（环境工程专业论文）混凝—树脂吸附处理化工园污水厂二级出水的实验研究.pdf

东南大学学位论文独创性声明 本人声明所呈交的学位论文是我个人在导师指导下进行的研究工作及取得的研究成果。 尽我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其他人已经发表或撰写过 的研究成果，也不包含为获得东南大学或其它教育机构的学位或证书而使用过的材料。与我 一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明确的说明并表示了谢意。 研究生签名： 东南大学学位论文使用授权声明 东南大学、中国科学技术信息研究所、国家图书馆有权保留本人所送交学位论文的复印 件和电子文档，可以采用影印、缩印或其他复制手段保存论文。本人电子文档的内容和纸质 论文的内容相一致。除在保密期内的保密论文外，允许论文被查阅和借阅，可以公布( 包括 以电子信息形式刊登) 论文的全部内容或中、英文摘要等部分内容。论文的公布( 包括以电 子信息形式刊登) 授权东南大学研究生院办理。 研究生签名： 导师签名；蚤g ；芝洲：21 兰：兰：芝 摘要 混凝一树脂吸附处理化工园污水厂二级出 水的实验研究 摘要 复合功能树脂深度处理二级出水具有占地面积小、吸附容量大、选择性好、吸附和脱附 再生容易、操作简单等优点，能够为企业节能减排，创造可观的经济效益、环境效益及社会 效益。但是单纯利用树脂法处理二级出水，单批处理水量低，运行周期短，导致成本增加。 混凝具有成本低、操作简单等特点，作为预处理工艺，可以提高废水的处理效果，减缓树脂 的饱和速度，降低运行成本。 本文以江苏某化工园区污水处理厂二级出水为研究对象，利用x a d 一8 、x a d - 4 联用分 级技术及凝胶色谱对二级出水及混凝出水的化学、物理级分进行表征，选用氯化铁( f e c l 3 ) 、 聚合氯化铝( p a c ) 、聚合氯化铝铁( p a f c ) 对污水处理厂二级出水进行混凝优选试验，利 用筛选出的最佳混凝剂通过单条件试验和正交试验，对影响混凝效果的各种操作条件进行优 化组合。 研究结果表明f e c l 3 处理该二级出水效果明显好于p a c 及p a c f ，在单因素试验基础上 采用正交试验确定了f e c l 3 混凝的最佳参数为：投加量7 5 0 m g l ，p h 为8 3 ( 原水) 、水温 3 0 ，混合速度3 0 0 r m i n ，混合时间6 0 s ，混凝强度1 0 0r m i n 、混凝时间1 0 m i n ，沉淀时间 3 0 m i n 。 f e c l 3 + p a m 组合强化混凝研究结果表明，采用聚丙烯酰胺助凝能显著提高混凝效果， 减少混凝剂投药量( 投药量减少2 0 ) ，降低动力消耗( 搅拌速度由3 0 0r m i n 降至2 0 0r m i n ) 。 确定的最佳助凝操作条件为：混凝剂投加量：6 0 0 m g l ，p a m 投加量：l m g l ，p h 为8 3 ( 原 水) 、搅拌速度2 0 0r r a i n 。 经f e c l 3 + p a m 混凝处理后出水总磷 0 5 m g l 、总氮 l s m g l ，可以满足当地排放标准， 但c o d 仍高达1 2 0m g l 左右，无法达标排放，同时考虑将深度处理过的出水用于厂区杂用， 混凝出水仍需进一步经过树脂吸附深度处理。 经过对六种大孔吸附树脂筛选表明，a h 2 树脂对混凝后二级出水在酸性条件下具有良 好的处理效果。吸附热力学研究表明：溶解性有机物在a h 2 树脂上的吸附符合f r e u n d l i h 吸附模型，为自发的放热吸附过程。