强化混凝工艺在水处理系统中应用
强化混凝技术处理广州微污染水的研究
强化混凝技术处理广州微污染水的研究摘要：本文以珠江广州某段微污染水源水为研究对象，展开强化混凝的研究。
首先，以高锰酸盐指数（codmn）为主要参数确定了实验水样，进而对实验水样进行了常规的混凝沉淀实验，确定了最佳混凝剂及其最佳投药量；然后，以助凝剂聚丙烯酰胺（pam）和预氧化药剂高锰酸钾[1]分别展开了强化混凝的实验研究。
结果表明，实验水样具有微污染水的特征（codmn在4.1~6.2mg/l）；对于实验水样，以氯化铝做混凝剂，其效果强于硫酸铝，其中氯化铝的最佳投药量为10mg/l；投加pam，能够显著降低沉后水的浊度，当pam投加量为0.20mg/l时，沉后水浊度的去除率最高为97%，较不投加时的去除率增加了8个百分点，投加pam对codmn的去除作用不明显；高锰酸钾有较好的助凝除浊的效果。
投加了高锰酸钾之后，沉后水浊度较不投加高锰酸钾均有了下降；其中，当投加量为0.10mg/l时，沉后水浊度最低，此时浊度的去除率为96%；高锰酸钾具有较好的助凝除codmn的效果，投加高锰酸钾之后，沉后水的codmn去除率均有提高，当投加量为0.5mg/l时，对codmn的去除率最高，较不投加高锰酸钾时提高了31个百分点。
关键字：强化混凝，助凝剂，预氧化药剂，高锰酸钾，聚丙烯酰胺（pam）中图分类号：x131.2 文献标识码：a文章编号：广州全市属珠江水系，境内河流纵横，水量丰沛。
但随着经济的迅速发展，作为母亲河的珠江水系，正面临着因日趋严重的水污染所导致的一系列水质性水资源短缺[2]。
饮用水源水质不断下降，严重威胁到城市供水安全。
广州三大战略水源中，流溪河水环境质量优于iii类[3]；东江北干流（及增江）上中段满足iii类，下段氨氮、石油类、总磷超标；沙洲水道do含量低，石油类亦有超标现象发生[4]。
目前，广州市内的有9个水厂中，除取水点在流溪河的江村水厂其水源水质尚能保持在ii类外，其余均有超标，部分水厂仅能作工业用水水厂使用。
常规水处理工艺的强化——强化混凝
投加量过高时会引起胶粒 重新稳定，污泥处理困难
• （3）pH的影响
无机盐水解过程中，产生氢离子，使pH下降。要使pH保持 在最佳范围，水中要有足够的碱性物质来中和。（原水碱 度或者另加药剂）
硫酸铝
三价铁盐
硫酸亚铁
有机高分子 混凝剂
除浊 6.5~7.5
6.H影响 较小
除色 4.5~5.0
与氯同用 6.0~8.5
• （4）浊度
浊度低时，颗粒浓度 低将会影响碰撞速率 （碰撞机率小）
浊度高时，颗粒浓度 过高，需要大量的混 凝剂来中和颗粒的表 面电荷。
优点
投资省、无需建造新构筑物以及运行费用低
缺点
①大剂量投加混凝剂使水处理系统产生的 污泥量增加；
两性型 效果不如无机混凝剂
非离子型
• 无机混凝剂中，铁盐去除TOC效果比铝盐好：
三氯化铁使胶粒脱稳同时还促进腐殖酸和富里 酸聚合物的形成
三氯化铁混凝消耗的碱度比硫酸铝大2倍，导致 pH较低
氢氧化铁和氢氧化铝絮体其各自比表面积、表 面电荷数量以及最具吸附活性部位的区域也不 一样
• （2）混凝剂投加量的影响
②总药耗有所增加；
③对杂质微粒及病原体的去除不利，对提 高溶解性有机物、CODMn的去除能力有限， 对氨氮、矿物油等的去除没有促进作用；
④针对某特定的原水特性所选择的混凝条 件并不一定适合所有原水水质。
谢谢
强化混凝 想方设法提高有机物的去除率
二、强化混凝的作用
去除有机物的机理
①胶体NOM的电 中和作用
②腐殖酸和富里 酸聚合体的沉淀
作用
③吸附于金属氢 氧化物表面上的
共沉作用
• (1)混凝剂种类的影响
城镇污水处理中混凝沉淀技术的应用
一
５ ４一
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混凝剂 需要 量 ，有 利于 有机物 吸 附到金 属 氢 态 、 机物 质子 化程 度提 高 电荷 密度 降低 ， 有 进 氧 化 物 上 。尽 管 铝 盐 水 解 产 物 的 比 表 面 积 而 降低其 溶解 度及 亲水 性 ， 为教 易被吸 附 成 ２０ ４０ ２ 大 于铁 盐 水解 产 物 １０ ２０ Ｖ 的形 态 ，吸着 到大 量存在 的金 属氢氧 化物颗 ０～ ０ｍ／ ｇ ６ ～ ３ｍ ｇ 的 比表 面积 ， 相同 剂量 的铁盐 水解 产 生 Ｆ 粒上 共沉 淀 。这样 可 以提 高水 中溶解 态的有 但 ｅ （ Ｈ） 的量 是 铝盐 水 解 产 生 Ａ Ｏ ， 的 机 物的 去除率 ，进 而提 高水 中总 污染 物 的去 Ｏ ｌ（ Ｈ）量 ２ 倍， ． ５ 由于有机 高分 子聚合 物不 能产生 对有 除率 。 机 质具 有 良好 吸附作 用 的水解 产物 ，因此单 混凝 沉 淀 的最佳 Ｐ Ｈ值 因混凝 剂 的不 同 独使 用效果 极差 。 而 有差 异 。 以铝盐 为例 ， 铝盐 的混凝作用是 通 ２ ． ２混凝 剂投加 顺序 的影响 过 生成 Ａ （Ｈ３ 体 实现 的 ，在不 同 Ｐ １Ｏ ） 胶 Ｈ值 在生 产过程 中使 用 多种混 凝剂 时 ，投加 下 ，ｌ的存 在形 态不 同 。