0 引言

　　城市景观水体大多位于人口密集区域，人类活动必将产生大量污废水，很难控制景观水体污染。许多城市湖泊、河流等景观水体因各类污水和地表径流的流入，均受到不同程度的污染。景观水体的污染来源一般包括附近居民的生活污废水、雨后地表径流的汇入、人为丢弃垃圾和杂物，受城市排污系统不完善、娱乐设施人为影响等^[1]。

　　通常来说，景观水体是流动性差或流域面积较小的水体，大多属于完全封闭性的非自然水体。从实际调查情况来看，呈水环境容量小、自净能力差、受外界水质影响大、水质不稳定、易受污染等特点^[2]。当温度较高时，水体中氮、磷等营养元素含量过剩，导致藻类疯长，而异常繁殖的藻类会对环境生态平衡造成严重威胁，水呈明显的墨绿色，水体色度升高，一般达几十NTU甚至上百个NTU，而且伴随浓重的鱼腥味，有时造成黑臭水体，严重影响景观水体美观^[3]。对现有城市景观水体污染进行分析，主要分为点源污染、面源污染和其他污染源。点源污染主要是由工业废水和城市生活污水集中排放造成的污染;面源污染主要是由城市雨水径流带来的污染物;内源污染是景观水体内部，如底泥类的物质长期累积形成的污染^[4]。

　　近年来，随着日益加重的景观水体污染，仅靠水体自净能力难以满足相应水质标准，所以，对景观水体污染治理的研究越来越多。总体来说，首先须控制好外来污染源，如城市污废水按规定排放，然后治理已受污染的水体，根据污染类型及水质状况对症下药，选取合适的处理方法。目前，国内外对景观水体的治理方法主要有物理处理法^[5]、化学处理法^[6]、生物生态处理法等^[7]。

　　本文针对污染型景观水体的水质特点，开展强化混凝研究，选取聚合氯化铝(PAC)为混凝剂，阳离子聚丙烯酰胺(CPAM)为助凝剂^[8]。PAC具有强烈的电性中和作用，投加到水中后去除效果明显，能发挥很强的混凝沉降作用，具有优异的混凝性能。但PAC主要是电性中和作用，对污染物质的吸附架桥作用远远不及高分子有机混凝剂，而且PAC还对进一步水解反应存在不稳定性问题^[9]。所以引入CPAM作为助凝剂，由于水中绝大部分悬浮物颗粒和胶体表面带负电荷，因此阳离子高分子混凝剂CPAM能在水中发挥很好的电中和及吸附架桥作用，表现出良好的混凝沉淀效果^[10]。

　　本研究的目的是将PAC和CPAM进行复配使用，结合无机混凝剂的电性中和作用和有机高分子混凝剂的吸附架桥作用，充分发挥各自优势，使混凝效果最优化。根据水质特点，探求两者的最佳复配比例、投加方式，强化混凝性能、优化混凝效果。

　　1 试验材料与方法

　　1.1 试验材料

　　水样取自安徽某市景观湖水，原水水质基本参数如下:p H值为7.5～8.5，浊度为60～71NTU,UV₂₅₄为0.63～0.68AU/cm,COD为182～201mg/L,TP为15～25mg/L，氨氮为31～40mg/L，藻细胞数量为(10×10⁶～12×10⁶)/L。混凝剂PAC和CPAM均由某水务公司给水厂提供。

　　1.2 混凝水处理方法

　　取1m³的水样加入一定量混凝剂(CPAM，聚丙烯酰胺PAM,PAC)，放置于混凝中试试验装置上。经过一定时间的混凝试验搅拌后，通过紫外光分光光度计测定处理后上层清液的UV₂₅₄，并同时用浊度仪测定浊度，计算UV₂₅₄和浊度的去除率。设定搅拌程序，搅拌过程分3步进行，快速搅拌(300r/min)3min，慢速搅拌(50r/min) 15min，静置30min;静置沉淀完成后取上层清液测定UV₂₅₄、浊度等水质指标。

