1 引言(Introduction)
近年來，我國水體富營養化問題日漸加劇，嚴重阻礙了經濟社會的可持續發展.而磷是引起水體富營養化的關鍵營養物質，減少城市污水中磷的排放對控制富營養化具有非常重要的意義.
城市生活污水處理通常采用生物法，該法對氨氮和COD的去除效果好，但除磷效果差.與生物法相比，化學混凝法除磷具有處理效果好、穩定性強等優點，但在工程應用中存在藥劑投加量大、成本高、產泥量大等缺點，因此研制低成本高效率的除磷混凝劑具有很高的應用價值.
目前水處理混凝劑主要為鋁鹽(或鐵鹽)混凝劑，如廣泛應用的聚合氯化鋁(PAC)，其一般采用鋁屑、氫氧化鋁、氯化鋁、鋁土礦等作為原料進行制備，成本較高.而一些工業廢渣中含有大量可回收利用的鋁鐵元素，原料易得且價格低廉，近年來，利用工業廢渣作為原材料制備混凝劑的研究得到了足夠的重視.
粉煤灰是燃煤電廠排出的固體廢渣，其氧化鋁含量通常為20%~35%，最高可達50%，可代替鋁土礦成為一種很好的氧化鋁資源.如果利用粉煤灰為原料來生產鋁鹽混凝劑既可降低生產成本，又能使廢物循環利用，避免對環境的“二次污染”.國內外一些學者對于將粉煤灰作為混凝劑處理污水方面開展了研究工作.例如針對預處理后的造紙廠廢水，采用粉煤灰作為吸附劑進行深度處理，COD和色度的去除率分別達到65%和80%.研究發現，粉煤灰可以作為重金屬離子的吸附劑，當重金屬離子濃度低于100 mg·L-1時，去除率分別為：鋅86%~98%、鉛96%~99%、鎘51%~95%、銅60%~99%，且去除率隨pH值的增大而提高. ArvindK等(2014)研究了蔗渣粉煤灰對丙烯腈的去除能力，發現投加量為4 g·L-1、反應時間為5 h時對丙烯腈(AN)的去除效果為78%，此時去除效果最佳.劉等研究了粉煤灰對城市景觀水體中磷的吸附性能，發現吸附反應符合Langmuir方程，粉煤灰吸附容量為23.15 mg·g-1，對水體中溶解態磷(DP)的去除效果為88.30%.
但是粉煤灰處理污水過程中存在一些問題，首先，粉煤灰在形成過程中，部分氣體逸出形成開放性孔穴，表面呈蜂窩狀，具有吸附性能，而部分未溢出的氣體被裹在顆粒內形成封閉性孔穴(Jin et al.，2012)，降低了粉煤灰的比表面積，限制了其吸附容量，致使應用過程中投加量大，產泥量增加.其次，粉煤灰質量輕、密度小(表觀密度為0.55~0.80 g·cm-3)，其處理后的廢水存在泥水分離困難的問題.此外，我國粉煤灰中鋁元素含量高而鐵元素含量低(一般為4%~10%)，其制備的混凝劑屬于鋁鹽混凝劑，具有絮體松散易碎、沉降速度慢的缺點.
針對粉煤灰吸附容量小、投灰量大、泥水分離困難的問題，國內外研究者嘗試采用物理或化學的方法對粉煤灰進行改性，打開其顆粒內的封閉性孔穴，提高孔隙率及比表面積，從而改善其吸附效能.劉等采用3種方法對粉煤灰改性，并用于處理印染廢水，結果表明鈣改性粉煤灰的色度和COD去除效果最佳，絮體沉降速度最快.采用PDMDAAC對粉煤灰進行改性，結果表明，改性粉煤灰對有機分子的吸附能力和離子交換能力都得到了增強，對染料分子的去除能力比改性前提高了12.5%.分析了粉煤灰合成的沸石對廢水中氮和磷的去除性能，發現改性后其陽離子交換容量(206.3 cmol·kg-1)遠高于原粉煤灰(2.2 cmol·kg-1)，磷和氨氮的去除率分別可達到60%~92%和40%~60%.基于此，本研究擬采用鹽酸對粉煤灰進行改性，不但能打開封閉性孔穴，還能通過酸的作用使顆粒表面生成大量新的微細小孔，增加比表面積和孔隙率.
