地下水除铁除锰水厂反冲洗废水处理试验研究 100页

地下水除铁除锰水厂反冲洗废水处理试验研究ExperimentalStudyonWastewaterTreatmentofGroundwaterinadditiontoIronandManganeseWaterBackwash研究生：张晓彤指导教师：张吉库教授学科专业：市政工程二〇一五年十二月nn论文编号：课题来源：沈阳市第六水厂地下水除铁锰反冲洗废水处理工程实际（2015H0015）nn分类号：学校代码：10153UDC：密级：公开硕士学位论文地下水除铁除锰水厂反冲洗废水处理试验研究作者姓名：张晓彤入学年份：2013年9月指导教师：张吉库教授学科专业：市政工程申请学位：工学硕士所在单位：市政与环境工程学院论文提交日期：2015年12月论文答辩日期：2015年12月学位授予日期：2016年01月答辩委员会主席：赵玉华答辩委员会组成：赵玉华胡筱敏张立成刘强李军论文评阅人：周易冰李军nn声明本人声明，所呈交的学位论文是在导师的指导下独立完成的。论文中取得的研究成果除加以标注和致谢的地方外，不包含其他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包括本人为获得其他学位而使用过的材料。与我共同工作过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谢意。作者签名：日期：年月学位论文版权使用授权书本学位论文作者和指导教师完全了解沈阳建筑大学有关保留、使用学位论文的规定：即学校有权保留并向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅。本人授权沈阳建筑大学（或其授权机构）可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库并通过网络提供检索、浏览。（如作者和导师同意论文交流，请在下方签名；否则视为不同意。）作者和导师同意网上交流的时间为作者获得学位后：不限□半年□一年□一年半□两年□作者签名：导师签名：日期：年月日期：年月nn硕士研究生学位论文摘要I摘要在我国水厂中，总产水量的3%～8%组成了滤池反冲洗废水，此种类型的废水如果不经过任何处理而排放，将会造成浪费资源，消耗能量，而又污染环境的结果。目前我国多数水厂将反冲洗废水直接排放，既浪费能量、浪费水资源又造成环境污染。少数水厂采用混凝—沉淀—浓缩—脱水或浓缩—脱出的处理工艺，然而此传统工艺处理效率低，构筑物多，占地面加大。国外一般将滤池反冲洗废水经滤膜过滤后回用，但这种方法需要新增较多设备，运行费用较高，而且存在膜污染问题。本论文提出的絮凝结团工艺属于一类高效新型污水处理技术，它将混凝、反应、沉淀、浓缩集合一体化。这种技术早已经大面积应用于高藻低浊水、高浊水、水厂生产废水、高浓度悬浮物废水、水库低温低浊度及污泥浓缩等不同种类水质和不同性质的高效率处理。这种技术具备占地面积小、水力停留时间短暂、表面负荷高、使用适应性广、处理效果佳等特点。本论文以辽宁省沈阳市第六水厂地下水除铁除锰反冲洗废水为研究对象，过程中，将静态烧杯试验与动态装置试验，对絮凝结团工艺进行探索，开发出经济、有效的地下水除铁除锰反冲洗废水处理工艺，同时，针对沈阳市第六水厂地下水除铁除锰反冲洗废水，探索絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数。此外，针对沈阳市第六水厂地下水除铁除锰反冲洗废水，根据不同混凝剂和助凝剂的特点，通过试验比较不同混凝剂的混凝效果，寻找最佳处理效果的混凝剂。针对沈阳市第六水厂地下水除铁除锰反冲洗废水，探索混凝剂和助凝剂最佳的投加量，对不同混凝剂的混凝机理的探索。开发经济、有效的处理工艺，确立有效的运行参数和对相关机理进行探索和研究。通过试验，采用絮凝结团工艺对含高铁、高锰反冲洗废水进行处理，优化运行参数。试验数据表明，当处理废水铁浓度为260mg/L～280mg/L，锰浓度为5.2mg/L～6.3mg/L时；最佳pH值为8.2，最佳的混凝剂为PAM和PAC混合投加，PAM投加量为7mg/L，PAC投加量为61mg/L最佳搅拌时间/速度分别为10min，160r/min，最佳沉淀时间为15min。在该条件下运行，出水铁浓度稳定在2.85mg/L以下，出水锰浓度稳定在0.8mg/L以下，完全达到一级A排放标准。关键词：反冲洗废水；絮凝结团；混凝剂；搅拌转速；PH值；排放标准nII摘要硕士研究生学位论文n硕士研究生学位论文AbstractIAbstractInChinawaterworks，3%to8%ofthetotalwaterproductionconsistingoffilterbackwashwater，thistypeofwastewaterwithoutanytreatmentanddischarge，awasteofwaterresourcesandcauseenvironmentalpollution.Fewwaterusingcoagulation-precipitation-Concentration-evaporatedorcondensed-prolapseofthetreatmentprocess，butthelowefficiencyofthistraditionalprocess，structuresandmoreofthegroundincreased.Foreignshipsthroughthemembranefilterbackwashwaterafterfiltrationandreuse.Clumpingflocculationprocessproposedinthispaperbelongstoaclassofefficientnewwastewatertreatmenttechnologythatwillcoagulation，reaction，sedimentation，concentratedcollectionofintegration.Thistechniqueisalreadyusedinhighalgallargeareaoflowturbiditywater，highturbiditywater，waterproductionandwastewater，highconcentrationsofsuspendedsolidsinwastewater，reservoirslowtemperatureandlowturbidityandsludgeconcentration，suchasdifferenttypesofwaterqualityandthedifferentnatureofhigh-efficiencyprocess.Thistechnologyhasasmallfootprint，hydraulicretentiontimeisshort，highsurfaceload，usewideadaptability，goodtreatmenteffectandsoon.Inthispaper，ShenyangCity，LiaoningProvince，thesixthofgroundwaterironandmanganeseremovalwaterbackwashwaterforthestudy，duringstaticanddynamicmeanstestbeakertest，accordingtothecharacteristicsofdifferentcoagulantsandcoagulant，coagulationeffectthroughtrialscomparingdifferentcoagulanttofindthebesttreatmenteffectofcoagulationagent.Inadditiontoironandmanganesebackwashwater，explorecoagulantandoptimumdosagecoagulant，discoverShenyangsixthwaterforgroundwaterinadditiontothecoagulationmechanismofdifferentcoagulant.Developeffectiveandeconomicaltreatmentprocess，establisheffectivemechanismsoperatingparametersandrelatedexplorationandresearch.Byexperiment，usingclumpingflocculationprocesscontaininghighiron，highmanganesebackwashwastewatertreatment，optimizeoperatingparameters.Experimentaldatashowthatwhenthewastewatertreatmentironconcentration260mg/L~280mg/L，manganeseconcentrationof5.2mg/L~6.3mg/L;theoptimumpHvalueof8.2，thebestcoagulantforthePAM，dosingamountof7mg/L，theoptimummixingtime/speedwere10min，160r/min，theoptimalsettlingtimeis15min.Runundertheseconditions，thewaterironconcentrationsstabilizedat2.85mg/Lorless，andtheeffluentconcentrationofmanganesestabilizedat0.8mg/Lorless，andfullymeetthelevelofAemissionstandards.Keywords：Backwashwater;Clumpingflocculation;Coagulant;Ctirringspeed;PHvalue;EmissionStandardsnIIAbstract硕士研究生学位论文n硕士研究生学位论文目次I目次摘要...................................................................................................................I第一章绪论.....................................................................................................11.1水厂反冲洗废水净化处理的研究背景和意义.......................................11.1.1水厂反冲洗废水净化处理的研究背景.......................................11.1.2水厂反冲洗废水净化处理的研究意义.......................................31.2水厂反冲洗废水净化处理的研究现状及发展趋势................................41.2.1水厂反冲洗废水净化处理的研究现状及发展趋势......................41.2.2水厂反冲洗废水净化处理的研究现状及发展趋势......................51.3废水回用工艺的分类.............................................................................71.4目前存在的反冲洗废水处理技术.........................................................91.4.1沉淀..........................................................................................91.4.2微砂辅助沉淀.........................................................................101.4.3气浮........................................................................................101.4.4颗粒床过滤.............................................................................101.4.5膜滤.........................................................................................111.4.6消毒.........................................................................................111.5絮凝结团工艺的提出..........................................................................121.5.1絮凝结团工艺的定义...............................................................121.5.2絮凝结团工艺处理反冲洗废水流程图.....................................131.5.3絮凝结团工艺的优点...............................................................131.6课题的研究目的及研究内容...............................................................141.6.1研究目的..................................................................................141.6.2研究内容..................................................................................14第二章试验装置、内容及方法.......................................................................172.1试验装置及工艺流程..........................................................................172.2试验原水水质.....................................................................................222.3试验药剂及仪器..................................................................................232.3.1试验药剂..................................................................................232.3.2试验仪器..................................................................................242.4试验分析检测方法..............................................................................242.4.1测定废水中铁含量操作规程....................................................252.4.2测定废水中锰含量操作规程....................................................28nII目次硕士研究生学位论文2.5试验研究方法.....................................................................................312.5.1不同混凝剂的混凝机理...........................................................312.5.2不同混凝剂最佳的投加量.......................................................322.5.3出絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数.....................................32第三章静态试验..............................................................................................333.1混凝剂及其特点..................................................................................333.1.1混凝机理..................................................................................333.1.2常用混凝剂及其特点...............................................................353.1.3影响混凝效果的主要因素.......................................................373.2混凝剂的优选.....................................................................................383.2.1烧杯静态实验现象分析...........................................................383.2.2三种混凝剂作用机理分析......................................................413.2.3三种混凝剂及其两两组合处理反冲洗废水效能分析.............433.2.4最优混凝剂的选定..................................................................443.3最优混凝剂处理反冲洗废水的成本分析...........................................453.4本章小结............................................................................................45第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究.............................................474.1絮凝结团工艺中混凝剂最佳投加量的研究........................................474.1.1絮凝结团动力学理论...............................................................474.1.2絮凝结团工艺操作条件控制....................................................484.1.3PAM对处理效果的影响...........................................................494.1.4三氯化铁对处理效果的影响....................................................534.1.5PAC对处理效果的影响...........................................................554.1.6PAC和PAM混合投加对处理效果的影响.................................584.1.7三氯化铁和PAM混合投加对处理效果的影响..........................624.2絮凝结团工艺中最佳运行参数的研究................................................654.2.1pH对处理效果的影响.............................................................654.2.2转速对处理效果的影响...........................................................664