当 Ｐ ＜ 时 ，ｌ ， Ａ Ｈ ４ Ａ（ ０ 混凝 剂 的顺 序对 于混 凝沉 淀 的效果也 会有 较 溶 解 ， Ａ 以 ｌ存在 。 混凝 效果极差 。 一般来 说 ， 大 的影 响。最佳 投加顺 序 的选择要 通 过具 体 在 低 Ｐ Ｈ值 时 ，高 电荷低 聚 合度 的多 核配 合 的试 验来 确定 。 一般来 说 ， 当无机混 凝剂 与有 离 子 占主要 地 位 ， 不 了粘 附 、 桥 、 附等 起 架 吸 机混 凝剂并 用 时 ， 应先 投加 无机 混凝 剂 ， 过 作 用 。在 Ｐ ６ ～ ． ， 通 Ｈ： ． ７ ５ ５时 聚合度 很大 的中性 电性 中和作用 来解 除布 朗运动 ，使水 体悬 浮 Ａ（Ｈ Ｉ ）胶体 占绝 大 多数 、 Ｏ 故混 凝效 果好 。 当 颗 粒能 够靠 近而聚 集在 一起 。再投加 有 机高 Ｐ ＞ 时 ，Ｉ Ｈ， 体又 重新 溶解 为负 离子 ， Ｈ ８ Ａ（ ） Ｏ 胶 分 子混凝 剂 吸附架 桥 。通 过高 分子 长碳链 产 生 成 ＡＯ ， ｌｆ 混凝 效果 又 很差 了 。高分子 絮凝 生 絮凝作 用 ， 到处理 目的 。 当处 理的微 胶 剂 受 Ｐ 达 但 Ｈ值 影响 较小 ， 的碱度 对 Ｐ 水 Ｈ值 有缓 粒 在 ５ｕ ０ ｍ以上时 ， 常常先 投加有 机高 分子 冲作用 。当碱度 不 够时 ， 则 应添加 石灰等 药剂 。 混 凝剂 吸附 架桥后 ，再 投加无 机混 凝剂 压缩 控制 Ｐ Ｈ值在 最 佳 的范 围可减 少混 凝剂 的 消 耗量 ， 加强 处理 效果 。 双电层 而使 胶体脱稳 。 ２３混凝 剂投加 量的影 响 ． ３降 低 ｓ 与 去除 污染物 的关 系 ｓ 水体 中有 机污 染物 能 吸附在水 中胶体颗 对 于 任何 水 质情 况 下 的混 凝 沉 降处 理 ， 都存 在 着最 佳 混凝 剂 和最 佳投 加 量 的 问题 。 粒 的表 面增加 了胶体 颗粒 的稳定性 。影响 悬 混凝沉淀的效果除跟原水水质有直接关 这应 当针对 各地 水质 污染 的不 同情 况通 过认 浮 物质 的沉 降脱 稳 ，容 易 引起 混凝 剂投加 量 系外 ， 还与混凝 剂 的种类 、 投加 量 ， 加顺 序 ， 真试 验来确 定 。混凝剂 的投 加量 直接影 响混 的增 大 ，混凝 沉淀 一级 强化处 理工 艺通过 有 投 搅拌程 度 ，Ｈ值等有关 。目前 ， 一级 强化处 凝工 艺对水 中污染物 的去 除效果 。 国内外许 效 去 除水 体 悬 浮物 ｓ 使 吸附 于胶 体 颗粒 表 Ｐ 在 ｓ 理工 艺 中常 用 的混凝 剂有 ＦＣ３ １ｓ ４Ｐ Ｓ 多专 家 的研 究 都 表 明随着 投 药量 的增 加 ， ｅ１Ａ： ｏ） Ｆ ， （ ３ ， 水 面 的各类 污染 物 随之 絮凝 沉淀 ，达到 了去 除 （ 聚合硫 酸 铁） Ａ （ ， Ｃ 聚合 氯化 铝 ）Ｐ Ｍ（ 丙 源 中 的 Ｔ ｃ Ｐ 、Ａ 聚 ｏ 的去除 率不 断提 高 ，然 而过 量 的 污 染物 的 目的。 烯酰胺 ） 等。 发展趋势 是从低 分子 向高分 混 凝剂 必 然 引起 处理 费用 和 污 泥量 的 增加 ， 等 其 ４结 语 通 过科 学地 控制 混凝 条件 ，调整影 响混 子 、 一型 向复合 型 、 能型 向多功 能型 发 并使 出水 中金 属离子 浓度 增加 。因此 应根 据 单 单功 展 。尽管混凝 沉淀法 对 Ｃ Ｄ ｒ Ｏ ｅ 的去除 率不 是 水 质状 况 选 用合 适 的混凝 剂 和调 节 最 佳 Ｐ 凝 效果 的几 个 因素 ，能够 达到交 好的污 染物 Ｈ 很高， 理论值 不应 大于 ５ ％， 通 过采 取一 系 值 ， ０ 但 选择最 佳投 加量 。 一般情 况下 ， 通铁 盐 、 去除 效 果 ， 且成 本 较低 ， 艺 简单 实用 ， 普 而 工 适 ０ １ ０ ｇ 聚合 盐 的投 加 合 我 国 目 中小城 镇污水 处理 长应用 ，针对 Ｌ 前 列 强化措施 ， 即确 定混凝 沉淀 之最 佳状 况 ， 增 铝 盐 的投 加量 为 １ ～ ０ ｍ ／ ， 实 大 水中悬 浮颗粒 的碰撞 、 附作用 ， 过降 低 量 要小 一些 ， 吸 通 约为普通 盐 的一半 。 机高 分子 各地污 水 厂运行 费用不 足 ， 际上半停 半开 ， 有 出水 浊度 、Ｓ悬浮 物 ） ， 高 Ｃ Ｄ ｒ ｓ（ 值 提 Ｏ ｅ 的去 除 混凝 剂的 投加 量 约为 １ ５ ｇ ，总之 投加 不 工艺 复杂 难 以得 到有效 应用 的状况 ，混凝 沉 －ｍ／ Ｌ 率。 足则 水体 中悬 浮微胶 粒 反应 不完全 ，絮 体形 淀一级 强化 处 理工 艺无 疑具有 较高 的推广价 ２影响混凝沉淀效果的几个主要因素 成量不 足 。 投加过 量则 易造成胶 体再稳 ， 都会 值 。 ２１混 凝剂 种类 对各 项 指标 去 除率 的影 直接影 响到该 法 的处 理 效果 而起不 到应 有的 ． 参考 文献 响 作用。 『 胡云 凝聚 与絮凝 ． 工业 出版 社． １ １ 治金 ２ Ｈ值 进水水 质对混 凝效果 的影 响 【 邓 忠 良， 云， ． 混凝 用 于污染 水处 ．