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由于煤与石油开采利用带来的环境问题，勘探开发高效洁净的能源正受到世界各国的重视。煤系气是赋存在煤系中且可洁净利用的非常规天然气，主要包括煤层气、页岩气、致密砂岩气。在全球存储资源丰富，产量增长迅速，可缓解能源供需矛盾。在煤系中这3种非常规天然气储层往往相互叠置，整体赋气；而开发单一类型的天然气将会造成资源浪费，同时也增加开发成本。因此，优势储层组合开采成为煤系非常规天然气的开发目标[1]。美国进行了煤层气与致密砂岩气的合采[2]。之后我国学者提出了致密气、煤层气和页岩气合采煤系气综合开发思路；近几年在鄂尔多斯盆地东缘煤系储层组合中实施了“致密气、煤层气和页岩气”合采示范工程(简称煤系“三气”合采)，对我国煤系非常规天然气资源的最大化开发和提高综合效益具有重要战略意义[3-6]。
煤系气开采会产生大量的伴生水。煤系“三气”合采产出水的水量和水质受地质和排采时间等因素影响，具有高浊度、高硬度、高盐度、高有机物等特点[7-15]。目前，非常规天然气开采过程中的产出水处理研究主要集中在对煤层气井产出水和页岩气井产出水方面，而对煤系气开发中致密砂岩气井产出水处理研究较少，关于“三气”合采产出水的研究更是鲜有报道。
煤系气产出水预处理环节非常重要，目前主要预处理工艺有微电解法、絮凝法、芬顿催化氧化法等以及2种或多种工艺联用等。主处理工艺为冻融/蒸发、电容、离子交换、电吸附、膜分离和人工湿地系统等[16]。在工程应用中，反渗透发挥了主要作用。LI等[17]研究表明，反渗透降低了煤层气水的盐度和钠吸收率，可将出水用作灌溉水。SINGH等[18]结合地理、社会技术和法规等其他情况，研究了在某些含煤地区反渗透将煤层气产出水脱盐净化为饮用水的可行性。
有些学者采用化学方法处理产出水。袁建梅等[19]开展了非均相催化-臭氧氧化工艺处理页岩气钻井废水的研究，采用MnO2作为催化剂进行了臭氧氧化处理，COD去除率可达80%。但是，臭氧氧化处理容易产生溴酸盐，造成潜在的二次污染。苏晓倩等[20]投加聚合氯化铝和聚丙烯酰胺药剂絮凝沉降去除煤层气产出水中悬浮物。鞠然等[21]通过预氧曝气氧化-电容去离子组合工艺处理煤层气产出水，通过曝气氧化，将煤层气产出水中Fe2+、Mn2+氧化形成Fe(OH)3、MnO2絮状沉淀，从而降低原水的铁锰含量；电容去离子技术可进一步脱除其他离子。房继德等[22]对煤层气产出水在物理吸附预处理后进行阶梯式复合型人工湿地处理，悬浮物去除率达99.13%，重金属去除率达90%以上，但是对全盐量的去除效果不明显。王美城等[23]针对页岩气产出水的合理处置及达标回用进行了研究，采用NaOH和Na2CO3进行碱化絮凝与三效蒸馏联合处理，并对残留液和蒸馏液进行了资源化利用。陈俊琛等[24]研究开发出了臭氧氧化-絮凝-正渗透膜模块化装置用于页岩气产出水回用，经过处理后的产出水可达到直接外排或回用的水质要求。KIM等[25]探究了膜蒸馏结晶(MDC)处理页岩气采出水的可行性，通过优化运行条件，MDC可以有效可持续回收低能耗的水和矿物质，证明预处理后进行膜蒸馏结晶处理是可行的。GUO等[26]评估了超滤(UF)-反渗透(RO)组合工艺在中国威远页岩气开发区处理产出水的性能。
本文对临兴区块“三气”合采产出水处理技术进行了实验研究，确定了加载絮凝-微电解-纳滤-反渗透的综合处理工艺。采用加载絮凝作为预处理工艺，是将污泥以一定比例回流，加大了混合池的悬浮物固体浓度，增加了细小颗粒的碰撞概率，强化颗粒和化学药剂对絮体的吸附，极大程度上加快了絮体形成速度，形成的絮体较大，可增加絮体沉淀速度，从而提高了悬浮物的沉降性[27-28]，具有对药剂投加量的波动变化适应性强、出水水质更加稳定、节省药剂投加量、节约工况运行成本等优点[29-31]。根据研究区水质浊度大和高盐度等特点，采用响应面方法对加载絮凝工艺进行优化，以期为后续多元膜处理提供适宜的水质，并保证煤系“三气”合采产出水处理系统的稳定持续运行以及产出水的资源化利用提供重要技术支撑。
