2018, Vol. 39
2. 中国科学院生态环境研究中心环境水质学国家重点实验室, 北京 100085;
3. 烟台永旭环境保护有限公司, 烟台 264006
2. State Key Laboratory of Environmental Aquatic Chemistry, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China;
3. Yantai Yongxu Environment Protection Co., Ltd., Yantai 264006, China
随着现代工业的不断发展, 在冶金、电镀、涂料、机械、制革、印染等行业中产生的含铬废水大量增加.含铬废水如不经妥善处理而直接排放入自然水体中, 将对人体及生态环境产生巨大的危害[1].目前关于含铬废水的处理主要包括化学还原沉淀法、吸附法、离子交换法、电解法和生物法[2~5]等.其中化学还原沉淀法以其工艺简单、运行稳定可靠等优点已成为处理含铬废水的主要工艺.该方法处理含铬废水主要包括氧化还原及混凝沉淀两个过程, 其中混凝沉淀过程的效率是处理含铬废水的关键因素.
影响混凝沉淀过程的因素主要包括有机物性质、混凝剂种类及投加量、电荷特性、水体阴阳离子和pH值等[6~8], 其中混凝剂种类作为混凝工艺的核心直接决定了混凝效率[9].目前, 水厂中常用聚合氯化铝(PAC)作为混凝剂, 并且大量研究曾表明PAC中的铝形态对混凝过程具有重要的影响[10~13]. Cao等[14]在使用不同铝形态混凝剂调理废水污泥时发现, 含有较高Alb和Alc的PAC产品对于污泥中蛋白质类有机物的去除具有较好的效果, 并且有利于改善污泥的可过滤性.张大为等[12]在研究铝形态对藻类混凝-超滤过程的影响中发现, Ala对表面具有凹陷的颗粒物混凝过程具有重要的作用, 同时具有较大强度因子的絮体形成的滤饼层能有效改善膜污染.然而, 针对含铬废水中Cr(Ⅵ)对不同铝形态混凝剂混凝过程的研究却较少.在含铬废水的处理中, 通过选择合适的混凝剂处理含铬水体能够达到良好的絮凝效果, 不仅能够减轻后续处理工艺的压力, 同时也能节约水处理成本.因此, 水中Cr(Ⅵ)对于不同铝形态混凝过程的影响有待进一步研究.
本实验通过使用实验室制备的高效Al13絮凝剂和传统AlCl3混凝剂来处理含铬废水, 并且研究了含铬废水在不同颗粒物浓度(10、20和40NTU)条件下的混凝过程.通过考察浊度去除率以及出水余铝、余铬浓度来甄别混凝效率, 同时利用混凝过程中剩余pH值、Zeta电位以及絮体性质揭示了水中Cr(Ⅵ)在不同浊度下的混凝机制, 以期为含铬废水的混凝沉淀过程提供理论指导, 保证出水水质.
1 材料与方法 1.1 实验试剂 1.1.1 高岭土悬浊液的配置称取适量粒径为3.5 μm高岭土固体颗粒(北京旭东化学试剂厂)于去离子水中, 并用0.1 mol·L-1的NaOH溶液调节悬浊液pH值至7.5.将此悬浊液置于磁力搅拌器上搅拌12 h后静置5.0 h.倾倒上清液并用重量分析法对悬浊液中高岭土的颗粒浓度进行测定.
1.1.2 实验水样配置根据实验需要使用高岭土悬浊液来调节水样浊度分别为10、20和40NTU, 使用K2CrO4溶液调节水体Cr(Ⅵ)浓度为8 mg·L-1.并以不加Cr(Ⅵ)的水样进行对比来考察Cr(Ⅵ)对混凝过程的影响.水样加入5.0 mmol·L-1 NaNO3和4.0 mmol·L-1 NaHCO3分别提供离子强度和碱度, 利用盐酸(0.1 mol·L-1)和氢氧化钠(0.1 mol·L-1)溶液调节pH=8.5.本实验所用试剂均为分析纯.
1.1.3 实验所用混凝剂配置本实验选用AlCl3和Al13两种铝系混凝剂, 其制备方法如文献[15]所述.采用Ferron络合比色法对混凝剂中铝形态分布进行测定[12], 该方法将聚合铝中铝的形态分为：单体态Ala(反应时间＜1.0 min), 聚合态Alb(反应时间在1~120 min), 聚合态Alc(不反应).两种铝系混凝剂的Ferron表征结果见表 1.
