地表水強化混凝除氟方案

2020-03-16 07:28:02王文靜仲麗娟黃保平袁本松賀曉娟楊成浩謝新亞

凈水技術 2020年3期

王文靜，仲麗娟，黃保平，袁本松，王硯，賀曉娟，楊成浩，謝新亞

(1.成都市興蓉環(huán)境股份有限公司，四川成都 610000；2.沛縣興蓉水務發(fā)展有限公司，江蘇徐州 221000；3.成都市自來水有限責任公司，四川成都 610000)

氟是人體必需的元素之一，天然水中都含有少量的氟，地下水中濃度相對較高。當飲水中氟濃度低于0.5 mg/L時，會引起兒童齲齒癥；當飲水中氟濃度高于1.5 mg/L時，會引起氟斑牙；當氟化物濃度為3～6 mg/L時，會發(fā)生骨氟中毒(骨骼結構出現(xiàn)不利改變)。我國《生活飲用水衛(wèi)生標準》(GB 5049—2006)規(guī)定集中供水出廠水氟化物濃度≤1.0 mg/L。

沛縣地表水廠原水取自微山湖，微山湖的形成是地殼運動、黃河決溢、人為活動共同作用的結果，有京杭大運河縱貫南北，江蘇、山東、河北、安徽4省38縣(市)50余條河流匯于此。魯西南地區(qū)在水文地質分布上屬于高氟區(qū)，是造成微山湖氟化物超標的主要原因之一[1]。根據(jù)對原水的連續(xù)監(jiān)測，氟化物常年在0.7～1.2 mg/L波動，長期處于限值邊緣。以當前水廠處理工藝除氟能力來看，出廠水超標風險大。因此，開展除氟研究顯得尤為重要。

國內外現(xiàn)有的除氟方法有沉淀法(混凝沉淀和化學沉淀)、吸附法(活性氧化鋁、骨炭和活性炭等)、膜法(反滲透和電滲析)及離子交換法[2]。其中，化學沉淀法一般應用于高濃度含氟廢水，水中剩余氟濃度遠高于飲用水標準時；離子交換法除氟效率低、成本高、運行穩(wěn)定性差，應用已較少；吸附法是應用較為成功的飲用水除氟方法，但對于沛縣地表水廠，需要進行較多工程改造；膜法亦可有效除氟，但投入、運行成本均較高?；谂婵h地表水廠原水氟超標量較少，且一期工藝已建成，擬研究改造最少的混凝沉淀法是否適用。本文以多種鋁鹽[3]作為混凝劑開展燒杯試驗和中試研究，對比分析了混凝劑種類、投加量對除氟效果的影響，探索將氯化鋁或硫酸鋁作為原水氟超標時的應急混凝劑的可行性，并根據(jù)原水含氟量研究相應的最佳投加量。

1 材料和方法

1.1 試驗設備

ZR4-6六聯(lián)混凝攪拌器；哈希2 100 N臺式濁度儀；PHS-3C pH計；電子天平；離子色譜儀；移動式應急處理導試水廠。

1.2 試驗方法

燒杯試驗：每組試驗取原水水樣6份各1 L，依次向水樣中投加試驗方案制定的混凝劑濃度，模擬水廠工藝設定六聯(lián)攪拌機程序依次在500、150、110、56 r/min下，運行1.8、6.7、9.4、10.7 min，反應結束靜置沉淀40 min，取上清液為后續(xù)分析測定備用。

中試研究：中試工藝流程模擬混凝-斜管沉淀-砂濾工藝，中試平臺為移動式應急處理導試水廠，處理水量為1 m3/h。原水箱有效容積為1 m3；機械攪拌混合池水力停留時間為57 s；機械攪拌絮凝池水力停留時間為18 min。斜管沉淀池沉淀時間為8 min，清水區(qū)上升流速為1.0 mm/s；砂濾池濾速為8 m/h。

2 檢測指標及分析方法

以氟化物、pH、濁度作為測試指標，檢測方法參照《生活飲用水標準檢驗方法》(GB/T 5750—2006)：(1)氟化物：離子色譜法；(2)pH：PHS-3C pH計玻璃電極法；(3)濁度：光電式濁度儀散射法。

