На большинстве водоочистных станций Российской Федерации, работающих на воде поверхностных источников, в качестве коагулянта используется сернокислый алюминий (СА). Коагуляция примесей воды происходит за счёт образования в процессе гидролиза СА малорастворимого основания Al(OH)3 [1, 2].
Грубодисперсные и коллоидные примеси, содержащиеся в воде, адсорбируются на поверхности частиц Al(OH)3 с образованием хлопьев и затем удаляются из воды при осветлении и фильтровании. В периоды низких температур (зимнее время или паводок) процессы хлопьеобразования и осаждения примесей в воде, обработанной СА, замедляются. Образующиеся хлопья становятся мелкими, а в воде после очистки появляются повышенные концентрации коллоидных веществ и остаточного алюминия [3]. Это объясняется тем, что при низких температурах подвижность коллоидных частиц замедляется за счёт увеличения вязкости воды. Кроме того, в период паводка резко увеличивается содержание в воде органических примесей, препятствующих образованию агломератов коллоидных примесей с продуктами гидролиза сернокислого алюминия.
Наиболее распространённым способом ускорения процессов коагуляции является дополнительная обработка воды полиэлектролитами – полимерами, в состав молекул которых входят группы, способные к ионизации в водной среде. Обработка воды полиэлектролитами (флокулянтами), как правило, производится через некоторое время после введения в неё раствора коагулянта.
Результатом совместной обработки воды коагулянтом и полиэлектролитом является быстрое объединение микрохлопьев в крупные, хорошо осаждающиеся в воде флокулы, образующиеся за счёт создания высокомолекулярных полимерных «мостиков» между агрегатами первоначально скоагулированных частиц примесей [4].
Наиболее широко распространенным флокулянтом, применяющимся на водоочистных станциях, является полиакриламид (ПАА) – слабоанионный полиэлектролит с молекулярной массой порядка 106. В период паводка для обеспечения качества очищенной воды нормативным требованиям требуется увеличение дозы СА и ПАА, что приводит к значительному удорожанию процесса водоподготовки. В последние годы на рынке реагентов появились новые эффективные анионные и катионные полиэлектролиты, которые с успехом применяются для очистки природных и сточных вод и могут рассматриваться в качестве замены полиакриламида.
Целью настоящих исследований являлась сравнительная оценка эффективности использования различных полиэлектролитов при коагуляционной обработке и последующей очистке природной воды поверхностного источника в период паводка.
Материалы и методы исследования
Объектом исследований являлась вода р. Суры, отобранная в районе водозаборного узла г. Пензы. Основные показатели качества речной воды были следующие:
– температура 2,6÷3,5 °С;
– мутность 77÷84 мг/л;
– щелочность 0,95÷1,1 ммоль/л;
– цветность 40 град;
– перманганатная окисляемость 6,7÷7,5 мгО2/л;
– рН 7,16÷7,18;
– алюминий 0,043÷0,047 мг/л.
Программа лабораторных исследований предусматривала обработку исходной сырой воды раствором коагулянта СА (с содержанием Al2O3 16 %), ввод полиэлектролитов для ускоренного хлопьеобразования с последующим отстаиванием и фильтрованием исследуемых проб очищаемой воды.
Перемешивание воды с реагентами осуществлялось лабораторной механической мешалкой со следующими режимами: при вводе коагулянта – с градиентом скорости G = 150 с-1 в течение 1 мин, а при вводе полиэлектролитов – с градиентом G = 20 с-1 в течение 5 мин.
В экспериментах исследовались 5 видов флокулянтов, технические характеристики которых представлены в табл. 1.
Техническая характеристика полиэлектролитов
|
Наименование |
Товарная форма |
Ионный заряд |
Степень ионного заряда |
Молекулярная масса |
|
ПАА |
гель |
анионный |
низкая |
2,3·106 |
|
ВПК-402 |
гель |
катионный |
высокая |
3·105 |
|
К-4043 |
порошок |
анионный |
средняя |
14·106 |
|
К-6735 |
порошок |
катионный |
средняя |
9·106 |
|
К-6841 |
порошок |
катионный |
высокая |
11·106 |
Флокулянты ПАА и ВПК-402 выпускаются отечественными производителями, а флокулянты серии К являются продукцией компании «Kolon Life Science Inc» (Южная Корея).