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表 1 实验所用混凝剂的铝形态分布/% Table 1 Al species for coagulants used in this study/% |
由表 1可知, 实验所用混凝剂有不同的铝形态分布, 其中AlCl3主要成分为Ala(94.85%), Al13主要成分为Alb(95.94%), 因此选用这两种混凝剂可以有效地表征铝形态对混凝过程的影响.
1.2 混凝实验本实验选择混凝剂投加量为0.02~0.24 mmol·L-1 (以Al计), 混凝实验在六联混凝搅拌仪(武汉梅宇有限公司)上进行, 混凝程序为：快速搅拌(250 r·min-1)30 s, 加入混凝剂后搅拌(200 r·min-1)90 s, 慢速搅拌(40 r·min-1)10 min, 最后沉淀30 min, 取上清液下2.0 cm处测量浊度、余铝及余铬等指标.
1.3 分析方法混凝过程中Zeta电位采用Zeta电位仪(zetasizer 2000, Malvern, UK)测定, 该仪器测试范围为±150 mV.混凝出水中余铝及余铬使用电感耦合等离子体质谱仪测定(ICP-MS, OPTIMA-2000, PerkinElmer, USA), 本法最高检测限为0.2mg·L-1.混凝出水中剩余浊度采用浊度仪测定(2100N, Turbidimeter, HACH, USA).为了更好地了解混凝剂的作用机制, 本实验使用马尔文激光粒度仪(马尔文2000, 测试范围为0.2~2 000 μm)对絮体的形成过程进行了监测, 实验采用D50(μm)来表示絮体的平均粒径.并针对已形成的絮体增大搅拌强度至200 r·min-1(持续5.0min)使絮体破碎, 再以40 r·min-1的转速(持续10 min)使絮体再生, 计算絮体的强度因子和恢复因子[16~19].
1.4 实验所需其他仪器：pH计(MP220, pH Meter, Mettler-Toledo, Switzerland); 扫描电子显微镜(HITACHI SU8020 FE-SEM, Japan); 高速冷冻离心机(Aantij26XP, Beckman Coulter. Inc. USA).
2 结果与讨论 2.1 混凝剂投加量对混凝过程的影响实验首先考察了浊度为10NTU条件下, 混凝剂投加量和Cr(Ⅵ)对浊度去除率的影响, 实验结果见图 1(a).
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图 1 浊度为10NTU条件下, 混凝剂投加量对混凝过程和出水pH值的影响 Fig. 1 Effects of coagulant dosage on the coagulation process and the pH value of the coagulation effluent when the turbidity was adjusted to 10NTU |
由图 1发现, 4种实验条件下浊度去除率均随着混凝剂投加量的增加而增加, 并且在投加量大于0.08mmol·L-1后, 继续增大投加量, 浊度去除率无明显增加.当投加量低于0.08mmol·L-1, 且体系无Cr(Ⅵ)存在时, Al13对浊度的去除率明显大于AlCl3.相比于AlCl3, Al13由于较高的Alb含量因而具有较强电中和能力[20~22], 这说明电中和作用对于悬浮颗粒的去除具有重要的意义, 此时增加Alb的含量可明显降低混凝剂投加量.
另外, 在整个投加范围内, Cr(Ⅵ)的存在对AlCl3混凝过程无明显影响, 但其可明显降低Al13的浊度去除率.由于水样中Cr(Ⅵ)是以CrO42-的形式存在, 这说明CrO42-可能会与高聚合态Alb结合而消耗部分Al13, 却不与低聚合态Ala结合.为了解释这一过程, 针对混凝出水pH值做了分析, 见图 1(b).从中可以发现, Cr(Ⅵ)的存在对AlCl3混凝剂出水pH值无明显影响(0.02 mmol·L-1, pH：8.27~7.8; 0.04 mmol·L-1, pH：8.32~7.88), 而其降低了Al13混凝剂的出水pH值(0.02 mmol·L-1, pH：7.92~8.79; 0.04 mmol·L-1, pH：7.62~7.56).这也进一步说明CrO42-会与Alb发生作用, 而不与Ala作用.另外, AlCl3混凝剂在整个投加量下pH值变化范围在8.5~7.2左右.在此pH值范围条件下, Ala的主要水解产物为无定型氢氧化物絮状微粒Al(OH)3(am)[23], 其与CrO42-之间不发生反应.