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本实验采集的煤系“三气”合采产出水主要来自临兴区块某集气站，该地位于鄂尔多斯盆地东北缘，平均日产气量约50 m3·d−1，水质特征如表1所示。
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加载絮凝的响应面优化。根据前期单因素实验结果[16]，采用响应面方法(response surface methodology, RSM)对加载絮凝进行实验条件优化，选择聚合硫酸铁(PFS)混凝剂投加量、阴离子聚丙烯酰胺(APAM)助凝剂投加量和回流污泥量作为影响因子，回流的絮凝污泥浓度为207.4 mg·L−1。设计因子水平编码如表2所示。
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水质检测方法中重金属采用ICP-OES法，阴离子采用分光光度法，COD采用氯气校正重铬酸钾法，悬浮物和全盐量采用重量法，pH采用玻璃电极法[16]。
1.1. 水质
1.2. 实验方案
1.3. 分析方法
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根据表1中主要的离子绘制了水质三线图(图1)。由表1和图1可知，产出水浊度为1 000 NTU以上，COD 为2 600 mg·L−1以上；含盐量特别高，达到57 375 mg·L−1；Na+和Cl−分别占全盐量的24.73%和50.97%。同时，水质硬度也很高，Ca2+和Mg2+浓度合计达到3 563.6 mg·L−1；美国水质量协会(Water Quality Association, WQA)标准将原水硬度分为六级，极硬为最高等级(其标准为14.0 GPG以上，以钙与镁离子计1 GPG=17.1 mg·L−1)；研究区产出水的硬度为3 563.6 mg·L−1(208.4 GPG)，远超过极硬最低要求，水质硬度极高。由此可见，煤系气开采过程中的产出水属于高盐、高硬度、高浊度、高有机物的地下水。
临兴区块的地下水系统受其中的天桥泉域岩溶水系和柳林泉域岩溶水系的影响，地下水在研究区汇流并滞缓，使得该区地层水样矿化度非常高[31]。该区块的地下水矿化度整体分布异常高，为20 000~50 000 mg·L−1，水质类型主要为CaCl2型和NaHCO3型，部分为Na2SO4型、MgCl2型和NaCl型等[27]。
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响应面分析是将体系的响应作为一个或多个因素的函数，运用图形技术将这种函数关系显示出来，以供凭借直觉的观察来选择实验设计中的最优化条件。囊括了实验设计、建模、检验模型适合性、寻求最佳组合条件等实验和统计技术；通过对过程的回归拟合和响应曲面与等高线的绘制，可方便地求出响应于各因素水平的响应值。在各因素水平的响应值的基础上，找出预测的响应最优值以及相应的实验条件。
1)建立模型及方差分析。采用Box-Behnken实验设计法对加载絮凝实验条件进行优化，进行了17组实验，设计方案及响应值结果如表3所示。
