近年來，我國造紙工業(yè)發(fā)展迅速，但由此造成的環(huán)境污染問題也越來越突出，這在一定程 度上制約了行業(yè)的可持續(xù)發(fā)展。 制漿造紙廢水污染負荷高，含有 大量的木素、纖維素、半纖維素及其衍生物等多羥基有機物，其 中的木素及其衍生物在生物處 理中難以分解，是影響廢水治理 達標的主要因素[1]。雖然黑液 可以通過堿回收得以處理，但在 以生化處理為主的中段廢水處 理中，木素的存在增加了中段廢 水處理的難度?；炷ㄊ窍驈U水中投入一定量的混凝劑，使廢 水中難以自然沉淀的膠體污染 物和一部分細小的懸浮物經(jīng)過 脫穩(wěn)、凝聚、架橋等反應過程形成絮凝體沉淀，從而達到分離目 的[2]。中段廢水在生化處理之前， 可通過混凝法除去部分污染物， 特別是木素成分，這將大大降低后期生化處理的難度。 目前常用的絮凝劑有無機 高分子絮凝劑和有機高分子絮 凝劑兩大類, 前者如聚合氯化 鋁、聚合硫酸鐵等, 后者如聚 丙烯酰胺等[3]。不同絮凝劑對 廢水具有不同的沉淀特性，因 此人們對如何篩選以及協(xié)同使 用高效廉價的絮凝劑非常感興趣。在造紙廢水的處理中， 科學合理地復配使用絮凝劑不僅可以大大降低后期生 化工程的處理負荷，同時該方法 適應性強，基建投資低、管理簡單，可以實現(xiàn)低成本條件下造紙廢水的達標治理?；诖?，本文 以聚合氯化鋁 (PAC)、聚氯化鋁鐵(PACF) 和陽離子聚丙烯酰胺 (CPAM) 為對象，研究了它們單獨和復配使用時對中段廢水的 絮凝沉淀效果。

實驗

材料與儀器

廢水為造紙中段廢水，取自 四川某造紙廠制漿工段，其性質(zhì) 如表1 所示。聚氯化鋁(PAC)、 聚氯化鋁鐵(PACF)、陽離子聚 丙烯酰胺(CPAM) 均為工業(yè)品。 PHS-3C 型精密酸度儀， WGZ-200 濁度儀，HI99724A-6 生化耗氧量(BOD5) 測定儀， HI99721 微電腦化學耗氧量 (COD) 測定儀，總有機碳測定儀 (Liqui TOC)。

實驗方法

沉淀實驗在500mL 量筒中 進行。將500mL 廢水試樣轉(zhuǎn)入 量筒中，緩慢攪拌 (60 r·min-1)， 滴加濃度10% 鹽酸至設(shè)定pH 值。用少量水分散絮凝劑PAC ( 或PACF)，定量加入廢水中， 維持攪拌1min，靜置1h，取上 清液分析濁度、總固形物 (TS) 與COD 值。協(xié)同絮凝實驗時， 在加入PAC ( 或PACF) 后攪拌 1min，然后繼續(xù)加入CPAM 至設(shè)定濃度，攪拌1 m i n 后靜 置1h， 取上清液進行相關(guān)分 析。

結(jié)果和討論

pH 對PAC 絮凝效果的影響 使用單一絮凝劑處理廢水 時，聚合氯化鋁（PAC）比聚氯 化鋁鐵表現(xiàn)出更好的沉淀效果， 其絮凝作用受廢水pH 值影響 較大。堿性條件下，PAC 電離 將受到影響，從而降低其絮凝作 用[4]。PAC 沉淀處理廢水，研究 發(fā)現(xiàn)在較低pH 條件下絮凝沉 淀效果更好，廢水濁度和總固形 物濃度（TS）下降明顯。

不同pH 條件下PAC 對廢水的 沉淀效果

PAC濃度1 200 mg·L-1。 如圖1 所示，pH8.0 時，廢水 的濁度和TS 去除率分別是2.1% 和11.5%，而在pH5.0 條件下其去 除率分別達96.1% 和15.6%，進一 步下調(diào)pH 值時沒有發(fā)現(xiàn)明顯 的濁度和TS 變化?？紤]到調(diào)酸 將導致廢水鹽濃度逐漸加大以 及增加處理成本，因此PAC 沉 淀處理廢水的適宜pH 值是5.0。

PAC 絮凝濃度的確定 廢水沉淀處理中，通常隨 著絮凝劑濃度增加，絮凝效果 愈加明顯。但當絮凝劑很過一 定濃度后其作用效率就會降 低，甚至導致廢水污染負荷增 加[5]，此外也會導致廢水處理成 本升高。如圖2 所示，PAC 在 較低濃度 (200mg·L-1) 時對廢水 的絮凝沉淀作用較弱，廢水的 濁度、COD 和TS 濃度變化不 大，去除率較低。隨著PAC 濃 度的增加，廢水濁度、COD 和 TS 去除率逐漸加大，當PAC 增 至1 200mg·L-1 時，廢水濁度、 COD 和TS 去除率分別上升至 94.2%、52.7% 和16.7%。實驗 發(fā)現(xiàn)，隨PAC 濃度進一步 增加，廢水濁度、COD 和 TS 去除率相對穩(wěn)定，因此 PAC 沉淀處理廢水的適 宜濃度是1 200mg·L-1。試 驗發(fā)現(xiàn)，在pH5.0 條件下， 經(jīng)1 200mg·L-1PAC 沉淀處 理1h 后，造紙廢水顏色明 顯變淺，其色度由初始的 2 000 倍降至1 400 倍。