Ｐ ４ ２ 】 朱 肖锦 强化 混凝 剂 的选 择 主要取决 于水 中胶 体 和细 工 水 质构 成 、Ｈ值对 于混凝 的效 果有 很大 理 ． 业 水 处理 ． Ｐ 微 悬浮 物的性 质和浓 度 。如果水 中各 污染 物 ３ １ 阮 水 主要呈 胶体状 态分 布 ，则 应先选 无 机混凝 剂 的影 响。 当进水 中的 污染物 主要 由大颗 粒污 【 张瑛 ， 晓红． 处理 混凝 剂及 其发展 方向 ， 使 水体 脱稳凝 聚 。 果悬浮 物絮体 颗粒 细小 ， 染物 和有 机颗粒 组成 时 、混 凝沉 降可 以有效 污染 防治技 术． 如 则 需投 加高 分子混 凝剂 ，利用 高分 子链 的充 的去 除污染 物 。 Ｏ ｅ 去除率 就较好 ， Ｃ Ｄｒ 当污染 【】 ． 处理 絮 凝 学 ， 京 、 学工 业 出版 ４常青 水 北 化 分延 伸 ，吸 附架桥 作用 ，达到 良好 的絮 凝效 物主 要 以溶 解 态存在 ，与金 属盐 水解 产物结 社 ． 果 。大 多数情 况下 将无机 混凝 剂和 有机 高分 合 的化学 键不 牢 固 ， 亲水 基很 强 ，Ｏ ｅ 的去 【】 爱 印， 芝． 处理 工程 师 ， 学工业 出 Ｃ Ｄｒ ５ 唐 戴友 水 化 子混凝 剂并用 ， 明显提 高混凝 效果 ， 大应 除效 果就 不好 。在很 多情 况下 ，Ｈ值偏 低有 版 社 ． 可 扩 Ｐ 用 的范 围和作 用 。 在生产应 用过 程 中发现 ， 铁 利 于污染 物 的去除 。这与 混凝沉 淀工 艺 的作 【１ ６除立 新． 沉 淀工 艺简介 ， Ｊ 混凝 山东科技 ． 盐 混凝 剂 对 于 Ｃ Ｄ ｒ 去 除率 效 果 要 好 于 用机 理有关 。在 低 Ｐ Ｏ ｅ的 Ｈ值个 、 高混凝 剂投 加量 铝盐 混凝剂 。这是 因为铁 盐 的酸化 能力 比铝 的一 级强 化混凝 沉淀 条件 下 ，能形成 大量 金 盐 强 ， 以在混凝 时 Ｐ 所 Ｈ值 比铝盐低 。较低 的 属 氢氧化 物 ，改善混 凝剂水 解产 物 的形 态且 Ｈ条件 会 影 Ｐ Ｈ条件会 增加腐 植酸类 物质 的质 子化 程度 ， 使 其正 电荷 密 度上 升 ；同时低 Ｐ 增加 混凝 剂水解 产物 上的 正电荷 密度 ，减 少 响有机物离解度和改变水中有机物的存在形
强化混凝的技术研究
水能经济强化混凝的技术研究李安静【摘要】混凝作为重要的处理单元在各种水处理工艺流程中得到广泛应用，决定着后续流程的处理效能以及最终出水水质，在水处理技术中占有重要地位。
混凝过程的影响因素众多，混凝过程的控制难度大。
近年来围绕混凝过程的优化开展了多方面研究，包括多重絮凝、多级微絮凝以及絮体破碎再絮凝等，均有效地改善了混凝效能。
这些混凝过程大多需要在常规混凝的基础上，再进行不同形式的絮凝过程，因此混凝的条件和过程与常规混凝有一定差异，对混凝过程的凝聚阶段与絮凝阶段也会有不同要求。
目前，研究人员已有针对性地开展了大量研究，并取得了众多研究成果。
【关键词】强化混凝；技术研究中南建筑设计院股份有限公司 4300701、强化混凝的内涵强化混凝（简称EC）是指通过在常规处理过程中加入过量的混凝剂、新型混凝剂或助凝剂再或者其他的药物控制一定的pH 值来加强混凝和絮凝，从而提高去除天然有机物的效果减少消毒的副产物，保证饮用水的健康。
常规工艺改造有增加深度处理构筑物，如活性炭吸附技术；加强预处理构筑物，如生物预处理；不增加常规工艺前、后的净化构筑物，在现有工艺上进行改造，如强化混凝、过滤、消毒灯，但强化混凝技术具有投资少、不需要构造新的物质、不占土地和经常运行费用低等特点，更适合改造。
2、强化混凝的优势强化混凝技术的主要目的是在进行混凝处理的时候进一步加强混凝与絮凝作用，从而使得常规处理中天然有机物的去除效果能够更好，对于消毒副产物的前体物进行最大限度的消除，从而使得饮用水能够满足相应的要求。
通过混凝技术的应用，往往能够取得更好的处理效果，而且相比于增加深度处理方法以及生物预处理方法，强化混凝技术属于强化常规水处理的方式，它的成本更加低，而且也不会占用土地，十分适合对于原有体系进行改造。
表1为强化常规水处理与增加深度处理和生物预处理效果的对比。
表1强化常规水处理与增加深度处理和生物预处理效果的对比3、强化絮凝研究进展3.1 微砂强化絮凝技术当前，研究人员已开展了投加微砂为絮凝核心的强化絮凝相关研究，取得了较好的除污染效果。
强化混凝技术研究及应用进展
强化混凝技术研究及应用进展下面是本店铺给大家带来关于强化混凝技术研究及应用进展相关内容，以供参考。
通过综合大量文献，概述了强化混凝概念、机理和影响因素；介绍了强化混凝技术在国内外的应用；总结了强化混凝技术和混凝剂的研究进展情况；提出了强化混凝技术和混凝剂在研究和应用方面有待解决的问题，以供今后研究参考。
强化混凝是在常规混凝的基础上，基于新型混凝剂的开发而发展起来的一种水处理工艺，能有效去除污染水体中的悬浮颗粒、胶体杂质、总磷和藻类等污染物质。
关于强化混凝，有强化混凝、化学强化一级处理和强化絮凝等多种提法，本文统称之为强化混凝。
强化混凝技术的概念还没有形成权威的解释，笔者认为，强化混凝技术是对常规混凝中药剂、混合、凝聚和絮凝任一环节或多环节的强化和优化，从而进一步提高对水中污染物，包括低分子溶解性污染物的净化效果。