以COD去除率为响应值，对模型进行拟合程度分析。COD去除率的模型决定系数R2为0.987，说明此模型拟合效果好，98.7%以上的响应值变化均可解释。COD去除率有97.2%的变异分布在3个因子中，不能解释2.8%的结果。信噪比均大于21.485，表明模型有足够的分辩能力，实验结果合理；变异系数均小于10%，这说明模型变异性较小，拟合是可信准确的。
以COD去除率为响应值，通过回归拟合得到了此响应值与各变量的二次多项拟合方程，COD去除率的编码值Y1和实际值Y2分别如式(1)和式(2)所示。
为判断模型的拟合程度，对上述模型分别进行方差分析。在方差分析中，对实验结果在检验水平α=0.05下进行F检验，P值代表F(α)>F的概率，若某项的P<0.05，表明该项对模型影响显著，分析结果见表4。由表4可知，通过COD去除率的方差分析得到的二次多项式模型F=62.22、P<0.000 1，说明在水平α=0.05下模型显著，其可以用来预测响应值。失拟项F=0.25、P=0.856 1，失拟项不显著，说明模型的拟合程度高，可取。模型中一次项A、B、C的P<0.05，说明PFS投加量、APAM投加量、污泥回流量均对COD去除效果显著；另外模型中交互项AB、AC、BC的P<0.05，表明PFS投加量、APAM投加量、污泥回流量3个因素间两两存在交互作用，并且均对结果影响显著。根据P值的大小可以判断各影响因素对响应值的响应程度，P值越小，响应程度越大，P(A)<P(B)<P(C)，表明这3个因子对COD去除率的影响程度顺序为PFS投加量>APAM投加量>回流污泥量。
2)等值线图和响应面图分析。响应曲面图和等高线图可以直观地将因素间的交互作用对响应值的影响显示出来。COD去除率的响应曲面图和等高线图如图2所示。等高线均为椭圆形，说明两两因素间的交互作用对COD去除效果显著。图2(a)、图2(b)为污泥回流量为1.1 mL·L−1时，PFS投加量和APAM投加量的交互作用对COD去除率影响的情况。可以看出，PFS和APAM投加量分别在26.0~29.0 mg·L−1和9.50~10.25 mg·L−1时，COD去除率达到最大值。当PFS投加量在20.0~32.0 mg·L−1时，COD去除率随投加量增多而先升高后降低，这主要是因为在PFS水解产物的电性中和、吸附架桥以及网捕沉淀作用下，部分难溶性有机物以沉淀形式去除，有机物含量减少；而因过多PFS水解产物产生的相斥电荷导致污染物难以凝聚成絮体，导致COD的去除效果下降。当APAM投加量在8~11 mg·L−1时，COD去除率随投加量的增多而下降，主要由于随着APAM投加量增加，其水解形成的长链高分子物质对颗粒和胶体的吸附架桥作用增强，部分难溶性有机物以絮体沉淀形式去除，有机物含量减少；而作为线性水溶性阴离子型有机高分子，APAM投加量过多会导致部分残留于上清液中，影响COD去除效果[30]。
图2(c)、图2(d)是APAM投加量为9.5 mg·L−1时，PFS投加量与回流污泥量之间交互作用对COD去除率的影响情况。PFS投加量为20.0~32.0 mg·L−1时，COD去除率先上升后下降，与APAM投加量一定时COD去除率随PFS投加量增多而变化的趋势相同。在回流污泥量为0.8~1.1 mL·L−1时，增加回流量，COD去除率先升高后下降。主要因为随回流污泥量的增加，污泥中剩余药剂的释放增多，颗粒间的碰撞概率增强[28]，水中污染物质有效成团的沉降效果明显，COD去除率降低；但回流污泥过量，反而会使原先吸附于污泥中的污染物重新释放出来，导致水中的COD含量上升，去除效果变差。
图2(e)、图2(f)是PFS投加量为26 mg·L−1时，APAM投加量与回流污泥量之间交互作用对COD去除率影响的等高线和响应面图。当回流污泥一定时，APAM投加量为8~11 mg·L−1时，COD去除率先升高后下降；APAM投加量一定时，COD去除率随回流污泥量由0.8 mL·L−1增加至1.4 mL·L−1而先升高后降低。
