當前城市供水系統(tǒng)的水質，相對而言，凈水廠出廠水的水質比較好，而用戶水出水水質問題較多。管網水的濁度、色度、**總數、鐵、銅等離子濃度都比出廠水要高，配水管網有時出現黃、黑水，給工業(yè)生產（印染、電池、化工等）及居民日常生活造成較大影響。給水管道內壁的腐蝕和結垢更是普遍的現象。這里存在管網的結構缺陷、管網的運行管理不完善，同時也存在出廠水的水質穩(wěn)定問題。管網水質穩(wěn)定性指化學穩(wěn)定性及生物穩(wěn)定性兩個方面，在不少城市供水系統(tǒng)中這兩個方面都存在著不同程度的問題。而出廠水水質化學穩(wěn)定性差是造成管網腐蝕和結垢的內因。
水質的化學穩(wěn)定性是指水在管道輸送過程中既不結垢又不腐蝕管道，在水工業(yè)中常被定義為既不溶解又不沉積碳酸鈣。水質化學穩(wěn)定性主要表現為腐蝕性和結垢性兩方面，根據《城市供水行業(yè)2000 年技術進步發(fā)展規(guī)劃》的調查，地表水廠出廠水水質基本穩(wěn)定的只有21％，有腐蝕傾向的為50％，有結垢傾向的為29％；地下水廠出廠水水質基本穩(wěn)定的為50％，有腐蝕傾向的為30％，有結垢傾向的為20％。由此可見，供水行業(yè)中水質的化學穩(wěn)定問題普遍存在，又以腐蝕問題更為嚴重。
腐蝕性的水在管網中長期停留，會腐蝕金屬管道，產生腐蝕產物，聚集在管道內壁。給水管道內壁生長的腐蝕產物也稱之為生長環(huán)，會縮小管道的有效過水斷面，增加管道的阻力系數，降低管道的輸送能力，極嚴重時甚至使管道不能通水。美國新英格蘭區(qū)19 個城市通過調查發(fā)現：瀝青襯里的鑄鐵管在使用30年后，平均輸水能力損失52％。
金屬管道內壁的腐蝕，縮短了管道的使用壽命，增加了管材的維護、更換費用。美國供水協(xié)會（awwa）于1999年估計，美國的供水企業(yè)在今后20 年內將花費3250 億美元來更新城市供水管網。這個數值是以美國環(huán)保署（epa）估計在今后20年里要花費772億美元來新敷和更新輸配水管線為基礎的。城市供水系統(tǒng)中管道的漏損，也有相當部分是由于金屬管道內壁腐蝕引起的。
給水管道內壁腐蝕產物的釋放，也是人們關心的一大問題。當供水管網內水流速度或水流方向發(fā)生突然變化時，給水管道內壁的腐蝕產物很可能脫落，并釋放到自來水中。據芝加哥1968年供水管網水樣與出廠水水樣的水質對比得出，鎘、鉻、鈷、銅、鐵、鉛、錳、鎳、銀、鋅等元素的濃度在15％～67％的水樣中有所增加。城市供水系統(tǒng)中常見的“黃水”問題，就是由鋼管、鑄鐵管等管道內壁鐵腐蝕產物的釋放而引起的。鐵腐蝕產物釋放到水中，惡化了水的感觀性質，對印染、化工、電池等工業(yè)生產造成很大影響，也常引起居民用戶的投訴。腐蝕不僅僅是金屬管道的問題，腐蝕性的水同樣會侵蝕金屬表面的水泥砂漿、非金屬保護層和非金屬管材。美國某市的一座供水量為20.8 萬m3/d的水廠，其配水管網中的鋼筋混凝土管、石棉水泥管及水泥砂漿襯里的鑄鐵管，受腐蝕性水的侵蝕，每年估計管材損失以caco3 計約為453噸。金屬管道襯里的水泥砂漿或鋼筋混凝土管受腐蝕性水的侵蝕時，cao會從水泥中浸出，這種現象被稱之為“脫鈣”。當水體緩沖能力很弱時，釋放到水體中的cao會導致水體的ph值劇烈上升，甚至超過8.5以上。
因此，提高供水系統(tǒng)的水質化學穩(wěn)定性，控制管網的腐蝕，具有經濟和衛(wèi)生雙重作用，對保護管網和提高管網水質都具有至關重要的意義。國內供水行業(yè)在管網水質穩(wěn)定上的研究處于起步階段，在飲用水水質標準中，還沒有相關的要求。因此，進行供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性及控制方法的研究，采取有效措施緩解城市給水管網的腐蝕、改善管網水質具有迫切的現實意義。
供水系統(tǒng)水質的化學穩(wěn)定性是指水在輸配過程中，由于各種因素的影響，水中含有的各化學物質之間或者與外部特別是管道之間發(fā)生化學反應而引起穩(wěn)定性改變，主要的化學變化有氧化、水解、還原等。水質的化學穩(wěn)定性研究涉及到水在管道輸送過程中結垢或腐蝕的傾向，水質化學穩(wěn)定性好，在水工業(yè)中常被定義為既不溶解又不沉積caco3。水中的caco3溶解平衡體系一般是指重碳酸鈣、碳酸鈣和二氧化碳之間的平衡。如水中游離二氧化碳含量少時，則發(fā)生碳酸鈣沉淀；如超過平衡量時，則發(fā)生二氧化碳腐蝕，反應式如下：
ca（ hco3）2≒caco3＋ co2＋h2 o（1.1）
當水中的caco3 過飽和時，傾向于沉淀出caco3。這種水在管道中流動時，會產生caco3 沉淀，沉積在管壁上，引起結垢，稱之為結垢性的水。當水中caco3 含量低于飽和值時，則傾向于使已沉淀的caco3 溶解。這種水遇到混凝土的管道和構筑物就會產生侵蝕作用，在金屬管道中流動時則會溶解管道內壁碳酸鈣保護摸，對金屬產生腐蝕作用，稱之為腐蝕性的水。二者都是不穩(wěn)定性的水。既無沉淀caco3 傾向，也無溶解caco3傾向的水，才是化學穩(wěn)定的水。
國內外學者對供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的研究主要集中在水質化學穩(wěn)定性的判別指數及模型、管道內壁腐蝕瘤的形態(tài)特征及結構分析、腐蝕產物的釋放及有色水形成的機理、水質化學穩(wěn)定處理及腐蝕控制方法等方面
