回收污泥混凝處理低溫微污染水的效果和特性(共12頁)

1、 回收污泥混凝處理(chl)低溫微污染水的效果和特性摘要(zhiyo) 飲用水處理(chl)污泥,其特征為累積大量在混凝過程中產(chǎn)生的懸浮物和有機(jī)和無機(jī)物質(zhì)。因此,污泥的適當(dāng)處置，再生或重用,是一個重要的環(huán)境問題。低溫下的污泥重復(fù)利用是一種替代方法來提高傳統(tǒng)混凝效率。在本研究中,對混合污泥的循環(huán)質(zhì)量和原水屬性(pH值、濁度等)進(jìn)行拉系統(tǒng)的研究，以優(yōu)化混凝效率。我們假定混合污泥適當(dāng)?shù)膭┝繛?0毫升/ L,有效初始濁度范圍低于45.0NTU,DOMs和濁度去除的最佳pH值為分別為6.5 -7.0和8.0。此外,通過對比有和沒有回收污泥的絮體特性,我們發(fā)現(xiàn)有回收污泥的絮狀物結(jié)構(gòu)更不規(guī)則，平均大小從48

2、.1m增長到64.7m?；厥瘴勰嗍翘岣呶廴疚锶コ囊粋€可行的和成功的方法,并且在回收后循環(huán)絮體的破壞和粉末狀活性炭的加入回造成更大，更多的不規(guī)則絮體結(jié)構(gòu)。不規(guī)則的絮體結(jié)構(gòu)回收后可能造成破損的重用棉絮和粉摻入激活碳形成較大的絮體結(jié)構(gòu)。應(yīng)用在處理低溫度和微污染水源水的混凝過程將具有重大意義。關(guān)鍵詞:回收污泥;掃描絮凝；吸附,絮體特性流動廢渣或污泥，如反沖洗過濾器，濃縮沉淀池，或者無論是從飲用水處理廠普遍普遍用于提高濃度的懸浮固體混合物，總的有機(jī)碳（TOC）和無機(jī)物，以及作為來自混凝劑衍生的化學(xué)沉淀物，硫酸鋁或氯化聚鋁。世界各地每一天都產(chǎn)生大生成的廢渣。妥善處置，再生，或再利用廢渣污泥也由此成為顯著

3、的環(huán)境問題。在低溫水的混凝過程中，由于水解過程較慢在低溫水的凝結(jié)，聚合剪切變強(qiáng)和沉降速度變慢，微粒和有機(jī)物的去除能力變?nèi)?。結(jié)果，污水相應(yīng)的化學(xué)和微生物穩(wěn)定性顯著降低。基于現(xiàn)有的飲用水處理廠（ DWTPs ）的流程，在寒冷的時期剩余污泥的回用是一種替代方法，以提高混凝效率。這個過程完成了水資源的回收和再利用，并因?yàn)榈突炷齽┨砑雍臀勰嗵幚韺?shí)現(xiàn)低成本運(yùn)營。具體來說，回收明礬污泥中很大一部分含有不溶性的氫氧化鋁（Chu，2001; Guan et al，2005 ），可被用作附加凝固劑以提高污染物去除。如果回收的污泥中含有粉末狀活性炭（PAC ），這是優(yōu)良的吸附劑通常用來去除有機(jī)物，包括天然有機(jī)物（N

4、OM ）和合成有機(jī)化合物（ SOC的）（ Li等人，2003;李和沃克， 2006），可以進(jìn)一步提高效率 。此外，PAC的保留時間可以被延長，如在常規(guī)流程中PAC的在保留時間可以限在僅-10-20分鐘（ AWWA ， 1990年） 。目前(mqin)，在飲用水處理關(guān)于剩余(shngy)污泥的再利用(lyng)有四個主要問題： 回收污泥的可行性和安全性評估（ Lechevallier等，1991 ;康韋爾和Lee， 1994;國等人， 1995） ， （b）污泥再循環(huán)至原水是否需預(yù)處理（US EPA ， 2002年） ， （c）污泥循環(huán)的適當(dāng)比率（戈特弗里德等人， 2008; Arora的等人，

