PAC與PDMDAAC復合混凝劑去除高濁度水中有機氯

賀建棟,劉鵬宇,常 青,張翠玲

?

PAC與PDMDAAC復合混凝劑去除高濁度水中有機氯

賀建棟,劉鵬宇,常 青*,張翠玲

(蘭州交通大學環境與市政工程學院,甘肅 蘭州 730070)

以聚合氯化鋁(PAC)和聚二甲基二烯丙基氯化銨(PDMDAAC)為原料制備復合混凝劑,采用強化混凝的處理方法,對高濁度水體中有機氯(OCPs)以及濁度去除效果進行研究.考察了PAC-PDMDAAC復合比例、復合混凝劑投加量、水樣初始濁度、慢速攪拌時間、pH值等因素對濁度和OCPs去除效果的影響,結合絮體分形維數和Zeta電位對去除效果進行驗證.結果表明,復合比例對處理高濁水體中的OCPs以及濁度效果影響較大,PAC與PDMDAAC復合比例為5:1,投藥量為1mL/L,慢速攪拌時間為15min時,OCPs和濁度去除率達到最佳;隨著初始濁度的升高,水體中OCPs的去除率也隨之增加,表明PAC-PDMDAAC復合混凝劑更適用于高濁度水中OCPs和濁度的去除;復合混凝劑與其他混凝劑相比,其最佳pH值范圍較廣,當pH值為4時,OCPs和濁度去除率達到最佳.利用絮體分形維數和Zeta電位兩種表征手段對混凝效果進行進一步探討,說明了實驗結果的正確性.

高濁水體；OCPs；強化混凝；PAC-PDMDAAC

有機氯農藥(OCPs)作為一種特殊的化學合成品,由于具有“三致效應”,成為全球需要優先控制與削減的12類污染物之一[1-2].目前,對水中OCPs的處理方法主要集中在物理吸附法、化學氧化與還原法、生物降解法以及輻射處理法上[3].吸附法是將OCPs吸附在吸附劑表面實現去除,吸附材料有硅藻土、活性炭和硅膠等[4-7],但此方法技術成本高,吸附劑再生困難,且不能從根本上消除OCPs;化學氧化與還原法是在水樣中加入化學物質,使其與水中的OCPs發生氧化還原反應,達到去除的目的[8-9],但化學氧化與還原法運行費用較高,對反應條件要求嚴格,同時,易產生二次污染;生物降解法是利用微生物降解代謝有機物為無機物來對水體中的OCPs進行處理.此方法所需工藝占地面積較大,對OCPs的處理能力較弱且存在著出水運行不穩定的缺點,無法大規模對微污染水體中的OCPs進行去除[10].輻射技術降解有機污染物利用電離輻射產生的多種自由基粒子,這些粒子與水中的OCPs發生反應,進而實現去除的目的[11],其雖然可將OCPs徹底氧化消除且無有毒有害的副產物,但是目前就電子束的防護技術還不夠成熟,導致其潛在危害較大,經濟成本較高,在實際中很少被采用[12-13].同時,基于高濁度水體中泥沙濃度較高、水中泥沙比表面積大和吸附能力強的特性,若采用一般微污染水體的凈化工藝流程,均會有諸多不利因素的限制,如:由于大量泥沙落淤,造成生物生態的破壞或凈化效率的降低[14].針對以上方法在給水工藝中對OCPs處理的局限性,本課題組采用強化混凝,在不改變現有給水工藝的基礎上,對水體中的OCPs進行去除[3].

