周 娜，孫志民，盧 靜

(1.中北大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，山西太原 030000；2.廣州市市政工程設(shè)計(jì)研究總院有限公司，廣東廣州 510060)

如今，全球很多國家對(duì)供水系統(tǒng)安全問題給予了高度關(guān)注[1]。尤其是近些年我國城鎮(zhèn)化建設(shè)速度顯著加快，人們對(duì)于飲用水的消耗增加，這就需要對(duì)消毒技術(shù)進(jìn)行不斷的優(yōu)化和完善，以適應(yīng)當(dāng)前的社會(huì)形勢。常用的消毒技術(shù)有很多種，包括氯氣消毒、臭氧消毒等。紫外線技術(shù)作為一種物理消毒技術(shù)不會(huì)對(duì)最終水體帶來二次污染，因此，在當(dāng)前的水處理領(lǐng)域受到重視。相關(guān)學(xué)者也基于紫外線消毒屬性，對(duì)其消毒工藝的應(yīng)用模式展開研究，同時(shí)分析該項(xiàng)技術(shù)對(duì)控制水質(zhì)微生物的重要作用。對(duì)紫外線滅活水中的病原微生物已進(jìn)行了多次研究，但是關(guān)于紫外線消毒管網(wǎng)生物安全性的研究尚處于起步階段。紫外線消毒管網(wǎng)生物安全性同樣不可忽視，供水管網(wǎng)中的有毒病原體如果不能得到很好的控制和處理，同樣會(huì)給整個(gè)城市的供水系統(tǒng)帶來巨大的危害。在供水管網(wǎng)中進(jìn)行紫外線消毒飲用水處理存在一個(gè)關(guān)鍵問題，即在運(yùn)營管網(wǎng)內(nèi)部并不能產(chǎn)生持續(xù)的消毒作用，這必然會(huì)對(duì)管網(wǎng)水質(zhì)安全性帶來不利影響，需要進(jìn)行深入探究[2]。

為了能夠保證管網(wǎng)水質(zhì)的安全性，需要顯著增強(qiáng)飲用水生物穩(wěn)定水平，而提升該穩(wěn)定性的關(guān)鍵就是要對(duì)給水管網(wǎng)中的相關(guān)有機(jī)營養(yǎng)物含量給予控制[3]。對(duì)該生物穩(wěn)定性進(jìn)行標(biāo)價(jià)的指標(biāo)分別為AOC與BDOC，前者對(duì)應(yīng)的是可同化有機(jī)碳(assimilable organic carbon，AOC)，后者為生物可降解溶解性有機(jī)碳(biodegradable dissolved organic carbon，BDOC)。通過相應(yīng)的水處理工藝對(duì)這兩個(gè)指標(biāo)濃度進(jìn)行控制，就能很好地減少微生物在相應(yīng)管網(wǎng)中的再生能力，進(jìn)而有效地增強(qiáng)相應(yīng)微生物的控制效果[4]。在這兩項(xiàng)指標(biāo)中，構(gòu)成BDOC的有機(jī)物分子量相對(duì)較大，而構(gòu)成AOC的有機(jī)分子量較小，一般小于1 000[5-6]，容易被生物所利用。在本次研究中，對(duì)于管網(wǎng)而言，衡量其營養(yǎng)物質(zhì)的指標(biāo)使用的是AOC和TOC[7]。

在飲用水管網(wǎng)通道中，微生物的再生長與AOC指標(biāo)關(guān)系密切[8]，海內(nèi)外很多學(xué)者也就此進(jìn)行了深入分析。Camper等[9]在研究中指出，紫外線若是所處消毒計(jì)量范圍在正常區(qū)間，就不會(huì)對(duì)水物理化學(xué)屬性進(jìn)行改變，水體中可生物降解有機(jī)體濃度就不會(huì)增長。目前，有關(guān)紫外線對(duì)AOC影響的研究也對(duì)該結(jié)論進(jìn)行了驗(yàn)證。Kashinkunti等[10]的研究表明，研究劑量在0～50 mJ/cm2時(shí)，其中的AOC濃度指標(biāo)并不會(huì)產(chǎn)生明顯的改變。Miettinen等[11]在研究中指出，若是劑量控制在15～50 mJ/cm2時(shí)，相應(yīng)的AOC濃度降低較少。多年來，人們對(duì)飲用水管網(wǎng)水中微生物的生長與管網(wǎng)水中AOC的關(guān)系進(jìn)行了多次研究。但是，由于試驗(yàn)條件具有差異性，且紫外線劑量的確定方法缺乏相應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)，使得相關(guān)研究人員很難得到準(zhǔn)確結(jié)論。