动力学研究表明：吸附过程符合准二级动力学模型，液 膜扩散是吸附过程的主要控制步骤。动态柱实验结果表明：吸附流量、p h 、温度对吸附过 程均有影响，最佳吸附工况为：流速1 5 b v h ，温度：常温( 1 5 4 5 ) ，p h ：4 - 6 。该吸 附条件下废水处量约为1 9 0 0 b v 批，控制泄露点c o d w h o a h i m h o b 。总体来看，憎水性物质的含 量( 8 4 6 4 ) 远远高于亲水性物质含量( 1 5 3 6 ) 。此外图2 1 还表明原水经混凝处理后， 憎水性酸去除率最高为1 6 6 ，其次为憎水中性物，弱僧水性酸及亲水性物质有一定的去除 但去除效果很差，而对憎水碱几乎没有去除效果。 2 3 2 - 级出水及混凝出水的物理表征结果 用于评价分子量分布的指标中，最常用的是重均分子量( m w ) 和数均分子量( m n ) 的比值 ( 简写为m w m n ) 峥2 。m w 是按试样质量统计的平均分子量，m n 是按试样分子数目统计的平 均分子量。m w m n 越大，表明分子量分布越宽。表2 7 列出了原水及混凝出水分子量分布 特征，图2 2 、2 3 分别给出了原水及混凝出水的g p c 谱图、分子量分布图及h p l c 谱图。 表2 7 原水及混凝出水分子量分布特征 图2 2 原水及混凝出水g p c 谱图 ( a ) h p l c 谱图( b ) 分子量分布 图2 3 原水及混凝出水有h p l c 及机物分子量分布图 第二章水体有机物组成特性分级表征及混凝预处理试验 图2 4 混凝出水p h 及残余铁离子随投药量变化曲线 由表2 7 及图2 2 、2 3 可知，原水主要由大分子量有机物构成，主要集中在1 0 5 d k l 0 6 d 之间，占总溶解性有机物的9 4 6 ，大于1 0 6 d 的有机物仅占5 4 ，小于1 0 5 d 的有机物未 检出。经混凝后大于1 0 6 d 的色谱峰消失，1 0 5 d 1 0 6 d 的峰高明显变低，但同时有机物分子 量分布变宽，m w m n 比原水增大9 1 2 ，不同区间段的小分子量的有机物明显增加，综合 图2 2 、2 3 ，混凝后有机物分子量主要集中在1 0 3 d - - - 1 0 4 d 和1 0 2 d 。1 0 3 d 之间，分别占总有 机物的3 8 5 ，4 2 2 。上述情况说明混凝对大分子量有机物有很好的去除效果。 由图2 3 ( a ) 发现混凝后杂峰增多，可以推断在混凝过程中可能还会使一部分大分子量 有机物转变成小分子量有机物。 由图2 4 分析上述原因，随着f e c l 3 投药量的增加，溶液中f e 3 + 、f e 2 + 逐渐增加，投加 量1 0 0 0 m g l 时，f e ”、f e p 含量高达2 9 5 m g l 、3 2 m g l 。一般认为混凝后溶液中f e 2 + 是由 f e ”还原有机物转变而来，因此可以把f e 2 + 含量作为混凝过程中铁盐发生氧化还原反应的标 志。理论上认为，f e 3 + f e 2 + 的氧化还原电位在酸性条件下为+ o 7 7 1 v ，具有较高的氧化还原 性，而在碱性条件下为负值。由图2 4 可知，随着投药量的增加，溶液p h 逐渐降低，1 0 0 0 m g l 时已下降至3 2 5 。这有利于有机物与f e 3 + 之间的氧化还原反应，通过氧化还原反应可能使一 部分大分子量有机无还原为小分子量有机物。 龚剑丽，刘勇弟，孙贤波等人1 6 3 1 对上海市某城市生活污水处理厂二沉池出水的研究结 果也表明城市生活污水中溶解性有机物含有的主要物质是憎水性酸，约占总溶解性有机物比 例的5 2 - 5 8 ，其次为亲水性酸及憎水中性物。