第４３卷第２期 西 安 建 筑 科技 大 学 学 报（自然科学版） Ｖｏ１．４３ Ｎｏ．２ ２０１１年４月 Ｊ．Ｘｉ ａｎ Ｕｎｉｖ．ｏｆ Ａｒｃｈ．＆Ｔｅｃｈ．（Ｎａｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｅｄｉｔｉｏｎ） Ａｐｒ．２０１１ 典型ｐＨ条件下腐殖酸混凝特性研究 金鹏康，佘静静，刘 岚，王晓昌 （１．西安建筑科技大学环境与市政工程学院，陕西西安７１００５５； ２．西部建筑科技国家重点实验室（筹），陕西西安７１００５５） 摘要：通过荧光检测和光学在线监测技术，分析探讨了腐殖酸与铝盐的混凝特性．实验结果表明，在弱酸性 和中性条件下腐殖酸与铝盐的混凝特性有着明显的差异．在弱酸性条件下，铝离子与腐殖酸之间的共聚络合 反应占绝对优势，而且水中残余铝离子浓度一直与铝离子总投量成线性关系．然而在ｐＨ一７的条件下，铝离 子的水解反应明显占优势，直到铝离子投量超过０．１ ｍＭ之后才发生与腐殖酸的结合，属于氢氧化铝沉淀物 对腐殖酸分子的吸附和网扫絮凝． 关键词：腐殖酸；光学在线监测；荧光检测；共聚络合 中图分类号：Ｘ７０３．５ 文献标志码：Ａ 文章编号：１００６—７９３０（２０１１）０２—０２１５—０５ １ 引 言 近年来，由于水中天然有机污染负荷增加而带来的色度、嗅以及由于氯消毒而产生的ＴＨＭｓ等饮 用水安全问题，越来越得到人们的重视，因此如何从水中去除这些物质是水的深度处理的主要课题．采 用强化混凝方法去除水中天然有机物以达到控制消毒副产物的目的，是美国环境保护署（ＵＳＥＰＡ）对各 种处理工艺比较后提出的最佳处理技术（ＢＡＴ）之一［１］，并指出水中天然腐殖酸混凝受水中ｐＨ影响严 重，其最佳ｐＨ值为５～６［２。］．由于水体ｐＨ值一般呈现中性，虽然有研究也报到了在中性条件下腐殖酸 亦可达到一定程度的去除，但是混凝剂的用量是ｐＨ一５～６时的数倍［４ ］．是什么原因导致其中有如此 大的差异，两种ｐＨ条件下的混凝又有什么样的本质区别，这些问题至今还没有从混凝剂和腐殖酸二者 作用的机制深入探讨．本文考虑到腐殖酸在水体中的特殊化学性质，将腐殖酸与铝盐作为两种反应物来 对待，在典型ｐＨ条件下（５．０和７．Ｏ）探讨了腐殖酸与铝盐混凝特性，并通过光散射颗粒分析仪（ＰＤＡ） 对腐殖酸与铝盐的混凝过程进行了监测，以揭示腐殖酸与铝盐混凝剂的混凝特性． ２ 实验与分析方法 ２．１原水配制 原水用水从西安附近湖泊底泥中提取出来的腐殖酸配制．将底泥通过０．１Ｎ的ＮａＯＨ溶液溶解２４ ｈ，取上清液于ＨＣ１溶液（调节ｐＨ＜１）中沉淀，所得沉淀物即为腐殖酸［６］．将提取出的腐殖酸在碱性条 件下溶解并用０．４５ ｂｔｍ滤膜过滤以保证水中有机物成分为溶解性有机物． ２．２混凝操作条件 以硫酸铝（Ａ１２（ＳＯ ）。・１８Ｈ。Ｏ）作为混凝剂，混凝杯罐为边长１０ ｃｍ，高１５ ｃｍ的立方体，距底部５ ｃｍ处设有取样口．混凝所用水样的体积为８００ ｍＬ，混凝操作条件为：快速搅拌（２００ ｒ／ｍｉｎ）１ ｍｉｎ；慢速 搅拌（２０ ｒ／ｍｉｎ）３０ ｍｉｎ；静沉６０ ｍｉｎ，混凝温度２５±１℃，ｐＨ值设定在５．０士０．０５和７．０±０．０５两种条 件． 收稿日期：２０１０—０６—０４ 修改稿日期：２０１１一Ｏ３一Ｏ５ 基金项目：国家自然科学基金资助项目（５０７０８０８８，５０９７８２１１） 作者简介：金鹏康（１９７４一），男，陕西兴平人，博士，教授，从事水和废水的深度处理技术研究 ２１６ 西安建筑科技大学学报（自然科学版） 第４３卷 ２．