針對粉煤灰處理污水時絮體松散易碎、沉降速度慢的問題，本研究向粉煤灰中添加富含鋁鐵元素且價格低廉的鋁土礦以補充鐵元素，使得所制備的混凝劑能結合鐵鹽混凝劑的絮體密實、沉降速度快的優勢，彌補鋁鹽混凝劑的缺點.同時根據協同增效原理，兩種或兩種以上的組分相加或調配在一起，所產生的作用大于各種組分單獨應用時作用的總和.因此，所制備的鋁鐵復合混凝劑能充分發揮兩種混凝劑各自的優勢，提高混凝效果.
混凝是一個動態變化的過程，在混凝過程中的主導作用機理可能會發生演替.目前國內外針對混凝機理的研究方法一般有X-射線衍射分析、紅外光譜分析、Zeta電位測定等，大都是針對某一方面的混凝機理進行分析，單一的研究方法不能全面地闡述混凝的動態變化過程.因此，采用不同方法對混凝劑在不同混凝過程中的作用機理進行系統闡述是十分必要的.
基于此，本研究以廉價易得的粉煤灰和鋁土礦為主要原料，采用鹽酸改性的方法制備出一種新型的無機鋁鐵復合混凝劑.重點研究了所制備的混凝劑對生活污水的除磷效能，并從形態學、分形維數特征、電荷特性等方面對其混凝機理進行了系統分析.本研究可為礦渣基水處理混凝劑的開發、生產及應用提供理論基礎與技術參考.
2 材料與方法(Materials and methods) 2.1 實驗材料
實驗所用鋁土礦與粉煤灰均來自某化工企業，對實驗原料進行X射線熒光光譜(XRF，Axios advanced，PANalytical B.V.，the Netherlands)分析，檢測結果見表 1.
由表 1可知，鋁土礦和粉煤灰主要由Al2O3、Fe2O3、SiO2組成，其中鋁和鐵總和分別為61.29%和36.53%，與無機高分子混凝劑聚硫酸鋁鐵具有相似的元素組成(Zhu 2011).
實驗所用生活污水取自武漢市湯遜湖污水處理廠格柵后出水，實驗水質及《城鎮污水處理廠污染物排放標準》(GB 18918—2002)一級標準各指標數值見表 2.
表 2 實驗水質及國標規定值
2.2 混凝劑制備方法
本實驗采用鋁土礦與粉煤灰的混合物進行鹽酸改性制備混凝劑，混凝反應在三口燒瓶中進行，外部有加熱套，內有攪拌漿，攪拌漿連接轉速控制儀，三口燒瓶一口與冷凝管相接，一口接溫度計，一口連接攪拌槳.主要制備步驟如下：分別將6 mol·L-1的鹽酸128 mL、經過預處理(烘干、研磨及過篩)的10 g鋁土礦和6 g粉煤灰、0.30 g氯化鈉(助溶劑)和0.64 g的CaO加入到三口燒瓶中，控制攪拌槳轉速為200 r·min-1，反應溫度為80 ℃，反應時間為6 h.反應結束后將混合物置于室溫下陳化24 h，之后放入103 ℃真空干燥箱中烘干，磨細后過100目篩，收集篩下物備用，即可制備酸改性的混凝劑樣品.
2.3 混凝實驗方法
使用程控混凝試驗攪拌儀(TA6-3，HengLing，China)進行實驗室混凝實驗，取1 L水樣于一組1 L燒杯中，將燒杯置于程控混凝實驗攪拌儀上，加入定量的混凝劑，設定混凝初始條件為300 r·min-1快速攪拌30 s，然后以150 r·min-1中速攪拌2 min，再以30 r·min-1慢速攪拌6 min，進行混凝攪拌實驗.反應完成后靜置沉淀30 min，在每只燒杯液面下2 cm處取出等量的上層清液，分別測定各水質指標.
2.4 其他實驗方法
TP、TN、NH4+-N、CODCr、pH以及濁度等指標均參照《水和廢水監測分析方法(第4版)》中的標準方法進行測試.