　　2 结果与讨论

　　2.1 混凝剂比选

　　本研究选用PAC,PAM,CPAM，进行以下内容研究:单独投加混凝剂PAC,PAC与PAM复配使用、PAC与CPAM复配使用的对比试验研究，由于混凝去除的污染物主要是浊度和腐殖质类物质^[11]，所以选择浊度与UV₂₅₄去除率为目标，通过混凝试验选取最佳混凝剂。试验中PAC浓度为2mg/m L，投加量分别为20,40,60,80,100,120mg/L。PAM和CPAM浓度均为0.5mg/m L，投加量为0.5mg/L。混凝剂比选结果如图1所示，随着PAC投加量的不断增加，浊度和UV₂₅₄的去除率不断增加。但PAC与CPAM复配使用时处理效果最佳，所以后期试验主要研究PAC与CPAM复配使用时的影响因素。PAC相对分子量低，只有单一的活性基团，对胶体的吸附架桥能力较弱，因此形成的絮团相对较细小松散、沉降速度慢^[12]，所以PAC单独投加时的混凝效果明显比复合投加时差。

　　图1 PAC,PAC+PAM,PAC+CPAM处理效果对比  

　　2.2 PAC投加量的影响

　　PAC在混凝法水处理中一直被视为高效、工艺简便的混凝剂，在去除浊度、色度方面有丰富应用，在市政水处理方面也经常被使用^[13]。在无机混凝剂PAC使用过程中，水解后的羟基络合物表现出强烈的电性中和作用，同时又具有压缩双电层作用、吸附架桥作用^[8]，水解过程中形成的羟基络合物对水中的胶粒杂质进行吸附脱稳，形成较大的絮体，然后沉降，达到净化水质效果。因此，本试验考察PAC投加量对混凝的影响。本试验采用PAC浓度为2mg/m L，投加量为20,40,60,80,100,120,140,160,180,200,220,240mg/L,CPAM浓度为0.5mg/m L，投加量为0.5mg/L。PAC投加量对混凝效果的影响如图2所示，随着PAC投加量不断增加，浊度和UV₂₅₄去除效果很明显，整体呈逐渐增大趋势，PAC的投加量从20mg/L增大到120mg/L过程中，对浊度和UV₂₅₄的去除率呈迅速增加趋势，浊度去除率从54.7%增加到94.68%，增加40%，当PAC投加量为120mg/L时，出水浊度从初始的40 NTU降到1.8NTU，但是PAC投加量增大到120mg/L后，随着投药量的继续增大，浊度去除效率增加很缓慢。当PAC投加量达140mg/L时，浊度去除率为90.87%，反而有少许的下降，这是由于混凝剂投加量过大，出现胶体再稳现象所致^[14]。当PAC投加量从140mg/L增加到240mg/L时，浊度去除率只增加不到7%,UV₂₅₄的去除率增加不到5%。这是因为在电中和过程中，胶粒表面电荷不但可以被降低到0，还可带上相反电荷，带负电的颗粒间产生静电斥力^[15]，进一步增加混凝剂的投加量，胶粒表面电荷会由完全中和变为反号，这时胶粒间又出现排斥能，颗粒间的相互作用能可能又会逐渐以排斥为主，处理效果不会有显著提高。故后续试验中，PAC的投加量取120mg/L。

　　图2 PAC投加量的影响 

　　2.3 CPAM投加量的影响

　　CPAM投加量对混凝试验的影响如图3所示，随着CPAM投加量的不断增加，去除率呈逐渐增大的趋势，在CPAM投加量从0.1mg/L增大到0.4mg/L的过程中，浊度和UV₂₅₄的去除率呈迅速增加趋势。而随着投药量的继续增大，浊度及UV₂₅₄的去除效率增加很缓慢，并且在CPAM投加量在0.4mg/L到0.6mg/L时，2项指标的去除率反而有少许下降。原因可能是CPAM投量较少时，浓度较低，其长链分子较少，吸附点位数量有限，能够吸附的颗粒数有限，吸附架桥作用减弱，因此效果不佳^[11]。混凝剂用量继续增加，在悬浮粒子上的吸附量随之增大，有利于电性中和与吸附架桥;但混凝剂用量持续增大时，CPAM浓度较高，长链分子没有充分伸展开，吸附在悬浮粒子上的高分子混凝剂起到分散、保护作用，使颗粒无法凝聚^[16]，导致过量投加时处理效果不理想。故综合考虑处理效果和经济成本，CPAM投加量选择0.4mg/L。

