NaOH 投加量對(duì)pH 值的影響

試驗(yàn)中利用NaOH 調(diào)節(jié)pH 值來提高重金屬的沉淀效果， NaOH 雖然是堿， 但也是一種混凝劑，投加量太多不僅不能提高pH 值， 還影響后續(xù)混凝劑的混凝處理效果。對(duì)試驗(yàn)水樣進(jìn)行NaOH 投加量與pH 值的關(guān)系試驗(yàn)， 試驗(yàn)結(jié)果如圖1 所示。從圖1 可以看出， 隨著NaOH 投加量的增大，pH 值增加， 當(dāng)NaOH 投加量較少時(shí)， pH 值增加較快， 之后趨于穩(wěn)定。當(dāng)NaOH 的投加量從0 增加到0．001 4 mol ／ L 時(shí)， pH 值從7．3 增加到9．2； 隨著NaOH 投加量的繼續(xù)增大， pH 值基本穩(wěn)定在9．4 左右。試驗(yàn)中， 當(dāng)NaOH 的投加量大于0．003 0 mol ／ L時(shí)， 試驗(yàn)水樣中形成大顆粒絮體， 并沉淀到池底。為滿足工程的實(shí)際需要， 本研究pH 值最高調(diào)節(jié)到9．2， NaOH 投加量為0．001 4 mol ／ L。

2．2 鉛突發(fā)污染應(yīng)急處理研究

配置6 個(gè)不同污染倍數(shù)的鉛污染水樣（原水，投加2 倍、3 倍、4 倍、5 倍、6 倍國家標(biāo)準(zhǔn)限制的鉛標(biāo)準(zhǔn)溶液）， 采用NaOH 調(diào)節(jié)pH 值為9．2， 投加5 mg ／ L（以Al2O3計(jì)） PAFC 進(jìn)行強(qiáng)化混凝的處理方法［1］， 分析水樣中鉛的濃度， 比較鹽度對(duì)鉛污染應(yīng)急處理效果的影響。試驗(yàn)結(jié)果如圖2 所示。從圖2 可以看出， 在鹽的質(zhì)量濃度為800 mg ／L 的情況下， 鉛的測定結(jié)果均高于沒有加鹽水樣的測定結(jié)果， 說明Na＋ 對(duì)鉛的測定有非常大的影響。隨著鉛污染濃度的增加， 出水的鉛濃度基本穩(wěn)定在一定的范圍內(nèi)， 原水經(jīng)應(yīng)急處理后， 出水的鉛濃度均達(dá)到GB 5749—2006 的要求， 而在高鹽度情況下， 出水的鉛濃度大部分沒有達(dá)標(biāo)。從原水的試驗(yàn)結(jié)果來看， 調(diào)節(jié)pH 值為9．2， 投加5 mg ／ L （ 以Al2O3計(jì)） PAFC 進(jìn)行強(qiáng)化混凝應(yīng)急處理技術(shù)， 可以有效控制突發(fā)的鉛污染事件， 原水的鉛污染質(zhì)量濃度為24 μg ／ L 時(shí)， 處理出水的鉛質(zhì)量濃度為2 μg ／L， 去除率達(dá)到91％。

2．3 鎘突發(fā)污染應(yīng)急處理研究

配置6 個(gè)不同污染倍數(shù)的鎘污染水樣（原水，投加3 倍、5 倍、7 倍、10 倍、20 倍國家標(biāo)準(zhǔn)限制的鎘標(biāo)準(zhǔn)溶液），采用NaOH 調(diào)節(jié)pH 值為9， 投加5 mg ／ L（以Al2O3計(jì)） PAFC 進(jìn)行強(qiáng)化混凝的處理方法［2－3］， 分析水樣中鎘的濃度， 比較鹽度對(duì)鎘污染應(yīng)急處理效果的影響。試驗(yàn)結(jié)果如圖3 所示。從圖3 可以看出， 隨著鎘濃度的增加， 鎘出水

濃度均達(dá)到GB 5749—2006 的要求， 原水中鎘的質(zhì)量濃度為86．7 μg ／ L， 出水鎘的質(zhì)量濃度為1．9μg ／ L， 去除率達(dá)到98％； 鹽的質(zhì)量濃度為800 mg ／L 的情況下， 鎘初始質(zhì)量濃度為75 μg ／ L， 出水質(zhì)量濃度為4．1 μg ／ L， 去除率為95％。雖然出水鎘濃度在高鹽度情況下的測定結(jié)果均大于原水出水鎘濃度， 但均達(dá)到了GB 5749—2006 的要求， 說明高鹽度對(duì)鎘的去除效果影響很小， 在突發(fā)污染應(yīng)急處理時(shí)， 可以忽略鹽度對(duì)鎘應(yīng)急處理的影響。

