吳姁，張學(xué)偉，秦燚鶴，李松，岳樸，何緒文

(中國(guó)礦業(yè)大學(xué)(北京)，北京 100083)

焦化廢水經(jīng)過生化處理后，產(chǎn)生富含大量有機(jī)物、重金屬、病原類微生物的剩余污泥，這些污泥的處置面臨著巨大的環(huán)境問題，因此研究焦化污泥減量化具有很強(qiáng)的實(shí)踐意義[1-2]。在污泥脫水之前進(jìn)行化學(xué)調(diào)理，可以在提高污泥壓縮性和脫水性的同時(shí)，降低后續(xù)處理成本[3-6]。

胞外聚合物(EPS)占污泥質(zhì)量的50%～90%，EPS的組分中含有親水性陰離子官能團(tuán)[7-9]。而表面活性劑具有親水親油能力，可以吸附在污泥顆粒表面，破壞EPS，改變固體顆粒表面特性，提高污泥的脫水性能[10]。

本文擬研究典型離子型表面活性劑對(duì)焦化污泥脫水性能的影響，為此選擇CTAB和SDBS分別作為代表性陽(yáng)離子和陰離子表面活性劑。

1 實(shí)驗(yàn)部分

1.1 材料與儀器

污泥，取自于內(nèi)蒙古烏海市某焦化污水處理廠濃縮池，其主要性質(zhì)見表1；CTAB、SDBS均為分析純。

表1 污泥的基本性質(zhì)Table 1 Basic properties of sludge

HD2010W電動(dòng)攪拌器；DHG-9030電熱鼓風(fēng)干燥箱；ME204E電子天平；哈希2100Q濁度儀；SF-TTGL-20A 型離心機(jī)；DV3T流變儀；污泥比阻實(shí)驗(yàn)裝置由抽濾裝置與真空泵相連組成，自組裝。

1.2 污泥調(diào)理

200 mL污泥中加入藥劑，以400 r/min攪拌 1 min，100 r/min攪拌5 min，使之充分反應(yīng)，靜置 10 min。分別取2個(gè)50 mL污泥樣品測(cè)定污泥比阻(SRF)和濾餅含水率(WC)，另取2個(gè)50 mL樣品測(cè)污泥含水率(WL)。實(shí)驗(yàn)重復(fù)3遍。

1.3 指標(biāo)測(cè)定

1.3.1SRF采用污泥比阻實(shí)驗(yàn)裝置(見圖1)進(jìn)行測(cè)定。

比阻測(cè)定裝置的布氏漏斗中提前鋪有烘干的定性濾紙。取50 mL污泥倒入布氏漏斗中，以 0.06 MPa 定壓抽濾，以10 s的間隔記錄不同抽濾時(shí)間的濾液體積(V)，直至濾餅破裂[11-13]。按式(1)計(jì)算污泥比阻。

(1)

式中r——污泥比阻，s2/g；

P——過濾壓力，g/cm2；

μ——濾液黏度，g/cm·s；

b——t/V值與V值呈直線關(guān)系的斜率，s/cm6；

F——布氏漏斗的內(nèi)底面積，cm2；

ω——單位體積濾液中濾餅固體的重量，g/cm3。

采用以下公式計(jì)算：

(2)

式中Ci——泥餅初始含水率，%；

Cf——泥餅最終含水率，%。

1.3.2WC抽濾濾餅破裂后停止抽濾，取下漏斗內(nèi)的污泥濾餅，放入105 ℃烘箱中烘至恒重。

(3)

式中S1——離心完后污泥重量，g；

S2——在105 ℃下烘干至恒重的濾餅重量，g。

1.3.3WL調(diào)理完的污泥在8 000 r/min的速度下離心20 min，污泥用烘箱在105 ℃下烘至恒重，計(jì)算污泥含水率[6]。

1.3.4 上清液化學(xué)需氧量(ΔCOD) 根據(jù)國(guó)標(biāo)法《HJ 828—2017》對(duì)離心后的上清液進(jìn)行化學(xué)需氧量測(cè)定。

1.3.5 濁度 取離心完的上清液測(cè)定濁度。

1.3.6 表觀黏度 取調(diào)理完的污泥，采用流變儀，剪切速率為200 s-1，每5 s記錄1次黏度。

1.3.7 比表面積和吸附孔徑 離心后的泥餅烘干后進(jìn)行比表面積和吸附孔徑的測(cè)定。

1.3.8 SEM分析 將原污泥和調(diào)理后的污泥烘干后進(jìn)行SEM分析。

2 結(jié)果與討論

2.1 表面活性劑對(duì)污泥脫水性能的影響

2.1.1 表面活性劑對(duì)SRF與WC的影響SRF表示污泥過濾的難易，WC表示污泥過濾的效能[6]。兩種表面活性劑投加量對(duì)WC和SRF的影響見圖2和圖3。