目前,聚合氯化鋁(PAC)和聚二甲基二烯丙基氯化銨(PDMDAAC)是國內外給水系統中常用的混凝劑.PAC的優點是它比傳統的鋁鹽混凝劑混凝效果好,且比有機高分子混凝劑的價格低廉.但是,在形態、聚合度及相應的凝聚-混凝效果方面,PAC仍處于傳統鋁鹽混凝劑與有機高分子混凝劑之間,它對膠體物質的吸附架橋能力比有機高分子混凝劑差很多,而且還存在對進一步水解反應的不穩定性問題.另外,PAC在實際應用中,存在著較有機高分子混凝劑投藥量高、產生的污泥量大等缺點[15].PDMDAAC混凝劑具有分子量大、產品穩定性好、對膠體物質的吸附架橋能力強、適用范圍廣、產生的污泥量少的優點,且PDMDAAC為陽離子型混凝劑,正電荷較強,更有利于電中和作用,較無機混凝劑而言, PDMDAAC混凝效果更佳,但其缺點是價格高、最佳投藥范圍窄、水處理成本高等[16].為了更好的去除高濁度水體中的有機污染物,研究者將目光投向于混凝劑的復合,復合混凝劑具有無機混凝劑和有機混凝劑的優點,可以有效提高對水體中污染物的去除率[17-18].目前許多學者利用復合混凝劑處理濁度較低的水體,例如黃曼君等[19]利用PFS-PDMDAAC復合混凝劑對15.6~ 18.0NTU低濁度水體中藻類的去除進行了研究,王萌萌等[20]利用PFS-PDMDAAC和PAC- PDMDAAC復合混凝劑處理的水樣濁度也僅為4.76~6.19NTU,而用復合混凝劑去除高濁度水體中有機物的研究較少.

本研究模擬黃河蘭州段高濁水體的特性,將蘭州威立雅水務公司在混凝工藝中常用的無機混凝劑PAC和有機高分子混凝劑PDMDAAC按照一定方法進行復合,制得PAC-PDMDAAC復合混凝劑.對模擬水樣采用強化混凝的方法,完成對高濁水樣中的OCPs的去除,探討了影響混凝效果的各個因素以及確定最佳混凝條件,并結合絮體的分形維數和水樣Zeta電位對OCPs的去除效果進行驗證.

1 材料與方法

1.1 儀器與材料

主要儀器:Varian CP-3800型氣相色譜儀(美國瓦里安公司),HACH2100P型便攜式濁度儀(美國哈希公司),Orion 828型pH測試儀(美國奧立龍中國公司),JB-2型恒溫磁力攪拌器(上海雷磁新經有限公司),JJ-4A六聯同步自動升降攪拌機(武漢恒嶺科技有限公司),Nano-ZS90型Zeta電位儀(英國馬爾文公司),CFX-1001型“咖啡象”數碼顯微影像分析儀(福州泉通電子有限公司).

主要材料:有機氯農藥標準品(含-HCH、-HCH、-HCH、-HCH、’-DDT、’-DDT、’-DDE、’-DDD,國家標準物質中心),聚合氯化鋁工業級(PAC),聚二甲基二烯丙基氯化銨工業級(PDMDAAC),甲醇GR級,正己烷GR級,二氯甲烷GR級,高嶺土CP級,超純水(用哇哈哈純凈水代替).

1.2 水樣的制備

用量筒量取1L的自來水置于燒杯中,加入適量配制的5%高嶺土濁液,利用便攜式濁度儀測得其濁度并使其保持穩定,然后加入1mL濃度為200ng/mL的農藥標準品,靜止12h,使OCPs在水相和顆粒物之間達到動態平衡分布,即配制為OCPs為200ng/L一定濁度的待處理水樣.

1.3 PAC-PDMDAAC復合混凝劑的制備

用量筒精確量取100mL超純水移至三口瓶內,將三口瓶置于恒溫磁力攪拌器上,溫度保持20℃恒定,在中速攪拌狀態下加入一定量PAC攪拌5min;稱取一定量的PDMDAAC,同時量取100mL超純水,在50mL的小燒杯中,分3次使PDMDAAC完全溶解,并洗滌燒杯內壁.恒溫磁力攪拌器保持高速攪拌的狀態,將溶解的PDMDAAC溶液緩慢移入三口瓶內,將三口瓶密封以防止溶液接觸空氣,使溶液在高速攪拌狀態下攪拌3h,然后靜置24h,制備成PAC- PDMDAAC固含量為0.8mg/mL的復合混凝劑備用.