水質化學穩(wěn)定性的判別
為了對水質的腐蝕性和結垢性進行控制，必須要有一個能評價水質化學穩(wěn)定性的指標體系，以便對水質化學穩(wěn)定性進行鑒別，從而采取相應的穩(wěn)定性控制措施。水質化學穩(wěn)定性的判別指數分為兩大類，一類主要是基于碳酸鈣溶解平衡的指數，如langelier 飽和指數、ryznar穩(wěn)定指數、碳酸鈣沉淀勢ccpp等；另一類則是基于其它水質參數的指數，如larson 比率等。
供水系統(tǒng)水質化學穩(wěn)定性的控制方法
雖然采用更換金屬管材、在金屬管道內涂水泥砂漿、環(huán)氧樹脂等技術措施，可以在一定程度上解決管網水質化學穩(wěn)定性的問題。但是水泥砂漿、環(huán)氧樹脂等襯里材料的脫落又會引起金屬管道繼續(xù)腐蝕。沙特的alkhobar海水淡化水廠的管網主要是內涂環(huán)氧樹脂的鋼管，但運行幾周內，環(huán)氧樹脂就部分脫落，引起鋼管嚴重腐蝕。而且城市供水管網系統(tǒng)的改造費用相當巨大，有些路段還不具備施工開挖條件，金屬管道在管網中還將長期存在。因此，在水處理工藝流程中進行水質化學穩(wěn)定性的控制，十分有必要。國外廣泛采用的水質化學穩(wěn)定性控制方法和措施有調整水的ph值、堿度和硬度，投加緩蝕劑，曝氣去除co2等；而在國內，進行水質化學穩(wěn)定性控制的水廠還不多。
1 調節(jié) ph 和堿度
調節(jié)水的ph 值、堿度， 有兩種方法：一是投加nahco3 、na2co3 、naoh、石灰等堿性物質，其中后面三種常和co2聯用；二是在石灰石接觸池或石灰石濾池(limestonecontactor/filter)中過濾。前者需要建設加藥裝置，常用于大中型水廠；后者由于運行費用低、操作簡便，常用于小型水廠。
投加不同的堿劑，調整ph值、堿度的效果又不同。shock認為分別投加1mg/l的堿劑，石灰漿可以提高1.35mg/lcaco3 的堿度，naoh (50％溶液)、na2co3 和nahco3 對堿度的提高分別為1.25、0.94 和0.59 mg/l caco3。高華升等人在供水管網腐蝕控制小試實驗中，分別投加飽和石灰水、濃度為10g/l的na2co3 、naoh和nh4oh， 發(fā)現在相同投量下， 提高的ph 值的幅度naoh>nh4oh> na2co3> 飽和石灰水。
雖然naoh 提高ph 值的效果明顯，但其價格相對昂貴、操作安全性欠佳，且不易控制。而石灰來源廣泛，價格低廉，也易于控制。na2co3 和nahco3 操作條件要求較寬松，安全性好。
2 投加緩蝕劑
為避免用于飲用水中的緩蝕劑的副作用，很多國家對緩蝕劑的成分和投量進行嚴格控制。往往只有通過檢驗，無毒且達到食品級的緩蝕劑才能用于飲用水中。目前常用的有：磷系、硅系緩蝕劑及它們的混合物。
磷系緩蝕劑又包括正磷酸鹽、聚磷酸鹽。正磷酸鹽是一種陽極緩蝕劑，并且只有在水含氧氣的情況下才有效。正磷酸鹽中，常用的有na3po4、nah2po4 和na2hpo4，其中na3po4*為有效。汪義強等人用石灰和na3po4解決南方某市供水管網的紅水問題，取得了良好的效果。聚磷酸鹽可與水中的鈣、鎂、鐵等陽離子生成難溶的絡合物，在金屬管道內壁形成保護膜。但水中鈣離子濃度與聚磷酸鹽濃度之比至少應為0.2，*好到達0.5。
硅酸鹽緩蝕劑常用的是水玻璃，是na2o和sio2不同比例的產物。硅酸鹽用于控制腐蝕時，對低硬度、低堿度和低ph的水體比較有效。硅和磷的混合物也常用于給水系統(tǒng)的水質化學穩(wěn)定性控制，傅文華等人曾介紹了德國giulin公司生產的“歸麗晶”，它是聚磷酸鹽和硅酸鹽的混合物，可以有效的減緩腐蝕，保護管道，解決由腐蝕引起的“紅水”問題。
3曝氣去除 co2
當水中co2 濃度很高時，曝氣可以去除co2，使得[h2co3]/[hco3–]的比值降低，從而使水體的ph值升高。美國加州idyllwild供水區(qū)水質ph略低，co2 含量高。曝氣去除水中60％的co2 時，可使水的ph值由6.3 提高到7.5，管網腐蝕也得到了有效控制。
強化混凝
混凝現象是自然界與人工強化水處理體系中普遍存在的現象之一．在天然水體中，混凝過程是水質轉化十分顯著的影響因素，對水體顆粒物及有害／有毒物質的遷移、轉化與歸宿起著十分重要的作用(tang et a1．，1999a)．作為水與廢水處理的重要方法之一，混凝技術得以廣泛地應用于各種水處理工藝流程之中，決定著后續(xù)流程的運行工況，以及*終出水質量與成本費用．因而成為環(huán)境工程的重要科技研究開發(fā)領域，在我國水處理*的發(fā)展中占有重要地位(tang，1999b)．與此同時，隨著人類生存環(huán)境的惡化，水資源問題成為我國21世紀國民經濟發(fā)展中僅次于人口的**大困擾難題(wang，1999)．在水資源問題互為因果、辯證相關的水量與水質兩方面中，由于水環(huán)境污染的加劇水質問題尤顯突出和嚴峻．混凝技術作為其中得到廣泛應用的重要水處理方法，在凈化提高水質從而增加有效水量中起著關鍵作用，成為解決整個水資源問題中的十分重要的環(huán)節(jié)之一．
