水處理絮凝學 第六章

1、第六章第六章 絮凝的特殊應(yīng)用絮凝的特殊應(yīng)用 與效能與效能 v 污泥調(diào)理污泥調(diào)理系指采用物理和化學的方法去 改變污泥的性質(zhì)，便之便了脫水。 v 一般來說，污泥調(diào)理的目的污泥調(diào)理的目的是將無定形 的膠樣污泥性質(zhì)，轉(zhuǎn)變成有空隙的物質(zhì)， 便于釋出其中的水分。 v 化學調(diào)理法化學調(diào)理法是最普遍采用的污泥調(diào)理法。 化學調(diào)理法常常依靠多價金屬離子或有機 高分子聚合物，使絮凝污泥生成膨脹結(jié)構(gòu) 的聚集體。 6.1污泥脫水 v一、利用無機絮凝劑調(diào)理污泥一、利用無機絮凝劑調(diào)理污泥 v v 無機絮凝劑在污泥調(diào)理中所使用的劑量， 與污泥的類型有密切的關(guān)系，難脫水的污泥 需投加的劑量較大，易脫水的污泥需投加的 劑量較小。

2、 城市污水處理的各種污泥按調(diào)理時所需城市污水處理的各種污泥按調(diào)理時所需 劑量增加的順序排列：劑量增加的順序排列： va未處理的初次污泥。 vb未處理的初次污泥和生物濾池污泥的混合 污泥。 vc未處理的初次污泥和廢活性污泥的混合污 泥 vd厭氧消化污泥。 ve好氧消化污泥。 v v 最常用的污泥調(diào)理無機絮凝劑是三氯化鐵， 硫酸亞鐵和水合氯化鋁。其它金屬鹽如硫酸 鋁及助凝劑石灰等也可用于污泥調(diào)理。 v 污泥調(diào)理時改用其他方法去降低污泥的緩 沖度，比單獨使用金屬離子絮凝劑可獲得更 經(jīng)濟更有效的污泥調(diào)理效果。 v(一）投加石灰 析出的碳酸鈣比金屬離子沉 淀物的過濾性好。 v v 三氯化鐵的投放劑量一般

3、取決于污泥的堿 度和有機固體含量。由堿度決定的三氯化鐵 的劑量Dl可用下式估算： v式中Pw為污泥含水率()，Ps為污泥固體含 量()A為污泥的堿度（以CaCO3計，mg ） v由有機固體含量決定的三氯化鐵的計量可 表示為： v式中為污泥固體中的有機物的含量 (），m為污泥固體中無機物的含量。 v總的投加量 v v（二）在投加調(diào)理劑以前先將污泥進行淘（二）在投加調(diào)理劑以前先將污泥進行淘 洗或清洗洗或清洗 v 在淘洗過程中以低堿度的水與污泥混 合，然后將水排出，使污泥堿度降低同 時去除能大量消耗絮凝劑的某些可溶性有 機和無機組分。 v 逆流運行方式能降低淘洗水的用量。 v 淘洗法的另一優(yōu)點是洗去

4、污泥中的細小物 質(zhì)，小顆粒的表面積很大洗去后絮凝劑劑 量可以大大降低。 v 淘洗法的缺點是，除大顆粒以外，其余污 泥組分均需回流到污水處理廠去。還需考慮 費用問題。 v 利用無機絮凝劑進行污泥調(diào)理時，投加量 較大，約為20%固體重量，而利用無機高分 子聚合物時，投加量僅為干固體質(zhì)量的1%， 甚至更少。但是聚合物的單價高于無機絮凝 劑。因此要綜合考慮。 v（二）利用有機高分子絮凝劑調(diào)理污泥（二）利用有機高分子絮凝劑調(diào)理污泥 v 污泥脫水中使用高分子量、高電荷密度 的陽離子型聚電解質(zhì)可以大大提高脫水效 率。在真空過濾中，添加聚電解質(zhì)可以改 善濾瓶的透氣性大大降低回流污泥水中 固態(tài)物質(zhì)的含量。陽離子

5、聚電解質(zhì)與石灰 及三氯化鐵合用可以克服單用無機絮凝劑 時生成污泥過多的缺點。 v 實驗研究證明，聚電解質(zhì)的效能因污泥不 同而異，甚至對來自同一污水廠的同一類型 的污泥，因取樣的時間不同而不同，因其懸 浮和溶解物質(zhì)的濃度和類型存在差異。此外， 聚電解質(zhì)的類型、分子量、電荷等因素也具 有顯著的影響。 v (1)污泥固體含量的影響 v 對于固體含量較低的活性污泥，聚電解質(zhì) 的需要量與污泥固體含量無關(guān)。由懸浮膠體 微粒決定。這時陽離子聚電解質(zhì)同帶負電的 膠體微粒之間的反應(yīng)以及陽離子聚電解質(zhì)同 溶解陰離子物質(zhì)的反應(yīng)為決定性機理。 v（2）污泥含鹽量的影響 v 對于消化污泥研究發(fā)現(xiàn)污泥中鹽的含量 對其脫水

