張世紅， 張旭東， 劉志濱， 王 霖， 孫麗晶， 譚浩強，2， 徐廣志

(1.天津水務(wù)集團有限公司，天津300042；2.臺州學(xué)院建筑工程學(xué)院，浙江臺州318000)

隨著城市經(jīng)濟的發(fā)展和人民生活水平的提高，飲用水安全也越來越受到重視。目前，天津市的主要水源是引江水和引灤水，混凝過程中針對原水水質(zhì)特點采取適合的混凝劑和投加量，是優(yōu)化工藝運行參數(shù)、保證處理效果的關(guān)鍵。

1 材料與方法

1.1 試驗設(shè)備與藥劑

Hach 2100N濁度儀、Malvern ZS90 納米粒度及Zeta電位分析儀、Hitachi F-7000熒光光譜儀、Malvern 2000激光粒度儀。

混凝劑：PAC、FeCl3。

1.2 試驗方案

通過對比長江水源與灤河水源的水質(zhì)特點，包括分子量分布、濁度變化、溶解性有機物的分布，選擇合適的混凝劑。

根據(jù)混凝后Zeta電位的變化趨勢，分析混凝機理。對不同的混凝工藝，采用馬爾文激光粒度儀進行粒徑變化的研究，優(yōu)化凈水劑投加方案。

1.3 混凝試驗流程

于攪拌杯中準(zhǔn)備1 L引江水源水，加入混凝劑。在快速混合階段，單獨投加混凝劑時，以200 r/min快速混合60 s。混合投加混凝劑時，先投加其中1種，以200 r/min快速混合30 s，再加入另1種混凝劑，以200 r/min快速混合60 s。

在一級絮凝階段，以50 r/min分別絮凝5和7.5 min。在二級絮凝階段，以20 r/min分別絮凝5和7.5 min。

在絮體破碎階段，以200 r/min破碎5 min；絮體恢復(fù)階段，以40 r/min恢復(fù)10 min。

2 試驗結(jié)果與討論

2.1 水源水質(zhì)分析

2.1.1 分子量的分布

通過對比發(fā)現(xiàn)，長江水源與灤河水源中有機物的分子量均在1～5 kDa，并分成3個主峰，但灤河水源對應(yīng)的主峰分子量含量是長江水源的1.5～2倍。長江水源的濁度明顯低于灤河水源，給絮凝階段帶來了一定的困難，如圖1、圖2所示。

圖1 灤河水源和長江水源的分子量分布Fig.1 Distribution of molecular weight of source water from Luan River and Yangtze River

圖2 灤河水源與長江水源的濁度變化Fig.2 Turbidity of source water from Luan River and Yangtze River

2.1.2 溶解性有機物分布比對

采用熒光光譜分析儀，對長江水源和灤河水源進行溶解性有機物的分析測定。對比圖3和圖4可以看出，在5個區(qū)域內(nèi)灤河水有機物的總量明顯高于長江水源，灤河水以區(qū)域Ⅳ溶解性微生物代謝產(chǎn)物和區(qū)域Ⅴ腐殖酸類物質(zhì)為主，而長江水主要集中在區(qū)域Ⅴ腐殖酸類物質(zhì)。

腐殖酸類物質(zhì)是由動物、植物殘體在微生物和地球化學(xué)作用下，分解和合成的一類天然有機高分子聚合物。去除引江水中的腐殖酸，是減少消毒副產(chǎn)物生成、保證飲用水水質(zhì)安全的重要工作。

圖3 灤河水源溶解性有機物熒光分布Fig.3 Fluorescence distribution of soluble organic of water source from Luan River

圖4 長江水源溶解性有機物熒光分布Fig.4 Fluorescence distribution of soluble organic of water source from Yangtze River

2.2 FeCl3與PAC的混凝機理

采用FeCl3和PAC作為混凝劑，對引江水源進行混凝實驗，通過Zeta電位的變化趨勢分析其作用機理。FeCl3和PAC(以Al2O3計)的投加量均為1，2，3，4，5和6 mg/L。

從圖5可以看出，在1～6 mg/L內(nèi)投加FeCl3，絮體的Zeta電位未見明顯增大。隨著投加量的增大，絮體明顯變大，沉降速度加快，這表明FeCl3混凝的主要作用機理不是電中和，而是卷掃網(wǎng)捕。

圖5 投加FeCl3與PAC 時Zeta電位的變化Fig.5 The change of Zata potential when doing FeCl3 and PAC

投加PAC時，Zeta電位由負逐漸上升到0，再到正電位，電中和發(fā)揮了主要作用。PAC的作用機理主要是其在混凝過程中形成的水解化合物帶有較高的正電荷，吸附水中帶負電荷的膠體粒子和其他顆粒物。投加PAC形成的絮體細小松散，沉降速度慢，其吸附架橋、卷掃網(wǎng)捕的能力較差。