隨著環(huán)境污染問題日趨嚴重以及水質標準越來越嚴格化，常規(guī)混凝技術顯然已經不能滿足人們對水質安全的要求．尤其由于工農業(yè)生產的高速發(fā)展，而環(huán)保力度普遍不足，水安全問題在近年來陡顯突出．保護水源，發(fā)展、完善水安全保障技術顯得十分迫切．而強化混凝與優(yōu)化混凝在現有的水處理工藝設施基礎上進行改進與提高的同時，兼顧前后續(xù)工藝流程的運行工況使水與廢水達到深度處理的效果．因此很有必要對其發(fā)展概況以及重點研究方向加以分析探討．并進一步促進完善我國的水處理工藝技術，推動我國水工業(yè)的發(fā)展．
1 強化混凝／優(yōu)化混凝的提出(proposal ofenhancedc0agu1ati0n／0ptimized coagulation)
1．1 混凝研究概況
混凝過程的研究貫穿于膠體與界面科學、水質科學的歷史發(fā)展進程之中．對于膠體穩(wěn)定與解穩(wěn)的研究構成膠體科學領域的一個重要內容，連同膠體自身性質的研究一起成為膠體科學發(fā)展的兩大支柱．到了20世紀60年代，相繼發(fā)表的“混凝化學觀”與“混凝計量學”成為混凝研究發(fā)展過程中的里程碑(stumm eta1．，1962；stumm et a1．，1986)，與此同時一些學者也發(fā)表了重要論文(tang，1965；hahn et a1．，1968；ives，1978；dobias，1994)，例如我國學者提出的混凝膠體化學觀及絮凝形態(tài)學．而流體力學觀、物理觀及溶液化學作用的研究進一步深化了對混凝作用機理的認識．由ives集合眾多學者編輯的“絮凝的科學基礎”的發(fā)表(ives，1978)，奠定了混凝研究作為一門獨立研究學科的基礎．把混凝技術的理論深度與應用廣度推向了新的階段．
另外國內外發(fā)表了大量的文獻與專著，其代表性的有“論水的混凝”、“凝聚與絮凝”等等(babinrof，1979；ma et a1．，1988；chang et a1．，1991；fan，1992；yao，1992)．而以混凝研究為專題的討論會得到不斷的舉行，并在世界范圍建立了學術網絡，使混凝研究成為環(huán)境科學與技術中十分活躍的研究領域(particle separation specialist groups，2005；particle separation specialist groups，2003；particleseparation specialist groups，2000)．隨著環(huán)境污染的日益嚴重，水質問題越來越引起人們的關注．對于水體顆粒物的形態(tài)和功能的研究成為近代環(huán)境水化學的主導內容，其研究的日漸深入成為環(huán)境水化學向水質學過渡的一個重要推動因素．在水體中，顆粒物與各種污染物發(fā)生多種溶液的或界面的反應，連同其自身的相互作用，很大程度地轉化甚至決定著水質．研究水體顆粒物的穩(wěn)定與失穩(wěn)聚集過程的作用機理與定量規(guī)律也因此成為近年來水化學中*活躍的研究領域．
近幾十年來，混凝技術領域研究在各方面均取得了較大的成果，呈現出十分活躍的發(fā)展趨勢，并面臨著突破性進展的前沿．其主要研究內容可以粗略地歸納為3個方面，即混凝化學(原水水質化學、混凝劑化學、混凝過程化學)、混凝物理(混凝動力學與形態(tài)學)與混凝工藝學(包括混凝反應器與混凝過程監(jiān)控技術)．混凝化學研究所取得的成果使人們得以從分子水平探討混凝過程及混凝劑自身化學形態(tài)(包括溶液化學、顆粒與表面形態(tài))的分布與轉化規(guī)律，推動了混凝劑的分子設計、科學選擇及混凝工藝方案的優(yōu)化設計．而混凝物理的研究使人們對不同碰撞聚集作用機制下如布朗運動、流體剪切、差速沉降等顆粒物之間的動力學反應過程有了更為深刻的認識，提供了混凝反應器及*優(yōu)與強化混凝工藝設計基礎．由于各種監(jiān)測技術的發(fā)明與應用，使得混凝過程得到有效的監(jiān)控并趨向自動化發(fā)展．在此基礎上，對投藥監(jiān)控的研究提出了若干定量計算模式并應用于工程實踐，推動著混凝理論研究的發(fā)展．然而，雖然對于混凝過程中的各種影響因素漸漸得到明確，綜合性的實驗研究仍然十分缺乏，制約著人們對混凝過程本質性的認識．對于一既定體系(一定的水源及處理設施與選定的混凝劑)以定量計算來描述整體工藝流程，仍然是該領域研究人員所為之努力追求與奮斗的目標．隨著水環(huán)境污染的日益嚴重，水質標準日趨嚴格化，以及對水處理工藝自動化與降低成本費用的迫切要求，深入研究混凝過程本質，定量描述其絮體的形成、結構、行為與性能以及諸影響作用關系，對混凝工藝過程的調控與實施，具有重要的理論價值與廣泛的應用前景，成為當前環(huán)境科學與水工業(yè)的前沿熱點問題．
1．2 強化混凝與優(yōu)化混凝的概念與定義