復合混凝劑中鋁和鐵的形態分布采用Ferron逐時絡合比色法進行測定.絮體的分形維數采用圖像分析的方法進行計算(Jarvis et al.，2008)，混凝試驗結束后，取絮體放置于載玻片并用光學顯微鏡(Eclipse Ci-L，NiKon，Japan)進行拍照，并用 FractalFox 軟件對圖片進行處理.混凝過程中混合液的Zeta電位通過Zeta電位儀(90 Plus Particle size analyzer，Brookhaven Instruments，America)進行測定.
3 結果與討論(Results and discussion) 3.1 理化性質分析
采用《工業級聚氯化鋁標準》(GB22627—2008)(2008)對混凝劑的主要理化性質進行評價，結果見表 3.
表 3 混凝劑理化性質與標準值
由表 3可知，混凝劑的鹽基度、pH均達到工業級聚氯化鋁標準，而氧化鋁含量值稍低于標準值.由于混凝劑原料為鋁土礦及粉煤灰等，其中含有較多Fe、Si、Ca等元素，在混凝過程中，鐵鹽也能發揮除磷功效.
3.2 除磷效果研究 3.2.1 除磷條件確定
采用模擬含磷廢水(TP濃度為2 mg·L-1)進行實驗，圖 1為在同一投加量(0.50 g·L-1)下pH對混凝劑除磷效果的影響，圖 2為在同一pH(pH=8)下投加量對混凝劑除磷效果的影響.
圖 1 pH對除磷效果的影響
圖 2 投加量對除磷效果的影響
從圖 1 可知，混凝劑在pH為7~8時具有較高的除磷效率，最高去除效率可達91.87%;從圖 2 可知，TP的去除率隨著投加量的增加而增加，當混凝劑用量達到0.40 g·L-1時，對TP的去除率達到96.79%，當用量再增加，TP的去除率基本不變，結果表明混凝劑處理含磷量為2 mg·L-1的模擬廢水最佳用量為0.40 g·L-1.同時，混凝過程中產生大量的絮體，固液分離較快，絮體的沉降效果較好.與Oguz(2005)所研究的未改性粉煤灰相比(TP濃度為80 mg·L-1的模擬廢水，除磷效率為99.63%時投加量為1.6 g·L-1)，達到相同處理效果時，所制備的混凝劑的投加量降低了75%.
除磷效果受混凝過程中的水力條件影響很大，為了探究水力條件對于混凝劑除磷的影響效果，本實驗設計了三水平四因素的正交實驗，分別取9組1 L武漢市湯遜湖污水處理廠格柵后出水置于混凝攪拌裝置中，調節pH為8，設置混凝劑投加量為0.40 g·L-1，按照正交試驗方案對各條件下的除磷效果進行測試，混凝結果見表 4.
表 4 不同水力下的混凝結果
從表 4可知，通過改變不同的水力條件，其除磷的效果是不同的，最高的除磷效率可以達到96.40%，最低的也有91.34%，從總體而言，除磷效率較高.通過對極值R的分析我們可以看出，四種因素影響大小為：A>C>B>D，因此混凝劑最佳的水力條件確定為：快速攪拌的轉速為300 r·min-1，時間為30 s;而慢速攪拌的轉速為20 r·min-1，時間為10 min.
3.2.2 除磷效果分析
為驗證混凝劑的除磷效果，實驗對不同投加量下混凝劑對實際污水的處理效果進行了研究，并對比研究了相同制備條件不同投加量下粉煤灰和鋁土礦對總磷的去除效果，實驗結果見圖 3和圖 4.
圖 3 混凝劑、鋁土礦、粉煤灰對TP的去除效果
圖 4 混凝劑其他指標的去除效果
由圖 3 可知，隨投加量的增加混凝劑的除磷效率逐漸增加，投加量為0.40 g·L-1時去除率達到99.58%，之后去除率隨投加量的變化而趨于穩定，處理后的出水中TP的含量為0.012 mg·L-1，遠小于城鎮污水排放標準一級A標準所規定的0.5 mg·L-1.在達到相同的總磷去除率時，混凝劑樣品的用量與粉煤灰和鋁土礦相比最小.且與單純的酸改性粉煤灰處理赤潮廢水(投加量為0.375 mg·L-1)(Miao et al.，2012)及改性粉煤灰除磷混凝(原水TP濃度為6 mg·L-1，TP去除率為94.5%時投加量為25 g·L-1)(Wang，2012)相比，本研究制備的混凝劑具有除磷效率高的優勢.