3 試驗結果及分析

3.1 水廠原水和出水氟化物濃度現(xiàn)狀

對2017年地表水廠原水、出廠水氟化物濃度進行連續(xù)檢測，如圖1所示。原水氟化物濃度為0.7～1.2 mg/L，其中2月、3月枯水期氟化物濃度較高，超出標準限值，濃度為1.0～1.2 mg/L。

水廠生產中常規(guī) PAC投加量與相應除氟率的關系如圖2所示，平均除氟率為5%～9%，如原水氟含量高于1.1 mg/L時，出廠水將面臨超標風險。

圖2 2017年度水廠生產除氟率Fig.2 Defluorination Rate in Production of WTP in 2017

3.2 混凝除氟機理

鋁鹽混凝沉淀除氟主要有吸附、離子交換、絡合沉降等作用[4]，形成的過程產物和最終產物較為復雜，除氟機理具有復雜性，并無統(tǒng)一定論[5]。

研究認為，鋁鹽水解過程中生成表面積很大的Al(OH)3絮體，對氟離子產生氫鍵吸附，氟離子半徑小，電負性強，使得這種吸附很容易發(fā)生；絮體中的OH-和F-半徑及電荷都較為接近，可發(fā)生交換而達到除氟的目的；F-與Al3+可形成AlF2+等鋁氟絡合離子，在混凝過程中會形成鋁氟絡合物或夾雜在新形成的Al(OH)3絮體中沉降達到除氟目的[6]。

3.3 pH、混凝劑種類、投加量對除氟效果的影響

3.3.1 pH對PAC除氟效果的影響

pH不僅對鋁鹽的水解和絮凝反應速度影響顯著，也會對絮凝體的沉降和除氟效果產生明顯影響。當原水pH值為弱酸性(6.0～6.5)時，礬花狀的鋁鹽水解產物Al(OH)3絮體對氟的吸附、絡合作用最強，除氟效果能明顯改善。而當過酸或過堿時，鋁鹽的水解產物以水合鋁離子為主要形態(tài)，對氟不能進行有效的絡合、沉淀[7]。

燒杯對比試驗中PAC作為混凝劑在不同pH條件下的除氟效果如圖3所示。當PAC投加量為6 mg/L、原水pH值為6.91時，除氟率達20%，高于生產中相同投加量下原水pH值約為8.0時的除氟率。但采用該方法需增加酸堿調節(jié)設備，對生產管理將帶來不便。

圖3 不同原水pH值下的PAC除氟效果Fig.3 Defluorination Effect of PAC under Different pH Values in Raw Water

3.3.2 不同混凝劑種類、投加量下的除氟效果

pH值一定，選擇水合氯化鋁和硫酸鋁作混凝劑，投加量(以Al2O3計)為3～14 mg/L，與水廠現(xiàn)用混凝劑PAC作除氟對比，如圖4所示。

圖4 不同混凝劑投加量(以Al2O3計)的除氟效果Fig.4 Defluorination Effect under Different Dosages of Coagulants (Al2O3)

由圖4可知，采用PAC(Al2O3含量約為10%)作混凝劑時，隨著投加量增加，水樣中氟化物剩余濃度的變化趨勢平緩，除氟效果不佳，當投加量高于10 mg/L時，除氟能力略有提升。氯化鋁(Al2O3含量約為19.5%)和硫酸鋁(Al2O3含量約為16.78%)隨著投加量的增加，除氟能力逐漸增大，對原水除氟效果明顯，濾后水濁度均在1 NTU以下。投加量大于14 mg/L時，形成礬花細小，沉降緩慢，沉后水濁度有上升趨勢。試驗時水樣中的氟化物濃度略有不同，但對試驗結果沒有明顯影響。

除氟率變化如圖5所示。氯化鋁和硫酸鋁兩種混凝劑在原水氟化物濃度量略有不同，但投加量相同的試驗條件下，對氟化物的去除率基本相同。同時，隨著投加量的增加，對氟化物的去除率逐漸上升，投加量為14 mg/L時，除氟率可達約40%。PAC除氟能力有限，在試驗投加量濃度范圍內，除氟率不高于12%，其除氟率與投加量對應關系不明顯。不同投加量下的相應去除率為研究不同含氟量下兩種混凝劑的最佳投加量提供了理論指導。

