磁性殼聚糖改善污泥脫水性能的研究

郭俊元,文小英,賈曉娟,郭子豪,許家勁

磁性殼聚糖改善污泥脫水性能的研究

郭俊元*,文小英,賈曉娟,郭子豪,許家勁

(成都信息工程大學資源環境學院,四川 成都 610225)

采用天然殼聚糖為原料,戊二醛為交聯劑,Fe3O4為磁核制備磁性殼聚糖,以改善污泥脫水性能.考察了磁性殼聚糖投加量、污泥pH值、調理時間對磁性殼聚糖改善污泥脫水性能的影響,探討了磁性殼聚糖的作用機理,并通過響應面法研究了磁性殼聚糖和CPAM復配處理污泥對污泥脫水性能的影響.結果表明,保持污泥pH值為6.8時,經20mg/L的磁性殼聚糖調理30min后,污泥比阻(SRF)和含水率(MC)分別由原污泥的13.8×1012m/kg和98.7%降低至4.8×1012m/kg和75.5%,說明磁性殼聚糖明顯改善了污泥脫水性能.響應面實驗所擬合的響應值為污泥SRF的二次模型(Prob>)<0.05、2=0.98>0.90,響應值為污泥MC的二次模型(Prob>)<0.05、2=0.95>0.90,表明模型顯著,且實驗設定變量之間的相關性較好.根據響應值的分布情況,確定污泥脫水的最佳條件為磁性殼聚糖18mg/L、CPAM26mg/L、調理時間27min,相應SRF和MC分別為3.3×1012m/kg和59.5%,污泥脫水效果較單獨采用磁性殼聚糖或CPAM時得到了明顯的提高.

活性污泥；污泥脫水；磁性殼聚糖；響應面分析

城市污水處理廠剩余活性污泥含水率高達98%以上,在采用衛生填埋,污泥焚燒,污泥堆肥,污泥消化處理前,含水率必須降低至60%以下[1~3].FeCl3, Al2(SO4)3,PAC(poly aluminum chloride), CPAM (cationic polyacrylamide)等常用來調理污泥以提高污泥脫水性能,這些調理劑具有污泥處理效果好、成本低等優點,但長期使用會導致污泥中重金屬富集,對污泥后續處置造成很大壓力[4-5].高效、安全無毒、廉價易控制的污泥調理劑是現今污泥脫水領域的研究熱點.殼聚糖在溶解狀態下具有陽離子型絮凝劑的作用,能夠用于污泥調理,研究表明,殼聚糖投加量為10mg/(g干污泥)時,污泥含水率下降了14.7%[6];投加量為28.5mg/(g干污泥)時,污泥含固率增加了8.4%[7].殼聚糖被證實能夠用作污泥脫水調理劑,但效果不如PAC和CPAM,通過交聯反應對殼聚糖進行改性,能夠顯著改善殼聚糖絮凝脫水性能[8].

本實驗制備磁性殼聚糖改善污泥脫水性能,以Fe3O4為磁核,外層包裹殼聚糖,通過交聯反應使Fe3O4表面的殼聚糖形成網狀結構制得磁性殼聚糖,以城市污水處理廠剩余活性污泥為處理對象,以天然殼聚糖和CPAM為參照,通過測定污泥比阻(SRF)和含水率(MC),考察磁性殼聚糖投加量,污泥pH值,調理時間對磁性殼聚糖改善污泥脫水性能的影響.通過測定磁性殼聚糖調理前后污泥Zeta電位和EPS的變化,探討磁性殼聚糖的作用機理.在此基礎上,運用響應面分析法設計實驗,擬合以SRF和MC為響應值的復配模型,尋找磁性殼聚糖和CPAM復配改善污泥脫水性能的最佳水平因素組合,通過擬合水平因素與響應值之間的函數表達式,優化實驗參數,考察磁性殼聚糖與CPAM復配改善污泥脫水性能的效果.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

1.1.1 實驗污泥 實驗污泥取自四川省航空港污水處理廠,污泥特征:總懸浮固體(TSS)含量為16.7g/L,揮發性懸浮固體(VSS)含量為10.4g/L,污泥比阻(SRF)為13.8×1012m/kg,污泥含水率(MC)為98.7%,污泥pH值為6.8.