6、具有決定性的影響，一般來說，高 的含鹽量會造成不良的脫水效果。 v 高含鹽量會使絮凝受到損害的原因與聚合 物上帶電基團被異電荷離子屏蔽的作用有關(guān)， 這種屏蔽作用引起帶電基團間相互吸引作用 的減弱。 v (3)聚合物性質(zhì)的影響 v 聚合物分子的性質(zhì)對污泥脫水有著顯著的 影響，特別是分子量和分子電荷密度尤為重 要。 v 高濁度水高濁度水:是指濁度較高及含沙量較大的 水，但是僅就濁度的高低或含沙量的大小 來作為高濁度水與一般水的區(qū)分標準往 往無法作出更精確的劃定。 v 高濁度水之所以不同于一般水，除了在 濁廢或含沙量的數(shù)量級上有差別以外，更 本質(zhì)的不同還表現(xiàn)在泥沙沉淀的機理方面 和絮凝特性方面。 6

7、.2高濁度水處理 v一、高濁度水的沉降特性一、高濁度水的沉降特性 v 水中泥沙的沉淀運動根據(jù)泥沙濃度的 大小及沉淀時表現(xiàn)現(xiàn)象的不同，可分為四 種類型：自由沉淀 、絮凝沉淀、約制沉淀、 壓擠沉淀。 va自由沉淀自由沉淀 泥沙顆?；蛐跄w粒在沉淀過 程中不受具他因素干擾而由由沉淀，球形顆 粒在粘性狀態(tài)下遵守stokes公式。其沉速與 粒徑的平方成正比。自由沉淀的表現(xiàn)特征是 當沉淀進行一段時間后，由于泥沙顆粒的不 斷下沉，沉降水柱呈現(xiàn)從下往上的逐漸變清， 除了在水柱底部有積泥外。清水與渾水之間 沒有明顯的界面。 v c約制沉淀 由于水中泥沙顆粒較多，所以 某個顆粒在沉淀時除了受到水的阻力的影 響外，

8、還受到其他顆粒的干擾，這種顆粒 間的相互干擾導(dǎo)致顆粒在約制沉淀時的沉 速遠遠低于在自由沉淀條件下的沉速。 v 約制沉淀時的表觀特征是當沉淀過程進 行一段時間后，在沉降水柱的上部形成一 個清水層，下部為渾水層，其間有一明顯 的交界面，稱為渾液面，泥沙的下沉在表 現(xiàn)上表現(xiàn)為渾液面的下沉。 vd壓擠沉淀壓擠沉淀 當水中泥沙含量更多，以至顆 粒間己相互接觸而形成所謂空間網(wǎng)狀結(jié)構(gòu) 時發(fā)生壓擠沉淀。 v 嚴格說來，壓擠沉淀已不應(yīng)視作沉淀， 而應(yīng)歸于習慣所稱的濃縮范疇。給水處理 沉淀池底部的積泥濃縮，即為壓擠沉淀的 結(jié)果。 v壓擠沉淀在表觀上的特征為；它與約制沉 淀一樣形成上部清水層，下部渾水層及其 間的渾

9、液面，但與約制沉淀相比較，其清 水層更清，渾液面更明晰，渾液面沉速更 小。 v 根據(jù)上述三種沉淀類型，從沉淀的角度出 發(fā)可以認為，所謂高濁度水，就是其中的泥 沙沉淀系以約制沉淀為主的水，約制沉淀的 主要特性是：泥沙顆粒不再根據(jù)各自粒經(jīng)的 大?。话凑崭髯猿了僮杂上鲁粒歉鞣N不 同大小的泥沙顆粒以相同的沉速組成一個群 體下沉，此群體的沉速，就是可以方便地加 以觀測的渾液面沉速。 v高濁度水： v(1)穩(wěn)定泥沙：組成均濃渾水層（主要對象） v(2)不穩(wěn)定泥沙： v二、高濁度水的絮凝 v 對高濁廢水若采用自然沉淀進行處理時， 由于其渾液面沉速很小沉淀他的容積將 是非常龐大的。所以現(xiàn)代化的大型水廠，

10、當以高濁度為水源時，都進行絮凝沉淀處 理。絮凝處理的目的實際上為提高絮濃， 從而加快渾液面的沉降，大大縮小所需沉 淀池的容積，使高濁廢水的處理在大規(guī)模 生產(chǎn)中切實可行。 v 鐵鹽及鋁鹽絮凝劑在高濁廢水處理中常 不能獲得滿意的結(jié)果：硫酸鋁、三氯化鐵 及聚合氯化鋁、投加量很大 要達到數(shù)百 ppm的數(shù)量級絮體結(jié)構(gòu)硫松，沉淀排出的 泥漿濃度低、體積大。 v 經(jīng)研究以吸附架橋為主要機理的聚丙烯 酰胺作為絮凝劑，得到了良好的效果。 va聚丙烯酷胺投加液的濃度 v 實驗證明，水樣含沙量越小，投加液濃 度對絮凝效果的影響越小，當水樣含沙量 或投加量增高時，投加液濃度對絮凝產(chǎn)生 越來越顯著的影響。 v 含沙量在