5、 2001年; Edzwald和Tobiason ， 2002年）和適當(dāng)?shù)墓ぷ鳁l件下，即，貯存條件或混合條件（ Guan等人，2005 ） ，和（d）提高效率的機(jī)理（關(guān)等， 2005;戈特弗里德等人，2008年） 。問題（a）和（b）是相互關(guān)聯(lián)。對回流污泥進(jìn)行預(yù)處理的優(yōu)點(diǎn)是，可以實(shí)現(xiàn)更高的化學(xué)和微生物穩(wěn)定性?；厥毡嚷蕦Π踩载?fù)責(zé)，即，再循環(huán)比率越大，現(xiàn)有流程處理污水要負(fù)擔(dān)的風(fēng)險越高。當(dāng)未處理的淤泥被直接循環(huán)到原水，為評價循環(huán)流程的混凝效果，循環(huán)比率被控制在12以下。此外，水質(zhì)情況的影響，最初的濁度和溶液的pH值（燕等，2008 ; Yang等人， 2010年）混凝沉淀表現(xiàn)還研究了對比控制試驗(yàn)。

6、通常情況下，凝固過程中，金屬氫氧化物是無機(jī)的金屬離子最終的凝固的水解產(chǎn)物。所述氫氧化物的凝集形成可見和無定形物質(zhì)，即絮凝物。最近絮狀物的研究已經(jīng)證實(shí)，他們是不規(guī)則物體（肖等人， 2009年，2010年） 。然而，很少有研究報道在低溫下形成的絮凝物的形態(tài)（肖等人， 2010）或污泥回收的條件下。因此，該項(xiàng)目的總體目標(biāo)是評估再生PAC和聚氯化鋁混合污泥（PAS）的混凝沉淀性能 ，來調(diào)查初始濁度的影響，并在再利用過程中溶液的pH值，以及確定混凝機(jī)理并在圖像上分析絮凝特性，基于邊界的不規(guī)則維數(shù)（ DPF）和在低溫下有/無PAS回收的平均尺寸。1 材料(cilio)和方法1.1材料(cilio)和模擬原

7、水所用(su yn)試劑均為分析純。取得了PAC木材為180目（ Actview低碳技術(shù)公司，中國） ;碳規(guī)模98 180目。在聚氯（聚合鋁）用于為試劑級（有28 Al2O3含量，鞏義，中國） 。天然膠體原液（ 1000 NTU ）用作混濁引起物，它是根據(jù)以前的研究制備（ Sun等人，2009）。去離子（DI）水（ Millipore公司毫Q，比爾里卡，MA）被用于制備凝結(jié)劑和PAC股票方案。原水是通過將天然膠體過濾生活污水給當(dāng)?shù)氐淖詠硭ü枮I，中國）以3的體積比：5： 142 ，然后在冰箱中穩(wěn)定在0-1 下放置24小時，以模擬低溫微污染地表水。質(zhì)量分別制備的水的特征如下：溫度2-4 ; p

8、H值7.12-7.25 ;濁度8.32-11.3NTU ; DOC 3.147-3.727毫克/升; UV254 0.040-0.045 cm和Zeta電位-18.6 -19.8至毫伏。1.2罐子測試實(shí)驗(yàn)室規(guī)模的實(shí)驗(yàn)，用1L的原料進(jìn)行水在1.4 -L燒杯取樣口位于3厘米水面下。可編程瓶檢測設(shè)備（鐘潤罐測試儀器，中國）的用下面的過程中使用： PAC 20毫克/ L為在60轉(zhuǎn)/分預(yù)裝10分鐘的吸附，然后預(yù)定加入聚合鋁的用量和20-120毫升PAS （回收率2 -12 ），同時被回收在300轉(zhuǎn)/分鐘快速混合階段，隨后1分鐘，在120轉(zhuǎn)/分，15分鐘的絮凝在慢混合50轉(zhuǎn)/分鐘，和20分鐘的沉降?；厥?

9、hushu)實(shí)驗(yàn)在主水模擬(mn)回收流程圖治療列車(lich)。此外，控制測試進(jìn)行在沒有PAC和PAS的。 PAS的特點(diǎn)組成的聚合鋁的PAC的10毫克/升和20毫克/升的作為以下：固體含量0.078 -0.093 ，W / W ;污泥內(nèi)容0.695-0.736毫克/升，pH值7.35-7.48 ; DOC 4.931-5.140毫克/升，而Zeta電位-4.42至-5.15毫伏。該溶液pH通過加入0.1摩爾/ L鹽酸或調(diào)整的NaOH ，將其之前的PAC劑量在原水30秒。初始濁度通過加入調(diào)整預(yù)先確定的原液天然膠體。原水保持在3-5 ，在實(shí)驗(yàn)的低溫期。沉淀后，處理過的水樣被采取供以后分析。在執(zhí)行