1.1.2 實驗藥品 殼聚糖(工業純,深圳恒生生物科技有限公司);CPAM、FeCl3·6H2O、FeCl2·4H2O、NaOH、HCl、丙酮、氨水、石油醚(分析純,成都市科龍化工試劑廠);無水乙醇、乙酸、戊二醛(分析純,成都金山化學試劑有限公司);液體石蠟(分析純,天津鼎盛鑫化工有限公司);Span-80(分析純,無錫市亞泰聯合化工有限公司).

1.1.3 實驗儀器 2XZ-1型真空泵抽濾機(浙江黃巖求精真空泵廠);JJ-1A數顯恒速電動攪拌器(江蘇東鵬儀器制造有限公司);HH-2型數顯恒溫水浴鍋(常州智博瑞儀器制造有限公司);ZR4-6型混凝實驗攪拌機(深圳中潤水工業技術發展有限公司);SQP型電子天平(北京賽多利斯科學儀器有限公司); JP-010T型超聲波清洗機(深圳市潔盟清洗設備有限公司).

1.2 實驗方法

1.2.1 Fe3O4的制備 采用共沉淀法制備Fe3O4.步驟:稱取FeCl3·6H2O和FeCl2·4H2O分別配制成0.1mol/L的FeCl3溶液和FeCl2溶液,將二者等體積充分混合,置于恒溫水浴鍋中緩慢加熱至50℃,加熱過程中,采用電動攪拌器以100r/min攪拌.溫度達到50℃后,緩慢滴加氨水,調節溶液pH值至10.繼續加熱至80℃,并維持30min.此后,將溶液于3000r/min條件下離心10min,收集沉淀物.采用蒸餾水洗滌沉淀物直到洗滌水pH值為7.收集沉淀物并置于50℃真空干燥箱中干燥至恒重,即為Fe3O4.

1.2.2 磁性殼聚糖的制備 采用交聯法制備磁性殼聚糖.步驟:稱取1g殼聚糖置于40mL體積分數為2%的乙酸溶液中,形成殼聚糖-乙酸溶液;將0.4gFe3O4加入上述溶液中,40kHz超聲條件下處理20min使其均勻分散,之后加入100mL液體石蠟和5.5mLspan-80,充分調理30min后,加入6mL25%的戊二醛溶液,置于50℃的水浴中交聯反應1h;交聯反應結束后,緩慢滴加氨水,調節溶液pH值至9.繼續加熱至60℃,并維持1h;將溶液于3000r/min條件下離心10min,收集沉淀物,采用石油醚洗滌一次,沉淀物與石油醚的比例為1:100(g:mL);再次收集沉淀物,采用丙酮洗滌一次,沉淀物與丙酮的比例為1:100 (g:mL);繼而采用蒸餾水洗滌直到洗滌水pH值為7.收集沉淀物并置于50℃真空干燥箱中干燥至恒重,即為磁性殼聚糖.

1.2.3 污泥脫水實驗 在100mL污泥中分別投加磁性殼聚糖、天然殼聚糖或者CPAM,200r/min條件下調理一定時間后,采用抽濾裝置抽真空,調節真空壓力為0.04MPa,每隔15s記錄濾液量.SRF和MC計算公式分別如下:

式中:是濾液體積,m3;是濾液粘度,Ns/m2;是過濾面積,m2;是過濾時間,s;是過濾壓力,N/m2;是單位體積濾液所得濾餅干重,kg/m3;是污泥比阻SRF,m/kg;m是過濾開始時單位過濾面積上過濾介質的阻力,m/m2.1和2分別是污泥餅在105℃條件下烘干前后的重量,mg.

1.2.4 磁性殼聚糖與CPAM復配的響應面優化 采用中心復合設計的二階模型對變量的響應行為進行表征,3個變量分別為磁性殼聚糖(1)、CPAM量(2)、污泥pH值(3),響應值()為SRF和MC.中心復合設計的二階模型為:

式中:x與x為相互獨立的影響因子;0是偏移項;β表示X的線性效應;β表示x的二次效應;β表示x與x之間的交互作用效應.采用Design-expert8.0.5設計實驗,如表1所示.