2．4 鎳突發(fā)污染應(yīng)急處理研究

配置6 個(gè)不同污染倍數(shù)的鎳污染水樣（原水，投加1 倍、2 倍、3 倍、4 倍、5 倍國家標(biāo)準(zhǔn)限制的鎳標(biāo)準(zhǔn)溶液）， 采用NaOH 調(diào)節(jié)pH 值至9．2， 投加5 mg ／ L（以Al2O3計(jì)） PAFC 進(jìn)行強(qiáng)化混凝的處理方法［4］， 分析水樣中鎳的濃度， 比較鹽度對(duì)鎳污染應(yīng)急處理效果的影響。試驗(yàn)結(jié)果如圖4 所示。從圖4 可以看出， 隨著鎳濃度的增加， 出水鎳

濃度均遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于GB 5749—2006。調(diào)節(jié)pH 值， 強(qiáng)化混凝可以有效控制突發(fā)的鎳污染事件， 原水鎳的質(zhì)量濃度為108．8 μg ／ L 時(shí)， 出水中鎳的質(zhì)量濃度為3．4 μg ／ L， 去除率達(dá)到97％； 鹽的質(zhì)量濃度為800 mg ／ L 的情況下， 鎳的質(zhì)量濃度為80．0 μg ／ L，出水質(zhì)量濃度為4．2 μg ／ L， 去除率為95％。說明高鹽度對(duì)鎳突發(fā)污染的應(yīng)急處理技術(shù)沒有影響。

2．5 鉻污染應(yīng)急處理研究

配置6 個(gè)不同污染倍數(shù)的六價(jià)鉻污染水樣（原水， 投加3 倍、6 倍、10 倍、20 倍、50 倍國家標(biāo)準(zhǔn)限制的鉻標(biāo)準(zhǔn)溶液）， 投加硫酸亞鐵5 mg ／ L， 以120 r ／ min 的轉(zhuǎn)速攪拌10 min， 使水樣中的六價(jià)鉻充分被還原為三價(jià)鉻， 形成Cr（OH）3沉淀， 然后投加10 mg ／ L 的PFS 進(jìn)行混凝沉淀， 去除水樣中的Cr（OH）3［5］， 分析水樣中六價(jià)鉻和總鉻的濃度，比較鹽度對(duì)六價(jià)鉻和總鉻應(yīng)急處理技術(shù)的影響。試驗(yàn)結(jié)果如圖5硫酸亞鐵還原六價(jià)鉻為三價(jià)鉻， 通過鐵鹽混凝劑混凝沉淀可以有效控制突發(fā)的六價(jià)鉻污染事件。原水六價(jià)鉻的質(zhì)量濃度為1 066μg ／ L， 出水的六價(jià)鉻質(zhì)量濃度為20 μg ／ L、總鉻的質(zhì)量濃度為20 μg ／ L； 鹽的質(zhì)量濃度為800 mg ／ L的情況下， 原水六價(jià)鉻的質(zhì)量濃度為1 059 μg ／ L，出水的六價(jià)鉻的質(zhì)量濃度為8 μg ／ L、總鉻的質(zhì)量濃度為12 μg ／ L， 去除率均在99％ 以上； 當(dāng)六價(jià)鉻的質(zhì)量濃度為2 000 μg ／ L 以上時(shí)， 出水六價(jià)鉻和總鉻均超標(biāo)。鹽度對(duì)鉻的應(yīng)急處理技術(shù)沒有影響。硫酸亞鐵可將水中的六價(jià)鉻還原為三價(jià)鉻， 三價(jià)鉻離子容易形成氫氧化鉻沉淀， 通過鐵鹽混凝沉淀工藝可將其有效去除； 同時(shí)亞鐵得到充分氧化生成了三價(jià)鐵， 提高了對(duì)氫氧化鉻的去除效果。采用硫酸亞鐵還原法去除水中的六價(jià)鉻時(shí)， 水廠原來的預(yù)氧化工藝須暫停使用。