有關凝聚、絮凝的概念已有較多的論述，鑒于混凝現象的復雜性乃至混雜性，一直對其缺乏科學的定義(wang，1999)．一方面，沿襲著傳統(tǒng)的觀點如凝聚(coagulation)與絮凝(flocculation)的概念，以及在水處理界中所用以分指整個處理過程中的兩個較為明顯的步驟，雖然也常常不加區(qū)分以同義詞看待或以混凝概之；另一方面，針對一些特殊的過程或為了強調某些具體特征，出現了一些新概念且得到不斷地修正．這從某種角度上反映了混凝理論的進展與存在的不足，因此在這里作下述的限定：混凝(coagulation／coagulation—flocculation)是指對混和、凝聚、絮凝的總括，具有廣義與狹義的雙重性．廣義而言，混凝泛指自然界與人工強化條件下所有分散體系(水與非水或混合體系)中顆粒物失穩(wěn)聚集生長分離的過程．而狹義上指水分散體系中顆粒物在各種物理化學流體作用下所導致的聚集生長過程，這也是本文將著重討論的范疇．引發(fā)混凝過程的化學藥劑概稱為混凝劑，涵蓋了所有無機型、有機型、混合型、復合型、天然型乃至助凝劑在內的或低分子凝聚劑或高分子絮凝劑．目前，有關納米顆粒物的形成與聚集過程的研究進一步豐富了混凝的內涵，必將增進對混凝機理的深入認識．而強化混凝的概念由來已久，早在美國awwa會刊(1965)的一篇論文中有所論述．而美國水工協(xié)會在20世紀90年代提出的強化混凝是指水處理常規(guī)混凝處理過程中，在保證濁度去除效果的前提下，通過提高混凝劑的投加量來實現提高有機物(相應的也即**副產物／disinfectionby-products／dbp前驅物)去除率的工藝過程(edzwald eta1．，1999)．這一強化混凝的概念也即基于混凝劑投加量的提高或反應ph條件控制的混凝過程．優(yōu)化混凝則是在強化混凝的基礎上提出來的，是具有多重目標的混凝過程(edzwald eta1．，1998)，包括*大化去除顆粒物和濁度；*大化去除toc和dbp前驅物；減小殘余混凝劑的含量；減少污泥產量；*小化生產成本．
從工藝研究的角度而言，強化混凝側重于在現有水處理工藝設施上的改進與提高也即強化，可以并需要通過對混凝劑的篩選優(yōu)化、混凝劑劑量與混凝反應過程以及反應ph條件的控制強化來實現．而結合前處理如預氯化、預氧化等，以及后續(xù)處理過程如強化過濾、深度處理等系統(tǒng)性的結合，則屬于優(yōu)化混凝的范疇．優(yōu)化混凝是一個總體綜合、系統(tǒng)化的過程．然而從水處理的實際過程來看，兩者并不能截然區(qū)分．往往是“強化中的優(yōu)化，優(yōu)化中的強化”．強化混凝需要通過混凝劑、混凝反應條件與反應過程的控制強化來實現的同時，必須兼顧前、后續(xù)流程的運行工況(而非簡單的雖然是其中*重要的——基于混凝劑投加量的提高或反應ph條件控制)，才能達到真正強化也即優(yōu)化的目的．
1．3 **劑／**副產物法規(guī)和應用
天然有機物(nom)在水體中廣泛存在．不僅于天然水體，而且在水處理終端的出水中也無法*去除．由于有機物的存在不僅造成色、嗅、味等方面嚴重影響水質，促進或復雜化水體中污染物的遷移．而且在水處理工藝中增大藥劑的消耗，更重要的是在氯化**過程中生成的**副產物(dbp)如thms、haas等會對人體健康造成不利的影響，這已在近年來的研究中得到證實，并且逐步明確和強化．
隨著人們對水體中的有機物和dbp重視程度的不斷提高，1986年美國安全飲用水法案(safedrinking wateract(sdwa))要求美國*(epa)制定相關污染物的*高污染物濃度水平(mcl)和**劑／**副產物法規(guī)(disinfectants／disinfection by-products rule)(usepa，1 999)．1992— 1993年后，美國epa提出3項法規(guī)：**階段**副產物法規(guī)(the stage 1dbpr)、過渡階段強化地表水處理法規(guī)(the interimenhanced surface watertreatment rule，ieswtr)以及信息收集法規(guī)(theinformationcollection rule，icr)(usepa，1999)．根據信息收集法規(guī)收集的有關**副產物、前驅物等數據以及處理系統(tǒng)的研究、健康效應研究及其他相關調查研究將被用于制定和發(fā)展**階段**副產物法規(guī)(the stage 2 dbpr)和長期強化地表水處理法規(guī)(the long term 2 enhanced surfacewatertreatment rule，lt2eswtr)．
1996年頒布了**副產物規(guī)則(**階段)，制定了相關污染物的*高污染物濃度水平(mcl)和**劑／**副產物規(guī)則．要求到1998年6月前，美國的水處理廠必須在相應條件下達到相應的toc去除率(edzwald eta1．，1998；edzwald et a1．，1999；usepa，1999)．表1～表3中列出美國*所制訂的相關污染物、**副產物*高水平目標，以及**副產物前驅物處理的基本要求，規(guī)則包括step 1(**階段)和step2(**階段)兩種情況．如果有些水體在處理后無法達到強化混凝**步的要求，則必須執(zhí)行強化混凝**步的程序．不另外加酸調節(jié)ph值，以10 mg?l 為單位(以鋁計)增加混凝劑的投量，測定toc的去除率．如果在增加10 mg?l 所帶來的toc的去除率增量小于0．3 mg?l 或者ph值已經達到表3中所示的ph值時，被認為已經達到遞減收斂點，并以此時的toc去除率作為應該達到的*低要求．