３混凝过程在线监测 投加混凝剂开始搅拌后，通过蠕动泵定量抽吸水样通过英国Ｒａｎｋ Ｂｒｏｔｈｅｒ公司产ＰＤＡ２０００进行 混凝过程的在线监测，并通过微机记录． ２．４分析方法 （１）ＴＯＣ：静沉后取样直接通过日本岛津公司产ＴＯＣ一５０００Ａ分析总有机碳浓度． （２） 电位：快速搅拌后取样，用日本Ｍａｃｒｏｔｅｃｈ Ｎｉｃｈｉｏｎ产ＺＣ一２０００电位仪分析微粒子电位． （３）荧光分析［７］：向ｐＨ一５．０和７．０的１．００ ｔｔＭ的桑色素（Ｃ Ｈ。。Ｏ ）溶液中分别加入不同体积的 硫酸铝，在荧光光度分析仪上分别测定荧光吸收度（激发波长４２０ ｎｍ，发射波长为５１０ ｎｍ）．然后向ｐＨ 一５．０和７．０的１．００ Ｍ的桑色素溶液中加入Ｔ０Ｃ浓度为１０ ｍｇ／Ｌ的腐殖酸，并加入与上述相同体 积的硫酸铝，按照上述混凝操作条件进行混凝实验，静沉６０而ｉｎ后在同样条件下测定荧光吸收度．根据 荧光吸收度差值计算未与腐殖酸结合的铝浓度． ３ 实验结果 ３．１腐殖酸与铝盐的化学作用特征 ３．１．１ 弱酸性和中性条件下铝盐水解情况 当水中存在悬浮颗粒时，光线经过液体后，会发生光散射，导致透射光强减小．光散射颗粒分析仪 （ＰＤＡ）就是通过检测透射光强变化来观测水中颗粒物的凝聚过程，从而实现对混凝过程在线监测的一 种有效方法ＩＳ３．ＰＤＡ的输出信号为ＦＩ指数，它是水中颗粒物浓度和粒径的函数，在给定浓度下，ＦＩ指数 越大，说明颗粒的成长粒径越大． 以硫酸铝为代表的铝盐投加到水中后，会发生复杂的羟基络合水解反应．随着羟基比的增大，铝盐 水解产物逐渐由溶解性羟基配位体变为无定形氢氧化铝结晶．为了了解硫酸铝的水解规律，向蒸馏水中 投加一定量的硫酸铝，通过ＰＤＡ在线监测铝盐水解产物的形成过程（见图１）． ０．１５ ０．１ ０．０５ Ｏ １Ｏ ２Ｏ Ｔｉｍｅ｜ｉｏｎ ｒ３Ｏ ４０ Ｏ ０ １０ ２Ｏ Ｔｉｍｅ／ｍ．ｍ ３０ 图１ 弱酸性和中性条件下铝盐水解情况 Ｆｉｇ．１ Ａｌｕｍｉｎｕｍ ｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ ａｔ ｓｌｉｇｈｔ ａｃｉｄｉｃ ａｎｄ ｎｅｕｔｒａｌ ｐＨ ｖａｌｕｅ 在ｐＨ＝５．０的条件下，当铝离子投量为０．１ ｍＭ时，ＦＩ指数始终接近于０，为一条直线；当铝离子 投量增加到０．２ ｍＭ时，初期的ＦＩ指数仍然为０，２０ ｒａｉｎ后ＦＩ曲线开始升高．而在ｐＨ＝７．０的条件下， 当铝离子投量为０．１ ｍＭ时，初期的ＦＩ指数已不再为０，搅拌１０ ｍｉｎ之后，ＦＩ曲线开始上升并逐渐达 到一个平衡高度；铝离子投量为０．２ ｍＭ时，ＦＩ曲线从搅拌初期起就迅速上升，６～７ ｍｉｎ以后就达到较 高的平衡高度．这一结果表明，ｐＨ＝５．０且铝离子浓度较低时，铝盐水解的主要产物是溶解性水合物， 仅在铝离子浓度较高，且搅拌时间较长的情况下，才有颗粒物析出；而在ｐＨ＝７．０的条件下，即使铝离 子浓度较低，水解颗粒物也能析出，增大铝离子浓度则迅速形成较大粒度的颗粒物．根据铝离子的水解 特性，可知这些颗粒物应该主要是铝离子的水解产物一无定形氢氧化铝结晶． ３．１．２腐殖酸与铝离子的反应结合特征、 铝盐投加到水中后，在荧光显色剂作用下具有很强的荧光吸收性，根据荧光吸收性的变化情况可 以判别铝离子与腐殖酸分子的反应结合情况［７ｌ９］．