11、100kg/m3以下的高濁度水,投加 液在2%時進行投加。 v b聚丙烯酰胺的投加劑量 v 單位體積水中的加藥量，稱為投加劑量， 應(yīng)是在加藥后將高濁度水的渾液面沉速提高 到相當于沉淀池在當時的出水負荷下所要求 的沉速所需要的劑量。 v 渾液面在其沉降過程中，除了在等速階段 時渾液面沉速為一固定值外，在其后沉降曲 線發(fā)生轉(zhuǎn)折后，渾液面沉速成為隨水深而變 的變量。 v 所謂渾液面沉降水深即渾液面以上清水層 深度占整個水層深度的百分數(shù)。 v 有研究表明，投加絮凝劑后的渾液面沉降并不 存在明顯的加速階段，這是由于藥劑對泥沙的絮 凝作用在投加后很短的時間內(nèi)就完成了。渾液面 似乎一開始就以等速沉淀。此外，

12、盡管水樣的含 沙量可不同，但等速沉降階段都結(jié)束于渾液面沉 降水深達29時，增加投藥量可以提高混液面沉 速，但不能增加等速階段的沉降水深。因此，在 實際生產(chǎn)中，不能認為把絮凝劑投加劑量控制在 使等速階段的沉速滿足沉淀池沉速的要求就行了， 因為這樣就意味著沉淀池的出水量僅為進水量的 29，而排泥李高達71，這在生產(chǎn)運行中顯然 是行不通的。 v 所以聚丙烯酰胺的投加劑量應(yīng)結(jié)合渾波 面要求達到的沉降水深來確定。當其投加 量能使渾液面從水面下沉至要求的沉降深 度過程中的平均沉速符合沉淀池要求的沉 速時、應(yīng)視為恰當?shù)耐都觿┝?。而混液?要求達到的沉降深度，應(yīng)隨水樣含沙量的 增加而減少。 v 一般以沉降水深

13、的增加速率下跌為零時的 沉降水深為極限沉降水深。 v 所謂沉降水深的增加速率，意即在單位時 間間隔內(nèi)，沉降水深的增加值，以表示， 在等速階段，沉降水深的增加速率保持不變， 當進入減速沉降階段后，隨著沉降水深的增 加，沉降水深的增加速率逐步減低，特別是 在渾液面下降至接近其終了深度的后期階段， 沉降水深的增加速率減低極為急劇。 v 所謂加藥后的渾液面沉速，都是指渾液面 從上面下沉至某沉降水深處的平均沉速。即 vH-液面從水面下沉至要求的沉降水深處的距 離（mm） vt-沉降上述距離所需時間(s) v 聚丙烯酞胺的投加劑量應(yīng)為將渾液面沉 速提高到相當于沉淀池在當時的出水負荷 下所要求的沉速所需的劑

14、量也就是說， 投藥劑量與所要求的渾液面沉速有關(guān)。一 般來說，渾液面要求沉速越高時，投藥量 亦應(yīng)越高。 v 除此而外。原水水質(zhì)也影響投藥劑量， 原水水質(zhì)對投加劑量產(chǎn)生影響，主要為含 沙量及顆粒物組成。 c分步投藥 v 所謂分步投藥，就是將投藥劑量分成兩 部分或多部分加入水中，每加入一部分藥 劑后，便與水迅速混合，然后立即加入另 一部分藥劑，再使之與水迅速混合，分步 投藥這一措施，是為了避免藥劑局部濃度 過高而使活性基團被封閉而考慮設(shè)想的。 實驗證明，分步投藥可大大提高聚丙烯酰 胺的絮凝效果，并減少投加劑量。 v 有研究表明，當聚丙烯酰胺投加計量低于 某臨界值時，加藥對沉淀速度無影響。此時 渾水的

15、泥沙沉降主要表現(xiàn)為自然沉降特征。 隨著投加劑量的增加，當投加量超過該臨界 值后，渾液面沉速將隨投藥量的增大而增大。 高濁度水絮凝沉淀中的這一臨界值投藥量稱 為絮凝啟動計量。 vD=D1+K(u-u1） vD-聚丙烯酰胺投加量 vD1-啟動計量 vu-渾液面沉降速度 vu1-自然沉降速度 vK系數(shù) 6.3水中有機物的絮凝去除水中有機物的絮凝去除 v一、生活污水和工業(yè)廢水中有機物的絮凝去除一、生活污水和工業(yè)廢水中有機物的絮凝去除 v 水中有機物對水質(zhì)的水中有機物對水質(zhì)的影響影響主要在于其耗氧主要在于其耗氧 性質(zhì)及一些有機物的毒性。性質(zhì)及一些有機物的毒性。 v 由于水中的有機物往往與水中顆粒物相聯(lián)系