本次試驗(yàn)通過利用軟件模擬和試驗(yàn)相結(jié)合的手段，詳細(xì)探究了紫外消毒技術(shù)對(duì)管網(wǎng)水中AOC、TOC的影響。此次試驗(yàn)首先創(chuàng)建相應(yīng)的紫外消毒CFD模型，然后借助流體力學(xué)數(shù)值模擬技術(shù)，對(duì)此模型的UV劑量進(jìn)行計(jì)算；基于確定的UV劑量開展飲用水UV消毒試驗(yàn)，研究UV飲用水消毒前后主要水質(zhì)指標(biāo)的變化，探討其對(duì)不同UV劑量的響應(yīng)以確定最佳方案，評(píng)估飲用水安全風(fēng)險(xiǎn)。

1 紫外線劑量計(jì)算

1.1 UV消毒模型的建立

圖1 UV消毒反應(yīng)器Fig.1 UV Disinfection Reactor

本研究采用304不銹鋼自制腔體式UV消毒反應(yīng)器裝置，具體實(shí)物如圖1(a)所示。為了對(duì)該反應(yīng)裝置內(nèi)部流場信息進(jìn)行更為準(zhǔn)確的展現(xiàn)，需創(chuàng)建相應(yīng)的三維模型，并對(duì)其進(jìn)行數(shù)值模擬研究。對(duì)幾何外形進(jìn)行準(zhǔn)確描述可以顯著提升計(jì)算精度，這也是當(dāng)前極為重要的一個(gè)前提要件。然而，具體結(jié)構(gòu)往往有著復(fù)雜的幾何外形，對(duì)其進(jìn)行準(zhǔn)確描述，有著較高的困難度。為此，在確保計(jì)算結(jié)果的前提下，需在網(wǎng)格細(xì)分環(huán)節(jié)注意相應(yīng)網(wǎng)格尺度存在的較大不同。另外，研究還對(duì)其中的一些實(shí)體結(jié)構(gòu)進(jìn)行了簡化。此外，幾何實(shí)體簡化水平和數(shù)值模擬計(jì)算所需時(shí)間有著緊密關(guān)聯(lián)，對(duì)實(shí)體處理若是越簡單，那么相應(yīng)的計(jì)算量就會(huì)越小。

1.2 模型邊界條件

對(duì)下面的邊界條件進(jìn)行相應(yīng)設(shè)置。

(1)速度進(jìn)口邊界(velocity-inlet)：對(duì)于進(jìn)液口，可將其用速度輸入來進(jìn)行定義，即相應(yīng)液體按照具體速度沿著與管徑軸向具有平行關(guān)系的方向置入管道，此時(shí)的流速為1～2 m/s。

(2)模型內(nèi)的燈管設(shè)置如表1所示，試驗(yàn)設(shè)定4組燈管的邊界條件，分別為適當(dāng)UV劑量(adequate dose，AT)、中等UV劑量(medium dose，MTA和MTB)、高劑量(high dose，HT)。

表 1 UV反應(yīng)器模型的燈管設(shè)置Tab.1 Setup of UV Lamp in UV Disinfection Reactor Model

(3)自由出流邊界(outflow)：主要展現(xiàn)在模擬前難以知曉的出口速度，包括相應(yīng)的壓力。該出口流動(dòng)需要滿足發(fā)展條件，且在此區(qū)域除了相應(yīng)壓力還涉及到相應(yīng)的參量梯度，需將其設(shè)為0。

(4)固壁邊界條件(wall)：將管道上各種管壁設(shè)定為靜止無滑移條件(no-slip wall)，此時(shí)和它進(jìn)行接觸的流體在相對(duì)速度上要維持零值，同時(shí)還需確保和周邊不會(huì)產(chǎn)生能量與物質(zhì)方面的交換。