圖2 SDBS投加量對(duì)SRF和WC的影響Fig.2 Effect of SDBS dosage on SRF and WC

圖3 CTAB投加量對(duì)SRF和WC的影響Fig.3 Effect of CTAB dosage on SRF and WC

由圖可知，SRF和WC開始均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，添加SDBS后，SRF由不加表面活性劑的1.04×1011s2/g 降低到3.57×1010s2/g，WC從83.97%降至79.80%；添加CTAB后，SRF降低到2.76×1010s2/g，WC降至77.91%。SRF和WC的下降主要因?yàn)楸砻婊钚詣┢茐牧宋勰嘈躞w結(jié)構(gòu)，導(dǎo)致污泥絮體內(nèi)部的間隙水和污泥內(nèi)部的結(jié)合水被釋放出來，從而提高了污泥脫水性[14-15]。

由圖2可知，當(dāng)SDBS用量>600 mg/L時(shí)，SRF曲線趨于平緩，含水率曲線略微上升，這可能因?yàn)檫^量的SDBS會(huì)將部分游離水重新吸附包裹在污泥絮體中，導(dǎo)致其脫水性能變差；由圖3可知，當(dāng)CTAB投加量>300 mg/L時(shí)，污泥比阻SRF持續(xù)增大，含水率持續(xù)上升，這可能因?yàn)檫^量的CTAB使污泥顆粒帶上正電荷，膠體顆粒因?yàn)閹в姓姾?，?dǎo)致分散穩(wěn)定，所以污泥脫水困難[16]。

2.1.2 表面活性劑對(duì)WL的影響 圖4是兩種藥劑不同加藥量調(diào)理后的WL變化情況。

圖4 藥劑投加量對(duì)WL的影響Fig.4 Effect of dosage on WL

由圖4可知，經(jīng)600 mg/L的SDBS調(diào)理后的污泥，WL由90.42%降至到88.09%，WC能降至79.80%；而經(jīng)300 mg/L的CTAB調(diào)理后的污泥，WL降至86.16%，WC降至77.91%。這表明真空過濾比離心脫水更有效，這可能是由于真空過濾過程中污泥餅的壓縮性高于常規(guī)離心所導(dǎo)致的[17-18]。

2.1.3 表面活性劑對(duì)污泥表觀黏度的影響 一般來說表觀黏度越大，污泥脫水性能越差[19]。從流體力學(xué)角度看，污泥脫水性能是其流變性能的反映。污泥的EPS和相對(duì)穩(wěn)定的膠狀網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)是影響其表觀黏度的主要原因。加入表面活性劑后，可以破壞EPS，菌膠團(tuán)離子沿流動(dòng)方向排列，流動(dòng)阻力減小，表觀黏度降低。而當(dāng)表面活性劑加入過多時(shí)，菌膠團(tuán)流變性被徹底破壞，表面黏度升高，脫水性能變差[19-21]。不同調(diào)理后污泥表觀黏度隨時(shí)間的變化見圖5。

圖5 污泥表觀粘度Fig.5 Apparent viscosity of sludge

由圖5可知，經(jīng)過300 mg/L的CTAB調(diào)理后，污泥的表面黏度在600 s時(shí)達(dá)到極限黏度5 mPa·s；經(jīng)過600 mg/L的SDBS調(diào)理后，黏度在600 s時(shí)達(dá)到10 mPa·s；原泥在600 s時(shí)達(dá)到25 mPa·s。說明300 mg/L的CTAB調(diào)理的污泥脫水性能好于經(jīng)過600 mg/L的SDBS調(diào)理后的污泥。

2.2 表面活性劑對(duì)上清液濁度和ΔCOD影響

表面活性劑調(diào)理污泥所釋放EPS的量，用ΔCOD表示。由于添加表面活性劑有助于COD，因此使用COD(污泥中添加表面活性劑調(diào)理)和SDBS(超純水中單獨(dú)添加表面活性劑調(diào)理)之間的差異計(jì)算ΔCOD，結(jié)果見表2。

ΔCOD=COD-CODSDBS(CODCTAB)

(4)

由表2可知，當(dāng)SDBS的添加量為600 mg/L時(shí)，上清液ΔCOD由174 mg/L增加到218 mg/L，而添加相同劑量的CTAB釋放的EPS(290 mg/L)更多，可能因?yàn)镃TAB不僅具有較低的CMC(臨界膠束濃度0.85)[6，11]，還具有較高的表面活性和表面電荷密度，因此，CTAB與絮體發(fā)生的相互作用更強(qiáng)烈，從而釋放出更多的EPS[6]。但是當(dāng)EPS溶出過多時(shí)，過量的EPS將細(xì)胞與污泥絮體界面水和結(jié)合水緊密結(jié)合，從而影響污泥的脫水性能[22]。有研究表明，從污泥中去除過量的EPS后，脫水性能得到改善[23]。