16、，由于水中的有機物往往與水中顆粒物相聯(lián)系， 或者其本身即為顆粒物，因此絮凝成為去除它或者其本身即為顆粒物，因此絮凝成為去除它 們的有效方法之一，特別是作為頂處理的于段。們的有效方法之一，特別是作為頂處理的于段。 v生活污水中物質(zhì)按其粒度分級： v可沉降固體，dp100um v超膠體固體：1umdp100um v膠體： 0001umdp1um v溶解性物質(zhì)：dp0.001um v 該分級的基礎(chǔ)屬物理分離，根據(jù)由電子顯 微鏡估計的微粒大小而得到，其中在錐形筒 中沉降1小時所能除去的粒子被定義為可沉降 固體。用受控離心法所能除去的粒子定義為 超膠體固體，以超濾法可以分離的粒子定義 為膠體。 生活污水

17、的固體成分生活污水的固體成分 生活污水的固體組成生活污水的固體組成 v二、天然水中有機物的絮凝去除二、天然水中有機物的絮凝去除 v 天然水中有機物的主要成分是天然水中有機物的主要成分是腐植酸腐植酸。 v 在自來水生產(chǎn)中，當對原水進行加氯處理在自來水生產(chǎn)中，當對原水進行加氯處理 時，水中的有機物可能會被氯化而生成三氯時，水中的有機物可能會被氯化而生成三氯 甲烷（甲烷（THMs）等有機氯化物。這些物質(zhì)對）等有機氯化物。這些物質(zhì)對 人體健康是非常有害的，有的甚至是可以致人體健康是非常有害的，有的甚至是可以致 癌或致突變的。癌或致突變的。 v 天然水氯化時不但能產(chǎn)生THMs，而且還 會產(chǎn)生含量更高的不

18、揮發(fā)有機氯化物，已 被檢出的有三氯乙酸、二氯乙酸、二氯乙 腈、氯代酮，特別是1，1，1一三氯丙酮等。 這些物質(zhì)會引起與THMs同樣嚴重的后果。 v 此外，水中含有有機物能引起離子交換 樹脂的污染而使其處理出水水質(zhì)惡化。 v 漏過水處理系統(tǒng)的有機物還能引起熱力設(shè) 備的腐蝕損壞從而威脅電廠的安全經(jīng)濟 運行。 v1絮凝去除有機物的機理 v 腐殖質(zhì)是一些基本類似但分子量和所含 官能團的種類和比例不同的一類大分子弱有 機酸，它們在水中因官能團的離解而顯陰離 子型，其中一部分分子大到使之顯示膠體的 性質(zhì)，而這些膠體時常是高度分散的。能夠 透過o45um的濾膜。 v腐殖質(zhì)的分類 v 腐殖質(zhì)在其研究過程中，通

19、?；?它們在酸堿溶液中的溶解度被分為三 類：a.富里酸或稱黃腐酸，是既可溶于 酸也可溶于堿的部分；b.胡敏酸或稱棕 腐酸，是不溶于酸但可溶于堿性介質(zhì) 的部分；以及c.胡敏素或稱腐黑酸，是 既不溶于酸也不溶于堿的部分。目前， 人們研究較多的是富里酸和胡敏酸， 并常常把它們統(tǒng)稱為腐殖酸。 v 由于富里酸結(jié)構(gòu)中的空隙和空洞，并且含 有易于生成氫鍵的官能團，所以腐植質(zhì)常能 吸附和卷帶其它有機物，如脂肪族烷烴、脂 肪酸、鄰苯二酸和碳水化合物等。腐植質(zhì)還 有吸附在水合氧化物、粘土相其它表面上的 強烈趨勢，這種吸附可以解釋為一種配體交 換。 v 腐植酸鹽常使天然水帶有顏色，腐植質(zhì)更 容易被Ca2+和Mg2

20、+凝聚、因此含Ca2+和 Mg2+濃度高的地面水中，幾乎沒有腐植質(zhì)存 在。正是由于這個原因，河水和江水在流入 海門時，所含的腐植質(zhì)能得以迅速有效的去 除。 v 用無機絮凝劑，如Al()鹽和Fe()鹽，對有 機物絮凝主要依靠三種作用：第一種是電中和作 用，第二是化學沉淀作用，第三種是固體物質(zhì)表 面的吸附沉淀作用。帶正電荷的金屬離子及其水 解聚合產(chǎn)物因靜電力和化學作用與帶負電的有機 膠體接觸而使有機膠體的電荷減少而達到脫穩(wěn)， 這就是電中和脫穩(wěn)作用。另一方面，這些金屬離 子及其水解聚合產(chǎn)物可能同有機物所帶的官能團 反應(yīng)，生成不溶性腐植酸鹽或配合物，然后發(fā)生 沉淀，即化學沉淀作用。此外，有機物可能混合

