酸洗廢液對污泥脫水性能的影響

孫根行， 劉 沛， 符 丹， 王麗芳

(陜西科技大學 環境科學與工程學院， 陜西 西安 710021)

酸洗廢液對污泥脫水性能的影響

孫根行， 劉 沛， 符 丹， 王麗芳

(陜西科技大學 環境科學與工程學院， 陜西 西安 710021)

將污泥比阻(SRF)、毛細吸水時間(CST)作為污泥脫水性能的主要評價指標，結合污泥沉降性能的變化，在單一藥劑陽離子聚丙烯酰胺(CPAM)、酸洗廢液(WPL)、FeCl3、PAC對污泥調理的基礎上，以FeCl3、PAC和CPAM對污泥的聯合調理為對照，研究了WPL和CPAM聯合調理時投加量、投加方式等因素對污泥脫水效果的影響.實驗結果表明：單獨投加WPL時(按Fe2+質量計)，最佳投加量為7 g/L，污泥比阻為2.86×1012m/kg，毛細吸水時間為10.6 s，與原污泥相比分別降低了79.8%、75%；WPL聯合CPAM調理后污泥脫水效果優于WPL單獨進行調理.當WPL、CPAM的加藥量分別為1.1 g/L、60 mg/L，投加方式為先加WPL再加CPAM時，污泥比阻為1.7×1012m/kg，毛細吸水時間為6.7 s，分別降低了88%、84.2%，污泥沉降性能得到明顯改善.

酸洗廢液； 城市污泥； 聚丙烯酰胺； 污泥比阻

0 引言

酸洗工藝在鋼材加工、金屬制品業等許多工業部門都被廣泛應用，在生產過程中為了清除鋼材表面的氧化鐵皮，需使用鹽酸進行酸洗，酸洗過程中會產生大量的鹽酸酸洗廢液，廢液中一般富含豐富的廢酸[1]，氯化亞鐵的質量分數約為10%～20%.針對鋼鐵酸洗廢液酸度大、具有強烈的腐蝕性等特征，國內外已將鋼鐵酸洗廢液列入《國家危險廢物名錄》中[2].如果酸洗廢液處置不當，不僅嚴重污染環境，而且造成極大的浪費.在污水的處理過程中，每天都會產生大量污泥，污泥含水率高(可高達99%以上)、含有有害物質等特點使其很易造成環境污染.污水處理廠的全部建設費用中，用于處理污泥的費用就占了相當大的比重，甚至達到了過半以上.所以，污泥處理必須要充分重視.

目前雖然已有許多關于酸洗廢液和污泥脫水方面的處理方法，如酸洗廢液的中和、焙燒、制備回收等[3，4]方法，污泥脫水中無機、有機等各種絮凝劑[5]的使用，但將酸洗廢液直接應用于污泥脫水處理的研究卻很少見.本文基于“以廢治廢”的污染治理理念，將酸洗廢液作為調理藥劑，直接作用于污泥的脫水，并考察了不同影響因素對污泥的調理效果，確定了合適的調理方案，為進一步研究提供了數據.

1 實驗部分

1.1 樣品、藥劑及儀器設備

(1)酸洗廢液WPL：西北某鋼鐵鋼繩廠經與鐵屑充分反應過濾后得到的墨綠色酸洗廢液，w(Fe2+)=12%～14%，w(Cl-)=15%～16%，ρ=1.32 g/cm3，藥劑投加量按Fe2+質量計.

(2)污泥樣品：西安某城市污水處理廠二沉池剩余污泥，濃縮后供試驗用，w(H2O)= 98.5%，w(有機質)=66.2%，污泥比阻SRF=14.15×1012m/kg，毛細吸水時間CST=42.4 s.

(3)試劑和儀器：陽離子聚丙烯酰胺CPAM(工業級)，白色粉末；質量分數5%的FeCl3(分析純)；質量分數5%的PAC(分析純)；污泥比阻測定裝置，毛細吸水時間測定裝置，電子掃描顯微鏡(FEI Q45).

