长江水源水质特点与混凝剂的选择研究

张世红， 张旭东， 刘志滨， 王 霖， 孙丽晶， 谭浩强，2， 徐广志

(1.天津水务集团有限公司，天津300042；2.台州学院建筑工程学院，浙江台州318000)

随着城市经济的发展和人民生活水平的提高，饮用水安全也越来越受到重视。目前，天津市的主要水源是引江水和引滦水，混凝过程中针对原水水质特点采取适合的混凝剂和投加量，是优化工艺运行参数、保证处理效果的关键。

1 材料与方法

1.1 试验设备与药剂

Hach 2100N浊度仪、Malvern ZS90 纳米粒度及Zeta电位分析仪、Hitachi F-7000荧光光谱仪、Malvern 2000激光粒度仪。

混凝剂：PAC、FeCl3。

1.2 试验方案

通过对比长江水源与滦河水源的水质特点，包括分子量分布、浊度变化、溶解性有机物的分布，选择合适的混凝剂。

根据混凝后Zeta电位的变化趋势，分析混凝机理。对不同的混凝工艺，采用马尔文激光粒度仪进行粒径变化的研究，优化净水剂投加方案。

1.3 混凝试验流程

于搅拌杯中准备1 L引江水源水，加入混凝剂。在快速混合阶段，单独投加混凝剂时，以200 r/min快速混合60 s。混合投加混凝剂时，先投加其中1种，以200 r/min快速混合30 s，再加入另1种混凝剂，以200 r/min快速混合60 s。

在一级絮凝阶段，以50 r/min分别絮凝5和7.5 min。在二级絮凝阶段，以20 r/min分别絮凝5和7.5 min。

在絮体破碎阶段，以200 r/min破碎5 min；絮体恢复阶段，以40 r/min恢复10 min。

2 试验结果与讨论

2.1 水源水质分析

2.1.1 分子量的分布

通过对比发现，长江水源与滦河水源中有机物的分子量均在1～5 kDa，并分成3个主峰，但滦河水源对应的主峰分子量含量是长江水源的1.5～2倍。长江水源的浊度明显低于滦河水源，给絮凝阶段带来了一定的困难，如图1、图2所示。

图1 滦河水源和长江水源的分子量分布Fig.1 Distribution of molecular weight of source water from Luan River and Yangtze River

图2 滦河水源与长江水源的浊度变化Fig.2 Turbidity of source water from Luan River and Yangtze River

2.1.2 溶解性有机物分布比对

采用荧光光谱分析仪，对长江水源和滦河水源进行溶解性有机物的分析测定。对比图3和图4可以看出，在5个区域内滦河水有机物的总量明显高于长江水源，滦河水以区域Ⅳ溶解性微生物代谢产物和区域Ⅴ腐殖酸类物质为主，而长江水主要集中在区域Ⅴ腐殖酸类物质。

腐殖酸类物质是由动物、植物残体在微生物和地球化学作用下，分解和合成的一类天然有机高分子聚合物。去除引江水中的腐殖酸，是减少消毒副产物生成、保证饮用水水质安全的重要工作。

图3 滦河水源溶解性有机物荧光分布Fig.3 Fluorescence distribution of soluble organic of water source from Luan River

图4 长江水源溶解性有机物荧光分布Fig.4 Fluorescence distribution of soluble organic of water source from Yangtze River

2.2 FeCl3与PAC的混凝机理

采用FeCl3和PAC作为混凝剂，对引江水源进行混凝实验，通过Zeta电位的变化趋势分析其作用机理。FeCl3和PAC(以Al2O3计)的投加量均为1，2，3，4，5和6 mg/L。

从图5可以看出，在1～6 mg/L内投加FeCl3，絮体的Zeta电位未见明显增大。随着投加量的增大，絮体明显变大，沉降速度加快，这表明FeCl3混凝的主要作用机理不是电中和，而是卷扫网捕。

图5 投加FeCl3与PAC 时Zeta电位的变化Fig.5 The change of Zata potential when doing FeCl3 and PAC

投加PAC时，Zeta电位由负逐渐上升到0，再到正电位，电中和发挥了主要作用。PAC的作用机理主要是其在混凝过程中形成的水解化合物带有较高的正电荷，吸附水中带负电荷的胶体粒子和其他颗粒物。投加PAC形成的絮体细小松散，沉降速度慢，其吸附架桥、卷扫网捕的能力较差。