1.4 混凝實驗

將制備好的待處理水樣置于六聯攪拌機上,設定程序1為160r/min,攪拌時間為2min,程序2為160r/min,攪拌時間為2min,程序3為40r/min,攪拌時間為15min,復合混凝劑投加點為程序2開始0.5min時.當攪拌完成后,將水樣靜置10min后,測定其上清液濁度,然后將上清液經過固相萃取裝置萃取,用5mL二氯甲烷和10mL正己烷分2次進行洗脫并收集于25mL的試管中,將其用氮氣吹脫濃縮至1mL,并轉移至氣相色譜GC-3800進樣小瓶中,測其OCPs濃度.

1.5 OCPs氣相色譜測定分析

OCPs含量測定分析采用Varian CP-3800型氣相色譜儀分析測定,具體測定條件為:升溫程序設定初始溫度為100℃,保持1min,以20℃/min升溫至180℃,保持2min,以5℃/min升溫至250℃,保持10min;進樣口溫度250℃,載氣為高純氮氣(純度99.999%),采用恒流模式,壓力為68.95kPa,總流量7mL/min,柱流量為0.677mL/min,吹掃流量為3mL/min;檢測器采用ECD檢測器,溫度設定為300℃,采用分流進樣(分流比30:1),進樣量為1μL,同時設定尾吹流量30mL/min.

1.6 絮體分形維數測定

將混凝實驗所得絮體轉移至玻璃表面皿中,用顯微鏡數碼相機對拍攝區域的絮體進行連續拍照(放大或縮小0.25倍),然后運用顯微圖像分析軟件分析拍攝的絮體圖像,測定絮體周長和絮體面積,按照ln=Dln+ln對絮體的數據進行擬合,式中ln和ln呈線性關系,直線的斜率即為分形維數,為一恒定常數[21].

1.7 Zeta電位測定

Zeta電位采用Nano–ZS90 型Zeta 電位儀(英國馬爾文公司),取少量混凝實驗所得上清液轉移至Zeta電位儀專用U型管中,測得水樣的Zeta電位,以上步驟重復3遍,取其平均值.

2 結果與討論

2.1 PAC與PDMDAAC復合比例對濁度去除的影響

本課題的前期研究表明,混凝過程中,OCPs隨高嶺土形成絮體發生吸附共沉降作用被去除,即OCPs的去除率與濁度的去除率呈現明顯的正相關性[22-23],因此濁度的去除率可以間接地反應OCPs的去除效果.稱取不同質量的PAC與PDMDAAC,分別配制PAC與PDMDAAC凈含量比例為2:1、3:1、5:1、7:1的復合混凝劑,在投藥量為1mL/L時,對不同初始濁度的水樣進行混凝實驗,得PAC-PDMDAAC復合比例與濁度去除率之間的關系如圖1.

由圖1可知,初始濁度由200NTU升至400NTU時,不同復合比例的 PAC-PDMDAAC復合混凝劑對濁度的去除效果相差不大;但當初始濁度為500NTU和600NTU時,復合比例為5:1的PAC-PDMDAAC復合混凝劑的除濁效果明顯高于其他.其原因在于復合混凝劑中的有機組分PDMDAAC具有較高的正電荷密度,其含量越高,復合混凝劑的電中和能力越強,當PAC- PDMDAAC的復合比例為2:1和3:1時,在混凝過程中,會使得已經脫穩的膠體顆粒帶上較多的正電荷而再次達到穩定狀態[24],表現為濁度去除率沒有達到最佳.當PAC-PDMDAAC復合比例為5:1時,少量的PDMDAAC恰好完全附著于PAC上,此時,復合混凝劑也有較強的電中和能力,同時,混凝體系沒有出現反渾現象,說明吸附架橋和網捕卷掃發揮重要作用[25],再加上適當的電中和作用,使PAC-PDMDAAC復合比例為5:1時的復合混凝劑除濁效果達到最佳.隨著PAC- PDMDAAC復合比例的繼續增大,復合混凝劑的電中和能力下降,造成濁度去除率的下降.