為了去除dbp，應盡量降低水體中天然有機物尤其是dbp前驅物．通過研究，將toc的去除作為去除dbp前驅物的主要替代指標．為了達到上述目標，制水企業(yè)可以采取多種方法，而并非必須采取強化混凝．如有些水體或原水水質經過常規(guī)處理或常規(guī)混凝已經達到上述要求，或者有些水體中的toc指標經過活性炭吸附處理已經達到規(guī)定的要求，則沒有必要進行強化混凝．通過對混凝過程的研究發(fā)現，在適當的溫度和ph值條件下，在一定范圍內，隨著混凝劑投量的增加，有機物的去除率隨之提高，而出水濁度并不至變差．這在一定條件下，不僅技術上可行而且經濟上也是可行的，相較那些復雜而且昂貴的設備改造、工藝改進方案，強化混凝被認為是處理dbp前驅物的*可行技術(bat，best available technology)，因此被提到常規(guī)工藝的改進中來(usepa，1999)
2 研究進展(research advances)
2．1水體顆粒物、溶解性有機物分析與表征在天然水體與人工強化水處理體系中，存在著形形**、紛繁復雜的顆粒物．它們或分散懸浮，或聚集沉降成為水底沉積物，并在一定條件下可以重新懸浮、遷移轉化．水體顆粒物作為現代水質科學的重要研究對象，具有十分廣泛的概念范疇，包含有十分豐富的含義內容．諸如包括高分子物質、膠體、懸浮顆粒以及有生命的**、藻類、原生動物等有機、無機乃至生物物質，或天然形成、或人為污染并伴隨著復雜的水質轉化過程．因此，水體顆粒物作為一類廣義顆粒物，實際上包括了粒度大于1nm的所有微粒實體，其上限可以達到數十至上百nm．這種考慮是從對環(huán)境水質的影響作用出發(fā)的．顆粒物群體具有十分廣闊的微界面．其自身既可成為污染物，而更重要的是與微污染物相互作用成為其載體，在很大程度上決定著微污染物在環(huán)境中的遷移轉化與循環(huán)歸宿．顆粒物群體與水溶液構成了微界面體系，進行著各種生物物理化學反應及遷移轉化過程．而水處理技術中許多單元操作都是利用這些微界面過程加以人工強化進行水質凈化．
近幾十年來，對于顆粒物和界面過程進行了較為廣泛的研究．在水體顆粒物的分析檢測技術、界面反應特征、水質轉化過程以及水處理工藝中應用或去除顆粒物的*等方面均有著較大的進展．尤其是表面絡合理論的興起及廣泛應用后，顆粒物及其界面過程的理論研究逐步向深化發(fā)展，并且著重于動力學規(guī)律的探索．先后發(fā)表了多本專集與論著，具有代表性的如《aquatic surface chemistry(水體界面化學)》、《aquatic chemicalkinetics(水體化學動力學)》、《environmental particles(環(huán)境顆粒物)》等(tang et a1．，1999a；tang，1999b；stumm，1987；stumm，1990)，突出體現了該領域的進展與發(fā)展水平．隨著研究的不斷深入，一個困擾的問題顯得越來越突出，也即對顆粒物的微界面形態(tài)結構的認識已成為該領域的前沿熱點與核心所在．從簡單的雙電層結構，發(fā)展為恒定容量模式、擴散層模式、三電層模式、四層模式乃至多點位模式并加以多種修飾改進如非滲透固體或疏松可滲透等；從表面的簡單吸附絡合，延長擴展至多核絡合物、簇、晶核、聚合物、沉淀物并引入表面覆蓋、架橋等作用；從*初的純金屬氧化物體系研究擴展到其它礦物體系以及應用于天然土壤和沉積物；而現代光譜技術諸如粉末x射線衍射、紅外／拉曼光譜、固態(tài)核磁共振、各類x射線吸收光譜等，作為強有力的工具更提供了多角度、多方面的綜合判據．然而由于水體顆粒物組成的混雜性以及微界面過程的復雜性，對此仍然缺乏明確而深入的認識．
2．2 影響因素與作用機理研究
針對強化混凝的研究力度**加大，同時也備受各方關注．對水體中有機物的特性和去除規(guī)律也進行了大量的、充分的研究工作，總結出一些規(guī)律(kimberly et a1．，2000；kirsten et a1．，2000；stuartet a1． 1995； randtke，1988； huck et a1．， 1991；edwards，1997)．通過研究發(fā)現，強化混凝過程中混凝劑的投加量是提高有機物去除率的重要影響因素，另外溫度、ph值等對此也有一定影響(edzwaldeta1．，1998；edzwald et a1．，1999；usepa，1999)．而且人們正在試圖建立強化}昆凝過程中有機物的去除模式(edwards，1997)．
強化混凝去除水體有機物的機理研究(edzwaldeta1．，1998；edzwald et a1．，1999)認為，對于大多數金屬鹽混凝劑去除有機物的機理主要有兩點：1)在低ph值時，帶負電性的有機物通過電中和作用同正電性的混凝劑水解產物形成不溶性化合物而沉降；2)在高ph值時，投加高劑量混凝劑時，金屬水解產物對nom的吸附．然而對于復雜反應形成的產物從不同粒度的角度進行分離分級研究的工作仍然不多，尤其是混凝劑投加后一定條件下形成的膠體顆粒物往往會造成后續(xù)處理過程的問題如濾床的穿透與水頭損失的增加等．混凝劑類型的影響作用：關于混凝劑類型對強化混凝影響的報道比較混亂，有些報道認為鐵鹽混凝劑的toc去除效果好于鋁鹽(edzwald eta1．，1999)，有些則相反；但是總體而言無機混凝劑的效果要好于有機合成混凝劑．造成不同效果的主要可能原因之一在于水溫的影響作用，以及有機物的特殊化學組成與分布特征．另外，對于混凝劑形態(tài)組成的影響作用從物理、化學特征加以分析研究的工作仍然需要加強．