.2.3停留时间对处理效果的影响....................................................684.2.4沉淀时间对处理效果的影响....................................................694.3本章小结.............................................................................................71第五章结论与建议..........................................................................................735.1结论....................................................................................................73参考文献...........................................................................................................75作者简介...........................................................................................................79致谢..................................................................................................................81n硕士研究生学位论文目次IIInIV目次硕士研究生学位论文n硕士研究生学位论文ContentsVContentsAbstract.......................................................................................................................IChapter1Introduction.................................................................................................11.1Researchbackground....................................................................................11.2Thenatureandtreatmentofoilywastewater..................................................11.2.1Sourcesofwastewater..........................................................................31.2.2Natureofwastewater...........................................................................41.2.3Damageofwastewater.........................................................................41.2.4Treatmentofwastewater......................................................................51.3Researchandapplicationofmembranetechnologywastewatertreatment.......71.3.1Applicationstatusoforganicmembranetreatmentofwastewater..........91.3.2Applicationstatusinorganicmembranetreatmentofwastewater...........91.4Flotationprocessoverview..........................................................................101.4.1Flotationtechnologydevelopmentstatusathomeandabroad.............101.4.2Flotationclassification.......................................................................101.5Introductionofflatceramicmembrane.........................................................111.5.1Membranemoduleparameters.............................................................111.5.2Flatceramicmembraneseparationprinciple.......................................121.5.3Advantagesofflatceramicmembrane................................................121.5.4Flatceramicmembranepollution.......................................................131.5.5Flatceramicmembranecleaning........................................................141.6Purposeandcontent....................................................................................141.6.1Researchpurpose...............................................................................141.6.2Researchcontents..............................................................................171.6.3Technologyroute...............................................................................17Chapter2Testconditionsandmethods......................................................................222.1Testrawwatersources................................................................................232.2Testequipmentandprocessdescription.......................................................232.3Electrolyticflotationdeviceproduction.......................................................242.3.1Determinationofelectrodematerial...................................................242.3.2Determinationofplatespacing...........................................................252.3.3Determinationofelectrodesize..........................................................282.4Testequipmentandmedicines.....................................................................312.4.1Testmedicines...................................................................................312.4.2Testequipment...................................................................................322.5Testanalysisanddetectionmethods............................................................322.5.1Determinationofthefieldwaterrules................................................332.5.2DeterminationofinwaterSSrules.....................................................33nVIContents硕士研究生学位论文2.6TestMethods..............................................................................................332.6.1Watertestrun....................................................................................352.6.2Flatceramicmembranefiltrationofwastewater.................................372.6.3Researchonelectrolyticflotationtreatmentofwastewatercontainingthickoil......................................................................................................382.6.4Researchonflatceramicmembraneelectrolysisflotationtreatmentofoilywastewater..........................................................................................38Chapter3FlatceramicmembranetreatmentWastewater............................................413.1Distilledwatertest......................................................................................433.2Membranefluxset......................................................................................443.3Selectionoftheoptimumaeration...............................................................453.3.1Influenceoftransmembranepressureofaeration................................453.3.2Determinationoftheoptimumaeration..............................................47Summary..........................................................................................................47Chapter4Treatmentofwastewaterelectrolyticflotation............................................474.1Flotationbubblesizecalibration.................................................................484.1.1Theeffectofbubblesizeontheflotationresults.................................494.1.2Bubblediametermeasuringmethod....................................................534.1.3Bubblediametermeasurement............................................................554.2Thebestcurrentstrengthofelectrolyticflotationselection..........................584.2.1Impactofthecurrentstrengthoftheelectrolyticflotationtreatmenteffect..........................................................................................................624.2.2Currentintensityparameteroptimization............................................654.3Theoptimumoperatingtemperatureoftheelectrolyticflotationselection.....654.3.1Effectoftemperatureontheelectrolyticflotationtreatmenteffect......664.3.2Electrolyticflotationoperatingtemperatureparameteroptimization...68Summary..........................................................................................................71Chapter5Flatceramicmembranewithelectrolyticflotationtreatmentofoilywastewatertest..........................................................................................................735.1Operationmodeofflatceramicmembranewithelectrolyticflotationdevic...73References................................................................................................................75AuthorIntroduction...................................................................................................78Acknowledgement.....................................................................................................79n硕士研究生学位论文第一章绪论1第一章绪论1.1水厂反冲洗废水净化处理的研究背景和意义1.1.1水厂反冲洗废水净化处理的研究背景图1.1目前中国人均可利用水资源情况Fig.1.1China'spercapitawaterusesituation我国水资源总的含量约为2.81万亿m³，因为人口过多，所以人均占有水量很低，在全球范围内是水资源十分紧缺的国家之一[1]。在联合国发出的《世界水资源综合评价报告》中指出，21世纪制约全球社会发展和经济的关键将会是水资源[2]。水资源问题已然成为全球共同讨论和关注的热点问题[2]。如何合理利用和开发水资源，实现水资源的优化配置以及有效保护与安全供给，这是对于促进世界经济发展，提高人民生活平均水平，保障国家卫生安全均具有重大的战略意义[3]。随着城市化进程的加速和国民经济的发展，我国每况愈下的水资源还将面临着日益加重的流域水污染问题[4]。目前我国将近80%的水域、45%的地下水受到不种程度的污染，起主要作用的湖泊的富营养化问题也在日趋加重。由此可见，在我国领域内水资源危机，不单单表现在水资源量的日益短缺，还表现在极其严重的污染型缺水[5]。因此，保护水源，治理污染，并且合理的利用和开发水资源，是目前为止改变我国水资源危机这种现象的重要手段[5]。净水厂中所产生的废水作为淡水资源的一部分，有效n2第一章绪论硕士研究生学位论文的利用这部分水资源，特别针对于常年干旱地区而言，效果是尤为显著的。自来水厂所产生的废水大约占水厂总净水量的4%～7%，主要包括反应澄清池（或沉淀池）排泥水和滤池反冲洗废水[6]。目前，发达国家的生产废水处理率已经达到70～80%[6]，可我国大部分水厂却将反冲洗废水未经过处理直接排入水体中，这种做法不仅造成了环境污染和破坏，还浪费了宝贵的淡水资源，尤其对于我国西北等干旱地区而言，生产废水处理方面的设计、科研、运行、管理的工作迫在眉睫，且有待我们进一步深入开展。面对国民经济可持续发展受到水资源短缺制约的严峻挑战。大力加强水厂生产废水处理工程，不仅仅能够起到改善水环境的作用，还可以回收再利用占水厂供水量约为3～5%左右的水量，对缓解水资源短缺的压力具有积极的可指导性作用[7]。在我国地下水分布广泛，供水保证率高，调蓄能力强，并被各地区较好的开发利用。特别在北方干旱或半干旱地区，很多城市以地下水作为唯一或主要供水水源。地下水中Mn2+、Fe2+富集，形成含锰、含铁地下水，是可更新地下水资源量的非常重要的组成部分。铁、锰是人体内必需的微量元素，是高等动物不可或缺的十四种微量元素之一，但铁、锰过量的摄入会对人体无益，反而具有慢性毒害作用。经多方面调研得知，东北地区，定义为TFe＞20mg/L，Mn2+＞5mg/L或其中一种超出前者的超高浓度含铁、锰地下水常见于我国东北地区的长白山下、松花江下游三江平原；TFe＞10mg/L，Mn2+＞1mg/L，同时还伴有NH4+-N＞0.5mg/L的伴生氨氮，高浓度的铁、锰地下水常见于哈尔滨的松北区；TFe＞15mg/L，Mn2+＞1.5mg/L的高浓度铁、锰地下水常见于佳木斯市；大部分地区含铁、锰地下水TFe＜10～15mg/L，Mn2+＜1～1.5mg/L。像上面描述的地下水随处可见，通常称为含铁、锰地下水；有些地区地下水中铁含量较少，而锰含量反而较高。TFe＜0.5～1.0mg/L之下，而Mn2+含量较高Mn2+＞1.5mg/L，称之为微铁、高锰地下水，以辽宁省浑太流域平原地区的地下水作为代表。现如今，自来水厂利用不同工艺和技巧对地下水进行除铁除锰处理来净化污染地下水，这样就形成了各种不同浓度铁锰的反冲洗废水。地下水除铁除锰水厂滤池反冲洗废水大约占滤池水厂总产水量的3%～8%，由于地下水除铁除锰滤柱反冲洗废水水量较大，且具有色度、浊度、高锰酸盐指数、悬浮物含量、铁锰含量相对较高的特点。反冲洗(采用气、水联合反冲)时滤料颗粒间残留的杂质及长期运行在滤料表面所形成的具有催化活性的铁质、锰质氧化膜破裂、脱落变成SS、铁、锰等的主要来源，破裂的氧化膜颗粒较为细小，沉降性能稍差，不易处理。