NaOH 投加量对pH 值的影响

试验中利用NaOH 调节pH 值来提高重金属的沉淀效果， NaOH 虽然是碱， 但也是一种混凝剂，投加量太多不仅不能提高pH 值， 还影响后续混凝剂的混凝处理效果。对试验水样进行NaOH 投加量与pH 值的关系试验， 试验结果如图1 所示。从图1 可以看出， 随着NaOH 投加量的增大，pH 值增加， 当NaOH 投加量较少时， pH 值增加较快， 之后趋于稳定。当NaOH 的投加量从0 增加到0．001 4 mol ／ L 时， pH 值从7．3 增加到9．2； 随着NaOH 投加量的继续增大， pH 值基本稳定在9．4 左右。试验中， 当NaOH 的投加量大于0．003 0 mol ／ L时， 试验水样中形成大颗粒絮体， 并沉淀到池底。为满足工程的实际需要， 本研究pH 值最高调节到9．2， NaOH 投加量为0．001 4 mol ／ L。

2．2 铅突发污染应急处理研究

配置6 个不同污染倍数的铅污染水样（原水，投加2 倍、3 倍、4 倍、5 倍、6 倍国家标准限制的铅标准溶液）， 采用NaOH 调节pH 值为9．2， 投加5 mg ／ L（以Al2O3计） PAFC 进行强化混凝的处理方法［1］， 分析水样中铅的浓度， 比较盐度对铅污染应急处理效果的影响。试验结果如图2 所示。从图2 可以看出， 在盐的质量浓度为800 mg ／L 的情况下， 铅的测定结果均高于没有加盐水样的测定结果， 说明Na＋ 对铅的测定有非常大的影响。随着铅污染浓度的增加， 出水的铅浓度基本稳定在一定的范围内， 原水经应急处理后， 出水的铅浓度均达到GB 5749—2006 的要求， 而在高盐度情况下， 出水的铅浓度大部分没有达标。从原水的试验结果来看， 调节pH 值为9．2， 投加5 mg ／ L （ 以Al2O3计） PAFC 进行强化混凝应急处理技术， 可以有效控制突发的铅污染事件， 原水的铅污染质量浓度为24 μg ／ L 时， 处理出水的铅质量浓度为2 μg ／L， 去除率达到91％。

2．3 镉突发污染应急处理研究

配置6 个不同污染倍数的镉污染水样（原水，投加3 倍、5 倍、7 倍、10 倍、20 倍国家标准限制的镉标准溶液），采用NaOH 调节pH 值为9， 投加5 mg ／ L（以Al2O3计） PAFC 进行强化混凝的处理方法［2－3］， 分析水样中镉的浓度， 比较盐度对镉污染应急处理效果的影响。试验结果如图3 所示。从图3 可以看出， 随着镉浓度的增加， 镉出水

浓度均达到GB 5749—2006 的要求， 原水中镉的质量浓度为86．7 μg ／ L， 出水镉的质量浓度为1．9μg ／ L， 去除率达到98％； 盐的质量浓度为800 mg ／L 的情况下， 镉初始质量浓度为75 μg ／ L， 出水质量浓度为4．1 μg ／ L， 去除率为95％。虽然出水镉浓度在高盐度情况下的测定结果均大于原水出水镉浓度， 但均达到了GB 5749—2006 的要求， 说明高盐度对镉的去除效果影响很小， 在突发污染应急处理时， 可以忽略盐度对镉应急处理的影响。

2．4 镍突发污染应急处理研究

配置6 个不同污染倍数的镍污染水样（原水，投加1 倍、2 倍、3 倍、4 倍、5 倍国家标准限制的镍标准溶液）， 采用NaOH 调节pH 值至9．2， 投加5 mg ／ L（以Al2O3计） PAFC 进行强化混凝的处理方法［4］， 分析水样中镍的浓度， 比较盐度对镍污染应急处理效果的影响。试验结果如图4 所示。从图4 可以看出， 随着镍浓度的增加， 出水镍

浓度均远远低于GB 5749—2006。调节pH 值， 强化混凝可以有效控制突发的镍污染事件， 原水镍的质量浓度为108．8 μg ／ L 时， 出水中镍的质量浓度为3．4 μg ／ L， 去除率达到97％； 盐的质量浓度为800 mg ／ L 的情况下， 镍的质量浓度为80．0 μg ／ L，出水质量浓度为4．2 μg ／ L， 去除率为95％。说明高盐度对镍突发污染的应急处理技术没有影响。