2.2 PAC-PDMDAAC復合混凝劑投加量對OCPs去除的影響

實驗采用PAC-PDMDAAC復合比例為5:1的復合混凝劑,取制備好的初始濁度為600NTU的水樣1L于燒杯中,分別投加不同劑量的復合混凝劑,得到復合混凝劑投加量對濁度以及OCPs的去除率關系如圖2所示.

由圖2可知,當處理對象為600NTU的高濁度的水樣時,隨著PAC-PDMDAAC復合混凝劑投加量的增加,OCPs和濁度的去除率也相應地得到了提高.當投藥量為1mL/L時,OCPs的去除率和濁度去除率達到最佳,分別可以達到83.0%~94.0%和97.9%.繼續增加復合混凝劑的投藥量,OCPs和濁度的去除率呈下降的趨勢,當復合混凝劑的投藥量為3mL/L時,OCPs的去除為67.6%~90.0%,除濁率也僅為94%.因此, PAC- PDMDAAC復合混凝劑的最佳投藥量為1mL/L,低于或高于最佳投藥量對OCPs和濁度的去除均不利. PAC-PDMDAAC復合混凝劑對OCPs去除率較高的原因是PDMDAAC分子量較大,可以使PAC附著在PDMDAAC長鏈結構上,增強了復合混凝劑的電中和、吸附架橋和網捕-卷掃作用[26],利于絮體的形成,OCPs隨著絮體形成的過程發生吸附共沉降作用而被去除.當投藥量改變時,OCPs以及濁度的去除率也隨之發生變化,是因為復合混凝劑對OCPs的去除能力與其有機組分PDMDAAC有關,PDMDAAC表面帶有較高的正電荷密度,與PAC表面的正電荷相互疊加,增強了復合混凝劑對OCPs的電中和能力[27-28].隨著投藥量逐漸增加到最佳投藥量時,電中和作用發揮到最大,濁度去除率達到最高,同時,由于絮體的吸附共沉降作用,使得OCPs去除率也達到最佳.繼續增大投藥量,會使水中原來帶負電荷的膠體變成帶正電荷的膠體,導致膠核表面吸附了過多的正離子,使膠體重新穩定,從而降低了對OCPs和濁度的去除效果[3].

2.3 原水濁度對OCPs去除的影響

分別配制OCPs初始濃度為200ng/L且初始濁度梯度為200,300,400,500,600,700NTU的水樣各1L于燒杯中,復合混凝劑的投藥量取最佳投藥量1mL/L,進行混凝實驗,得到OCPs和濁度的去除率如圖3.由圖3可知,OCPs和濁度去除率均隨初始濁度的升高而增大.當初始濁度從200NTU升高到600NTU時,二者的去除率均有明顯的提高,OCPs的去除率從71.3%~84.3%升高到83.0%~94.0%,濁度去除率率從79.2%升高到98%.這是因為,當初始濁度升高時,高嶺土顆粒作為水中膠體顆粒和懸浮物質,對OCPs的吸附效果也隨之增大,即活性吸附點的數量增加,導致對OCPs的吸附去除率增大;另一方面,隨著濁度的升高,復合混凝劑的共沉淀、吸附架橋和網捕作用明顯加強,同時使膠體顆粒與復合混凝劑水解產物相互接觸、碰撞的幾率增大,繼而使產生的絮體量增多,導致對濁度和OCPs的去除率增大[20].