После обработки реагентами пробы исследуемой воды переливались в литровые стеклянные цилиндры, где отстаивались в течение 1 часа. Далее осветленная после отстаивания вода отбиралась из верхней части каждого цилиндра и фильтровалась через бумажный фильтр. Дозы коагулянта СА (Дк) в различных сериях экспериментов принимались равными 40 и 60 мг/л, дозы полиэлектролитов (Дп) были одинаковыми и составляли 0,15 мг/л. В соответствии с рекомендациями [2] эффективность коагуляционной обработки с применением различных флокулянтов оценивалась по показателям мутности (М), цветности (Ц), перманганатной окисляемости (ПО) и концентрации ионов алюминия в очищенной воде. Кроме того, в каждой серии опытов определялись рН и щелочность фильтрата.
Результаты исследования и их обсуждение
Экспериментальные графики зависимости мутности Мо обработанной реагентами природной воды от времени отстаивания t показаны на рис. 1 и 2.
Рис. 1. Графики зависимости мутности воды (Мо) от времени отстаивания (t) при обработке коагулянтом СА с дозой Дк = 60 мг/л и полиэлектролитов с дозами Дп = 0,15 мг/л: 1 – ВПК-402; 2 – ПАА; 3 – К-4043; 4 – К-6735; 5 – К-6841
Рис. 2. Графики зависимости мутности воды (Мо) от времени отстаивания (t) при обработке коагулянтом СА с дозой Дк = 40 мг/л и полиэлектролитов с дозами Дп = 0,15 мг/л: 1 – ВПК-402; 2 – ПАА; 3 – К-4043; 4 – К-6735; 5 – К-6841
При дозе коагулянта Дк = 60 мг/л наиболее значимое снижение мутности при её исходном значении в речной воде Мисх = 77 мг/л наблюдалось в экспериментах с применением полиэлектролитов К-6735 и К-6841, для которых остаточная мутность Мо отстоянной воды составляла соответственно 1,41 и 1,09 мг/л (графики 4 и 5, рис. 1). В экспериментах с применением ПАА, который является основным флокулянтом на водопроводных очистных сооружениях г. Пензы, остаточная мутность воды была равна 3,62 мг/л (график 2, рис. 1). Анионный флокулянт К-4043 показал более высокую эффективность при использовании по сравнению с ПАА (Мо = 2,64 мг/л, график 3, рис. 1), а наименьшее снижение мутности было получено в опытах с применением катионного полиэлектролита ВПК-402 (Мо = 5,9 мг/л, график 1, рис. 1). Аналогичное распределение полиэлектролитов по эффективности действия (К-6841>К-6735>К-4043>ПАА>ВПК-402) наблюдалось при отстаивании речной воды, обработанной СА с дозой Дк = 40 мг/л (рис. 2). В указанном ряду флокулянтов остаточная мутность Мо отстоянной воды составляла соответственно 2,02; 2,91; 3,05; 4,3 и 6,4 мг/л при мутности исходной воды Мисх = 84 мг/л.
Анализ экспериментальных зависимостей Мо = f(t), представленных на рис. 1 и рис. 2, позволил сделать вывод о том, что наибольшую эффективность при очистке воды отстаиванием имеют анионные и катионные флокулянты серии К с высокой молекулярной массой. Применение этих флокулянтов позволяет снизить дозу коагулянта СА в 1,5 раза (с 60 до 40 мг/л) без ухудшения эффективности отстаивания по сравнению с совместным применением СА и ПАА, в настоящее время имеющим место на водопроводных очистных сооружениях г. Пензы.
На рис. 3–5 изображены диаграммы мутности (Мф), перманганатной окисляемости (ПОф) и остаточных концентраций ионов алюминия (Al3+) в речной воде, прошедшей двухступенчатую очистку отстаиванием и фильтрованием после коагуляционной обработки.
Рис. 3. Диаграммы остаточной мутности фильтрата (Мф) при использовании различных полиэлектролитов: 
– для Дк = 60 мг/л; 
– для Дк = 40 мг/л
Рис. 4. Диаграммы перманганатной окисляемости фильтрата (ПОф) при использовании различных полиэлектролитов: 
– для Дк = 60 мг/л; 
– для Дк = 40 мг/л
Наименьшие значения мутности фильтрата при Дк = 60 мг/л (Мф = 0,29–0,34 мг/л) были получены в экспериментах с применением флокулянтов ПАА, К-6735 и К-6841 (рис. 3). При снижении дозы СА до 40 мг/л остаточная мутность профильтрованной воды, обработанной ПАА, весьма значительно увеличилась (до Мф = 0,41 мг/л), в то время как для флокулянта К-6735 качество фильтрата осталось на прежнем уровне (Мф = 0,33 мг/л).