其中滤池反冲洗排泥水的水量相对较大(约占产水量的3.5～5%)，泥的含水率相对较高(99.9%左右)，这两部分水的总量沉淀池排泥水约占产水量的1.5%～2%，含水率相对较低(99.7%左右)，对目前水资源日益短缺的现状来说是弥足珍贵，更是不容放任流弃的水资源，尤其是对一些特别严重缺水城市的自来水厂更是如此。随着供水厂数量不断的增加，排水的质量参差不齐，针对环保要求，地下水除n硕士研究生学位论文第一章绪论3铁除锰水厂反冲洗废水处理应符合实际工程的需要，并且能为地方服务，符合水资源可持续利用的形势，具有广泛的实用价值和市场发展前景，则对节约水资源具有重要的经济意义和社会意义，因此如何对滤池反冲洗排出的生产废水和自来水厂沉淀池排泥进行回收利用，变成了一个相当引起重视的课题。1.1.2水厂反冲洗废水净化处理的研究意义随着沈阳市的社会经济的发展，沈北郊地下水水质持续严重恶化，地下水现状水源中除铁、锰普遍超标外，浊度，氨氮经常性超标，肉眼可见物，现有的简单的加氯消毒工艺已经不能满足对地下水源中的污染物进行有效的控制，必须要采取措施。水厂只能通过合理调配、限采等手段，保证供水水质，从而导致供水量逐年降低的现象。因此，应对沈阳市地下水水厂的处理方案进行深入研究，除确保对地下水中的铁锰、氨氮、肉眼可见物进行处理，使其达到《生活饮用水卫生标准》（GB5749-2006）的要求外，更需有效减少氯化消毒副产物前体物，降低氯化消毒副产物生成的风险，从而有效的实现地下水水厂的合理改造，实现地下水水厂的优质、高效、安全的供水[33]。我国自来水厂在常规的水处理过程中，滤池反冲洗废水约占总产水量的3%～8%，到目前为止我国多数水厂将反冲洗废水直接排放到水域中，这样的做法既浪费能量、浪费水资源又造成环境严重污染。少数的水厂则采用混凝—沉淀—浓缩—脱水或浓缩—脱出的处理工艺和手法，然而此传统工艺处理效率却略低，构筑物过多，占地面加大。在国外一般将滤池反冲洗废水经滤膜过滤后回收利用，然而这种方法需要新增很多设备，运行费用较高，并且存在膜污染等系列问题。滤池反冲洗水的含固率较低，一般约为0.02%～0.05%，远低于沉淀池的排泥水（含固率一般为0.1%～2%），于是在最近几年，从水混凝的角度出发，利用反冲洗废水中已然形成的矾花颗粒对混凝的有利作用，在国内开展了滤池反冲洗废水直接回流絮凝池，反冲洗废水直接回用，重新利用的研究，不仅可以回收水量，还能有效提高絮凝沉淀效果，且具有良好的经济和环境效益。对于采用直接过滤工艺和技巧的地下水而言，反冲洗废水直接回流利用的方法就更加不适宜了。现采用絮凝结团技术处理直接过滤滤池反冲洗废水的方法，该工艺技术成熟，临床试验时间较长，水力负荷稍高，且具有小型化，设备化等有利特点，并形成成套化工艺，处理水达到严格的环保要求，不会造成二次污染。地下水除铁除锰砂滤柱反冲洗废水水量相对其他来说是很大的，且具有浊度、色度、高锰酸盐指数、悬浮物含量、铁锰含量比较高的特点。反冲洗（采用气、水联合反冲）时滤料颗粒间截留的杂质及长期运行在滤料表面形成的具有催化活性的锰质、铁质氧化膜破裂、脱落成为SS、铁、锰等的主要来源，破碎的氧化膜颗粒细小，沉降性能较差（24小时静沉后上清液浊度仍大于10NTU），污染极其严重，不容易处理。内外双筒型，技术成熟是絮凝结团装置的特点。该工艺具有水力停留n4第一章绪论硕士研究生学位论文时间短、表面负荷高、占地面积小、使用灵活、处理效果好、适应性广等特点[24-26]，并且能在短时间内完成污泥浓缩和固液分离，可以广泛用于高浊水、高浓度悬浮物废水、水厂生产废水、高藻低浊水、污泥浓缩及水库低温低浊水等不同性质和种类水质的高效处理[26-34]。1.2水厂反冲洗废水净化处理的研究现状及发展趋势1.2.1水厂反冲洗废水净化处理的研究现状及发展趋势国外自来污泥处置工作和水厂生产废水的研究工作是从20世纪60年代开始的。全球先期建设的一些自来水厂生产废水处理装置，却没能结合自来水厂生产废水的重要特点综合考虑，而是沿用了污水厂的污泥和污水处理方法来设计，这就导致在运行当中存在比较多的问题。20世纪70年代以来，有一些发达国家的研究人员不停总结已经建成的自来水厂生产废水处理设施的运行教训和经验，根据自来水厂生产废水的相关特点，设计师设计了许多自来水厂生产废水处理和污泥处置的工艺方法和流程，也就研究出来了许多相关的设备。这些国家的自来水厂污泥处置工业和生产废水处理在日益昌兴的经济带动下得到了迅猛的发展。近一些年来，特别是美国、日本、韩国和欧洲的一些国家的较大规模自来水厂，这些大厂一般均设立了比较完善的、自动化程度高的污泥处置设施和生产废水处理，像加压过滤脱水、离心机脱水等机械脱水方法以及污泥焚烧，掩埋等方法更是得到了较为普遍的应用。因为污泥中含有比较丰富的有机物和磷、氮、钾等营养元素以及植物所必须的各种微量元素，所以非常多的发达国家将剩余的污泥回收利用于他们土地作为植物的肥料，完全可以对剩余污泥进行充分的资源化再利用。在欧洲一些水源较好的自来水厂，由于生产废水含泥量较少，有些时候将生产废水直接排入市政主下水道，和城市雨污排水系统一并统一处理。据资料介绍铁泥处理试验研究与地下水除铁除锰水厂冲洗废水欧洲许多国家的水厂经过浓缩和脱水处理的污泥量占全部自来水厂污泥量将近70%，但是日本自来水厂经过浓缩和脱水处理的污泥量占全部自来水厂污泥量将近80%以上。这些国家的自来水厂污泥处置工业和生产废水处理在日益昌兴的经济带动下得到了迅猛的发展。近一些年来，特别是美国、日本、韩国和欧洲的一些国家的较大规模自来水厂，这些大厂一般均设立了比较完善的、自动化程度高的污泥处置设施和生产废水处理，全球先期建设的一些自来水厂生产废水处理装置，却没能结合自来水厂生产废水的重要特点综合考虑，而是沿用了污水厂的污泥和污水处理方法来设计，这就导致在运行当中存在比较多的问题。n硕士研究生学位论文第一章绪论5图1.2美国某水厂工艺流程图Fig.1.2USawaterworksflowchart1.2.2水厂反冲洗废水净化处理的研究现状及发展趋势我国自来水厂很长时间来生产的废水直接排放与江河湖海，纯是一种“靠天吃饭”的简单粗放管理。从20世纪80年代开始，尤其近10年以来我国逐渐对水厂生产废水处理和污泥处理工作越来越重视，最近几年来，我国对水厂生产废水处理方法开展了一系列试验研究，取得了相当显著的试验成果，为生产废水处理设计提供了重要的理论和实践依据。同时，一些生物、物理和化学方法在许多自来水厂生产废水处理中得到广泛的应用。1996年至1998年，北京市第九水厂、石家庄润石水厂的排泥水处理工程先后建成。同济大学、上海市自来水公司和上海市环境保护研究院合作，针对上海市阂行水厂一车间的泥水展开了一系列现场的脱水处理和排泥水浓缩等试验研究工作，取得了显著的效果。如今，现自动化程度较高的深圳市梅林水厂的排泥水处理工程也已经基本建成，即将在相关场地投入使用。图1.3深圳市梅林水厂排泥水处理工艺流程Fig.1.3ShenzhenMeilinWaterPlantSludgeTreatmentProcessn6第一章绪论硕士研究生学位论文图1.4Densadeg高密度澄清池示意图Fig.1.4Densadeghighdensityclarifierschematic由于受经济社会发展、技术条件的制约，我国在水厂生产废水处理研究方面的工作开展的较晚。最近几年来，由于水资源污染问题的日益突出和水资源供需矛盾。如今废水资源化的利用已经引起我国政府相关部门的高度重视和大力推广。生产废水处理方面的一些研究成果，已经开始在一些示范工程中得到令人满意的应用，并有望得到民众和政府支持。上海市是我国最早开始水厂生产废水处理方面研究的城市。1987年，上海公用事业局与上海市自来水公司开展了题为“水厂排泥水处理研究”的重点科研项目。该项研究主要对污泥脱水机械用于水厂污泥脱水进行了小型试验，另外，该课题还对絮凝剂选择、污泥重力浓缩、分离式回用、硫酸铝回收及脱水泥饼用来制作红砖和装饰砖等进行了简单的小型试验[18-21]。陈友岚等人对武汉市白鹤嘴水厂排泥水进行了试验研究和分析，并逐一进行了小型干床和浓缩池的中试研究[23]。提出了按照浓缩池设计理论进行浓缩池设计是相当可行的；斜板间距对斜板浓缩池的浓缩能力有非常大的影响。通过投加高分子絮凝剂PAM的污泥，脱水速度逐渐变快，干化周期已经缩短了10天左右，使干化床的负荷能力有着明显提高。李圭白等人用聚丙烯酰胺混凝沉淀高效回收除铁滤池反冲洗废水的试验中发现[22]：只需向废水中投加少量的聚丙烯酰胺，就可以轻松获得相当迅速的混凝反应效果，大片的絮凝体就会迅速生成，接着会在搅拌过程中完全沉淀下来。在黑龙江佳木斯水厂进行的用聚丙烯酰胺混凝，用斜管沉淀来高效处理反冲洗废水的半生产性试验。当废水含铁浓度在100～400mg/L内，药剂投加量为2mg/L，搅拌反应约为2min，经斜管沉淀装置沉淀，当斜管上升流速为2～4mm/s时，沉淀水中残留的铁质浓度为20～40mg/L，这个效果较自然沉淀有着显著提高。在西安建筑科技大学黄廷林教授等的推动下，对造粒流化床处理水厂生产废水n硕士研究生学位论文第一章绪论7进行了长时间的试验研究。试验研究表明，其主要特点是水流停留时间过短，体积过小，占地面积过小，适用性广泛，使用灵活，自动化程度高，处理效率高，可同时完成污泥浓缩和固液分离。并已经在西安曲江水厂、天津杨柳青水厂、深圳梅林水厂、汤峪水厂等地进行了一系列现场中试研究，以及在鹤岗煤厂进行了应用示范展示，取得了良好的经济效益。王浪等就地下水除铁锰水厂反冲洗废水的混凝效果进行了专业的试验研究。试验结果表明，PAM和CPF的混凝效果最好，氯化铁次之，PAC稍微差些，硫酸铝最差；含铁量为100mg/L左右的冲洗废水自然沉积效果相比较差，投入少量混凝剂后，可获得较好的沉淀效果。西安建筑科技大学硕士学位论文近些年来，以水混凝角度为出发点，利用反冲洗废水中已然形成的矾花颗粒对混凝的强有力的作用，我国已经开展了滤池反冲洗废水直接回流反应池，重新利用的研究。反冲洗废水直接回收利用，不但可以回收水量，还能更好的提高反应沉淀效果，具有良好的经济效益和环境效益。但是相对于直接过滤的地下水厂而言，反冲洗废水直接回流反应池的方法也就不被看好了。二十一世纪是膜的世纪，更是迅猛发展的世纪，膜技术的推广和应用受到世界范围内的高度重视。膜法分离装置操作简便，便于后期维修且分离效率很高，与常规水处理方法相比，其主要特点是出水的水质好、自动化程度高、能耗低，在节水和水回用领域发挥着不可替代的作用。在反冲洗废水处理中，其领域中国内外学者也开始潜心研究超滤技术应用的可行性和实用性。超滤作为一种安全有效、无副作用的技术，对隐贾第虫、孢子虫、细菌和病毒具有相当可观的去除效果，并有可能具有将反冲洗废水处理成为饮用水的可能。在2005-2006年时，北京交通大学对浸入式中空超滤膜处理排泥水进行了一系列的试验研究，经过努力开发，其出水满足国家饮用水水质要求和标准，可直接流入清水池。北京第九水厂在我国首次采用超滤膜技术处理水厂滤池反冲洗废水，之后于2010年供水高峰时段建成通水。运行以来，系统运行相对平稳，出水水质批量合格。但是新增较多设备，存在膜污染的问题，运行费用较高是超滤方法存在的缺陷。在水处理工艺中，任何一项技术都是双刃剑，因此，非常有必要结合原水水质和预期的处理效果，通过优胜劣汰的选择方法选出最经济有效的方案应用于实际生产中。1.3废水回用工艺的分类目前国内对自来水厂生产废水的处理，大部分采用直接排放或简单沉淀的方式排放外，一些规模较大、自动化程度较高、管理较先进的自来水公司对生产废水进行回用。最常见的两种回用方式是直接回用和处理后再回用。（1）直接回用收集滤池反冲洗废水，之后将其排放至回收池，接下来将原污水和回收池中回用水在配水井中进行混合，或者回收池中回用水经过简单的沉淀之后，把其上清液n8第一章绪论硕士研究生学位论文用水泵提升至配水井中进行使用。直接回用滤池反冲洗废水的建筑方式，分为分建式和合建式，分建式主要是指将滤池反冲洗废水和沉淀池排泥水两种废水收集至不同的构筑物里边；而合建式主要是指将两种废水收集至同一个构筑物中。（2）处理后回用在回收利用沉淀池排泥水和滤池反冲洗废水之前，将这些污水进行一系列的处理工艺之后，使其上清液中的水质得到改善，直到回用水的水质情况达到了化学、物理、生物等常规指标之后进行回收利用。以下是水厂常采用的废水处理与回用三个工艺。图1.5水厂生产废水混合浓缩回用工艺Fig.1.5Watermixingconcentratedwastewaterreusetechnology图1.6水厂排泥水浓缩回用、反冲洗水的直接回用工艺Fig.1.6Sludgeconcentratedwaterreuse，backwashwaterreusetechnologydirectlyn硕士研究生学位论文第一章绪论9图1.7水厂生产废水分开浓缩回用工艺Fig.1.7Waterseparatedandconcentratedwastewaterreusetechnology废水处理系统主要有两种处理工艺，一种是将滤池反冲洗废水及沉淀池排泥水合并处理，另外一种是将滤池反冲洗废水及沉淀池排泥水分别处理。沉淀池排泥水的悬浮杂质固体含量以40度的倍数远远高于滤池反冲洗废水的悬浮杂质固体含量，相反，沉淀池排泥水的含水率远远小于滤池反冲洗废水的含水率。如果将滤池反冲洗废水及沉淀池排泥水合并处理，这样就可以省去的废水调节出的设置，从而减少的占地面积和成本费用，但是由于沉淀池排泥水远低于滤池反冲洗废水。近来这几年，从水混凝的这个角度出发，主要使用在反冲洗废水中依然形成的矾花颗粒对混凝作用的有益效果，在国内渐渐开展了将滤池反冲洗废水不经过处理直接排入絮凝池，以进行重新利用的科学研究，将滤池反冲洗废水直接回用这种处理方法，不但能够回收利用多余的水量，又可以提升絮凝沉淀的效果，这种方法有较佳的环境和经济方面的效益。然而，针对使用直接过滤工艺的地下水处理工艺来说，滤池反冲洗废水直接回流利用的这种方式就不太适合了。本论文提出采用絮凝结团技术，以处理直接过滤的滤池反冲洗废水，该工艺水力负荷高，技术非常成熟，而且还具有设备化，小型化，经济实用，环境保护的特点，又能够形成成套化的工艺，处理水达到环保要求，不造成二次污染。1.4目前存在的反冲洗废水处理技术1.4.1沉淀沉淀是使用最广的处理反冲洗废水的方法，既可用于间歇回收也可用于连续回收，比较常用的工艺有平流式沉淀池、澄清池、泻湖、斜板（管）沉淀池等等。其前添加混凝剂有助于提高沉淀效果，因此在单独使用沉淀的效果不佳时，可添加混凝剂。斜板（管）沉淀池较普通的沉淀池可承受更大的负荷率，颗粒去除率提高，但n10第一章绪论硕士研究生学位论文斜板（管）沉淀池也有其自身的缺点，即斜板（管）表面容易滋生生物膜，特别是藻类，容易堵塞斜板（管），也不易清洗。上海闵行水厂排泥水的浓缩池采用的也是斜板沉淀池[6]。总之，如果能将沉淀运用得当，可获得满意的浊度和颗粒去除率，包括两虫。但如果设计或运行不当的话，颗粒的去除率将达不到要求，会危及出厂水的水质安全，这就需要均衡池或储存池有足够的容积来避免这种情况，对用地紧张的地区可能难以承受。同时需要经常排泥也对排泥设备的效率提出了要求。1.4.2微砂辅助沉淀微砂辅助沉淀是上个世纪60年代开始用于水处理中的一项新技术，通过添加微砂和一种混凝剂来提高絮凝和澄清的效果。微砂可分离并重复使用，往往用于没有足够空间建平流沉淀池而又需要澄清的场合。当进水的水质变化较大时，也可考虑使用微砂辅助沉淀。微砂辅助沉淀具有占地少、运行良好、启动快的特点，并可降低投资费用。缺点是对机械设备的依赖性重、运行时间短、药剂的投加量大、需要电耗等等，这些又会增加处理成本[25]。1.4.3气浮气浮是另一种固液分离的技术，被广泛用在水厂滤池之前，或用于污水厂污泥的浓缩。这里多指加压溶气气浮：空气在加压条件下溶于水，呈过饱和状态，进入气浮池后，压力下降，空气以微气泡的形式释放出来，将密度接近于水的固体或液体污染物微粒粘附在气泡上，上浮至水面[22]。均衡－混凝－气浮工艺对处理反冲洗废水来说是合适的，水质条件允许的话也可免掉均衡和混凝，直接使用气浮。对于去除密度低的颗粒物，气浮是一种很有效的方式，能去除藻类、原生动物卵囊、凝结的天然有机物、矾花等，甚至是隐孢子虫。它有许多优于沉淀的地方：（1）气浮的负荷率高，因此结构更紧凑；（2）气浮的启动时间短，短时间内就能获得优良的出水；（3）混凝剂投量较低；（4）气浮前所需的絮凝时间是沉淀前所需的1/2-1/5；（5）气浮出来的污泥含固量更高。气浮所需的混凝剂量低，而反冲洗废水中的颗粒某种程度上已经经过了混凝，因此气浮之前是否需要添加药剂还不确定。如果可以省去投加混凝剂，在气浮将是经济可行的处理反冲洗废水的工艺。但气浮所需的机械设备较复杂，需要空气饱和设备、空气释放设备，这使得维护运行和维修的工作量及难度增加。1.4.4颗粒床过滤颗粒床过滤用于回收滤池反冲洗废水也是一种有效的工艺。颗粒床前端是否需要投加药剂以及是否需要絮凝都要视具体情况而定。高浊度的反冲洗废水可能会很n硕士研究生学位论文第一章绪论11快堵塞颗粒床，使得过滤周期缩短，这时在进入颗粒床滤池前就需要先澄清反冲洗废水，对于水质较好的反冲洗废水来说则无需澄清。颗粒床在颗粒的去除方面也许优于沉淀和气浮，这取决于不同的水质、预处理、滤料、负荷率等等因素，但它操作起来较复杂，成本也较高，另一方面，颗粒床滤池本身也需要反冲洗，这会使得回收率降低。1.4.5膜滤膜滤（微滤MF、超滤UF）用于回收滤池反冲洗废水是上个世纪九十年代才提出来的一项新技术，膜应用本身还是一门新兴产业，膜法处理滤池反冲洗废水应用于实际生产的报道较少，MF和UF对颗粒的去除程度相当高，对进水水质的变化范围适应性很大，能安全地去除几乎所有的微生物，特别是两虫，并能去除部分NOM、TOC、DBP。在MF/UF前增加絮凝能更好地去除有机物。膜滤也需要反冲洗，但回收率比颗粒床要高出许多，一般都可达到85－95％，甚至99％以上。有研究表明，经UF处理后的水通过UV消毒后可直接外输用户。膜滤的优点主要在于可处理水质变化范围广的反冲洗废水，另外它结构紧凑、占地少、自动化程度高、易于扩展，且可预置，膜装置还不受地面高度的限制。但由于这是一门新兴技术，因此许多方面还需要更深入的研究，膜构件的成本有待降低，如何缓解膜污染也是一项关键技术。图1.8膜技术在反冲洗废水中应用的示意图Fig.1.8Schematicofmembranetechnologyinthebackwashwastewaterapplications1.4.6消毒反冲洗回收到水厂工艺前端之前先进行消毒，可保证去除大量的病原体。运用最广泛的消毒剂还是氯，但氯不能安全去除两虫。加利福尼亚的卫生部门建议在回n12第一章绪论硕士研究生学位论文收前考虑消毒[8]。但在进行消毒前需同时考虑消毒剂量、消毒副产物的生成、是否需要在消毒前设固液分离等问题。目前对灭活反冲洗废水中病原体所需的消毒剂量还没有一个指导标准。此外，臭氧也是灭活隐孢子虫的一种有效氧化剂[11]。未经处理的反冲洗废水中含有大量有机物及TTHMs的前驱物质[5]，这是消毒中所必须考虑的，特别是使用氯作为反冲洗废水的消毒剂时，可能使得水厂出厂水DBP超标。七种处理技术在浊度、颗粒物的去除率以及成本三个方面进行了对比，总的来说，颗粒床（其前使用沉淀或气浮的预处理）及膜对浊度和颗粒物的去除效果最好，但成本也最高；不加高分子聚合物的斜板（管）沉淀池成本低，但对浊度和颗粒物的去除率也较低；添加高分子聚合物的气浮对浊度和颗粒物的去除率居中，成本也居中[33]。当然，不同的地区，不同的水厂，不同的水质情况，适宜的处理工艺也可能各不相同。1.5絮凝结团工艺的提出1.5.1絮凝结团工艺的定义凝聚和絮凝是使水中悬浮颗粒相互集聚，结成粗大的絮凝体，从而可通过重力沉淀和过滤使之易于从水中去除掉的传统水处理工艺。对于凝聚絮凝理论，丹保曾进行过深入细致的探讨，并对两类絮凝设备———普通絮凝池和澄清池的合理设计方法进行了大量研究。这些研究成果表明在这两类絮凝设备中形成的絮凝体都属于随机型絮凝体(RandomFloc)，因为它们是由各种倍数和尺度的颗粒随机碰撞形成的。随机型絮凝体结构松散，空隙水含量大，沉速一般不高，因而固液分离所需时间较长，且沉淀后的泥渣脱水困难。澄清池将絮凝和沉淀两个过程在一个构筑物内完成，其效率虽已有所提高，但由于随机型絮凝体抗剪切能力差，由它们构成的泥渣悬浮层不能在较高流速的上升水流中保持稳定，所以限制了澄清池负荷率的提高。此外，当原水浊度很高时，传统设备都不能奏效，而必须增加预处理过程。针对随机型絮凝体的上述弱点，丹保提出了一种设想：如果能通过控制凝聚絮凝过程的化学条件和流体力学条件形成一种结构非常紧密的絮凝颗粒，就可能设计出一种高效率的处理装置。这种絮凝体就是结团型絮凝体(PelletFloc)，它的形成过程称作结团凝聚(PelletCoagulation)。与随机型絮凝体不同，结团型絮凝体具有一个较稳定，且强度大的核心。粒度基本相近的颗粒一层层地被吸附在这个核心上。显然，这种按一定规律构成的团粒结构紧密。空隙水含量小，沉速快，抗剪切能力强，由它们构成的悬浮层能在较高的上升流速中保持稳定，具有很高的处理效率，并且泥渣脱水容易。n硕士研究生学位论文第一章绪论13故结团凝聚(PelletCoagulation)工艺就是通过限制絮凝体生长过程的随机性来提高其密度，从而大幅度提高固液分离速度的一种新型水处理工艺。所谓絮凝结团工艺，从另外一个角度看，就是控制助凝剂和混凝剂的投加及混合条件，将原水中含有胶体的杂质进行微脱稳絮凝，然后将此进入絮凝结团流化床装置中，再控制初始反应阶段条件将其变成细小粒径、低倍高密度的微絮体组织，此絮体进入流化床后随即可完成自我造粒。微小的絮体在悬浮颗粒表面上逐一进行附着，结合后颗粒的空隙达到最小，但是密度却能达到最大效果。