10、每個實(shí)驗(yàn)復(fù)制。1.3分析方法溶解有機(jī)碳（ DOC）由總分析總有機(jī)碳（TOC ）分析儀（ TOC- VCPN ，島津制作所，日本） 。在254nm的UV吸光度（UV ）測定使用分光計（ UV754 ，藤，中國）。兩DOC和UV254進(jìn)行過濾后，通過測量0.45米膜。在PAS的澤塔電位和原水的樣品，測量用Zeta電位分析儀（納米-Z ，英國） 。濁度通過測定哈希2100P濁度儀（美國） 。的PH值是確定并用pH緩沖溶液的日常校準(zhǔn)。使用標(biāo)準(zhǔn)方法的固體含量進(jìn)行測定。1.4絮凝物的圖像分析在這些方法中，用于確定絮狀結(jié)構(gòu)特征，顯微鏡是一種相對便宜和有利的一種，它可將單個顆粒在高放大倍率下進(jìn)行分析。在這項(xiàng)研

11、究中，經(jīng)過同時加預(yù)先確定的劑量的聚合鋁和PAS后，在4 ，14， 17分鐘時的下方分被收該溶液通過一個中空的塑料管的表面上捕獲絮凝物的樣品。該管是在兩端開口;該管的一端是輕輕插入約25mm到凝固液要避免接觸攪拌器。在管中的絮凝物均通過覆蓋所述管的另一端用手指小心取出。將樣品轉(zhuǎn)移到平面鏡后滑動，所述絮凝物的樣品中的圖捕捉是用光學(xué)顯微鏡拍攝的（奧林巴斯， BX51TF ， 圖片中樣品的絮體被捕捉日本）配備有一臺攝像機(jī)（奧林巴斯， C- 5050200M ，日本）。相機(jī)有一個傳感器矩陣組成1360 （水平） 1024 （垂直）個像素。每個像素采用8位分辨率記錄，也就是說，有256灰度級為每個圖像像素

12、。該絮狀物尺寸通過處理使用的Image J絮狀圖像獲得軟件，以獲得平均尺寸，周長P和投影A區(qū)值。從公式中獲得(hud)的基于邊界的分形維數(shù)Dpf 。 （1）（ Xiao等人，2009年，2010年） 。因此，2 / Dpf的可能會發(fā)現(xiàn)，作為(zuwi)洛加的與曲線的斜率的logP 。不像歐幾里德對象(duxing)的Dpf的值的分形對象不是一個整數(shù)，但一個小數(shù)，從1（圓形） ，以圖2（a線）。 DPF的值越大，代表更不規(guī)則絮狀結(jié)構(gòu)。A P2/Dpf2結(jié)果與討論2.1的原水和PAS特征這里的使用的原水和PAS的特征在上述研究都已說明。所制備的水在低溫（2-4 ）和濁度（ NTU 8.32-11.

13、3 ）具有中等水平的有機(jī)碳的，它們跟在寒冷時期的微污染水具有相同的特性。低固體含量通常存在于回收的污泥，表明污泥不經(jīng)過任何濃縮或脫水。原水和再循環(huán)的污泥樣品都呈陰性Zeta電位。此外，已經(jīng)提出了大多數(shù)吸收的DOC是通過凝固的主要處理的培養(yǎng)沉浸在明礬的絮凝物（ Guan等人，2005年） 。因此，和DOC的濃度在原料水相比，和這些經(jīng)過循環(huán)處理的PAS更加明顯地體現(xiàn)出剩余氫氧化鋁的影響和PAC在回流污泥中關(guān)于DOM的消除，這取決于從水中去除相位以及對那些從污泥的釋放。2.2污泥(w n)用量對濁度和DOM去除(q ch)的影響正如圖。如圖1A所示，在原水的濁度(zhu d)10.6-11.3 TU

