摘要

在飲用水處理廠，使用化學試劑聚合和去除懸浮顆粒。然而，並不是所有的試劑都是環保的，存在環境、經濟和健康問題。本研究展示了商業混凝劑/絮凝劑的可持續性特點，並對三氯化鐵(FeCl)組合絮凝劑的絮凝特性和分散固體的沉降進行了實驗研究_3.)和糊化澱粉。使用高嶺土懸浮液進行了台架研究，並使用從一條河流(巴西裏約熱內盧dos Sinos)收集的原水驗證了結果。以聚氯化鋁(PAC)為參考，比較了絮凝指標、絮體結構和殘留濁度。所有技術均表明FeCl_3.與PAC產生的絮凝體相比，澱粉形成了結構良好、體積更大、更易沉澱的絮凝體¹)在有和沒有薄片的情況下進行研究。當劑量為15 mg時，效果最佳。l¹菲^{3 +}和10毫克。l¹澱粉，速度梯度G為60秒¹在緩慢混合和與60°傾斜片間距1.3 cm。最佳條件應用於原水的澄清，再次，由於絮凝劑與FeCl的快速沉降_3.與PAC相比，其濁度降低94%，殘餘值為2.5 NTU，表麵負載為3 m.h¹被獲得。從界麵和操作參數方麵討論了結果，並討論了FeCl組合的潛力_3.設想用澱粉進行固/液分離。

關鍵字

飲用水處理;試劑的可持續性;Coagulation-flocculation-settling;氯化鐵加澱粉

簡介

有效去除懸浮物(微顆粒和納米顆粒)是飲用水處理的基礎，可以減少原水的濁度、氣味、顏色和有機物。因此，分散顆粒的高效聚集(混凝和/或絮凝)和沉降(或浮選)是關鍵，必須注意選擇合適的、可持續的失穩試劑[1-3]。

根據BCC Research(2020年)，到2024年，水和廢水處理試劑的全球市場將增長到1110億美元以上，複合年增長率(CAGR)為3.2%。然而，由於這個市場包括可能導致一些環境和公共健康問題的試劑，因此對能降低這些風險的生態友好型混凝劑或絮凝劑的搜索(和研究)是一個普遍趨勢[1,2]。

在飲用水處理廠使用的最常見的混凝試劑是那些以鋁為基礎的試劑，如硫酸鋁(Al₂(所以)₄)和聚合氯化鋁(PAC)。此外，在水質非常渾濁的情況下，聚丙烯酰胺偶爾也會被用作輔助聚合試劑，協助混凝劑提高顆粒沉降速度[3-5]。此外，主要從樹木組織(樹葉、木材或樹皮)中生產的單寧基不穩定試劑也被用於飲用水和工業廢水處理裝置。這些化合物通過靜電吸引、氫鍵和/或聚合物橋的組合吸附在粒子表麵，這取決於它們的電荷密度、分子量和分支[6-8]。

環境注意事項

國際科學界對其中一些試劑的安全性，特別是那些含鋁試劑的安全性有很大的擔憂。關於這種金屬元素(即使在低濃度下)與神經退行性疾病之間的關係一直有持續的討論[9-12]。

在大多數國家，全鋁(Al^{3 +}和Al (OH)_3.)。因此，世界衛生組織的建議是0.2毫克。l¹[13,14]如巴西(衛生部，2017年)和德國[15]。在美國，這一數值介於0.05到0.4毫克之間。l¹在美國，這取決於州的[12]，而在加拿大，標準在0.1到0.2毫克之間。l¹[16]。這些水平是一般參考標準，全世界一致同意降低這些值，以減少這種金屬[11]的總攝入量。

健康的人很容易消除處理過的水中殘留的鋁，而有肝髒和腎髒問題的老年人可能會積累鋁[9-12,16]。考慮到每天接觸到這種元素較多，這種情況可能會加劇通過食品、抗酸劑和化妝品。