絮凝结团体在机械搅拌和下降水力搅拌双重作用下，颗粒的成长粒径得到非常高效的控制，继而保持一种密度最大的状态。这种高密度颗粒相对其他而言具有良好的沉降性能，通过设备上部的澄清区域后可自动进行分离过程。1.5.2絮凝结团工艺处理反冲洗废水流程图图1.9絮凝结团工艺处理反冲洗废水流程示意图Fig.1.9Flocculationclumpingflowchartbackwashwastewatertreatmentprocess1.5.3絮凝结团工艺的优点结团凝聚(Pelletcoagulation)工艺从根本上解决了传统絮凝工艺中存在的絮体密度过低、沉泥体积过大及水处理效率难以进一步提高等一系列问题。运用该工艺处理黄河高浊度水的研究成果[4]已展示了它的优越性和推广运用于工程实际的前n14第一章绪论硕士研究生学位论文景。而且，大量试验结果已经表明了在水净化领域中使用这种技术代替传统工艺的优越性[5]。试验室规模的结团凝聚处理装置的运行资料表明，结团凝聚工艺用于水处理主要在两个方面优于一般凝聚絮凝工艺：它具有相当高的处理效率，且沉淀污泥脱水性能好。(1)与传统絮凝工艺相比，该工艺提高水处理效率6～10倍，絮体有效密度提高20～30倍[5]。它能直接澄清含沙量高达20kg/m3的高浊度原水。(2)沉泥含水率低，排泥消耗水量相应减少。泥渣脱水性能好，无须专门的浓缩设备，污泥处置也较容易。1.6课题的研究目的及研究内容1.6.1研究目的近来这几年，从水混凝的这个角度出发，主要使用在反冲洗废水中依然形成的矾花颗粒对混凝作用的有益效果，在国内渐渐开展了将滤池反冲洗废水不经过处理直接排入絮凝池，以进行重新利用的科学研究，将滤池反冲洗废水直接回用这种处理方法，不但能够回收利用多余的水量，又可以提升絮凝沉淀的效果，这种方法有较佳的环境和经济方面的效益。然而，针对使用直接过滤工艺的地下水处理工艺来说，滤池反冲洗废水直接回流利用的这种方式就不太适合了。本论文提出采用絮凝结团技术，以处理直接过滤的滤池反冲洗废水，该工艺水力负荷高，技术非常成熟，而且还具有设备化，小型化，经济实用，环境保护的特点，又能够形成成套化的工艺，处理水达到环保要求，不造成二次污染。本文的研究目的是利用絮凝结团工艺对沈阳市第六水厂地下水除铁锰反冲洗废水进行处理，解决反冲洗废水铁锰含量过高不能带到排放标准的问题。研究分析絮凝结团工艺对沈阳市第六水厂地下水除铁锰反冲洗废水的处理效果。对不同混凝剂的混凝机理进行，探索出絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数及混凝剂最佳投加量。1.6.2研究内容以沈阳市第六水厂地下水除铁除锰反冲洗废水作为研究对象，开发出经济、有效的处理工艺，明确有效的运行参数和对相关机理进行探索和研究，具体研究的内容如下：（1）对絮凝结团工艺进行研究，开发出经济、有效的地下水除铁除锰反冲洗废水处理工艺和方法。（2）针对辽宁省沈阳市第六水厂地下水除铁锰的反冲洗废水，探索出絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数。（3）针对辽宁省沈阳市第六水厂地下水除铁锰的反冲洗废水，根据不同混凝n硕士研究生学位论文第一章绪论15剂和助凝剂的特点，通过反复试验比较不同混凝剂的混凝效果，寻找最佳处理方案。并针对特定浓度铁锰的反冲洗废水，探索助凝剂和混凝剂最佳的投加量。（4）对不同混凝剂的混凝机理的进行研究。n16第一章绪论硕士研究生学位论文n硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法17第二章试验装置、内容及方法2.1试验装置及工艺流程图2.1絮凝结团工艺处理反冲洗废水装置示意图Fig.2.1Flocculationclumpingflowchartbackwashwastewatertreatmentprocessn18第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文图2.2絮凝结团工艺处理反冲洗废水装置实物图Fig.2.2FlocculationclumpingProcessbackwashwatermeansthephysicalmap本试验装置主要由高位平衡水箱、管式静态混合器[12]、管式反应器以及结团絮凝装置组成。结团絮凝装置总高度为80cm，反应器主要由内外两个套筒组成，内筒为结团絮凝反应区，高70cm，内径7cm；外筒为沉淀、排泥和出水区，高70cm，内径15cm，沉泥区高度6cm，第一个取水口在最底部，距沉泥区5cm，每隔10cmn硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法19设一个，共五个；结团絮凝装置内置电动搅拌棒及数显电动搅拌器，以用来设定不用的搅拌速度，以确定最佳工艺运行搅拌速度。试验用水经高位平衡水箱由重力流流入管式静态混合器，与混凝剂在混合器中充分混合，后流经管式反应器充分进行接触，最后流入结团絮凝反应装置，在内筒进行结团絮凝反应，在外筒进行泥水分离，泥沉降到储泥区，经排泥口排出，上清液由出水口排出。图2.3数显电动搅拌器Fig.2.3Digitalelectricmixer图2.4结团絮凝装置出水口图2.5电动搅拌棒Fig.2.4ClumpingflocculationdeviceoutletFig.2.5Electricstirringrodn20第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文图2.6造粒流化床设备示意图Fig.2.6Aschematicviewofafluidizedbedgranulationequipment图2.7造粒流化床设备实物图Fig.2.7Fluidizedbedgranulationequipmentphysicalmapn硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法21图2.6及图2.7所示为絮凝结团工作最核心的装置，即造粒流化床设备，它是絮凝结团工艺的主体装置，其主要有以下部分组成：(1）上部进水区管式混合器将原水中投加高分子混凝剂充分混合，在管式反应器中水中颗粒即将达到微脱维稳条件后，投加助凝剂，从上部进入主体装置。(2）絮凝结团区在造粒流化床内筒中，该区一般施加机械搅拌，利用预先形成的高体积高浓度悬浮层，进而实现微小颗粒在结团体表面的逐一附着式结合模式。在下降流中，那些处于流态化的颗粒在水力剪切、机械作用下从而达到动力学平衡状态，形成稳定的颗粒的流化床[35]。(3）分离区分离区是造粒流化床外筒中底部的区域，该区内水流断面变大，上升速率降低，在上升水力流的作用下水与结团体颗粒完成分离的整个过程；水流向上，颗粒一直保持悬浮状态，与进水中固体物量相当的悬浮层增长部分在重力牵引下越过絮凝结团区顶弧落入集泥区内[41]。(4）集泥区集泥区位于设备的最下部，污泥浓缩是落入该区的泥粒容易发生的状态，间歇或者连续地从底部排除出去。(5）澄清区其最上部是澄清区，是收集处理后的水。一个脱稳颗粒间随机碰撞结合的过程是常规混凝的絮凝体形成过程，其形成的絮凝体结构比较松散，内部孔隙率大、沉速慢、密度低、需要比较长的的沉淀时间来完成。通过比较合理的控制有机高分子混凝剂和无机盐的剂量及混合条件，使原水、废水、污水中的微小颗粒污染物进行微脱稳流程，继而进入下降流造粒流化床装置，再通过初始反应阶段形成大粒径、高浓度的颗粒流化床，来完成自给自足的造粒过程。在稳定工作的前提条件下，从流化床中悬浮颗粒和流化床底部进入的微小颗粒之间的反应属于浓度和粒径相差悬殊的两种颗粒相之间的反应。因为小颗粒处于微脱稳状态下，它与表面积大、浓度高的悬浮颗粒之间的结合力要远远强于微小颗粒之间的结合力，因此，颗粒的成长和结合是以微小颗粒在悬浮颗粒表面的逐一帖附（one-by-oneattachment）的方式进行，结合后的颗粒其空隙已经达到最小值，而密度却能达到最大值。絮凝结团体在机械搅拌和下降水力搅拌双重作用下，颗粒的成长粒径已经得到有效的控制，继而保持一种最为密实的状态。这种高密度的颗粒具有良好的沉降性能，通过设备最上部的澄清区后即可完成自行分离过程，其总水力停留时间仅约为传统混凝-沉淀操作的1/5～1/10[28]。n22第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文2.2试验原水水质以沈阳市第六水厂地下水除铁除锰反冲洗废水为处理对象，沈阳市第六水厂是典型的地下水处理水厂，日处理量4000吨，采用两曝两滤的处理工艺，主要处理地下水中的铁锰。其反冲洗废水的水质指标和预期处理后的指标见表2.1和表2.2。利用絮凝结团工艺进行了中试研究，在满足一定的出水水质条件下，确定药剂投加量，系统运行的额定上升流速及最大上升流速，强制搅拌等对该工艺系统的影响规律。表2.1沈阳市第六水厂反冲洗废水主要水质指标Table2.1AwaterplantinShenyangbackwashwatermainwaterqualityindicators项目序号检验项目参考数值1色度（度）86002浊度（NTU）35323铁（mg/L）6194锰（mg/L）3.925日需处理水量4000吨表2.2废水处理后应达到的主要水质指标Table2.2Themainindicatorsofwaterqualitytobeachievedaftertreatment项目序号类别标准值项目IV类1色（度）≤252浑浊度（度）≤103铁（mg/L）≤1.54锰（mg/L）≤1.0图2.8沈阳市第六水厂反冲洗废水取水样实物图Fig.2.8AwaterplantinShenyangbackwashwaterwatersamplesphysicalmapn硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法23水厂地下水除铁锰反冲洗废水样的特点：与用地表水作为水源的水厂相比，沈阳市第六水厂的地下水除铁锰反冲洗废水具有以下的特点：（1）水厂中的水处理工艺中由于水质较好(除铁锰超标)，故未进行混凝处理，也不用氯进行杀菌消毒，所以生产废水中不含有混凝剂和氯离子。（2）反冲洗废水中的含铁量很高，最高峰的反冲洗的出水含铁量超过300mg/1。（3）反冲洗废水中的含锰量一般，平均锰含量约为6.5mgl/。2.3试验药剂及仪器2.3.1试验药剂本试验所需药品有过硫酸铵、硫酸汞、硝酸、磷酸、硝酸银、高纯金属锰、硫酸亚铁铵、硫酸、高锰酸钾、二氮杂菲、盐酸、盐酸羟胺、乙酸铵、冰乙酸、氯化铁、聚合氯化铝、聚乙烯酰胺等，具体明细如表2.3中所示。表2.3试验所需药剂明细表Table2.3Experimentaldrugschedulesrequired序号名称化学式1过硫酸铵(NH4)2S2O82硫酸汞HgSO43硝酸HNO34磷酸H3PO45硝酸银AgNO36高纯金属锰Mn7硫酸亚铁铵Fe(NH4)2(SO4)2•6H2O8硫酸H2SO49高锰酸钾KMNO410二氮杂菲C12H8N2•H2O11盐酸HCl12盐酸羟胺NH2OH•HCl13乙酸铵NH4C2H3O214冰乙酸CH3COOH15氯化铁Fecl3n24第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文2.3.2试验仪器本试验所需仪器100ml三角瓶、50ml具塞比色管、分光光度计、100ml容量瓶、1000ml容量瓶、150ml烧杯、表面皿、玻璃棒、3cm吸光皿、电热炉、数显电动搅拌器、PH计、旋片式真空泵、1L硬质洁净玻璃瓶、电子天平等具体明细如表2.4中所示。表2.4试验所需仪器明细表Table2.4Experimentaldrugschedulesrequired序号仪器名称数量型号或生产厂家1100ml三角瓶10青岛精科仪器试剂有限公司250ml具塞比色管10青岛精科仪器试剂有限公司3分光光度计1辽宁双鼎化工有限公司4100ml容量瓶10青岛精科仪器试剂有限公司51000ml容量瓶5青岛精科仪器试剂有限公司6150ml烧杯10青岛精科仪器试剂有限公司7表面皿10青岛精科仪器试剂有限公司8玻璃棒2青岛精科仪器试剂有限公司93cm吸光皿2青岛精科仪器试剂有限公司10电热炉12100N型11数显电动搅拌器1JJ-1A型12pH计2越克永MODELA876型13旋片式真空泵12XZ-1型141L硬质洁净玻璃瓶1—15电子天平1FA2104型2.4试验分析检测方法试验主要研究在不同混凝剂种类及浓度条件下，处理地下水除铁、除锰滤池反冲洗废水的效果及最佳运行工艺参数。本试验的检测方法根据《水合废水检测分析方法》和《水和废水监测分析方法》（第四版）进行检测。项目及方法如表2.5所示。n硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法25表2.5分析项目及检测方法Table2.5Analysisprojectanddetectionmethods分析项目检测方法锰过硫酸铵分光光度法铁二氮杂菲分光光度法pH氧化还原电位滴定仪水温温度计2.4.1测定废水中铁含量操作规程铁在深层的地下水中呈低价状态，当其接触空气并且在pH大于5时，于是便被氧化成高铁，接着形成氧化铁水合物(Fe2O3•3H2O)的棕黄色沉淀，暴露于含有空气的水中，铁时常也以不溶性氧化铁水化合物的状态存在。但当pH值小于5时，高铁化合物即可被溶解。因此铁可能以胶体态、溶解态、悬浮颗粒等形式存在于水中，高铁和低铁有时同时并存于水样中。分别测定低铁和高铁可以应用二氮杂菲分光光度法，其适用于较清洁的水样中;原子吸收分光光度法的两大特点是快速且受干扰物质影响比较小。水样中铁经常会用总铁量来表达。在pH3～9的状态条件下，二氮杂菲与低铁离子能生成较为稳定的橙红色络合物，其在波长510nm处有最大光吸收效果。当二氮杂菲过量时，且控制溶液pH为2.9～3.5，这样可使显色迅速加快。水样先经过加酸煮沸溶解铁的难溶化合物这个过程，同时消除亚硝酸盐、氰化物、多磷酸盐的干扰。我们可以加入盐酸羟胺将高铁还原为低铁，还可以消除氧化剂的干扰。水样既盐酸煮沸，又不加盐酸羟胺，则测定的结果为低铁的含量。我们将0.7022g硫酸亚铁铵[Fe(NH4)2(SO4)2•6H2O]，细溶于70ml20+50硫酸溶液中，然后逐渐滴加0.02mol/L的高锰酸钾溶液直到出现微红色固定不变，用普通纯水定容至1000ml。此贮备的溶液当中，1.00ml含0.100mg铁；然后吸取10.00ml铁标准贮备溶液，放入容量瓶中，用普通纯水定容至100ml即可。此铁标准溶液1.00ml含10.0μg铁；称取0.1g二氮杂菲(C12H8N2•H2O)混合溶解于滴加了2滴浓盐酸的纯水中，并且稀释至100ml。此溶液1ml可用来测定100μg以下的低铁。（注:二氮杂菲又名邻菲绕啉、邻二氮菲，盐酸盐(C12H8N2•HCl)及有水合物(C12H8N2•H2O)两种，均可用。）；称取10g盐酸羟胺(NH2OH•HCl)，溶于普通纯水中，并稀释至100m；然后称取250g乙酸铵(NH4C2H3O2)，溶于150ml普通纯水中，接着加入700ml冰乙酸均匀混合，用普通纯水稀释至1000ml；量取50.0ml均匀混合并振动摇晃的n26第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文水样(当含铁量超过50μg时，可取稍微适量水样加普通纯水稀释至50.0ml)于100ml三角瓶当中。（注:总铁包括水体中的微生物体中的铁和悬浮性铁，应取剧烈振摇成均匀的样品当取样用品，并且立即量取，不能耽误。取样方法不同，有可能会引起非常大的操作误差。）另外取来三角瓶（100ml）共计8个，分别加入铁标准溶液0、0.25、0.50、1.00、2.00、3.00、4.00、5.00ml，各加普通纯水至50ml；然后向标准系列三角瓶及水样中各加4ml的1ml盐酸羟胺和1+1盐酸溶液，用小火煮沸至大约剩余30ml(有一些难溶亚铁盐，需要在pH2左右才能足够溶解，若发现尚有不溶的铁可继续煮沸浓缩至大约剩15ml左右)，然后冷却至室温后移到50ml比色管中；往标准系列比色管和水样中各加入2ml二氮杂菲溶液，均匀混合后再加入10.0ml乙酸铵缓冲溶液，接着各加普通纯水至50ml刻度，混匀，静置10～15min左右。（注:①乙酸铵试剂有可能含有少量的铁元素，所以缓冲溶液待加入的时候一定要准确一致，不得有误。②若水样较为清洁，含有难溶亚铁盐时，可将所加入的试剂:二氮杂菲溶液、1+1盐酸及乙酸铵缓冲溶液所用计量减半。但样品与标准系列操必须统一。）在510nm波长下，用2cm比色皿，以普通纯水为作为参比，然后测定样品和标准系列溶液吸光度；准确绘制校准曲线，将铁的含量从曲线上的样品管中查出。图2.9不同铁含量的溶液进行加热煮沸过程Fig.2.9Solutionsofdifferentironcontentofheatingprocessn硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法27图2.10递减浓度铁标准溶液颜色变化Fig.2.10Decreasingtheconcentrationofironstandardsolutioncolorchange按公式（2.1）计算水样中锰的含量：C＝M/V（2.1）式（2.1）中:C——水样当中总铁(Fe)的浓度，mg/L;M——从校准曲线中查得的样品管中铁含量，μg;V——水样的体积，ml。平均有39个试验室用此法测定含有铁150μg/L的合成水样，别的成分的浓度金属离子(μg/L)为:汞，5.1；铜，26.5；锌，39；锰，130；镉，29。相对标准差值为18.5％，相对误差值为13.3％。试验所得铁含量标准曲线见图2.11中所示。n28第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文图2.11铁含量标准曲线拟合图Fig.2.11IroncontentstandardcurvefittingFigure2.4.2测定废水中锰含量操作规程测量水中锰离子含量使用过硫酸铵分光光度法，此方法适用地下水中锰的测定。最低检测量：10μg锰。最适宜测量范围：0.2mg/L～2.4mg/L锰。当在酸性溶液中，有催化剂银盐存在于其中时，可以使用过硫酸铵将低价锰适宜氧化为高锰酸根，其颜色深度随着锰的含量变化而变化，几乎是成正比的，借以比色测定锰的含量。加入氯离子与硫酸汞形成较难溶解的氯化汞从而消除氯化物的干扰。加大过硫酸铵的用量和延长加热时间，可允许有一定量的有机物存在与其中，当有机物含量比较高时，水样应做到消化处理。除非另有情况说明，此法所用试剂均是分析纯，水为蒸馏水，等效纯水或二次去离子水。使用硫酸汞-磷酸；过硫酸铵[(NH4)2S2O8]混合溶液：称7.5g硫酸汞（HgSO4）细溶于600mL硝酸溶液（2+1）中，然后加入0.04g硝酸银（AgNO3）和20mL浓磷酸（ρ1.69g/mL），充分搅拌溶解后，再用蒸馏水稀释至1000mL；锰标准溶液；锰标准储备溶液，0.10mg/mL：称取0.1000g高质量纯金属锰细溶于5mL硝酸溶液（1+1）中，移入至1000mL容量瓶当中，用水稀释至刻度，均匀混合充分搅拌。此混合溶液1.00mL含0.10mg锰；锰标准溶液，10.0μg/mL：取10.00mL锰标准储备溶液（0.10mg/mL）移于100mL容量瓶中，用纯水稀释至刻度，均匀混合充分搅拌，此溶液1.00mL含10.0μg锰；仪器试验设备；分n硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法29光光度计。取容积为1L的聚乙烯塑料瓶或清洁硬质玻璃瓶，开始先用经0.45μm滤膜过滤的等待水样涮洗2次～3次的5mL硝酸溶液（1+2），再把过滤之后的试验水样装入取样瓶中，摇匀。使水样达到pH＜2。用蜡密实的封好瓶口，送入试验室进行分析。在试验室收样后，必须在10天内分析完毕，并且需要得到准确试验数据。测定水样用量：50mL；取50.0mL的硝酸酸化水样于150mL大烧杯中，加入2.5mL硫酸汞-磷酸的混合溶液，加热至60℃～70℃，加0.4g～0.6g过硫酸铵，然后盖上表面皿，加热煮沸1min左右，取下待冷却后，移入至50mL比色管中，用蒸馏水细心稀释至刻度，摇匀。于分光光度计为530nm波长处，以空白溶液作为参照。（注1.有机物含量过高时，向试样中加2mL～5mL浓硝酸和4滴浓硫酸，于电加热板上加热直到冒有浓三氧化硫白烟，取下之后冷却，加入50mL蒸馏水溶解于干涸物后，按水样分析步骤5.1条准确进行。注2.加入硫酸汞溶液仅仅只能消除0.1g以下的氯化物干扰，当氯化物大于0.1g时，应取少量水样。注3.煮沸的时间应当保持一致性，并且不得延长，因为过硫酸铵分解之后，如果继续煮沸，会使七价锰分解从而会影响结果的准确性。）称取0、10.0、20.0、30.0、40.0、60.0、80.0、100.0、120.0μg锰标准溶液置于150mL的大烧杯中，加蒸馏水至50mL。将锰的质量作为横坐标，吸光度作为纵坐标，准确绘制标准曲线。图2.12不同锰含量的溶液进行加热煮沸过程Fig.2.12Solutionsofdifferentmanganesecontentswereheatedtoboilingprocessn30第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文图2.11递增浓度锰标准溶液颜色变化Fig.2.11Increasingconcentrationsofmanganesestandardsolutioncolorchange按公式（2.2）计算水样中锰的含量：（2.2）式（2.2）中：ρMn——水样中锰质量浓度，mg/L；m——从标准曲线上读出的水样中锰质量，μg；m0——从标准曲线上读出的空白溶液中锰质量，μg；V——所取水样体积，mL。