表1 中心復合設計

1.3 分析方法

污泥EPS采用甲醛-氫氧化鈉法提取[9],采用TOC法測定[10];蛋白質含量采用考馬斯亮藍法測定[11];多糖含量采用苯酚-硫酸法測定[12];Zeta電位采用Zeta電位分析儀(NanoPlus,麥克默瑞提克(上海)儀器有限公司)測定;天然殼聚糖和磁性殼聚糖的表面結構、原污泥和磁性殼聚糖調理后污泥的微觀結構采用S-3400N型掃描電子顯微鏡觀察;天然殼聚糖和磁性殼聚糖的比表面積、孔容和孔徑采用Tristar3000比表面積分析儀測定;Fe3O4,天然殼聚糖,磁性殼聚糖的紅外光譜圖采用EQUINOX型傅里葉紅外光譜儀(德國布魯克公司)測定;污泥pH值采用PHS-3C雷磁精密pH計(上海儀電科學儀器股份有限公司)測定.

本實驗的實驗數據均為3次平行實驗的數據平均值.

2 結果與討論

2.1 磁性殼聚糖的特征

通過對比分析天然殼聚糖和磁性殼聚糖的紅外光譜,可以判斷殼聚糖是否被戊二酸成功交聯,以及Fe3O4是否成為了磁性殼聚糖的磁核.由圖1(a)可知,587和460cm-1處的吸收峰為Fe3O4中Fe-O鍵的特征吸收峰.由圖1(b)可知,在3300cm-1附近較寬的吸收峰是天然殼聚糖中-OH的伸縮振動和-NH2的彈性振動引起的,2900cm-1附近的吸收峰是殘糖基上甲基或次甲基的C-H伸縮振動峰,在1583和1347cm-1處的吸收峰分別對應酰胺II帶(N-H面內彎曲振動)的吸收峰和殼聚糖醇羥基中-C-O的伸縮振動[13].由圖1(c)可知,磁性殼聚糖除了具有殼聚糖的特征峰之外,在1631cm-1處產生新的亞胺鍵(希夫堿-C=N-)的吸收峰,說明殼聚糖被戊二酸成功交聯,交聯反應發生在殼聚糖氨基與戊二醛醛基之間,希夫堿的形成可保護殼聚糖上的-NH2基團,同時可使殼聚糖分子形成具有網狀結構的高分子聚合物,實現了殼聚糖的固定化[14].在583cm-1處的吸收峰對應Fe3O4中Fe-O鍵的伸縮振動,不同于γ-Fe2O3在630和430cm-1處的Fe-O鍵的吸收峰,說明磁性殼聚糖的磁核是Fe3O4.網狀結構有助于捕獲污泥顆粒,從而提高污泥脫水效果.

圖1 Fe3O4,天然殼聚糖,磁性殼聚糖的紅外光譜圖

采用Tristar3000比表面積分析儀進行的氮氣吸附實驗結果顯示:天然殼聚糖比表面積,孔容,孔徑分別為631.2m2/g,0.41cm3/g,2.4μm;磁性殼聚糖比表面積,孔容,孔徑分別為950.8m2/g,0.74cm3/g, 4.3μm.比表面積,孔容,孔徑的增加有助于磁性殼聚糖與污泥顆粒的碰撞與結合,從而提高污泥脫水效果.

由圖2可知,天然殼聚糖本體呈致密的片狀結構,無空隙,磁性殼聚糖則形成了具有規則網狀結構(孔徑結構)的高分子,從而驗證了殼聚糖在雙官能團的醛或酸酐等交聯劑的作用下,醛基與氨基反應生成希夫堿結構,該結構與天然殼聚糖相比,體積變大,孔隙率增加,同時,這種網狀結構(孔徑結構)增加了磁性殼聚糖的比表面積,有助于捕獲污泥顆粒,從而提高污泥脫水效果.