21、 到金屬氫氧化物礬花之中或水中所含粘土礦物之 中，被吸附而發(fā)生共沉淀。 v 如采用陽離子型高分子聚電解質(zhì)，除以上 所述作用外，還可以在有機物膠體之間發(fā)揮 吸附架橋作用。在許多情況下，這樣形成的 絮體并不能沉降，但如果施加以適當劑量， 則可以通過過濾除去。 v (2)絮凝去除有機物的影響因素絮凝去除有機物的影響因素 v a絮凝劑投加劑量與有機物性質(zhì)的關(guān)系 v 以絮凝法去除有機物時，有機物本身的 性質(zhì)起著重要作用，許多研究者指出，富 里酸要比腐植酸難于去除去除富里酸比 去除等量的腐植酸所需要的絮凝劑要多。 如果以有機高分于聚電解質(zhì)和無機鹽并用， 則因高聚物的吸附架橋作用會使無機絮凝 劑的所需劑量大

22、大減少。 v bpH值 v 用硫酸鋁作絮凝劑時,從去除效率講最佳 pH值為56，如圖所示。用鐵鹽作絮凝劑時， 最佳pH值比鋁鹽的低。隨著原水有機物濃度 的升高，最佳pH值向酸性方向偏移，同時范 圍變窄。此外，最佳值幾乎不隨絮凝劑投量 的大小而變。與此相反，當pH值不同時，如 想得到相同的有機物去除率，則需要較高的 絮凝劑投加量。 vc G、T值 v 絮凝處理去除水中濁度物質(zhì)時，絮凝劑加 入后的攪拌強度即速度梯度G值和反應(yīng)時間T 值是兩個重要影響因素。然而，對于去除有 機物，絮凝劑的加入速度和攪拌方式對去除 效能無多大影響，快速混合時間也基本上不 影響有機物的去除，可以自數(shù)秒直至數(shù)分鐘。 vd除

23、濁與除有機物的關(guān)系 v 水中有機物的存在會影響濁度物質(zhì)的絮凝 去除。在同樣的原水濁度條件下，存在有機 物時所需劑量比不存在有機物時要高，換言 之，在同樣絮凝劑投加計量下，有機物的存 在將使處理后的水具有較高的剩余濁度。與 此相反，有機物的去除卻與濁度的存在與否 沒有關(guān)系。 v 由此二圖可以看出這樣一個事實：因為有 機物的存在，使去除濁度的最佳PH值向酸 性方向移動，但濁度的存在卻對去除有機 物的最佳pH值幾乎沒有影響。除濁和除有 機物的最佳pH值一般不同，前者高于后者。 也有入通過實驗指出，如果將絮凝劑投加 劑量提高，除濁的最佳PH會擴展，當劑量 提高到一定程度時，除濁和除有機物的最 佳pH值

24、實際并無矛盾。 v1.強化混凝的定義; v2.強化混凝的作用機理; v3.強化混凝的影響因素; v4.強化混凝的主要方法; v5.小結(jié). 6.4強化混凝技術(shù)在給水處理中強化混凝技術(shù)在給水處理中 的應(yīng)用研究的應(yīng)用研究 混凝 水的混凝處理是常規(guī)水處理中最常用 的 一種工藝，通常是去除水中懸浮顆粒和膠體 顆粒，同時也可以去除水中一部分有機物， 但去除有機物的效率不高且波動范圍較大， 這主要與水中有機物的種類、形態(tài)有關(guān)。 混凝去除有機物的機理 v1.帶正電的金屬離子與帶負電的有機物膠體 發(fā)生電中和而脫穩(wěn)凝聚； v2.金屬離子與溶解性有機物分子形成不溶性 復(fù)合物而沉淀； v3.吸附于金屬氫氧化物表面上的

25、共沉作用。 強化混凝的定義 強化混凝是指在常規(guī)處理工藝流程中在 混凝處理時投加過量的混凝劑、新型混凝劑 或助凝劑或者是其他的藥劑并控制一定的pH 值，通過加強混凝與絮凝作用，從而提高常 規(guī)處理中天然有機物(NOM)的去除效果，最 大限度地去除消毒副產(chǎn)物的前體(DBPFP )， 保證飲用水消毒副產(chǎn)物符合飲用水標準的方 法。 強化混凝的作用機理 v改善混凝處理條件，即在低pH、高混凝劑用 量的強化混凝條件下形成大量金屬氫氧化物， 改善混凝劑水解產(chǎn)物的形態(tài)且使其正電荷密 度上升，同時低 pH條件會影響有機物離解度 和改變水中有機物存在形態(tài)。有機物質(zhì)子化 程度提高，電荷密度降低，進而降低其溶解 度及親