强化混凝作用机理与常规混凝并无太大差别，主要包括压缩双电层作用、吸附电中和作用、吸附-架桥作用、沉析物网捕作用和特殊混凝作用等。
向污染水体投入混凝剂后，一方面通过压缩双电层和吸附电中和作用，胶体扩散层被压缩，ξ电位降低，胶体脱稳；另一方面通过吸附-架桥和沉析物网捕等作用使脱稳后的胶体相互聚结成大的絮体并沉淀，最终固液分离。
新型高分子混凝剂的使用使以上作用得到强化，它不仅具有以絮凝体吸附水中非溶性大分子有机污染物的物理吸附作用；又能对水中溶解性低分子有机物产生很强的化学吸附和强氧化等多种净化效果，从而可以提高污染物的去除率。
但是，要取得良好的混凝效果还和许多因素有关，其中包括混凝剂品种、混凝剂投加量、水质、水力条件、水温、碱度和pH等。
只有优化这些反应条件，使混凝剂在最佳条件下起作用，才能达到强化混凝提高常规混凝效果的目的。
1强化混凝技术在国内外的应用1.1在生活污水处理中的应用英国早在1870年就开始应用混凝技术，但很快被生物处理所取代，到了20世纪80年代，随着新型高效混凝剂的不断问世，同时为了进一步提高污水中有机物和磷的去除率，强化混凝技术开始应用于实际工程。
HCA强化混凝预处理生活污水的效能及机理
HCA强化混凝预处理生活污水的效能及机理严子春;陶仁乾【摘要】通过单因素及正交试验,以聚二甲基二烯丙基氯化铵(HCA)为混凝剂对模拟农村生活污水进行强化混凝预处理,考察了影响HCA混凝去除SS、TP及有机物的主要因素及其主次顺序,并以Zeta电位及分形维数对HCA的混凝机理进行了分析.结果表明,影响HCA处理效果的因素顺序为初始pH值值＞HCA投加量＞絮凝搅拌时间＞混合搅拌速度梯度＞混合搅拌时间＞絮凝搅拌速度梯度,在优化条件下HCA混凝对SS、TP及COD去除率最高分别达94.1％、74.9％及61.1％;当HCA投加量为15mg/L时,Zeta电位与絮体分形维数分别为-2.03mv及1.0149.试验表明HCA对生活污水具有较好的处理效果,强化混凝去除污染物的机理主要是电性中和作用.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2018(038)011【总页数】6页(P4114-4119)【关键词】强化混凝;聚二甲基二烯丙基氯化铵(HCA);分形维数;Zeta电位【作者】严子春;陶仁乾【作者单位】兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃兰州730070;兰州交通大学环境与市政工程学院,甘肃兰州730070【正文语种】中文【中图分类】X703.5近几年,我国农村城镇化建设取得巨大成就,但农村水环境污染问题也随之日益突显[1].针对农村生活污水水质不稳定、水量变化大及治理资金短缺等问题,寻找一种适宜的处理方式对其进行预处理,以减小后续处理单元的负荷,降低基建成本,更经济有效地解决水污染问题.目前,多采用厌氧反应器等设施对农村污水进行预处理,降低后续处理系统污染负荷[2],但厌氧反应器效率较低、体积较大.强化混凝(EC)技术可有效提高生活污水一级处理单元悬浮固体、有机物等的去除率[3-4],因其简单高效性在污水处理中广受重视.HCA是一种高效无毒的新型高分子有机混凝剂已应用于给水处理领域[5],尚无在生活污水处理中的研究和应用报道,本研究旨在将HCA应用于农村生活污水一级处理阶段,通过优化其混凝参数、探究其混凝机理,实现HCA对农村生活污水的强化混凝预处理,以达到降低能耗和运行费用的目标.试验用水水质:农村生活污水基本不含重金属等有毒物质,与校园生活污水水质成分相似,为方便抽取试验用水和采样,开展实验室研究,以校园生活污水替代农村生活污水,试验用水水质指标如表1所示.主要材料:HCA,来自兰州威立雅水务有限责任公司,含固量40%;COD测试试剂来自重庆联庆仪器仪表有限公司,TP测定所用钼酸铵、酒石酸锑钾、硫酸和抗坏血酸均为AR级.主要仪器:ZR4-2便携式搅拌仪(深圳中润公司),HACH DR5000紫外分光光度计(美国哈希公司),DRB200COD消解仪(美国哈希公司),Zeta电位仪(英国马尔文公司),CFX-1001型“咖啡象”数码显微镜数据分析仪(福州泉通电子有限公司), HACH-2100P浊度仪(测量范围0~1000NTU,最低测量值为0.01NUT,美国哈希公司),721分光光度计(上海第三仪器分析厂),pHS-25酸度计(上海雷磁新经有限公司)等.SS(通过浊度与SS的关系曲线换算而得), COD(重铬酸钾比色法),TP(钼锑抗分光光度法),分形维数(微机测定分析法), pH值(酸度计法).测试指标取值均为3个平行样的平均值.HCA混凝效果采用L27(36)的正交试验, 6因素分别为A:HCA投加量(mg/L)、B:混合搅拌速度梯度(G值,s-1)、C:混合搅拌时间(s)、D:絮凝搅拌速度梯度(G值,s-1)、E:絮凝搅拌时间(min)、F:初始pH值,每个因素对应水平值见表2.混凝分为混合与絮凝两个阶段,分别包含B、D 2个速度梯度因素和C、E 2个时间因素,混凝阶段2个速度梯度因素的具体G值由搅拌仪根据搅拌功率(速度)和水温20℃时水的动力粘度自动计算并显示.