1.3 網(wǎng)格劃分及湍流模型

本文將紫外線消毒反應(yīng)器模型總網(wǎng)格數(shù)劃分約為210萬個(gè)(圖2)。湍流模型采用k-ε模型，假定流體流動(dòng)是充分發(fā)展的完全湍流運(yùn)動(dòng)。

圖2 模型網(wǎng)格Fig.2 Model Mesh of UV Disinfection Reactor Model

1.4 UV劑量的計(jì)算

該消毒裝置的消毒效果與UV劑量有著顯著的關(guān)聯(lián)性[12]。對(duì)于劑量的定義和計(jì)算，美國環(huán)保總局(USEPA)在2006年成功推出了相應(yīng)的紫外設(shè)計(jì)手冊(cè)(USEPA)，其中使用紫外線強(qiáng)度，對(duì)應(yīng)單位為(mW/cm2)和需要處理的流體或者離子在該環(huán)境下的曝光時(shí)間的乘積，就是所謂的UV劑量，該時(shí)間使用s表示，如式(1)。

D=I×t

(1)

其中：D——紫外線劑量，mJ/cm2或mW·s/cm2；

I——紫外線光強(qiáng)，mW/cm2。

在這個(gè)連續(xù)體的反應(yīng)裝置中，微生物將會(huì)伴隨水流進(jìn)行動(dòng)態(tài)運(yùn)動(dòng)，且反應(yīng)裝置的光強(qiáng)分布本身具有非均勻性。同時(shí)，不同微生物運(yùn)動(dòng)路徑亦有明顯差異，對(duì)應(yīng)水力停留用時(shí)存在著差異，所接收到的紫外線劑量也會(huì)存在著差異。若是獲取微生物所接受的總劑量，就需要假定各種微生物都是通過一定數(shù)量微生物團(tuán)構(gòu)成，借助CFD對(duì)不同微生物團(tuán)的滅活效率進(jìn)行模擬計(jì)算，進(jìn)而獲取反應(yīng)裝置的總滅活效率，同時(shí)得出該反應(yīng)裝置的有效平均劑量，如式(2)。

(2)

微生物滅活率與UV劑量存在以下關(guān)系，如式(3)。

F=A×lg(N/N0)+B

(3)

其中：F——UV劑量，mJ/cm2或mW·s/cm2；

A，B——消毒動(dòng)力學(xué)參數(shù)，通過平行光試驗(yàn)測得。

若是反應(yīng)裝置出口區(qū)域每個(gè)微生物微團(tuán)都會(huì)接受相應(yīng)的UV劑量，即可計(jì)算它的滅活率，具體疊加如式(4)。

(4)

其中：Fi——出口區(qū)域每個(gè)微團(tuán)微生物收取到的紫外劑量,mJ/cm2;T——微團(tuán)總數(shù)。

該反應(yīng)裝置的有效平均劑量計(jì)算如式(5)。

UV劑量=-A×log[(N/N0)total]+B

(5)

根據(jù)有效劑量計(jì)算式(2)和式(3)，得到反應(yīng)器AT、MTA、MTB和HT條件下的UV平均劑量(圖3和圖4)，運(yùn)算結(jié)果匯總?cè)绫?所示。

圖3 3支40 W燈管，流速為2.0 m/s和1.2 m/s條件下，模型的UV平均劑量Fig.3 Average UV Dose of Three 40 W Lamps Model at Influent Flow Rate of 2.0 m/s and 1.2 m/s

圖4 3支120 W燈管，流速為1.5 m/s和1.0 m/s條件下，模型的UV平均劑量Fig.4 Average UV Dose of Three 120 W Lamps Model at Influent Flow Rate of 1.5 m/s and 1.0 m/s

表2 UV劑量統(tǒng)計(jì)結(jié)果Tab.2 Results of UV Dose

2 水樣的采集與檢測

2.1 水處理工藝流程

本試驗(yàn)水樣取自廣州市某水廠原水。本試驗(yàn)以該水廠的原水作為水源，采用常規(guī)處理(混凝、沉淀、砂濾)+ UV消毒，主要工藝流程如圖 5所示。