图２是通过荧光分析计算出的水中残余铝离子浓度 第２期 金鹏康等：典型ｐＨ条件下腐殖酸混凝特性研究 ２１７ 的变化情况． 如图２所示，ｐＨ一５．０时水中残余铝离子浓度（未与腐 殖酸发生反应的铝离子浓度）与铝离子投量保持线性关系，且 残余铝离子浓度约占铝离子投加浓度的１０ 左右，说明该条 件下９Ｏ％左右的铝离子与腐殖酸分子发生了化学反应；而当 ｐＨ一７．０时，在铝离子投量较低的条件下（小于０．１ ｍＭ），残 余铝离子浓度与铝离子投量之间也保持线性关系，从图中可 以看出其斜率约为１，说明铝离子未与腐殖酸分子发生结合， 而加大铝离子投量后，残余铝离子浓度迅速降低，且随着铝离 图２投药量与水中残余铝之间的关系 子投加量的进一步增加，水中残余铝离子浓度基本维持不变， Ｆｉｇ．２ Ｒｅｌａｔｉｏｎ ｓｈｉｐ ｂｅｔｗｅｅｎ ｄｏｓｅｄ ａｎｄ 这说明铝离子与腐殖酸的结合仅在较高铝离子投量的条件下 ｒｅｓｉｄｕａｌ ａｌｕｍｉｎｕｍ 发生． ３．２天然腐殖酸絮凝体的形成过程分析 运用ＰＤＡ光散射颗粒分析仪对腐殖酸絮凝体形成过程的进行在线监测，图３、图４为ＰＤＡ输出的 ＦＩ曲线．在硫酸铝投量很小（Ｏ．０３ ｒａｍ）的情况下，ＦＩ指数随搅拌时间增加甚微，表明溶液中几乎没有絮 凝体生成．硫酸铝投量增大后，ＦＩ曲线随搅拌时间很快上升，大约在５～１０ ｒａｉｎ后趋近某一平衡值，表 明絮凝体成长达到动态平衡．值得注意的是，在ｐＨ一５．０的条件下，当硫酸铝投量超过一定量时（如 ０．０９ ｒａＭ），ＦＩ曲线的平衡高度反而降低；继续增大硫酸铝投量，ＦＩ曲线又有所回升，但曲线上升段明显 出现一滞后时间，且达到一峰值后出现下降段，然后趋于较低的平衡值，说明絮凝体成长粒径随投药量 旨、昼著§哥口 ３８饕 的增加发生了增大进而又减小，最后再增大的过程．但是在ｐＨ一７．０的条件下，絮凝体成长粒径基本上 呈随硫酸铝投量增大而增大的趋势． 图３ ｐＨ一５．０时ＦＩ曲线与投药量的变化关系 图４ ｐＨ一７．０时ＦＩ指数与投药量的变化关系 Ｆｉｇ．３ Ｒｅｌａｔｉｏｎ ｓｈｉｐ ｂｅｔｗｅｅｎ ＦＩ ｃｕｒｖｅ ａｎｄ ａｌｕｍ ｄｏｓｅ ａｔ ｐＨ ５ Ｆｉｇ．４ Ｒｅｌａｔｉｏｎ ｓｈｉｐ ｂｅｔｗｅｅｎ ＦＩ ｃｕｒｖｅ ａｎｄ ａｌｕｍ ｄｏｓｅ ａｔ ｐＨ ７ ４ 讨 论 通过荧光检测和光学在线监测技术对两种ｐＨ条件下腐殖酸与铝离子的反应结合特征和铝盐的水 解情况进行分析，揭示了腐殖酸分子和铝离子的化学反应特性．可以推断，腐殖酸溶液中投加铝盐后将 同时发生两种化学反应：一是铝离子与水中氢氧根离子之间的水解反应（Ｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ），二是铝离子与腐 殖酸之间的共聚络合反应（Ｃｏ—ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉ０ｎ），两种反应将发生对水中铝离子的竞争，并均与水的ｐＨ值 相关［１０－１２］．ｐＨ：５．０时，投加的铝盐几乎全部与腐殖酸分子结合，这是共聚络合反应的特征；而ｐＨ＝ ７．０时，投加的铝盐在低浓度条件下几乎不与腐殖酸结合，这是铝盐自身水解的特征．ｐＨ＝７．