混凝劑投加量的影響作用：強化混凝的*初想法就是投加較單獨降濁度時更多的混凝劑以達到降低toc的目的．但是有些報道指出，如果調整到*優(yōu)ph值，強化混凝的混凝劑投加量可以接近常規(guī)混凝的投加量．ph值對強化混凝的影響作用：一些研究認為對于混凝過程中有機物的去除而言，混凝中ph值比混凝劑的投加量影響更大，是有機物去除的決定性因素．對于鋁混凝劑而言，*適于有機物去除的ph值在5．5—6．5之間．盡管一般而言，較低的ph值有利于有機物的去除，但是在實際操作中，混凝劑的類型、投加量、ph值都必須同時考慮．
溫度對強化混凝的影響作用：低溫對于常規(guī)混凝具有負面的影響作用．有研究顯示，低溫并不影響toc的去除，但是對于分子量小于1000的低分子量有機物和色度起負面影響．溫度的影響是復雜的，低溫可能造成水的粘度上升，阻礙混凝劑的擴散和絮體沉降；而且可以影響水解動力學平衡，影響金屬氫氧化物的形成；另外影響水的離子積常數，降低離子積常數，從而降低水中氫氧根的濃度．
同時，低溫可能造成形成的絮體密實度較低、絮體較小，導致分離效果差．需要指出的是，對于toc去除過程的研究通常采用濾膜過濾加以表征，從而一定程度上掩蓋了不同條件下形成絮體的顆粒粒度分布以及絮體結構、沉降性能之間的差異．水體中有機物含量和組成的影響作用：對強化混凝存在一定的影響，可能加大混凝劑投量影響沉淀效果等(edzwald et a1．，1999)．隨著強化混凝的推廣，強化混凝的副效應也逐步顯現出來如腐蝕、殘余鋁、沉降性能變差、排泥量增大等問題．
近年來，對強化混凝進行了更深入的研究突出體現在對水體有機物的深入認識；有機物去除模式的研究；對有機物去除手段的綜合利用等．對于有機物的去除模式已經有一些初步的結果，但是并不成熟，正在發(fā)展完善之中．有機物去除不僅僅利用強化混凝作為手段，已經有化學氧化、生物處理、過濾、吸附等眾多方法．各種方法各有所長，目前集中在如何有效地、合理地配合使用這些手段．
隨著對水體中有機物的特征以及對混凝過程研究的進一步深入，強調提出了強化混凝的整體效果優(yōu)化；并且強化混凝的手段已經不再僅僅是控制ph值、提高投藥量，而是有許多種可行性的選擇．優(yōu)化混凝是在強化混凝的基礎上提出的具有多重目標的混凝過程．
3 研究發(fā)展方向(dovelopment directions)
3．1 混凝劑及其形態(tài)組成的重要性
近幾十年來，有關混凝劑化學、混凝過程化學的研究在各方面均取得了較大的進展，使人們得以從分子水平探討混凝過程及混凝劑自身化學形態(tài)(包括溶液化學、顆粒與表面形態(tài))的分布與轉化規(guī)律，突出表現在混凝作用機理與ipf的研究生產與應用之中．對于傳統(tǒng)無機鹽混凝劑的作用機理自20世紀60年代的激烈爭論后逐漸趨向物理觀與化學觀的統(tǒng)一，認為其通過水解形態(tài)的吸附電中和、網捕架橋作用使水體顆粒物聚集成長為粗大密實的絮體，在后續(xù)流程中得以去除，并建立了若干定量計算模式．同時對于ipf的作用機理也取得了一定的進展，與傳統(tǒng)藥劑的行為特征和效能之間的區(qū)別逐步得到明確(wang，2002；benschoten，1990)．然而，有關無機高分子絮凝劑(ipf)作用機理的認識很大程度上仍停留在假設推測基礎上，缺乏實證性的理論研究，尤其是混凝劑投加后的形態(tài)轉化規(guī)律．同時現有ipf為各種形態(tài)并存的混合體系，其作用機理顯然為各種形態(tài)協(xié)同作用的結果．如何明確不同形態(tài)、粒度大小、荷電特性所相對應的混凝作用機制，仍有待于深入的實驗研究來闡明．
投藥量的影響作用，需要在明確常規(guī)藥劑、納米絮凝劑(ai13，的含量在70％以上)以及工業(yè)聚合鋁的不同作用特征基礎上，補充不同有機高分子絮凝劑的作用．進行有機高分子絮凝劑的選擇，型號／種類／分子量／荷電特征的影響作用研究．進一步在恒定投藥量下，考察不同有機高分子絮凝劑及其投藥量的影響作用．同時結合不同投藥量下，考察不同ph的影響作用，明確混凝劑的形態(tài)生成與轉化特征及其在不同混凝過程中所發(fā)揮的不同作用機制．
隨著混凝劑作用機理的深入研究，尤其是混凝劑投加后的形態(tài)轉化規(guī)律得到逐步明確，對于既定水系和水質條件(包括如預氧化、預加酸堿等前處理過程所引起的水質變化)，如何明確不同形態(tài)、粒度大小、荷電特性所相對應的混凝作用機制，進行混凝劑的優(yōu)化與選擇顯得十分重要．根據水體顆粒物、有機污染物等不同的水質目標，優(yōu)化篩選高效混凝劑，確立*佳工藝去除目標．
3．2 反應器與反應條件的重要性
混凝過程是集眾多復雜物理化學乃至生物反應于一體的綜合過程，在既定條件下，包括諸如水溶液化學、水力學、不斷形成與轉化的絮體之間或碰撞或黏附或剪切等物理作用及其微界面物理化學過程等．混凝技術的高效性取決于高效混凝劑、與之相匹配的高效反應器、高效經濟的自動投藥技術與原水水質化學等多方面的因素．不同混凝劑表現出不同的混凝特性如與有機物的反應特性以及水力條件的要求等，從而要求與之形態(tài)分布與反應特征相適應的高效反應器．對反應器的組成結構、水力條件、反應過程控制進行相應的優(yōu)化，以達到反應過程的*優(yōu)化控制，與特定目標污染物去除的進一步強化．