14、N ，回收比例為12 ，而濁度去除率高達(dá)80 的重用在PAS的回收量120毫升/ L 。然而，我們發(fā)現(xiàn)所得到的污泥體積隨著PAS的回收比例的增長呈線性增加。因此，在這種情況下因?yàn)榫薮蟮奈勰囿w積造成如此高的PAS回收比例是不恰當(dāng)?shù)牡降?。為啦在維護(hù)濁度的高去除效率的同時保持最小的增加污泥體積，該P(yáng)AS回收體積60毫升/升被認(rèn)為在這項(xiàng)研究是適當(dāng)?shù)摹Ｔ诖嘶厥毡嚷?，濁度去除率?3左右，與普通凝結(jié)的51進(jìn)行比較。增強(qiáng)主要是由于氫氧化物沉淀的物理吸附和/或掃描絮凝和改進(jìn)顆粒間的碰撞頻率和效率。同時， PAC在重用PAS和新鮮“預(yù)加載”，可以增加顆粒的濃度并成為絮凝物的凝結(jié)核（齊，2009）等，這對重復(fù)利用

15、過程中的提高濁度去除非常重要。根據(jù)式（2）較高的粒子濃度和直徑促成更高的碰撞概率，這有利于絮凝過程中，特別是對低濁度水N=12n2d3其中，N（ 1 /（厘米3秒） ）指的碰撞頻率;（計數(shù)/立方厘米）指常數(shù); n表示顆粒的濃度; D（ cm）顆粒的直徑; 指水能在單位體積單位時間的損耗率;和（帕秒）是指水動力粘度等級。正如方程（2）所示 ，顆粒之間的碰撞概率與D3和n2密切相關(guān) 。在回收過程中， PAC在PAS和新鮮的預(yù)加載之間顆粒數(shù)目顯著增加，特別是那些平均尺寸有83微米（ 180目）的。此外，由于許多回收絮狀物顆粒的直徑比原污水中的大，故d也被提高啦。其結(jié)果是，碰撞的頻率和效率得到啦提升。

16、在飲用水處理(chl)中有機(jī)(yuj)物質(zhì)的溶解(rngji)（DOM ）是一個重點(diǎn)關(guān)注的問題，由于其對人類健康的潛在的危害和通過常規(guī)處理流程去除的困難。無論UV254和DOC作為替代參數(shù)表示DOMs的含量都經(jīng)常在飲用水處理中使用。在圖。 1b中，我們可以觀察到對于利用重復(fù)利用的PAS的進(jìn)程，要比常規(guī)的混凝高。它可以是觀察到的去除能力通過重用PAS過程對于UV254比常規(guī)的混凝較高，在原水中UV254的平均濃度為0.042 cm。 在60毫升/升的PAS被回收后，污水的UV254的濃度減少到0.018 cm去除效率達(dá)到了57.1 ，這明顯高于33.1 傳統(tǒng)的凝固。此外，DOC的去除效率的在較低

17、的回收量下增長迅速，但下降到一恒定值后以較高的回收量。再利用的過程，將原水中的DOC從3.147-3.321毫克/升下降到2.448毫克/升。與出水的27.5回收60毫升/升的時候去除效率PAS 。因此，DOM在適度回收比例的去除在再利用過程表中表現(xiàn)出很大的潛力。鋁基凝結(jié)通常用于NOM的去除，特別是去除疏水的，帶電荷的，或大的有機(jī)物。在DOM去除在當(dāng)前研究被確定為污泥回收量或者比例由于懸浮液凝結(jié)的Zeta電位或比9毫克凝固/ L聚合鋁的是-0.482至-0.506毫伏而PAS的Zeta電位為-4.42至-5.15毫伏，這表明電中和對DOM去除增強(qiáng)積極的作用扮演有限的角色。在相對低回收比例， N

18、OM去除主要是由于由于水中鋁聚合電荷中和（ ALB）形成組合。隨著回收比例的增加，由于白蛋白轉(zhuǎn)化為膠體或固態(tài)Al物種（ALC），掃絮凝占據(jù)NOM去除的主導(dǎo)地位。ALC吸附顆粒和NOM的時候很容易沉淀下來 ，即使是很小的DOM （顏等人， 2009）。此外， PAC是一個極好的去除NOM的吸附劑。因此，在此研究有機(jī)物去除的增強(qiáng)是歸因于存在于PAS的不溶性氫氧化鋁的吸附作用和絡(luò)合作用，還有在PAS和新鮮的“預(yù)加載”中的PAC的吸附作用的聯(lián)合效應(yīng)。然而，從明礬污泥中釋放的有機(jī)物的數(shù)量與明礬污泥的循環(huán)回收比例相關(guān)。在更高的循環(huán)比例下釋放的有機(jī)物的捕捉可以增加有機(jī)物的濃度并致使去除效率下降。因此， DO