1.2 實驗方法

(1)比阻測定方法[6]：利用真空抽濾裝置,試驗真空度控制為0.05 MPa.在布氏漏斗中倒入加藥污泥，自由過濾2 min，抽濾 20 min.

(2)毛細吸水時間測定方法[7]：污泥的毛細吸水時間(Capillary Suction Time，CST)是指污泥中的毛細水在濾紙上滲透1 cm所需的時間，單位為s.可以通過測定CST評價污泥的濾水性能，CST測試裝置選用直徑為1cm的漏斗，CST越小則污泥的濾水性能越好.

(3)沉降性能測定[8]：在200 mL處理污泥中投加一定量的藥劑并攪拌均勻，倒入量筒中靜置，記錄不同時間下的污泥體積.

1.3 分析檢測

污泥含水率、有機質含量的測定按照相關文獻所示方法[9]，酸洗廢液鐵離子、氯離子的測定分別按照相關文獻所示方法[10].

2 結果與討論

2.1 單一藥劑對污泥的調理

2.1.1 單一藥劑調理對污泥比阻的影響

污泥比阻SRF和毛細吸水時間CST是常見的表征污泥過濾和脫水性能的參數，SRF和CST越小，污泥過濾和脫水性能就越好[11].本實驗以SRF和CST作為主要考察指標，對比分析了不同藥劑對污泥的作用效果.

在污泥中分別加入不同劑量的CPAM、WPL、FeCl3和PAC，多次試驗后確定了各自的最佳投加量，測定的比阻結果如圖1所示.

由圖1可知，加入調理藥劑后可明顯改善污泥的脫水性能，CPAM的SRF隨藥劑投加量的增加呈先減小后增大的趨勢，在藥劑量為70 mg/L時SRF達到最小，為3.14×1012m/kg，比原泥降低了77.8%.污泥SRF在WPL、FeCl3和PAC加入后快速下降，藥劑投加達到一定程度后，曲線逐漸趨于平緩.當WPL、FeCl3和PAC的投加量分別在7 g/L、3.5 g/L、6 g/L時SRF達到最低，此時污泥SRF由原泥的14.15×1012m/kg分別降為2.86×1012m/kg、2.78×1012m/kg、2.91×1012m/kg，分別降低79.8%、80.35%、79.43%.

圖1 單一藥劑對污泥比阻的影響

2.1.2 單一藥劑調理對污泥毛細吸水時間的影響

將CPAM、WPL、FeCl3和PAC加入污泥中，測定各種藥劑投加量變化對污泥毛細吸水時間的影響，結果如圖2所示.由圖2可知，投加藥劑CPAM、WPL、FeCl3和PAC后污泥CST的曲線變化趨勢與污泥SRF的變化趨勢有一定的相似性.CPAM的CST曲線變化呈拋物線趨勢，在CST最低點時CPAM的加藥量為70 mg/L，CST為11.3 s，相比原泥的42.4 s降低了73.3%；在污泥中加入WPL、FeCl3和PAC的劑量少于7 g/L、3.5 g/L、6 g/L時，污泥CST呈快速下降趨勢，之后逐漸平穩，投加7 g/L WPL、3.5 g/L FeCl3和6 g/L PAC對應的CST分別為10.6 s、9.5 s、10.9 s，分別降低了75%、77.6%、74.3%，此時為各自的最佳投加量.

圖2 單一藥劑對污泥毛細吸水時間的影響

CPAM屬于陽離子型有機高分子絮凝劑，在污泥中投加藥劑CPAM后，隨著CPAM投加量的不斷增加，對污泥膠體粒子的電中和、吸附架橋作用不斷加大，污泥絮體也在不斷增大，呈團狀且上清液清澈，過濾速度逐漸變快，在CPAM的投加量達到70 mg/L時，有較好的絮凝效果，脫水效果最好，當CPAM投加量大于70 mg/L時，可能由于溶液中藥劑的濃度過高，同種電荷發生排斥，同時顆粒表面高分子過多導致架橋作用也受到了抑制[12]，污泥脫水性能受到影響，調理效果逐漸變差.污泥中投加一定量的WPL、FeCl3和PAC后，形成細小絮體，產生的Fe2+、Fe3+和Al3+會與污泥顆粒進行電中和反應，使膠體微粒間的吸引力增強[13]，并壓縮雙電層促進絮體形成，同時，在污泥調理過程中WPL中一部分Fe2+經氧化會生成Fe3+，從而增強WPL絮凝作用.