2．6 砷污染應(yīng)急處理研究

配置6 個(gè)不同污染倍數(shù)的三價(jià)砷污染水樣（原水， 投加2 倍、5 倍、10 倍、15 倍、30 倍國家標(biāo)準(zhǔn)限制的砷標(biāo)準(zhǔn)溶液）， 次氯酸鈉投加量為1．5 mg ／L， 以120 r ／ min 的轉(zhuǎn)速攪拌10 min， 使水樣中的三價(jià)砷（亞砷酸）充分氧化成五價(jià)砷（砷酸氫根）， 投加10 mg ／ L 的PFS 進(jìn)行混凝沉淀， 分別測定原水、沉淀出水、過濾出水（采用0．45 μm 微濾膜過濾，預(yù)氯化將水源中的三價(jià)砷（亞砷酸）氧化成五價(jià)砷（砷酸氫根）， 采用鐵鹽混凝劑混凝沉淀， 可以有效控制突發(fā)的砷污染事件。隨著砷濃度的增加， 沉淀出水先后超過了GB 5749—2006 規(guī)定的10 μg ／ L， 而過濾出水卻始終保持在標(biāo)準(zhǔn)之內(nèi)。原水砷的質(zhì)量濃度從88．6 μg ／ L 增加到135．6 μg ／ L 時(shí)， 沉淀出水的砷的質(zhì)量濃度由為6．5μg ／ L 增加到12．8 μg ／ L， 出水砷超標(biāo)。鹽的質(zhì)量濃度為800 mg ／ L 的情況下， 原水砷的質(zhì)量濃度為161．2 μg ／ L， 沉淀出水的砷的質(zhì)量濃度為9．3 μg ／L， 出水接近超標(biāo)限值。砷的應(yīng)急處理效果與出廠水的濁度有很大關(guān)系， 有效控制出廠水的濁度是保證砷高效去除的關(guān)鍵， 為了進(jìn)一步驗(yàn)證濁度對(duì)砷去除的影響， 測定試

驗(yàn)水樣的濁度， 結(jié)果如表3 所示。從表3 可以看出， 沉淀出水的濁度遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于過濾出水的濁度， 導(dǎo)致沉淀出水砷的濃度較過濾出水砷的濃度大， 說明濁度與砷的去除效果有非常大的關(guān)系。因此， 在實(shí)際的應(yīng)用過程中， 有效控制出廠

水的濁度是保證砷高效去除的關(guān)鍵。突發(fā)的砷污染事件， 先采用預(yù)氯化把水中可能存在的三價(jià)砷（亞砷酸）氧化成五價(jià)砷（砷酸氫根），再投加鐵鹽混凝劑進(jìn)行混凝沉淀， 利用氫氧化鐵絮體絡(luò)合吸附砷酸根或形成難溶的砷酸鐵沉淀物， 達(dá)到去除水源中砷的目的， 出水砷濃度可以達(dá)到GB5749—2006 的要求。

3 結(jié)論

（1） 調(diào)節(jié)pH 值－強(qiáng)化混凝可以有效控制突發(fā)的鉛污染事件， 高鹽度對(duì)鉛離子的測定有較大影響， 調(diào)節(jié)pH 值為9．2， 原水中鉛的去除率可以達(dá)到90％ 以上。

（2） 調(diào)節(jié)pH 值－強(qiáng)化混凝可以有效控制突發(fā)的鎘污染事件， 高鹽度對(duì)鎘的去除效果影響很小，調(diào)節(jié)pH 值為9， 原水中鎘的去除率可以達(dá)到98％以上， 鹽的質(zhì)量濃度為800 mg ／ L 時(shí)， 去除率可以達(dá)到95％。

（3） 調(diào)節(jié)pH 值－強(qiáng)化混凝可以有效控制突發(fā)的鎳污染事件， 高鹽度對(duì)鎳的去除效果沒有影響，調(diào)節(jié)pH 值為9．2， 原水中鎳的去除率可以達(dá)到97％， 鹽的質(zhì)量濃度為800 mg ／ L 時(shí)， 去除率可以達(dá)到95％。

（4） 亞鐵還原鐵鹽混凝法可以有效控制突發(fā)的鉻污染事件， 高鹽度對(duì)鉻的去除效果沒有影響， 二價(jià)鐵可以有效還原水中的六價(jià)鉻為三價(jià)鉻， 三價(jià)鉻在水中很容易形成Cr（OH）3沉淀， 通過鐵鹽混凝沉淀就可以有效去除水中的Cr（OH）3沉淀， 鉻的去除率為99％ 以上。

（5） 預(yù)氯化鐵鹽混凝法可以有效控制突發(fā)的砷污染事件， 鹽度對(duì)砷的去除效果基本沒有影響，NaClO 氧化原水中的三價(jià)砷為五價(jià)砷， 用鐵鹽混凝沉淀五價(jià)砷， 沉淀出水砷的去除率高達(dá)92％， 過濾出水砷的去除率高達(dá)99％。