2.3 絮体的粒径分布

2.3.1 PAC混凝过程中的粒径分布

改变PAC的投加量，在絮凝结束后增加剪切力，重新凝聚。从图6可以看出，投加1 mg/L PAC，引江水源的粒径变化很小，说明该投加量不足以形成絮体。此时，Zeta电位为-11 mV，电中和作用刚开始。投加量增大到3 mg/L，电中和作用所产生的絮体随着絮凝时间的延长，粒径逐渐增大。当投加量为6 mg/L时，絮体粒径与3 mg/L投加量时相比，相同的混凝时间下明显增大，混凝效果较好。说明对于长江水源，单独投加PAC无法达到预期的混凝效果。

图6 PAC不同投加量时絮体的粒径变化Fig.6 The change of particle size of floc under different PAC dosages

给形成的絮体施加一个剪切力时，絮体迅速破碎，粒径随即变小，几乎没有缓冲时间。这说明电中和作用形成的絮体极易在剪切力的作用下破碎，而且再絮凝的恢复能力较弱。当投加量为6 mg/L时，其破碎因子为0.72，恢复因子仅为0.22，也证明了电中和作用下形成的絮体易破碎、难恢复的特性。

2.3.2 FeCl3混凝过程中的粒径分布

低投加量时，随着絮凝时间的延长，投加FeCl3形成的絮体粒径变化较小，如图7所示。当投加量增大到6 mg/L时，初始絮体生成缓慢。增加剪切力后，由于产生的絮体少而小，破碎现象并不明显，絮体的碰撞几率反而提高，到再絮凝阶段，絮体粒径持续增大。这说明由于长江水源浊度较小，初始阶段FeCl3的卷扫网捕不能发挥有效的作用，絮体粒径增加缓慢。当絮体尺寸和数量达到一定程度时，再提高混凝转速，絮体粒子之间的碰撞几率继续增大，则卷扫网捕能力增强，粒径逐渐变大。

因此，单独使用FeCl3混凝剂时，对低浊水的絮凝效果不好，而一旦形成絮体，增加剪切力对其的破碎作用要小于使用PAC。但是，FeCl3需要较大的投加量才能形成稳定的絮体，而且水体颜色较深，感官性状差，不利于实际生产应用。

图7 FeCl3不同投加量时絮体的粒径变化Fig.7 The change of particle size of floc under different FeCl3 dosages

因此，单独投加FeCl3或PAC时的混凝作用机理比较单一。如果将2种混凝剂依次投加到原水中，电中和与卷扫网捕协同作用，混凝效果会优于单一种类的药剂投加。

2.3.3 混合投加时的粒径分布

在加入FeCl3后投加PAC，首先加入的FeCl3会将引江水源的pH值降低到7.5左右，处于PAC最适宜的pH值范围内。此后，PAC通过电中和凝聚带负电荷的粒子，形成一定粒径和数量的絮体。此后，FeCl3通过卷扫网捕继续凝聚粒子，絮体逐渐增大。增加剪切力对絮体进行破碎后再次絮凝，与单独使用PAC时相比，絮体的恢复速度和粒径大小都更好。因此混合投加FeCl3和PAC，能够克服FeCl3投量低时不能有效形成絮体的缺点和PAC形成的絮体易破碎的不足。

将再次絮凝的时间由5 min延长为7.5 min，优化混凝程序后，不同FeCl3与PAC投加量下的絮体粒径分布如图8所示。可以看出，4 mg/L FeCl3+2 mg/L PAC投加量下，絮体粒径增长很好。继续增大2种药剂的投加量，粒径并无明显改善。因此考虑经济成本，对于引江水源，FeCl3投加量为4 mg/L，PAC投加量为2 mg/L时已满足生产需要。

图8 混合投加时絮体粒径的变化Fig.8 The change of particle size of floc under multi-dosing

3 结论

① 引江水源的浊度明显小于同时期的引滦水源，有机物分子量分布与引滦水源类似。但引江水源中有机物的含量低，溶解性有机物以腐殖酸类物质为主。

② 单独投加PAC混凝剂，投加量小时，电中和作用不明显，提高投加量后形成的絮体易破碎。单独投加FeCl3，投量少时，絮凝作用不明显，而增大投加量会导致水体颜色加深，感官性状不佳，且絮体松散。

③ 混合投加FeCl3和PAC时，既能发挥PAC的电中和作用，又能发挥FeCl3的卷扫网捕能力,且先投加FeCl3的混凝效果优于先投加PAC。