結合圖1、圖2可知，CPAM、WPL、FeCl3和PAC單獨調理污泥時，最佳投加量分別為70 mg/L、7 g/L、3.5 g/L和6 g/L，分別對應SRF為3.14×1012m/kg、2.86×1012m/kg、2.78×1012m/kg和2.91×1012m/kg，CST為11.3 s、10.6 s、9.5 s、10.9 s.

2.2 聯合調理對污泥的脫水性能的影響

污泥的聯合調理方法：先使CPAM的藥劑投加量為70 mg/L不變，改變WPL、FeCl3和PAC的投加量，根據SRF和CST選出各自最佳投加量；再使WPL、FeCl3和PAC的藥劑投加量為其最佳投加量，改變CPAM的藥劑量，最終確定WPL、FeCl3和PAC與CPAM聯合調理時的最適方案，并通過正交試驗驗證.

2.2.1 恒量CPAM與變量藥劑對污泥的聯合調理

在CPAM投加量確定的情況下 (CPAM投加量70 mg/L)，不同投加量的WPL、FeCl3和PAC對污泥的聯合調理效果如圖3、4所示.

圖3 恒量CPAM與變量藥劑對污泥SRF的聯合調理

由圖3可知，隨著WPL、FeCl3和PAC投加量的增加，污泥比阻SRF呈先下降后上升的趨勢.當WPL的投加量為1.1 g/L時，其SRF降至最低2.06×1012m/kg，FeCl3的投加量為1.5 g/L時，SRF降至最低1.94×1012m/kg，PAC的投加量為1 g/L時，其SRF降至最低2.12×1012m/kg，相比原泥分別降低了85.4%、86.3%、85.01%.

圖4 恒量CPAM與變量藥劑對污泥CST的聯合調理

由圖4可知，在CPAM為70 mg/L時，WPL、FeCl3和PAC的投加量對污泥CST的影響也在不斷變化.在WPL、FeCl3和PAC分別為1.1 g/L、1.5 g/L、1 g/L，污泥的CST值達到最小，為8 s、7.9 s、8.5 s，比原泥降低了81.13%、81.36%、79.95%.由此可知，由污泥CST確定的WPL、FeCl3和PAC最佳投加量與污泥SRF確定的一致.

無機絮凝劑與有機絮凝劑聯合調理時，其調理效果比單一絮凝劑的調理效果好.主要是因為相比單一絮凝劑的調理，聯合調理時藥劑對污泥既有帶不同電荷顆粒的電中和作用，又有高分子有機絮凝劑CPAM對污泥的吸附、架橋作用，在兩種絮凝劑的共同作用下進一步提高了污泥的脫水性能，達到更好的調理效果.

綜上可確定，當CPAM投加量固定為70 mg/L時，WPL、FeCl3和PAC的最佳投加量分別為1.1 g/L、1.5 g/L、1 g/L.

2.2.2 恒量藥劑與變量CPAM對污泥的聯合調理

當WPL、FeCl3和PAC的加藥量為各自最佳加藥量1.1 g/L、1.5 g/L、1 g/L不變時，CPAM的投加量改變對污泥的SRF和CST的影響如圖5、6所示.

由圖5可知，WPL、FeCl3和PAC的SRF值隨CPAM投加量的增大在不斷變化，曲線整體表現為先減小后增大.FeCl3和PAC在CPAM投加量為50 mg/L、60 mg/L時，SRF達到最小值1.6×1012m/kg、1.79×1012m/kg，降低了88.7%、87.3%.WPL的曲線也是先減后增，雖然在CPAM為50 mg/L時變化稍有減緩，但CPAM取60 mg/L，SRF值最小為1.7×1012m/kg，降低了88%.

