聚合氯化鋁因具有應用范圍廣、適應水性廣泛、容易快速形成礬花、沉淀性好、投入成本低等一系列優(yōu)勢被廣泛應用于凈水行業(yè)，當然，它也自身的缺點，就是容易殘留對人體有害的鋁元素，決定聚氯化鋁效果的參數主要有兩個，堿化度和鹽基度，本文就不同堿化度的聚氯化鋁對焦化廢水的處理效果及鋁殘留量做了研究。

實驗方法

儀器與試劑

儀器與試劑：JB90-D型強力電動攪拌機， 調溫電熱器，DJB-623 電子變速攪拌機，pHS-9V 型酸度計，721-分光光度計，UV-2401PC 紫外可見分光光度計，AlCl3·6H2O（AR 級），HCl（AR 級）， NaOH（AR 級）。

聚氯化鋁制備

聚氯化鋁 的制備采用微量滴堿法， 將適量 AlCl3·6H2O 溶于0.05 mol/L 的HCl 溶液中， 配成 0.5 mol/L 的AlCl3 溶液，在強烈攪拌條件下，通過毛細管緩慢滴加NaOH 溶液直至預先設定的羥鋁比（ 堿化度B 為0.5、1.0、1.5、2.0、2.5）， 滴堿速度為 20 mL/h，熟化48 h 后測定使用。

制備的各堿化度的聚氯化鋁 的形態(tài)分布見表1。

處理水樣

廢水水樣取自某焦化廠A/O 生化階段沉淀池出水，用聚乙烯塑料桶儲運。廢水水樣呈深褐色，主要水質指標如下：CODCr 為245 mg/L，濁度為74 度， pH 為7.82。

混凝方法

燒杯攪拌實驗在六聯(lián)電子變速攪拌機上進行。取上述水樣1 000 mL 于燒杯中， 在快速攪拌下（160 r/min）向水樣中加入一定量的混凝劑，繼續(xù)快速攪拌1 min，然后慢速（40 r/min）攪拌10 min，靜置沉降30 min 后于液面下1 cm 處吸取上清液， 測定 CODCr、剩余濁度和殘留鋁含量。其中混凝pH 通過滴加NaOH 或HCl 來調節(jié)。

分析方法

水質指標分析根據國家環(huán)保總局規(guī)定的標準方法進行，其中COD 采用K2Cr2O7 法，剩余濁度采用濁度比色法，殘留鋁采用鉻天青S 法。鋁的形態(tài)分析采用混合Al-Ferron 逐時絡合比色法。

 結果與討論

 聚氯化鋁 投加量對混凝效果的影響

實驗結果表明：在低投加量的情況下，不同堿化度的聚氯化鋁 的混凝去除COD 效果的變化趨勢大體上是一致的， 隨著投加量的逐漸增加，COD 的去除效果增強且存在一較佳投加量范圍，隨著投加量的進一步增加，混凝效果反而下降。對于B=0.5、1.0、1.5、2.5 的聚氯化鋁 的混凝效果曲線大致可分為三個區(qū)域：（1）無明顯凝聚區(qū)，即投加量尚不足以形成顯著凝聚，此時混凝效果較差，COD 的去除率較低，均低于50%；（2）凝聚脫穩(wěn)區(qū)，即投加量增大后產生明顯的凝聚作用，在本試驗中投加量為2.0 mmol/L 時對COD 的去除效果達較佳；（3）再穩(wěn)區(qū)，即當投加量繼續(xù)增大時， COD 的去除效果反而趨向惡化。而對于B=2.0 的 聚氯化鋁，對COD 的去除效果并不完全相同于上述堿化度的聚氯化鋁。該聚氯化鋁 在處理焦化廢水時，當投加量為 1.5 mmol/L 時，對COD 的去除效果達較佳，當投加量增加至2.0 mmol/L 時去除效果趨向惡化， 但當投加量繼續(xù)增加時，曲線趨向平緩，此時，聚氯化鋁 對焦化廢水中COD 的去除效果變化不明顯。

隨著投加量的增加，濁度的去除效果曲線與COD 的去除效果曲線非常一致。B= 0.5、1.0、1.5、2.5 的聚氯化鋁 存在三個混凝區(qū)，并在投加量為1.5~2.0 mmol/L 時，去除效果達到較佳。而B= 2.0 的聚氯化鋁 隨著投加量的進一步增加， 濁度去除效果變化并不明顯。

不同堿化度的聚氯化鋁 在不同投加量的條件下 COD 和濁度去除情況與廢水的水質和聚氯化鋁 的形態(tài)有關。焦化廢水含有大量的酚類等帶苯環(huán)的有機物，帶有負電荷。B＜1.5 的聚氯化鋁 的Al 主要以帶有正電荷的單體態(tài)或雙核羥基鋁為主， 廢水中大量的陰離子與帶正電荷的Al 離子發(fā)生電中和，并壓縮擴散層厚度，降低ζ 電位，使膠體脫穩(wěn)而絮凝沉降。當投加量繼續(xù)增加時，因電荷反號而使得膠體重新穩(wěn)定，去除效果惡化。而對于B=2.5 的聚氯化鋁， Alb 含量較高，且主要以Al13、Al24（OH）60（H2O）24 12+等帶有很高電荷的形態(tài)存在，其對廢水中的負電荷也有很強的電中和能力，所以當投加量過高時，也會出現(xiàn)再穩(wěn)定區(qū)。而對于B=2.0 的聚氯化鋁，其Alb 含量較高，且?guī)в械碾姾上鄬τ诘蛪A化度的聚氯化鋁 來說較高，因此能在較低的投加量條件下與焦化廢水中帶有負電荷的膠體中和而達到較佳處理效果。同時，該聚氯化鋁 中Alc 含量較高， 該形態(tài)對顆粒物的去除主要以吸附和卷掃網捕為主，因此，隨著投加量的進一步增加，電荷反號與吸附和卷掃網捕同時存在且其作用相互抵消， 去除效果變化不明顯。