對於合成高分子絮凝劑，這些化學品通常釋放在聚合合成過程中形成的殘留單體。這些化合物對人類、動物和水生生物具有顯著毒性[17,18]。

此外，聚丙烯酰胺的製造商不願透露其產品的確切化學成分。盡管如此，眾所周知，所有這些都是基於丙烯酰胺的化學反應，由於聚合反應的副產物(尤其是丙烯酰胺)的毒性，可能存在風險。因此，單體的降解和轉移到地表或地下水道對水生物種也是一個問題[17,18]。

在巴西，飲用水中的丙烯酰胺含量上限為0.5 μ g。l¹根據衛生部的規定(Portaria de Consolidação MS 05/2017，附件XX)，歐盟為人類自來水消費設置了一個更加限製性的參數值，為0.10µg。l¹丙烯酰胺[19]。根據世界衛生組織[13]，約0.5 μ g。l¹可作為一種指導方針，但建議應將輻射降低到技術上可達到的最低水平。

單寧基絮凝劑在水處理中作為有機和天然產品商業化，是對天然單寧的改性(主要來自樹皮)黑荊)與甲醛(被歸類為b1類致癌物)和氯化銨在Mannich反應[8,20]。結果，單寧被轉化為陽離子形式[8,21,22]。最近，Machado G等人[8]研究了不需要使用甲醛的單寧基絮凝劑的生產。新的合成技術，一種更友好的試劑似乎有良好的潛力，以去除模擬水的顏色和濁度。

總而言之，許多國際標準正開始規範水處理中使用的商業產品，建立取樣和分析規則，並列出最低健康要求。重點主要是相關的化學物質，汙染物或雜質，它們可能最終會進入處理過的水[23]。此外，製造商應遵守這些法規並定期進行化學分析，以確保其商業產品的穩定性和可持續性。

另外，正在研究開發環保的混凝劑/絮凝劑，即天然澱粉及其衍生物的應用。有趣的是，糊化澱粉自20世紀初就被大量使用^th世紀作為絮凝劑在許多行業，主要是在礦物(鐵礦石)加工[24,25]。最近，這些試劑被重新發現用於汙水和水處理[26-28]。

與合成絮凝劑相比，天然絮凝劑的主要優點包括原材料的可用性、低水平的毒性和腐蝕性，以及較少的汙泥生成量和生物降解性[2,28,29]。

然而，一些天然聚合試劑，如澱粉、殼聚糖、纖維素、瓜爾膠和右旋糖酐被改性和/或與許多化合物結合(接枝)，旨在增強其凝/絮凝性能[2]。這些修飾包括天然分子與丙烯酰胺或其他單體的共聚，以產生接枝雜化結構。與有機銨鹽、硫醇、磺酸、氨基甲酸酯、丙烯酸酯等進行反應，以改變其分子量、官能團和電荷密度特征。同樣，對它們的化學修飾應始終考慮到關切和謹慎。

使用未經處理的澱粉基絮凝劑進行水和廢水處理研究的例子見表1。

試劑	條件	主要結果	參考文獻
艾爾2(所以4)3.+澱粉木薯皮	AMD、酸性礦山汙水處理	懸浮固體減少89%，>減少80%埃希氏杆菌屬杆菌	[30]
艾爾2(所以4)3.+糊化大米澱粉	棕櫚油生產廢水處理	減少88% TSS, 27% COD, 44%總磷和42%總氮	[31]
FeCl3.還有糊化玉米澱粉	二氧化鈦納米顆粒(TiO2-NPS)通過絮凝、沉降或浮選去除	99% TiO2去除nps(殘留濃度<30 mg。l1)	[27]
艾爾2(所以4)3.殼聚糖、海藻酸鈉、馬鈴薯澱粉	供應水處理	74 - 80%顏色去除	[28]
FeCl3.還有糊化玉米澱粉	混濁地表水的處理	渾濁度降低90%和100%	[26]

