多步聯合淨化放射性銫汙染飲用水方法及裝置與流程
2023-04-23 23:04:26 2
本發明涉及一種水處理技術，確切地說是從飲用水中去除放射性銫離子。提供一種多步聯合淨化放射性銫汙染飲用水方法及裝置。
背景技術：
隨著放射性同位素在軍事、能源、醫療、農業等領域的應用，飲用水源出現放射性汙染的概率在增加。Cs(137Cs和134Cs)由235U和239Pu核裂變產生，廣泛存在於放射性汙染水中。2011年日本福島核電站事故為飲用水源受放射性銫的典型案例，給附近居民和公眾造成嚴重放射性潛在危害。因此，針對突發放射性銫汙染，研發從飲用水中高效去除放射性銫離子的應急處理方法非常必要。
水體中的銫離子主要通過吸附/離子交換、反滲透、化學沉澱及電化學等方法去除。反滲透及電化學技術存在成本及操作維護等方面的不足，不利於工程應用；四苯硼酸鈉沉澱法除Cs+雖然可以滿足汙水排放標準，但是尚不能不滿足飲用水標準的要求，此外四苯硼酸鈉極易分解成含有苯環的有毒有害物質，用於放射性銫汙染飲用水存在潛在的二次汙染。
亞鐵氰化銅吸附技術具有簡潔高效、易推廣應用等諸多優勢，可以與膜分離技術聯用處理放射性銫汙染飲用水，可以獲得較高的去汙因數和濃縮倍數，而且出水Cu2+和CN-濃度均能滿足世界衛生組織《飲用水水質準則》(第四版)和《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006)的要求。然而，亞鐵氰化銅吸附劑沉降困難，增加後續處理膜分離單元的負擔，會造成嚴重的膜汙染，縮短膜的壽命，難以推廣應用。為改善亞鐵氰化銅吸附劑的沉澱性能，基於吸附-膜分離聯用技術，增加了混凝處理單元，膜汙染在一定程度上有所減緩，但依然比較嚴重。因此，急需開發一種新技術，既可以保證較高的去汙因數和濃縮倍數，又能夠顯著減緩膜汙染，為該技術的工程化應用提供良好的基礎條件。
技術實現要素：
針對現有技術中存在的問題，本發明提出了吸附/混凝-沉澱-膜分離聯用技術，對吸附/混凝-微濾聯用技術進行了兩方面的改進：一是吸附劑和混凝劑同時投加，簡化了工藝操作；二是採用獨立的沉澱單元，強化亞鐵氰化銅吸附劑的沉澱性能，從而減緩膜汙染。針對突發核事故造成的飲用水銫汙染，採用上述多步聯合淨化技術，其工藝流程簡單、結構緊湊，費用低，操作簡單方便，自動化程度高，既可以除銫吸附劑形成大粒徑、結構密實、沉降性能好的顆粒物，降低了對後續膜分離的負擔，又提高了銫的去汙因數和濃縮倍數，是一種經濟實用的放射性銫汙染飲用水應急處理方法。
本發明的技術方案如下：
多步聯合淨化放射性銫汙染飲用水方法，其步驟如下：
(1)吸附/混凝：向吸附池中投加亞鐵氰化銅吸附劑和鋁鹽混凝劑，與放射性銫汙染水充分混合後反應10-20min；
(2)沉澱：經吸附/混凝後，沉澱10-15min，隨後上清液進入膜分離池；
(3)膜分離：進入膜分離池的上清液，經中空纖維膜過濾後出水。
優選步驟(2)所述的亞鐵氰化銅吸附劑投加量為20-40mg/L，鋁鹽混凝劑投加量(以Al3+計)為3-5mg/L。
優選步驟(2)的鋁鹽混凝劑為水處理中常用的聚合氯化鋁或硫酸鋁。
優選步驟(3)的膜分離池停留時間為30±5min。
本發明的多步聯合淨化放射性銫汙染飲用水裝置，放射性銫汙染水經進水泵連吸附池上部的進水口，吸附池的上清液管道連接沉澱池底部的進水口，沉澱池的上清液管道連接膜分離池上部的進水口，膜分離池內部的中空纖維膜經出水管與流量計、電動閥和出水泵連接；吸附劑投加泵和混凝劑投加泵均通過加藥管連接吸附池上部的進藥口，吸附池裝有攪拌器；鼓風機連接膜分離池上部的空氣管。
優選步驟(3)所述的中空纖維膜為微濾膜或超濾膜。
本發明的有益效果在於：針對突發的飲用水源放射性銫汙染，能夠顯著提高放射性銫的去汙因數和濃縮倍數，為周邊地區提供安全的生活飲用水，同時顯著減少放射性廢物的產量，減少放射性汙染對環境和公眾的潛在危害。基於該方法的反應器可以根據需要設計成固定式或移動式裝置，設計規模也可以靈活選取，適用於放射性銫汙染飲用水和廢水的應急處理，應用前景廣闊，環境和社會效益顯著。
附圖說明
圖1：為本發明裝置圖。
圖中：1-進水泵；2-吸附池；3-沉澱池；4-膜分離池；5-中空纖維膜；6-流量計；7-電動閥；8-出水泵；9-吸附劑投加泵；10-混凝劑投加泵；11-攪拌器；12-鼓風機。
具體實施方式
以下結合附圖對本發明的實施方式進行說明。需要說明的是本實施例是敘述性的，而不是限定性的，不以此實施例限定本發明的保護範圍。
本發明實例的裝置見附圖。放射性銫汙染水經進水泵1連吸附池2上部的進水口，吸附池2的上清液管道連接沉澱池3底部的進水口，沉澱池3的上清液管道連接膜分離池4上部的進水口，膜分離池4內部的中空纖維膜5經出水管與流量計6、電動閥7和出水泵8連接；吸附劑投加泵9和混凝劑投加泵10均通過加藥管連接吸附池2上部的進藥口，吸附池2裝有攪拌器11；鼓風機12連接膜分離池4上部的空氣管。吸附池池和沉澱池為有機玻璃柱，Φ×H＝240×1200mm；膜分離池為有機玻璃柱，Φ×H＝100×1500mm，裝有1個中空纖維膜，材質為聚偏氟乙烯，公稱孔徑為0.22μm，有效面積為0.5m2，進水泵和出水泵為蠕動泵。裝置採用PLC(可編程控制器)控制、全自動運行，PLC採用通用技術編程。裝置每天24h連續運行，連續進水、連續出水。
具體操作過程如下為：
裝置啟動前，用自來水溶解氯化銫或硫酸銫配製設定濃度的原水。
過濾階段：在PLC控制下，進水泵1抽吸模擬放射性銫汙染水進入吸附池2；同時，吸附劑投加泵9和混凝劑投加泵10分別將亞鐵氰化銅和硫酸鋁加入吸附池2，攪拌器11連續攪拌使藥劑與水充分混合反應後進入沉澱池3；水在沉澱池3經固液分離後上清液進入膜分離池4，經中空纖維膜5、流量計6、電動閥7和出水泵10後出水。鼓風機12向膜分離池4連續曝氣，以減緩中空纖維膜5的汙染。