０且铝盐 浓度高的条件下铝离子与腐殖酸分子发生结合，则是由于铝盐首先自身水解生成不溶性无定形氢氧化 铝结晶，然后通过这些结晶物对腐殖酸分子产生吸附或网扫絮凝（Ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ａｎｄ Ｓｗｅｅｐ Ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ） 的结果． ２１８ 西安建筑科技大学学报（自然科学版） 第４３卷 由图３、图４可以看出，ＦＩ曲线通常呈Ｓ型，将ＦＩ曲线按照 图５所示的情况进行解析，可得出ＦＩ曲线的特征参数如下：Ｓ为 ＦＩ曲线上升阶段的最大速率，代表混凝反应速率；ｈ为ＦＩ曲线 ｝ 【 的平衡高度，它与絮凝体最终成长尺寸有关［１引． 将图３、图４的ＦＩ曲线按照图５所示的方法进行解析，并结 合不同投药量下测定的水中有机物浓度、℃电位，可得到图６所 一， ｆ 示的ＦＩ曲线特征参数Ｓ、ｈ以及ＴＯＣ、 电位随投药量变化关系． 根据 电位随投药量的变化情况，可以将弱酸性条件下的混凝 图５ ＦＩ曲线解析图 Ｆｉｇ．５ Ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ＦＩ ｃｕｒｖｅ 划分为四个区域：稳定区域（Ｉ区）、脱稳区域（ＩＩ区）、复稳区域 （ＩＩＩ区）、网扫区域（ＩＶ区）。图６的结果说明，在弱酸性条件 ２Ｏ 下，ＴＯＣ的最大去除发生在ＩＩ、ＩＶ区域，在稳定区域，℃电位 Ｉ Ⅱ １ＩＩ Ⅳ １５ － 改变很少，仍为负值，腐殖酸处于稳定的溶胶状态，没有形 成腐殖酸絮凝体，ＴＯＣ降低很少，所对应的ＦＩ曲线较低，甚 幻ｌ０ － 至是一条直线，Ｓ、ｈ值也很低． ５ 在脱稳区域， 电位逐渐减小并趋于等电点，水中ＴＯＣ ． ． ０ 卜＾／ Ｉ ／ ． 浓度也得到大幅度降低．带负电性的腐殖酸大分子被低聚 ｌ２ 合度、正电荷的铝盐水解产物中和而脱稳，此时腐殖酸与铝 ９ 盐的吸附电中和以及共聚络合作用占优势，形成的絮凝体 也比较大，ＦＩ曲线特征参数Ｓ、ｈ随投药量增加而增加并达 ６ 避 到最大． ３ 在复稳区域， 电位开始逆转，腐殖酸颗粒表面吸附过 ：． ； ／ ● 量带正电荷铝离子及其水解产物而呈正电性，具有很大的 排斥势能，难以凝聚形成大的絮凝体而沉淀去除，水中残存 的ＴＯＣ浓度开始回升．由于形成的颗粒尺寸较小，ＦＩ曲线 高度降低，Ｓ、ｈ随投药量增加而逐渐减小．特别是在０．４１ ｍｇ—Ａ１／ｍｇ—ＴＯＣ投药量时，１；电位已经逆转为＋１２ ｍＶ以 莹 上，腐殖酸铝盐微粒由于电性斥力很大而无法发生凝聚而 通过沉淀去除，颗粒物的尺寸和浓度基本上维持一个动态 的平衡，表现在ＦＩ曲线上就是一条直线，水中ＴＯＣ浓度没 有发生改变． 童 在网扫区域，铝盐水解形成大量的氢氧化铝不定形体， 这些氢氧化铝不定形体网扫捕捉水中的腐殖酸而形成大的 ．藿 絮体从水中分离沉淀，ＴＯＣ浓度降低，ＦＩ曲线迅速升高，特 征参数ｓ、ｈ增大． ５ 结 论 图６ 弱酸性条件下混凝区域图 本文通过荧光检测和光学在线监测技术，分析探讨了腐 Ｆｉｇ． Ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｚｏｎｅ ｉｇｈ ｉ ｐＨ “ 殖酸与铝盐混凝特性．研究结果指出，在弱酸性条件下，腐殖 酸与铝盐之间的反应主要是共聚络合反应，只有在高投药量时才发生氢氧化铝网扫絮凝作用；而在中性条 件下，腐殖酸与铝盐只存在氢氧化铝的网扫絮凝作用． 参考文献 Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ Ｅ１３ ＵＳＥＰＡ ＯＦＦＩＣＥ ｏｆ ＷＡＴＥＲ．