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200 mL 垃圾渗滤液剩余污泥于 250 mL 烧杯中,按 0. 77% PAM 絮凝剂体积/污泥体积为 1 /6,加 入 0. 77% 的阳离子 PAM,置于搅拌机上,先快速搅拌(150 r/min)30 ~ 60 s,后慢速搅拌(50 r/min)3 ~ 5 min。分别经滤纸润湿、蒸馏水稀释、抽滤、烘干等条件下测毛细吸水时间、Zeta 电位、污泥比阻、FTIR光谱各项指标。
1. 3 性能测试
1.3.1 污泥毛细吸水时间 ( CST)
分别取 50 mL 经 PAM、FeCl3、Al2 ( SO4 )3 调理过的污泥和空白污泥,倒入直径为 15 mm 的玻璃圆柱,滤纸润湿半径20 mm 所用时间为 CST。
1.3.2 Zeta 电位
取一定量的调理后污泥,用蒸馏水稀释 100 倍,用 Zeta 电位仪测量。
1.3.3 污泥比阻( SRF)
取 50 mL 调理后的污泥样品于直径 150 mm 的布氏漏斗,进行抽滤。记下过滤时间 t(s)和滤液体积 V(m³),利用 t /V 对 V 作曲线,该曲线的斜率为 b。根据下式(1)计算 SRF。
1.3.4 FTIR 光谱
取空白和调理后污泥50 mL,在 80 ℃下烘干,研磨成粉状,在 FTIR 光谱仪上测定。
2 结果与讨论
2. 1 PAM 对污泥脱水性能的影响
表 1 为 PAM 投加体积比对污泥脱水性能的影响,污泥体积为 200 mL。
由表 1 可知,在投加 PAM 之前,CST 显示为395. 9 s,SRF 为 3. 49 × 1011 m /kg( > 1. 0 × 1011 m /kg即为难脱水污泥),Zeta 电位为 - 28. 4 mV。由于污泥是由带负电荷的颗粒组成。开始阶段,随着阳离子 PAM 投加比的增加,一方面由于 PAM 的絮凝作用;另一方面由于正电荷的引入,使得污泥间的静电斥力不断减小,更有利于絮体的形成,因此污泥的CST与 SRF下降较为明显。当 PAM 体积投加比为 1 /6,渗滤液剩余污泥的 CST 和 SRF 达到最小值,分别为 30. 2 s、0. 22 × 1011 m /kg ( < 1. 0 × 1011m /kg),Zeta 电位为 - 21. 2 mV。当 PAM 体积投加比增大到 1 /5 时,污泥的 CST、SRF 出现回升,此时可能由于过量的 PAM 而增大活性污泥颗粒表面的粘度,从而不利于水分子的分离,使得污泥表面的自由水减少。在整个反应过程中由于阳离子 PAM投加体积比不断增加,使得污泥颗粒表面引入的阳离子不断增加,因此 Zeta 电位不断增加,但是 Zeta电位的过分增大并不能使得污泥絮体更好的脱水。因此,从药剂节省和脱水性能优化两方面综合考虑,确定 PAM 最佳投加比为 1 /6。
2.2 PAM 投加比为 1 /6 时,FeCl3 溶液投加量对污泥脱水性能的影响见表 2,先加入的阳离子 PAM 对污泥进行电荷中和作用,使污泥胶体脱稳。在开始阶段,一方面投加 FeCl3 发挥絮凝的作用,形成污泥絮团,在此过程中,部分结合水被转化为自由水,使得污泥中自由水的含量升高;另一方面,由于正电荷的引入也使得 Zeta 电位不断增大,污泥间的静电斥力不断减小,更利于絮体的形成。因此,开始阶段污泥表面的 CST 和 SRF 不断减小,当 FeCl3 投加量为 1 mL 时 CST 和 SRF 达到最小值,分别为12. 0 s、0. 20 × 1011 m /kg。随后继续增加 FeCl3 的投加量,反而导致污泥的 CST 与 SRF 回升,但是随着阳离子的不断引入,后阶段的 Zeta 电位也是呈上升趋势,此时由于 Fe3 + 与 PAM 中阳离子基团同电相斥,使得污泥颗粒间排斥作用加大,絮体难以凝聚,不利于污泥脱水。从药剂节省和脱水性能优化两方面综合考虑,确定 FeCl3 最佳投加量为每毫升污泥中投加 1 mL。