圖5 水處理工藝流程Fig.5 Process Flow Chart of Water Treatment Plant

2.2 水樣采集和培養(yǎng)流程

UV消毒試驗(yàn)用水取自砂濾出水，水質(zhì)如表3所示。本試驗(yàn)用水取自UV消毒出水。分別采集適當(dāng)UV劑量(AT)、中等劑量1(MTA)、中等劑量2(MTB)和高劑量(HT)這4個(gè)UV消毒條件的出水水樣。取樣裝入經(jīng)消毒無菌處理的棕色玻璃瓶，并將防菌膜蓋密封并固定在瓶口，防止空氣中的微生物干擾UV消毒出水。具體采集和培養(yǎng)流程如圖6所示，采集砂濾出水作為未經(jīng)UV消毒處理的原始樣本C0，經(jīng)UV消毒處理的樣本則作為T0。樣本T0置于19 ℃遮光恒溫培養(yǎng)箱中，以培養(yǎng)24 h(1 d)作為樣本T1，以培養(yǎng)48 h(2 d)作為樣本T2。樣本信息匯總?cè)绫?所示。

表3 砂濾出水水質(zhì)參數(shù)Tab.3 Parameters of Sand Filter Effluent

圖6 UV消毒出水樣本培養(yǎng)流程Fig.6 Samples Culture Process of UV Disinfection Effluent

2.3 水樣預(yù)處理

為了對(duì)水樣中相關(guān)AOC、DOM和TOC等指標(biāo)濃度進(jìn)行檢測，需將水樣通過截留孔為0.45 μm的過濾膜，并對(duì)其進(jìn)行相應(yīng)過濾[13-14]，將其中的非溶解性有機(jī)物進(jìn)行濾除。當(dāng)水樣采集到相應(yīng)實(shí)驗(yàn)室后對(duì)其進(jìn)行過濾，并最大限度地確保水樣不會(huì)變質(zhì)。該過濾膜為0.45 μm醋酸纖維濾膜，其直徑為50 mm，借助砂芯過濾裝置以及相應(yīng)的真空隔膜泵對(duì)其進(jìn)行抽濾。隨后，可將水樣配置在四氟乙烯瓶體中，將其置于4 ℃冰箱中，延緩其水質(zhì)變化。在水樣處理后，進(jìn)行后續(xù)檢測分析。

表4樣本信息匯總表
Tab.4 Summary of Samples Information

2.4 水樣檢測

2.4.1 三維熒光光譜(3D-EEM)測定

為了分析水樣中DOM，試驗(yàn)采用三維熒光光譜(3D-EEM)對(duì)其變化特征進(jìn)行相應(yīng)分析。相應(yīng)試驗(yàn)測量設(shè)備選用三維熒光分光光度計(jì)，型號(hào)為F97 pro(上海)。在具體分析過程中，設(shè)置激發(fā)/發(fā)射波長為200～600 nm，激發(fā)帶寬為10 nm，掃描速度為6 000 nm/min，激發(fā)和發(fā)射波長分辨率分別設(shè)為10 nm和1 nm，PTM電壓值設(shè)為500 V。借助該測量設(shè)備檢測到的光譜數(shù)據(jù)以及Matlab 2012b系統(tǒng)編繪形影的光譜等高線圖，測得的三維熒光光譜矩陣完全可以借助該系統(tǒng)進(jìn)行分析。將檢測到的數(shù)據(jù)減去空白水樣拉曼峰數(shù)值，并將該峰對(duì)數(shù)據(jù)帶來的偏差進(jìn)行減弱。最后，借助N-way Toolbo工具對(duì)水樣中三維熒光數(shù)據(jù)展開PARAFAC模型分析。

2.4.2 AOC含量測定

本節(jié)采用先后接種法[15-16]對(duì)AOC指標(biāo)進(jìn)行檢測，該菌種由廣東省微生物所提供，在6 ℃冰箱環(huán)境中，使用LLA斜面進(jìn)行純種保存。