Ｅｎｈａｎｃｅｄ Ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｅｎｈａｎｃｅｄ Ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｖｅ Ｓｏｆｔｅｎｉｎｇ Ｇｕｉｄａｎｃｅ Ｍａｎｕａ１．１９９９， ＥＰＡ ８】５一Ｒ一９９ Ｏ】２． 第２期 金鹏康等：典型ｐＨ条件下腐殖酸混凝特性研究 ２１９ ［２３ 王晓昌，金鹏康．水中天然有机物的光学在线监测及控制［Ｊ］．环境科学学报，２００２，２２（１）：６－１１． ＷＡＮＧ Ｘｉａｏ－ｃｈａｎｇ，ＪＩＮ Ｐｅｎｇ—ｋａｎｇ．Ｏｐｔｉｃａｌ ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ ａｎｄ ｃｏｎｔｒｏｌ ｏｆ ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｐｒｏｃｅｓｓ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｍｏｖａｌ ｏｆ ａｑｕａｔ— ｉｃ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒｓ［Ｊ］．Ａｃｔａ Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，２００２，２２（１）：６－１１． ［３３ ＢＥＬＬ－ＡＪＹ Ｋ，ＡＢＢＡＳＺＡＤＥＧＡＮ Ｍ，ＩＢＲＡＨＩＭ Ｅ Ｅ，ｅｔ ａ１．Ｃｏｎｖｅｎｔｉｏｎａｌ ａｎｄ ｏｐｔｉｍｉｚｅｄ ｃｏａｇｕｈｉｏｎ ｆｏｒ Ｎ０Ｍ ｒｅ— ｍｏｒａｌ［Ｊ］．Ｊ．ＡＷＷＡ，２０００，９２（１０）：４４—５８． ［４］ 金鹏康，王晓昌．天然有机物的混凝特性研究［Ｊ］．西安建筑科技大学学报：自然科学报，２０００，３２（２）：１５５—１５９． ＪＩＮ Ｐｅｎｇ—ｋａｎｇ，ＷＡＮＧ Ｘｉａｏ—ｃｈａｎｇ．Ａ ｓｔｕｄｙ ｏｎ ｔｈｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ ｎａｔｕｒａｌ ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒｓ［Ｊ］．Ｊ． Ｘｉ ａｎ Ｕｎｉｖ．ｏｆ Ａｒｃｈ．＆Ｔｅｃｈ．：Ｎａｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ Ｅｄｉｔｉｏｎ，２０００，３２（２）：１５５—１５９． ［５３ ＢＥＮＳＣＨＯＴＥＮ Ｊ Ｅ，ＥＤＷＡＲＤＳ Ｊ Ｋ．Ｃｈｅｍｉｃａｌ ａｓｐｅｃｔｓ ｏｆ ｃｏａｇｕｌｔｉｏｎ ｕｓｉｎｇ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｓａｌｔｓ—ＩＩ Ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ ｆｕｌｖｉｃ ａｃｉｄ ｕｓｉｎｇ ａｌｕｍ ａｎｄ ｐｏｌｙａｌｕｍｉｎｕｍ ｃｈｌｏｒｉｄｅ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，１９９０，２４（１２）：１５２７—１５３５． ［６］ 彭安，王文华．