2.2 磁性殼聚糖改善污泥脫水性能的研究

2.2.1 磁性殼聚糖投加量對污泥脫水性能的影響 由圖3可知,經一定量磁性殼聚糖處理后,SRF和MC均降低,說明污泥脫水性能得到了改善[15]. SRF和MC隨著磁性殼聚糖投加量的增加呈現先減小后增大的趨勢,磁性殼聚糖投加量增加至20mg/L時,SRF和MC分別下降至4.8×1012m/kg和75.5%.磁性殼聚糖投加量繼續增加,SRF和MC緩慢降低,磁性殼聚糖投加量為30mg/L時,SRF和MC達到最低值4.5×1012m/kg和74.2%,此時污泥的脫水性能最好.繼續增加磁性殼聚糖的投加量,SRF和MC均有小幅增大,這是由于過量的磁性殼聚糖增加了污泥絮體間的粘度,阻礙了殼聚糖分子在污泥體系中的伸展,進而減緩了污泥顆粒的沉降,導致污泥脫水性能下降[16].此外,過量的磁性殼聚糖對自由水的溶劑化增強,將一部分自由水重新束縛在環狀的高分子聚合物內部,導致污泥結合水含量升高,從而使濾餅含水率升高[17].磁性殼聚糖投加量由20mg/L增加至30mg/L,污泥含水率只降低了1.3%,從經濟角度考慮,后續實驗選擇磁性殼聚糖投加量為20mg/L.由圖3還可得知,天然殼聚糖與CPAM處理污泥的過程也體現出相似的規律,天然殼聚糖為40mg/L時,SRF和MC最低值分別是6.9×1012m/kg和80.2%,CPAM為40mg/L時,SRF和MC最低值分別是5.8×1012m/kg和78.2%.CPAM對污泥脫水性能的改善優于天然殼聚糖,這與高明的報道一致[8].

2.2.2 污泥pH值對污泥脫水性能的影響 由圖4可知,磁性殼聚糖投加量為20mg/L的條件下,污泥pH值在2~12范圍內時,隨pH值增大,SRF和MC呈先上升后下降趨勢. pH值從4上升至7時,SRF和MC分別快速降低至4.4×1012m/kg和73.5%,pH值繼續增大,SRF和MC開始緩慢增大.由此可知,廢水酸度與堿度的增強均不利于磁性殼聚糖對污泥脫水性能的改善.殼聚糖作為線性聚胺,表現出陽離子聚電解質的性質,故當在弱酸條件下,電離程度高,且酸性條件下的H+能有效中和污泥顆粒表面負電荷,減弱顆粒間靜電斥力,促進絮體穩定,改善污泥脫水性能,但在強酸條件下(pH<4),一方面殼聚糖分子中的—NH2發生質子化,使得殼聚糖分子溶解,另一方面污泥EPS溶解,從而降低了污泥脫水的性能[18].堿性環境(pH>7),一方面殼聚糖分子的水溶性降低,電離度較小,分子形狀卷曲,不利于污泥脫水[19],另一方面OH-與污泥顆粒競爭殼聚糖分子的吸附位點,導致污泥脫水性能下降,這與高明的報道一致[8].

圖3 污泥調理劑投加量對污泥比阻SRF和含水率MC的影響

圖4 污泥pH值對污泥比阻SRF和含水率MC的影響

由圖4還可得知,天然殼聚糖與CPAM處理污泥的過程也體現出相似的規律,在污泥pH值為7時,經天然殼聚糖調理后,SRF和MC分別降低至6.8×1012m/kg和79.5%,經CPAM調理后,SRF和MC分別降低至4.3×1012m/kg和70.8%.此外,天然殼聚糖的pH適應范圍明顯比磁性殼聚糖窄,當污泥pH值為5~10時,經20mg/L磁性殼聚糖處理后,MC降低至80%以下,當污泥pH值為6~8時,經40mg/L天然殼聚糖處理后,MC降低至85%以下.CPAM的最適pH值范圍為5~9,在此pH值范圍內,經40mg/L CPAM處理后,MC降低至76%以下.原污泥pH值為6.8,在最佳調理pH值范圍內,故采用磁性殼聚糖,天然殼聚糖,CPAM調理污泥時,不需要調節污泥pH值.在實際工程中,從經濟節約角度考慮,污泥脫水過程通常也不會進行pH值調節.在污泥pH值為6.8的條件下,經磁性殼聚糖,天然殼聚糖,CPAM調理后,SRF分別降低至4.8×1012, 6.9×1012,4.5×1012m/kg, MC分別降低至75.5%, 80.2%,73.2%.