26、水性，成為較易被吸附的形態(tài)。 v強化混凝去除有機物的機理主要包括 : v(1)膠體狀自然有機物的電中和作用 ; v(2)腐殖酸和富里酸聚合體的沉淀作用 ; v(3)吸附于金屬氫氧化物表面上的共沉淀作用. 強化混凝的影響因素 v1.混凝劑種類的影響; v2.混凝劑投加量的影響; v3. pH值對強化混凝的影響; v4.溫度對強化混凝的影響作用; v5.堿度的影響. 強化混凝的主要方法 v1.增加混凝劑投加量; v2.調(diào)整pH值; v3.投加高錳酸鉀復(fù)合藥劑(ppc); v4.投加粉末活性炭. 小結(jié)小結(jié) 1.強化混凝通過對藥劑的匹配改善和混凝工藝 的優(yōu)化, 增大絮體對水中超微顆粒的碰撞、吸 附和脫

27、除作用, 降低出水濁度, 提高對有機物 的去除率。 2.強化混凝相對其他處理工藝，優(yōu)點顯而易見， 它易與我國現(xiàn)行的常規(guī)處理工藝相結(jié)合，并 且在設(shè)備和基建投資費用方面以及運行成本 方面較常規(guī)工藝均有一定的優(yōu)勢。 v對強化混凝而言，無機混凝劑要比合成有 機物混凝劑效果好。 v通常認為，在合成有機物混凝劑在天然水 的混凝過程中，由于無法提供有機物的吸 附位，只能產(chǎn)生電中和作用參與腐殖酸的 沉淀，所以混凝效果很不理想。 混凝劑種類的影響1 混凝劑種類的影響2 v高分子絮凝劑單獨作為混凝劑時，它的效果 不如無機金屬鹽類混凝劑，因為它不能有效 地去除溶解性有機物（DOM），但當被用作 助凝劑時，則可發(fā)揮其

28、提高固液分離的功能， 有效地提高TOC的去除率。 混凝劑投加量的影響 v適量增加混凝劑的投加量能有效提 高濁度、有機物的去除，并且去除 有機物的投藥量要高于除濁的投藥 量。 pH值對強化混凝的影響 v對于混凝過程中有機物的去除而言，混凝中 pH值比混凝劑的投加量影響更大，是有機物 去除的決定性因素。 v對于鋁混凝劑而言，最適于有機物去除的pH 值在5.56.5之間。 溫度對強化混凝的影響作用 v低溫對于常規(guī)混凝具有負面的影響作用: v 1. 低溫可能造成水的粘度上升，阻礙混凝劑 的擴散和絮體沉降 ; v2. 低溫以影響水解動力學平衡，影響金屬氫 氧化物的形成 ; v3. 影響水的離子積常數(shù)，降

29、低離子積常數(shù)， 從而降低水中氫氧根的濃度。 堿度的影響 v水中堿度高，投加同樣量混凝劑對pH影響小， 要使混凝達到最佳去除有機物的pH，需要大 量增加混凝劑投加量。 v當水中堿度高時就需要考慮用加酸來調(diào)整水 的pH值。 增加混凝劑投加量 v增加混凝劑投量，使有機物的水化殼壓縮， 水解的陽離子與有機物陰離子電中和，消除 有機物對無機膠體的影響，從而使無機膠體 脫穩(wěn)。 v混凝劑對水中大分子有機物（UV254值較大） 和憎水性有機物有較好效果。 調(diào)整pH值 v當原水pH值較高時，可通過加酸來降低 pH 值。 vpH值為5.106.10 時有利于形成腐殖酸、富 里酸的聚合物，有機物的去除效果較好。 投

30、加高錳酸鉀復(fù)合藥劑(ppc) v水中含有有機物時，PPC可發(fā)揮其較強的氧 化作用，將一部分有機物氧化破壞，從而降 低后續(xù)處理的有機負荷。 v去除濁度、藻類、嗅味方面。 v水中的微量有機污染物和致突變活性物質(zhì)。 投加粉末活性炭 v使用靈活，可以根據(jù)水體的狀況確定粉末活 性炭的投量 ; v具有巨大活性比表面積，PAC 的吸附速度快； v可以提高礬花的沉淀性能。 6.5絮凝的衛(wèi)生效果 v 1絮凝沉淀去除水中致病微生物 v 由于消毒藥劑不能經(jīng)常保證可靠地對水消毒， 所以絮凝沉淀成為補充消毒的重要方法。雖然 絮凝沉淀不能殺滅水中的致病微生物，但是， 如果它能把水中大部分致病微生物凝聚起來， 隨同各種懸濁