(1)接種液的準(zhǔn)備

在此斜面分別選P17以及NOX菌種，配置一環(huán)置入到50 mL的乙酸鈉溶液中，濃度為2 mg乙酸碳/L。接著，在25 ℃培養(yǎng)暗箱中培養(yǎng)，直至平臺(tái)期。隨后，將菌種去除并進(jìn)行平板計(jì)算，得到相應(yīng)的接種液濃度。最后，按照該濃度對(duì)需要加入至水樣中的接種液體積進(jìn)行計(jì)算，如式(6)，該接種濃度為10 000 CFU/mL，而相應(yīng)的接種液在6 ℃環(huán)境中進(jìn)行保存。

(6)

(2)待測水樣的預(yù)處理

將相關(guān)水樣采集到50 mL取樣瓶中，水中的余氯可以使用適量硫代硫酸鈉進(jìn)行中和。將水樣置于恒溫水浴鍋中進(jìn)行巴氏消毒，用時(shí)0.5 h，溫度在60～70 ℃后測定。

(3)水樣的接種與培養(yǎng)

當(dāng)水樣在常溫態(tài)時(shí)，可對(duì)水樣展開接種，而P17與NOX菌種接種濃度為10 000 CFU/mL，對(duì)應(yīng)的接種液體積需要按照式(6)進(jìn)行處理。在25 ℃相應(yīng)生化培養(yǎng)箱中，可將冷卻接種的水樣加以靜置培養(yǎng)，菌落處于平板后進(jìn)行完全生長，到了穩(wěn)定期即可展開平板計(jì)數(shù)，通常所需時(shí)間為3 d。

(4)細(xì)菌的平板計(jì)數(shù)

提取1 mL均勻的培養(yǎng)液，注入9 mL滅菌水中，存儲(chǔ)于試管，并將其稀釋成5個(gè)梯度，10-3～10-5這3個(gè)梯度的稀釋液進(jìn)行平板涂布，之后將平板置于25 ℃生化培養(yǎng)箱中培養(yǎng)計(jì)數(shù)。

(5)測定精度的控制

測試環(huán)節(jié)涉及到的相關(guān)操作環(huán)境有著顯著差異，為此產(chǎn)率系數(shù)與空白對(duì)照數(shù)值就會(huì)存在著不同，進(jìn)而使測試結(jié)果產(chǎn)生顯著改變。因此，需開展產(chǎn)率系數(shù)與空白對(duì)照的試驗(yàn)，對(duì)該產(chǎn)率系數(shù)等要素帶來的試驗(yàn)誤差進(jìn)行明確?；?00 μg乙酸碳/L的乙酸鈉溶液和無碳水按待測水樣方法進(jìn)行測試。

(6)產(chǎn)率系數(shù)與 AOC

產(chǎn)率系數(shù)與AOC的計(jì)算如式(7)～式(11)。

(7)

(8)

(9)

(10)

水樣總AOC(μg乙酸碳/L)=AOC-P17+AOC-NOX

(11)

2.4.3 TOC含量測定

TOC含量的測定均參照國家檢測標(biāo)準(zhǔn)(GB/T 5750—2006)，水樣預(yù)處理后，采用總有機(jī)碳分析儀(島津公司)進(jìn)行測定[17]。

3 結(jié)果分析

3.1 不同UV劑量下樣品AOC的變化

圖7 不同UV劑量下UV消毒出水的AOC濃度變化Fig.7 Concentration of AOC in UV Disinfection Effluent under Different UV Dose

如圖7所示，樣本AT的AOC濃度均值為87.8 μg/L，較樣本f-0的AOC濃度(約100 μg/L)下降13%，可能是適當(dāng)UV劑量(AT)的UV紫外光能量將較小部分的小分子有機(jī)物氧化，但不能將大分子有機(jī)物進(jìn)行破碎分解。比較檢測4種不同UV劑量下UV消毒反應(yīng)器出水的即時(shí)AOC濃度，即圖7中AT-0(138.26 mJ/cm2)，MTA-0(260.88 mJ/cm2)，MTB-0(273.91 mJ/cm2)和HT-0(471.61 mJ/cm2)，出水AOC濃度隨UV劑量的增加而增大。研究[17-18]指出，在具體常規(guī)劑量下，紫外線對(duì)有機(jī)物結(jié)構(gòu)有著較小的影響，不會(huì)帶來水體中AOC濃度的顯著改變，但在高UV劑量條件下，水體中含-COOH鍵等有機(jī)物質(zhì)在紫外線催化下，會(huì)形成相應(yīng)的羥基自由基[13]，然后和水體中相關(guān)有機(jī)物進(jìn)行反應(yīng)，進(jìn)而使AOC濃度開始有了顯著改變。