實驗過程中還發現,不同初始pH值條件下,磁性殼聚糖/天然殼聚糖調理污泥過程中,污泥pH值略有升高,CPAM調理污泥過程中,污泥pH值基本不變.在污泥pH值分別為2,3,4,5,6,7,8,9,10,11,12條件下,經磁性殼聚糖調理后,污泥pH值分別為2.4,3.6,4.6,5.4,6.5,7.3,8.5,9.4,10.5,11.3,12.3,經天然殼聚糖調理后,污泥pH值分別為2.1,3.2,4.2,5.3, 6.1, 7.3,8.3,9.1,10.2,11.2,12.1.經測定,磁性殼聚糖和天然殼聚糖的pHzpc分別為9.7和6.1,當廢水pH< pHzpc時,磁性殼聚糖和天然殼聚糖表面帶正電荷,能夠對帶負電荷的污泥顆粒產生靜電吸引[20].由此,本實驗所制備的磁性殼聚糖較天然殼聚糖具有更寬的pH值適應范圍.此外,當pH>pHzpc時,磁性殼聚糖仍然能明顯改善污泥脫水性能,說明除靜電吸附外,還有其他作用機制,研究表明,1分子Fe3+通過殼聚糖的-NH2和-OH與3分子殼聚糖相結合,并處于吸附劑中心,推測處于吸附劑中心的Fe3+與帶負電荷的污泥顆粒發生相互吸引,從而促進污泥脫水[21].

2.2.3 調理時間對污泥脫水性能的影響 由圖5可知,在不調節污泥pH值的條件下,經20mg/L磁性殼聚糖調理30min后,SRF和MC分別降低至4.3×1012m/kg和72.9%,隨著調理時間的延長,污泥SRF和MC幾乎不再變化,說明磁性殼聚糖對污泥的調理達到了穩定.天然殼聚糖和CPAM對污泥的調理效果也顯示出相似的規律,經40mg/L天然殼聚糖調理30min后,污泥SRF和MC分別降低至最低值6.7×1012m/kg和78.6%,經40mg/LCPAM調理30min后,污泥SRF和MC分別降低至最低值4.0× 1012m/kg和68.9%.按照Guo等[13]報道的FeCl3, Al2(SO4)3,PAC調理污泥的最佳投加量8,8,4g/L,經FeCl3,Al2(SO4)3, PAC調理30min后,MC分別降低至86.4%,87.7%, 81.5%,上述實驗結果說明本實驗制備的磁性殼聚糖對改善污泥脫水性能的效果是最優的.

圖5 調理時間對SRF和MC的影響

2.3 磁性殼聚糖改善污泥脫水性能的機理探討

2.3.1 污泥Zeta電位 通常情況下,由于城市污水處理廠污泥顆粒的電負性較強,使得污泥顆粒間的靜電斥力較大,不易聚集,因此污泥的沉降性能和脫水性能較差[15].本實驗中,原污泥Zeta電位值為-12.2mV,經磁性殼聚糖調理后,污泥Zeta電位值增大,根據DLVO理論,Zeta電位增加,使污泥顆粒與水之間的極性作用減弱,進而使得污泥顆粒內結合水更多的向自由水轉化,有利于污泥顆粒與水分離,從而提高污泥脫水性能[17].由圖6可知,隨著磁性殼聚糖投量的增加,污泥Zeta電位呈現先快速增加后緩慢增加的趨勢,當磁性殼聚糖投加量增加至20mg/L時,污泥Zeta電位由原污泥的-12.2mV快速增加至-4.5mV,繼續增加磁性殼聚糖的投加量,污泥Zeta電位變化趨于平緩.對比圖6和圖3,污泥Zeta電位的變化規律與SRF變化規律相似,說明二者之間具備相關性,隨著殼聚糖投加量的增加,殼聚糖分子鏈上帶正電的氨基以及污泥體系中的H+共同強化對污泥表面的負電荷的電中和作用,污泥脫水性能得到提高,SRF降低[17].

圖6 磁性殼聚糖調理后污泥Zeta電位的變化

圖7 磁性殼聚糖調理后污泥EPS,蛋白質和糖含量的變化

2.3.2 污泥EPS中蛋白質和多糖含量的變化 EPS是微生物代謝過程中分泌的包圍在細胞壁外的有機大分子物質,包括多糖,蛋白質,少量DNA和脂類等,其組成和濃度直接影響著污泥的表面特性、沉降性和脫水性能.研究表明,污泥EPS的釋放有利于污泥脫水[15].如圖7所示,原污泥中EPS含量為374μg/gVSS,其中含有70.6μg/gVSS蛋白質和165.8μg/gVSS多糖,經磁性殼聚糖調理后,EPS及其蛋白質、多糖均有所下降.隨著磁性殼聚糖投加量的增加,EPS、蛋白質、多糖呈現先降低后上升的趨勢,與污泥SRF變化趨勢一致.當磁性殼聚糖投加量增加至20mg/L時,EPS,蛋白質,多糖分別降低至214.4,37.7,105.4μg/gVSS,說明污泥脫水性能得到了改善,蛋白質下降幅度更大,說明蛋白質對污泥脫水的影響更大[15].繼續增加磁性殼聚糖的投加量,EPS含量有所上升,相應地污泥脫水性能有所下降.分析認為,污泥EPS屬于親水性物質,其通過極性基團吸附水分子,使其表面形成一層水化膜,阻礙污泥顆粒的相互凝結,保持顆粒的穩定性[22],加入磁性殼聚糖后,由于電中和作用,水化作用及水化膜隨之減弱或消失,污泥顆粒脫穩,釋放水分子.繼續增加磁性殼聚糖投加量,磁性殼聚糖對蛋白質和多糖的凝集能力減弱,污泥粘度增大,污泥脫水性變差[17].

