絮凝沉降法是一種傳(chuan) 統的水質處理方法，由於(yu) 它具有成本低廉，操作簡便的優(you) 點，至今仍被國內(nei) 外普遍應用。絮凝法處理效果的好壞在很大程度上 取決(jue) 於(yu) 絮凝劑的性能。無機髙分子絮凝劑是目前水 處理中廣泛使用的一種絮凝劑，但該類絮凝劑存在 分子量低、在水中的穩定性差、投藥量較高、產(chan) 生的 絮體(ti) 較小等缺點。而絮凝性能較好的有機高分子絮 凝劑又存在價(jia) 格髙和毒性大等問題。因此，可考慮 在處理過程中添加有機髙分子絮凝劑，不僅(jin) 可以增 強絮凝效果，還能降低價(jia) 格和毒性。無機高分子絮 凝劑和有機高分子絮凝劑所存在的種種缺陷，促使 研究和開發向各種複合型高分子絮凝劑發展，使之 成為(wei) 了目前研究的熱點。
本文以聚合氯化招(PAC )與聚丙烯酰胺(PAM ) 製備聚合氯化鋁-聚丙烯酰胺無機有機複合絮凝 劑（PAC-PAM),探索了該絮凝劑淨化長江水的效 果。從絮凝劑的形貌、Zeta電位、絮凝後形成絮體的 粒度等多個方麵對PAC-PAM和PAC進行了比較 研究，並在此基礎上探討了複合絮凝劑的絮凝機理。
1實驗部分
1.1儀器與藥劑
DBJ-623六聯電子變速攪拌機;XSP-XSZ電子 顯微鏡;XDS-1B型倒置生物顯微鏡;PHS-25型酸 度計;GDS-3B光電式渾濁度儀;AB104-N型電子 天平;Master2000激光粒度分析儀（英國馬爾文公 司）;Zeta-Probe 電位儀（美國 Colloidal Dynamics 公 司)。
工業聚合氯化鋁;工業聚丙烯酰胺。 1.2聚合氯化鋁-聚丙烯酰胺絮凝劑的製備
取適量的聚丙烯酰胺配製成濃度為的溶 液，然後放在攪拌器上攪拌，取一定濃度的聚合氯 化鋁溶液，按比例加入聚丙烯酰胺溶液中，攪拌一 段時間後即得聚合氯化鋁-聚丙烯酰胺 (PAC-PAM)〇
1.3絮凝實驗
取200mL水樣於250mL燒杯中，用變速攪拌 器快速攪拌(lSOniiT1)時加入絮凝劑，攪拌2min 後慢速(60r_miiTl)攪拌lOmin,靜置20min後取上 清液測剩餘濁度、pH值等指標。
1.4絮凝劑形貌觀察
將熟化l〇d的絮凝劑滴在幹淨的載玻片上，室 溫下晾幹後用電子顯微鏡觀察並放大160倍拍照。 1.5絮體的形貌觀察
用滴管取適量處理長江水後所形成的絮體，使 其均勻地覆蓋在表麵皿中，然後用倒置式生物顯微 鏡觀察並放大拍照。
1.6粒度的測量
將混凝後的絮體粒度分布情況用Master2000 激光粒度分析儀進行測定，每種絮體均在以下兩條 件下分別測試:（1)試樣無攪拌，循環泵速為700r• mirr1,此時為絮體隻被輕微打碎，粒徑接近絮體的 原始粒徑；（2)對試樣進行機械攪拌，攪拌速度為 950i-min'循環泵速為24001-min-1，此時絮體完全 被打碎，測得粒徑為絮體的最基本單元一微絮體 的粒徑。
2結果與討論
2.1PAC-PAM對長江水的淨化
2.1.1pH值對淨化效果的影響水樣取自長江武 漢段，水質如下:pH值為8.09,濁度=82.4NTU,屬於 中濁度水。投加PAC和PAC-PAM(質量比為10 :
1)各lOrngW(絮凝劑投藥量以AP表示，以下同）， 對長江水進行絮凝實驗，結果見圖1。
從圖1看出,PH值在5以上，淨化效果均較好， 剩餘濁度低於10NTU,且PAC-PAM比PAC的淨化 效果好。由於長江水PH值為8.09，可不調pH值進 行絮凝實驗，不僅節省費用,也簡化操作。
圖2投加置對淨化效果的彩響 Fig.2 Influence of dosage for purifying efifect
由圖2可知，在相同投加量時，PAC-PAM的處 理效果均比PAC的要好，實驗中還發現，用 PAC-PAM處理後生成的絮體沉降性能好，而用聚 合鋁處理後的絮體鬆散細小，沉降速度慢。因此，在 實際應用中，為操作方便，減少成本，降低絮凝劑對 環境的毒性，將PAC-PAM的投加量選在Smg*!/1。
從上麵的結果可知，用PAC-PAM處理長江水， 不僅藥劑投加量少、效果好、絮體沉降性也好，而且 隻需一次投加藥劑，也不需調pH值，實際操作非常 方便，優於目前常用的PAC。
2.2 Zeta電位的比較研究
在PAC和PAC-PAM水溶液中,Al( M )水解產 物的表麵均會吸附一定數量溶解態的中間多核絡 合物'因而測定其Zeta電位隨pH值的變化趨勢， 便可大致說明PAC、PAC-PAM中溶解態產物的荷 電變化情況。
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pH值