搅拌结束后,静置30min取液下3cm处上清液进行水质分析,测定浊度、TP、COD、Zeta电位值,取烧杯底部絮体进行分形维数测定.将混凝结束后形成的絮体缓慢移至玻璃表面皿中,利用显微镜对形成的絮体进行连续拍照(放大比例参数设置为0.25),之后用彩色图像分析软件分析图像,测定图像周长P和面积A,根据分形理论及实际经验,按照lnA=DrlnP+lnK对数据进行处理,所得lnA与lnP分别为横纵坐标数值作图,二者成线性关系[6],所得直线斜率Dr为分形维数,其中K为常数.Zeta电位采用Nano–ZS90型Zeta电位仪(英国马尔文公司),取少量混凝试验所得上清液转移至Zeta电位仪专用U型管中,重复测定5次Zeta电位,取其平均值.2.1.1 正交试验为考察各因素对HCA处理效果的影响,根据表2进行正交试验,并以SS去除率为评价指标,结果如表3所示.为进一步分析各个因素对SS去除效果的影响,根据表3中SS去除率结果,进行极差分析,结果见表4.表4中,因素影响顺序为初始pH值>HCA投加量>絮凝搅拌时间>混合搅拌速度梯度>混合搅拌时间>絮凝搅拌速度梯度.pH值影响最为显著,pH值既会影响水中胶粒的表面电荷,亦会影响混凝剂的解离或水解速率[7],因HCA具有正电荷密度高的特点,在碱性环境中更有利于其解离,从而更好地发挥电性中和作用.相比较而言,混凝剂投加量、水力条件混合搅拌时间、絮凝搅拌速度梯度等因素的影响次于初始pH 值,但也是影响混凝效果的重要因素.在优化试验(A2B3C2D1E3F3)条件下,HCA混凝对SS、TP及COD去除率最高分别达94.1%、74.9%及61.1%.2.1.2 全程GT值对污水SS去除率的影响水力条件是混凝效果的重要影响因素,为考虑水力条件对混凝效果的影响,本研究结合正交试验中全程GT值(混合阶段GT 值+絮凝阶段GT值)对SS去除率的影响进行分析,具体结果见表5.将表5中全程GT值按从小到大顺序排列并以试验编号为横坐标、SS去除率为纵坐标制图,结果如图1所示.图1中,SS去除率随着全程GT值变化出现不规则波动,无显著规律,但全程GT值较大时处理效果略好,例如图1中编号为9、11、14、21等全程GT值均大于13000,此时SS去除率在80%左右.由于生活污水中颗粒的性质、分布及表面电荷的分布不同,导致不同性质的颗粒在混凝过程中形成絮体的先后顺序不同,而不同阶段形成的絮体沉降性各不相同[8].若全程GT值过小,满足不了混凝剂与污水的混合动力,同时也影响微小絮体的有效聚集;若全程GT值过大,或是搅拌强度过大,或是搅拌时间过长,都会对已形成的絮体结构造成破坏导致处理效果不佳.在影响SS去除效果的因素中,混合搅拌GT值的影响较为突出,对于HCA而言,因其具有一定黏度,适宜的混合搅拌GT值能快速有效地将HCA迅速分散于水中以便于HCA分子与水中胶粒充分接触,短时间内形成多的毛绒体,在絮凝搅拌过程中逐渐成长成熟后沉降达到去除SS的目的.此外,混合搅拌GT值与絮凝搅拌GT值之间的分布比例也对SS去除有影响,付英等[9]通过分析全程GT值对混凝效果的影响亦有类似结论.2.1.3 初始pH值对污水TP及COD去除的影响调节初始pH值分别为5.0、6.0、7.3(原水pH值)、8.0、8.5、9.0,HCA投加量均为10mg/L,水力搅拌条件为:快搅速度400r/min持续20s,慢速搅拌速度100r/min持续8min,混凝结束后对上清液浊度、TP及COD进行测定,结果如图2所示.图2中,SS、TP及COD去除率整体随pH值增加呈上升趋势,至pH值为9.0左右时三者去除率分别达到89.9%、75.9%、58.8%,初始pH值变化对TP去除率影响较为明显.分析原因,碱性环境下污水中溶解性的磷酸盐多以HPO42-或PO43-存在[10],可与水中Ca2+、Mg2+等离子在絮凝搅拌过程中生成沉淀达到一定的除磷效果;但总体而言,随初始pH值的增加,HCA对SS和COD的去除率略有提高.一般情况下,生活污水中含有大量表面带负电的胶体颗粒,而在碱性环境中,HCA更易解离,解离后带正电的粒子与胶粒结合可生成多且细小的毛绒体,在沉降过程中SS和COD得以去除.但另一方面,碱性条件也促进了颗粒性有机物的水解,增加水中细小悬浮固体和溶解性有机物的含量,因此,初始pH值的增加对提高SS和COD的去除率效果不显著.2.1.4 HCA投加量对污水TP及COD去除的影响调节初始pH值为8.5左右,水力条件同讨论2.1.3,HCA投加量分别为1、5、10、15、20、25mg/L,混凝结束后对上清液TP及COD进行测定分析,结果如图3所示.图3中SS、TP及COD去除率随HCA投加量均呈现先上升后下降趋势,SS与COD去除率变化较为明显,当HCA投量为15mg/L时,三者去除率均达到最高.因HCA是带正电荷的高分子混凝剂,若投加量过小,不足以完全中和胶粒表面的负电荷,从而不能形成密实、高质量的絮体颗粒,处理效果不佳;如投药量过大,过量的HCA 致使胶粒表面电荷反转,继而发生再稳现象导致胶粒再度溶于水中,效果变差.因此当HCA投加量适宜时可使胶体的静电排斥作用降到最低,并在吸附架桥、网捕卷扫等作用的辅助下对污染物进行有效去除.