同一试验室测定锰含量为0.15mg/L和2.19mg/L的水样时，平行测定7次的相对标准偏差分别为6.0%和1.0%。水样加20μgMn2+的回收率是87%～93%；加40μgMn2+的回收率则是91%～96%。试验所得锰含量标准曲线见图2.12中所示。n硕士研究生学位论文第二章试验装置、内容及方法31图2.12锰含量标准曲线拟合图Fig.2.12ManganesestandardcurvefittingFigure2.5试验研究方法以沈阳市第六水厂地下水除铁除锰反冲洗废水作为研究对象，开发出经济、有效的处理工艺，明确有效的运行参数和对相关机理进行探索和研究，具体研究的内容如下：（1）对絮凝结团工艺进行研究，开发出经济、有效的地下水除铁除锰反冲洗废水处理工艺和方法。（2）针对辽宁省沈阳市第六水厂地下水除铁锰的反冲洗废水，探索出絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数。（3）针对辽宁省沈阳市第六水厂地下水除铁锰的反冲洗废水，根据不同混凝剂和助凝剂的特点，通过反复试验比较不同混凝剂的混凝效果，寻找最佳处理方案。并针对特定浓度铁锰的反冲洗废水，探索助凝剂和混凝剂最佳的投加量。（4）对不同混凝剂的混凝机理的进行研究。2.5.1不同混凝剂的混凝机理混凝作用是非常复杂的物理、化学过程，它涉及的因素很多，如废水中杂质的成分和浓度、水温、碱度、pH值以及混凝剂的性质和混凝条件等。本论文将会对混凝作用的定义、混凝机理、常用混凝剂及其特点、影响混凝剂的主要因素等进行分析，并通过絮凝结团试验确定不用混凝剂的混凝机理所形成的不同的混凝效果，作为确定絮凝结团效果最佳的混凝剂及其用量的因素之一。n32第二章试验装置、内容及方法硕士研究生学位论文2.5.2不同混凝剂最佳的投加量针对辽宁省沈阳市第六水厂地下水除铁锰的反冲洗废水，根据不同混凝剂特点，通过反复试验比较不同混凝剂的混凝效果，寻找最佳处理方案。并针对特定浓度铁锰的反冲洗废水，探索混凝剂最佳的投加量。分别在静态试验和絮凝结团装置中进行特定三种不同种类混凝剂、不同的投加量，对原污水进行搅拌、絮凝、沉淀的试验，通过测定处理前后溶液中铁锰的含量，以确定处理效果最佳的混凝剂及其投加量，并根据不同的混凝机理对试验现象进行分析，从而得出结论。2.5.3絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数本实验是絮凝结团工艺处理地下水反冲洗废水，原污水在造粒流化床设备中，通过电动搅拌器的机械搅拌和水流下降的双重作用下，内筒进行结团絮凝反应，在外筒进行泥水分离，泥沉降到储泥区，经排泥口排出，上清液由出水口排出。对处理效果可能会产生影响的因素进行分析，涵盖溶液pH值、搅拌速度、搅拌时间、沉淀时间等，通过反复试验的方法以探索出絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数。n硕士研究生学位论文第三章静态试验33第三章静态试验3.1混凝剂及其特点3.1.1混凝机理“混凝”就是水中的各种小颗粒、胶体和悬浮物的相互聚集在一起的过程。这里面包括了三个方面的问题：水中胶体小颗粒(包含微小悬浮物)的性质；混凝剂在水中的水解产物和胶体小颗粒与混凝剂间的相互作用。关于“混凝”一词的的定义目前还没有明确的规定。“混凝”也可以与“凝聚”和“絮凝”表达相同的意思。然而，现在很多的该方面的学术研究者认为:水中胶体“脱稳”胶体失去了它原本的稳定性的过程称“凝聚”;脱稳胶体相互聚在一起的过程称“絮凝”;“混凝”是凝聚和絮凝这两者的总称[21]。图3.1溶液混凝实物图Fig.3.1Coagulationsolutionphysicalmap混凝作用是非常复杂的物理、化学过程，它涉及的因素很多，如废水中杂质的成分和浓度、水温、碱度、pH值以及混凝剂的性质和混凝条件等。但归纳起来，可以认为主要是三方面的作用[22]:（1）压缩双电层作用通过投加电解质压缩扩散层以导致胶粒间相互凝聚的作用机理称为压缩双电层作用机理。这种机理主要以静电现象为基础解释简单离子对胶体产生的脱稳作用。水中胶粒能以分散悬浮的状态长期保持，这其中胶粒的毛电位起到了重要的作用，如果人为的消除或降低胶粒的毛电位，就有可能会使微粒碰撞聚结在一起，从而失n34第三章静态试验硕士研究生学位论文去其稳定性。在水中加以适当的电解质即混凝剂可达此种目的。毛电位只要降至某一数值使得胶粒间排斥的能量小于胶粒布朗运动的动能时，胶粒就会开始有明显的聚结现象，这时的毛电位称为临界电位。毛电位等于零时称为等电状态，在等电状态下混凝效果应该是最好的，但生产实践却表明毛电位大于零时混凝效果最好。图3.2胶体结构与双电层示意图Fig.3.2Colloidschematicelectricdoublelayerstructure（2）吸附架桥作用吸附架桥作用机理主要用来解释高分子混凝剂的作用过程。高分子混凝剂作为一种松散的网状长链式结构，分子量高，分子大，具有能与胶体表面某些部位作用的化学基团，对水中胶粒产生强烈的吸附作用和粘结桥连作用。当向溶液中投加高分子物质时，胶体微粒与高分子物质之间产生强烈的吸附作用，这种吸附主要由于各种物化过程，如氢键、共价键、范德华力等以及静电作用（异号基团，异号部位）共同产生，与高分子物质本身结构和胶体表面的化学性质特点有关；某一高分子基团与胶粒表面某一部位产生特殊的反应而互相吸附后，该高分子的其余部位则伸展在溶液中，可以与另一表现有空位的胶粒吸附。三价铁盐和铝盐以及别的高分子混凝剂溶解在水中后，经水解和缩聚反应形成高分子聚合物，高分子聚合物一般呈现的是线性结构。这类高分子化合物可以被胶体微粒剧烈吸附，因为它们的线性长度大，当其一端吸附某一胶粒后，另一端又吸附另一胶粒，在相距非常远的两胶粒间进行吸附架桥，使颗粒逐渐变大，形成肉眼可见的大的絮凝体。n硕士研究生学位论文第三章静态试验35图3.3吸附架桥作用示意图Fig.3.3Schematicadsorptionbridgingrole（3）网捕卷扫作用当金属盐作混凝剂时，如果投加量非常大，足以达到沉析金属氢氧化物或金属碳酸盐时，水中的胶体颗粒可被这些沉析物在形成时所卷扫（网捕），从而随之一起沉淀。此时胶体颗粒的结构并没有大的改变，基本上是一种机械作用，只是成为金属氢氧化物沉淀形成的核心。三价铁盐和铝盐等混凝剂水解能够生成沉淀物，而沉淀物往往会发生沉降，在其沉降的过程中它们能够集卷、捕水中的胶体等微粒，使胶体粘结。而且当投加的混凝剂是铁盐、铝盐时，在一定条件下它们会发生离解和水解，从而生成各种络离子，这些络离子不仅能够压缩双电层，还能够通过胶核外围的反离子层进入固液界面，并中和电位离子所带电荷，使总电位降低，毛电位也随之减小，达到胶粒的脱稳和凝聚，这就是电性中和。虽然结果与压缩双电层相同，但作用机理是不同的。3.1.2常用混凝剂及其特点（1）无机混凝剂目前，应用最多的是铝盐混凝剂和铁盐混凝剂。铝盐混凝剂:最常见常用的有硫酸铝、明矾、聚合氯化铝（PAC）等。铝盐混凝剂的优点很多，如处理效果好，腐蚀也比较小，使用起来非常方便等。但同时其也有一定的局限性。如水温比较低时，硫酸铝的水解效果不佳，不能形成较为密实的絮体，处理效果不佳。同时需要注意的是聚合氯化铝（PAC)为一种无机高分子混凝剂，具有矾花形成快，粒重易沉淀等优点，再达到同等效果的情况下投加量比硫酸铝少。n36第三章静态试验硕士研究生学位论文铁盐混凝剂:常见的有三氯化铁（FeCl3）、硫酸亚铁（FeSO4）、聚合铁（PFC）等。铁盐混凝剂所具有的优点有：形成的絮体较大且密实，比较容易沉淀，受温度的影响不大，能够较快的形成铁的氢氧化物絮体，强度和密实程度都很大，所以形成的絮体沉降的速度非常快，对水的处理效果相当好。由于铁盐混凝剂价格相对便宜同时对多种水质条件下的悬浮颗粒的絮凝沉淀效果很好，特别是在废污水处理中可以去除重金属、硫化物，生成的絮体矾花又可吸附去除水中难降解的油类和聚合物，因此应用相当广泛[14]。（2）有机混凝剂有机絮凝剂的对水样中的胶体微粒处理效果主要是通过它的吸附架桥来达到的，故又把有机絮凝剂叫做絮凝剂或助凝剂[9]。有机聚合物，也称为聚电解质，相对电子量由数个至1000万以上不等，它含有带电的官能基或中性的官能基，能溶于水中而具有电解质的行为。有机絮凝剂可分为三类：合成有机高分子絮凝剂、天然有机高分子改性絮凝剂、微生物絮凝剂。合成有机高分子絮凝剂：当前合成有机高分子絮凝剂中最普遍和最常用的是聚丙烯酞胺(PAM)。聚丙烯酞胺的结构是线性的，是一种水溶性聚合物，在水溶性聚合物中它是应用最为广泛的品种之一。它是由丙烯酞胺聚合而成，因此在其分子的主链上带有大量的侧基一酸胺基。酞胺基学活性很大，可以和多种化合物反应而产生许多聚丙烯酞胺的衍生物。酞胺基的独特之处还在于它能与多种氢键的化合物结合。这样，聚丙烯酞胺不仅具有一系列衍生物，而且具有多种宝贵的性能，如絮凝、增粘(稠)性、表面活性等。天然有机高分子改性絮凝剂：天然有机高分子改性絮凝剂种类繁多，其中有淀粉、纤维素、含胶植物、多糖类和蛋白质等类的衍生物。天然有机高分子改性絮凝剂有许多的优点，例如原料来源广泛、价格优廉、无毒、易于生物降解等，所以具有很好的应用前景。主要可分为三大类：碳水化合物类、多聚糖类、甲壳素类[26]。微生物絮凝剂：微生物絮凝剂是指利用微生物技术，通过微生物的发酵，抽提，精制而得到的一类絮凝剂。它是一种无毒的生物高分子化合物，包括机能性蛋白质和机能性多糖类物质，其絮凝性主要由位于染色体上和染色体外的絮凝遗传基因决定，絮凝基因是由多个基因控制的，絮凝基因经过修饰和校正基因的修正后，絮凝基因方可有效表达絮凝素，微生物本身可以作为一种絮凝剂，还可以从细胞壁提取的象葡聚糖、甘露聚糖、蛋白质等均可作为絮凝剂使用。能够分泌絮凝剂的微生物称为絮凝剂产生菌。目前研究比较透彻的有酱油曲霉、拟青霉素属微生物、红平红球菌等，也在开发混合菌株产生的絮凝剂。微生物絮凝剂的作用机理现在还不太清楚。还处于探讨完善阶段，目前比较接受的是架桥作用、电荷中和及卷扫作用，絮凝剂大分子借助离子键、氢键和范德华力同时吸附多个悬浮颗粒，在它们之间产生吸附架桥[26]，絮凝剂带有电荷，当靠近悬浮颗粒时，会中和悬浮颗粒表面的一部分电荷，降低其表面的毛电位，减少彼此之间的静电斥力，从而发生碰撞而凝聚，当n硕士研究生学位论文第三章静态试验37微生物絮凝剂投量一定时，可以在重力作用下迅速网捕，卷扫水中悬浮颗粒而产生沉淀分离[28]。复合絮凝剂：复合絮凝剂的研究也较多，刚开始研究的复合絮凝剂是由几种无机絮凝剂或是无机絮凝剂和有机絮凝剂以一定的比例调配用于废水的处理，主要有PAL+PAM，PAL+CGA、PAL+CG-A+NaOH等，还有例如SB-1、CG-A絮凝剂、JX-1、8号净水剂等它们是最新开发的，是一种两组分分别包装使用的复合混凝剂，适当的调整它们的配比能够增加水处理效果[29]。陈国丽等[30]研制的PCM复合絮凝剂，用于处理高浓度铁锰含量废水。洪宗国等[31]研究考察了铁系絮凝剂处理废水的性能，他的研究.结果表明用铁盐加酸体系处理含聚合物废水，絮凝速度快，絮凝颗粒大而紧，絮凝渣量少，便于过滤分离，处理水质清澈，各项指标达到二次注水和直接排放要求，成本能控制在0.70元/m3左右。王博等[32]用由铝、硅、磷等多组分高分于化合物和添加剂组成的Z剂用于处理中原七厂废水。处理后水中总铁质量浓度小于0.5mg/L，Ca2+、Mg2+的质量浓度由l875mg/L大幅降低至350mg/L。Z剂除具有絮凝作用外，还具有阻垢、防腐和杀菌等功能，处理后的水质满足要求。3.1.3影响混凝效果的主要因素凝作用的效果受到很多因素的影响，不同种类的混凝剂混凝效果自然不同，除此以外主要还有以下几个方面影响混凝效果:（1）水温水温对混凝效果的影响作用相当的大。无机盐类的混凝剂的水解是吸热反应，当水的温度比较低时，混凝剂的水解反应较为缓慢和困难。且低温条件下，水的粘度很大，不利于脱稳胶粒相互凝结，影响絮凝体的聚集成大絮体。一般可以采取升高温度、增加投药量、加入高分子助凝剂或提高介质碱度等方法措施加以提高改善。（2）pH值pH值对混凝剂混凝效果的影响并不是都一样的，对不同的混凝剂影响的效果程度也是不一样的。例如用铝盐Al2SO3混凝剂去除水中的浊度时，最佳pH值范围位于6.5～7.5之间;去除水中的色度时，最佳pH值范围位于4.5～5.0之间。而高分子混凝剂尤其是有机高分子混凝剂受pH值的影响不大。（3）水中杂质的成分、性质和浓度水中杂质的成分、性质和浓度的变化对混凝剂混凝效果的影响比很大。例如，如果天然水中主要含有的杂质是是粘土，则往往需要的混凝剂的数量很少，而当水体中主要的成分是有机物且比较多的时候，则会对胶体产生保护作用，这个时候少量的混凝剂起不到什么作用，必须大量投加才有效果。（4）水力条件水体中絮体的形成受水力条件的影响非常大。混凝一般是含有两个过程的，它们分别是混合和反应。混合这一过程就是使混凝剂快速均匀地扩散到所有的水体中，n38第三章静态试验硕士研究生学位论文与水体充分接触，能提供较好的水解和聚合的环境，胶体脱稳并借颗粒的布朗运动和紊动水流进行凝聚。这一阶段不需要大的絮凝体，而是需要快速和剧烈搅拌，在几秒或一分钟内完成;而反应过程则和混合阶段不同，这一阶段是要让混凝剂的微粒通过絮凝形成大的具有良好沉降性能的絮凝体，故而这一过程需要轻轻的搅拌，强度要尽量小一点，如果太大的话会使得已经生成的大的絮体被打破。3.2混凝剂的优选3.2.1烧杯静态实验现象分析本次实验初步选取了铝系、铁系和有机高分子中混凝剂中具有代表性的聚合氯化铝（PAC）、三氯化铁（FeCl3）和聚丙烯酰胺（PAM）及其两两组合进行对比实验。具体编号如下：（1）FeCl3（2）PAC（3）PAM（4）PAC+PAM(质量比为1:1)（5）FeCl3+PAC(质量比为1:1)（6）FeCl3+PAM(质量比为1:1)实验过程中的以上的这几种混凝剂都配成溶液，采用液体药剂的投加方式，其混凝剂的浓度如下表3.1所示：表3.1三种混凝剂名称及溶液溶度Table3.1Thethreekindsofcoagulantnameandsolutionconcentration混凝剂名称混凝剂溶液溶度三氯化铁（FeCl3）5mg/mL聚合氯化铝（PAC）5mg/mL聚丙烯酰胺（PAM）5mg/mL实验操作方法：在6个500mL的烧杯中分别加入400mL反冲洗废水水样，同时在相同加药量下往每个烧杯中分别投入上述6种药剂，将6个烧杯置于六联搅拌器下，先快速搅拌（200r/m）60s，然后慢速搅拌（100r/m）3min，静置20min，然后分别从各个烧杯中低于液面2cm处取上清液进行分析测试得出铁含量和锰含量。药剂的投加量范围控制在10-70mg/L，10为一个梯度，即可得出在投药量为10-70mg/L范围内，同一投药量6种化学药剂对铁和锰的去除率，去除率最高的即n硕士研究生学位论文第三章静态试验39为本试验的最优混凝剂。具体现场操作过程如图3.1所示。本次试验用的反冲洗废水来自于辽宁省沈阳市第六水厂，废水铁浓度为260mg/L～280mg/L，锰浓度为5.2mg/L～6.3mg/L。而主要检测的是经过处理后的反冲洗废水中铁和锰的含量，以这两项数据来反应混凝剂对反冲洗废水的处理效能，铁和锰的含量越低，混凝剂的处理效能越好。图3.4六种药剂置于六联搅拌机中搅拌现场实物图Fig.3.4Thephysicalchartofsixcoagulantsplacinginthesixblenders六种药剂的投加量为10-70mg/L时其所对应的铁和锰去除率数据记录如如表3.2所示。表3.2不同药剂投加量对铁和锰的去除率Table3.2TheremovalrateofSSandoilondifferentdosage投PAMPACFeCl3FeCl3+PAMFeCl3+PACPAC+PAM投铁去锰去铁去锰去铁去锰去铁去锰去铁去锰去铁去锰去加除率除率除率除率除率除率除率除率除率除率除率除率量1021.2824.3612.9419.2363.0546.8765.1271.1513.0812.2170.7870.692030.6325.3613.220.3360.3429.8773.3978.2514.0522.2175.7678.383031.4837.2616.7321.363.4828.6581.1183.6242.7452.3380.7282.564036.9634.3419.0522.0146.8925.3785.5180.8842.1552.3185.8382.995060.1352.3544.5446.9443.0524.8786.0280.1550.0852.485.5982.696062.2851.2948.8444.0411.0611.8779.0771.1562.3352.2177.1477.697063.0850.3659.9442.235.659.2970.1269.5361.0851.4167.5369.69n40第三章静态试验硕士研究生学位论文由图3.4可以看出，在投药量为10-70mg/L的情况下，以10mg/L为起点，FeCl3随着投药量的增加对铁和锰的去除率呈下降趋势，而其它五种药剂都是随着投药量的增加对铁和锰的去除率呈上升趋势，且这五种药剂的投加量到达一定的数值后趋于平稳甚至有略微的下降趋势。而具体的这六种混凝剂处理反冲洗废水的效能如何将在下一小节具体论述。六种混凝剂在投药量为30mg/L情况下，先以200r/min的转速快速搅拌60s，然后再以100r/min的转速慢速搅拌3min，搅拌结束静置20min后形成的矾花和水质情况及原水水样的水质情况如图3.3所示。图3.5原水及六种混凝药剂反应静置后水质情况图Fig.3.5Thewaterqualityofrawwaterandsixkindsofcoagulantreactionsafterquiescence由图3.4可以看出，在投药量为10-70mg/L的情况下，以10mg/L为起点，FeCl3随着投药量的增加对铁和锰的去除率呈下降趋势，而其它五种药剂都是随着投药量n硕士研究生学位论文第三章静态试验41的增加对铁和锰的去除率呈上升趋势，且这五种药剂的投加量到达一定的数值后趋于平稳甚至有略微的下降趋势。由图3.5可以看出，原水水样比较浑浊，里面的悬浮颗粒比较多，并且表面可以看出废水呈现了一定的浑浊度，烧杯1显示的是用三氯化铁混凝剂处理完静止后的水质情况，可以看出烧杯中水样呈现出了黄褐色，这是因为三氯化铁本身就是一种黄褐色固体，而且铁离子水解后生成的氢氧化铁沉淀物也是这种颜色，观察烧杯底部确实有黄褐色的沉淀物，水质相比原水水样而言更为澄清但是不是很明显。烧杯2显示的是用PAM混凝剂处理完静止后的水质情况，可以看出2号烧杯底部有白色絮体沉淀物，但是絮体显得比较松散，不密实，水中的悬浮颗粒有一定的下沉，水质相比原水水样更为澄清但同样也是效果不太明显，这是PAM混凝剂发挥了它的混凝效能，使得水中的悬浮颗粒和油滴聚集在一起而下沉与烧杯底部。烧杯3显示的是用PAC混凝剂处理完静止后的水质情况，可以看出3号烧杯水质还是比较浑浊，水中的悬浮颗粒还是比较多，底部并没有太明显的絮体沉降物。烧杯4显示的是用PAC+PAM混凝剂处理完静止后的水质情况，可以看出4号烧杯底部有大团大团的絮体沉降物，絮体非常密实并且很大，而水质情况相比原水水样变化也很明显，水体显得很清澈，水中的悬浮颗粒基本上观察不到。烧杯5显示的是用FeCl3+PAC混凝剂处理完静止后的水质情况，可以看出其水质情况与烧杯1的相差不大，只是水体呈现的黄褐色并不如烧杯1那么明显，絮体沉淀物及水中悬浮颗粒情况与烧杯1大体相同。烧杯6显示的是用FeCl3+PAM混凝剂处理完静止后的水质情况，可以看出烧杯6底部也有成团状的絮体沉淀物，絮体也是非常密实，水样非常澄清，就肉眼观察来说与烧杯4中的情况相差不大。所以说就烧杯静态实验的现象来说PAC+PAM和FeCl3+PAM混凝剂处理效果比较明显，处理反冲洗废水能有成团状的絮体沉淀物，处理完的水样水质情况也是与原水水样区别明显。3.2.2三种混凝剂作用机理分析PAM是一种高分子絮凝剂，主要是通过对胶体粒子吸附架桥来起作用的，而它往往只需要投加微量就能起到很好的混凝作用，而当投加量超过一定值时会起到相反的作用，不能起到絮凝剂剂的作用而是会使水样更为混浊。这是因为PAM混凝剂的分子结构是线性结构的，它具有能与胶粒表面某些部位起到作用的化学基团，当高聚物与胶粒接触时，基团会与胶粒表面产生特殊的反应而相互吸附，而高聚合n42第三章静态试验硕士研究生学位论文物分子的其余部分则伸展在溶液中，可以与另一表面有空位的胶粒吸附，这样聚合物就起了架桥连接的作用。然而当PAM过量时，PAM中具有线性结构的长链将胶体颗粒包裹，使得胶体表面吸附活性点减少了，架桥因此也变得困难。三氯化铁是一种无机混凝剂，其主要是通过压缩双电子层和网捕卷扫的作用来实现混凝的效果，因为投加三氯化铁于反冲洗废水后，铁离子及锰离子水解形成的离子化合物能中和废水的胶粒表面的电位，而当胶粒表面的电位降低到一定值使得胶粒间的排斥的能量小于胶粒间布朗运动的动能时，废水中的胶粒就能自动的凝结聚集在一起，从而使得胶粒脱稳，同时三氯化铁投入于废水中时能水解产生氢氧化铁沉淀，氢氧化铁沉淀在沉淀的过程中能带走废水中一定的悬浮的胶体粒子，此即为网捕和卷扫的作用。三氯化铁主要就是这样起到混凝的作用的。