31、物沉淀下去，然后再對清水進行 消毒，則消毒效果顯然會獲得提高。 張師魯早在1958年就詳細報道了這方面 的研究結(jié)果。其中一篇報告，是在水中加柯 薩奇A2病毒或白色葡萄球菌噬茵體，加入的 懸濁物是純氧化硅微粒，用硫酸鋁和三氯化 鐵進行試驗，所得的結(jié)果是：a加硫酸鋁 (40120mg/L)可去除水中病毒863 987，去除噬茵體93598。加三氯 化鐵(20一40mg/L)可去除病毒966981 ，去除噬菌體993999，增加絮凝 劑量，去除率可得到相應(yīng)的提高。 vb硫酸鋁去除病毒的適宜pH值是62-72， 用重碳酸鹽或磷酸鹽緩沖液調(diào)pH值，則當pH 值升高時，病毒的去除率也相應(yīng)提高。 c當攪拌速

32、度降低時，去除病毒和噬菌休的 效率則稍有降低。 d在重碳酸鹽中(pH86-90)，硫酸鋁凝 聚沉淀物中的病毒和噬苗休，經(jīng)過1-2小時的 攪動,則分別離析出60和10-25%。 e絮凝后，在水面或水面下23深處取水樣， 其中檢出的病毒和噬菌體的數(shù)目均無差異。 v Thorup等(1970)將大腸桿菌，噬茵體T2和 脊髓灰質(zhì)雜病毒型加到用膨潤上配制的渾 水中，用硫酸鋁來絮凝，發(fā)現(xiàn)當投加量適當 時，可去除98的微生物。再分別加入三種 高分子絮凝劑，發(fā)現(xiàn)去除率沒有出現(xiàn)明顯的 提高。 vchaudhuri等(1970)用噬菌體T1代表含DNA類的 病毒，用噬菌體MS2代表含RNA類的病毒，加 硫酸鋁(5

33、0mg/L)絮凝，另外又投加四種助凝劑 和絮凝劑進行比較，其結(jié)果是： va化學絮凝劑可去除水中病毒980一999。 vb水中鈣和鎂離子高達50mg/L也不影響去除效 果。 vc水中有機物能影響去除效果。 vd陽離子型聚合電解質(zhì)可以提高去除效果。 v 用絮凝劑對水消毒的效果決定于形成的絮 狀物與水的分離是否充分。根據(jù)斯特利切爾 數(shù)據(jù)，原水中細茵的含量Cu與絮凝及中和后 水中細菌的含量Coc之間，有如下經(jīng)驗關(guān)系： v如果沉淀時間T以小時表示，系數(shù)C和n分別 為o57和088。 v 絮凝劑使水消毒的程度在多數(shù)情況下與懸 浮物去除程度成正比關(guān)系。因此，水在用絮 凝劑處理后的剩余濁度，可以作為消毒可靠

34、性的大概指標。巴杰良等人給出大腸菌從水 中去陳百分數(shù)y和懸浮雜質(zhì)去除百分數(shù)X之間 的關(guān)系，如以下經(jīng)驗式所示： v Y298X170 v 絮凝劑的最佳投量對去除懸濁物和細菌是 不同的。在無機懸浮物含量從30-150mg/L和 不同大腸菌數(shù)量(每毫升210、460和2400個) 的兩個水源水消毒的詳細研究結(jié)果基礎(chǔ)上確 定，懸浮物百分去除率和細菌百分去除率與 絮凝劑投量之間的關(guān)系具有拋物線形狀，如 圖所示。曲線上a和b的極大值點在水平方向 和垂直方向上都不重合。 原水濁度30mg/L (a)和150mg/L(b)時懸浮物(曲線1)和細 菌曲線(2)的去除百分數(shù)與絮凝劑投量的關(guān)系 v 機械雜質(zhì)和細菌的

35、不同去除程度可能是由 較高濁度的水和較低濁度的水在聚凝中的差 異所造成，當雜質(zhì)含量低時，保證水最高限 度消毒的投量比保證雜質(zhì)最大去除時所用的 投量要低。當雜質(zhì)含量較大時，保證水最高 限度消毒的投量則比保證雜質(zhì)最大去除時所 用的投量要高。 v 看來，微生物吸附在絮凝劑水解產(chǎn)物及絮 體上是絮凝過程中微生物去除的主要原因。 許多研究者認為絮凝去除病毒的機理是三 價金屬與蛋白質(zhì)的離解基團形成配合物。 v2絮凝沉淀去除水中放射性物質(zhì) v 用絮凝沉淀消除放射性物質(zhì)的程度由放射 性物質(zhì)的同位素組成及其在溶液中的狀態(tài)決 定。如果放射性物質(zhì)被吸附在機械雜質(zhì)上或 者本身處于膠體分散狀態(tài)，則放射性可被有 效地消除。