　　2.4 p H值的影响

　　p H值改变在多方面影响混凝效果^[17]，本次试验在探究p H值对混凝效果的影响时，先分别取地表原水1 000m L于6个烧杯中，放置在六联搅拌器上。采用HCl溶液和Na OH溶液调节地表原水的p H值，随后加入浓度为2mg/m L的PAC溶液60m L，浓度为0.5mg/m L的CPAM溶液0.8m L，进行混凝沉淀试验。不同p H值时的混凝效果如图4所示，可以看出，p H值从4上升到5时，浊度和UV₂₅₄的去除率迅速上升，p H=5时浊度去除率达98.6%，且混凝沉淀后的浊度从62NTU下降到0.8NTU。p H值在5～8时，去除效果趋于平缓，有微弱的下降趋势。p H值在8～9时，浊度和UV₂₅₄去除率迅速下降。这是因为p H值很低时，大量H⁺,Al³⁺屏蔽CPAM阳离子高分子链的阳离子基团，使高分子链卷曲，影响架桥，混凝能力下降，而且p H值也影响混凝剂中Al³⁺的水解和电离，进而影响其与有机污染物的结合概率^[18]。随着p H值的提高，浊度和UV₂₅₄的去除率明显提升，一方面是因为CPAM高分子链的正电荷性增加，分子链伸展，中和及架桥能力得到提高;另一方面，Al³⁺从简单的金属离子变为多羟基络合物，形成氢氧化铝聚合物，具有较好的混凝能力。当p H>7后继续增大时，体系中将出现越来越多的OH^-离子，使地表原水中Al³⁺成为Al(OH)₃沉淀颗粒^[19];OH^-对高分子混凝剂CPAM中阳离子基团的屏蔽作用越来越大，这样高分子混凝剂CPAM的阳离子性降低，混凝效果减弱。可以得出试验最佳p H值范围在5～7。

　　图3 CPAM投加量的影响  

　　图4 p H值的影响 

　　2.5 搅拌速度的影响

　　本次试验探究搅拌速度的影响，设定搅拌程序，搅拌过程分3步进行，快速搅拌(300r/min)3min，慢速搅拌(50r/min) 15min，静置30min。设置快搅速度分别为225,237.5,250,262.5,275,287.5,300,312.5,325,337.5,350,362.5r/min，搅拌时间仍为3min。采用HCl溶液和Na OH溶液调节地表原水的p H值，随后加入浓度为2mg/m L的PAC溶液60m L，浓度为0.5mg/m L的CPAM溶液0.8m L，进行混凝沉淀试验。由图5可看出，当快搅速度从225r/min增加到300r/min时，浊度和UV₂₅₄的去除效率大致呈上升趋势，过300r/min峰值又呈下降趋势。这是因为混合阶段搅拌即快速搅拌阶段的速度，影响药剂在水中的水解程度，因为搅拌作用使药剂能够更快速均匀地分散于水中，使混凝剂快速水解，导致水中颗粒物脱稳和聚合^[20]。但是去除效果总体变化不大，浊度去除率最低为93.4%，最高为93.9%，相差只有0.5%;UV₂₅₄的去除率最低和最高相差≤0.9%。从图中去除率的变化趋势来看，变化不是很明显，试验中取快搅速度为300r/min。