水体腐殖酸及其络合物Ｉ：蓟运河腐殖酸的提取和表征［Ｊ］．环境科学学报，１９８１，１（２）：１２６一 ｌ３９． ＰＥＮＧ Ａｎ，ＷＡＮＧ Ｗｅｎ—ｈｕａ．Ｈｕｍｉｃ ｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ ａｎｄ ｔｈｅｉｒ ｃｏｍｐｌｅｘ ｃｏｍｐｏｕｎｄｓ ｉｎ ｎａｔｕｒａｌ ｗａｔｅｒｓ Ｉ．Ｅｘｔｒａｃｔｉｏｎ ａｎｄ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉｏｎ ｏｆ ｈｕｍｉｃ ａｃｉｄ ｆｒｏｍ Ｊｉ—Ｙｕｎ ｒｉｖｅｒ［Ｊ］．Ａｃｔａ Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，１９８１，１（２）：１２６—１３９． ［７］ ＢＲＯＷＮＥ Ｂ Ａ，ＭＣＣＯＬＬ Ｊ Ｇ，ＤＲＩＳＣＯＬＬ Ｃ Ｔ．Ａｌｕｍｉｎｕｍ ｓｐｅｃｉａｔｉｏｎ ｕｓｉｎｇ ｍｏｒｉｎ：Ｉ．Ｍｏｒｉｎ ａｎｄ ｉｔｓ ｃｏｍｐｌｅｘｅｓ ｗｉｔｈ ａｌｕｍｉｎｕｍ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｑｕａｌｉｔｙ，１９９０，１９（１）：６５—８３． ［８３ ＧＲＥＧＯＲＹ Ｊ．Ｔｕｒｂｉｄｉｔｙ ｆｌｕｃｔｕａｔｉｏｎｓ ｉｎ ｆｌｏｗｉｎｇ ｓｕｓｐｅｎｓｉ０ｎｓ［Ｊ］．Ｊ．Ｃｏｌｌｏｉｄ ａｎｄ ｉｎｔｅｒｆａｃｅ ｓｃｉｅｎｃｅ，１９８５，１０５（２）： ３５７—３７１． ［９］ 金鹏康，王晓昌．腐殖酸一铝盐共聚络合反应特性［Ｊ］．中国给水排水，２００４，２０（１）：４０—４３． Ｊ１Ｎ Ｐｅｎｇ—ｋａｎｇ，ＷＡＮＧ Ｘｉａｏ—ｃｈａｎｇ．Ｔｈｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ Ａ１一ｈｕｍｉｃ ｃｏ—ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ［Ｊ］．Ｃｈｉｎａ Ｗａｔｅｒ ８Ｌ Ｗａｓｔｅｗａｔｅｒ，２００４，２０（１）：４０—４３． ［１Ｏ３ ＴＩＰＰＩＮＧ Ｅ．Ｍｏｄｅｌｉｎｇ ｉｏｎ ｂｉｎｄｉｎｇ ｂｙ ｈｕｍｉｃ ａｃｉｄｓ［Ｊ］．Ｃｏｌｌｏｉｄ Ｓｕｒｆａｃｅ Ａ，１９９３，７３：１１７—１３１． ［１１］ ＢＲＯＷＮＥ Ｂ Ａ ａｎｄ ＤＲＩＳＣＯＬＬ Ｃ Ｔ．ｐＨ—ｄｅｐｅｎｄｅｎｔ ｂｉｎｄｉｎｇ ｏｆ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｂｙ ａ ｆｕｌｖｉｃ ａｃｉｄ［Ｊ］．Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｓｃｉ－ ｅｎｅｅ ａｎｄ ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ，１９９３，２７（５）：９１５． ［１２］ ＪＯＡＱＵＩＭ Ｃ Ｇ ＥＳＴＥＶＥＳ Ｄ Ｓ，ＣＥＳＡＲ Ｊ Ｓ．Ｏｌｉｖｅｉｒａ．Ｍｅｔａｌ ｉｏｎ ｅｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ ｆｕｌｖｉｃ ａｃｉｄｓ ｅｘｔｒａｃｔｅｄ ｆｒｏｍ ｃｏｍｐｏｓｔｅｄ ｓｅｗａｇｅ ｓｌｕｄｇｅ ａｓ ｃｏｍｐａｒｅｄ ｔｏ ａ ｓｏｉｌ ｆｕｌｖｉｃ ａｃｉｄ［Ｊ］．