表1:主要研究未經處理(非改性)澱粉用於混凝沉澱法處理水和廢水。

這項工作的主要目的是評價氯化鐵和糊化天然澱粉的組合是一種更環保的飲用水處理替代品，特別是與聚合氯化鋁(PAC)相比。對模擬水中的絮凝指數和分散固體的去除進行了充分的研究。在連續實驗室規模(巴西裏約熱內盧dos Sinos)的真實原水中應用了最佳結果，並研究了這些試劑對水力表麵負載能力的比較影響。

實驗

材料

在台架批試驗中，去離子水(DI) pH=5.5，電導率< 4µS.cm¹與公共水(波爾圖阿萊格裏巴西)在一個連續係統中使用。用高嶺土細粒製備模擬原水(D32=22µm, D10=3.5µm, D50=17.3µm, D90=36.3µm)。

聚合氯化鋁(PAC Floc H120 ht - ambialy Ind.，巴西)和氯化鐵(FeCl_3..6H₂O-Dinâmica Química，巴西)為凝血試劑。氫氧化鈉(NaOH-Dinâmica Química，巴西)被用來調節pH值。

商品玉米澱粉(Maizena^®在台架試驗中使用了高純度玉米澱粉(starch P.A.-Dinâmica Química, Brazil)，在後續研究中使用了高純度玉米澱粉。糊化澱粉由10克澱粉和1克氫氧化鈉在1升的去離子水中混合製成，溫度為65°C，直到得到均勻的凝膠。

原水采集自COMUSA水處理廠(WTP) (Novo Hamburgo, Brazil)的裏約熱內盧dos Sinos，濁度為26.2 NTU，電導率為89µS.cm¹， pH為6.5。

方法

實驗規模研究:該階段旨在優化聚合的物理化學和流體動力學參數:pH、凝固劑濃度和速度梯度(G)^®采用型號218-3LDBF，巴西)，快速混合120s (G=1000 s)進行試驗¹)，然後緩慢攪拌300秒(G=40秒)¹60年代,¹80年代,¹和100年代¹)，分離時間為300s。用台式濁度儀(HACH)測定模擬原水和處理水的濁度^®2100 N)。

在以下條件下進行混凝-絮凝試驗:i) PAC (40-70 mg);l¹）;ii) FeCl3 (5-20 mg L¹的鐵^{3 +})和糊化澱粉(0-15毫克。l¹)(30、31)。

其中，使用的鐵基混凝劑為FeCl_3.(氯化鐵)，濃度以mg表示。l¹鐵離子(Fe^{3 +})．所有這些術語在整篇文章中都使用得很模糊。

在FeCl的實驗中_3.加上澱粉，在快速攪拌階段加入鐵凝劑和澱粉，最後，慢速攪拌5分鍾。在PAC中，分兩種情況添加:第一劑(30-60 mg。l¹)在快速混合階段和第二階段(10 mg。l¹)，在緩慢混合開始時加入，以促進絮凝體生長。

粒子聚合研究:懸浮粒子的聚集狀態在光度色散分析儀(Rank Brothers)中測量^®，光度色散分析儀- pda 2000)如圖1所示。該設備使用激光束和光學傳感器，將透射光信號(與樣品的渾濁度有關)和浮動信號(與顆粒數量的隨機變化有關)轉換為輸出電壓(V)，表示樣品的絮凝指數(FI)[6,32]。

圖1:色散光度分析儀(PDA)的示意圖。A)具有模塊化控製器的蠕動泵;B) 1升圓柱形反應器，配有耦合混合器和pH探頭;C) PDA讀者;D)數據記錄器;E)筆記本。

汙泥體積和絮凝體結構的評估:使用顯微鏡(BEL Photonics®，燈泡12V 20W, WF10X)捕捉形成絮凝體(最佳聚合條件)的顯微照片。在伊姆霍夫錐(J Prolab)中檢測1小時後產生的汙泥^®)，按照水和廢水(2540 f -可沉降固體)[33]的標準檢驗方法。

持續的水處理研究:表麵液壓載荷(m.h¹)采用常規沉降法(SC)或層狀沉降法(SL)去除處理後模擬出水中的懸浮物。連續裝置如圖2所示，設計(尺寸)參數見表2。

圖2:絮凝-沉降連續水處理係統:A:給水-混凝池;B:酸度計;C:蠕動泵;D:流量計;E:絮凝單元(1=快速混合，2=緩慢混合);F:計量泵;G:分離(沉降)裝置;H:汙泥流失;I:處理水出口。