2.3.3 泥餅的微觀結構和壓縮系數 由圖8(a)可以看出,原污泥顆粒排列較分散,說明污泥顆粒之間的靜電斥力作用較強,阻礙了污泥的有效沉降,這與Zeta電位的研究結論一致.由圖8(b)可以看出,經20mg/L磁性殼聚糖調理后,污泥顆粒迅速發生團聚,形成鏈網狀結構的絮體,污泥脫水性能得到改善,這是由于磁性殼聚糖具有很強的吸附架橋作用,可以將很多細小污泥顆粒聚集在一起形成較大的絮體,同時還具有電中和作用和去水化作用,可將污泥顆粒由親水性轉變為疏水性,處于表層的EPS釋放出部分結合水的緣故[23].如圖9所示,原泥餅的壓縮系數為2.04,經磁性殼聚糖、天然殼聚糖、CPAM調理后,泥餅的壓縮系數分別降至0.53,1.15,0.35,污泥餅可壓縮系數越低,表示污泥餅越能保持其滲透性,有效防止污泥餅在抽濾壓力下變形,有利于污泥中水分的脫出,從而提高污泥脫水能力[15].從污泥餅壓縮系數可以看出,對于改善污泥脫水性能,CPAM最好,磁性殼聚糖次之,天然殼聚糖最差.

圖9 不同污泥調理劑調理后污泥餅的壓縮系數

2.4 微生物絮凝劑與CPAM復配的響應面優化

以SRF和MC為響應值建立的二次回歸模型如公式(4)和(5)所示.方差分析結果顯示:(Prob>F)均小于0.05,表明模型均顯著.失擬項-試驗結果顯示,失擬項概率分別為0.0033和0.0025,均小于0.05,說明模型均能夠很好地與數據擬合,且在假定模型中存在的未能解釋的系統變化性分別僅有0.33%和0.25%,這可能歸于模型中準確的自變量平行重復值提供了純誤差的評估(表2).決定系數2分別為0.98和0.95,說明預測模型和試驗數據之間形成了良好的一致性.精確度AP分別為14.036和15.148,均大于4,表示所有的預測模型均在由CCD所設定的設計空間內[24].

將以編碼值為變量的SRF和MC的二次模型系數進行顯著性檢驗,(Prob>)小于0.05為顯著(表3),結果顯示,磁性殼聚糖是一次項中的顯著因素, CPAM投加量是二次項中的顯著因素.適量的磁性殼聚糖能夠通過吸附架橋作用聚集懸浮污泥顆粒,或通過改變污泥顆粒表面的電荷,從而促進污泥的沉降,過量的磁性殼聚糖對自由水的溶劑化增強,將一部分自由水重新束縛在環狀的高分子聚合物內部,從而無法實現改善污泥脫水的目的.CPAM亦然,過量的CPAM能夠破壞沉淀膠體的穩定,從而使得懸浮污泥難以沉降[25].在交互項中,磁性殼聚糖與CPAM投加量具有顯著性,結果如圖10和圖11所示.圖10和圖11曲面的變化趨勢和底部等高線的密集程度可以看出,在其他因素均處于中心水平時,隨著磁性殼聚糖和CPAM用量的增加,SRF和MC不斷減小,低CPAM情況下SRF和MC的減小速率略比高CPAM用量情況下的明顯.一方面,磁性殼聚糖使懸浮污泥顆粒絮凝,提高了污泥顆粒密度,明顯促進了污泥沉降;另一方面,CPAM用量的增加擴大了粒徑相對較小的絮體在整個絮體粒徑分布的寬度,但是過量的CPAM會導致污泥脫水性能的變差[10].pH值不是顯著因素,說明磁性殼聚糖和CPAM在污泥脫水過程中具有較寬的pH值適應性.