二级出水中溶解性有机物分子量分布主要 集中在分子量大于1 0 4d 的有机物上，占4 8 8 。在三氯化铁混凝过程中，能去除几乎所有 的大分子量有机物，对小分子、亲水性有机物基本没有去除效果。 通过以上分析说明城市生活污水及化工废水经过生化处理后溶解性有机物成分具有一 定得相似性，同时也可以推断出生化出水中大分子量有机物几乎完全为憎水性有机物，而亲 水性有机物多为小分子量有机物。混凝处理后如想进一步提高有机物去除率还需与其他能去 除亲水性、小分子量( 1 0 3 d 。1 0 4 d 和1 0 2 d - - - 1 0 3 d ) 有机物的处理工艺相结合。 2 1 东南大学硕士学位论文 2 3 3 混凝剂筛选 2 3 3 1 不同混凝剂对色度去除的影响 2 3 3 1 1 投药量的影响 图2 5 不同混凝剂投药量对出水色度的影响 由图2 5 可知，f e c l 3 混凝出水色度随投药量变化明显，基本上随着投药量的增加呈现 先下降后上升的趋势，p a c 混凝出水色度受投药量影响不大，p a f c 混凝出水色度随着投药 量的增加呈现先上升后下降的趋势。但总体来看，在达到最佳混凝效果时，色度去除率 f e c l 3 p a f c p a c ，原水经f e c l 3 、p a f c 、p a c 混凝处理后出水色度最低值分别为：2 0 、3 0 、 4 0 。 2 3 1 1 2 p h 的影响 图2 6 不同p h 条件下不同混凝剂对出水色度的影响 由图2 6 可知，f e c l 3 、p a f c 混凝出水色度受p h 影响较大，在酸性条件下出水色度远 远高于原水，在p h 为5 时，f e c l 3 、p a f c 混凝出水色度高达2 3 0 、2 0 0 。随着p h 的升高， f e c l 3 、p a f c 混凝出水色度逐渐降低，二者出水色度最低值均出现在p h 为9 左右，分别达 到2 0 、3 0 ，继续升高p h 色度反而又有所回升。 p a c 混凝出水色度受p h 影响较小，在所考察的p h 范围内，基本维持在4 0 5 0 左右。 2 3 3 2 不同混凝剂对有机物去除的影响 2 3 3 2 1 投药量的影响 混凝剂投药量对强化混凝混凝有着极其重要的影响，达到相同的处理效果，不同混凝剂 投药量有所不同，图2 7 为不同混凝剂在不同投药量下的有机物去除曲线。 第二章水体有机物组成特性分级表征及混凝预处理试验 图2 7 不同混凝剂投药量对有机物去除效果曲线 由图2 7 可知：对于去除c o d ，在较低投药量下p a c 的混凝效果好于f e c l 3 及p a f c ， 但是随着投加量的增加，f e c l 3 及p a f c 对c o d 的去除效果明显高于p a c ，当投药量达到 一定值时去除率也随之达到最大，继续增加投药量去除率反而有下降的趋势。从u v 2 5 4 去除 率看总体趋势都是随着投药量的增加去除率逐渐增加，但是f e c l 3 效果一直高于其他两种混 凝剂。 混凝在较低投药量下主要依靠电性中和作用去除有机物，随着投加量的增加网捕卷扫开 始发挥主要作用1 6 4 彤】。一般认为p a c 的吸附作用先于水解过程，p a c 投入水中后立即以其 预制的羟基络合物吸附于胶体表面发挥电性中和作用。而铁盐投入到水中在原水p h 中性的 条件下主要为氢氧化物形态1 6 5 1 。因而p a c 在较低投药量下比铁盐具有更高的电性中和能力， 在较低投药量下表现出较高的混凝效果，随着投药量的增加胶体表面被过多的聚合物包裹， 重新产生静电斥力，发生“再稳”现象，p a c 混凝效果急剧下降，随后增加投药量网捕卷 扫开始发挥主要作用，混凝效果再次增强，投加量为7 0 0 m g l 时，c o d 去除率可高达4 0 4 。 