖4-10石灰飽和器深圳原水，常年總堿度較低，采用再礦化工藝控制水質化學穩(wěn)定性，提高出廠水的pH、總堿度，可降低給水管網內壁腐蝕瘤中鐵的釋放，引發(fā)“黃水”問題的風險。Larson認為水體的腐蝕性取決于水中腐蝕性組分對于緩蝕性組分的比例，并提出了拉森比率的概念，其被定義為LR=([CI]+[SO?2])/[HCO?]。AWWA建議LR應小于0.2,以降低給水管網內壁腐蝕瘤中鐵的釋放，引發(fā)“黃水”問題的風險。Imran則認為LR小于0.5即可接受。當水體pH小于8.31時，水中總堿度的主要成分為HCO?,因此提高出廠水的總堿度，可降低LR值。對于深圳特區(qū)的出廠水，氯化物和硫酸鹽濃度一般在10~20mg/L左右，而LR值較高的主要原因是出廠水總堿度較低。以氯化物和硫酸鹽均為15mg/L計，出廠水不同的總堿度所對應的拉森比率如圖4-11所示。總堿