添加表面活性劑可以將胞外聚合物包裹的顆粒釋放出來，分散粒子濃度可以通過測(cè)定上清液濃度來衡量。由表2可知，藥劑投加量增大時(shí)，濁度增大，藥劑過量時(shí)，分散粒子又重新形成絮凝作用，所以濁度減小[24]。

2.3 表面活性劑對(duì)過濾速度的影響

圖6是抽濾污泥1 min濾液量隨藥劑投加量變化的關(guān)系。

由圖6可知，一定量的表面活性劑可以增大污泥的過濾速度，調(diào)理后的污泥過濾速率明顯比原污泥快。但是隨著調(diào)理劑的加入增大，調(diào)理完的污泥和原泥之間的差距不斷增大，當(dāng)SDBS加藥量>600 mg/L，CTAB加藥量>300 mg/L，濾液量減少，這可能是因?yàn)槲勰啾茸柙龃?，?dǎo)致脫水困難，過濾速度減慢。

圖6 藥劑投加量對(duì)過濾速度的影響Fig.6 Effect of dosage on filtration speed

2.4 表面活性劑對(duì)粒度和比表面積的影響

污泥絮體是因?yàn)镋PS這種大分子物質(zhì)聯(lián)合重金屬發(fā)揮架橋作用從而連接污泥初級(jí)顆粒、微生物細(xì)菌和膠體粒子所形成的，所以在一定程度上，污泥的脫水性能受到胞外聚合物影響[25-26]。由表3可知，調(diào)理前后污泥粒徑變化范圍不是很大，調(diào)理前后粒徑范圍變化趨勢(shì)是遞減的，這是因?yàn)榻?jīng)過調(diào)理，EPS脫落于水中，從而導(dǎo)致原來由于EPS的架橋作用而包裹在一起的很多初級(jí)小顆粒和細(xì)菌等溶入水中，上清液中ΔCOD增高，污泥粒徑在此過程中由于絮凝作用的減弱而減小[24，27]。

由表3可知，300 mg/L的CTAB調(diào)理后，泥的三種結(jié)構(gòu)性能(粒徑、比表面積和吸附孔徑)均顯著下降，說明調(diào)理后的污泥餅具有較低的多孔結(jié)構(gòu)和較強(qiáng)的壓實(shí)度[6]。

表3 最優(yōu)情況下表面活性劑調(diào)理前后泥餅的結(jié)構(gòu)特性Table 3 Structural characteristics of mud cake before and after surfactant conditioning

2.5 SEM分析

調(diào)理前后污泥的微觀形貌及堆積松散程度見 圖7～圖9。

圖7 原污泥掃描電鏡圖Fig.7 SEM of raw sludge

圖8 600 mg/L SDBS調(diào)理后掃描電鏡圖Fig.8 SEM of 600 mg/L SDBS after conditioning

圖9 300 mg/L CTAB調(diào)理后掃描電鏡圖Fig.9 SEM of 300 mg/L CTAB after conditioning

由圖7可知，未調(diào)理的污泥結(jié)構(gòu)緊密，所形成的過濾通道很少，因此水很難從污泥中脫離出來，從而導(dǎo)致SRF過大，過濾速度很慢，泥餅含水率較高。由圖8可知，經(jīng)過600 mg/L的SDBS調(diào)理后，污泥絮體變大，表面呈分散狀態(tài)，泥餅孔隙率增大，有利于污泥脫水。由圖9可知，經(jīng)過300 mg/L的CTAB調(diào)理后，污泥絮體被破壞的更厲害，污泥絮體中更多的束縛水被釋放出來。

3 結(jié)論

(1)使用SDBS和CTAB調(diào)理污泥，污泥脫水性能均得到明顯的改善；且CTAB效果明顯優(yōu)于SDBS。

(2)CTAB濃度為300 mg/L時(shí)，污泥的脫水性能最好，過濾速率快，WC從83.97%降至79.80%，離心濾餅含水率降至88.09%，SRF由1.04×1011s2/g 降低至2.76×1010s2/g。

(3)表面活性劑投加量越大，EPS溶出越多，上清液ΔCOD越高，表面活性劑投加量在一定范圍內(nèi)，減少了污泥顆粒間的間隙水，所以脫水污泥的含水率降低。

(4)經(jīng)過CTAB調(diào)理后，污泥這三種結(jié)構(gòu)性能(粒徑、比表面積和吸附孔徑)均顯著下降，說明調(diào)理后的污泥餅具有較低的多孔結(jié)構(gòu)和較強(qiáng)的壓實(shí)度。

(5)CTAB和SDBS調(diào)理后的污泥比原污泥絮體體積變大，且CTAB調(diào)理后的污泥更加松散。