混凝研究的根本出發(fā)點在于水體顆粒物的微界面接觸絮凝過程與作用機理的深入研究．傳統(tǒng)的絮凝理論是雙向碰撞結成粗大絮團加以分離，這種作用機理不能充分發(fā)揮納米絮凝劑和微界面的相互作用優(yōu)勢．現代水處理工藝中有各種技術單元涉及納米污染物與微界面的吸附絮凝作用，例如攔截沉淀，微絮凝深床過濾，絮凝溶氣氣浮，超濾膜污染極化，生物活性污泥，新納米材料吸附催化等等．它們的共同規(guī)律是利用微界面促進污染物的絮凝與聚集，共同的作用機理是界面接觸絮凝，目前尚缺乏深入研究．界面接觸絮凝理論則是經電中和脫穩(wěn)，單向趨近微界面，以勢能峰**極小值理論為基礎建立量化計算模式．這種理論將有助于開發(fā)更高效的操作單元，縮短工藝流程，節(jié)省藥劑及費用，特別是可以為難處理的納米污染物提供新的分離技術原理．因此，混凝體系中的微界面反應過程、形態(tài)變化和作用機理已成為環(huán)境科學與技術研究的核心內容之一，推動著這一領域向更深入層次發(fā)展．
對于混凝工藝過程需要進一步探討攔截絮凝、氣浮、攪拌方式等的不同影響作用，對于不同水質狀況的適應性與*優(yōu)工藝條件(如攪拌強度與反應時間等)．明確絮體的形成機制、控制方式與強化工藝，以達到對于原始水體顆粒物以及混凝過程形成的顆粒物的*優(yōu)去除，相應的達到對有機物的優(yōu)化去除．
基于混凝過程中水質參數的變化，絮體結構的形成與物化特性而相繼開發(fā)了多種形式的自動監(jiān)控與投藥控制技術如傳統(tǒng)的混凝燒杯試驗以明確水質一藥劑計量關系，基于顆粒物荷電特性的流動電流檢測器、膠體滴定法與zeta電位測定，基于絮體形成和結構特性的單因子投藥控制和ccd技術的應用以及多類顆粒計數儀等．對于這些技術的選擇使用和優(yōu)化，可以進一步強化水處理過程的控制，達到工藝操作的*優(yōu)化．
3．3 原水水體顆粒物與有機物的影響作用
對于我國不同水體中水體顆粒物、有機物的分布與轉化規(guī)律需要開展深入系統(tǒng)的研究，重點對深圳、廣州、北京、天津、上海的水源及水處理過程進行對比研究，建立完整系統(tǒng)的數據庫，揭示水源水質的特征與相應的變化規(guī)律．進一步針對模擬體系，如腐殖酸，富里酸，溶解性有機物，蛋白質，多糖類，以及降解有機物如草酸，典型工農業(yè)污染物等的強化或優(yōu)化混凝過程加以研究．明確有機物的去除與轉化特征，探索其強化去除工藝條件，探求不同有機物的**副產物的形成特征與控制條件．建立相應的有機物的強化去除模式．
傳統(tǒng)的工藝著重于粘土顆粒物、天然腐殖酸等濁度、色度特征，而隨著環(huán)境污染的日益嚴重和技術研究的深入，對于水質的影響逐漸得到重視．不斷變化的水質，以及水體中存在的和人工合成的納米污染物成為水處理研究中的重要對象．在建立水源水質數據庫基礎上，根據水質變化的主體特征如有機物(toc)，低溫低濁、高溫高藻，微污染特征，堿度高低，溶解性物質等不同的水質條件與變化特征來決定后續(xù)工藝的選擇．同時表現在不同處理目標的確立與工藝協(xié)同優(yōu)化選擇．
3．4 優(yōu)化混凝集成技術
對于一既定的水質體系，在水質特征與變化規(guī)律研究基礎上，如何進行混凝過程的優(yōu)化以及各單元技術之間系統(tǒng)性的優(yōu)化集成，形成優(yōu)化混凝集成技術系統(tǒng)，成為現代混凝技術研究中的前沿熱點問題．
優(yōu)化混凝集成技術的基本點是在原水水質變化特征基礎上，進行混凝劑的優(yōu)化選擇、混凝過程與反應器的高效適配以及自動監(jiān)控技術的*優(yōu)系統(tǒng)集成，也即frd系統(tǒng)．其基本原理在于高效的混凝劑需要與之相適應的高效反應器，同時匹配以反應過程的自動監(jiān)控與投藥控制的自動化，達到*大化地去除污染物和優(yōu)化*終水處理處理成本．但是，僅僅明確了不同有機物的去除特征，并不能保障工藝出水的安全性．同時開展**副產物形成勢研究以及生物毒性的評估來優(yōu)化微污染原水有機物的水處理過程顯得十分必要．為了確保飲用水的安全性，在掌握飲用水中此類物質的暴露水平和毒性的基礎上，開展工藝過程去除機制與轉化特征的研究以及相應毒性的變化顯得十分迫切．以化學分析和生態(tài)毒性為指標，重點評價原水以及混凝工藝和優(yōu)化工藝處理的生態(tài)安全性，完善優(yōu)化混凝工藝處理的毒性評價方法和指標體系，明確優(yōu)化混凝集成工藝的有機物去除與控制特征．
3．5 強化／優(yōu)化混凝的總體目標
通過對典型水源以及結合不同水司對強化混凝的研究，吸取國外相關研究的經驗教訓，提出我國強化混凝與優(yōu)化混凝的國家目標與切實可行的方案．因此，提出具體優(yōu)化混凝(或強化混凝)4個階段措施：進行常規(guī)指標與特殊指標的綜合研究，揭示水源水質的特征與相應的變化規(guī)律，建立系統(tǒng)完整的數據庫；應用不同形態(tài)組成的昆凝劑同時配合助凝劑的使用，探索強化混凝效果與可行的工藝條件；在進一步分析水質特點和水質規(guī)律的基礎上，深入研究混凝機理，探尋有效的強化手段和方法，結合研究結果合理設計處理工藝和強化處理系統(tǒng)，引入*的工藝監(jiān)控技術，提高顆粒物與污染物的處理水平以及*終出水的水質安全可靠性；通過系統(tǒng)分析，總結提煉國家目標與優(yōu)化(強化)混凝的標準方法．