2．5 铬污染应急处理研究

配置6 个不同污染倍数的六价铬污染水样（原水， 投加3 倍、6 倍、10 倍、20 倍、50 倍国家标准限制的铬标准溶液）， 投加硫酸亚铁5 mg ／ L， 以120 r ／ min 的转速搅拌10 min， 使水样中的六价铬充分被还原为三价铬， 形成Cr（OH）3沉淀， 然后投加10 mg ／ L 的PFS 进行混凝沉淀， 去除水样中的Cr（OH）3［5］， 分析水样中六价铬和总铬的浓度，比较盐度对六价铬和总铬应急处理技术的影响。试验结果如图5硫酸亚铁还原六价铬为三价铬， 通过铁盐混凝剂混凝沉淀可以有效控制突发的六价铬污染事件。原水六价铬的质量浓度为1 066μg ／ L， 出水的六价铬质量浓度为20 μg ／ L、总铬的质量浓度为20 μg ／ L； 盐的质量浓度为800 mg ／ L的情况下， 原水六价铬的质量浓度为1 059 μg ／ L，出水的六价铬的质量浓度为8 μg ／ L、总铬的质量浓度为12 μg ／ L， 去除率均在99％ 以上； 当六价铬的质量浓度为2 000 μg ／ L 以上时， 出水六价铬和总铬均超标。盐度对铬的应急处理技术没有影响。硫酸亚铁可将水中的六价铬还原为三价铬， 三价铬离子容易形成氢氧化铬沉淀， 通过铁盐混凝沉淀工艺可将其有效去除； 同时亚铁得到充分氧化生成了三价铁， 提高了对氢氧化铬的去除效果。采用硫酸亚铁还原法去除水中的六价铬时， 水厂原来的预氧化工艺须暂停使用。

2．6 砷污染应急处理研究

配置6 个不同污染倍数的三价砷污染水样（原水， 投加2 倍、5 倍、10 倍、15 倍、30 倍国家标准限制的砷标准溶液）， 次氯酸钠投加量为1．5 mg ／L， 以120 r ／ min 的转速搅拌10 min， 使水样中的三价砷（亚砷酸）充分氧化成五价砷（砷酸氢根）， 投加10 mg ／ L 的PFS 进行混凝沉淀， 分别测定原水、沉淀出水、过滤出水（采用0．45 μm 微滤膜过滤，预氯化将水源中的三价砷（亚砷酸）氧化成五价砷（砷酸氢根）， 采用铁盐混凝剂混凝沉淀， 可以有效控制突发的砷污染事件。随着砷浓度的增加， 沉淀出水先后超过了GB 5749—2006 规定的10 μg ／ L， 而过滤出水却始终保持在标准之内。原水砷的质量浓度从88．6 μg ／ L 增加到135．6 μg ／ L 时， 沉淀出水的砷的质量浓度由为6．5μg ／ L 增加到12．8 μg ／ L， 出水砷超标。盐的质量浓度为800 mg ／ L 的情况下， 原水砷的质量浓度为161．2 μg ／ L， 沉淀出水的砷的质量浓度为9．3 μg ／L， 出水接近超标限值。砷的应急处理效果与出厂水的浊度有很大关系， 有效控制出厂水的浊度是保证砷高效去除的关键， 为了进一步验证浊度对砷去除的影响， 测定试

验水样的浊度， 结果如表3 所示。从表3 可以看出， 沉淀出水的浊度远远大于过滤出水的浊度， 导致沉淀出水砷的浓度较过滤出水砷的浓度大， 说明浊度与砷的去除效果有非常大的关系。因此， 在实际的应用过程中， 有效控制出厂

水的浊度是保证砷高效去除的关键。突发的砷污染事件， 先采用预氯化把水中可能存在的三价砷（亚砷酸）氧化成五价砷（砷酸氢根），再投加铁盐混凝剂进行混凝沉淀， 利用氢氧化铁絮体络合吸附砷酸根或形成难溶的砷酸铁沉淀物， 达到去除水源中砷的目的， 出水砷浓度可以达到GB5749—2006 的要求。

3 结论

（1） 调节pH 值－强化混凝可以有效控制突发的铅污染事件， 高盐度对铅离子的测定有较大影响， 调节pH 值为9．2， 原水中铅的去除率可以达到90％ 以上。

（2） 调节pH 值－强化混凝可以有效控制突发的镉污染事件， 高盐度对镉的去除效果影响很小，调节pH 值为9， 原水中镉的去除率可以达到98％以上， 盐的质量浓度为800 mg ／ L 时， 去除率可以达到95％。

（3） 调节pH 值－强化混凝可以有效控制突发的镍污染事件， 高盐度对镍的去除效果没有影响，调节pH 值为9．2， 原水中镍的去除率可以达到97％， 盐的质量浓度为800 mg ／ L 时， 去除率可以达到95％。

（4） 亚铁还原铁盐混凝法可以有效控制突发的铬污染事件， 高盐度对铬的去除效果没有影响， 二价铁可以有效还原水中的六价铬为三价铬， 三价铬在水中很容易形成Cr（OH）3沉淀， 通过铁盐混凝沉淀就可以有效去除水中的Cr（OH）3沉淀， 铬的去除率为99％ 以上。

（5） 预氯化铁盐混凝法可以有效控制突发的砷污染事件， 盐度对砷的去除效果基本没有影响，NaClO 氧化原水中的三价砷为五价砷， 用铁盐混凝沉淀五价砷， 沉淀出水砷的去除率高达92％， 过滤出水砷的去除率高达99％。