圖5 恒量藥劑與變量CPAM對污泥SRF的聯合調理

圖6 恒量藥劑與變量CPAM對污泥CST的聯合調理

由圖6可知，隨著CPAM投加量的增大，WPL、FeCl3和PAC的污泥CST也在不斷改變，總體呈先減后增的趨勢.投加60 mg/L、50 mg/L、60 mg/L的CPAM時，WPL、FeCl3和PAC對應的污泥CST值最小，分別為6.7 s、6.5 s、6.9 s，相比原泥降低了84.2%、84.7%、83.7%.

綜上所述，WPL、FeCl3、PAC與CPAM聯合調理污泥時，WPL的投加量為1.1 g/L、CPAM為60 mg/L，加藥方式是先加WPL再加CPAM，污泥最小SRF為1.7×1012m/kg，最小CST為6.7 s；FeCl3投加1.5 g/L、CPAM為60 mg/L，先加FeCl3再加CPAM，可得到最小SRF1.6×1012m/kg，最小CST為6.5 s；PAC投加量為1 g/L、CPAM為60 mg/L，加藥方式是先加PAC再加CPAM，污泥最小SRF為1.79×1012m/kg，最小CST為6.9 s.

在污泥聯合調理過程中，依照先加無機絮凝劑再加有機絮凝劑的藥劑投加順序可以取到更好的調理效果.主要是因為先加入無機絮凝劑WPL、FeCl3、PAC后，溶液中的Fe2+、Fe3+、Al3+等水解離子會吸附在污泥中帶負電的粒子表面，發生電中和，使膠體脫穩并形成絮體，再加入高分子絮凝劑CPAM后可使污泥中已凝聚絮體通過吸附架橋等作用形成更大絮體，水分更易從孔隙中流失，絮體沉降過程中也會卷掃其它膠體顆粒共同沉降，從而脫水效果更好.

2.3 正交試驗

以WPL與CPAM的聯合調理為例，將污泥比阻作為進行正交驗證的主要指標，在眾多影響因素中選取WPL投加量、CPAM投加量、投加方式作為WPL和CPAM聯合調理污泥的主要因素，進行正交試驗，優化各因素水平.表1為正交試驗因素水平表.

表1 正交試驗因素及水平

根據表1所示的影響因素及各因素的水平，選用L9(33)正交表安排試驗，試驗結果如表2所示.

表2 正交試驗安排及結果

各因素對污泥脫水性能影響程度的大小可以通過極差來看，極差大則影響大，反之影響就小.由表2中極差R的大小可知污泥脫水性能的影響因素由主到次分別為：投加方式>CPAM投加量>WPL投加量，且正交試驗中最佳水平組合(由水平效應值最小時對應的各因素的狀態得到)與實驗中分析獲得的最佳組合一致[14].

因此通過正交試驗可以確定：WPL投加1.1 g/L，CPAM投加60 mg/L，投加方式為先加WPL再加CPAM時，污泥有最小比阻1.7×1012m/kg.

2.4 污泥沉降性能比較

污泥在沒有經過藥劑調理時，沉降性能是極差的.單獨投加WPL、FeCl3、PAC后絮體比較細小，上清液很少.在污泥沉降性能實驗中，不同調理劑的加藥量均為污泥脫水性能測定后得到的最佳加藥量，即CPAM投加70 mg/L、WPL 1.1 g/L與CPAM 60 mg/L的聯合調理、FeCl3投加1.5 g/L和CPAM 50 mg/L以及PAC1 g/L+CPAM 60 mg/L，分別處理200 mL泥樣，充分攪拌，混合均勻[15].污泥的體積隨時間的變化如圖7所示.