2.3 絮體的粒徑分布

2.3.1 PAC混凝過程中的粒徑分布

改變PAC的投加量，在絮凝結(jié)束后增加剪切力，重新凝聚。從圖6可以看出，投加1 mg/L PAC，引江水源的粒徑變化很小，說明該投加量不足以形成絮體。此時，Zeta電位為-11 mV，電中和作用剛開始。投加量增大到3 mg/L，電中和作用所產(chǎn)生的絮體隨著絮凝時間的延長，粒徑逐漸增大。當(dāng)投加量為6 mg/L時，絮體粒徑與3 mg/L投加量時相比，相同的混凝時間下明顯增大，混凝效果較好。說明對于長江水源，單獨投加PAC無法達到預(yù)期的混凝效果。

圖6 PAC不同投加量時絮體的粒徑變化Fig.6 The change of particle size of floc under different PAC dosages

給形成的絮體施加一個剪切力時，絮體迅速破碎，粒徑隨即變小，幾乎沒有緩沖時間。這說明電中和作用形成的絮體極易在剪切力的作用下破碎，而且再絮凝的恢復(fù)能力較弱。當(dāng)投加量為6 mg/L時，其破碎因子為0.72，恢復(fù)因子僅為0.22，也證明了電中和作用下形成的絮體易破碎、難恢復(fù)的特性。

2.3.2 FeCl3混凝過程中的粒徑分布

低投加量時，隨著絮凝時間的延長，投加FeCl3形成的絮體粒徑變化較小，如圖7所示。當(dāng)投加量增大到6 mg/L時，初始絮體生成緩慢。增加剪切力后，由于產(chǎn)生的絮體少而小，破碎現(xiàn)象并不明顯，絮體的碰撞幾率反而提高，到再絮凝階段，絮體粒徑持續(xù)增大。這說明由于長江水源濁度較小，初始階段FeCl3的卷掃網(wǎng)捕不能發(fā)揮有效的作用，絮體粒徑增加緩慢。當(dāng)絮體尺寸和數(shù)量達到一定程度時，再提高混凝轉(zhuǎn)速，絮體粒子之間的碰撞幾率繼續(xù)增大，則卷掃網(wǎng)捕能力增強，粒徑逐漸變大。

因此，單獨使用FeCl3混凝劑時，對低濁水的絮凝效果不好，而一旦形成絮體，增加剪切力對其的破碎作用要小于使用PAC。但是，F(xiàn)eCl3需要較大的投加量才能形成穩(wěn)定的絮體，而且水體顏色較深，感官性狀差，不利于實際生產(chǎn)應(yīng)用。

圖7 FeCl3不同投加量時絮體的粒徑變化Fig.7 The change of particle size of floc under different FeCl3 dosages

因此，單獨投加FeCl3或PAC時的混凝作用機理比較單一。如果將2種混凝劑依次投加到原水中，電中和與卷掃網(wǎng)捕協(xié)同作用，混凝效果會優(yōu)于單一種類的藥劑投加。

2.3.3 混合投加時的粒徑分布

在加入FeCl3后投加PAC，首先加入的FeCl3會將引江水源的pH值降低到7.5左右，處于PAC最適宜的pH值范圍內(nèi)。此后，PAC通過電中和凝聚帶負電荷的粒子，形成一定粒徑和數(shù)量的絮體。此后，F(xiàn)eCl3通過卷掃網(wǎng)捕繼續(xù)凝聚粒子，絮體逐漸增大。增加剪切力對絮體進行破碎后再次絮凝，與單獨使用PAC時相比，絮體的恢復(fù)速度和粒徑大小都更好。因此混合投加FeCl3和PAC，能夠克服FeCl3投量低時不能有效形成絮體的缺點和PAC形成的絮體易破碎的不足。

將再次絮凝的時間由5 min延長為7.5 min，優(yōu)化混凝程序后，不同F(xiàn)eCl3與PAC投加量下的絮體粒徑分布如圖8所示?？梢钥闯觯? mg/L FeCl3+2 mg/L PAC投加量下，絮體粒徑增長很好。繼續(xù)增大2種藥劑的投加量，粒徑并無明顯改善。因此考慮經(jīng)濟成本，對于引江水源，F(xiàn)eCl3投加量為4 mg/L，PAC投加量為2 mg/L時已滿足生產(chǎn)需要。

圖8 混合投加時絮體粒徑的變化Fig.8 The change of particle size of floc under multi-dosing

3 結(jié)論

① 引江水源的濁度明顯小于同時期的引灤水源，有機物分子量分布與引灤水源類似。但引江水源中有機物的含量低，溶解性有機物以腐殖酸類物質(zhì)為主。

② 單獨投加PAC混凝劑，投加量小時，電中和作用不明顯，提高投加量后形成的絮體易破碎。單獨投加FeCl3，投量少時，絮凝作用不明顯，而增大投加量會導(dǎo)致水體顏色加深，感官性狀不佳，且絮體松散。

③ 混合投加FeCl3和PAC時，既能發(fā)揮PAC的電中和作用，又能發(fā)揮FeCl3的卷掃網(wǎng)捕能力,且先投加FeCl3的混凝效果優(yōu)于先投加PAC。