由圖 4 可知，混凝劑對其他各指標也有一定的去除效果，其中對濁度的去除率較高，其值為83.14%，而CODCr、TN和NH4+-N的去除率僅有33.69%、8.07%和24.35%，出水pH值范圍為6.4~7.2，在實際應用中，需采取措施降低氨氮的濃度.
3.3 除磷機理研究 3.3.1 混凝劑形態研究
對混凝劑進行X射線熒光光譜(XRF)分析，測試結果見表 5.
表 5 混凝劑主要化學組成
由表 5可知，混凝劑主要化學成分為Al2O3、Fe2O3、SiO2及氯元素等.與原料(表 1)相比，混凝劑中的Fe2O3含量比重增加，Al2O3含量有所降低，其原因可能是在混凝劑成品處理過程中，有部分篩上物質被丟棄.
對混凝劑進行X射線衍射(XRD，D/MX-ⅢA，日本)分析，測試結果如圖 5所示.
圖 5 混凝劑XRD圖
由圖 5并結合混凝劑的X射線熒光光譜分析可知，混凝劑主要由高嶺石(Al2Si2O5(OH)4)、黑鈣鐵礦(Ca2Fe2O5)、鎂綠泥石((Mg，Fe，Al)-x[siAlO5](OH)4)、氫氧化鐵(FeO(OH))以及含有氯及鐵的物質(Cl5H11Cl2FeN3)構成.可以看出，混凝劑中含有羥基鐵(鋁)及高分子的氯化鐵鋁等物質，因此，該混凝劑是一種無機高分子復合混凝劑.
對混凝劑進行紅外光譜(IR，Nexus，Thermo Nicolet，America)分析，測試結果如圖 6所示.
圖 6 混凝劑紅外光譜圖
由圖 6 可以看出，在3376 cm-1、3527 cm-1、3620 cm-1處有吸收峰，說明存在O—H基團(Workman，2012);在3394 cm-1、3451 cm-1處有吸收峰，說明存在O—H或N—H基團，本研究中所用原料不含N，因此此處為O—H基團;在558 cm-1、581 cm-1處有吸收峰，說明存在C—Br、C—Cl、C—I基團，結合本實驗所用材料，此處為C—Cl基團.結合XRD分析結果，混凝劑樣品中存在Si—O—Si、Fe—OH、Al—OH、H—OH、C—Cl等基團，混凝當混凝劑加入到水中后，形成Fe3(OH)27+、Aln(OH)m(3n-m)+等多羥基絡合離子，其羥基是不飽和的，這些絡合物從溶液中吸取羥基來補充其未飽和位，對水中聚磷酸鹽等膠體顆粒形成強烈吸附，從而發生混凝.
掃描電鏡(SEM，JSM-5610LV，JEOL Ltd，Japan)分析結果顯示(圖 7)，粉煤灰顆粒表面較為光滑、平整，呈塊狀.由圖 7b可知，混凝劑表面附著有顆粒狀物質，表面呈聚合狀態，與圖 7a 相比，混凝具有更大的比表面積，從而增強了混凝劑對磷的吸附(Cakici et al.，2004).
圖 7 SEM圖(a. 原粉煤灰，b. 所制備的混凝劑)
按照文獻(Hu et al.，2001; Zhang et al.，2013)的方法，對混凝劑進行鋁鐵形態分析，測定結果見圖 8.
圖 8 混凝劑Ferron法逐時絡合比色工作曲線(其中[Al+Fe]a為低聚態Al和Fe，[Al+Fe]b為中聚態Al和Fe，[Al+Fe]c為高聚態Al和Fe)
從圖 8可知，[Al+Fe]a、[Al+Fe]b和[Al+Fe]c占[Al+Fe]T中的比例分別為：64.14%、11.27%和24.59%.一般認為中等聚合度的Al和Fe是聚合鋁、聚合鐵等無機混凝劑的最佳混凝成份，其含量可反映產品的混凝性能.混凝劑起作用的成分主要為低聚態和中聚態的羥基聚合物，根據實驗數據可知，混凝劑的中聚態鋁鐵含量為11.27%，低聚態的鋁鐵含量較高，所占比例為64.14%，與所制備的硫酸鋁鐵混凝劑相比，其低聚態與中聚態鋁鐵物質的總和高出22.95%.