圖3 pH-Zeta電位曲線 Fig.3 Potential curve of pH-Zeta
從圖3中可以看到，PAC的Zeta電位在pH值 小於8.5時均為正值，並且最高電位可達到接近 75mv，而當pH值小於8.5時會變成負值。PAC-PAM 絮凝劑的Zeta電位卻均為正值，最高電位可達到 80mV。且PAC-PAM絮凝劑的Zeta電位始終高於 PAC的，說明PAC與PAM複合後正電荷增加，增強 了電中和能力，最終體現在絮凝效果上，與處理長 江水的實驗結果相符 2.3絮凝劑的形貌觀察與分析
將熟化後的PAC和PAC-PAM在載玻片上沉 積幹燥，用電子顯微鏡進行形貌觀察，結果見圖4。
a.PACb.PAC-PAM
圖4絮凝劑的顯微照片(放大160倍>
Fig. 4 Microscopic image of flocculant( xl60 times)
從圖4中可以看出，PAC、PAC-PAM樣品均有 分枝，但PAC枝化度較小，並且支鏈較短，而 PAC-PAM則分枝明確，枝化度大，支鏈較長，較 PAC顯著增大了體積和分枝形態。這說明把PAM 引入PAC後，改變了 PAC的結構形貌，使其枝化度 增大，即複合後絮凝劑中的聚合度增大。這是因為 PAM的加人改變了 PAC的水解聚合作用，使得A1 (10 )低聚物在有機物的包圍趨勢下，迅速結合成A1 (ID )高聚物731。因PAM的存在，也相應增強了絮凝 劑的吸附作用和橋聯功能，彌補了 PAC原有分子量 及絮凝能力的不足，提高了絮凝效果。
2.4絮體的形貌觀察與分析
用倒置式生物顯微鏡拍攝的長江水顯微照片
和兩種絮凝劑分別處理長江水所生成的絮體照片 見圖5。
c. PAC-PAM處理長江水後的絮體 圖5絮體的形貌(放大640倍}
Fig.5 Morphology of flcos (x640 times)
圖5中a是對長江水所拍的顯微照片,其中的 球狀物是長江水中的膠體顆粒物。
圖5中b顯示,PAC的水解產物像一張網將水 中的膠體顆粒物網捕，並沉降下來。這是因為PAC 投加到水中會產生絮狀氫氧化物沉澱，這些氫氧化 物具有巨大的網狀表麵結構且帶一定正電荷，具有 一定的靜電吸附能力，因此，在沉澱物生成的同時， 膠體顆粒物被粘附網捕在沉澱物中而迅速卷掃沉 澱。不過由於其枝杈較短，網中許多地方仍有斷開， 說明絮凝劑吸附架橋能力較弱|81。圖5c為PAC-PAM 絮凝劑處理長江水後的絮體,圖中明顯可見絮凝劑 的枝杈結構，並且水中的膠粒依靠長鏈相互靠近， 以高分子聚合物為橋成為更大的積聚絮凝體。這樣 的絮體更加密實，能夠更快沉降下來。
通過以上分析可推斷:PAC-PAM在絮凝過程 中，較PAC具有更強的吸附架橋及粘結卷裹作用。 2.5處理長江水後絮體粒徑分布
將PAC、PAC-PAM處理長江水所得絮體的粒 度進行比較，結果見表1。表1中d(0.5)表示50%的 絮體顆粒粒徑都不超過這一數值。
表1絮體的粒度分布化m
TabJ Distribution of sizes of flcos ( p-in)
絮凝劑絮體打碎前d(0.5)絮體打碎後d(0.5)
PAC43.2565.633
PAC-PAM70.7228.775
比較絮體打碎前的粒度和打碎後的粒度可以 發現，打碎後絮體的粒度很小,僅為打碎前的1/10。 這說明處理過程中並未發生成較多的絡合成鍵作 用，而主要以吸附能較弱的靜電吸附為主。
錄1可以明顯麵，種水樣,PAC-PAM 處理後絮體的粒度比PAC的大。這是因為單獨 投加PAC時,PAC能起到電性中和、壓縮雙電層和 —定的網捕作用，形成的絮體細小鬆散，沉降速度 慢。而將PAC與PAM複合後,不僅表麵所帶的正電 荷增強，靜電粘附能力增強,而且水解產物的體積 和枝化度也增大，提高了吸附架橋能力，再加上大 絮體沉降過程中的卷掃作用，顯著提高了 PAC的處 理效果。
3結論
(1 )PAC-PAM在不調pH值，投加量為Smg*!/ (以Al>計)的條件下淨化長江水效果最佳,餘濁在 4.0NTU 以下。
(2)PAC，PAC-PAM的Zeta電位及形貌測定結 果表明，將PAM引入PAC後，Zeta電位向正值方向 大幅移動，同時改變了 PAC的結構形貌，使其枝化 度增大，即複合絮凝劑PAC-PAM的聚合度增大。
(3)PAC在絮凝過程中主要依靠水解產物的網 狀表麵結構及自身的正電荷，將水中的膠體顆粒粘 附網捕沉澱下來;PAC與PAM複合後，水解產物帶 有更多正電荷並具分枝狀長鏈結構,增強了電中和 和吸附架橋的作用，膠粒依靠長鏈相互靠近，以高 分子聚合物為連接，架橋成為更大的積聚絮凝體。