铁盐在较低投药量下网捕作用较弱，主要以压缩双电层作用去除有机物，能力有限。高投药 量下开始发挥强劲的网捕作用，投加量为7 0 0 m g l 时，c o d 去除率可以高达5 0 8 。 u v 2 5 4 类有机物可能主要为具有大兀结构的芳香烃或不饱和烃类有机物，具有可与铁盐 络合作用的官能团，铁盐混凝剂去除此类有机物除了本身的电性中和一网捕作用外还可与这 类有机物发生络合作用，而铝盐混凝剂成分与此类有机物的络合作用可能较弱 6 1 1 ，因而表 现出混凝效果铁盐好于铝盐的事实。 2 3 3 2 2p h 的影响 p h 是强化混凝中一个很重要的影响因素，p h 的高低会影响溶解性有机物在水中的存在 形态及混凝剂的水解聚合形态。为便于比较将三种混凝剂投药量固定为6 0 0 m g l ，图2 8 为 三种混凝剂在不同p h 条件下对有机物的去除曲线。 东南大学硕士学位论文 芝 静 篮 稍 螽 言 图2 8 不同混凝剂在不同p h 下的有机物去除效果 由图2 8 可以看n - c o d 、u v 2 5 4 的去除率受p h 影响很大。在较低p h 条件下f e c l 3 混 凝效果很差，随着p h 的升高c o d 、u v 2 5 4 的去除率逐渐升高，p h 在8 左右混凝效果最佳， 此后去除率开始急剧下降。对于去除c o d 来讲，p a c ，p a f c 混凝效果与f e c l 3 有所不同， 二者在酸性条件下表现出较好的混凝效果，混凝最佳p h 分别出现在p h = 6 、p h = 5 左右。 对于去除u v 2 5 4 类有机物f e c l 3 、p a f c 去除率曲线呈现出相同的变化趋势，基本上随着 p h 的升高去除率先增大后减小，最佳去除率分别出现在p h = 8 、p h = 9 左右。p a c 则在酸性 条件下对此类有机物去除率最高，最佳去除率出现在p h = 6 左右。 在较低p h 情况下铁盐水解反应不易进行，f e ( h i ) 在水中主要以 f e ( h 2 0 ) 】6 3 + 及低 电荷的羟基络离子存在，且数量很低，混凝形成的絮体很少且松散，其去除有机物主要靠压 缩双电层作用，去除能力有限。随着p h 升高，开始水解形成中间形态一多核羟基聚合物， 它们的电中和及吸附性能强于单体羟基络离子岬j ，所以表现出较好的去除有机物效果。当 p h 继续升高达到8 左右时，开始大量出现f e ( o h ) 3 沉淀，成为铁的主要存在形态，网捕卷 扫作用成为去除有机物的主要机理，此时对c o d 及u v 2 5 4 的去除率达到饱和，以后去除率 随着p h 升高开始下降。 p a c 在偏酸性条件下的水解形态主要是多核羟基配合物，电位决定离子带正电，而水 中胶体大多数带有负电荷，这就有利于电性中和和脱稳作用，通过压缩双电层和电性中和可 以去除部分有机物，而且在此弱酸性介质中能使带负电的胶体电荷密度下降，从而使他们的 憎水性提高和更容易被吸附，这将增强混凝剂水解产物对胶体的吸附作用，从而提高对溶解 物有机物的去除率。 从以上分析可以初步推断出f e c l 3 去除该二级出水中有机物可能主要是网捕卷扫作用， 而p a c 则可能主要靠电性中和、压缩双电层作用。 2 4 第二章水体有机物组成特性分级表征及混凝预处理试验 2 3 3 3 不同混凝剂对总磷、总氮去除的影响 2 3 3 - 3 1 投药量的影响 2 0 0 3 0 0 4 0 0 5 0 0 e 0 0 7 0 0 8 0 0 投加量g l 一1 2 0 0 3 0 0 4 0 0 5 0 0 6 0 0 7 0 0 8 0 0 投加量m g o l “ 图2 9 不同混凝剂投药量对总磷总氮去除率影响 混凝除磷主要靠投加的金属盐的水解产物与磷酸盐发生化学沉淀通过排泥去除；去除氮 主要靠网捕作用卷扫含氮物质进入污泥得以去除。 