	凝固	絮凝(快速混合)	絮凝(慢混合)	解決
尺寸(厘米)	Ø= 57.5 / h = 104	L = 12 / W = 29 / h = 25	L = 25.5 / W = 29 / h = 25	L = 51 / w = 13.5 / h = 25
體積(左)	250	7.3	15.5	15.8
拘留時間(分鍾)	54.3 - -107.3	1.6 - -3.1	3.4 - -6.6	3.4 - -6.8

表2:連續出水(水)處理係統的設計(尺寸)參數。物理尺寸:Ø=直徑，h=高，W=寬，L=長。

待處理的水(高嶺土懸浮液或原水)通過蠕動泵輸送到分離裝置。pH值用NaOH調節，絮凝劑用加藥泵(Exxata^®EX1)在絮凝室進口處(快速混合)。

沉降槽內的片材為32塊亞克力板(11.5 cm × 7 cm)，間隔1.3 cm，傾斜60°(最佳效果)。每隔5分鍾監測樣品(20 mL)的殘留濁度(重複)。實驗在穩定時間30 min(穩態狀態)後進行，相當於絮凝沉澱過程中出水停留2次。

用巴西裏約熱內盧dos Sinos的原水進行了混凝-絮凝-沉降法高嶺土/水分離的連續研究。

結果與討論

澱粉在工業上的主要應用是選礦過程中矸石顆粒的反陽離子浮選，矸石顆粒作為絮凝劑-抑製劑用於含鐵礦物顆粒的浮選。在這裏，糊化澱粉選擇性絮凝含鐵顆粒，以胺為捕收劑，使矽質脈石顆粒得以浮選[24,34]。

作者解釋說，這種選擇性是由於澱粉複合材料在含鐵物種(主要是氧化物和氫氧化物)上的化學吸附[24,25]。結合使用FeCl的想法_3.糊化澱粉是一種無毒的混凝絮凝劑混合物，用於水處理，來自於這個工業觀察。

提高澱粉絮凝能力的研究有以下幾個方向:1)天然澱粉糊化，釋放直鏈澱粉和支鏈澱粉分子組分;ii)對澱粉結構進行化學修飾，主要是將其轉化為陽離子絮凝劑[2,34-36];iii)將澱粉與常見的絮凝劑結合，如硫酸鋁或氯化鐵。最後一種是本工作中所研究的替代方案，其觀點是:澱粉的化學改性必須得到很好的控製，並為環境和衛生機構所接受[2,8]。

板凳上的研究

用光度色散分析研究粒子聚集:圖3顯示了高嶺土顆粒懸浮液的絮凝指數(FI值)隨時間的變化，與PAC (30-60 mg)的絮凝指數進行了比較。l¹)和澱粉濃度不同(5-15毫克)的人。l¹)，同時保留Fe^{3 +}濃度常數為10毫克。l¹．結果顯示，當劑量為10 mg時，FI為5量級。l¹在較低和較高的劑量下迅速下降。相反，與PAC相比，PAC的FI值都很低，這些結果可能是由於氯化鐵和澱粉結合形成的絮凝體比PAC更大、更強(圖4)。

圖3:高嶺土懸浮液的絮凝指數隨時間的變化，隨澱粉或PAC濃度的變化而變化^{3 +}) = 10毫克。l¹(澱粉實驗);pH = 7;飼料濁度= 45南大;(高嶺土)= 0.13克。l¹；G = 40年代¹(PAC)和60秒¹(鐵^{3 +}+澱粉)。

圖4:絮凝體在兩種不同條件下的顯微照片(1280 × 1024像素):a) 10mg。l¹菲^{3 +}+ 10毫克。l¹糊化澱粉，pH=7, G=60 s¹(5分鍾);b) 60毫克。l¹PAC, pH=7, G=40 s¹(5分鍾)。