實施例1：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為920Bq/L，穩定銫離子濃度為0.25mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為20mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為3mg/L時，吸附/混凝10min，沉澱10min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.90％，模擬活度濃度為0.90Bq/L。
實施例2：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為920Bq/L，穩定銫離子濃度為0.25mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為20mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為5mg/L時，吸附/混凝20min，沉澱10min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.91％，模擬活度濃度為0.85Bq/L，滿足《生活飲用水衛生標準》(GB 5749-2006)的要求。
實施例3：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為920Bq/L，穩定銫離子濃度為0.25mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為20mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為5mg/L時，吸附/混凝10min，沉澱15min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.90％，模擬活度濃度為0.89Bq/L。
實施例4：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為920Bq/L，穩定銫離子濃度為0.25mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為20mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為5mg/L時，吸附/混凝20min，沉澱15min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的銫離子活度濃度為0.84Bq/L。
實施例5：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為920Bq/L，穩定銫離子濃度為0.25mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為40mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為3mg/L時，吸附/混凝10min，沉澱10min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.92％，模擬活度濃度為0.78Bq/L。
實施例6：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為920Bq/L，穩定銫離子濃度為0.25mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為40mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為5mg/L時，吸附/混凝10min，沉澱10min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.92％，模擬活度濃度為0.76Bq/L。
實施例7：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為920Bq/L，穩定銫離子濃度為0.25mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為40mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為5mg/L時，吸附/混凝20min，沉澱15min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.92％，模擬活度濃度為0.70Bq/L。
實施例8：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為1110Bq/L，穩定銫離子濃度為0.30mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為20mg/L、硫酸鋁投加量(以Al3+計)為5mg/L時，吸附/混凝10min，沉澱10min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.92％，模擬子活度濃度為0.91Bq/L。
實施例8：模擬放射性氯化銫原水的初始活度濃度為1110Bq/L，穩定銫離子濃度為0.30mg/L。當亞鐵氰化銅吸附劑投加量為40mg/L、聚合氯化鋁投加量(以Al3+計)為5mg/L時，吸附/混凝20min，沉澱15min，膜分離池停留時間為30min。試驗出水的穩定銫離子去除率為99.93％，模擬活度濃度為0.80Bq/L。