pH 對混凝效果的影響

實驗結果表明，在pH 低于6 時，隨著pH 的增大， COD 的去除效果增強，當pH 在6~8 之間時，混凝效果達較佳。隨著pH 的進一步增大，在堿性條件下， B=0.5、1.0、1.5 的聚氯化鋁 的COD 去除效果又趨向惡化，而對于堿化度較高的B=2.0、2.5 的聚氯化鋁 來說，其 COD 去除效果變化并不明顯。由圖4 可見，pH 對濁度去除效果的影響與COD 的影響相似，在酸性條件下，隨pH 的增大，濁度去除效果增強，并在pH 在 6~8 之間達較佳，之后略有上升。這說明混凝過程中對濁度的去除也就是對水中有機物的去除。 pH 影響著聚氯化鋁 中Al 的形態(tài)， 在pH 較低的條件下，Al 主要以低電荷的單體鋁形態(tài)存在， 隨著體系pH 上升，低電荷的Ala 含量逐漸減少，高電荷多聚物Alb 含量有所增加， 電中和黏結架橋能力增強，對COD 和濁度的去除效果也增強。而在堿性條件下，聚氯化鋁 中的鋁逐漸水解轉化成了電荷較低的 Al（OH）3（am）溶膠-沉淀形態(tài)，電中和能力下降。而對于堿化度較高的聚氯化鋁，Alb 含量較高，Alb 具有對水解反應的相對穩(wěn)定性，仍保持有較高電荷，可發(fā)揮電中和凝聚作用。因此，高堿化度的聚氯化鋁 具有更廣的混凝處理pH 范圍。

 pH 對殘留鋁含量的影響

實驗結果表明，pH 對殘留鋁含量的影響較大。在 pH 低于6 時，聚氯化鋁 在水體中的殘留鋁隨著pH 的升高而降低；當pH 在中性附近時，由于聚氯化鋁 水解生成大量的Al（OH）3無定形沉淀物易于下沉，水體中可溶性鋁含量較低， 使得水體中鋁的殘留量下降至較低點，這與文獻報道的情況相符合。當pH 繼續(xù)增大時，由于生成了較多帶負電荷的溶解形態(tài)，因此，鋁的殘留量隨著pH 的升高而增加。

 我們還可以發(fā)現(xiàn)，pH 對COD 的去除效果變化曲線與pH 對殘留鋁的影響曲線是一致的。這就是說，當混凝效果較好時，投加到水體中的Al 大多與水體中的顆粒物形成絮體下沉，使得殘留在水體中的Al 較少。因此，對于pH 較高或較低的焦化廢水，加酸或堿調到中性范圍，對保證混凝效果，減少殘留鋁量是非常必要的。

堿化度B 對殘留鋁含量的影響

觀察“聚氯化鋁 的投加量為1.5 mmol/L，不同堿化度的聚氯化鋁 處理焦化廢水后的COD 和殘留鋁含量”圖可看出， 當堿化度較低， 如B=0.5、1.0 時，殘留鋁含量也較高，聚氯化鋁 對COD 的去除效果并不理想。當堿化度B=1.5 時，殘留鋁含量較低，而當堿化度進一步增大， 如B=2.0 時， 殘留鋁含量又增加，B=2.5 時，殘留鋁含量又下降。通過比較堿化度 B 對COD 去除的影響和對殘留鋁含量的影響曲線發(fā)現(xiàn)，堿化度B 對兩者的影響幾乎是一致的，當B= 1.5 時，混凝效果較佳，同時，殘留鋁含量也較低。出現(xiàn)上述堿化度對殘留鋁的影響的原因可能是，在低B 值下，混凝劑聚氯化鋁 中主要以單體鋁或鋁的二聚體為優(yōu)勢形態(tài)，混凝效果較差，使得較高的鋁殘留在溶液中，隨著B 值升高，中等聚合形態(tài)的鋁水解聚合產物逐漸成為優(yōu)勢形態(tài)， 且高聚合態(tài)及溶膠態(tài)的鋁水解聚合產物含量增加，大多鋁鹽的水解聚合物與水體中的顆粒物形成絮體下沉， 提高了混凝處理效果，同時也降低了殘留在水體中的鋁量，當堿化度B=1.5時，殘留鋁含量達較低。當B 值增大至2.0 時，混凝效果不如B=1.5 的聚氯化鋁，因此殘留鋁量增大。當B=2.5 時，Al主要以高聚合態(tài)及溶膠態(tài)的鋁水解聚合產物存在， 可發(fā)揮其良好的吸附和卷掃網捕作用，具有良好的混凝效果，使得水體中殘留鋁含量較低。這同時也很好地解釋了混凝效果好與殘留鋁含量低的一致性。

 結論

（1）滴定法制備的不同堿化度的聚氯化鋁 在處理焦化廢水時，投加量、混凝pH 和堿化度對混凝效果都產生很大的影響， 其較佳投加量范圍為1.5~2.5 mmol/L，混凝pH 范圍為6~8。堿化度為1.5 的聚氯化鋁 具有較好的混凝效果。

（2）堿化度對殘留鋁的含量有影響，并影響著鋁的形態(tài)分布。實驗發(fā)現(xiàn)，當堿化度為1.5 時，水體中的殘留鋁含量達較低。

（3）比較COD 的去除效果和對水體中殘留鋁含量發(fā)現(xiàn)，COD 降得越多，水體中的殘留鋁含量越少，兩者的變化趨勢非常一致。