本发明涉及一种水处理技术，确切地说是从饮用水中去除放射性铯离子。提供一种多步联合净化放射性铯污染饮用水方法及装置。
背景技术：
随着放射性同位素在军事、能源、医疗、农业等领域的应用，饮用水源出现放射性污染的概率在增加。Cs(137Cs和134Cs)由235U和239Pu核裂变产生，广泛存在于放射性污染水中。2011年日本福岛核电站事故为饮用水源受放射性铯的典型案例，给附近居民和公众造成严重放射性潜在危害。因此，针对突发放射性铯污染，研发从饮用水中高效去除放射性铯离子的应急处理方法非常必要。
水体中的铯离子主要通过吸附/离子交换、反渗透、化学沉淀及电化学等方法去除。反渗透及电化学技术存在成本及操作维护等方面的不足，不利于工程应用；四苯硼酸钠沉淀法除Cs+虽然可以满足污水排放标准，但是尚不能不满足饮用水标准的要求，此外四苯硼酸钠极易分解成含有苯环的有毒有害物质，用于放射性铯污染饮用水存在潜在的二次污染。
亚铁氰化铜吸附技术具有简洁高效、易推广应用等诸多优势，可以与膜分离技术联用处理放射性铯污染饮用水，可以获得较高的去污因数和浓缩倍数，而且出水Cu2+和CN-浓度均能满足世界卫生组织《饮用水水质准则》(第四版)和《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)的要求。然而，亚铁氰化铜吸附剂沉降困难，增加后续处理膜分离单元的负担，会造成严重的膜污染，缩短膜的寿命，难以推广应用。为改善亚铁氰化铜吸附剂的沉淀性能，基于吸附-膜分离联用技术，增加了混凝处理单元，膜污染在一定程度上有所减缓，但依然比较严重。因此，急需开发一种新技术，既可以保证较高的去污因数和浓缩倍数，又能够显著减缓膜污染，为该技术的工程化应用提供良好的基础条件。
技术实现要素：
针对现有技术中存在的问题，本发明提出了吸附/混凝-沉淀-膜分离联用技术，对吸附/混凝-微滤联用技术进行了两方面的改进：一是吸附剂和混凝剂同时投加，简化了工艺操作；二是采用独立的沉淀单元，强化亚铁氰化铜吸附剂的沉淀性能，从而减缓膜污染。针对突发核事故造成的饮用水铯污染，采用上述多步联合净化技术，其工艺流程简单、结构紧凑，费用低，操作简单方便，自动化程度高，既可以除铯吸附剂形成大粒径、结构密实、沉降性能好的颗粒物，降低了对后续膜分离的负担，又提高了铯的去污因数和浓缩倍数，是一种经济实用的放射性铯污染饮用水应急处理方法。
本发明的技术方案如下：
多步联合净化放射性铯污染饮用水方法，其步骤如下：
(1)吸附/混凝：向吸附池中投加亚铁氰化铜吸附剂和铝盐混凝剂，与放射性铯污染水充分混合后反应10-20min；
(2)沉淀：经吸附/混凝后，沉淀10-15min，随后上清液进入膜分离池；
(3)膜分离：进入膜分离池的上清液，经中空纤维膜过滤后出水。
优选步骤(2)所述的亚铁氰化铜吸附剂投加量为20-40mg/L，铝盐混凝剂投加量(以Al3+计)为3-5mg/L。
优选步骤(2)的铝盐混凝剂为水处理中常用的聚合氯化铝或硫酸铝。
优选步骤(3)的膜分离池停留时间为30±5min。
本发明的多步联合净化放射性铯污染饮用水装置，放射性铯污染水经进水泵连吸附池上部的进水口，吸附池的上清液管道连接沉淀池底部的进水口，沉淀池的上清液管道连接膜分离池上部的进水口，膜分离池内部的中空纤维膜经出水管与流量计、电动阀和出水泵连接；吸附剂投加泵和混凝剂投加泵均通过加药管连接吸附池上部的进药口，吸附池装有搅拌器；鼓风机连接膜分离池上部的空气管。
优选步骤(3)所述的中空纤维膜为微滤膜或超滤膜。
本发明的有益效果在于：针对突发的饮用水源放射性铯污染，能够显著提高放射性铯的去污因数和浓缩倍数，为周边地区提供安全的生活饮用水，同时显著减少放射性废物的产量，减少放射性污染对环境和公众的潜在危害。基于该方法的反应器可以根据需要设计成固定式或移动式装置，设计规模也可以灵活选取，适用于放射性铯污染饮用水和废水的应急处理，应用前景广阔，环境和社会效益显著。
附图说明
图1：为本发明装置图。
图中：1-进水泵；2-吸附池；3-沉淀池；4-膜分离池；5-中空纤维膜；6-流量计；7-电动阀；8-出水泵；9-吸附剂投加泵；10-混凝剂投加泵；11-搅拌器；12-鼓风机。
具体实施方式
以下结合附图对本发明的实施方式进行说明。需要说明的是本实施例是叙述性的，而不是限定性的，不以此实施例限定本发明的保护范围。
本发明实例的装置见附图。放射性铯污染水经进水泵1连吸附池2上部的进水口，吸附池2的上清液管道连接沉淀池3底部的进水口，沉淀池3的上清液管道连接膜分离池4上部的进水口，膜分离池4内部的中空纤维膜5经出水管与流量计6、电动阀7和出水泵8连接；吸附剂投加泵9和混凝剂投加泵10均通过加药管连接吸附池2上部的进药口，吸附池2装有搅拌器11；鼓风机12连接膜分离池4上部的空气管。吸附池池和沉淀池为有机玻璃柱，Φ×H＝240×1200mm；膜分离池为有机玻璃柱，Φ×H＝100×1500mm，装有1个中空纤维膜，材质为聚偏氟乙烯，公称孔径为0.22μm，有效面积为0.5m2，进水泵和出水泵为蠕动泵。装置采用PLC(可编程控制器)控制、全自动运行，PLC采用通用技术编程。装置每天24h连续运行，连续进水、连续出水。
具体操作过程如下为：
装置启动前，用自来水溶解氯化铯或硫酸铯配制设定浓度的原水。
过滤阶段：在PLC控制下，进水泵1抽吸模拟放射性铯污染水进入吸附池2；同时，吸附剂投加泵9和混凝剂投加泵10分别将亚铁氰化铜和硫酸铝加入吸附池2，搅拌器11连续搅拌使药剂与水充分混合反应后进入沉淀池3；水在沉淀池3经固液分离后上清液进入膜分离池4，经中空纤维膜5、流量计6、电动阀7和出水泵10后出水。鼓风机12向膜分离池4连续曝气，以减缓中空纤维膜5的污染。