通过对影响HCA处理效果主要影响因素的分析,初步确定HCA混凝条件为:混合搅拌速度400r/min(G=245.0s-1左右,水温15℃)持续30s,絮凝搅拌速度100r/min(40.0s-1)持续8min;初始pH值调节为8.5左右,此时投加量为15mg/L.2.2.1 Zeta电位分析为进一步分析混凝机理,设置了不同HCA投加量试验,以SS 去除率为评价指标,并进行了水样Zeta电位的测定,结果见表6.Zeta电位代表胶体颗粒表面扩散双电层的电势差,是表征胶体分散系稳定性的重要指标.Liao等报道污泥表面电荷对污泥EPS性质及其沉降性均有影响[11],而生活污水中絮体污泥电位一般介于-30~ -10mv[12],对比表6中混凝前后Zeta电位的变化,混凝后Zeta电位值随着HCA投加量逐渐升高,而Zeta电位绝对值随HCA投加量先减小后上升,HCA投加量为15mg/L时Zeta电位绝对值达到最小值2.03mv.主要是因带正电荷的HCA与水中带负电胶体颗粒发生电性中和,而Zeta电位的高低决定了胶体颗粒之间斥力大小和影响范围[13],适当的HCA投加量可减小Zeta 电位绝对值从而降低胶粒之间的排斥力,可能会形成大而密实的颗粒,有利于絮体沉降和污染的去除;该试验结果与Henderson得出的絮体Zeta电位绝对值控制在较低范围内有利于增加混凝工艺处理稳定性[14]的结论相一致.絮体的结构形态与HCA投加量、Zeta电位的关系将通过“咖啡象”数码显微镜成像和分形维数进一步分析和验证.2.2.2 絮体分形维数分析图4为不同HCA投加量条件下絮体的“咖啡象”数码显微镜成像照片(a~f照片对应的HCA投加量同表6).分形结构是絮体结构的重要特征之一,根据分形理论,絮体具有基本粒子-絮粒-絮体-絮体聚集体的多层结构,不同层次结构的絮体具有相异的分形维数,分形维数越大所形成的絮体更加稳定密实且沉降性更好[15-16].表6中,(d)号试验HCA投加量为15mg/L时分形维数Dr为最大值1.0149,对应SS去除率达到最高值94.1%,从图4的絮体照片可以看出此条件下絮体颗粒均匀密实.说明了适当的HCA投加量可减小其Zeta电位绝对值,增加絮体的密实度,进一步验证了HCA是通过电性中和强化了混凝预处理效果.3.1 以SS去除率为指标考察HCA混凝预处理生活污水的正交试验表明,影响因素大小顺序为初始pH值>HCA投加量>絮凝搅拌时间>混合搅拌速度梯度>混合搅拌时间>絮凝搅拌速度梯度;全程GT值较大时SS去除率略高,但两者之间无显著规律.3.2 初始pH值对混凝效果影响显著,SS、TP及COD去除率整体随pH值增加呈上升趋势,至pH值为9.0左右时三者去除率分别达到89.9%、75.9%、58.8%,初始pH值变化对TP去除率影响较为明显.3.3 Zeta电位及分形维数的试验结果分析表明,投加量在一定范围内,HCA强化混凝可降低胶粒表面Zeta电位绝对值,增加分形维数Df值,形成结构密实的絮体,提高污染物去除效果,其混凝机理主要为电性中和作用.[1] 王守中,张统.我国农村的水污染特征及防治对策[J]. 中国给水排水, 2008,24(18):1-4.[2] 王建芳,沈耀,宋小康.改进型厌氧折流板反应器预处理农村生活污水效能研究[J]. 水处理技术, 2012,38(8):69-72.[3] 刘海龙,任宇霞,张忠民.低温污水前置强化混凝[J]. 环境科学,2018,39(5):2239-2248.[4] Li X X, Yue J, Zhang X L, et al. 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北方引黄水库水通过强化混凝处理效果分析
０．０７８ ２８．４４
０．０８５ ２２．０２
混凝剂是水处理过中较为关键的工艺手 段，高质量的混凝效果会减轻后续处理的负 荷，也会影响出水水质，为了保障实验效果， 在实验过程中通过混凝优化实验的方式进行 分析。通过混凝优化烧杯实验可以发现。对 于含有不同污染物原水水质。在实践中可以 通过对混凝剂投加量、反应搅拌速度参数进 行调整的方式，提升处理效果。将实验结果 通过Ｇ值或ＧＴ值进行换算处理。可以为水 处理工程提供理论参考。
关ｔ调：强化混凝；引黄水库；水质变化；水处理效果分析
长城水厂净水工艺主要是将引黄初沉 水库水经过高效絮凝沉淀池加翻板滤池组 合方式处理成生活饮用水。本文基于引黄 水库水为主要研究目标，通过烧杯实验对 强化混凝土对引黄水库水的处理效果进行 了简单的分析论述。
一、强化混凝与优化实验的方法 １．强化混凝 强化混凝在初期主要就是一种为了控 制消毒副产物而提出的概念。在实践中影 响疆化混凝的主要因素就是原水的水质、 混凝剂的种类、投加量、ｐＨ数值、水温以 及水力条件等相关因素…。 相对于传统的药来说。无机高分子混 凝剂净水效果显著，在应用过程中产生的 絮体沉淀性能好、具有适应性广的特征。 而本文在研究中主要应用的强化混凝剂为 聚合氯化铝（ＰＡＣ），助凝剂是聚丙烯酰胺 （ＰＡＭ）。 ２．优化实验设备条件
颗粒的表面上，这样就会形成保护膜，不 仅仅会增加胶体表面的电荷密度，也会在 一定程度上阻碍颗粒之间的结合，进而影 响了混凝剂效果‘２１。