Ｗａｔｅｒ Ｒｅｓｅａｒｃｈ，２００２，３６：３４０４—３４０９． ［１３］ 金鹏康，王晓昌．腐殖酸混凝过程ＦＩ曲线的特征参数分析［Ｊ］．环境科学学报，２００２，２２（４）：４２３—４２７． ＪＩＮ Ｐｅｎｇ—ｋａｎｇ。ＷＡＮＧ Ｘｉａｏ—ｃｈａｎｇ．Ａｎ ａｎａｌｙｓｉｓ ｏｆ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃ ｐａｒａｍｅｔｅｒｓ ｏｆ ＦＩ ｃｕｒｖｅ ｆｏｒ ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ ｈｕｍｉｃ ａｃｉｄ［Ｊ］．Ａｃｔａ Ｓｃｉｅｎｔｉａｅ Ｃｉｒｃｕｍｓｔａｎｔｉａｅ，２００２，２２（４）：４２３—４２７． Ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｚａｔｉ０ｎ ０ｆ Ａｌ＿ｈｕｍｉｃ ｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎ ａｔ ｔｙｐｉｃａｌ ｐＨ Ｊ ｌＮ Ｐｅｎｇ—ｋａｎｇ，ＳＨＥ Ｊｉｎｇ－ｊｉｎｇ，ＬｌＵ Ｌａｎ，ＷＡＮＧ Ｘｉａｏ—ｃｈａｎｇ （１．Ｓｃｈｏｏｌ ｏｆ Ｅｎｖｉｒ．＆Ｍｕｎｉ．Ｅｎｇ．，Ｘｉ ａｎ Ｕｎｉｖ．ｏｆ Ａｒｃｈ．＆Ｔｅｅｈ．Ｘｉ ａｎ，７１００５５，Ｃｈｉｎａ； ２．Ｓｔａｔｅ Ｋｅｙ Ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ ｉｎ ｗｅｓｔ Ｃｈｉｎａ（ＸＡＵＡＴ），Ｘｉ ａｎ，７１００５５，Ｃｈｉｎａ） Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｆ Ａ１－ｈｕｍｉｃ ｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎ ｉｎ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ｃｏａｇｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ ｎａｔｕｒａ１ ｈｕｍｉｃ ａｃｉｄｓ（ＨＡ）ｗｅｒｅ ｓｔｕｄｉｅｄ ｕｓｉｎｇ ｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅ ａｎｄ ｏｐｔｉｃａｌ ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅｓ．Ｕｎｄｅｒ ｔｗｏ ｔｙｐｉｃａｌ ｐＨ ｖａｌｕｅｓ，ｔｈｅ ｐａｔｔｅｒｎ ｏｆ Ａｌ—ｈｕｍｉｃ ｉｎｔｅｒ— ａｃｔｉｏｎ ｗａｓ ｆｏｕｎｄ ｔｏ ｂｅ ｍｕｃｈ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｆｒｏｍ ｅａｃｈ ｏｔｈｅｒ ｔｈｒｏｕｇｈ ｔｈｅ ｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅ ａｎａｌｙｓｉｓ ｒｅｓｕｌｔ：Ａｔ ｐＨ ５．