*
一、*的主要性質：
固態(tài)的*是紫色粒狀或針狀晶體，有藍色金屬光澤，無臭味，不易溶解。
*的水溶液為紫色，有甜澀味，容易因光照分解，二氧化錳和其它雜質條件的催化作用而分解，產生粽色的二氧化錳沉淀。
*在酸性條件下是強氧化劑，能氧化水中的大部分有機質，在中性和堿性條件下能分解成二氧化錳并放出活性氧。
*固體大量儲存時有燃燒的危險，溶液和干態(tài)物質在與有機物或易氧化物質接觸時可能分解爆炸。
二、*的應用特點：
據banerjea實驗，在普通情況下2mg/l，深度24h接觸間時可獲得滿意的**，相當于ct值2880min.mg/l。但*的**能力要遜色于臭氧和氯，接觸時間需要很長。
*用于水的**特點：
優(yōu)點：（1）*可以用來氧化吸附由氧和引起臭味的有機物，可以與許多水中的雜質如二價鐵、錳、硫、氰、酚等反應，由于有機物被氧化，因此會減少處理水中thm，氯酚和其它氧化**副產物的產生，使水的致突變活性大大降低。
（2）采用***的水不會產生嗅、味和有毒的**副產物。
（3）、能夠殺滅很多門類的藻類和微生物，甚至部分原生物和蠕蟲。
（4）、投加和檢測比較方便。
（5）、反應產物為水合的二氧化錳，它有一定的吸附和助凝作用。
（6）、*可以和活性炭聯用，兩者都有去除氯代物前驅物質的作用。聯用時對水中有機物的去除效率遠高于其各自單獨使用的效率，但使用時應注意，由于活性炭會還原*，所以兩者不宜同時使用。
缺點：（1）、接觸時間長。（特別適合長距離輸送的預氧化）
（2）、投加過量會引起出廠水色度升高。長期過量投加，反應產物水含二氧化錳易使濾料板結。
（3）、*價格較貴。
（4）、*與絮凝劑同時投入水中，兩者之間發(fā)生反應，反而降低除異臭、異味和色度以及混凝的效果。
三、*除藻：
利用*除藻也有較好的效果，對堿性水的除藻效果優(yōu)于中性或酸性水。一般*投加量為1–3mg/l、接觸時間不少于2h以上。如果預氧化過程中*投量過，可能會穿透濾池而進入配水管網，出現“黑水”現象，而且出水的含錳量增加，有可能不符合生活飲用水水質標準。過剩的*可在沉淀池中去除，只要淡紅色已在池內消失，*就不會進入濾池。
有時也可投加粉末活性碳去除過剩的*，其投加點應在*氧化反應完成以后，以免相互作用而降低除藻效果，但是粉末活性碳也可能穿透濾池而進入配水管網，宜在濾速上加以控制。
采用高錳酸鹽復合藥劑或*作為預氧化劑，所取得的除藻效果優(yōu)于單純混凝效果，它可以顯著降低水中的uv254值，也就是破壞水中的有機物結構，同時它還能消除由藻細胞分泌的部分臭味物質，對藻**mc，高錳酸鹽的去除率可以達到60%。馬軍等認為它所形成的新生態(tài)水合二氧化錳對含藻水的混凝具有明顯的促進作用，新水合二氧化錳能夠吸附水中藻類，從而增加藻在水中的沉淀速度，形成相對較密實的絮體。預氯化常用于水處理工藝中，以殺死藻類，是單一的氧化作用，而高錳酸鹽預氧化能是氧化和新生態(tài)水合二氧化錳吸附的協(xié)同作用。
*對水中浮游生物有顯著影響，一*可使微生物失去運動活性；二是在*作用下，微生物細胞可分泌出生化聚合物。（*強化混凝除濁機理可以歸納如下：*通過氧化作用破壞膠體表面的有機涂層，使其負電性降低，水化作用減弱，增加了混凝劑對膠體的中和作用，并且還可引發(fā)潛在的微絮凝；*氧化生成的新生態(tài)水合二氧化錳在天然水中的等電點ph值2～3，在天然水中發(fā)生脫質子反應，表面帶負電荷，不能對水中帶負電的膠體起電中和脫穩(wěn)作用，但能形成較大分子聚合物，具有較長的分子斂；新生態(tài)二氧化錳具有表面配位性；新生態(tài)二氧化錳具有巨大的比表面積，很強的吸附作用；新生態(tài)二氧化錳能在水中迅速形成較大分子聚合物，通過表面配位或其他化學作用以及吸附作用與水中帶電負電的膠體顆粒表面結合，并在膠體顆粒之間起架橋作用，使水中膠體顆粒相互結合在一起，從而顯著強化了鐵（鋁）鹽的混凝作用，*終生成大的絮體或發(fā)生共沉淀，達到強化混凝的目的。
四、*的投加量的確定。
*的消耗量是確定*投加量的一個主要指標，可通過燒杯攪拌實驗確定。*消耗量與原水水質、溫度、反應時間等有關。其測定方法為：在一定的溫度下，向1l原水中投入不同量的*，劇烈攪拌一定時間（此時間由實際水處理工藝上*投加點到反應池出口的水力停留時間確定。）后觀察水的顏色，當水中*的特征淺粉紅色剛消失時，此時的*投加量既為該種地表水的*高*消耗量，實際應用中可參照此作為*的*高投加量。一般生產運行中的*投加量低于此投加量。（*的使用濃度0.5～1%，每次配置溶液在攪拌條件下溶解時間1～2小時，每次配置溶液可使用1～2d。通常投加量0.2～2mg/l。）
*的使用濃度1%～3%，每次配制溶液在攪拌條件下溶解時間5～8h，每次配制溶液可使用1～2d。
固體*被認為有毒物質，美國研究人員進行的毒理實驗表明，*對鼠的ld50為700～1830mg/l。類推到人類，一個體重80kg的人空腹吞食5%*溶液2.3l可致死。美國國家*建議的*安全濃度為200mg/l，超過此值可能損傷人體組織。
飲用水生產過程中，*的使用濃度若在安全范圍內，則不會帶來毒副作用，但應該盡可能保證適量投加，避免殘余*進入管網，產生二次污染。特殊情況下，可通過活性炭吸附過量*。*粉末和溶液對操作人員具有一定的危險性，要注意采取必要的保護措施。