实施例1：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为920Bq/L，稳定铯离子浓度为0.25mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为20mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为3mg/L时，吸附/混凝10min，沉淀10min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.90％，模拟活度浓度为0.90Bq/L。
实施例2：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为920Bq/L，稳定铯离子浓度为0.25mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为20mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为5mg/L时，吸附/混凝20min，沉淀10min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.91％，模拟活度浓度为0.85Bq/L，满足《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)的要求。
实施例3：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为920Bq/L，稳定铯离子浓度为0.25mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为20mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为5mg/L时，吸附/混凝10min，沉淀15min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.90％，模拟活度浓度为0.89Bq/L。
实施例4：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为920Bq/L，稳定铯离子浓度为0.25mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为20mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为5mg/L时，吸附/混凝20min，沉淀15min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的铯离子活度浓度为0.84Bq/L。
实施例5：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为920Bq/L，稳定铯离子浓度为0.25mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为40mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为3mg/L时，吸附/混凝10min，沉淀10min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.92％，模拟活度浓度为0.78Bq/L。
实施例6：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为920Bq/L，稳定铯离子浓度为0.25mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为40mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为5mg/L时，吸附/混凝10min，沉淀10min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.92％，模拟活度浓度为0.76Bq/L。
实施例7：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为920Bq/L，稳定铯离子浓度为0.25mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为40mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为5mg/L时，吸附/混凝20min，沉淀15min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.92％，模拟活度浓度为0.70Bq/L。
实施例8：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为1110Bq/L，稳定铯离子浓度为0.30mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为20mg/L、硫酸铝投加量(以Al3+计)为5mg/L时，吸附/混凝10min，沉淀10min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.92％，模拟子活度浓度为0.91Bq/L。
实施例8：模拟放射性氯化铯原水的初始活度浓度为1110Bq/L，稳定铯离子浓度为0.30mg/L。当亚铁氰化铜吸附剂投加量为40mg/L、聚合氯化铝投加量(以Al3+计)为5mg/L时，吸附/混凝20min，沉淀15min，膜分离池停留时间为30min。试验出水的稳定铯离子去除率为99.93％，模拟活度浓度为0.80Bq/L。