因为三氯化铁在水溶溶解成多种形式的铁离子，从而增加的铁离子的含量，随着三氯化铁投入的增加，铁离子含量的增加，故铁含量的去除率呈下降趋势。PAC是一种高分子无机混凝剂，它主要是通过吸附架桥来起作用的，因为PAC是高分子聚合物，而高分子聚合物的外形结构一般都是线性结构，这种线性结构使得PAC投入于水中的时候能够立即被废水中的胶粒强烈吸附，因为它的结构是线性的，所以这条直线会两端都同时对胶体粒子进行吸附，而当两端都吸附了胶体粒子后，慢慢的这条线性结构上的胶粒越来越多，即使相隔很远的胶粒也会因为慢慢的吸附在直线上和连接架桥上，从而直线结构上的胶体颗粒慢慢变大，在反冲洗废水中聚集形成了可以为肉眼所见的大的絮凝体结构。PAC的混凝机理过程主要就是这样的。除三氯化铁外剩下的其它的五种混凝剂都是随投药量的增加对铁和锰去除率呈现上升趋势，这说明10mg/L的投加量还不能满足药剂对反冲洗废水的最佳处理效能，此时混凝剂的的压缩双电子层、吸附架桥和网捕卷扫作用已经和废水中的一部分胶体颗粒完全反应，剩下的胶体颗粒已经没有混凝剂与其作用反应了，所以此时这五种混凝剂对铁和锰的去除率都比较低，而当增大投药量时其去除率也随之增加，但是而当投药量超过50mg/L时再增大投药量去除率的变化已经趋于平缓甚至有稍微的下降，这是因为铁盐、铝盐投加量过大时会使得胶粒吸收过多的电位相反的离子，从而让胶粒产生变号，从而发生再稳的现象，同时过多的投加铁盐和铝盐会大量的水解产生氢氧化铁和氢氧化铝沉淀，使得水样变的混浊，多以当投药量超过50mg/L时铁和锰的去除率变化趋于平缓甚至稍微下降。n硕士研究生学位论文第三章静态试验433.2.3三种混凝剂及其两两组合处理反冲洗废水效能分析三氯化铁随投药量的增加其对反冲洗废水铁和锰的去除率呈下降趋势，具体原因上节已经分析，而其它五种混凝剂都是随投药量的增加对反冲洗废水的去除率呈上升趋势，但是这五种混凝剂对反冲洗废水的处理效能是不同的，在投药量为10-70mg/L时，就铁去除率而言，PAM混凝剂在21.28%-63.08%区间变化，在投药量为70mg/L的时候达到最大，PAC混凝剂在12.94%-59.94%区间变化，在投药量为70mg/L的时候达到最大，PAC+PAM混凝剂在65.12%-86.02%区间变化，在投药量为50mg/L的时候达到最大，FeCl3+PAC混凝剂在13.08%-62.33%区间变化，在投药量为60mg/L的时候达到最大，FeCl3+PAM混凝剂在67.53%-85.83%区间变化，在投药量为40mg/L的时候达到最大；而就锰的去除率而言，PAM混凝剂在24.36%-52.35%区间变化，在投药量为50mg/L的时候达到最大，PAC混凝剂在19.23%-46.94%区间变化，在投药量为50mg/L的时候达到最大，PAC+PAM混凝剂在69.53%-83.62%区间变化，在投药量为30mg/L的时候达到最大，FeCl3+PAC混凝剂在12.21%-52.40%区间变化，在投药量为50mg/L的时候达到最大，FeCl3+PAM混凝剂在69.69%-82.99%区间变化，在投药量为40mg/L的时候达到最大，很明显PAC+PAM和FeCl3+PAM这两种混凝剂对铁和锰的去除率高于其它三种混凝剂，最高能达到80%以上，并且这两种混凝剂组合对铁和锰的去除率达到最大值时所需要投药量也明显比其它几种混凝剂需求量小。表3.3五种混凝剂投加量对铁和锰的去除率Table3.3FivekindsofcoagulantdosageofironandmanganeseremovalPAMPACPAC+PAMFeCl3+PACFeCl3+PAM投药量10-70mg/L10-70mg/L10-70mg/L10-70mg/L10-70mg/L21.28%-63.0812.94%-59.9465.12%-86.0213.08%-62.3367.53%-85.83铁去除率%%%%%最佳投药量70mg/L70mg/L50mg/L60mg/L40mg/L24.36%-52.3519.23%-46.9469.53%-83.6212.21%-52.4069.69%-82.99锰去除率%%%%%最佳投药量50mg/L50mg/L30mg/L50mg/L40mg/Ln44第三章静态试验硕士研究生学位论文分析其原因如下：就单独的FeCl3和PAC这两种混凝剂而言，其对废水的处理效果区别不是很明显，PAC的处理效果能稍好与FeCl3，PAC对铁和锰的去除率能略高于FeCl3。这点主要原因是因为三氯化铁投入于废水后其水解能力更强，虽能产生更多的沉淀充分发挥网捕卷扫的作用产，但同时也会生成大量的铁离子，增多了溶液中的铁含量。而FeCl3+PAC是以1:1的质量比例混合的，因为这两者的混凝效果区别不是很大，所以两者混合后对反冲洗废水的处理效果与其单独使用时区别也不大，而当PAC和FeCl3这两种混凝剂与PAM混合使用的时候其对反冲洗废水的处理效能能迅速提升，其对铁和锰的去除率大大高于它们单独投入使用时，所以说处理效能的提升主要是有PAM的加入，因为PAM同时也是一种高效助凝剂，当它单独投入反冲洗废水时处理效能不高，往往需要配合某种混凝剂联合使用才能起到高效的作用。PAM是一种高分子合成有机物，它能够在胶粒之间形成更大的絮体并由此产生更为强烈的表面吸附力，促进凝聚的作用同时能明显改善絮体的结构，当PAM与PAC或FeCl3结合起作用时，能生产较大的、坚固的和密实的絮体，使得沉淀物能更加快速的沉淀，PAM还能在微絮凝体间起到粘结架桥的作用，使得废水中的絮凝体越来越粗大并且表面足够广阔，能够完全充分的发挥吸附和卷扫的作用从而提高了澄清效果，所以当PAM与其它种的无机混凝剂一起作用时，能明显减少无机混凝剂的用量同时又达到更好的混凝效果，故而PAC+PAM和FeCl3+PAM这两种混凝剂对反冲洗废水的铁和锰的去除率明显偏高，同时达到最高去除效果时这两种混凝剂的需求量也更小，它们的处理效果能好于其它的三种混凝剂。综合上图3.2和3.3的分析同时可以看出PAC+PAM和FeCl3+PAM这两种混凝剂组合的最佳的投药量范围应是30-50mg/L。本次实验选取的是反冲洗废水的铁去除率和锰的去除率来考察混凝剂的处理效能，从图3.2和图3.3可以看出，铁的去除率和锰的去除率随着混凝剂投加量的改变其变化基本是一致的，即混凝剂对反冲洗废水中铁和锰的去除效能并无明显区别，并不存在对铁和锰的去除谁强谁弱的差别。3.2.4最优混凝剂的选定上一小节已经分析确认得出PAC+PAM和FeCl3+PAM这两种混凝剂组合对反冲洗废水中的铁和锰的去除率明显高于其他四种药剂，而由实验过程中观察和图3.3n硕士研究生学位论文第三章静态试验45搅拌静止后水质情况可以看出，PAC+PAM和FeCl3+PAM这两种药剂组合形成的矾花速度快很快，形状大而且密实，这两种混凝剂组合明显优于其它四种混凝剂。而比较PAC+PAM和FeCl3+PAM这两种混凝剂组合，它们的对反冲洗废水的铁和锰的去除率并无明显区别，都能达到80%以上，去除率都比较高，同时达到最高去除率时对混凝剂的需求量也相差不大，都在投药量为30-50mg/L这一区间为其高效去除区，且实验过程中和搅拌结束静止后观察烧杯中矾花的形成速度、形状大小和密实程度也相差不大，但从长时间进行的角度上看，所以本试验选取PAC+PAM混凝剂组合为最优混凝剂。3.3最优混凝剂处理反冲洗废水的成本分析本次的研究是为了将来能应用于具体工程实践，投入社会生产中的，所以经济成本的分析也就必不可少，因为即使技术达到了但是成本比较大，需要投入大量的资金的话这样也是不合理不可行的，无法应用并推广于工程实践。上节已经研究得出本次实验选择PAC+PAM混凝剂组合作为最优混凝剂，其处理反冲洗废水的最佳投药量时PAC为20mg/L，PAM为1.5mg/L，而参考市场混凝剂的价格可知PAC的市场价格为0.032元/g，PAM的市场价格为0.24元/g所以处理每100L反冲洗废水最优混凝剂的成本价格是：20×10-3×0.032×100+1.5×10-3×0.24×100=0.1元，所以本次试验每处理100L废水混凝剂的成本价格是0.1元。3.4本章小结（1）本试验用FeCl3+PAM和PAC+PAM混凝剂组合去除反冲洗废水中的铁和锰效果明显好于FeCl3、PAC、PAM和FeCl3+PAC这四种混凝药剂，且铁和锰的最高去除率都能达到80%以上，但考虑到到长期运行因素，选择PAC+PAM作为本试验的最优混凝剂。（2）利用PAC+PAM处理反冲洗废水的最佳工艺参数为：投药量PAC为20mg/L，PAM为1.5mg/L；沉淀时间为20min；最佳水力条件为先快速搅拌（200r/m）1min，然后慢速搅拌（100r/m）3min；最佳pH范围为8.0-8.5。（3）本次试验每处理100L反冲洗废水最优混凝剂的成本价格是0.1元。n46第三章静态试验硕士研究生学位论文n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究47第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究4.1絮凝结团工艺中混凝剂最佳投加量的研究4.1.1絮凝结团动力学理论在水处理工艺技术里，絮凝的作用是在沉淀或气浮之前，把分散开的小颗粒絮体集聚在有较佳沉降性能絮体的大颗粒上，在这个过程中，絮体其本身的强度其实就是混凝工艺处理效果影响最重要的因素之一，就是因为它是影响着混凝工艺颗粒絮体的直接因素。絮体强度的决定性因素是颗粒间结合力的强弱。所以，在混凝工艺技术中，絮体的破碎机有效聚集的能力是共同存在的，絮体的粒径被它的共同作用所影响。结团絮体的成长分为四个步骤，分别是絮体的成长，破碎，破裂及破碎结团体的再成长，并在此基础上通过试验研究建立了结团体数量平衡方程(4.1)式中，r-1(+)G为小颗粒结团体成长到粒径D的速率(s)，r(+)B为因为破碎形成的粒径D的速率(s-1)，r-1(-1)G为因为絮体成长从而导致的粒径D颗粒的减少的速率(s)，r-1(-)B为因为破碎从而导致的粒径D颗粒的减少的速率(s)。在此基础上，对絮体减少速率和成长速率进行了分析，得出絮体成长速率(4.2)式中，K3G为反应速率常数(-)，0为初始粒子的密度(kg/m)，e为既成絮体的密度(kg/m3)，G为速度梯度(s-1)，Vf为初始粒子的体积浓度(-)，V0为结团体悬浮层的体积(m3)。该方程描述了絮凝结团搅拌强度与反应速率，悬浮层体积浓度，上升流速，结团体密度等因素的关系，并通过细致的试验加以验证，但对于工况条件对工艺的影响规律尚未做推导。通过分析絮体受力的情况，得出结团絮体破碎速率。(4.3)式中，K1/34/33B为反应速率常数(mskg)，ρp为既成絮体的密度(kg/m)，D为结团体粒径(m)，Dc为结团体临界粒径(m)，m为絮体结构指数（-)。可见，结团絮体破碎速率与颗粒粒径，搅拌强度，絮体密度，悬浮层絮体体积浓度等工艺条件有必然联系，因此，控制适宜的工艺条件是减缓絮体破碎的速率，防止破碎絮体随出水水流排出，导致出水水质恶化的必要条件。结团絮体的有效密度ρe代表着结团体的致密程度。相同结团体且最小粒径dmin下，有效密度ρe变大，上升流速uW变大，因此，ρe的大小间接的决定着工艺处理n48第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文负荷。结团絮体的有效密度与其空隙率有一定关联，而空隙率又与其所受的水流剪切力以及结团絮体间的相互摩擦和挤压作用有关联。在絮凝结团悬浮层中，控制结团体成长粒径是结团絮体所受剪切力的主要作用，而结团体间的相互碰撞和相互摩擦能够强力掌控初始粒子在既成絮体表面附着的随机性，这样情况下，就可以实现初始粒子的逐一附着性，从而高效降低絮体空隙率，提高有效密度ρ[10]e。4.1.2絮凝结团工艺操作条件控制（1）化学条件已经有研究表明[47-48]，合理控制有机高分子絮凝剂投量和无机盐混凝剂是实现自我造粒的的必要前提，可通过初始颗粒的电动电位来控制这些，从而达到微脱稳态的ζ电位为ζ=-15～-20mv。在这样的条件下，不会发生早期的相互聚集。微脱稳态操作所需的无机盐混凝剂投量和有机高分子投量之间存在一定的比例关系。对于高浓度悬浊体系，悬浊液浓度与无机盐混凝剂投量之间不存在简单的化学计量关系。王晓昌等人认为，随着悬浊液浓度的不断增大，单位浓度的无机盐混凝剂投量会按幂函数关系逐渐递减，有机高分子的最佳投量也服从这种相关关系。絮凝结团工艺中的无机盐混凝剂最主要的作用是通过压缩双电层、吸附电中和使水中胶体颗粒产生脱稳现象，并且将形成比较理想的初始离子作为前提。依照丹保对普通絮体的研究成果表明[49]，当絮体上的外部剪切力与其内部结合力相当时，絮体的成长才达到平衡状态。此时，絮体的粒径受絮体的内部结合强度和平均单位有效能耗的重要影响。在絮凝结团柱中，如果其他条件一成不变，有效能耗同时也取决于结团体的内部综合强度。所以得出结论，结团体致密的必要条件是提高结合强度。只有在这一条件下，同时具备特定的动力条件，结团体的致密化才能够加以实现。Tambo等人的试验成果表明了这么一个事实[50]：直接投加PAM在流化床的入口处所达到的效果相对较好，这样才能够实现核絮凝体表面逐个附着的初始粒子，同时絮体颗粒的密度也相对较大。（2）反应动力学条件在反应动力学方面，初始条件是投加无机盐混凝剂，然后保证高强度（G>200S-1）、剧烈（T<1min）的交融，在成功完成微脱稳后投加有机高分子絮凝剂到流化床入口处，同时并需要保证瞬间投加，加速混合扩散的反应条件；预先形成的高分子密度颗粒悬浮层的存在给致密型絮凝体的形成提供了庞大的表面；在高浓度颗粒悬浮层中适宜提供剪切力场，即是使机械搅拌的强度达到G=40S-1，这样悬浮层体积力和水力综合作用反应后的总剪切力强度可达G=80S-1，在以上所叙述的剪切力场中，在大颗粒表面上，初始颗粒的随机型松散结合则得到了强有力的控制，并保证了颗粒每一个结合的部位都具有足够的强抗剪切力度，继而形成密实的n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究49颗粒构造[21]。于泮池等人认为[35]，在高体积浓度悬浮层中，絮凝结团体间的挤压力和摩擦力是促进初始粒子进行规则排列的最主要的外力。在固定的凝聚条件下，伴随着悬浮层体积浓度的增大，絮凝结团体的内部空隙率减小，其有效密度相应其他而言却增大。由此可见，生成高密度絮凝体的前提关键在于悬浮层的高体积浓度。（3）流体动力学条件在一成不变的的上升流速条件下，可以维持悬浮层处于平衡的悬浮状态，这样有利于初始颗粒向大颗粒层扩散，从而形成致密性的结团体；结团体悬浮层体积浓度下降的形成是增大上升流速导致的，颗粒间相互碰撞频率逐渐降低，会引起出水浊度的持续升高；同时也会导致结团体有效密度快速降低，使结团体沉积性能随之恶化，从而对系统的稳定连续运行是不利的。水流流速逐渐降低，即处理效率逐渐下降。因此，如何控制良好的、合理的上升流速而使系统处于一种高效稳定运行的状态是具有十分重要的意义的[31]。黄廷林[33]等人认为，加快上升流速，悬浮层达到的新的运动平衡所付出的代价是体积浓度的降低，而体积浓度的降低，必然削弱结团体的致密作用，结团体有效密度的逐渐降低，而作用在上面的剪切半径逐渐增大，结团体颗粒也将随之增大。此外，上升流速的大部分能量消耗在结团体对水流的阻力或克服结团体的重力使之处于悬浮状态上，超高的上升流速必然使悬浮层体积絮体松散无质、浓度变小，截留过滤能力降低，这样会影响整个系统的处理效果，达不到最佳状态。在上升流速的作用下，结团体将会受到水流流动剪切力的作用，这样的状态下，由于布水的效果不是很均匀和悬浮层中强制搅拌不是连续的，结团体将会呈现出一种具有强制性局部有一定规律的运动，这种有规律的运动是有水力负荷和搅拌强度共同决定的。因此，在搅拌强度固定不变的情况下，上升流速的变化对结团体致密、悬浮层浓度起着非常重要的作用[33]。4.1.3PAM对处理效果的影响本试验将使用PAM作为高分子混凝剂进行试验，以研究PAM投加量对絮凝结团装置处理反冲洗废水效果的影响。具体实验操作方法日下：（1）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入25mg的PAM，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（2）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取n50第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入27.5mg的PAM，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（3）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入30mg的PAM，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（4）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入32.5mg的PAM，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（5）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入35mg的PAM，调节装置搅拌速度至150r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（6）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入37.5mg的PAM，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（7）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入40mg的PAM，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。总结起来，改变PAM的投加量范围为5mg/L～8mg/L，在pH值为8.2，室温下n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究51以转速180r/min，搅拌15min、沉淀20min条件下处理效果随PAM投加量变化如图4.1所示。铁锰含量最低的即为以PAM作为混凝剂最佳的投加量。图4.1PAM投加量变化对出水水质的影响Table4.1ChangeonthewaterqualityofPAMdosage由图4.1知，当PAM投加量较少时，只有少量的胶体表面被PAM覆盖而形成絮凝体，因此会有很多的粒子不能够形成结团体而得以沉淀去除，因此去除效果较差。随着PAM投加量增加，大量的胶体粒子被PAM覆盖，从而形成结团得以去除，出水水质得到改善。当投加量高于7mg/L时，结团体逐渐趋于饱和，密度增加缓慢[13]，出水铁在7.9～8.5mg/L，锰为1.3～1.5mg/L。具体原因分析如下：由于PAM是一种高分子絮凝剂，主要是通过对胶体粒子吸附架桥来起作用的，吸附架桥作用机理主要用来解释高分子混凝剂的作用过程。高分子混凝剂作为一种松散的网状长链式结构，分子量高，分子大，具有能与胶体表面某些部位作用的化学基团，对水中胶粒产生强烈的吸附作用和粘结桥连作用。当向溶液中投加高分子物质时，胶体微粒与高分子物质之间产生强烈的吸附作用，这种吸附主要由于各种物化过程，如氢键、共价键、范德华力等以及静电作用（异号基团，异号部位）共同产生，与高分子物质本身结构和胶体表面的化学性质特点有关；某一高分子基团与胶粒表面某一部位产生特殊的反应而互相吸附后，该高分子的其余部位则伸展在溶液中，可以与另一表现有空位的胶粒吸附。高分子混凝剂溶解在水中后，经水解和缩聚反应形成高分子聚合物，高分子聚合物一般呈现的是线性结构。这类高分子化合物可以被胶体微粒剧烈吸附，因为它们的线性长度大，当其一端吸附某一胶粒后，另一端又吸附另一胶粒，在相距非常远的两胶粒间进行n52第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文吸附架桥，使颗粒逐渐变大，形成肉眼可见的大的絮凝体。而它往往只需要投加微量就能起到很好的混凝作用，而当投加量超过一定值时会起到相反的作用，不能起到絮凝剂剂的作用而是会使水样更为混浊。这是因为PAM混凝剂的分子结构是线性结构的，它具有能与胶粒表面某些部位起到作用的化学基团，当高聚物与胶粒接触时，基团会与胶粒表面产生特殊的反应而相互吸附，而高聚合物分子的其余部分则伸展在溶液中，可以与另一表面有空位的胶粒吸附，这样聚合物就起了架桥连接的作用。然而当PAM过量时，PAM中具有线性结构的长链将胶体颗粒包裹，使得胶体表面吸附活性点减少了，架桥因此也变得困难。从结团絮体的有效密廓ρe角度进行围观分析，絮凝结团工艺里，PAM的作用在于依靠高分子量的强烈作用，增强结团颗粒与初始粒子之间的结合强度ρ0而与颗粒表面高分子覆盖率有关[13]。黄廷林等通过对混凝动力学中的Smolounchowski方程进行修正，得出了絮凝结团工艺中初始粒子减少速率与颗粒表面分子覆盖率的关系：（4.1）式中，n——初始粒子数量（L-1）；K——絮凝速率常数（-）；——絮体表面高分子覆盖率（%）；T——絮凝时间（s）。假设原水中初始粒子浓度为n0，对4.1式进行积分，则t时刻悬浮层中初始粒子数量可以表达为：（4.2）絮凝结团工艺中，n的减少是通过初始粒子在结团絮体上的逐一附着得以实现的，因而，悬浮层内初始粒子减少的体积πd30（n0-n）/6等于既成絮体增大的体积V3f。