摘要：強化混凝技術目前在給水領域主要應用于控制飲用水中消毒副產物的強化含量，以求達到更高的混凝飲用水水質要求。依據國內外進行過的水工程試驗研究及應用，綜述了強化混凝技術的處理研究進展及結果，在此基礎上探討了強化混凝在給水處理工程特別是應用電站凈水系統(tǒng)中的應用前景。

關鍵詞：給水處理 強化混凝 水質

　　目前嚴重影響凈水水質進一步提高的強化問題之一是水中有機物的控制與去除。數十年來，混凝國內外水處理工作者在有機物去除問題上已做過大量研究，水工程探索過多種去除有機物的處理材料和方法。近年來美國環(huán)境保護局(USEPA)［1～3］為達到飲用水消毒/消毒副產物(D/DBP)第一階段的應用控制目標——飲用水中總三鹵甲烷(THMs)≤0.08mg/L，鹵乙酸(HAAs)≤0.06mg/L，強化推薦采用的混凝工藝有：強化混凝(enhanced coagulation)、粒狀活性炭吸附(GAC adsorption)和膜過濾(membrane filtration)，水工程而且將強化混凝列為控制天然有機物(NOM)的處理最佳方法^［2］。　　

　　水的應用混凝處理是常規(guī)給水處理系統(tǒng)中最常用的一種工藝，通常其主要作用是去除水中懸浮顆粒和膠體微粒，同時也可以去除水中一部分有機物，但去除有機物的效率不高且波動范圍較大，這主要與水中有機物的種類、形態(tài)有關。目前給水處理工藝中常用的混凝劑是Al₂(SO₄)3、FeCl₃、PFS(聚合硫酸鐵)、PAC(聚合鋁)，由于水的pH值直接影響到混凝劑的水解形態(tài)和水中微粒的表面特性，進而影響到混凝效果，因此對大多數原水而言，最佳混凝效果并不發(fā)生在微粒ζ電位為0時。事實上，當混凝劑用量低時，獲得較好混凝效果所發(fā)生的作用機理主要是電性中和、吸附架橋；而當混凝劑用量高時，獲得較好混凝效果所發(fā)生的作用機理主要是吸附架橋、網捕沉淀^［4］。

　　天然水體中的有機物(通常主要為腐殖酸類有機物，其分子結構上常含有較多的-COOH和-OH基團)，按其在水中存在的形態(tài)可分為懸浮態(tài)(包括單獨存在的有機顆粒和吸附在水中微粒表面的有機質)、膠態(tài)和溶解態(tài)三種，懸浮態(tài)、膠態(tài)部分通常是些分子質量較大、溶解度較小的有機物組分，天然水中的有機物有相當一部分被微小固體顆粒所吸附^［5］。混凝、澄清是常規(guī)給水處理系統(tǒng)中第一個處理單元，而天然水體中懸浮態(tài)、膠態(tài)部分有機物的性質與水體中存在的微粒很相似，如通常條件下帶有負電荷(有機物在水中有離解趨向)，因此在混凝處理過程中，它們的去除機理應該是相似的，即通過電性中和、吸附架橋、網捕沉淀得以去除，而且去除率較高(可達80%～90%)。而水中分子質量較小、溶解度較大的有機物(主要是腐殖酸類中的富里酸等)^［6］，在一般混凝條件下去除率很低，主要原因是由于其具有良好的親水性而不易被混凝劑的水解產物——金屬氫氧化物所吸附。但是，如果通過改善混凝處理條件，即在低pH、高混凝劑用量的強化混凝條件下^［7］形成大量金屬氫氧化物，改善混凝劑水解產物的形態(tài)且使其正電荷密度上升，同時低pH條件會影響有機物離解度和改變水中有機物存在形態(tài)，有機物質子化程度提高，電荷密度降低，進而降低其溶解度及親水性，成為較易被吸附的形態(tài)，吸著到大量存在的金屬氫氧化物顆粒上共沉淀，這樣可提高水中溶解態(tài)有機物的去除率，進而提高水中有機物總的去除率。所以，理論上通過改善混凝條件(強化混凝)是提高給水處理工程中有機物去除率的可行且有效的途徑。　