在上述混凝条件的基础上, 调节浊度分别为20NTU和40NTU, 考察浊度对混凝过程的影响, 实验结果见图 2.
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(a)混凝剂投加量对混凝过程的影响; (b)混凝剂投加量对出水pH值的影响 图 2 浊度为20NTU和40NTU条件下, 混凝剂投加量对混凝过程及出水pH值的影响 Fig. 2 Effects of coagulant dosage on the coagulation process and the pH value of the coagulation effluent when the turbidity was adjusted to 20NTU and 40 NTU |
由图 2(a1)和2(a2)可以发现, 对于浊度为20NTU和40NTU的两种水样, 浊度去除率均随着混凝剂投加量的增加而增大, 并且在较低投加量时, Al13相对于AlCl3具有明显优势.与图 1结果不同的是, Cr(Ⅵ)的存在对Al13的混凝过程没有明显的影响(浊度去除率在整个投加量范围内相近).结合图 1(a)的分析可知, 主要原因在于水体中含有较高浓度的颗粒物浓度.在水样浊度较低时(10NTU), Cr(Ⅵ)可以与Alb形态发生反应从而消耗部分混凝剂, 降低浊度去除率.而在水样浊度较高时(20NTU和40NTU), Cr(Ⅵ)会吸附在高岭土表面的活性位点上[24], 从而在混凝过程中同时被去除, 对混凝过程影响明显降低.另外, 从图 2(b1)和2(b2)中可以发现, 20NTU情况下Cr(Ⅵ)对Al13混凝剂混凝出水pH值影响减小[相对于图 1(b)], 而40NTU情况下可认为是无影响, 这说明Cr(Ⅵ)对Al13的混凝过程受到颗粒物浓度的影响.同时, 在20NTU和40NTU条件下, 与图 1(b)类似, Cr(Ⅵ)的存在对AlCl3混凝剂出水pH值无明显影响.
2.2 混凝过程Zeta电位的变化3种不同浊度水样混凝过程中, 体系Zeta电位随混凝剂投加量的变化结果见图 3.
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图 3 不同水样体系中投加量对Zeta电位的影响 Fig. 3 Effects of coagulant dosage on zeta potentials in different water samples |
由图 3可以发现, 在不同体系中(10、20和40NTU), Zeta电位均随着投加量的增大而增大.在水样浊度为10NTU时, 图 3(a)表明, 加入Cr(Ⅵ)在整个投加量范围内对AlCl3混凝过程的Zeta电位变化无明显影响, 而可明显降低Al13混凝过程的Zeta电位.另外, 从图 3(b)和3(c)可知, 在水样浊度为20和40NTU时, Cr(Ⅵ)的存在对两种混凝剂混凝过程中Zeta电位均无明显影响.从2.1节分析可知, 这是因为在较高浊度下, 高岭土颗粒物表面吸附Cr(Ⅵ)作用的结果, 这种吸附作用降低了Cr(Ⅵ)与混凝剂的相互作用, 因此对两种混凝剂混凝过程Zeta电位无明显影响.
CrO42-对AlCl3和Al13两种混凝剂混凝过程的影响可综合为图 4.
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图 4 不同水样条件下CrO42-对混凝过程的影响 Fig. 4 Influence of CrO42- on coagulation performance in different water samples |
实验首先分析了水样中无颗粒物存在时, 含铬水体在不同混凝剂作用下的铬去除率, 实验结果见表 2.
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表 2 无高岭土存在时含Cr(Ⅵ)溶液混凝后的出水除铬率/% Table 2 Chromium removal rate of the effluent after coagulation of the Cr(Ⅵ) solution without kaolin/% |
从表 2中的数据可知, Al13和AlCl3两种混凝剂对Cr(Ⅵ)均有一定的去除.其中经Al13混凝后的除铬率在整个投加量范围内均明显高于AlCl3. Al13和AlCl3混凝剂对Cr(Ⅵ)的最大去除率分别为22.62% (0.01 mmol·L-1)和9.16% (0.02 mmol·L-1), 这说明高聚合态Alb更易与Cr(Ⅵ)结合, 与2.1节的分析结果一致.
本实验进而分析了不同浊度条件下混凝过程对铬的去除率, 结果见图 5.