初始粒子浓度可以表示为C0=0πd0n0/6，考虑到絮凝结团悬浮层中时，停留时间t和悬浮层高度H(m)和上升流速uw的关系，悬浮层体积浓度可以表达为：（4.3）因此，絮凝结团悬浮层中颗粒碰撞频率公式可以表达为：（4.4）有公式（4.4）可以知道，结团碰撞频率和原水浓度C0，絮凝结团体表面高分子覆盖率，另外，上升流速uW等工艺条件均有关系。除此之外，机械搅拌强度增大，这会致使搅拌值G增大，从而也会影响结团体的有效密度。PAM的投加量的加大会致使粒子表面上高分子覆盖面积的加大[13]。由公式（4.3）及公式（4.2）可知，n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究53当小于等于50%的时候，的加大可致使e的加大。另外一个方面，PAM投加量的加大会致使结团体内部强度结合增强，以致可以承受等大的搅拌G值，这样，致使结团絮体趋于密实。4.1.4三氯化铁对处理效果的影响本试验将使用三氯化铁作为高分子混凝剂进行试验，以研究三氯化铁投加量对絮凝结团装置处理反冲洗废水效果的影响。具体实验操作方法日下：（1）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入200mg的三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂三氯化铁与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（2）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入207.5mg的三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂三氯化铁与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（3）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入215mg的三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂三氯化铁与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（4）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入222.5mg的三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂三氯化铁与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（5）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入230mg的三氯化铁，调节装置搅拌速度至150r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂三氯化铁与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15minn54第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（6）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入237.5mg的三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂三氯化铁与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（7）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入245mg的三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂三氯化铁与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。总结起来，改变三氯化铁的投加量范围为40mg/L～49mg/L，在pH值为8.2，室温下以转速180r/min，搅拌15min、沉淀20min条件下处理效果随三氯化铁投加量变化如图4.2所示。铁锰含量最低的即为以三氯化铁作为混凝剂最佳的投加量。图4.2氯化铁投加量变化对出水水质的影响Table4.2Changeonthewaterqualityofferricchloridedosage从图4.2中曲线变化可知，开始随着氯化铁投加量的增加，水中大量胶体粒子被结团沉淀去除，出水水质迅速改善，当投加量到达46mg/L以后出水锰浓度稳定在1.8mg/L左右，出水铁含量反而有所升高，在14.7～23.5mg/L。随着投加量的进n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究55一步增加结团趋于饱和，由于氯化铁溶于水会有铁离子溶于水中，因此会造成出水铁含量不降反升的现象。具体原因分析如下：三氯化铁是一种无机混凝剂，其主要是通过压缩双电子层和网捕卷扫的作用来实现混凝的效果，因为投加三氯化铁于反冲洗废水后，铁离子及锰离子水解形成的离子化合物能中和废水的胶粒表面的电位，而当胶粒表面的电位降低到一定值使得胶粒间的排斥的能量小于胶粒间布朗运动的动能时，废水中的胶粒就能自动的凝结聚集在一起，从而使得胶粒脱稳，同时三氯化铁投入于废水中时能水解产生氢氧化铁沉淀，氢氧化铁沉淀在沉淀的过程中能带走废水中一定的悬浮的胶体粒子，此即为网捕和卷扫的作用。三氯化铁主要就是这样起到混凝的作用的。因为三氯化铁在水溶溶解成多种形式的铁离子，从而增加的铁离子的含量，随着三氯化铁投入的增加，铁离子含量的增加至一定含量，铁含量的去除率呈下降趋势，故处理效果变差。4.1.5PAC对处理效果的影响本试验将使用PAC作为高分子混凝剂进行试验，以研究PAC投加量对絮凝结团装置处理反冲洗废水效果的影响。具体实验操作方法日下：（1）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入275mg的PAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（2）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入282.5mg的PAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（3）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入290mg的PAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，n56第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（4）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入297.5mg的PAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（5）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入305mg的PAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（6）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入312.5mg的PAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（7）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入320mg的PAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。总结起来，改变PAC的投加量范围为55mg/L～64mg/L，在pH值为8.2，室温下以转速180r/min，搅拌15min、沉淀20min条件下处理效果随PAC投加量变化如图4.3所示。铁锰含量最低的即为以PAC作为混凝剂最佳的投加量。n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究57图4.3PAC投加量变化对出水水质的影响Table4.3ChangeonthewaterqualityofPACdosage由图4.3可以明显看到，当PAC投加量为56.5mg/L时出水锰最低为1.8mg/L，之后有小幅度的上升最高达到2.1mg/L；当投加量为61mg/L时出水铁最低为7.3mg/L，虽然出水能达到排放标准，但由于投加量较大，综合经济。具体原因分析如下：PAC是一种高分子无机混凝剂，它主要是通过吸附架桥来起作用的，因为PAC是高分子聚合物，而高分子聚合物的外形结构一般都是线性结构，这种线性结构使得PAC投入于水中的时候能够立即被废水中的胶粒强烈吸附，因为它的结构是线性的，所以这条直线会两端都同时对胶体粒子进行吸附，而当两端都吸附了胶体粒子后，慢慢的这条线性结构上的胶粒越来越多，即使相隔很远的胶粒也会因为慢慢的吸附在直线上和连接架桥上，从而直线结构上的胶体颗粒慢慢变大，在反冲洗废水中聚集形成了可以为肉眼所见的大的絮凝体结构。PAC的混凝机理过程主要就是这样的。从结团絮体的有效密廓ρe角度进行围观分析，絮凝结团工艺里，PAC的作用在于依靠高分子量的强烈作用，增强结团颗粒与初始粒子之间的结合强度ρ0而与颗粒表面高分子覆盖率有关[13]。黄廷林等通过对混凝动力学中的Smolounchowski方程进行修正，得出了絮凝结团工艺中初始粒子减少速率与颗粒表面分子覆盖率的关系：n58第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文（4.4）式中，n——初始粒子数量（L-1）；K——絮凝速率常数（-）；——絮体表面高分子覆盖率（%）；T——絮凝时间（s）。假设原水中初始粒子浓度为n0，对4.4式进行积分，则t时刻悬浮层中初始粒子数量可以表达为：（4.5）絮凝结团工艺中，n的减少是通过初始粒子在结团絮体上的逐一附着得以实现的，因而，悬浮层内初始粒子减少的体积πd30（n0-n）/6等于既成絮体增大的体积V3f。初始粒子浓度可以表示为C0=0πd0n0/6，考虑到絮凝结团悬浮层中时，停留时间t和悬浮层高度H(m)和上升流速uw的关系，悬浮层体积浓度可以表达为：（4.6）因此，絮凝结团悬浮层中颗粒碰撞频率公式可以表达为：（4.7）有公式（4.7）可以知道，结团碰撞频率和原水浓度C0，絮凝结团体表面高分子覆盖率，另外，上升流速uW等工艺条件均有关系。除此之外，机械搅拌强度增大，这会致使搅拌值G增大，从而也会影响结团体的有效密度。PAC的投加量的加大会致使粒子表面上高分子覆盖面积的加大[13]。由公式（4.6）及公式（4.4）可知，当小于等于50%的时候，的加大可致使e的加大。另外一个方面，PAC投加量的加大会致使结团体内部强度结合增强，以致可以承受等大的搅拌G值，这样，致使结团絮体趋于密实。4.1.6PAC和PAM混合投加对处理效果的影响在第三章中已经得到，混凝效果最佳的混凝剂组合是PAM和PAC混合处理，现就PAM和PAC作为混凝剂，研究混凝效果最佳的配比，并研究最佳投加量。由于在上一小节中已经确定单独投加PAC作为混凝剂，它的最佳投加量为61mg/L，故固定PAC的量为305mg，改变PAM投加量来进行研究，具体实验操作方法日下：（1）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究595L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入20mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（2）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入22.5mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（3）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入25mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（4）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入27.5mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（5）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入30mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（6）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入32.5mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（7）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取n60第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入35mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（8）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入37.5mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（9）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入40mgPAM，305mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。总结起来，采用PAM处理效果最好，当PAC投加量为56.5mg/L时出水锰最低为1.8mg/L，之后有小幅度的上升最高达到2.1mg/L；当投加量为61mg/L时出水铁最低为7.3mg/L；当PAM投加量高于7mg/L时，结团体逐渐趋于饱和，密度增加缓慢[13]，出水铁在7.9～8.5mg/L，锰为1.3～1.5mg/L。故将PAC投加量固定在60mg/L，改变PAM的投加量，范围是4mg/L～8mg/L，在pH值为8.2，室温下以转速180r/min，搅拌10min、沉淀10min条件下处理效果随PAM投加量变化如图4.4所示，铁锰含量最低的即为PAC和PAM混合处理的最佳投加量。n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究61图4.4PAC投加量为60mg/L，PAM投加量变化对出水水质的影响Table4.4PACdosageofinfluence60mg/L，PAMdosagechangeonwaterquality由图4.4可知，当PAM投加量增加到5.5mg/L时，出水铁浓度最低4.9mg/L，随着PAM的增加，出水铁浓度有所提高；当PAM投加量增加到6mg/L时，出水锰浓度最低为1.5mg/L，随着PAM的增加，出水锰浓度有所提高，结团趋于饱和，水中铁锰浓度大体上略微提高。故当投加PAC的量为61mg/L时，PAM最佳投加量在5.5mg/L-6mg/L。具体原因分析如下：PAM是一种高分子合成有机物，它能够在胶粒之间形成更大的絮体并由此产生更为强烈的表面吸附力，促进凝聚的作用同时能明显改善絮体的结构，当PAM与PAC结合起作用时，能生产较大的、坚固的和密实的絮体，使得沉淀物能更加快速的沉淀，PAM还能在微絮凝体间起到粘结架桥的作用，使得废水中的絮凝体越来越粗大并且表面足够广阔，能够完全充分的发挥吸附和卷扫的作用从而提高了澄清效果，所以当PAM与其它种的无机混凝剂一起作用时，能明显减少无机混凝剂的用量同时又达到更好的混凝效果，故而PAC+PAM这两种混凝剂对反冲洗废水的铁和锰的去除率明显偏高，同时达到最高去除效果时这两种混凝剂的需求量也更小，它们的处理效果能好于其它的三种混凝剂。但投药量达到一定值，随着PAM的增加，出水铁锰浓度有所提高，结团趋于饱和，水中铁锰浓度大体上略微提高。n62第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文4.1.7三氯化铁和PAM混合投加对处理效果的影响以PAM和三氯化铁作为混凝剂，研究混凝效果最佳的配比，并研究最佳投加量。由于在上一小节中已经确定单独投加三氯化铁作为混凝剂，它的最佳投加量为46mg/L，故固定PAC的量为230mg，改变PAM投加量来进行研究，具体实验操作方法日下：（1）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入20mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（2）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入22.5mgPAC，230mgPAC，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（3）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入25mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（4）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入27.5mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（5）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入30mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究63水样，测量处理后的铁锰浓度。（6）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入32.5mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（7）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入35mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（8）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入37.5mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。（9）将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入40mgPAC，230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，测量处理后的铁锰浓度。总结起来，采用PAM处理效果最好。开始随着氯化铁投加量的增加，水中大量胶体粒子被结团沉淀去除，出水水质迅速改善，当投加量到达46mg/L以后出水锰浓度稳定在1.8mg/L左右，出水铁含量反而有所升高，在14.7～23.5mg/L；当PAM投加量高于7mg/L时，结团体逐渐趋于饱和，密度增加缓慢[13]，出水铁在7.9～8.5mg/L，锰为1.3～1.5mg/L。故将氯化铁投加量固定在46mg/L，改变PAM的投加量，范围是4mg/L～8mg/L，在pH值为8.2，室温下以转速180r/min，搅拌10min、沉淀10min条件下处理效果随PAM投加量变化如图4.5所示，处理效果随改变转速变化如图4.5所示，铁锰含量最低的即为三氯化铁和PAM混合处理的最佳投加量。n64第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文图4.5氯化铁投加量为46mg/L，PAM投加量变化对出水水质的影响Table4.5Ferricchloridedosageis46mg/L，changeimpactonwaterqualityanddosageofPAM由图4.5可知，当PAM投加量增加到7mg/L时，出水铁浓度最低7.5mg/L，随着PAM的增加，出水铁浓度有所提高；当PAM投加量增加到7.5mg/L时，出水锰浓度最低为1.4mg/L，随着PAM的增加，出水锰浓度有所提高，结团趋于饱和，水中铁锰浓度大体上略微提高。故当投加PAC的量为61mg/L时，PAM最佳投加量在5.5mg/L-6mg/L。