汪義強 張金松 梁 明 尤作亮
深圳市自來水(集團)有限公司 水技術研究所

　　摘 要　通過試驗證明，石灰對高藻原水混凝具有促進作用。其促絮凝作用機理在于：高藻原水混凝由于藻類影響，絮體形成雖量多，但絮片小，不易沉降，除濁的充分發揮需要借助于良好的架橋吸附和沉淀物網捕作用，投加石灰通過調節原水pH值為8.7左右，能夠形成最多量、架橋吸附和沉淀物網捕較強的無定形Al(OH)₃。投加石灰雖增加了水中Ca²⁺離子強度，影響水中膠體及有機物的ζ電位，但促雙電層壓縮作用微弱。
　　關鍵詞 　 高藻原水：石灰；水解產物：ζ電位

1 引言

　　高藻原水通常伴隨低濁、高氨氮、高有機物的特點，常規工藝在處理過程時引起的主要問題之一是經混凝、沉淀、過濾后，水的pH值較低。為保證出廠水pH 值，國內水廠多在混凝過程中加石灰，事實證明，投加石灰方式調節出廠水pH值 的作法是有效的。但生產過程中，石灰對混凝過程發生了怎樣的影響，又是如何影響的，卻少見有報導，本文旨在對上述問題通過試驗加以論證和探討。

2 試驗材料、方法與內容

2.1試驗藥劑與器材
　　試驗藥劑：堿式氯化鋁、生石灰(CaO)、NaOH、HCl、固體CaCl₂ 試驗器材：六聯攪拌儀、電光天平、蒸餾水器、溫度計、藥匙、燒杯、容量瓶、吸耳球、濁度儀、pH計、ζ電位僅、移液管等試驗方法：取生產原水，在混凝攪拌儀上利用優化的攪拌程序進行試驗，優化混凝程序為：快速攪拌10秒(500r／min)→中速攪拌60秒(250r／min)→慢速攪拌12min(50r／min)→沉淀10min→表層取樣測定。
2.2 試驗內容
　　進行投加石灰與不投加石灰的混凝沉淀效果對比，以酸、堿、Ca(OH)₂等調節原 水pH值并測定相應的ζ電位變化等試驗結果，分析石灰對混凝影響的作用機理。

3 試驗結果與分析

3.1 投加石灰對混凝的作用
　 混凝前投加石灰水上清液(石灰有效成分投加量采用1.5mg/L。5mg/L)和不加石灰水 上清液的混凝沉淀結果觀察表明：預先加石灰對混凝具有明顯促進作用。形成的礬花密實且沉淀水清亮透明。圖1所示沉后余濁的檢測結果也表明，預先投加石 灰比未加石灰的最終沉后水濁度低。

　

　　預先投加石灰對高藻原水混凝除濁具有促進作用。究其原因，可從石灰對水體 影響的兩方面來分析：石灰的的有效成分為CaO，投加石灰一方面改變了原水反應pH值，使pH值升高，另一方面即增加了水中Ca²⁺。由于水的池凝過程是一個十分復雜的過程，混凝的效果不僅與所加混凝劑的類別、攪拌條件等因素有關，而且與溶膠分散系的成分組成、濃度、電荷電位等眾多因素有關。因此投加石灰使原水pH值增加和增加水中Ca²⁺離子濃度勢必會對混凝過程造成一定影響。
3.2 不同pH值條件下原水的混凝效果
　　投加石灰增加了原水pH值，為考察石灰增加原水pH值對混凝的影響，以HCl、NaOH調節原水為不同pH值進行多組混凝試驗。結果見圖2。
　　由圖2(a)、(b)可以看出，在偏酸性的條件下，混凝效果不理想，最終沉淀 余濁較高，而隨著原水pH值的增加(5.5→8.7)，濁度去除率升高，當超過8.7后，濁度去除率又有降低趨勢。可見，對所使用的堿鋁及原水，較佳的反應pH值為8.7左右較好。

　　

　　因此，反應前預先加石灰不僅能夠有效抑制后續的出廠水pH值不致過低，而且對混凝反應也起到了pH值調節劑作用，改善了絮凝效果。
3.3 不同pH值條件下原水的ζ電位試驗結果與分析
　　石灰改變了原水pH值，對混凝的影響包括兩個方面：一是影響了混凝劑水解產物在水中存在的形態；其次，原水pH值的改變影響了水中膠體物等各種帶電微粒的ζ電位，改變了水中部分有機物的形態。調節原水pH值影響水中有機物方面，有人專門培養過單種藻細跑并進行藻類及其分泌物對混凝過程影響研究，結果表明，pH值的調節影響了藻細胞分泌物的電性和分子結構，改變了水中膠體物 等各種帶電微粒的ζ電位，從而改變了水中膠體的穩定性[1]。
　　由于混凝劑水解產物在水中的存在形態不易測定，因此以石灰上清液、NaOH 或HCl分別調整原水為不問pH值，考察其對ζ電位的影響，結果見圖3、圖4。

　　由圖3、圖4可見，以NaOH、HCl調節原水pH值，隨著pH值的升高，水體ζ電位負電性增強(遠離于零)，而以石灰水上清液調節原水pH值，隨pH值的升高，水體ζ電位負電性卻減弱(趨向于零)，二者趨勢相反。由此可見，投加石灰使水體ζ電位恢往零靠近并非由其增加水的pH引起。
3.4 增加水中Ca²⁺對泥凝效果的影響
　　 根據上述試驗結果及前述石灰的成分分析，投加石灰使水體ζ電位往零靠近則應由增加水中的Ca²⁺引起、為證實此結論，以與石灰等摩爾量的CaCl₂溶液加入原水，進行混凝沉淀試驗,結果見圖5。