19、M通過回收的污泥去除的能力的增強(qiáng)取決于DOM從污水相位的去除以及從污泥釋放。基于這些結(jié)果，適當(dāng)?shù)幕厥樟繛?0毫升/升（再循環(huán)率6 ），在接下來的試驗(yàn)中將其作為運(yùn)算參數(shù) 來研究對初始濁度和溶液PH的影響。增強(qiáng)去除濁度， UV254和DOC是73 ， 57.1 和27.5 ，原為22 ， 33.1 和13.4 ，分別高于常規(guī)的混凝處理。然而，需要通過全面試驗(yàn)來驗(yàn)證PAS的適當(dāng)回收比例要求。2.3溶液(rngy)pH值的影響溶液的pH變化在6-9的范圍(fnwi)內(nèi)，加入0.1摩爾(m r)/ L的HCl或NaOH 進(jìn)PAC 30秒前 。微粒和有機(jī)物濃度均與前面的實(shí)驗(yàn)一致，并且PAS回收比率為6。濁

20、度， UV254和DOC在重用實(shí)驗(yàn)中的去除與對照試驗(yàn)相比較（循環(huán)比例0 ）如圖 2所示 。從圖2a可看出pH值對濁度的去除有一個至關(guān)重要的影響。在再循環(huán)率為0，在pH 8.0時濁度除去為最大，在pH值8.5-9.0 時降低，但超過在pH 6.0-7.0時 。在回收比例為6，平均濁度去除率隨著pH值的增加而提高。在pH值8.0 ，濁度去除率達(dá)到78.5 ，這是比在循環(huán)比為0 （ 68.7 ）時多9.8 。溶液的pH值不僅影響水中膠體的表面電荷，而且對聚合鋁水解產(chǎn)物有顯著的影響。此外，包含在回流污泥中的氫氧化鋁的水解產(chǎn)物受到溶液PH的顯著影響。在溶液高PH值提高濁度的去除歸于通過PH誘發(fā)的這三個方

21、面的協(xié)同作用的影響。另外，在弱堿性溶液中，金屬水解復(fù)雜離子可能直接形成。這里假定的有被吸收傾向，甚至忽略靜電排斥，在絮凝聚合，絮凝水解類上尤其明顯?；瘜W(xué)互動和在負(fù)金屬水解復(fù)合粒子和帶電膠體粒子之間的范德華吸引力通過羥基吸附比靜電更強(qiáng)的斥力。相反， UV254和DOC在弱酸范圍（ 6.0-7.0 ）去除率均較高。比在堿性pH范圍內(nèi)（ 7.5-9.0 ）中的0 和6 （圖2b ） 。增強(qiáng)的UV254和DOC的去除效率分別達(dá)到了44.4 -53.3 和27.6 -29.6 ，在pH值為6.5-7.0 時，在再利用的實(shí)驗(yàn)中，這可能就說明對于相對高的聚合鋁水解形態(tài)蛋白在組合含量和較高的Zeta電位（ Y

22、an等人，2008年，2009年） ，以及PAC在酸性溶液中良好的吸附能力。此外， pH值也影響了有機(jī)物的物理和化學(xué)性質(zhì)，如溶液中的腐殖酸（ Yang等人，2010）。腐殖質(zhì)親水性較差和在更低的PH值時質(zhì)子化得到提高 ，并因此更容易電荷中和失穩(wěn)。溶液的pH值影響有機(jī)官能團(tuán)與氫離子反應(yīng)和Al水解產(chǎn)物之間的平衡。在較低的pH值，氫離子爭奪金屬水解產(chǎn)物的有機(jī)配體;因此(ync)，不飽和(boh)的有機(jī)(yuj)配體數(shù)量減少，并且聚合氯化鋁的去除DOMs的效果更好。（嚴(yán)等，2008 ; Yang等， 2010） 。2.4初始濁度的影響定量研究關(guān)于初始濁度效果可能提供關(guān)于復(fù)用流程的適應(yīng)性的信息和定義不同