从图2 9 可知，三种混凝剂对总磷的去除效果较稳定，在2 0 0 m g l 较低投加量下去除率 就可以分别达到8 3 8 4 、8 2 9 7 、8 1 9 2 。三种混凝剂对总氮的去除有所不同，f e c l 3 、p ：a c 去除总氮随着投加量的增加先增大后减小，p ：a f c 则随着投药量的增加呈现一直增加的趋势。 在较高投药量下f e c l 3 、p a f c 去除总氮效果好于p a c ，这也主要是因为在原水p h 中性，高 投药量下f e c l 3 、p a f c 的网捕作用高于p a c 。 2 3 3 3 2p h 的影响 为便于比较将三种混凝剂投药量固定为6 0 0 m g l ，图2 1 0 为三种混凝剂在不同初始p h 条件下对总磷总氮的去除效果。 爵 畿 舶 簟 蘧 图2 1 0 不同初始p h 条件下三种混凝剂对总磷总氮的去除效果 从图2 1 0 可以看到总磷、总氮的去除率随p h 变化较为明显。分析其原因，对于铁盐混 凝剂而言，主要是在低p h 时，磷元素主要以磷酸二氢盐形式存在，溶解度较大，不易与带 正电荷的絮凝剂结合成絮体去除。随着p h 升高，磷元素主要以磷酸氢盐和磷酸盐形式存在， 较易与带正电荷的絮凝剂结合成絮体得以去除。继续升高p h ，溶液中越来越多的o h 。会竞 争络合物中的p 0 4 孓，氢氧化物沉淀大量生成，造成总磷去除率有所下降m j 。而对于p a c 则 可能主要依靠电性中和作用使磷酸盐脱稳得以去除，因而表现出最佳除磷点在弱酸性范围内 东南大学硕士学位论文 ( 此时p a c 电性中和作用最强) ，但除磷效果不如铁盐。 2 3 3 4 不同混凝剂对出水p h 及余铁余铝的影响 投加铁盐、铝盐混凝剂时必然会有金属残留，水中的残留铁或残留铝包括两部分，一部 分是上清液中游离态的金属离子及溶解性的不同形态的金属化合物，如f e 3 + 、f e 2 + 、a l ”、 a 1 8 ( o h ) 2 0 】4 + ，另一部分是非游离态的，包括以胶体形式存在的氢氧化物、吸附在上清液中 细小胶体颗粒上的f e 3 + 、a l ”及其不同形态的化合物。 研究混凝出水p h 及残留金属对于确定最佳投药量，确定出水水质及后续深度处理工艺 均有重要意义。 2 3 3 4 1 投药量的影响 抛3 0 04 0 0 5 0 06 0 0 7 0 0 a 0 0 2 0 0 湖4 0 05 0 0 湖7 0 0a 0 0 投加量m g - l _ l 投加量g l - i 云 * 丑 癸 骥 甚 皿锄柚皿皿面皿 投骱一 图2 1l 不同混凝剂投加量对出水p h 及余铁余铝影响 由图2 1l 可知，随着混凝剂投加量的增加出水p h 持续下降，且f e c l 3 混凝出水p h 下 降幅度明显大于其它两种混凝剂，当投药量达到8 0 0 m g l 时，三种混凝剂出水p h 分别为： 3 2 5 、6 9 2 、7 0 6 。同还可以看到，高投药量下的出水p h 下降速度明显高于低投药量下的 p h 下降速度。 混凝出水残余铁铝离子随着投药量的增加逐渐增加，较低投药量下混凝后出水中基本 检测不到残余铁铝离子，当投药量超过7 0 0 m g l 时，f e c l 3 混凝出水中f e 2 + 、f e ”仅分别为： 0 0 4 m g 1 , 、0 4 m g l ，p a c 、p a f c 混凝出水中残留a l ”分别为1 2 3m g l 、o 7 5m g l 。这是 因为当投加的混凝剂小于有机物絮凝所需的用量时，加入的大部分铝盐或铁盐随着絮体的凝 聚下沉而沉淀，当投加的混凝剂超过有机物絮凝所需的用量时，不再发挥絮凝作用，铝盐或 铁盐大多以离子形态存在于溶液中，所以会导致残留金属浓度增加。 