3)模型优化验证。对COD去除率进行模型拟合得出的最优条件如表5所示，由于最优条件组合均不在响应面实验设计表中，因此对最优条件结果进行验证和比较。模型拟合的最优条件下的实验预测值为37.32%，实测值为37.41%，实测值略高于预测值，表明模型拟合的结果有效。因此，加载絮凝的最优实验条件为PFS投加量28.88 mg·L−1、APAM投加量9.96 mg·L−1、回流污泥量为1.155 mL·L−1，折算回流污泥质量浓度为239.5 mg·L−1。
采用响应面分析确定了加载絮凝的最佳工艺条件，在此条件下，出水COD为1 636.7 mg·L−1，COD去除率37.41%；浊度为11.3 NTU，浊度去除率98.93%。同时，Zeta电位由原水的6.17 mV降为 −4.08 mV，Zeta电位用来表征胶体体系的稳定性，Zeta电位绝对值越低，颗粒间的吸引力大于排斥力，越容易发生混凝聚沉。由此可见，经响应面方法优化加载絮凝处理明显改善了产出水水质，为后续处理提供了较好的水质条件。
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加载絮凝出水再经铁碳微电解-纳滤-反渗透处理，反渗透膜出水达标回用，达到《农田灌溉水质标准》(GB 5084-2005)旱作标准。
作为主处理工艺，纳滤膜采用陶氏NF270-1812，截留分子质量150 Da；反渗透膜采用BW30-1812，截留分子质量80 Da[16]。纳滤膜的最佳操作压力1.25 MPa，回收率85%，运行结束后水力冲洗15 min，每6 d采用纯水-2%柠檬酸(质量分数)+氨水-Na2EDTA+硫酸进行化学清洗。反渗透膜的最佳操作压力4 MPa，回收率为55%，运行结束后，水力冲洗15 min，每18 h用纯水-2%柠檬酸+氨水-Na2EDTA+硫酸进行化学清洗。
由表6可知，铁碳微电解工艺出水电导率为52.5 mS·cm−1，COD为541.6 mg·L−1，COD去除率为66.9%。纳滤膜对二价离子去除效果明显，其中Mg2+、Sr2+、Ca2+和 Ba2+的去除率79.39%~85.63%；反渗透膜单元去除了97%以上的金属离子，其主要作用是去除一价离子以及其他离子，对Na+、K+和Cl−去除率达91%以上。纳滤-反渗透的COD去除率达94.3%以上。
2.1. 水质特性分析
2.2. 加载絮凝预处理的响应面优化
2.3. 系统综合处理效果
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1)本研究建立了响应面模型，实验数据建立的二次多项式拟合方程具有高度显著性(P<0.000 1)，决定系数R2为0.987，说明实验值和预测值之间具有很好的拟合度，可用此模型来分析和预测加载絮凝的处理效果。得到的最佳工艺条件为PFS投加量28.88 mg·L−1、APAM投加量9.96 mg·L−1、回流污泥量239.5 mg·L−1；在此条件下，COD去除率的实验预测值为37.32%，实测值为37.41%，二者偏差为0.09%；加载絮凝出水浊度和COD分别为11.3 NTU和1 636.7 mg·L−1；Zeta电位降为 −4.08 mV，改善了产出水水质。
2)加载絮凝预处理出水再经过微电解-纳滤-反渗透处理，纳滤膜主要作用是去除二价离子，对Mg2+、Sr2+、Ca2+和Ba2+的去除率为79.39%~85.63%。反渗透膜可以去除97%以上的金属离子，其主要作用是去除一价离子以及其他离子，对Na+、K+和Cl−去除率达91%以上。系统出水达标回用。用于相关旱作农田灌溉，为产出水的资源化利用提供技术支撑。