　　可見，在較佳絮凝劑投量范圍內(2.4—2.9mg/L)，加CaCl₂的絮凝沉淀效果比不加CaCl₂與的效果好，除濁率稍高。此說明。混凝中石灰的投加確實起到了增加水中離子Ca²⁺，使ζ電位趨向于零促進絮凝。
　　但由圖4試驗結果也可看出，投加石灰使pH值由7.0增加到前述混凝效果較佳的pH值8.6，ζ電位負值由-27.1減小到-22.7，僅減小4.4mv。同時由圖5也可看出，加CaCl₂的絮凝沉淀效果只比不加CaCl₂與的效果稍好。此外，試驗過程中同時對原水投加CaCl₂后的pH值也進行了檢測，顯示pH值未發生變化。由此可見，投加石灰雖增加了Ca²⁺，使ζ電位趨近于零促絮凝，但加石灰使ζ電位朝著有 利于混凝的方向變化并非石灰促絮凝的主要作用機理。

4 石灰促絮凝作用機理

　　按照混凝理論，混凝劑水解產物與膠粒之間的作用分為：雙心層壓縮(DLVO理論)、吸附電中和、吸附架橋、沉淀物卷掃。DLVO理論指向水中投加混凝劑。增加反離子濃度壓縮膠體擴散層，降低排斥勢能峰；吸附電中和理論指高價混凝劑經水解縮聚形成帶正電的高分子物，與帶負電的膠粒間發生靜電吸附和電性中和，從而最終沉淀；吸附架橋指高分子物對膠體的強烈吸附，體現膠粒與膠粒間的架橋聯接作用；沉淀物卷掃指鋁鹽、鐵鹽等由于超過容度積產生絮狀氫氧化物沉淀，這些絮狀氫氧化物只存巨大網狀表面結構且帶一定正電荷，在沉淀過程中膠體顆粒可同時被黏附網捕而在沉淀物中迅速卷掃沉淀[2]。
　　根據以上試驗結果，石灰使原水pH值升高促絮凝作用并非影響水體的ζ電位起主要作用。對鋁鹽而言，其水解產物在水中存在的形態多達二、三十種，鋁鹽 混凝劑的水解平衡狀態主要取決于投入水鋁鹽的濃度和溶液的pH值。在一定條件下，Al³⁺經過水解、聚合或絡合反應形成多種形態的配合物、聚合物以及A1(OH)₃。強酸性條件下，鋁鹽主要水解產物是比電荷(電荷量／摩爾鋁)高、聚合度低的溶解性低分子物種。pH＜4時，[Al(OH)n]³⁺(n=6-10)占絕對對數，隨著pH值的升高，比電荷低、聚合度高的物種開始形成：pH為4-6時，[Al6（OH）15]³⁺、[Al8(OH)20]⁴⁺是主要的物種，此時混凝作用機理主要是壓縮雙電層。但當pH值達到6左右時，溶液中開始形成不定形[Al(OH)₃],pH值到達8左右時，不定形[Al(OH)₃]形成最多， 沉淀物卷掃成為混凝作用的主要機理。而當pH值繼續增大為強堿性時，不定形[Al(OH)₃]又開始溶解，形成帶負電的水解物種如[Al(OH)₄]^－、[Al(OH)26]^2-等，并與負電膠體物間存在排斥作用^[3][4]。
　　由此可見，投加石灰增大原水使pH為8左右，鋁鹽混凝劑水解產物存在形態主要為無定形[Al(OH)₃]，增加石灰則應主要是影響了絮凝劑水解產物的形態，形成量多、結構有利于發揮網捕作用的絮狀[Al(OH)3]，從而提高混凝除濁率。高藻原水相對于高濁度低有機物的污染原水而言，由于其中所含的帶負電膠體數量大大減少，而不定形、比膠體粒度大得多的藻類有機物大大增多，因此更需要籍表面積更大、網捕作用更好的不定形水解物來去除膠體，而不象傳統無機膠體物占主導的原水那樣，主要借助雙電層壓縮和吸附電中和作用去除。
　　綜上所述，高藻原水處理時，由于無機膠體相對較少，混凝除濁作用主要是要形成有利于網捕作用的絮體。加石灰使pH值升高，使鋁鹽混凝劑水解產物形成具有表面積巨大、吸附和網捕作用最好的無定形[Al(OH)₃]，因此更有利于混凝除濁，試驗條件下原水調整pH值為8.7左右混凝效果最好。

4　 結論

　　1)鋁鹽混凝劑處理高藻原水時，預投加石灰具有促進絮凝、改善混凝效果的作用。
　　2）石灰促進絮凝的作用主要在于增大了原水反應pH值，從而影響鋁鹽絮凝劑水解產物的結構形式，采用鋁鹽混凝劑時，形成了具有巨大表面積、能充分發揮架橋吸附和網捕作用水解產物的Al（OH）3，從而利于混凝除濁；而通過增加水中[Ca²⁺]，雖影響了水中膠體及有機物的ζ電位保雙電層壓縮，使朝著有利于混凝的方向發展，但不是石灰促絮凝作用的主要方面。
　　3）高藻原水處理時，絮凝除濁主要借助絮凝劑水解形成具有巨大表面積、能充分發揮架橋吸附和網捕作用的水解產物。

參考文獻

　　[1]羅曉鴻等，藻類及其分泌物對混凝過程的影響研究，《環境科學學報》1985.5,Vol.18,No3。
　　[2]《給水工程》下冊（第二版），中國建筑工業出版社，1992。
　　[3]妙重華，《混凝劑》，中國環境科學出版社，1992
　　[4]王曉昌，淺論鋁鹽的水解和吸附電中和過程被凝聚物濃度的影響，《環境化學》，1996，15（6）：530-535。