圖5 不同混凝劑投加量(以Al2O3計)的除氟率Fig.5 Defluorination Rate under Different Dosages of Coagulants (Al2O3)

3.4 不同含氟量下兩種鋁鹽的最佳投加量

以圖5中氟化物去除率與投加量的關系為依據(jù)，利用移動式應急處理導試水廠裝置開展系列中試研究。根據(jù)水廠運行兩年以來原水氟化物檢測數(shù)據(jù)得知，該廠原水最高含氟量不超過1.3 mg/L?？紤]到水質進一步惡化的風險，中試研究通過人工添加氟化鈉提高原水氟化物濃度至1.5 mg/L，考察了原水含氟量在1.0～1.5 mg/L時兩種混凝劑(氯化鋁和硫酸鋁)的最佳投加量(出水含氟量為0.90～0.95 mg/L)，如圖6所示。

圖6 不同含氟量下兩種鋁鹽的最佳投加量Fig.6 Optimal Dosages of Two Kinds of Aluminum Salts under Different Fluoride Contents

由圖6可知，原水氟化物濃度為1.0～1.3 mg/L時，按圖5推算，硫酸鋁與氯化鋁投加量可取6.0 mg/L，為保證更好的混凝效果，中試均采用投加量為9.0 mg/L左右。試驗發(fā)現(xiàn)，濾后水氟化物濃度均控制在1.0 mg/L以下，說明當原水氟化物濃度為1.0～1.3 mg/L時，最佳投加量可控制在9 mg/L左右。當試驗原水氟化物含量大于1.3 mg/L時，為保證濾后水氟化物濃度在1.0 mg/L以下，硫酸鋁的投加量要略高于氯化鋁投加量。但是考慮沛縣地表水廠的原水硫酸鹽濃度較高(160～250 mg/L)，硫酸鋁每投加1 mg/L，硫酸根增加2.8 mg/L，有可能會在進水水質波動較大時出現(xiàn)硫酸鹽超標的情況。因此，當原水氟化物高，選用硫酸鹽為混凝劑時，還需測算與原水硫酸鹽濃度的關系。

3.5 選用兩種鋁鹽除氟時的殘余鋁分析

使用鋁鹽作為混凝劑，需綜合考慮出廠水殘余鋁的情況。投加氯化鋁和硫酸鋁濃度為1～15 mg/L時進行燒杯試驗，反應后將上清液用0.45 μm濾頭過濾，檢測殘余鋁濃度變化如圖7所示。

圖7 不同混凝劑投加量的濾后水殘余鋁濃度Fig.8 Residual Aluminum Concentration of Filtered Water under Different Dosages of Coagulants

鋁的水解產物與pH有著密切關系，在酸性條件下水解產物主要以多核羥基配合物存在；在中性條件下(pH值為6.5～7.5)，水解產物以Al(OH)3沉淀為主；在堿性條件下(pH值>8.5)，水解產物以負離子形態(tài)[Al(OH)4]-形態(tài)存在[8]。由圖7可知，隨著氯化鋁和硫酸鋁投加量增大，濾后水殘余鋁逐漸降低，當投加量大于5 mg/L時，濾后水殘余鋁即可低于0.2 mg/L，滿足出廠水限值要求。這是因為當氯化鋁和硫酸鋁投加量大于4 mg/L時，沉后水pH值為7.2～7.8，處于弱堿性條件，此時的溶解鋁較少。當采用該兩種鋁鹽投加量較高時，殘余鋁可有效控制在限值范圍內。

4 成本分析

假設原水不同含氟量下，根據(jù)上述研究結論推算對應除氟率下的鋁鹽投加量，按市場價粗略分析藥耗成本如圖8所示。原水含氟量為1 mg/L時，可投加3種混凝劑，投加量相同，硫酸鋁成本最低為24元/km3水；原水含氟量為1.1 mg/L時，PAC投加量最高，成本為168元/km3水，氯化鋁次之為70元/km3水，投加硫酸鋁為宜；原水含氟量≥1.2 mg/L時，PAC不宜使用，硫酸鋁與氯化鋁投加量相近，氯化鋁成本較高隨投加量依次為90～140元/(km3水)。