2.3 PAM 投加比为 1 /6 时,Al2 ( SO4 ) 3 溶液投加量对污泥脱水性能的影响如表 3 所示,先加入的阳离子 PAM 对污泥进行电荷中和作用,使污泥胶体脱稳。在开始阶段,一方面,投加 Al2 ( SO4 )3 发挥絮凝的作用,形成污泥絮团。在此过程中,部分结合水被转化为自由水,使得污泥中自由水的含量升高;另一方面由于正电荷的引入,也使得 Zeta 电位不断增大,污泥间的静电斥力不断减小,更利于絮体的形成。当 Al2 ( SO4 )3投加量为 1 mL 时,CST 和 SRF 达到最小值,分别为 11. 5 s、0. 21 × 1011 m /kg,随后继续增加 Al2 ( SO4 )3 的投加量,反而导致污泥的 CST 与 SRF 回升。由于 Al3 + 与 PAM 中阳离子基团同电相斥,使得污泥颗粒间排斥作用加大,絮体难以凝聚。但是后阶段的 Zeta 电位随着阳离子的不断引入仍然呈上升趋势。从药剂节省和脱水性能优化两方面综合考虑,确定 Al2 ( SO4 )3 最佳投加量为每毫升污泥中投加 1 mL。
2.4 污泥 FTIR 光谱分析
PAM、PAM 和 FeCl3 最佳投加比联用、PAM 和 Al2 (SO4 )3 最佳投加比联用,分别处理污泥,不同投加条件下剩余污泥傅里叶转换红外光谱图见图 1。
1. 原污泥;2. PAM 最佳投加量的污泥;3. PAM 和 FeCl3 最佳投加比的污泥;4. PAM 和 Al2 (SO4 )3 最佳投加比的污泥
由图 1 可知,相比较原污泥,不同投加条件下, 在 3 284. 23,1 646. 94,1 517. 73 cm - 1处(分别对应于 O—H 的伸缩振动带和 PAM 官能团C =O、C—N的伸展带,官能团和 Gulnaz 等、Laurent 等的报道相似)吸收峰逐渐增强,表明在剩余污泥中投加最佳投加量 的 PAM、PAM 和 Al2 ( SO4 )3 联 用、 PAM 和 FeCl3 联用,可以从污泥絮体中检测出更多的 O—H 官能团以及 C =O、C—N 官能团。正是由
于 O—H 官能团和 C =O、C—N 官能团、Fe3 + 、Al3 +之间发生的相互作用,使得污泥絮体中的游离水增多,污泥脱水性能增强。PAM 与 Al2 (SO4 )3 联用最佳投加比在 3 284. 23 cm - 1处的红外吸收峰峰值明显高于 PAM 与 FeCl3 联用最佳投加比的红外吸收峰峰值,表明 PAM 和 Al3 + 更容易与污泥絮体发生作用,提高了污泥絮体之间的结合能力,产生更多O—H,从而使得游离水大量增加,污泥的脱水性能得到较大的增强。
3 结论
(1)经 PAM 加 FeCl3 和 PAM 加 Al2 ( SO4 )3 调理后,污泥脱水性能得到不同程度的改善,PAM 与Al2 (SO4 )3 联用相比于 PAM 与 FeCl3 联用能更好的改善污泥脱水性能,从经济和污泥脱水性能考虑,对于西安市江村沟垃圾渗滤液处理厂选择 PAM 投加体积比为 1 /6,Al2 ( SO4 )3 投加量为 1 mL。此条件下,污泥脱水处理最为合理。 (2)PAM、Al2 ( SO4 )3、FeCl3 都能降低污泥絮体间的电荷斥力,使污泥的絮体增大增多,从而更好的降低污泥含水率,有效的提升污泥脱水性能。
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