２．２实验条件：引黄初沉水库水，浑浊 度是４．８６ＮＴＵ左右、水温４０Ｃ左右的水 质最难处理。
通过高效沉淀池工艺组合主要就是在 低温低浊时期开展，在实验中综合低温低 浊期的水处理较为困难等因紊，通过基于 强化混凝实验的基础上，不是一味加大投 加量，通过微絮凝实验找到投药量较小的 最佳矾基，在实验中对浊度以及颗粒数的 去除效果明显。
高锰酸钾强化混凝处理化工废水生化尾水
环境保护与循环经济高锚酸钾强化混凝处理化工废水生化尾水杜虎1汪潼潼2(1.南京大学盐城环保技术与工程研究院，江苏盐城224000;2.盐城工业职业技术学院，江苏盐城224000)摘要:高猛酸钾氧化技术是提高混凝工艺去除有机污染物的有效途径之一。
与其他方法相比,采用高链酸钾氧化法作为混凝工艺的前处理工艺具有反应速度快、处理效率高、适用范围广等优点。
实验采用高猛酸钾强化混凝处理生化尾水，考察了高猛酸钾投加量、反应时间、反应pH以及不同混凝剂组合的因素的影响。
结果表明‘COD'TOC'UVw等污染物的去除率随着高镒酸钾投加量的增加而增加;在高猛酸钾投加量小于12mg/L时，反应时间不应大于40min;高镒酸钾对有机物的去除存在最优的pH,pH在6~7范围内，有机物去除率较高；高猛酸钾与不同混凝剂组合工艺相比于单独投加高镒酸钾或直接混凝剂混凝,COD 去除率明显提高。
高猛酸钾与聚合氯化铝组合混凝工艺对有机污染物的去除效果较其他组合工艺好。
关键词：强化混凝；高猛酸钾;生化尾水Abstract:It's one of the effective ways to remove organic pollutants by potassium permanganate pre-oxidation. Compared w让h other methods,the technology of potassium permanganate pre-oxidation has the advantages of fast reaction speed,high treatment efficiency,and wide application.The treatment of biochemical tail water with enhanced coagulation by potassium permanganate?and the influence of potassium permanganate dosage,reaction time,reaction pH,and different coagulant combinations had investigated.The results show that the removal rate of pollutants such as COD,TOC,UV254increases with the increase of potassium permanganate dosage;when the dosage of potassium permanganate is less than12mg/L,the reaction time should not exceed40min;permanganate pre-oxidation has an optimal pH.In the pH range of6〜7,the removal rate of organic pollutants is higher; the combination process of potassium permanganate and different coagulants is compared with potassium permanganate alone or directly coagulation,COD removal rate has been significantly improved.The combined coagulation process of potassium permanganate and poly-aluminum chloride can remove organic pollutants better than other combined processes.Key words:enhanced coagulation;potassium permanganate;biochemical tail water中图分类号：X703文献标识码:A文章编号:1674-1021(2021)02-0018-051引言化工废水生物毒性大、可生化性差，是最难处理的废水之一」切。
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强化混凝工艺在水处理系统中的应用摘要：本论文阐述了混凝是饮用水处理中能有效去除水中有机物的工艺，除了去除浊度等常规指标以外，主要目的是去除水中的有机物能够在很大程度上提高饮用水水质。
关键词：强化混凝水处理有机物水质
强化混凝（enhanced coagulation，ec）是在常规混凝处理基础上提出来的。