2.4 慢速攪拌時間對OCPs去除的影響

取初始濁度為600NTU、OCPs初始濃度為200ng/L的水樣作為待處理水樣,慢速攪拌速度為40r/min,慢速攪拌時間依次為5,10,15,20,25, 30min,復合混凝劑投藥量取最佳投藥量1mL/L,進行混凝實驗,得到OCPs和濁度的去除率如圖4.由圖4可知,隨著攪拌時間的延長,濁度和OCPs的去除率呈現先升高后降低,最后趨于平緩的趨勢,當慢速攪拌時間為15min時,對二者的去除率達到最大.這是因為,慢攪時間過短,復合混凝劑與高嶺土形成的絮體細小松散,對OCPs的吸附或網捕卷掃作用有限,沉降性能差,故去除率較低.隨著慢攪時間增加,絮體顆粒物逐漸長大,其巨大的比表面積發揮了吸附和網布卷掃作用,有利OCPs共沉淀去除.繼續增加慢攪時間對OCPs和濁度的去除均產生不利影響,這主要是因為,慢攪時間過長,形成的大絮體顆粒物被打碎不利于沉降,所以濁度和OCPs去除率降低,而且延長了停留時間,能耗增加[29].通過以上分析,綜合考慮選擇PAC-PDMDAAC復合混凝劑混凝最佳慢速攪拌時間為15min.

2.5 pH值對OCPs去除的影響

取制備好的初始濁度為600NTU的水樣1L于燒杯中,用1mol/L的氫氧化鈉溶液和10%的鹽酸溶液分別調節pH值為4、5、6、7、8、9,復合混凝劑的投藥量為最佳投藥量1mL/L,得到OCPs和濁度的去除率如圖5.

由圖5可知,隨著pH值升高,PAC- PDMDAAC復合混凝劑對OCPs和濁度的去除率整體呈下降的趨勢.當pH值為4時,二者的去除率達到最大,其中,OCPs的去除率達到85.5%~ 95.9%,濁度去除率達到99.2%.這是因為高嶺土對OCPs的吸附能力隨著pH值的改變而發生較大程度的變化.一方面,當pH值較低時,復合混凝劑的水解產物正電荷密度較高,電中和能力較強[30],而水樣整體呈現負電荷,較強的電中和更有利于OCPs以及濁度的去除.另一方面,當pH值為4~5時,Al13(OH)347+是鋁鹽水解的最主要的形式[31],該多核羥基絡合物附著在PDMDAAC長鏈上,易于和高嶺土發生電中和、吸附架橋作用而形成絮體,依靠絮體的比表面吸附或網捕卷掃作用使OCPs的去除率也得以提高;當pH值進一步增大時,附著在PDMDAAC長鏈上的PAC水解產物中高電荷多核絡合物質所帶電荷減少,對有機物及膠體顆粒的電中和作用減弱[32],從而導致絮體的減少,表現為OCPs和濁度的去除率降低.綜上所述,當pH=4時, OCPs和濁度去除率達到最佳.

2.6 絮體分形維數

向水樣中添加混凝劑后,微粒間發生相互碰撞時,首先會形成較小的絮體顆粒,繼而這些顆粒會集聚形成更大的絮體從而沉降下來.這一過程中,絮體的形成是隨機碰撞發生的,是一種非線性的過程,其符合分形理論[33].絮體的分形特征能夠反應絮體微觀結構的改變以及絮體生長的動態變化[34],即分形維數可用來描述顆粒與小絮體在不規則絮體結構內部的填充程度,能很好地描述和分析絮體結構的形成和生長.理論上,絮體的分形維數越大,其結構越密實,沉降速度越快,混凝沉淀效果越好[35-37].取OCPs初始濃度為200ng/L,初始濁度為600NTU的水樣,分別投加0.5,1.0,1.5,2.0,2.5,3.0mL/L PAC-PDMDAAC復合混凝劑進行混凝實驗,將獲得的絮體采用“咖啡象”顯微鏡數碼新視窗進行拍照以及分析處理.根據圖6、圖7,并結合表1分析可知,當復合混凝劑的投藥量為1.0mL/L時,絮體顆粒密實且體積較大,其分形維數為0.8417,達到最大,即混凝效果最好,對濁度和OCPs的去除率最大.