此外，Duan和Gregory(2003)報道，當使用非常高的PAC劑量時，顆粒可能會帶正電荷，電荷反轉可以使顆粒重新穩定，導致聚集效率的損失。

絮凝體和沉澱固體的表征:顯微照片顯示FeCl_3.和澱粉，絮凝體比PAC形成的絮凝體更致密(圖4)。參見補充數據中的其他照片(圖S1-S6)。

表3顯示了伊姆霍夫錐中汙泥體積濃度的結果，比較了Fe^{3 +}補充數據(圖S5)顯示了伊姆霍夫錐試驗的照片。慢混5min，沉澱1min後，含鐵混凝劑和澱粉形成的絮凝體汙泥體積濃度達到10ml . l¹而PAC形成的絮凝體需要近40分鍾才能得到相同的值。這些結果與光度分散分析(PDA)得到的絮凝指數(FI)相吻合，顯示出較高的沉降動力學，這對水處理廠的設計非常重要，而且占地麵積更低。同樣，這些結果可能是由於氯化鐵和澱粉形成的絮凝體結構更致密。

	卷(mL.L1)
時間(分鍾)	PAC	菲3 ++澱粉
5	0	10
20.	5	12
40	12	13
60	14	14

表3:伊姆霍夫錐內沉澱固體體積濃度隨時間變化的比較。條件:同圖4。

高嶺土顆粒的絮凝沉降對比:圖5顯示了處理過的水中殘留濁度與鐵離子濃度(澱粉濃度保持在10 mg不變)的函數關係。l¹)與兩個飼料濁度。在10-15 mg之間可獲得最佳效果(約1ntu或99%去除)。l¹菲^{3 +}當pH=7時，飼料濁度(130 NTU)較高。絮凝分離高嶺土顆粒的結果可由以下機理解釋:

圖5:高嶺土水分散體的混凝-絮凝-沉降。剩餘渾濁度是鐵濃度的函數^{3 +}飼料濁度(45和130 NTU或0.13和0.22 g)。l¹分別為高嶺土)。條件:(澱粉)= 10毫克。l¹1000年代;G =¹(2分鍾，快速攪拌);G = 40年代¹(5分鍾，慢攪拌);沉澱時間=5分鍾，pH=7。

i.首先，支鏈澱粉部分與鐵(OH)表麵的鐵發生化學作用，從而快速吸附澱粉。_3.沉澱或絮凝體[26,27]和，

2絮凝體作為載體對高嶺土懸浮顆粒的夾帶或橫掃。飼料濁度越高，通過高嶺土水分散體的混凝-絮凝-沉降分離效果越好。

圖6顯示了在飼料濁度為45 NTU時，處理過的水中殘留濁度隨PAC濃度的變化關係。當濃度為60 mg時，可獲得最佳效果(殘餘濁度為1ntu，去除率為98%)。l¹采用與鐵澱粉絮凝劑相同的水動力條件(G=40 s¹和5分鍾)。濁度去除率與鐵的去除率相似^{3 +}澱粉，在更高的濃度下得到。

圖6:高嶺土水分散體的混凝-絮凝-沉降與PAC濃度的關係。條件:進料濁度=45 NTU (0.13 g。l¹高嶺土);G = 1000年代¹(2分鍾，快速攪拌);G = 40年代¹(5分鍾，慢攪拌);沉澱時間= 5min, pH=7.5。

如圖7所示，增加速度梯度(G, s¹)緩慢攪拌，從40到100秒¹，含10毫克。l¹的鐵^{3 +}+ 7.5毫克。l¹在最終處理水中去除99%的飼料濁度或0.3 NTU的殘留濁度(三次試驗)，取得了較好的效果。相反，使用PAC時，這些結果是不穩定的(高標準偏差)，在速度梯度大於40 s時效果更差¹在緩慢的攪拌過程中，由於形成的絮凝體易碎，不能承受剪切力。結果，一些團聚體被打破，沉降速度較低，殘留濁度較高。補充數據(S)提供了進一步的數據(pH值和澱粉濃度的影響)。