2 3 3 4 2p h 的影响 为便于比较将三种混凝剂投药量固定为6 0 0 m g l ，图2 1 2 为三种混凝剂在不同p h 条 件下对出水p h 及余铁余铝的影响曲线。 第二章水体有机物组成特性分级表征及混凝预处理试验 均 ， o 娱 鼷 簧 丑 图2 1 2 不同p h 条件下不同混凝剂投加量对出水p h 及余铁，余铝影响 由图2 1 2 可知，混凝出水残余铁离子受p h 影响较大，混凝出水中残余铁离子基本上 随着p h 的升高而下降，且f e c l 3 混凝出水残余铁离子随p h 变化幅度远远高于p a f c ，在p h 为5 时，f e c l 3 、p a f c 混凝出水残余f e ”分别为：6 5 lm g l 、4 6 1m g l ，p h 上升到为9 时， f e c l 3 、p a f c 混凝出水残余f e ”则迅速下降到6 7 6m g l ，0 1m g l 。 p a c 、p a f c 混凝出水残余铝离子受p h 变化亦十分明显，随着p h 的升高残余铝离子曲 线呈现u 形，即呈现先下降后上升的趋势。对于p a c 、p a f c 残余铝离子最低值分别出现在 p h 为6 、5 左右。 在较低p h 条件下，f e c l 3 水解反应不易进行，f e ( 1 1 1 ) 在水中主要以 f e ( h 2 0 ) 】6 3 + 及低 电荷的羟基络离子存在。混凝机理主要靠电性中和作用，效果很差，混凝后出水中残余铁离 子较多。随着p h 升高，开始水解形成中间形态一多核羟基聚合物，当p h 超过碱性范围时， f e ( o h ) 3 沉淀大量生成。此时混凝机理转为网捕作用，在这个一系列过程中，铁离子被转变 为氢氧化物形态，最终沉淀进入底泥中，因而上清液中残留铁离子急剧下降。 无机高分子混凝剂投入到水中，在酸性条件下，主要以单体离子和小聚物形式存在，离 子以溶解态存在于上清液中，继续增大p h 到弱酸性条件，高分子混凝剂水解产物聚合速度 迅速，水解产物主要以a 1 2 a l l 2 之间的一系列形态存在，混凝效果最佳，残余离子最少。 p h 继续升高至中性至偏碱性范围时，水解产物存在形态主要以a i l 3 a 1 5 4 之间的一系列形态 存在，由于此区聚合铝的存在区间较窄，溶胶凝胶形态或无定形氢氧化铝沉淀将大量生成， 溶液中残留离子浓度上升不明显1 6 4 j 。当p h 超过9 以上时，生成的氢氧化铝沉淀开始溶解生 成可溶性a 1 0 2 ，不仅影响了混凝性能，而且增加了水中溶解态铝的含量，因此处理后残铝 量升高。 综合2 3 3 节所述，通过权衡比较三种混凝剂对各个考察指标标的影响，可以发现f e c l 3 效果明显好于其它两种混凝剂，最终确定以f e c l 3 为最佳混凝剂处理该二级出水。 2 3 4f e c l 3 处理二级出水的单条件试验 2 3 4 1 铁盐混凝最佳投药量及p h 确定 强化混凝主要通过调节混凝剂投加量及控制初始p h 来增强混凝效果，而混凝剂最佳投 量强烈依赖于原水p h ，适当调节原水p h 不仅可以减少投药量还可以大幅度提高有机物去 除率。 图2 1 3 给出了在不同初始p h 条件下有机物去除率随投药量变化曲线。 2 7 j鑫趔鼷m枢举长丑举尊焉 东南大学硕士学位论文 ( a ) c o d 去除率 ( b ) u v 2 5 4 去除率 图2 1 3 不同初始p h 及投药量下有机物去除率 由图2 1 3 可知，在不同初始p h 条件下，c o d 、u v 2 5 4 去除率曲线呈现相同的变化趋 势，基本上都是随着投药量的增加先上升后下降。