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图 5 不同混凝条件下铬的去除率 Fig. 5 Removal rate of Cr via the coagulation process with different coagulant dosages |
由图 5可知, 在3种不同水样体系中, Al13对Cr(Ⅵ)的去除率明显高于AlCl3, 分析原因在于Cr(Ⅵ)更易与Al13结合, 在混凝过程中得以去除.而Ala的水解形式为Al(OH)4-及其逐渐趋于稳定的无定型氢氧化物絮状微粒Al(OH)3(am)[23], 其中无定型氢氧化物絮状微粒Al(OH)3(am)不与CrO42-发生反应, 而水解产物Al(OH)4-与CrO42-之间发生相互排斥的静电斥力, 这种排斥作用也会影响Ala与CrO42-的结合, 从而降低了AlCl3对Cr(Ⅵ)的去除.
此外, 综合表 2与图 5可以发现, 当水体浊度从0NTU(无颗粒物存在)增大到40NTU时, Al13对Cr(Ⅵ)的最大去除率从22.62%降低至7.02%, 而AlCl3对Cr(Ⅵ)的最大去除率变化不明显, 这也证明了颗粒物对Al13的混凝过程具有较大的影响.另外, 余铝含量也是混凝的一个重要指标, 因此考察了两种混凝剂混凝过程余铝的浓度, 实验结果见图 6.
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图 6 不同水样混凝过程余铝含量 Fig. 6 Concentration of residual Al with different coagulation processes |
图 6的结果表明, 在3种不同水样体系中, 使用AlCl3做混凝剂时, 低投加量条件下的余铝浓度先上升后下降, 先上升的原因是在投加量较低时由于絮体形成不明显, 大部分的铝盐会残留在水中使得余铝升高.使用Al13作混凝剂时, 余铝含量相比AlCl3明显降低, 这说明提高Alb浓度对控制余铝含量具有重要的作用. Jiao等[25]的研究也同样表明, 混凝过程余铝含量主要与Ala和小分子有机物相关, 降低混凝剂中Ala浓度对于降低沉后水中余铝浓度具有重要的作用.
2.4 混凝过程絮体性质混凝过程中絮体特性对于研究混凝机理具有重要的作用.因此, 在Al13和AlCl3投加量分别为0.06 mmol·L-1和0.12 mmol·L-1的条件下(最优浊度去除率)对混凝过程形成的絮体进行了动态监测(1.3节), 实验结果见图 7.
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图 7 不同水样混凝过程中絮体粒径的性质 Fig. 7 Characteristics of flocs during the coagulation process under different water conditions |
由图 7的实验结果可以看出, 随着体系浊度的增大, 平衡时絮体粒径先上升后下降.分析原因在于, 随着颗粒物浓度的增加, 碰撞次数增加, 絮体粒径明显增大, 当浊度达到40.0NTU时, 由于过多的颗粒会使得Al系混凝剂在颗粒表面的分布较为松散, 降低了颗粒的碰撞效率, 絮体粒径下降.在水样浊度为10NTU的情况下, 使用AlCl3作混凝剂, 无Cr(Ⅵ)和有Cr(Ⅵ)条件下平衡时絮体粒径分别为505 μm和420 μm左右, 而使用Al13作混凝剂平衡时絮体粒径分别为212 μm和195 μm左右, Cr(Ⅵ)的存在降低了混凝过程的絮体粒径.分析原因在于使用AlCl3作混凝剂时, Ala在pH为8.5时能水解生成部分的Alc[Al(OH)4-], 在混凝过程中能发挥一定的架桥作用, 从而使得絮体粒径增大[9].使用Al13作混凝剂时(0.06mmol·L-1), 结合Zeta电位数据分析可知(图 3), 体系Zeta电位分别为8.83 mV[有Cr(Ⅵ)]和14.0 mV[无Cr(Ⅵ)], 此时体系出现电荷反转, 使得颗粒之间的电荷斥力增大, 从而阻碍了絮体的形成.相比于AlCl3混凝剂(0.12mmol·L-1), Zeta电位分别为-3.37 mV[有Cr(Ⅵ)]和-3.11 mV[无Cr(Ⅵ)], 颗粒之间电荷斥力较小, 因而形成絮体具有较大粒径.对于20NTU和40NTU的水样混凝过程, 与水样为10NTU时混凝过程一致.这说明具有较高Alb(电中和作用强)含量的Al13混凝剂形成絮体粒径较小, 絮体粒径的增大主要是由于架桥作用(颗粒充分脱稳的条件下), 并且Cr(Ⅵ)的存在能降低絮体的粒径.