　　图5 搅拌速度的影响 

　　2.6 沉降时间的影响

　　沉降时间是影响固液分离的重要参数，决定沉淀池的设计和投资^[21]。本次试验考察沉降时间的影响，设定搅拌仪程序，快速搅拌(300r/min) 3min，慢速搅拌(50r/min) 15min。改变沉降时间为5,10,15,20,25,30,35,40,45,50,55,60min，且调节p H值为7，加入浓度为2mg/m L的PAC溶液60m L，浓度为0.5mg/m L的CPAM溶液0.8m L，进行混凝沉淀试验。沉降时间的影响如图6所示，随着沉降时间的延长，浊度和UV₂₅₄的去除率逐渐升高，当沉降时间为20min时，各指标去除率达到最高值，之后去除率曲线基本保持平缓，综合考虑最后的沉降时间取30min。

　　2.7 投加方式的影响

　　目前国内外在原水处理过程中，可采用无机混凝剂混合有机混凝剂的混合混凝剂，能够充分发挥有机、无机混凝剂各自特点，通过协同效应提高混凝效果，减少用量并扩大使用范围^[22]。也可采用无机混凝剂和有机混凝剂分次或混合投加的方法，可使CPAM在悬浮胶体中被无机混凝剂脱稳后充分发挥架桥作用，合适的高分子投加量明显增大絮团，显著提高沉淀速度。

　　图6 沉降时间的影响 

　　本次试验探究投加方式对去除效果的影响，快速搅拌(300r/min) 3min，慢速搅拌(50r/min) 15min，沉降时间为30min,p H值为7，加入浓度2mg/m L的PAC溶液60m L，浓度为0.5mg/m L的CPAM溶液0.8m L，进行混凝沉淀试验。根据混凝机理和投加药剂自身的特点，不同投加方式和顺序会产生不同混凝效果，从而影响絮体的形成^[23]。本次试验探究6种投加方式和顺序对混凝效果的影响，具体如下:(1)方式1搅拌开始前投加PAC溶液30m L，快搅1.5min时投加PAC溶液30m L，快搅结束时投加CPAM溶液0.8m L;(2)方式2搅拌开始前投加PAC溶液20m L，快搅1min时投加PAC溶液20m L，快搅2min时投加PAC溶液20m L，快搅结束时投加CPAM溶液0.8m L;(3)方式3搅拌开始前投加PAC溶液60m L，快搅结束时投加CPAM溶液0.4m L，慢搅7.5min时投加CPAM溶液0.4m L;(4)方式4搅拌开始前投加PAC溶液60m L，快搅结束时投加CPAM溶液0.2m L，慢搅3.75min时投加CPAM溶液0.2m L，慢搅7.5min时投加CPAM溶液0.2m L，慢搅11.25min时投加CPAM溶液0.2m L;(5)方式5

　　搅拌开始前投加PAC溶液30m L，快搅1.5min时投加PAC溶液30m L，快搅结束时投加CPAM溶液0.4m L，慢搅7.5min时投加CPAM溶液0.4m L;(6)方式6搅拌开始前投加PAC溶液60m L，快搅结束时投加CPAM溶液0.8m L。

　　从图7中可以看出方式2(20+20+20+0.8)和方式5(30+30+0.4+0.4)的浊度和UV₂₅₄去除效果较好，原因如下:由于CPAM是正电荷密度高、水溶性好的阳离子型高分子，具有较好的电中和以及吸附架桥能力，而PAC具有较好的电中和能力，吸附架桥能力较弱。混凝的快搅阶段主要发生混凝反应，在此阶段混凝剂与原水混合，胶体开始脱稳并发生初步混凝^[10],CPAM用作助凝剂时，分次投加可增强PAC的电中和能力，因此PAC和CPAM分次投加优于复合混凝剂的混凝脱浊效果，投加时间间隔加长，才能保障PAC电中和能力的最大化，但随着投加时间间隔的持续增加(如方式4),CPAM反应时间的减少，PAC的电中和能力或CPAM的电中和与吸附架桥能力会降低。