比较原水( p h = 8 3 ) 和p h 为1 0 的两条曲线， 在2 0 0 m g l q 0 0 m g l 较低投药量下二者变化趋势相同，当继续增大投药量到6 0 0 m g l 时， 原水u v 2 5 4 去除率达到最大为4 0 9 ，而c o d 最大去除率则出现在8 0 0 m g l 左右，高达 5 2 9 ，之后随着投药量增加，二者去除率急剧下降。在p h 为1 0 的条件下，c o d 、u v 2 5 4 去除率在所试验的投药量范围内始终随着投药量的增加而增大没有出现极值点。 p h 为6 的情况与上述两种条件有所不同，在2 0 0 m g l 4 0 0 m g l 较低投药量下，c o d 、 u v 2 5 4 去除率始终高于前二者，虽然最大去除率出现在4 0 0 m g l ，但仅分别为4 6 7 、2 3 8 明显低于5 2 9 、4 0 9 ，且当投药量超过4 0 0 m g l 时，c o d 、u v 2 5 4 去除率开始大幅度下 降，u v 2 5 4 去除率甚至出现负值。综合考虑c o d 、u v 2 5 4 去除率，初步确定该二级出水铁盐 混凝的最佳条件为：p i - i 为原水( p h = 8 3 ) ，投加量为7 5 0 m g l 。 一般认为铁盐投加到水中，水解过程先于吸附过程，其水解反应按下式进行： f e ( h 2 d ) 6 3 + 寸 f e ( o h ) ( h 2 d ) 5 】2 + + 何+ ( 2 1 ) 【f e ( o h ) ( h 2 d ) 5 】2 + 一 f e ( o h ) 2 ( h 2 d ) 。】+ + h + ( 2 2 ) 2 f e ( o h ) ( 2 d ) 5 】2 + 斗 f c2 ( o h ) 2 ( h2 d ) 。r + + h + ( 2 3 ) 反应过程形成的二聚体进一步缩合生成更高级的高分子聚合物，再由羟基间的桥连而 g 溅 f e 3 ( o h ) 4 ( h 2 0 ) 5 】5 + 等，逐步水解的结果是形成各种不溶于水的氢氧化铁沉淀物【6 7 j 。 铁盐在在较低投药量下主要依靠电性中和及压缩双电层作用去除有机物，随着投药量 的增加网捕卷扫开始发挥主要作用。电性中和最占优势的成分是那些即将水解成为金属氢氧 化物的羟基络合物，例如 f e ( o h ) 2 ( h 2 0 ) 4 1 + 、 f e 2 ( o h h ( h 2 0 ) 8 】4 + ，而铁盐投入到水中在原水 p h 为中性及碱性的条件下主要为氢氧化物形态，且在较低投药量下数量有限，网捕作用较 弱，虽然也具有一定的电性中和能力，但远远不及金属羟基络合物，故在较低投药量下表现 出较差的混凝效果。随着投药量的增加，金属氢氧化物大量生成，网捕卷扫作用增强，c o d 、 u v 2 5 4 去除率随之达到最大，继续增加投药量c o d 、u v 2 5 4 去除率反而开始下降，其原因可 能是产生了胶体“再稳”现象。 p h 为6 的情况与上面有所不同，铁盐水解虽然可以降低水溶液p h ，但在投药量 2 0 0 - - - 4 0 0 m g l 范围内，不至于降低太大，在此区间可能有利于铁盐水解生成多核羟基络合物， 充分发挥其电性中和作用，因而在低投药量下混凝效果好于原水及p h 为1 0 的情况，继续 第二章水体有机物组成特性分级表征及混凝预处理试验 增加投药量，水溶液p h 急剧下降，铁盐水解( 2 1 ) 式反应受阻，f e ( i i i ) 在水中主要以【f e ( h 2 0 ) 6 r 及低电荷的羟基络离子存在，电性中和及压缩双电层作用很弱，并且低p h 还会使已经 沉淀的铁盐重新溶解，造成混凝效果急剧下降。 