不同水样条件下, 混凝过程形成的絮体的强度因子(Sf)和恢复因子(Rf)见表 3.
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表 3 不同水样下混凝过程中絮体的强度因子(Sf)和恢复因子(Rf) Table 3 Strength factor (Sf) and recovery factor (Rf) of flocs formed in the coagulation processes under different water sample conditions |
由表 3的结果可以看出, 相比于AlCl3, Al13混凝剂形成的絮体具有较小的强度因子和较大的恢复因子. Yu等[26]的研究曾表明高Alb含量的混凝剂具有较强的电中和能力, 而其架桥网捕作用的缺失使得其絮体易破碎, 同时破碎后新暴露的表面由于具有较高电荷能在絮体再生过程中发挥重要作用, 此结论与本研究现象一致.另外, Cr(Ⅵ)存在对AlCl3混凝剂形成絮体的强度因子和恢复因子影响无明显规律, 但其增大了Al13混凝剂形成絮体的强度因子, 这是因为部分Cr(Ⅵ)与Al13结合从而降低了其电中和能力, 从而使得絮体强度因子增大.
2.5 絮体扫描电镜分析为了更好地了解絮体表面的情况, 对10NTU条件下两种混凝剂形成的絮体进行冷冻干燥处理, 并进行了扫描电镜分析和X射线能谱分析, 实验结果如图 8所示.
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图 8 不同混凝剂形成絮体的扫描电镜图 Fig. 8 Scanning electron microscope (SEM) images formed by different coagulants |
从图 8可以看出, 不同混凝剂形成的絮体结构具有明显的差异.相比之下, Al13形成的絮体内部较为松散, 而AlCl3形成的絮体内部密实.这是因为Al13混凝剂由于较高的电中和作用形成的絮体具有较小的强度因子(表 3), 而AlCl3的水解产物中形成的部分Alc能很好地发挥网捕作用, 从而使得絮体具有较大的强度因子.这与图 7的结论一致.另外, Cr(Ⅵ)的存在对混凝剂形成的絮体同样具有一定的影响, 从图 8可以看出, Al13混凝剂在Cr(Ⅵ)存在时形成絮体内部表面更加紧密, 这说明Cr(Ⅵ)的存在使得部分Alb消耗而使得电中和作用下降, 从而使得絮体内部结构变紧密, 并且Cr(Ⅵ)与Alb的结合会带来余铝和余铬的降低(图 5和图 6), 而AlCl3在Cr(Ⅵ)的存在时絮体表面变化并不明显, 说明了Cr(Ⅵ)的存在会影响Alb的混凝过程, 而对Ala的混凝过程无明显影响, 与之前的结果分析一致.
针对两种絮体, 对其进一步进行了X射线能谱分析, 实验结果见表 4.可以看出, AlCl3形成的絮体中Al与Cr相对质量比分别为99.6%和0.4%, 而Al13形成的絮体中Al与Cr相对质量比分别为96.2%和3.8%, 这说明了Cr(Ⅵ)能与高聚合态Alb部分结合, 而与Ala基本不结合, 与本实验之前的分析结果相一致.
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表 4 不同混凝剂形成AlCl3絮体与Al13絮体的X射线能谱结果 Table 4 Results of X-ray energy spectra of AlCl3 and Al13 flocs formed by different coagulants |
3 结论
(1) Cr(Ⅵ)在低浊度情况下(10NTU)会与Alb结合, 抑制Al13的混凝效果, 而对Ala的混凝过程无明显影响.在较高浊度情况下(20 NTU和40NTU), 由于Cr(Ⅵ)在颗粒物表面的吸附, 其对混凝过程无明显影响.
(2) 相比于AlCl3(Ala), Al13(Alb)对Cr(Ⅵ)的去除率较高, 并且Alb对余铝含量的控制效果优于Ala, 降低Ala的含量可明显降低沉后水中余铝浓度.
(3) Al13由于具有较多的Alb, 在混凝过程中以电中和作用为主导.相比于AlCl3(Ala), Al13形成的絮体具有较小的粒径(架桥作用缺失)和强度因子, 但大量的局部正电荷使得破碎后的絮体具有较大的恢复因子.