3.3.2 混凝分形特征研究
混凝實驗完成后，吸取底部的混凝體置于載玻片上，用光學顯微鏡拍攝混凝體圖像如圖 9 所示.
圖 9 不同投加量下的混凝體的照片(×200; a、b、c、d、e、f分別表示投加量為0.05、0.10、0.20、0.40、0.60、0.80 g·L-1)
用Fractalfox軟件對照片進行處理，分形維數計算結果見圖 10.
圖 10 混凝劑絮體的分形維數值
一般分形維數的范圍在1.2~2.8之間時，絮體具有分形特征，當在最佳投加量時，其分形維數的值最大.由圖 10可知，混凝劑的分形維數的數值范圍分為0.9~1.3，其分形維數的值整體較低，但大部分數據在1.2以上，具有明顯的分形特征，有研究表明，當分形維數值 Df≤2 時，混凝形成的絮體具有許多內孔，產生的可滲透性降低了阻力，提高了絮體沉降速度.
3.3.3 電荷特性研究
對混凝過程中不同投加量下的混合液進行Zeta電位分析測定，結果如圖 11所示.
圖 11 投加量對混合液Zeta電位的影響
由圖 11可知，當向水中投加一定量的混凝劑后，水中顆粒表面的Zeta電位增加，其值由-6.07 mV向正方向移動，并逐漸接近于0，此時混凝劑的磷去除率最高;當投加量由0.60 g·L-1增加到0.80 g·L-1時，Zeta電位值由0 mV增加到1.97 mV.由數據可推測，當向水中投加一定量的混凝劑時，混凝劑中的部分低聚態的鋁鐵物質([Al+Fe]a)能夠進入到水中膠粒表面，膠粒表面擴散層變薄，Zeta電位降低;顆粒間相距離減小，膠體顆粒間引力逐漸占主導地位，顆粒相互靠近，體系發生快速凝聚.繼續投加混凝劑，體系中帶正電荷的物質增多，導致水中膠體顆粒擴散層逐漸消失，膠粒外層富集正電荷，膠體電荷發生較大逆變而出現反穩，使得磷去除率不變或降低.
3.3.4 混凝劑除磷作用機理分析
膠體顆粒的雙電層結構中Stern層與擴散層內的離子處于平衡之中，當向水中投加一定量的混凝劑后，混凝劑水解產生Al3+、Fe3+等正電離子，這些離子與膠體表面吸附的反離子發生交換，擠入擴散層;隨著投加量的增加，水中Zeta電位由-6.07 mV向正方向移動(圖 10)，此時擴散層厚度減薄，更多的Al3+、Fe3+等離子進入Stern層，使雙電層被壓縮，此時顆粒間相碰撞的距離大大減小，膠體顆粒間引力占主導優勢，顆粒相互靠近，體系發生快速凝聚;當投加量由0.60 g·L-1增加到0.80 g·L-1時，Zeta電位值由0 mV增加到1.97 mV，混凝劑水解產生的Al3+、Fe3+等離子過多，使膠體外層富集正電荷，膠體電荷發生較大逆變而出現反穩，此時混凝效果變低.
由鋁鐵形態分析結果可知(圖 7)，混凝劑中含有64.14%的低聚態[Al+Fe]，當向水體中加入混凝劑時，混凝劑在水中水解產生的Al3+、Fe3+能夠與水中的HnPO4(3-n)-結合生成FePO4、AlPO4沉淀，混凝并同時發生聚合反應，生成具有較長線性結構的多核羥基絡合物，如Fe2(OH)24+、Fe3(OH)27+等(Zhu等2012).這些聚合體具有較高的正電荷密度，能夠中和膠體電荷、壓縮雙電層及降低膠體Zeta電位，促使膠體和懸浮物等快速脫穩、凝聚和沉淀，表現出較高的除磷效率.