23、的機(jī)制，例如物理（即，增加顆粒的碰撞率，由于提高了粒子數(shù)濃度），化學(xué)（即提高碰撞率和掃絮凝機(jī)理，由于回收污泥中的不溶性氫氧化鋁） 或物化機(jī)制（即，通過PAC的吸附 ） 。最初濁度的效果在復(fù)用實(shí)驗(yàn)在濁度上與對照試驗(yàn)相比較。， UV254和DOC去除如圖 3所示 ， 6的PAS回收比率下。圖3a ，可以看出，重用PAS對濁度去除能力在較低的初始濁度范圍（小于25.0 NTU）迅速增加 。隨著初始濁度的增加，去除能力穩(wěn)定最多時達(dá)到90，在0 和6兩個循環(huán)的過程。高濁度原水意味著顆粒的濃度更高這將提高粒子之間的碰撞頻率和效率。在回收過程中， 在PAS和新鮮的“預(yù)裝”中的PAC將增加顆粒的濃度，并成為絮

24、凝物的凝結(jié)核。 Sun等人。 （ 2009）報告指出該回收的污泥表現(xiàn)出了較少的有利于凝固的潛能，表明回收的污泥凝固活動可以忽略不計，而且晶體和細(xì)胞核的增長更顯著。假定PAC在增強(qiáng)濁度去除發(fā)揮了關(guān)鍵作用，由于顆粒濃度和凝結(jié)核的凝結(jié)的增加。從圖3b可以看出，重用PAS中 UV254去除總是比對照試驗(yàn)較高，但DOC去除的提高在小于10.0 NTU或從25.0至45.0 NTU時低于原濁度。當(dāng)最初的濁度為10.0 NTU對于UV254最有效的去除效率為51.7 ，而且對DOC是33.7 時，當(dāng)初始濁度為45.0 NTU 。原水中濁度越高能夠形成的絮凝物越大，摻入的PAC成為它們的結(jié)構(gòu)，并減少了混合的效

25、率和有機(jī)分子的動力學(xué)擴(kuò)散體積。此外，天然膠體數(shù)量的增加有機(jī)含量增高， 這將會阻礙PAC對有機(jī)物的吸附。另一方面，很明顯，增強(qiáng)的DOM除去可以被應(yīng)用于較低的初始濁度（在45.0 NTU以下 ）和隨著初始濁度的增加而波動，這證明的DOM的去除主要是由于在PAS和新鮮“預(yù)加載”的PAC的物理 - 化學(xué)吸附 ，一小部增加碰撞率增加初始濁度或顆粒濃度。2.5絮凝物的表面(biomin)形貌我們應(yīng)用形態(tài)分析(fnx)來研究絮凝物的物理屬性(shxng)。顆粒的大小和濃度直接影響絮凝物的密度和沉淀速度（楠等人， 2009）。除了粒子大小，所述絮凝物的表面形態(tài)也影響凝集粒子的反應(yīng)，特別是有關(guān)碰撞率和沉降率。近

26、年來，不規(guī)則聚集體的形狀已在二維邊界為基礎(chǔ)的分形維數(shù)以下方面進(jìn)行了描述。該P(yáng)AS絮凝物的顯微鏡圖像示于圖。 4，對于聚合鋁以10毫克/升和PAC 20毫克/升的用量。衍生絮狀物平均大小和周邊基于分形維數(shù)的Dpf對于三個采樣次使用和不使用的PAS再循環(huán)示于表1 。如表1所示，周邊基分形維數(shù)隨著在兩個循環(huán)比例比（ 0和6）的凝固而減少?；具吔绲姆中蜗陆稻S度與絮體大小增加相關(guān)聯(lián)。絮凝物的平均尺寸隨著凝固時間增加，增加到64.7微米，這比對照試驗(yàn)（48.1微米）大25.7 。此外，基本邊界的分形維度在最后的混凝階段在回收比率為0的顯著低于在回收比率為6 ，在凝固階段結(jié)束（17分鐘） ，這表明回收比例為6時形成在回收的絮凝物較回收比例為0 的更不規(guī)則。有三個原因來解釋更不規(guī)則的絮狀結(jié)構(gòu)：在回收比率為6 ，對基本邊界分形維度比在溫和的溫度中高。盡管對于絮體在冷水中更不規(guī)則的根本原因還不太明確，它可能涉及絮狀物孔隙度的增加。許多氣體的溶解度是眾所周知的，如二氧化碳和氧氣，隨著溶液溫度的降低而增加。不可避免的是，這些氣體參與絮凝物的形成和從而增加了它們的孔隙率（ Xiao等， 2009年）; （ 2 ） PAC在增加(zngji)粒子(lz)和絮體的凝結(jié)