36、在這種情況下，水的澄清度決定 了放射性物質(zhì)的回收程度。對于放射性物質(zhì) 的真溶液，絮凝沉淀的去除效果相當小。然 而，在被處理水中存在分散雜質(zhì)，或人工使 水渾濁時，對許多同位素可能得到良好的效 果。 v 某實驗表明當雜質(zhì)的初始放射性從110- 9到110-5居里/升范圍時，投加10-15mg/L 的絮凝劑，水的放射性降低70一90，同懸 浮物結(jié)合的放射性物質(zhì)可被去除97100。 能夠水解而形成難溶化合物的元素同位素如 鈮、鈰、釔、鋯等可被去除90一98。其余 元素的濃度只減少10-60，用絮凝方法難以 去除的同位素有 等。 v v 同其他離子形成的高溶度化合物，最不易 去除，采用共沉淀的方法可以有

37、效地提高它 的去除率，例如先在水中加入NaI和AgNO3， 使它形成AgI沉淀物，從而將水中的放射性碘 帶到AgI晶格中去然后由絮凝沉淀作用而被 除去。 共沉淀輔助硫酸亞鐵去I的效果 v 在離子含量和硬度高的地下水中。I的去除 率可由原來的41提高到55，在硬度較 低的河水中，可提高到95，對溶解性的放 射性物質(zhì)，如事先加入一些粘土于水中，尤 其是加入一些陽離子交換容量較高的膨潤土， 可獲得良好的效果。 v 因為許多同位素在堿性介質(zhì)中(pH為8 11)會發(fā)生水解，所以水的堿化能改善處理， 當pH44時，以鐵或鋁的硫酸鹽絮凝去除 放射性釕，去除率僅為3到30，而當pH 為7.5-8.4時，去除率

38、可達74%到98%，正是 由于同樣原因，碳酸鹽和磷酸鹽作絮凝劑時， 可以達到高的放射性去除率。石灰和鋁鹽或 鐵鹽合用可保持較高的pH值。 v 出于溶解性放射性物質(zhì)是依靠配合和吸附 而結(jié)合在絮凝劑水解產(chǎn)物上，所以放射性物 質(zhì)的去除具有選擇性。例如，靠硫酸鋁可以 去除水中所含鍶和釕的一半左方，去除鉛只 能達20，而放射性磷可被降低968。 v3絮凝去除水中重金屬離子 v 天然水中的重金屬離子常常吸附于水中的 粘土礦物微粒及鐵、錳、鋁、硅的水合氧化 物微粒上，水中的腐植質(zhì)微粒也會對重金屬 離子發(fā)生吸附，因而使天然水中重金屬離子 的大部分成為顆粒態(tài)，此外重金屬離子本身 的水解也可使之成為顆粒態(tài)。結(jié)果使

39、溶解態(tài) 僅占有極小的比例，表給出了1974年密西西 比河流入墨西哥灣的若干重金屬年通量。 v 重金屬離子在粘土礦物、水合氧化物和腐 殖質(zhì)上的吸附機制，主要是離子交換配位 反應(yīng)，氫健等作用。例如，重金屬離子先發(fā) 生水解，然后再奪取粘土礦物結(jié)構(gòu)邊緣的 OH-離子,形成羥基配合物而被微粒吸附: v 如上所述，天然水中的重金屬主要為顆粒 物，正因為如此，采用絮凝法可以使一些重 金屬在水中的含量得到一定程度甚致很高程 度的降低。已報道過，對多種含汞廢水可用 絮凝法除汞，采用的絮凝劑有硫酸鋁、鐵鹽 和石灰。如表所示用明礬處理后的出水， 含汞量為1.5102ug/L，而鐵鹽處理后的出 水，含汞量為0.5-1

40、2.8ug/L。看來鐵鹽的效果 要比明礬好。有些研究者曾報道，僅用鐵鹽 就可有效地去除元機汞，但對于有機汞，兩 種絮凝劑均不能有效地起作用。 v1電絮凝的原理 v 直流電作用下金屬陽極溶解過程是電絮凝 的基礎(chǔ)。在欲凈化的水中放置金屬電極，通 常為鋁或鐵，由陽極上溶解而轉(zhuǎn)移到溶液中 的Al3+或Fe2+水解而成為分散雜質(zhì)的有效絮 凝劑。 6.6電絮凝在水處理中的應(yīng)用電絮凝在水處理中的應(yīng)用 v 電絮凝法中常用的電極材料為鋁和鐵，在 陽極和陰極之間通以直流電，發(fā)生的電極反 應(yīng)如下： v鋁陽極 Al3eAl3+ v另外，水的電解還有氧氣放出 2H2O4eO2+4H+ 在陰極發(fā)生如下反應(yīng) 2H2O+2eH2+2OH v v 在堿性條件下 Al3+3OHAl(OH)3 在酸性條件下 Al3+3H2OAl(OH)3+3H+ 鐵陽極 Fe2eFe2+ 在堿性條件下 Fe2+2OHFe(OH)2 在酸性條件