圖7:高嶺土水分散體的混凝-絮凝-沉降在台架尺度(罐試驗)作為速度梯度(G)的函數，FeCl_3.條件:飼料濁度=45 NTU (0.13 g。l¹高嶺土);(鐵^{3 +}) = 10毫克。l¹；(澱粉)= 7.5毫克。l¹；PAC = 60毫克。l¹．

連續係統的混凝-絮凝-沉降研究:

高嶺土懸浮液:圖8顯示，處理過的水中的殘留濁度隨著表麵負荷的增加而增加，其數值最高可達4 m.h¹，與所用試劑無關。這些結果是由於較高的流速(水排量)和較短的停留時間在分離裝置，拖絮體向處理水出口。由於在較高的表麵水力負荷的湍流條件下，絮凝體可能會發生一些破碎，減少集料沉降，使其懸浮在處理水中。

圖8:高嶺土懸浮顆粒在連續體係中的混凝-絮凝-沉降。
殘餘濁度(NTU)與表層載荷的關係，有片層沉降(LS)和無片層沉降。條件:飼料濁度=48 NTU (0.15 g。l¹高嶺土);15毫克。l¹的鐵^{3 +}+ 10毫克。l¹澱粉;pH = 7;G慢速混合=60秒¹(澱粉);PAC = 60毫克。l¹；pH = 7.5;G慢速混合=40 s¹(PAC)。

傾斜板層的存在減少了處理水中的殘留濁度，因為板間空間的湍流較低，因此消除了不穩定的流動和混合流。平板的傾斜表麵縮短了顆粒到達平板表麵時在體懸浮中沉降、凝聚和向下滑動所需的距離[37-39]。

如前所述，大而強的絮凝體是由鐵形成的^{3 +}澱粉比PAC形成的澱粉更能承受剪切(圖S6)。在澱粉絮凝的情況下，更快的沉降和更高的抗剪切力可以增強表麵負載，達到3 m.h的值¹，平均殘餘濁度保持在5.6 NTU左右。

公眾供應原水:圖9顯示了Fe的組合效果^{3 +}當表麵負載為3 m.h時，殘餘濁度為2.5 NTU，相當於降低了90%¹采用較高的速度梯度(G值，40 s¹PAC和60¹與菲^{3 +}+澱粉)。

圖9:采用混凝-絮凝-層狀沉降連續係統處理巴西多斯西諾斯裏約熱內盧原水，使用兩種聚合試劑。表麵水力載荷為3m.h時殘留濁度的比較¹．條件:初始濁度=26 NTU;15毫克。l¹菲^{3 +}+ 10毫克。l¹澱粉;60毫克。l¹PAC;pH = 7;G = 40年代¹(PAC)和60秒¹(鐵^{3 +}+澱粉)。

在片層沉降狀態下，顆粒似乎改變了片層內的絮團形態，一旦它們離開這些板，它們就不會被吸入處理過的水液流[39]。

補充數據(圖S2和S3)顯示了絮凝體沉降和片板間流體動力學的視頻數據。

這些結果被認為是這項工作中最重要的，因為它們不僅驗證了用高嶺土懸浮液獲得的台架和連續數據，而且證明了使用氯化鐵和天然澱粉可以獲得更高的效率，從而獲得更高的過程(沉降)速度。獲得的表麵負荷能力高於COMUSA飲用水處理廠目前采用的2.5英裏/小時的負荷能力¹．這種增強的動力學可能帶來的優勢，如在沉降裝置中以較低的占地麵積提高裝載能力。在進行工業試驗之前，這項研究將繼續進行試運行。

圖S1:高嶺土水分散體的混凝-絮凝-沉降在台架尺度上(缸試驗)，作為ph的函數。條件:進料濁度=50 NTU (0.15 g。l¹高嶺土);(鐵^{3 +}) = 10毫克。l¹；G = 1000年代¹(2分鍾，快速攪拌);(澱粉)= 10毫克。l¹；G = 50年代¹(5分鍾，慢攪拌);沉澱時間= 5分鍾。