結合以上分析和相關理論[38],可以得到當絮體分形維數達到最大時,絮體結構的密實程度達到最佳,絮體的孔隙率最小,粒度分布最集中,沉降速度最快,易發生吸附、架橋網捕作用;而當分形維數較小時,絮體不規則程度降低,不易發生吸附和架橋作用.投藥量為1mL/L時,絮體的分形維數達到最大,說明此時的吸附、架橋和網捕作用達到最大,表現為對OCPs和濁度的去除效果最佳.

2.7 Zeta電位

Zeta電位可以反映膠體和懸浮物的穩定性[39-40],也可作為判斷混凝效果的重要依據[41]. Henderson等研究發現,當Zeta電位降低到-8mV至2mV之間時,有機物的去除率較為理想,且其絕對值越接近零說明混凝效果越好.

由表1可見,隨著PAC-PDMDAAC復合混凝劑投加量的增加,混凝后水樣的Zeta電位由-6.02mV升高至17mV.投藥量為0.5,1.0mL/L時,混凝后的水樣Zeta電位分別為-6.02,-3mV,位于-8 ~2mV之間,繼續增大投藥量,Zeta電位會超出此區間,OCPs的去除率也隨之降低.當復合混凝劑投藥量為1.0mL/L時,Zeta電位的絕對值接近于零,說明最佳投藥量為1.0mL/L.這與之前實驗結果一致,進一步證明了實驗所得結果的正確性.

表1 分形維數與Zeta電位Table 1 Fractal dimension and Zeta potentials

3 結論

3.1 模擬黃河蘭州段水體高濁度的特征,將PAC和PDMDAAC混凝劑進行復合,制得PAC-PDMDAAC復合混凝劑,復合比例為5:1時的PAC-PDMDAAC復合混凝劑更有利于去除高濁度水體中的OCPs和濁度.

3.2 當水樣初始濁度較高時,PAC -PDMDAAC復合混凝劑的最佳投加量為1mL/L,OCPs的去除率達到83.0%~94.0%,濁度去除率為98.0%,同時利用絮體分形維數和Zeta電位輔助分析表明, OCPs和濁度的去除率最高時絮體分形維數也最大,進一步證明OCPs和濁度的去除有正相關性.

3.3 PAC-PDMDAAC復合混凝劑更有利于去除高濁度水體中的OCPs.OCPs和濁度的去除率均隨初始濁度的增大提高而后趨于平緩.當初始濁度從200NTU增加到600NTU時,OCPs的去除率由71.3%~84.3%增加到83.0%~94.0%,濁度的去除率由79.2%增大到98%.

3.4 慢速攪拌時間過長或過短都不利于PAC- PDMDAAC復合混凝劑對OCPs和濁度的去除,最佳慢速攪拌時間為15min.

3.5 pH值為4的酸性水環境下,更有利于PAC-PDMDAAC對OCPs及濁度的去除,OCPs的去除率達到85.5%~95.9%,濁度的去除率為99.2%.

劉建國,唐孝炎,胡建信.持久性生物累積性有毒污染物與國際相關控制策略和行動 [J]. 國際合作與交流, 2003,4:52-56.

王連生.有機污染物化學 [M]. 北京:科學出版社, 1991:97-103.

李宗碩,劉鵬宇,常 青,等.強化混凝消除微污染水中有機氯的研究 [J]. 中國環境科學, 2013,33(2):251-256.

張 紅.改性硅藻土對污水中有機污染物(苯酚)吸附性能的研究 [D]. 北京:北京工業大學, 2001.

夏 鵬,劉建廣,劉 輝,等.活性炭可吸附性在黃河水深度處理中的試驗研究 [J]. 給水排水, 2011(3):115-118.

Xuewei H, Aimin L, Conglin D ,et al. Treatment of nitrobenzene was tewater containing high salinity through combining res in adsorption and bio-intens ifying [J]. Industrial Water Treatment, 2007,27(12):40-42.

Xin Z, Lingling B, Jiajia H, et al. Treatment of pH armaceutical wastewater by CaO flocculation sedimentation and resin adsorption [J]. Chemical Industry and Engineering Progress, 2011(3):671-674.

