壳聚糖三元接枝高分子絮凝剂对垃圾渗滤液生化处理出水的絮凝研究

首先考察不同PAC用量下对垃圾渗滤液生化处理出水的絮凝效果（见图1），确定PAC最佳投加量后再考察不同CAS用量的絮凝效果（见图2）。

图1 不同PAC投加量下的COD、色度去除率和污泥沉降比(SV)
图1 中起初色度、COD去除率均随着PAC投加量的增加而增加。当PAC投加量达500mg/L时，COD去除率约40%，色度去除率60%以上。当投加量超过500mg/L时，COD和色度去除率仅略有上升。单独投加PAC，投加量增大，污泥沉降比明显升高，反映形成的絮体很不密实，污泥沉降性能差。综合COD去除率、脱色率和污泥沉降比，取PAC的最佳投加量为500 mg/L。

图2 PAC投加量500mg/L，不同CAS投加量下的COD、色度去除率和污泥沉降比(SV)
图2中，固定PAC投加量为500mg/L，随着CAS投加量在10~50mg/L内随着投药量的增加，COD去除率和色度去除率都有增大的趋势。 达到50mg/L时，COD、色度去除率分别达到62%和96.5%。超过50mg/L后，COD去除率逐步下降，对色度的去除率保持不变。可能是残留的CAS引起水中COD的增加。随着CAS投加量的增加，污泥沉降比逐渐减小，这是由于CAS发挥了高分子絮凝剂的絮凝架桥作用，增大了絮体的粒径和密度，污泥沉降性能变好。但CAS量超过50mg/L后，污泥沉降比下降不明显。故此确定CAS与PAC的最佳复配投加量分别为50mg/L和500mg/L。
对比图1和图2可看出，CAS与PAC复配混凝，大幅度提高了COD和色度去除效果，而且改善了絮凝体的沉降性能，污泥沉降比由单独投加500mg/LPAC时的35%下降至10%左右，这是CAS与PAC两者协同作用的结果。
2.2 CAS与PAC复配混凝机理初探
2.2.1 CAS与PAC复配混凝的絮体粒径及形貌分析
表2为投加混凝剂前后，垃圾渗滤液生化处理出水中颗粒粒径分布情况。可见，当单独投加PAC500mg/L时，虽然絮体均分粒径(d0.5)从原来0.184μm增加到35.225μm，增大近190倍，但粒径仍较小，不利于絮体的沉降。当采用CAS与PAC最佳复配时，絮体的粒径分布得到改善，均分粒径（d0.5）增大到265.713μm，是单独投加PAC时粒径的7倍；d0.1、d0.9值也分别增大至94.352μm、524.836μm。絮体粒径的增大，改善沉降性能。
表2 混凝-沉淀处理前后垃圾渗滤液生化处理出水的粒径分布情况（单位: μm）

图3为通过显微镜观察到的絮体形态结构，可以看出，单独使用PAC时的絮体细小，而CAS与PAC复配混凝后的絮体粗大密实，复配后絮体具有更好的沉降性能。图3(a)中的水体颜色呈棕黄色，颜色较深，这说明脱色不彻底；而图3(b)的水体颜色几乎不带色，说明CAS与PAC复配，脱色效果显著。

图3絮体形态结构（×40倍）
由于CAS具有较大的分子量和适中的阳离子度 [10]，当CAS和PAC复配使用，PAC发挥了电性中和作用，CAS发挥了絮凝架桥作用。这种协同作用强化了混凝过程，使得混凝效果得到显著提高。
2.2.2 CAS与PAC复配的zata电位
测定不同PAC投加量时的zata电位得到图4所示的曲线，以及不同CAS用量（固定PAC投加量500mg/L）的zata电位得到图5所示的曲线。

图4 不同PAC投加量的zata电位
从图4可以看出，起初PAC主要起电荷中和作用，其投加量从10mg/L增加到500mg/L过程中，zata电位由-39mV快速上升至-3.6mV。但当投加量超过500mg/L后，zata电位已经接近等电位点，所以zata电位变化缓慢，直至PAC用量达到1200mg/L，zata电位才增至-0.1mV。CAS是壳聚糖（CTS）、丙烯酰胺（AM）和丙烯酸乙酯基三甲基季铵盐（SMC）的两性三元接枝共聚物。接枝共聚后，CAS分子链中含有R—NH2、—CONH2、R4N+X等基团，其中季铵基R4N+带正电[10]。图5中，随着CAS的投加量增加，zata电位向零移动，但变化不大，说明CAS具有弱电性。

图5 PAC投加量为500mg/L，不同CAS投加量的zata电位
2.2.3 CAS与PAC复配混凝作用机理
综上所述，当CAS和PAC复配使用，PAC发挥了电性中和作用，中和水体中胶体颗粒表面所带负电荷，使胶体脱稳并形成细小的凝聚体。CAS的带电基团（R4N+）和极性基团（R—NH2、—CONH2）较多，且分子量大[10]，从而能进一步中和胶体颗粒表面所带负电荷，并很好地起到架桥吸附作用，使细小的凝聚体形成体积庞大的絮状沉淀物，并在沉降过程中，网捕水体中的胶体颗粒。这种协同作用强化了混凝过程，使得混凝效果得到显著提高。