强化混凝技术的应用在国内外均有很多成功的实例。
近几十年来，有关混凝技术领域的研究在各方面均取得了较大成果，且面临着突破性的进展，可以说强化混凝是仅次于生化处理的污水处理主流技术。
1强化混凝机理
强化混凝主要是通过改善混凝条件使有机物去除范围和去除率进一步扩大和提高,其作用机理阐述如下:胶体稳定性的增加是由于大分子天然有机物在无机胶体颗粒表面形成有机保护层,造成空间位阻或双电层排斥作用。
混凝的主要作用是去除水中悬浮颗粒和胶体微粒。
一般认为混凝过程是混凝剂水解产物对水中胶体进行电中和使其脱稳,从而形成细小的颗粒,继而絮凝为大而密实的矾花,并通过吸附架桥或网捕作用使脱稳的胶体生成粒度较大的絮凝体,再通过沉淀与过滤进行分离去除。
而水中分子质量较小、溶解度较大的有机物(主要是腐殖酸类中的富里酸等)在一般混凝条件下去除率很低。
主要原因是由于其具有良好的亲水性而不易被混凝剂的水解产物——金属氢氧化物所吸附,有机物不但增加了胶体表面电
荷,而且造成空间位阻效应。
但是,如果通过改善混凝处理条件,即在低ph、高混凝剂用量的强化混凝条件下形成大量金属氢氧化物,改善混凝剂水解产物的形态且使其正电荷密度上升,同时低ph条件会影响有机物离解度和改变水中有机物存在形态。
有机物质子化程度提高,电荷密度降低,进而降低其溶解度及亲水性,成为较易被吸附的形态。
2强化混凝在水处理工程中的应用
2.1材料及方法
2.1.1材料及水质试验污水取自山东某镇生活污水集水井。
污水水质见表1。
表1实验污水水质
所用混凝剂:聚合氯化铝(pac),使用时配成5% (质量分数)溶液;硫酸亚铁(feso4),使用时配成5% (质量分数)溶液;阳离子絮凝剂(pam),实验室合成,使用时配成1% (质量分数)的溶液。
2.1.2分析方法
cod测定采用重铬酸钾法;氨氮测定采用纳氏试剂比色法;浊度采用浊度计法; ph测定采用玻璃电极法; ss测定采用重量法。
2.1.3实验方法
取污水200ml放入烧杯中,用naoh或hcl调节ph,然后加入絮凝剂。
在四连搅拌机上,混合阶段2 min,搅拌速度为240 r/min;絮凝阶段10 min,搅拌速度为120 r/min。
将水样静置30min后,取上清液进行分析。
2.2结果及分析
2.2.1 pac投药量对混凝处理效果的影响
表2pac不同投药量下污染物的去除率(ph为10)
由表2可以看出,从起始到投药量为50 mg/l时,各去除率均呈增加趋势。
因为pac本身呈酸性(ph=3.5~5)而废水呈碱性(ph调至10),故当投入pac后,混凝剂通过压缩颗粒表面双电层、降低界面ζ电位、电中和等电化学过程,以及桥联、网捕、吸附等物理化学过程,将水中的悬浮物、胶体和可絮凝的其他物质凝聚成“絮团”沉淀除去,从而使处理水的cod、ss、浊度等降低。
但是在投药量超过50 mg/l以后,去除率无明显变化,甚至处理效果有所下降。
原因可能是投药量超过50 mg/l以后,水中胶粒表面易被高分子包裹起来,此时胶粒之间接近时,反而受到高分子的阻碍而不能聚集,失去架桥作用从而使废水出现“再稳”现象。
故选择50 mg/l为最佳投药量。
2.2.2feso4投药量对混凝处理效果的影响
表3feso4不同投药量下污染物的去除率(ph为10左右)
feso4水合物是半透明绿色结晶体,易溶于水。
铁盐用于水处理时具有生成的絮体大、混凝性能受温度影响小、处理低温水或低浊水的效果比铝盐好等优点;但也存在着腐蚀性强、稳定性差、必须和碱性物质同时使用、残留于水中的铁会使处理后的水着色等缺点,因而在水处理中的应用受到了一定限制。
feso4的处理效果见表3。
其混凝机理与铝盐类似。
2.2.3 pam的投药量对混凝处理效果的影响
与pac和feso4相比,pam的混凝机理不仅有吸附架桥作用,还有能对胶粒起电中和的脱稳作用。
与同样具有电中和性能的无机絮凝剂相比,阳离子聚合物具有更多的活性吸附点。
因此其混凝效果更好。
pam阳离子絮凝剂对生活污水的混凝处理性能见表4。
表4pam不同投药量下污染物的去除率(ph为10左右)
由表4可看出,cod和浊度的去除率与无机混凝剂相比,均有明显提高。
在最佳条件1 mg/l时各污染物的去除率分别为浊度99.63%、cod84.59%、ss 64.59%,且此时出水nh+4-n为16.85mg/l,去除率达到49.52%。
由表4可知,投药量继续增大时处理效果则会下降。
原因可能是若投药量不足,混凝剂不能与水中的悬浮物充分接触反应,絮体沉降后,仍有一部分未被絮凝;若投药量过高,则絮体间的架桥作用所必须的粒子表面吸附活性点不足,使得絮凝体颗粒间的吸附架桥作用变得困难,以致处理效果下降。
可见,当投药量过多或过少时,混凝处理效果都不是很好。
2.3结果分析
pam阳离子絮凝剂是本文实验水样的最佳絮凝剂,通过强化混凝处理, 改变混凝条件从而有效去除水中有机污染物的工艺，除了能去除常规的浊度指标外，还能够去除水中的天然有机物，在很大程度上提高饮用水水质，保障人体健康。
参考文献：
1王东升.微污染原水强化混凝技术.北京:科学出版社，2009
2国家环保局《水和废水分析监测方法》编委会.水和废水分析监测方法.北京:中国环境科学出版社，1999。