　　图7 投加方式的影响  

　　2.8 PAC投加浓度的影响

　　本次试验探究混凝剂PAC溶解浓度的影响，在保证每升原水中混凝剂量相同的情况下改变溶解浓度。根据上文得出在溶解浓度为2mg/m L时，投加量为120mg/L。本次试验在保证投加量为120mg/L的前提下改变投加浓度。从图8中可以看出，随着溶解浓度的增大，浊度和UV₂₅₄的去除效果明显下降，即浓度越小处理效果越好，这是由于投加前的溶解是混凝剂预水解，这是混凝剂在蒸馏水中的溶解，浓度越高预水解的程度越低，投加后便不能充分发挥电性中和的作用^[24]，所以溶解浓度越小，PAC的预水解越充分，投加后的处理效果越好。但是，在实际应用中如果采用较小溶解浓度，需要大量蒸馏水或自来水，而且对溶解池的基建投资也会增加，故本试验采用溶解浓度为2mg/m L。

　　图8 PAC投加浓度的影响  

　　2.9 CPAM投加浓度的影响

　　本次试验探究混凝剂CPAM溶解浓度的影响，在保证每升原水中混凝剂量相同的情况下，改变溶解浓度。根据上文得出溶解浓度为0.5mg/m L时，投加量为0.4mg/L。本次试验在保证投加量为0.4mg/L的前提下改变投加浓度。从图9中可以看出，随着溶解浓度的增大，浊度和UV₂₅₄的去除效果没有明显变化，说明CPAM溶解浓度在0.05～0.5mg/m L内，试验区间可能偏小，但是由于CPAM属于高分子混凝剂，溶解浓度偏高时，溶液黏度会增大，影响试验操作;溶解浓度偏低时，需要大量蒸馏水或自来水，实际应用中须增大溶解池的基建投资等。综合考虑，本试验采用的CPAM溶解浓度为0.5mg/m L。

　　图9 CPAM投加浓度的影响  

　　2.1 0 各指标去除效果

　　由于原水水质较复杂，故探究混凝剂对各指标的去除效果。在不同p H值条件下，对浊度、UV₂₅₄、氨氮、化学需氧量(COD)、总磷(TP)、藻类的去除效果如图10所示。当p H值在4～9时，对浊度的去除率可达90%以上，最高达98.7%;UV₂₅₄的去除率在65.9%～78.0%;氨氮的去除率偏低，最高只有17%;总磷去除率在77.0%～91.9%;COD的去除率在59.6%～75.8%;藻类去除率在82.3%～99.2%。以上数据表明，混凝剂对浊度、UV₂₅₄、氨氮、COD,TP、藻类均有去除效果，导致消耗大量的混凝剂。PAC及CPAM不仅可以很好地去除浊度和UV₂₅₄，且对水中的总磷和藻类也有很好地去除效果。如果单独投加PAC则须大量投加，使经济成本增加，但是PAC与CAPM进行复配使用可减少PAC的投加量，提高净水效果，大大节约经济成本。

　　图1 0 混凝后各指标去除效果 

　　3 结语

　　1)通过测定浊度、UV₂₅₄，比较单独投加PAC,PAC与PAM复配使用、PAC与CPAM复配使用的混凝处理效果，PAC与CPAM复配使用时污染物的去除效果最佳。

　　2)研究适合污染型景观水体水质等多混凝试验的单因素，结果表明PAC的最佳投加量为120mg/L、CPAM的最佳投加量为0.4mg/L;最佳试验p H值范围在5～7;最佳快搅速度为300r/min;最佳沉降时间取30min;PAC最佳溶解浓度取2mg/m L;CPAM最佳溶解浓度取0.5mg/m L。

　　3)在研究投加方式时，发现方式2(20+20+20+0.8)和方式5 (30+30+0.4+0.4)的浊度和UV₂₅₄去除效果较好，即认为PAC与CPAM分次投加可增强PAC的电中和能力和CPAM的吸附架桥能力，混凝效果得到提升。