Cao J S, Zhang W X, Brown D G,et al. Oxidation of lindane with Fe(II)-activated sodium persulfate [J]. Environmental Engineering Science, 2008,25(2):221-228.

Elliott D W, Spear S T, Zhang W X. Novel products from the degradation of lindane by nanoscale zero valent iron [J]. Abstracts of Papers of the American Chemical Society, 2005,229:935-936.

韋朝海,張小璇,任 源,等.持久性有機污染物的水污染控制:吸附富集、生物降解與過程分析 [J]. 環境化學, 2011,30(1): 300-309.

Hong Hl B G. Residual marrow effect of lindane in mice following irradiation [J]. Faseb Journal, 1991,5(4):485.

G K, Ms B. Oxidation of lindane in contaminated water under solar irradiation in the presence of photo catalyst and oxidizing agents [J]. Bulgarian Chemical Communications, 2010,42(2):161-166.

Mohamed K A, Basfar A A, Al-Kahtani H A, et al. Radiolytic degradation of malathion and lindane in aqueous solutions [J]. Radiation PHysics and Chemistry, 2009,78(11):994-1000.

戴之荷.受污染高濁度水凈化新技術 [J]. 給水排水, 2001, 27(3):2-8.

Tang H X, Luan Z K, Wang D S, et al. Composite in organic polymer flocculants [A]. Chemical Water and Wastewater Treatment V [M]. Berlin: Czech Republic, Springer Press, 1998,25-34.

王桂榮,張 杰. HCA陽離子絮凝劑在給水處理中的試驗研究 [J]. 城市環境, 2001,15(4):26-27.

GilG, Patrick W, Matthew M. Enhanced coagulation: Its effect on NOM removal and chemical costs [J]. JAW-WA. 1995,87(1):78-89.

Moussas P A, Zouboulis A I. A new inorganic-organic composite coagulant, Consisting of polyferric sulpHate (PFS) and polyacrtlamide (PAA) [J]. Water Res, 2009,43(14):3511-3524.

黃曼君,李明玉,任 剛,等.PFS-PDMDAAC復合混凝劑對微污染河水的強化混凝處理 [J]. 中國環境科學, 2011,31(3):384-389.

王萌萌,高寶玉,曹百川,等.無機-有機復合混凝劑處理夏季引黃水庫水的對比研究 [J]. 中國環境科學, 2012,32(2):242-248.

分析化學實驗(第三版)武漢大學主編 [M]. 北京:高等教育出版社, 2002.

劉鵬宇,夏 傳,常 青,等.聚合硫酸鐵混凝消除水中有機氯的研究 [J]. 中國環境科學, 2015,35(8):2382-2392.

劉鵬宇,李宗碩,常 青,等.改性凹凸棒土及粉末活性炭助凝聚硅硫酸鋁消除微污染水中有機氯 [J]. 環境科學學報, 2004, 34(1):85-90.

趙華章,岳欽艷,高寶玉,等.陽離子型高分子絮凝劑PDMDAAC與P(DMDAAC-AM)的合成及分析 [J]. 精細化工, 2001, 18(11):645-649.

石寶友,湯鴻霄.聚合鋁與有機高分子復合絮凝劑的絮凝性能及其吸附特性 [J]. 環境科學, 2000,21(1):18-22.

高寶玉,王 燕,岳欽艷,等.聚合鋁基復合絮凝劑的電荷特性及絮凝作用 [J]. 環境科學, 2003,24(1):103-106.

張 普,喬俊蓮,王國強,等.聚二甲基二烯丙基氯化銨對銅綠微囊藻的去除效果研究 [J]. 水處理技術, 2010,36(11):15-21.

趙曉蕾,張躍軍,李瀟瀟,等.PAC/PDM對夏季太湖預氯化高藻水的除藻效能 [J]. 南京理工大學學報(自然科學版), 2010, 34(4):570-574.