При использовании сернокислого алюминия с дозой Дк = 60 мг/л для большинства флокулянтов остаточные значения ПОф находились в пределах 2,9–3,2 мгО2/л (рис. 4). Более высокие значения окисляемости в фильтрате наблюдались только при дозировании флокулянта К-6735 (3,7 мгО2/л). Однако в экспериментах с дозой СА 40 мг/л и использованием полиэлектролита К-6735 ухудшения качества фильтрованной воды по окисляемости не происходило (ПОф = 3,6 мгО2/л), в то время как для остальных флокулянтов значения ПОф заметно выросли, а в опытах с флокулянтом К-4043 превысили нормативный показатель для питьевой воды (5 мгО2/л), требуемый СанПиН [5].
Рис. 5. Диаграммы концентраций остаточного алюминия в фильтрате (Al3+) при использовании различных полиэлектролитов: 
– для Дк = 60 мг/л; 
– для Дк = 40 мг/л
Что касается остаточных концентраций алюминия в очищенной воде, то при Дк = 60 мг/л лучший результат (Al3+ = 0,032 мг/л) был показан в опытах с использованием флокулянта ВПК-402 (рис. 5). Коагулянты серии К показали примерно одинаковую эффективность очистки (Al3+ = 0,037÷0,038 мг/л). При снижении дозы СА до 40 мг/л незначительный эффект очистки воды от ионов алюминия наблюдался только в экспериментах с применением флокулянтов ВПК-402 и К-6841 (Al3+ = 0,04÷0,042 мг/л), а наибольшие остаточные концентрации Al3+ (до 0,085 мг/л) имели место в опытах с полиэлектролитом К-4043. Что касается опытов с вводом флокулянта ПАА, то при всех исследуемых дозах коагулянта СА концентрации остаточного алюминия в очищенной воде были выше его исходных значений до очистки, что говорит о недостаточной селективной адсорбции ионов Al3+ молекулами ПАА в условиях низких температур воды.
Анализ диаграмм на рис. 3–5 показал, что катионные флокулянты с высокой молекулярной массой позволяют получить достаточно стабильное качество двухступенчатой очистки речной воды по мутности, перманганатной окисляемости и ионам алюминия даже при снижении дозы коагулянта СА с 60 до 40 мг/л.
Экспериментальные данные по цветности очищенной воды показали одинаковую эффективность действия полиэлектролитов. При Дк = 60 мг/л остаточная цветность фильтрата во всех пробах составляла 5 град, а при Дк = 40 мг/л цветность воды после очистки поднималась до 8 град.
Наименьшие значения рНф очищенной воды имели место при использовании ПАА (при Дк = 60 мг/л, рНф = 6,44, а при Дк = 40 мг/л, рНф = 6,62). Катионные флокулянты К-6735 и К-6841 обеспечили более высокую стабильность воды по концентрациям ионов Н+. При Дк = 60 мг/л рНф снижалась до 6,6, а при Дк = 40 мг/л значения рНф составляли 6,75–6,77.
Заключение
1. Для реагентной обработки сурской воды в период паводка более предпочтительным является совместное применение с сернокислым алюминием катионных полиэлектролитов, которые по сравнению с анионными флокулянтами обеспечивают высокое качество очистки даже при снижении дозы коагулянта на 30 % [6].
2. Эффективность удаления примесей из воды с применением высоких доз коагулянта и катионных полиэлектролитов зависит как от силы заряда, так и от молекулярного веса флокулирующих реагентов. В то же время при двухступенчатом удалении из воды мутности и перманганатной окисляемости с её обработкой пониженными дозами коагулянта весьма эффективен катионный флокулянт К-6735 с высокой молекулярной массой и средней силой заряда.
3. По результатам экспериментов катионные полиэлектролиты К-6735 и К-6841, которые показали наиболее высокую адгезионную способность в отношении к минеральным и органическим примесям, могут быть рекомендованы для реагентной обработки сурской воды в период паводка на водопроводных очистных сооружениях г. Пензы.
4. Полученные результаты являются логическим продолжением работ [7–9].