3.2 不同UV劑量下樣品TOC的變化

另一方面，樣本AT-0、MTA-0和MTB-0的TOC濃度均值接近于f-0的TOC濃度(約180 μg/L)(圖8)，代表適當(dāng)劑量和中等劑量的UV光能(138.26～273.91 mJ/cm2)，MTB(273.91 mJ/cm2)的UV劑量未能有效降解水中的TOC。樣本HT的TOC濃度均值約為134 μg/L，較樣本f-0的TOC濃度減少了約25%，代表高UV劑量(471.61 mJ/cm2)可分解水中的有機(jī)物。

圖8 不同UV劑量下UV消毒出水的TOC濃度變化Fig.8 Concentration of TOC in UV Disinfection Effluent under Different UV Dose

結(jié)合AOC濃度和TOC濃度變化(圖7和圖8)，樣本AT-0、MTA-0、MTB-0和HT-0中AOC均值與TOC均值的比例分別為57.3%、70.9%、58.2%和90.4%，代表高UV劑量在降低TOC濃度的同時(shí)，將大分子有機(jī)物分解為小分子有機(jī)物，從而增大了AOC占TOC的相對(duì)比例。中高強(qiáng)度的UV劑量會(huì)增加水中的AOC濃度，可將水中大分子有機(jī)物進(jìn)行分解，進(jìn)而可被微生物利用。

3.3 不同UV劑量下樣品三維熒光圖譜的變化

圖9 濾池出水(f-0)的三維熒光圖譜Fig.9 3D-EEM of Sand Filter Effluent (f-0)

根據(jù)樣本的三維熒光圖譜(圖9和圖10)定性分析樣本的有機(jī)物種類。樣本f-0中存在類腐殖熒光(A區(qū)，激發(fā)波長Ex為350～440 nm，發(fā)射波長Em為370～510 nm)、富里酸熒光(B區(qū)，激發(fā)波長Ex為310～360 nm，發(fā)射波長Em為370～450 nm)、類蛋白熒光(C區(qū)，激發(fā)波長Ex為240～270 nm；發(fā)射波長Em為300～350 nm)和富里酸熒光(D區(qū)，激發(fā)波長Ex為240～270 nm；發(fā)射波長Em為370～440 nm)等指紋特征。經(jīng)138.26 mJ/cm2UV輻照后，樣本AT-0的類腐殖熒光(A區(qū))和富里酸熒光(B區(qū))指紋明顯減少。隨著將UV提升至中等UV劑量(260.88～273.91 mJ/cm2)，類腐殖熒光(A區(qū))和富里酸熒光(B區(qū))指紋繼續(xù)減少的同時(shí)，樣本MTA-0和MTB-0的類蛋白熒光(C區(qū))和富里酸熒光(D區(qū))指紋較AT-0亦開始減少。其中，在相近的UV劑量條件下，MTB的類蛋白熒光(C區(qū))和富里酸熒光(D區(qū))指紋少于MTA，代表類蛋白熒光(C區(qū))和富里酸熒光(D區(qū))指紋對(duì)高功率短停留時(shí)間(MTB)更敏感。將UV提升至高UV劑量(471.68 mJ/cm2)，相較于MTB-0，HT-0中的類蛋白熒光(C區(qū))指紋開始減少，但富里酸熒光(B區(qū)和D區(qū))指紋反而有所增加，代表類蛋白有機(jī)物對(duì)高功率長停留時(shí)間更敏感，但與此同時(shí)，大分子有機(jī)物在此條件下被分解為分子量相對(duì)小的富里酸有機(jī)物。