０，ｔｈｅ ｄｏｓｅｄ Ａ１ ｉｏｎｓ ｗｅｒｅ ｒｅａｃｔｉｎｇ ｗｉｔｈ ＨＡ ｍｏｌｅｃｕｌｅｓ ａｔ ａ ｃｏｎｓｔａｎｔ ｒａｔｅ ｔｏ ｆｏｒｍ Ａ１一ｈｕｍｉｃ ｃｏｍｐｌｅｘｅｓ，ｗｈｉｌｅ ａｔ ｐＨ ７．０，ｔｈｅ ｄｏｓｅｄ Ａ１ ｒｅ— ｍａｉｎｅｄ ｕｎｒｅｌａｔｅｄ ｕｎｔｉｌ ｉｔｓ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎ ｒｏｓｅ ｔｏ ａ ｈｉｇｈｅｒ ｖａｌｕｅ．Ｂｙ ｏｎｌｉｎｅ ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ ｏｆ ｔｈｅ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ／ｐｒｅｃｉｐｉ— ｔａｔｉｏｎ ｏｆ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｉｏｎｓ ｉｎ ａ ｗａｔｅｒ ｆｒｅｅ ｏｆ ＨＡ，ｉｔ ｗａｓ ｆｏｕｎｄ ｔｈａｔ ａｔ ｐＨ ５．０，ｔｈｅ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｓｐｅｃｉｅｓ ｗｈｉｃｈ ｃｏｕｌｄ ｒｅａｃｔ ｗｉｔｈ ＨＡ ｍｏｌｅｃｕｌｅｓ ｗｅｒｅ ｓｏｌｕｂｌｅ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｉｏｎｓ。ｂｕｔ ａｔ ｐＨ ７．０，ｈｙｄｒｏｌｙｓｉｓ ｏｆ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｉｏｎｓ ｐｒｅｆｅｒｅｎｔｉａｌｌｙ ｏｃｃｕｒｒｅｄ ａｎｄ ｏｎｌｙ ａｆｔｅｒ ｔｈｅｙ ｆｏｒｍｅｄ ｈｙｄｒｏｌｙｚｅｄ ａｌｕｍｉｎｕｍ ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｅｓ，ｃｏｕｌｄ ｒｅａｃｔｉｏｎ ｂｅｇｉｎ ｂｅｔｗｅｅｎ ｔｈｅｓｅ ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｅｓ ａｎｄ ＨＡ ｍｏｌｅｃｕｌｅｓ． Ｔｈｅ ｌａｔｔｅｒ ｉＳ ｂｅｌｉｅｖｅｄ ｔｏ ｂｅ ａ ｐｒｏｃｅｓｓ ｏｆ ａｄｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｒ ｓｗｅｅｐ ｆｌｏｃｃｕｌａｔｉｏｎ ｒａｔｈｅｒ ｔｈａｎ Ａｌ—ｈｕｍｉｃ ｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎ． Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ：Ｈｕｍｉｃ ａｃｉｄ，ｏｎｌｉｎｅ ｏｐｔｉｃａｌ ｍｏｎｉｔｏｒｉｎｇ，ｆｌｕｏｒｅｓｃｅｎｃｅ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅ，ｃｏｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ Ｂｉｏｇｒａｐｈｙ：ＪＩＮ Ｐｅｎｇ－ｋａｎｇ，Ｐｈ．ｎ，Ｐｒｏｆｅｓｓｏｒ，Ｘｉ ａｌｌ ７１００５５，Ｐ．Ｒ．Ｃｈｉｎａ，Ｔｅｌ：００８６—１３３７９２１７５７２，Ｅ－ｍａｉｌ：ｐｋｊｉｎ＠ｈｏｔｍａｉｌ．ｅｏｍ