(4) Cr(Ⅵ)的存在可使得Al13形成的絮体强度因子增大(降低了颗粒之间的排斥力), 恢复因子降低(颗粒表面的正电荷与Cr(Ⅵ)反应).
| [1] |
李莉娜, 董广霞, 唐桂刚, 等. 中国含六价铬工业废水排放的行业贡献与空间分布特征分析[J]. 环境污染与防治, 2013, 35(12): 97-99, 105. Li L N, Dong G X, Tang G G, et al. Analysis of the industrial share and region distribution of Cr(Ⅵ) containing industrial wastewater discharge in China[J]. Environmental Pollution & Control, 2013, 35(12): 97-99, 105. DOI:10.3969/j.issn.1001-3865.2013.12.019 |
| [2] |
裴东波, 卢志强, 伉沛崧, 等. 还原沉淀法处理含铬废水[J]. 城市环境与城市生态, 2006, 19(2): 25-26. Pei D B, Lu Z Q, Kang P S, et al. Treatment of dichromate-containing wastewater with deoxidization & deposition method[J]. Urban Environmental and Urban Ecology, 2006, 19(2): 25-26. |
| [3] |
陈心满, 徐明芳. UV/TiO2光催化还原Cr(Ⅵ)过程中吸附作用的影响及其消除[J]. 环境科学, 2006, 27(5): 913-917. Chen X M, Xu M F. Effects of absorption on photo-reduction of Cr(Ⅵ) by UV/TiO2process and its elimination[J]. Environmental Science, 2006, 27(5): 913-917. |
| [4] |
贺气志, 陈辉, 王丹, 等. 混合硫酸盐还原菌与Cu/Fe颗粒协同处理含铬废水的研究[J]. 环境科学, 2011, 32(7): 2000-2005. He Q Z, Chen H, Wang D, et al. Treating Cr(Ⅵ)-containing wastewater by a consortium of sulfate reducing bacteria and Copper-Iron bimetallic particles[J]. Environmental Science, 2011, 32(7): 2000-2005. |
| [5] | Tandukar M, Huber S J, Onodera T, et al. Biological chromium(Ⅵ) reduction in the cathode of a microbial fuel cell[J]. Environmental Science & Technology, 2009, 43(21): 8159-8165. |
| [6] | Zhao Y X, Gao B Y, Zhang G Z, et al. Comparative study of floc characteristics with titanium tetrachloride against conventional coagulants:Effect of coagulant dose, solution pH, shear force and break-up period[J]. Chemical Engineering Journal, 2013, 233: 70-79. DOI:10.1016/j.cej.2013.08.017 |
| [7] |
徐磊, 俞文正, 梁亮, 等. 天然有机物对混凝效果影响机制及絮体特性分析[J]. 环境科学, 2013, 34(11): 4290-4294. Xu L, Yu W Z, Liang L, et al. Effect of natural organic matter on coagulation efficiency and characterization of the flocs formed[J]. Environmental Science, 2013, 34(11): 4290-4294. |
| [8] | GuiGui C, Rouch J C, Durand-Bourlier L, et al. Impact of coagulation conditions on the in-line coagulation/UF process for drinking water production[J]. Desalination, 2002, 147(1-3): 95-100. DOI:10.1016/S0011-9164(02)00582-9 |
| [9] | Duan J M, Gregory J. Coagulation by hydrolysing metal salts[J]. Advances in Colloid and Interface Science, 2003, 100-102: 475-502. DOI:10.1016/S0001-8686(02)00067-2 |
| [10] | Xu H, Jiao R Y, Xiao F, et al. Relative importance of hydrolyzed Al species (Ala, Alb, Alc) on residual Al and effects of nano-particles (Fe-surface modified TiO2 and Al2O3) on coagulation[J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2014, 446: 139-150. |
| [11] | Xu W Y, Gao B Y. Effect of shear conditions on floc properties and membrane fouling in coagulation/ultrafiltration hybrid process-The significance of Alb species[J]. Journal of Membrane Science, 2012, 415-416: 153-160. DOI:10.1016/j.memsci.2012.04.046 |
| [12] |
张大为, 徐慧, 王希, 等. 藻形态及混凝剂组成对混凝-超滤过程的影响[J]. 环境科学, 2017, 38(8): 3281-3289. Zhang D W, Xu H, Wang X, et al. Effects of algal morphology and Al species distribution on the coagulation-ultrafiltration process[J]. Environmental Science, 2017, 38(8): 3281-3289. |
| [13] |