圖S2:高嶺土水分散體的混凝-絮凝-沉降在台架尺度(缸試驗)作為澱粉濃度的函數。條件:飼料濁度=50 NTU (0.15 g。l¹高嶺土);(鐵^{3 +}) = 10毫克。l¹；G = 1000年代¹(2分鍾，快速攪拌);G = 70年代¹(5分鍾，慢攪拌);沉澱時間=5min, pH=7。

圖S3:原水(巴西裏約熱內盧dos Sinos)的混凝-絮凝試驗。Fe形成絮凝體的顯微照片(1280 × 1024像素)^{3 +}+澱粉。條件:進料濁度=33.2 NTU;15毫克。l¹菲^{3 +}+ 10毫克。l¹；快速混合G為1000 s¹/ 2分鍾;慢速混合G=60 s¹/ 5分鍾和pH = 7。

圖S4:原水(巴西裏約熱內盧dos Sinos)的混凝-絮凝試驗。PAC形成絮凝體的微縮照片(1280 × 1024像素)。條件:進料濁度=33.2 NTU;60毫克。L -¹PAC;快速混合(PAC)=G的1000秒¹/ 2分鍾;慢速混合G=40 s¹/5分鍾，pH=7。

圖S5:用伊姆霍夫錐法測定沉降絮凝體的體積，PAC (60 mg。l¹)和鐵^{3 +}加上澱粉(15毫克)。l¹+ 10毫克。l¹)．

圖S6:高嶺土絮凝體在連續體係中沉降。一)鐵^{3 +}(15毫克。l¹) +澱粉(10毫克。l¹)， pH=7, G慢攪拌=60s¹；b) PAC(60毫克)。l¹)， pH=7.5, G慢攪拌=40s¹．初始濁度均為48 NTU (0.15 g。l¹高嶺土)和表麵載荷=2 m.h¹．
完整視頻鏈接:https://youtu.be/jMeebuEgeSE

結論

本研究展示了商業混凝劑/絮凝劑的可持續性特點，研究了用氯化鐵和天然澱粉進行混凝和絮凝處理飲用水的實驗和連續試驗。討論了鋁基混凝劑、聚丙烯酰胺和單寧試劑的環境和衛生(健康)方麵的問題。實驗結果表明，氯化鐵與澱粉的結合可生成結構良好的高嶺土絮凝體(以分散模型為例)，形成的絮凝體比聚合氯化鋁(PAC)更致密、更大，沉降速度快。對層狀沉降的持續研究驗證了處理真實原水(巴西裏約熱內盧dos Sinos)的結果，並比較了FeCl的組合_3.由於形成的絮凝體沉降快，強度高，FeCl的效果最好_3.+澱粉，具有較高的速度梯度(G, 60 s¹)在緩慢混合和有傾斜片板的分離罐。當表麵負載為3 m.h時，殘餘濁度為2.5 NTU，濁度降低率較高(94%)¹相比之下，PAC的濁度降低58%(殘餘濁度為11 NTU)，似乎顯示出FeCl組合的良好潛力_3.和澱粉用於固/液分離，特別是在飲用水處理中。從所涉及的界麵機理和操作參數方麵對所有結果進行了討論。

致謝

作者要感謝所有支持本研究的巴西機構，即:Comusa-Novo Hamburgo、CNPq(批準號421284/2018-8)和UFRGS (ee - fl - ppge3m)。我們要特別感謝ltm實驗室的所有學生，我們的技術人員Alex Rodrigues，朋友和以前的學生，Katia Wilberg博士和Ramiro Etchepare博士的幫助。

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條信息

文章類型:研究文章

引用:Gomes CEP, Oliveira HA, Azevedo AC, Rubio J(2021)在飲用水處理中使用氯化鐵和澱粉澄清。國際J水廢水處理7(1):dx.doi.org/10.16966/2381-5299.178

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出版的曆史:

收到日期:2021年5月28日

接受日期:17 2021年6月,

發表日期:24日2021年6月,