由混凝劑的紅外光譜分析可知(圖 5)，混凝劑分子中存在大量的Fe—OH、Al—OH、H—OH等羥基基團，當混凝劑加入到水中后，形成Fe3(OH)27+、Aln(OH)m(3n-m)+等多羥基絡合離子，其羥基是不飽和的，這些絡合物從溶液中吸取羥基來補充其未飽和位，并對水中聚磷酸鹽等膠體顆粒形成強烈吸附而生成絮體.混凝所形成的絮體變長變大，分形維數的值由1.12逐漸增大(圖 9)，當絮體的長度足夠大，超過了溶液中膠體顆粒間產生排斥力的有效作用范圍，絮體間的支鏈發生橋連作用而使絮體繼續變大.另外，由電性中和作用所產生的絮體在沉降過程中能夠相互碰撞接觸而結合形成較大的絮體，絮體間可發生架橋連接作用而達到更好的混凝效果 .
根據圖 9可知，分形維數的值隨投加量的增加先增大后減小，因為混凝初期，混凝劑的投加量較少，與水中的膠體主要發生吸附和電性中和的作用，因其是通過靜電作用力而發生，所產生的絮體較為密實，其分形維數隨投加量的增加而增大，但當混凝劑的量達到一定的濃度時，水體中的電性中和作用下降，絮體之間的架橋連接作用開始占主導作用，由于絮體之間分支較長，結合形成的絮體比較疏松，表現出分形維數降低的特征.
通過壓縮雙電層、電性中和和吸附架橋等作用后，水中形成了數量較多的絮體，這些絮體具有較大的表面積，能夠對水中的磷酸鹽懸浮顆粒或膠體顆粒進行卷掃.同時，混凝劑中高聚態[Al+Fe]也能夠網捕水溶液中的膠體顆粒和細微懸浮物，在中性或酸性pH下因靜電作用而快速沉降.此外，水中的膠粒和細微懸浮物可被Fe3(OH)27+、Aln(OH)m(3n-m)+等在形成時作為晶核或吸附質卷帶網羅除去.
綜上所述，所制備的混凝劑除磷過程是壓縮雙電層、電中和、吸附架橋和網捕卷掃多種機制共同作用的動態變化過程.混凝劑投加入水中后，帶有正電荷的分子物質或高聚合子吸附負電荷膠體粒子，導致膠粒電位降低，使膠體脫穩和凝聚.隨著投加量的增加，所制備的混凝劑產生的大量低聚態或中聚態鋁鐵物質在靜電引力、范德華力和氫鍵力等作用下，通過絡合作用吸附未完全脫穩的膠體顆粒和細微懸浮物，形成具有較大表面積的絮體，發揮吸附架橋作用，最后所形成的大分子絮體在沉降過程中能夠網捕水中的細微懸浮物等，發揮網捕卷掃作用.
4 結論(Conclusions)
1) 通過單因素控制變量實驗及正交試驗確定了混凝劑處理廢水的最佳pH為8，最佳投加量為0.40 g·L-1，最佳水力條件為：快速轉速為300 r·min-1，時間為30 s;慢速轉速為20 r·min-1，時間為10 min.
2) 混凝劑對生活污水TP的去除率高達99.58%，出水TP穩定優于GB18918—2002的一級A標準;對CODCr、TN、NH4+-N和濁度的去除率分別為33.69%、8.07%、24.35%和83.14%，因此在實際應用過程中需要結合生物法進行處理.具體參見污水寶商城資料或http://m.bnynw.com更多相關技術文檔。
3) 通過對混凝劑進行形態研究、分形理論研究和電荷特性研究，結果表明，混凝劑除磷的機理主要有膠體聚集沉淀、電性中和、吸附架橋和網捕卷掃4種機理.電中和作用能有效地降低水中膠體的Zeta電位致使膠體脫穩，之后混凝劑中的聚合物發揮吸附架橋作用、網捕及卷掃作用最終有效地去除污水中的各種物質，混凝劑除磷過程是壓縮雙電層、電中和、吸附架橋和網捕卷掃多種機制共同作用的動態變化過程.