　　強化混凝處理工藝試驗研究較多的是美國，而且主要是在飲用水處理行業(yè)，其主要目標是提高飲用水中D/DBP先質的去除率。Thomas R. Hundt等人的研究表明，水中富里酸(FA)類有機物主要通過電性中和沉淀、吸附共沉淀得以去除，且主要與鋁鹽的水解形態(tài)有關；低pH條件，聚合氯化鋁對FA的去除效果優(yōu)于AlCl3。Gil Grozes等人^［1］對Sacramenta等河水進行的強化混凝試驗發(fā)現，混凝的pH控制是獲得NOM最大去除率的決定因素，在pH≈6的條件下，強化混凝可增加65%的NOM去除率。過量加入相近劑量的混凝劑，鐵鹽對NOM的去除效果明顯優(yōu)于鋁鹽，其解釋是：①鐵鹽的酸化能力比鋁鹽強，所以其混凝時pH值比鋁鹽低，較低的pH條件會增加腐殖酸類物質的質子化程度，增加混凝劑水解產物上的正電荷密度，減少混凝劑需求量，有利于有機物吸附到金屬氫氧化物上；②盡管鋁鹽水解產物的比表面積［200～400m²/gAl(OH)3］大于鐵鹽水解產物的比表面積［160～230m²/gFe(OH)₃］，但相近劑量的鐵鹽水解產生Fe(OH)₃的量是鋁鹽水解產生Al(OH)₃量的2.8倍。另外還發(fā)現了高分子聚合物作混凝劑對溶解態(tài)NOM的去除效果較差，這是由于它們不能產生對有機質具有較好吸附作用的水解產物，也說明了水中NOM的混凝去除機理主要是被吸附在混凝劑水解產物(金屬氫氧化物)上而從水中分離出來。F.Julien等人^［8］的研究也表明，鐵鹽對NOM的去除效果優(yōu)于鋁鹽，有機物上有一個或沒有功能基時，不能同時被典型的混凝—絮凝和吸附在金屬氫氧化物絮體上而去除，而含有至少兩個相鄰功能基(-COOH和-OH)的化合物可同時由混凝—絮凝和吸附去除，有機物的去除取決于其上的功能基-COOH和-OH的多少及分子質量，且有機物最大去除率并不發(fā)生在ζ電位為0時。Joseph G.等人^［3］對腐殖酸類物質較多的原水進行混凝試驗時，發(fā)現混凝劑量與TOC去除率關系曲線上出現突變點，而相對腐殖酸類物質較少的原水，混凝劑量與TOC去除率關系曲線比較平緩，這說明水中NOM的去除主要依靠沉淀和共沉淀。Joseph G.等人還比較了幾個主要的有機物去除工藝特征(見表1)，認為強化混凝是去除天然水中有機物較經濟、實用的一種工藝。Eric M.Vrijenhoek等人^［9］研究發(fā)現，去除THMS先質的最佳pH值為5.5，去除機理可能是：在混凝劑用量低時，形成金屬—有機物的復合物；而在混凝劑用量較高時，有機物吸附到金屬氫氧化物上而被去除，腐殖酸類成分多的原水，NOM去除率較高。試驗還表明，在低pH條件下能維持原有的濁度去除效果。

　　丁桓如等人^［10］用聚合硫酸鐵和聚合氯化鋁對黃浦江水進行的混凝試驗表明，在最佳pH條件下(聚合硫酸鐵為5.6，聚合氯化鋁為5.5)，聚合硫酸鐵和聚合氯化鋁混凝劑對水中總的、溶解態(tài)的和紫外吸收部分的有機物去除率分別達到70%、52%、55%和70%、52%、33%，去除該水體中有機物的最佳pH范圍在5.5～6.5。鐵鹽的pH適用范圍比鋁鹽大，在低pH混凝條件下，水體中有機物的去除率明顯提高，而且聚合硫酸鐵優(yōu)于聚合氯化鋁。黃廷林^［11］用Al₂(SO₄)₃作混凝劑對腐殖酸水樣和興慶湖水樣進行的強化混凝試驗表明，混合攪拌強度對TOC去除效果有影響，在較低的混合攪拌強度下，通過延長絮凝反應時間可獲得稍好的TOC去除效果。但是，混合強度對TOC去除效果的影響遠沒有pH和混凝劑用量的影響大，去除TOC的最佳pH值均在5.5左右，TOC去除率分別可達80%和70%以上，且濁度變化不影響DBP先質去除。

　　國內外的試驗研究得到了幾個較一致的結論：①水中有機物主要依靠吸附共沉淀得以去除；②去除水中有機物的最佳pH值在5.5～6.5，加大混凝劑用量是有利的；③NOM在混凝條件下去除的主要影響因素是pH值和混凝劑；④強化混凝對腐殖酸類有機物的去除特別有效。

　　化混凝是在常規(guī)混凝處理基礎上發(fā)展起來的去除水中有機物特別是富含腐殖酸類有機物的一種處理工藝，相對其他處理工藝，其成本較低且在原有處理設備上稍作改造就可實施。國內外的試驗研究均表明混凝處理的pH值控制在6左右，并且適當提高混凝劑用量，對大多數源水中的有機物具有較好的去除效果，關鍵是pH的調節(jié)問題。pH調節(jié)可通過加酸、用酸化能力強的混凝劑(如FeCl₃)或用離子交換除鹽系統(tǒng)中的陽床酸性出水調節(jié)，這樣的工藝條件在工業(yè)給水工程中實施是可行的，特別是在電站給水處理中。因為一般的電站給水處理系統(tǒng)中都有離子交換除鹽系統(tǒng)輔助的酸堿系統(tǒng)，所以混凝的pH調節(jié)更易實現，而對含有反滲透(RO)預除鹽裝置的系統(tǒng)，為降低RO膜的水解率和防止結垢，其進水pH值一般均要調節(jié)到酸性范圍內，這對實施強化混凝而言，實質上是將pH調節(jié)點前移了。強化混凝主要增加了水處理系統(tǒng)中相關設備的防腐需求、pH調節(jié)等費用，但對有機物含量不高的源水可省去GAC吸附設備的投資及運行費用，而對有機物含量較高的源水，通過強化混凝處理也可進一步提高GAC吸附設備的運行效率(降低進水pH值，對GAC吸附去除水中NOM更有效^［12］)，最根本的是要在較低的成本和充分利用現有工藝的條件下，實現給水質量的明顯提高。因此，對源水進行強化混凝試驗以確定去除水中有機物的最佳pH范圍及混凝劑用量，進一步研究強化混凝與其他工藝(如GAC吸附處理)的配合使用，這在我國水源水普遍受到微污染的情況下很有現實意義，并相信混凝強化技術在給水處理工程中也有較大的應用推廣價值。