2 3 4 2 初始p h 及投药量对出水p h 、色度及残留铁离子的影响 铁盐投加量强烈依赖于原水p h ，是强化混凝的一个极其重要的控制参数。投药量不足 达不到理想的处理效果，投量过大不仅增加成本，大幅度降低原水p h ，还会使未参加反应 的铁离子滞留于出水中，由此带来的直接影响是使出水色度增大【6 8 】。图2 1 4 给出了在不同 初始p h 条件下出水p h 、残留铁离子及色度去除率随投药量变化关系血线。 ( a ) 出水p h 及残余铁离子 投加t i g , , l 1 ( b ) 色度去除率 图2 1 4 不同初始p h 及投药量对出水p h 、残余铁离子及色度去除率的影响 由图2 1 3 、2 1 4 ( a ) 可知，对比原水及p h 为1 0 的情况，当投药量从2 0 0 m g l 增大到 6 0 0 m g l 时，出水p h 改变量很小，分别为1 3 和0 6 个单位，出水p h 仍高达6 5 以上，此 时混凝效果很差。继续增大投药量到8 0 0 m g l ，原水( p h = 8 3 ) p h 急剧下降到3 1 1 ，此时 混凝效果达到最佳值，继续增大投药量到1 0 0 0 m g l ，出水p h 降到2 8 3 ，混凝效果开始下 降。而对于p h 为1 0 的情况则需要增大投药量至1 0 0 0 m g l 以上才会使出水p h 降到3 6 ， 与其相应的混凝效果在此过程中持续增强。 与上述二者不同的是p h 为6 的情况，投药量从2 0 0 m g l 增大到4 0 0 m g l 时，就会使 原水p h 降到3 0 3 ，此时混凝效果最佳，继续增加投药量到6 0 0 m g l ，出水p h 已经下降到 2 7 7 ，与此对应的混凝效果迅速下降。 综合上述信息我们可以看到，虽然混凝初始p h 有所不同，但是达到最佳混凝状态的出 水p h 却集中在一个很狭小的区域，对于用铁盐混凝该二级出水最佳出水p h 范围为：3 0 - - - 3 6 ， 这可以满足后续树脂吸附工艺所需p h 。 东南大学硕士学位论文 由图2 1 4 还可以看到，残余铁离子与初始p h 及投药量密切相关，初始p h 越大，投药 量越小，其残余值越低。但无论初始p h 如何变化，其残余最低值始终与最佳混凝效果所需 的投药量相吻合，对于初始p h 分别为6 、8 3 ( 原水) 、l o ，残余最低值出现在4 0 0m g l 、6 0 0 m g l 、1 0 0 0m g l 。这说明在混凝效果最好时，铁盐已按照( 2 1 - - - 2 3 ) 式充分水解为一系列 的中间形态如 f e ( o h ) 2 ( h 2 0 ) 4 + 、【f e 2 ( o h ) 2 ( h 2 0 ) 8 】4 + ，电性中和作用得到充分发挥，并最终 转化为f e ( o h ) 3 沉淀。 出水色度与残留铁离子密切相关，色度去除率随着残留铁离子的增加而急剧下降，在高 投药量下去除率甚至为负值，二者变化趋势表现出高度一致性。这可能是由于【f e ( h 2 0 ) 6 】3 + 本身带有浅黄色，未参加反应的铁离子滞留于出水中而使出水色度显著增加。 综合上述分析考虑到本研究以去除有机物为主要目标，对于该二级出水混凝最佳投药量 范围在7 0 0m g l 8 0 0 m g l ，初始p h 范围在7 9 。 2 3 4 3 温度对出水水质的影响 温度对混凝效果的影响主要体现在影响混凝剂的水解速度，水的黏度，颗粒的布朗运动 等方面。所以在强化混凝中水温也是一个不容忽视的因素。图2 1 5 为f e c l 3 投药量8 0 0 m g l 时，水温对f e c l 3 混凝效果的影响。 图2 1 5 水温对f e c l 3 混凝效果的影