PAC 和CPAM 的協(xié)同絮 凝作用

如前所述，經(jīng)PAC 處理后， 廢水污染負荷降低十分有限，其 總固形物去除率僅達16.7%。廢 水具有較高的污染負荷，每升廢 水的總固形物濃度通常達幾萬 至幾十萬毫克。在使用單一絮 凝劑時，如此高的TS 濃度使得 所形成的絮凝體難以沉降，導 致污染物去除率較低。因此， 實驗中使用了協(xié)同絮凝劑陽離 子聚丙烯酰胺(CPAM)，以改善 沉淀效果。CPAM 一方面可以 形成新的絮凝體，另一方面由于 CPAM 具有較大的分子量，它可 以促進小絮凝體的聚集，從而加 速污染物的沉淀去除。 實驗中分別探討了PACCPAM 以及PACF-CPAM 對廢 水的協(xié)同絮凝效果，控制PAC ( 或PACF) 與CPAM 的使用比 例為10??1（質(zhì)量比）。如表2 所示，在PACF 和CPAM 協(xié)同 使用時，隨絮凝劑投加量的變 化，廢水TS 去除率變化不大。 然而在PAC-CPAM 的復合絮 凝體系中，CPAM 改善了PAC 的沉淀效果，表現(xiàn)出良好的助 凝作用。當PAC 和CPAM 的 使用濃度分別為1 200mg·L-1 和 120mg·L-1 時，廢水TS 去除率上

　不同濃度PAC 對廢水的沉淀效果 注 沉淀pH 5.0。

PAC(PACF)和CPAM對廢水的協(xié)同絮凝作用 絮凝劑 CPAM投加量 /(mg L-1) 濁度 /NTU 濁度去 除率/% TS /(mg L-1) TS去除 率/% PAC+ CPAM 60 44.5 70.3 27 900 21.9 90 39.4 73.7 26 500 25.8 120 24.9 83.4 24 000 32.8 150 29.7 80.2 25 100 29.7 PACF+ CPAM 60 38.3 74.5 28 700 19.6 90 25.5 83.0 28 000 21.6 120 20.5 86.3 27 600 22.7 注 PAC（PACF）與CPAM的使用比例為10:1（質(zhì)量 比），PAC-CPAM和PACF-CPAM沉淀pH分別 為5.0和6.0。

環(huán)保與綜合利用 升至32.8%。研究發(fā)現(xiàn)進一步提 高絮凝劑使用量時，廢水處理效 果反而變差，這可能由于在高 絮凝劑濃度條件下，污染物絮 凝體表面被絮凝劑分子飽和， 不再有結(jié)合空位，小的絮凝體 難以聚集沉降。此外，游離的 絮凝劑因空間位阻效應以及增 大廢水黏度可使分散體系更加 穩(wěn)定，從而引起污染物難以有 效沉淀去除。

pH 對PAC-CPAM 協(xié)同絮凝效果的影響

PAC 與CPAM 復配使用時， 其絮凝作用受廢水pH 值影響較 大。這是由于H+ 大小影響到絮 凝劑的分子形態(tài)及電荷分布，從 而影響分子間的相互作用[6]。同 時，協(xié)同絮凝作用的較適pH 也 受廢水自身性質(zhì)所影響。廢水 中的主要污染物是木素衍生物， 它在堿性條件下以鈉鹽形式存 在，完全溶解而體現(xiàn)親水膠體性 質(zhì)。酸性條件下，H+ 取代堿木 素中的Na+，使堿木素成為不溶 性木素[7]，進而在PAC 的絮凝 以及與CPAM 的相互作用下， 廢水取得良好的沉淀效果。

利用CPAM(120mg·L-1) 和 PAC(1 200mg·L-1) 協(xié)同處理廢 水，隨著pH 的降低，造紙廢水 的濁度、TS 和COD 去除率逐 漸升高。此外廢水顏色較明顯 變淺，其色度由原來的2 000 倍 降至800 倍。事實上，研究發(fā)現(xiàn)， 在pH5.0 條件下加入CPAM 后， 立即出現(xiàn)較大礬花，污染物沉淀 迅速，同時污泥體積較小，表明 在酸性條件下PAC 與CPAM 對廢水具有良好的協(xié)同絮凝作 用。實驗中進一步下調(diào)pH 時， 沒有發(fā)現(xiàn)明顯的COD 和TS 變 化，基于操作和成本的考慮，可 以認為PAC 和CPAM 協(xié)同處 理廢水的適宜pH 值是5.0。

結(jié)論

聚氯化鋁(PAC) 對中段廢 水具有較強的絮凝作用，其絮凝 行為受pH 影響較大，酸性環(huán)境 有利于PAC 對廢水的絮凝沉淀。

在中段廢水的絮凝處理 中，陽離子聚丙烯酰胺(CPAM) 對PAC 具有明顯的助凝作用。 PAC-CPAM 協(xié)同沉淀效果明 顯好于單獨使用PAC 的沉淀效 果。在PAC-CPAM 協(xié)同作用 下，廢水沉淀迅速，污泥體積小， 濁度、總固形物和COD 去除率 較高，同時廢水色度降低明顯。 PAC-CPAM 對廢水的協(xié)同絮 凝處理有利于廢水后續(xù)生化處 理的高效運行。