圖7 調理藥劑對污泥沉降的影響

從圖7可知，污泥的沉降性能在投加藥劑后得到了明顯的改善，有上清液出現，形成的絮體大且絮體成團.沉降30 min之后污泥變化已趨于穩定，甚至不再變化，60 min之后污泥沉降變化已很微弱，基本觀察不到，可以視其為不變.從污泥最終沉降的結果來看，經聯合調理后污泥的沉降效果比只投加CPAM時的效果好，可能是由于經藥劑聯合調理后，絮體間的結合更加緊密，更易沉降.

2.5 投加藥劑前后污泥微觀結構的影響

經不同藥劑最佳投加量調理前后污泥的掃描電鏡圖如圖8所示.

(a)原污泥 (b)投加PAM

(c)投加WPL+CPAM后 (d)投加FeCl3+CPAM后

(e)投加PAC+PAM后圖8 不同藥劑投加前后污泥800倍掃描電鏡圖

由圖8可知，未經調理的污泥孔隙較大，結構疏散；在CPAM投加后污泥形成較大絮團，架構疏松；聯合調理后的污泥比只經CPAM調理的污泥凝結的絮團更加致密，主要可能是由于先加小分子量藥劑后再加大分子量CPAM的加藥方式，使污泥中的膠體先脫穩，再進一步形成大的絮體并且固液分離[15]，過濾脫水能力更好，效果更優.

3 結論

經不同藥劑調理后，污泥的脫水性能有了不同程度的提高，尤其聯合調理時，調理效果更好.隨著酸洗廢液WPL投加量的增加，污泥比阻SRF和毛細吸水時間CST都得到顯著降低，調理效果明顯，污泥脫水性能也得到顯著改善.

在污泥中單獨投加酸洗廢液WPL，最佳投加量為7 g/L,污泥SRF由原泥的14.15×1012m/kg降到了2.86×1012m/kg，污泥CST由原泥的42.4 s降到了10.6 s，分別降低了79.8%、75%，脫水性能得到明顯提高.WPL與CPAM聯合調理時，WPL投加1.1 g/L，CPAM投加60 mg/L，加藥方式為先加WPL再加CPAM，SRF為1.7×1012m/kg，CST為6.7 s，分別降低了88%、84.2%，與單獨調理相比，污泥脫水性能得到進一步提高，沉降性能得到明顯改善，調理效果更佳.

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【責任編輯：蔣亞儒】

Effect of waste pickling liquor on sludge dewatering performance

SUN Gen-xing， LIU Pei， FU Dan， WANG Li-fang

(School of Environmental Science and Engineering, Shaanxi University of Science & Technology, Xi′an 710021, China)

It is focused on the effect of factors on sludge dewatering such as dosage and the way of adding with conditioning of WPL and CPAM,which is compared with the compound conditioning of FeCl3,PAC,CPAM,based on the fact of sludge conditioning of single flocculent cationic polyacrylamide(CPAM),waste pickling liquor (WPL),FeCl3,PAC,combined with the change of sludge settling and used specific resistance to filtration (SRF),capillary suction time (CST) as the main evaluation indexes of sludge dewatering.The results shows:The best dosage is 7 g/L when adding WPL alone(based on the mass of Fe2+),SRF is 2.86×1012m/kg,CST is 10.6 s,reduced by 79.8%,75% of the original sludge respectively；The effect of WPL combined with CPAM on sludge dewatering is better than WPL alone.The SRF is 1.7×1012m/kg and the CST is 6.7 s when the dosage of WPL and CPAM is 1.1 g/L,60 mg/L respectively,and CPAM is added after WPL,decreased by 88% and 84.2% respectively compared with the original sludge and sludge sedimentation performance has been significantly improved.

waste pickling liquor； municipal sludge； polyacrylamide； specific resistance of sludge

2016-10-30 基金項目：陜西省科技廳社會發展科技攻關計劃項目(2013K13-01-07)； 溫州市水體污染控制與治理科技創新項目(2016W0011)； 陜西明德環保科技有限公司2016年專項項目(MDHB-20161001)

孫根行(1963-)，男，陜西咸陽人,教授，博士，研究方向:水處理藥劑、輕工業污染治理

1000-5811(2017)02-0034-06

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