表2 方差分析

表3 顯著性分析

設定SRF和MC的目標值均為0,即經磁性殼聚糖與CPAM聯合調理后,污泥比阻和含水率均為0,借助Design-expert8.0.5,響應面分析法在設計空間(表1)中構造SRF和MC的全局逼近,確定污泥脫水的理論最佳條件為磁性殼聚糖18mg/L, CPAM26mg/L,調理時間27min,在此條件下,污泥SRF和MC的理論值分別為3.3×1012m/kg和59.5%.本文驗證了在Design-expert8.0.5給出的理論最佳污泥脫水條件下,實際污泥脫水過程中的SFR和MC值,實驗結果顯示,復配調理后,SFR和MC分別為3.6×1012m/kg和63.2%.上述結果均體現出污泥脫水性能的大幅改善,且污泥脫水效果較單獨采用磁性殼聚糖或CPAM時得到了明顯的提高.

圖10 磁性殼聚糖與CPAM對SRF交互影響的響應面

圖11 磁性殼聚糖與CPAM對MC交互影響的響應面

3 結論

3.1 殼聚糖,Fe3O4顆粒,25%戊二醛以1:0.4:6(::, g:g:mL)的比例發生交聯反應,制備得到一種有效改善污泥脫水性能的磁性殼聚糖.與天然殼聚糖相比,磁性殼聚糖的比表面積、孔容、孔徑得到了明顯的提高;應用pH值范圍得到了明顯的拓寬;在殼聚糖氨基與戊二醛醛基反應生成的亞胺鍵(希夫堿-C=N-)可使殼聚糖具有網狀結構(孔徑結構),有助于捕集污泥顆粒,提高污泥脫水效果.

3.2 在保持污泥pH值為6.8的條件下,經20mg/L的磁性殼聚糖調理30min后,SRF和MC分別降低至4.8×1012m/kg和75.5%.磁性殼聚糖通過電中和作用、去水化作用的機理,實現改善污泥脫水性能.

3.3 磁性殼聚糖與CPAM復配調理污泥的最佳條件為磁性殼聚糖18mg/L,CPAM26mg/L,調理時間27min,此條件下,SRF為3.3×1012m/kg,MC為59.5%,污泥脫水效果較單獨采用磁性殼聚糖或CPAM時得到了明顯的提高.

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Preparation of magnetic chitosan and improvement of dewatering performance of sludge.

GUO Jun-yuan*, WEN Xiao-ying, JIA Xiao-juan, GUO Zi-hao, XU Jia-jing

(College of Resources and Environment, Chengdu University of Information Technology, Chengdu 610225, China)., 2019,39(7)：2944~2952

Natural chitosan was used as raw material to prepare magnetic chitosan by cross linking with glutaraldehyde and Fe3O4for enhancement of the sludge dewatering. The effects of magnetic chitosan dosage, sludge pH and conditioning time on the performance of magnetic chitosan for sludge dewatering were investigated, and the enhancement mechanism was discussed. Subsequently, response surface methodology (RSM) was employed to optimize the process of sludge dewatering by the complex of CPAM and magnetic chitosan. When sludge pH value was 6.8, after conditioned by 20mg/L of magnetic chitosan for 30min, SRF and MC were decreased from 13.8×1012m/kg and 98.7% of the original sludge to 4.8×1012m/kg and 75.5%, respectively, indicated that the sludge dewatering was significantly enhanced. SRF and MC were settled as the target responses in the experiments designed by RSM, as the determination coefficients (2) of 0.98and 0.95, the two quadratic models could agree with experimental data well. The optimal conditions for sludge dewatering were magnetic chitosan dosage of 18mg/L, CPAM dosage of 26mg/L, and conditioning time of 27 min, under this optimal condition, SRF and MC appeared as 3.3×1012m/kg and 59.5%, respectively, better than the individual using of the magnetic chitosan or CPAM in sludge dewatering.

activated sludge；sludge dewatering；magnetic chitosan；response surface analysis

X703

A

1000-6923(2019)07-2944-09

郭俊元(1985-),男,山西忻州人,副教授,博士,主要從事水污染控制工程與資源化研究研究.發表論文40余篇.

2018-11-22

四川省科技計劃項目(2016JY0015)

* 責任作者, 副教授, gjy@cuit.edu.cn