圖10 不同UV劑量處理后樣本的三維熒光圖譜Fig.10 3D-EEM of Treated with Different UV Doses

4 結(jié)論

本文通過建立基于計(jì)算流體力學(xué)數(shù)值模擬技術(shù)CFD模擬的紫外消毒反應(yīng)器模，求解紫外消毒反應(yīng)器在不同燈管設(shè)置和不同進(jìn)水流速下的UV平均劑量，探究不同紫外輻射劑量條件下出水水質(zhì)的變化情況，結(jié)論如下。

(1)紫外消毒反應(yīng)器模型中光強(qiáng)分布不均勻，燈管之間的區(qū)域紫外線強(qiáng)度比較高，最高紫外劑量區(qū)域在燈管壁四周，最低紫外劑量區(qū)域出現(xiàn)在反應(yīng)器壁附近。4種試驗(yàn)條件下(AT、MTA、MTB和HT)的UV光強(qiáng)基本一致，其原因可能在于反應(yīng)器單位體積內(nèi)的液體所接受的UV光強(qiáng)已達(dá)到光飽和的狀態(tài)。低壓UV燈輻射之下達(dá)到一定光強(qiáng)后，更換高功率的UV燈不能提高液體媒介所接受的UV光強(qiáng)。

(2)基于UV光強(qiáng)采用Fluent軟件通過UDF文件將光強(qiáng)分布導(dǎo)入模型中，計(jì)算得AT條件下UV平均劑量為138.26 mJ/cm2、MTA條件下UV平均劑量為260.88 mJ/cm2、MTB條件下UV平均劑量為273.91 mJ/cm2、HT條件下UV平均劑量為471.64 mJ/cm2。

(3)高UV劑量(471.61 mJ/cm2)可分解水中的有機(jī)物，降低出水TOC；高UV劑量在降低TOC濃度的同時(shí)，可將大分子有機(jī)物分解為小分子有機(jī)物，從而增大AOC占TOC的相對(duì)比例。

(4)UV出水AOC濃度隨UV劑量增加[由適量(138.26 mJ/cm2)，中等(260.88 mJ/cm2)，高劑量(471.64 mJ/cm2)]的趨勢走向是增大的。若是紫外線計(jì)量在常規(guī)下，它對(duì)有機(jī)物結(jié)構(gòu)帶來較小的影響，不會(huì)使水體中AOC濃度產(chǎn)生明顯改變。但在高UV劑量條件下，水體中相關(guān)物質(zhì)在紫外線催化之下就會(huì)形成羥基自由基，進(jìn)而和水體中有機(jī)物進(jìn)行反應(yīng)，使得AOC濃度相應(yīng)增加。

(5)三維熒光光譜圖顯示，類腐殖質(zhì)類有機(jī)物和類蛋白質(zhì)類有機(jī)物對(duì)UV輻射附著較為敏感， 增加UV劑量可降低該種大分子量的有機(jī)物；當(dāng)將UV提升至高UV劑量(471.68 mJ/cm2)，大分子有機(jī)物在此條件下被分解為分子量相對(duì)小的富里酸有機(jī)物，富里酸熒光(B區(qū)和D區(qū))指紋有所增加。

(6)當(dāng)UV劑量達(dá)471.68 mJ/cm2時(shí)，在同等強(qiáng)度的UV光強(qiáng)下，較長的停留時(shí)間令更多的大分子量有機(jī)物分解為分子量相對(duì)小且可被微生物吸收利用的富里酸有機(jī)物，從而增加了飲用水水質(zhì)的微生物風(fēng)險(xiǎn)。因此，建議生活飲用水UV消毒，應(yīng)采用劑量MTB 為273.91 mJ/cm2、短停留時(shí)間的方式，降低飲用水水質(zhì)的微生物風(fēng)險(xiǎn)。

本文紫外消毒技術(shù)成本低，對(duì)用氯消毒污水(5 萬t/d)，需建有一個(gè)130 m×3 m的接觸渠。采用UV消毒只需20 m×3 m的面積；且同等效果下，氯消毒會(huì)產(chǎn)生副產(chǎn)物，而紫外消毒不會(huì)產(chǎn)生副產(chǎn)物。因此，本技術(shù)在原有的技術(shù)水平上進(jìn)行提升，可操作性強(qiáng)，為我國飲用水消毒技術(shù)的研究和發(fā)展提供了一定的理論意義和技術(shù)支持。