李宗碩.強化混凝消除微污染水中有機氯的研究 [D]. 蘭州:蘭州交通大學, 2009.

曹百川,高寶玉,許春華,等. pH對鐵鹽混凝劑處理黃河水效果及生成絮體的影響 [J]. 科學通報, 2010,55(9):758-763.

齊雪梅,劉永昌.pH值對強化混凝去除水中微量有機物的影響 [J]. 工業用水與廢水, 2008(4):28-30.

王梓松,謝更新,曾光明,等.聚合氯化鋁對水中雙酚A的混凝特征 [J]. 中國環境科學, 2008,28(6):531-535.

王東升,湯鴻宵.分形理論在混凝研究中的應用于展望 [J]. 工業水處理, 2001,21(7):16-20.

李警陽,張忠國,孫春寶,等.基于分形學的絮凝理論研究進展 [J]. 化工進展, 2012,31(12):2609-2625.

Clifford P J, LI X Y, Logan B E. Settling velocities of fractal aggregates [J]. Environ. Sci. Tech., 1996,30:1911-1981.

Da H L, Jerzy G. Fractal geometry of particle aggregates generated in water and wastewater treatment processes [J]. Environ Sci Tech, 1989,23:1385-1390.

Waite T D. Measurement and implications of floc structure in water and wastewater treatment [J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 1999(5):27-41.

于銜真,孫 勇,譚 娟,等.高鐵基硅混凝劑形成鉛絮體的分形維數分析 [J]. 中國石油大學學報, 2014,38(4):186-191.

曹 福,劉 紅,吳克明.聚合氯化鐵的電動性能研究 [J]. 環境污染與防治, 2007,29(9):674-677.

Henderson R K, Parsons S A, Jefferson B. Successful removal of algae through the control of Zeta potential [J]. Separation Science and Technology, 2008,43:1653-1666.

Liu Hui-jun. Study of ζ potential as index of coagulants treatment capacity [J]. Technology of Water Treatment, 2002,28(2):78-81.

* 責任作者, 教授, changq47@163.com

Efficiency of the PAC-PDMDAAC composite coagulant for eliminating the organochlorines in high-turbidity water

HE Jian-dong, LIU Peng-yu, CHANG Qing*, ZHANG Cui-ling

(School of Environmental and Municipal, Lanzhou Jiaotong University, Lanzhou 730070, China)., 2016,36(6)：1738~1745

The elimination of turbidity and organochlorine (OCPs) in high-turbidity water by enhanced coagulation was studied. A composite coagulant was prepared by Poly Aluminium Chloride (PAC) and Poly Dimethyl Diallyl Propy Ammoniuml Chloride (PDMDAAC). The effect of PAC-PDMDAAC composite ratio, dosage of the composite coagulant, initial turbidity, the time for slow stirring and pH on the elimination efficiencies of turbidity and OCPs were tested and characterized by fractal dimension of flocs and Zeta potentials to verify the result. The results show that PAC-PDMDAAC ratio has great influence on the removal effect of OCPs and turbidity. The removal rates of turbidity and OCPs reach the highest values when the PAC-PDMDAAC composite ratio is 5:1, the dosage of PAC-PDMDAAC is 1ml/L, and the time for slow stirring is 15min. With the increase of initial turbidity, the removal rate of OCPs in the water is also increased which shows that the PAC-PDMDAAC apply to high turbidity water. Compared with other coagulants, The PAC-PDMDAAC composite coagulant has wide pH range suitable for use, the removal rates of turbidity and OCPs reach the best when the pH is 4. The coagulation effects are well verified and explained by measuring the fractal dimension of flocs and Zeta potential of particles.

high turbidity water；OCPs；enhanced coagulation；PAC-PDMDAAC；composite coagulant

X703.5

A

1000-6923(2016)06--08

賀建棟(1991-),男,甘肅定西人,蘭州交通大學碩士研究生,主要從事水污染控制研究.

2015-11-15

國家自然科學基金(21277065);教育部長江學者和創新團隊(IRT0966)