具体原因分析如下：就单独的FeCl3这种混凝剂而言，其对废水的处理效果区别不是很明显，PAM的处理效果能好于FeCl3，PAM对铁和锰的去除率能高于FeCl3。这点主要原因是因为三氯化铁投入于废水后其水解能力更强，虽能产生更多的沉淀充分发挥网捕卷扫的作用产，但同时也会生成大量的铁离子，增多了溶液中的铁含量。而FeCl3+PAM是以不同的质量比例混合的，当各自的投加量达到最优时，混凝效果也达到最优，而当FeCl3这种混凝剂与PAM混合使用的时候其对反冲洗废水的处理效能能迅速提升，其对铁和锰的去除率大大高于它们单独投入使用时，所以说处理效能的提升主要是有PAM的加入，因为PAM同时也是一种高效助凝剂，当它单独投入反冲洗废水时处理效能不高，往往需要配合某种混凝剂联合使用才能起到高效的作用。PAM是一种高分子合成有机物，它能够在胶粒之间形成更大的絮体并由此产生更为强烈的表面吸附力，促进凝聚的作用同时能明显改善絮体的结构，n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究65当PAM与FeCl3结合起作用时，能生产较大的、坚固的和密实的絮体，使得沉淀物能更加快速的沉淀，PAM还能在微絮凝体间起到粘结架桥的作用，使得废水中的絮凝体越来越粗大并且表面足够广阔，能够完全充分的发挥吸附和卷扫的作用从而提高了澄清效果，所以当PAM与其它种的无机混凝剂一起作用时，能明显减少无机混凝剂的用量同时又达到更好的混凝效果，由于FeCl3水解后会增加水中铁离子的含量，故而FeCl3这种混凝剂的量超过一定值，铁含量增多不减，混凝效果逐渐下降。4.2絮凝结团工艺中最佳运行参数的研究4.2.1pH对处理效果的影响将反冲洗废水搅拌匀称，并通过不断投加Na2CO3来调节pH值，pH值为6.8、7.2、7.6、8.0、8.4、8.8、9.2、9.4，分别并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，由于高分子混凝剂受pH影响较小，故使用三氯化铁最为研究pH的混凝剂，选取上一个小节中确定的最佳投加量，在混凝剂投加装置中加入230mg三氯化铁，调节装置搅拌速度至180r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAC与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，分别测量pH值为6.8、7.2、7.6、8.0、8.4、8.8、9.2、9.4处理后的铁锰浓度，处理效果随pH变化如图4.6所示，铁锰含量最低的即为最佳pH。图4.6pH值变化对出水水质的影响Table4.6TheeffectofpHchangeonwaterqualityn66第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文由图4.6可以看出，刚开始随着pH的上升，出水铁、锰含量快速下降，当pH值高于8.2以后，出水铁、锰含量虽然继续降低，但铁浓度在15mg/L上下徘徊，锰浓度在1.7mg/L上下浮动。随着pH的升高，水中OH-增多，有利于铁、锰离子形成复合物，进而形成沉淀物去除，但效果不明显。pH为9.4时出水铁为14mg/L，锰为1.6mg/L仍不达标。具体原因分析如下：混凝剂对含铁锰废水的处理效果最好，此区间为高效区，混凝剂对含铁锰废水的铁和锰的去除率都能保持较高的值，而且此时形成的矾花密实，絮体沉降速度快含铁锰废水的pH值影响其混凝效果，而每种混凝剂都有其最佳的pH值范围，混凝剂投入含铁锰废水中会发生水解，水解的产物是能使含铁锰废水中悬浮物和胶体沉淀的物质，而混凝剂于含铁锰废水中的水解平衡和水解产物的存在形态直接受到pH值的影响。所以必须通过试验确定混凝剂处理含铁锰废水的最佳pH值范围，使混凝剂于含铁锰废水中处于水解平衡的最佳范围内，混凝剂才能够发挥出最大的作用。三氯化铁在低pH值的环境中时，主要的存在形态是低聚合度的高电荷络离子，这些离子主要靠压缩双电子层的作用，但是脱稳后的颗粒不容易聚合成团，所以处理效果不明显，而且三氯化铁中的铁离子水解生产Fe(OH)3沉淀能通过网捕卷扫的作用加强混凝剂的处理效果，铁离子的水解生产了氢离子，而废水pH很低的话会抑制它的水解，从而影响其混凝效果，所以当pH值为4.5时，混凝剂对反冲洗废水的铁和锰去除率不高，处理效果不好。而当pH值为中性或偏弱碱性时，三氯化铁更容易水解生成Fe(OH)3，此时聚合度极大的络合离子占优势，吸附和电中和及卷扫作用强，被脱稳的颗粒凝聚成团，所以此时处理效果也较好，图3.13显示的pH为8.0-8.5时正是处于这一区间，所以此时混凝剂对反冲洗废水的铁和锰去除率很高，都达到80%以上。当pH值较大时，三氯化铁水解生成的Fe(OH)3会过多，水体浑浊，所以去除效果也会有所下降，正如上图显示一样，当pH超过8.5时，混凝剂处理含油废水的效果有稍许下降，铁和锰的去除率都呈现轻微的下降趋势。综上分析，所以本次实验最优混凝剂处理反冲洗废水的最佳pH值为8.2。4.2.2转速对处理效果的影响将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入7mg/L的PAM，改变搅拌转速范围为100r/min、120r/min、140r/min、160r/min、180r/min、200r/min、220r/min、240r/min、260r/min、280r/min，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，15min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，分别测量处理后的铁锰浓度，处理效果随改变转速变化如图4.7所示，铁锰含量最低时的搅拌速度即为混凝效果最佳的转速。n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究67图4.7转速改变对出水水质的影响Table4.7Speedchangeeffectsonwaterquality由图4.7可以看出转速超过160r/min之后的转速继续增加出水水质依然很好，出水铁浓度在4.7～5.2mg/L，锰浓度在3.1～3.5mg/L，因为形成的絮凝体比较稳定，在水力紊动的同时也不会破坏已形成的大絮体[14]。但随着转速的继续增加，强大的剪切力会使已经形成的絮凝体粒径减小[15]。综合经济、技术等因素，转速为160r/min较为合理。具体原因分析如下：保持水中胶粒一直都有较高的碰撞次数以此来得到较大的凝聚速度，所以搅拌速度是影响处理效果的一个非常重要的因素。搅拌转速可以为结团体的致密性提供动力，可以保证结团体在流化床中成长的粒度，同时，强制搅拌有利于布水的均匀性，保证系统稳定高效持续运行。转速n的提高，致使作用在结团体上的剪切力发生变化，有利于结团体的致密化，使悬浮颗粒粒径减小，但是过于强烈的搅拌也会容易造成结团体的破碎。已有的实验结果表明[43]，随搅拌转速的增大，颗粒有效密度呈S型曲线关系增大，颗粒粒径由于剪切半径的减小而减小，出水浊度随搅拌转速的增加有极小值的存在。同时搅拌转速的增加，虽可以提高颗粒的有效密度，但由于水力提升和强烈的剪切作用会使的颗粒粒径急剧减小，造成结团体的沉积性能下降，悬浮层体积浓度大大减小。因此，在一定的运行条件下，存在一个最佳的搅拌转速。搅拌的作用是增加颗粒与混凝剂的碰撞几率，以及为絮凝体的致密提供动力，当转速较低时出水水质较差，转速较低时，碰撞几率较n68第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文低，不能很好地形成絮凝体，出水水质不达标。随着转速增加，形成的絮凝体粒径较大，密实度增加，沉淀效果增加。在实验条件下，搅拌转速对出水效果的影响如图5.7。在搅拌转速小于160r/min时，机械搅拌转速的增加有利于出水浊度的降低；大于160r/min后，继续增加机械搅拌转速，出水浊度急剧上升，且伴有微絮体存在。转速较高，其能量消耗也会增加，因此在满足出水水质的前提下，宜选用较低的搅拌转速。该实验条件下，最佳搅拌转速为160r/min。4.2.3停留时间对处理效果的影响将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入7mg/L的PAM，调节装置搅拌速度至160r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，分别搅拌2min、4min、6min、8min、10min、12min、14min、16min、18min、20min、22min、24min、26min、28min、30min之后，停止装置，将废水于造粒流化床中停留20min，在第二个出水口中取水样，分别测量处理后的铁锰浓度，处理效果随改变转速变化如图4.8所示，铁锰含量最低时的搅拌速度即为混凝效果最佳的搅拌时间。图4.8搅拌时间对出水水质的影响Table4.8Stirringtimeonthewaterqualityn硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究69由图4.8可知，搅拌时间对出水水质影响很明显，当搅拌时间为1min时，出水铁为42.2mg/L，锰为1.53mg/L，水质较差。搅拌时间较短，水中胶体粒子与混凝剂接触不充分。当搅拌时间为2min时出水水质有了明显改善，当搅拌时间延长到10min以后，出水铁稳定在3.46mg/L以下，出水锰稳定在0.82mg/L以下，出水稳定且良好。当搅拌时间足够，粒子与混凝剂接触充分，形成紧密，粒径大且稳定的絮凝体，从而沉淀去除效果很好。具体原因分析如下：保持水中胶粒一直都有较高的碰撞次数以此来得到较大的凝聚速度，所以搅拌速度是影响处理效果的一个非常重要的因素。因此，搅拌强度和搅拌时间对废水中含铁和锰的去除显得尤为重要，要选择合适的水力条件（即搅拌强度和搅拌时间）才能保证混凝剂与含油废水中的铁和锰充分接触，发生凝聚作用，也才能保证混凝剂与废水充分反应后产生的絮体不会被破坏，从而达到预期的效果。在实际工程应用中，通常原水投加定量混凝剂后，在管式静态混合器中充分混合，此过程等同于混凝试验的快速搅拌[47]。为了让这在实际过程更加方便的应用，工程中通常将搅拌过程分为快速搅拌混合和慢速搅拌混合2个阶段。而接下来要研究多种不同搅拌方法对混凝效果的影响。混凝法处理反冲洗废水的水力条件对其反应过程影响较大，如果搅拌强度过大，已经形成或者沉降的絮体结构很有可能会遭到破坏，并且还增加了搅拌能耗；如果搅拌强度大小的话，混凝剂与废水中的铁和锰不能充分接触反应，絮体间的碰撞几率小，所以产生的絮体非常细小且松散。故而选择合适的搅拌方法才能使得微粒间充分的接触碰撞，混凝效果得到提高，矾花能够更加快速的生成，絮体能更加容易沉降。由图3.7可以看出，在搅拌时间低于10min的时候，药剂对反冲洗废水中的絮凝颗粒不能达到充分的脱稳作用和混凝作用，废水中的粒子不能充分的发生碰撞而絮凝沉降，同时当快速搅拌阶段搅拌时间过长时，虽然脱稳很充分，但是由于搅拌速度太大，搅拌时间太长，这样会把废水中本已经形成的大片絮体打碎又重新分散到水中，不能快速的下沉，从而影响了处理效果，那么处理效率反而会下降，所以对于本实验而言，最佳搅拌时间为10min。4.2.4沉淀时间对处理效果的影响将反冲洗废水搅拌匀称，并通过投加Na2CO3将水样pH调节至8.2，并取5L废水放置于絮凝结团工艺核心装置造粒流化床内，在混凝剂投加装置中加入7mg/L的PAM，调节装置搅拌速度至160r/m，开启装置，混凝剂延管式混合器流入造粒流化床，混凝剂PAM与反冲洗废水在磁力搅拌作用下充分混合，搅拌10min之后，停止装置，分别改变废水于造粒流化床中停留5min、10min、15min、20min、25min、n70第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文35min、40min、45min、50min，并分别测量5个不同取样口测量处理后的铁锰浓度，处理效果随改变转速变化如图4.9所示，铁锰含量最低时的搅拌速度即为混凝效果最佳的沉淀时间。图4.9沉淀时间对出水水质的影响Table4.9Effectoftimeonthewaterqualityofprecipitation由图4.9可以看出，沉淀时间为5min时出水铁4mg/L，锰1.4mg/L，达到一级A排放标准，随着沉淀时间延长，在絮凝结团区形成的絮凝体更多的在重力的作用下沉到沉泥区，从而脱离水体被去除，当沉淀时间超过15min以后，出水铁稳定在2.85mg/L以下，锰稳定在1.26mg/L以下，大的絮凝体沉淀完成而小的絮凝体在重力以及水流的作用下在水中保持一种稳定的悬浮状态。具体分析如下：沉淀时间也是影响混凝效果的重要因素之一，如果时间过短的话不能使得形成的絮体充分沉淀，但是如果时间过长的话一般工艺又是不允许的。同时沉淀时间是反应时间的一部分，延长的沉淀的时间也就相应的增加了其反应的时间，而此时的去除效果一般能更好。另外，由于存在吸附作用，在沉淀的过程中还可以去除一些离子。所以，确定最佳的沉淀时间是十分重要的。就沉淀的类型而言，一般有四种沉淀，它们分别是自由沉淀、絮凝沉淀、成层沉淀和压缩沉淀，后两种一般都只是在悬浮物溶度特别高的时候才会出现，对于化学混凝法，沉淀主要表现在前两种，即在沉淀初期为絮凝沉淀，而之后随着大悬浮物的去除，废水中颗n硕士研究生学位论文第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究71粒溶度已经降低，颗粒间碰撞机会减少，沉淀表现为自由沉淀。自由沉淀指的是当颗粒所受到的重力、液体的浮力以及液体的阻力三种作用力达到平衡时，颗粒等速下沉。絮凝沉淀的速度比较快，时间比较短，因为大多是粒径、密度较大的悬浮物。而自由沉淀则相反，但它也是影响去除效果的重要因素之一。短时间内，小颗粒不易去除，而更小的颗粒可能溶解，重新释放出已经去除的离子而达不到预期的效果。有时，一些小的颗粒物有可能溶解，这些小的悬浮物本身处于一种动态平衡中。4.3本章小结（1）采用絮凝结团工艺处理沈阳某水厂地下水除铁、除锰反冲洗废水：在pH值为8.2，PAM投加量为7mg/L，PAC投加量为61mg/L，以转速160r/min搅拌10min，并沉淀15min，出水量60mL/min的条件下，出水含铁稳定在2.85mg/L以下，含锰稳定在0.8mg/L以下，达到一级A排放标准。（2）混凝剂种类及浓度对出水水质有很大的影响，采用PAM、PAC、氯化铁三种混凝剂进行试验研究发现，当混合投加PAM和PAC，PAM投加量为7mg/L，PAC投加量为61mg/L时，出水水质最好。（3）絮凝结团工艺处理沈阳某水厂地下水除铁、除锰滤池反冲洗水后的水，不仅达到一级A排放标准，更能直接与原水共同处理，达到回用的目的，从而实现水厂“零排放”的目标。n72第四章絮凝结团工艺处理反冲洗废水试验研究硕士研究生学位论文n硕士研究生学位论文第五章结论73第五章结论5.1结论本文用絮凝结团工艺装置对地下水除铁锰反冲洗废水进行处理，其原水取自辽宁省沈阳市第六水厂实际生产中的反冲洗废水，考察其处理后的水质情况及絮凝结团工艺的最佳运行工艺参数、根据不同混凝剂和助凝剂的特点，通过反复试验比较不同混凝剂的混凝效果，寻找最佳处理方案。并针对特定浓度铁锰的反冲洗废水，探索助凝剂和混凝剂最佳的投加量等，现得出的主要结论如下：（1）本试验用FeCl3+PAM和PAC+PAM混凝剂组合去除反冲洗废水中的铁和锰效果明显好于FeCl3、PAC、PAM和FeCl3+PAC这四种混凝药剂，且铁和锰的最高去除率都能达到80%以上，但考虑到到长期运行因素，选择PAC+PAM作为本试验的最优混凝剂。（2）利用PAC+PAM处理反冲洗废水的最佳工艺参数为：投药量PAC为20mg/L，PAM为1.5mg/L；沉淀时间为20min；最佳水力条件为先快速搅拌（200r/m）1min,然后慢速搅拌（100r/m）3min；最佳pH范围为8.0-8.5。（3）本次试验每处理100L反冲洗废水最优混凝剂的成本价格是0.1元。（4）采用絮凝结团工艺处理沈阳某水厂地下水除铁、除锰反冲洗废水：在pH值为8.2，PAM投加量为7mg/L，PAC投加量为61mg/L，以转速160r/min搅拌10min，并沉淀15min，出水量60mL/min的条件下，出水含铁稳定在2.85mg/L以下，含锰稳定在0.8mg/L以下，达到一级A排放标准。（5）混凝剂种类及浓度对出水水质有很大的影响，采用PAM、PAC、氯化铁三种混凝剂进行试验研究发现，当混合投加PAM和PAC，PAM投加量为7mg/L，PAC投加量为61mg/L时，出水水质最好。（6）絮凝结团工艺处理沈阳某水厂地下水除铁、除锰滤池反冲洗水后的水，不仅达到一级A排放标准，更能直接与原水共同处理，达到回用的目的，从而实现水厂“零排放”的目标。n74第五章结论硕士研究生学位论文n硕士研究生学位论文参考文献75参考文献[1]QinS,MaF，HuangP,etal.Fe（II）andMn（II）removalfromdrilledwellwater:AcasestudyfromabiologicaltreatmentunitinHarbin[J].Desalination，2009，245（1）：183-193.[2]BealEJ，HouseCH，OrphanVJ.Manganese-andiron-dependentmarinemethaneoxidation[J].Science，2009，325（5937）：184-187.[3]Kehl-FieTE，SkaarEP.Nutritionalimmunitybeyondiron:aroleformanganeseandzinc[J].Currentopinioninchemicalbiology,2010，14(2):218-224.[4]TekerlekopoulouAG,PavlouS,VayenasDVRemovalofammonium，ironandmanganesefrompotablewaterinbiofiltrationunits:areview[J].JournalofChemicalTechnologyandBiotechnology，2013,88(5):751-773.[5]LiX，ChuZ，LiuY，etal.Molecularcharacterizationofmicrobialpopulationsinfull-scalebiofilterstreatingiron,manganeseandammoniacontaininggroundwaterinHarbin,China[J].Bioresourcetechnology，2013，147：234-239.[6]FlorianGReiszmann,EvaSchulze,VolkerAlbrecht.ApplicationofacombinedUF/ROsystemforthereuseoffilterbackwashwaterfrombackwashwaterfromtreatedswimmingpoolwater.Desalination,2005,178(11):41~49.[7]TurchiuliChristelle，FarguesClaire.Influenceofstructur-alpropertiesofalumandferricflocsonsludgedewater-ability[J].ChemEngJ,2004,103(1-3):123-131.[8]ZhangGang,HuangTing-lin,TanChi.Settlingbehaviourofpelletflocsinpelletingflocculationprocess:analysisthroughoperationalconditions[J].WaterScience&Technology,2010,62(6):1346-1352.[9]黄廷林，张刚，胡建坤.造粒流化床工艺在南山煤矿矿井水净化处理工程中的应用[J].给水排水，2010,36(7):62-66.[10]黄廷林，邰传民，刘加强.微砂增效结团絮凝技术处理低浊高藻水的中试研究[J].给水排水，2012,38(5):115-119.[11]黄廷林，郭宁，等.结团絮凝工艺处理水厂排泥水的中试研究[J].中国给水排水,1000-4602(2009)05-0041-04.[12]黄廷林,曹翀.投药条件对结团凝聚工艺的影响[J].西安冶金建筑学院学报,1991,23(4):404-410.[13]ZahnowJC，JoeranM，UlrikeF.Parrical-basedmodelingofaggregationandfragmentationprocess：Fractal-likeaggregates［J］.PhysD，2004，240：882-893.[14]黄廷林，李梅，高晓梅.结团絮凝工艺处理洗煤废水的研究[J].工业用水与废水,2002,33(4）:23-25.[15]黄廷林，郭宁，等.结团絮凝工艺处理水厂排泥水的中试研究[J].中国给水排水,1000-4602(2009)05-0041-04.[16]林忠胜.混凝吸附法处理含油废水的技术研究[D].大连:大连理工大学环境工程,2004:1-2.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