吴珍, 张盼月, 曾光明, 等. 不同铝形态去除水中腐殖酸的混凝特性[J]. 环境科学, 2008, 29(7): 1903-1907. Wu Z, Zhang P Y, Zeng G M, et al. Coagulation characteristics of different Al species on Humic acid removal from water[J]. Environmental Science, 2008, 29(7): 1903-1907. |
| [14] | Cao B D, Zhang W J, Wang Q D, et al. Wastewater sludge dewaterability enhancement using hydroxyl aluminum conditioning:role of aluminum speciation[J]. Water Research, 2016, 105: 615-624. DOI:10.1016/j.watres.2016.09.016 |
| [15] | Duan S X, Xu H, Xiao F, et al. Effects of Al species on coagulation efficiency, residual Al and floc properties in surface water treatment[J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2014, 459: 14-21. |
| [16] | Jarvis P, Jefferson B, Parsons S A. Breakage, regrowth, and fractal nature of natural organic matter flocs[J]. Environmental Science and Technology, 2005, 39(7): 2307-2314. DOI:10.1021/es048854x |
| [17] | Xu H, Xiao F, Wang D S. Effects of Al2O3 and TiO2 on the coagulation process by Al2(SO4)3(AS) and poly-aluminum chloride (PACl) in kaolin suspension[J]. Separation and Purification Technology, 2014, 124: 9-17. DOI:10.1016/j.seppur.2014.01.010 |
| [18] | Zhang D W, Xu H, Wang X, et al. Influence of coagulation process on the ultrafiltration performance-the roles of Al species and characteristics of algae-laden water[J]. Separation and Purification Technology, 2017, 183: 32-42. DOI:10.1016/j.seppur.2017.04.004 |
| [19] |
张忠国, 栾兆坤, 赵颖, 等. 聚合氯化铝(PACl)混凝絮体的破碎与恢复[J]. 环境科学, 2007, 28(2): 346-351. Zhang Z G, Luan Z K, Zhao Y, et al. Breakage and regrowth of flocs coagulation with Polyaluminum chloride (PACl)[J]. Environmental Science, 2007, 28(2): 346-351. |
| [20] | Wang D S, Tang H X, Gregory J. Relative importance of charge neutralization and precipitation on coagulation of Kaolin with PACI:effect of sulfate ion[J]. Environmental Science & Technology, 2002, 36(8): 1815-1820. |
| [21] | Wang D S, Sun W, Xu Y, et al. Speciation stability of inorganic polymer flocculant-PACl[J]. Colloids and Surfaces A:Physicochemical and Engineering Aspects, 2004, 243(1-3): 1-10. |
| [22] | Liang L, Tan J K, Peng Y L, et al. The role of polyaluminum chloride in kaolinite aggregation in the sequent coagulation and flocculation process[J]. Journal of Colloid and Interface Science, 2016, 468: 57-61. DOI:10.1016/j.jcis.2016.01.039 |
| [23] |
栾兆坤, 汤鸿霄, 于忱非. 混凝过程中铝与聚合铝水解形态的动力学转化及其稳定性[J]. 环境科学学报, 1997, 17(3): 321-327. Luan Z K, Tang H X, Yu C F. Dynamic transformation and stability of hydrolyzed alum and polyaluminum in the coagulation and flocculation processes[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 1997, 17(3): 321-327. |
| [24] |
张永利, 朱佳, 史册, 等. 高岭土的改性及其对Cr(Ⅵ)的吸附特性[J]. 环境科学研究, 2013, 26(5): 561-568. Zhang Y L, Zhu J, Shi C, et al. Modification of Kaolin and its adsorption properties on Cr(Ⅵ)[J]. Research of Environmental Sciences, 2013, 26(5): 561-568. |
| [25] | Jiao R Y, Xu H, Xu W Y, et al. Influence of coagulation mechanisms on the residual aluminum-the roles of coagulant species and MW of organic matter[J]. Journal of Hazardous Materials, 2015, 290: 16-25. DOI:10.1016/j.jhazmat.2015.02.041 |
| [26] | Yu W Z, Gregory J, Campos L C. Breakage and re-growth of flocs formed by charge neutralization using alum and polyDADMAC[J]. Water Research, 2010, 44(13): 3959-3965. DOI:10.1016/j.watres.2010.04.032 |