活性污泥中的水分测定及其脱水性能

王美莲,田家宇,潘志辉,李圭白

(哈尔滨工业大学城市水资源与水环境国家重点实验室,哈尔滨150090)

随着社会的发展,人们环保意识不断增强,环保法规中污水排放标准的迅速改进,污水处理率也将迅速增加.随之而来的污泥产生量也迅速增加.污泥含水量高且不易脱水,处理费用昂贵,欲使污泥处理达到优良的标准,一般要占运行成本的40%以上.经机械脱水后仍有约80%的水分,造成后续处理处置的困难.污泥中含有较多的毒害有机物、重金属、致病微生物等有害物质,若得不到良好的处理,必然会对环境造成严重的二次污染.

活性污泥难于处理的关键因素是其含水量过高.研究污泥的结构与水分的分布特征,开发新的预处理工艺,从而提高污泥脱水率,不但可以解决城市污泥的处理问题,而且具有重大的经济和环境效益.

1 污泥中水分的分类

简单来说,活性污泥中的水分主要可分为自由水(freewater)和束缚水(bound water)两大类.为了更好的理解污泥水解及污泥预处理(混凝、絮凝、热处理等)的机理,通常将污泥中的水分分为4种[1].

1)自由水:与固体颗粒之间无作用力,通过简单重力沉淀可实现固液分离.

2)空隙水:絮体或生物体结构内部空隙中的水.当絮体或生物体结构被破坏时,空隙水可释放出来.

3)表面水:与固体颗粒表面之间通过吸附或黏附结合的水.

4)水合水:与固体颗粒表面通过化学键结合的水.水合水只能通过固体颗粒的热化学破坏而得到释放.

2 污泥中各种水分的测定方法

1)干燥实验法[2]:测定污泥中水分分布的经典方法.这种方法假定水分的蒸发速率依赖于水与固体颗粒表面的结合方式(或在絮体颗粒内部的存在方式).实验得到一条描述蒸发通量与平均水分含量关系的干燥曲线,通过分析这条曲线可得到污泥中各种水分的含量.如图1所示.

图1 经典干燥曲线

图中恒定速率阶段代表自由水蒸发,第一降速阶段代表束缚水的蒸发,第二降速阶段则代表结合力更强的水蒸发速率更加缓慢.Weq为热动力学平衡时仍存在于污泥中的水分(污泥中固有的水分).

2)膨胀测定法[3]:在这种方法中,束缚水被定义为污泥中特定温度下(通常选用-20℃)仍不冻结的水[4],而在该温度下自由水已经冻结.通过测定给定污泥样品的膨胀度(由于自由水凝结成冰)可计算得到自由水的含量,束缚水则为总水分含量和自由水含量的差值.

3)DTA和DSC法:基本原理同膨胀测定法.DTA法测定不同温度下污泥样品与参照样品(热惰性物质,如氧化铝粉末)的温度差异,并绘制曲线,可得到代表污泥样品吸热或放热的峰,通过测定峰面积并结合水的凝固热,可将温度数据转化为水冰转化的热数据,并最终计算得到未冻结水的含量[5].DSC法将污泥样品置于可控制的环境中并改变环境温度,测定样品形态转化(水冰转化)时吸收或释放的热量,直接进行热分析.根据束缚水在特定温度下不冻结的假定,样品中形态转化时所释放的热量与样品中自由水的含量成正比.

4)离心沉淀法:这种方法认为,当污泥样品置于旋转速度为无限大(N→∞)的离心场中时,污泥趋向于一个平衡高度(h∞),该高度仅由干固体和束缚水组成.所有自由水均已由于离心作用脱离污泥,而束缚水不受影响.基于这种假设,单位干固体的束缚水含量 φw可由下式得出:

其中:ρs为干污泥密度,ρsl为湿污泥密度,ρw为水的密度,h0为污泥的初始高度.

以h/h0对1/N做图,可得一直线,由截距可计算出h∞.但是,这种方法对于活性污泥并不适用.因为当转速高时活性污泥表现出明显的非线性.

5)过滤实验法:该法假定污泥经真空抽滤之后仍保留在泥饼中的水分为束缚水.但是,在对泥饼进行干燥实验时发现仍存在恒定蒸发速率阶段,一些学者解释为代表污泥絮体结构内部的空隙水[6].这种解释与干燥实验法存在差异.

6)压榨实验法:这种方法认为污泥经高压(通常为31 MPa左右)压榨后仍保留在泥饼中的水分为束缚水.实验发现,以该法测得的束缚水含量明显高于干燥实验法.一些学者认为压榨去除的自由水中包含了一部分以物理吸附作用与固体颗粒结合的表面水或空隙水[7].

7)吸附等温线:将污泥样品置于温度固定而相对湿度可调控的装置中,在不同的湿度下测定热动力学平衡时污泥样品的质量,并最终测定在105℃下干燥24 h后污泥的质量.从而得到吸附等温线.如图2所示.

图2 经典吸附等温线

图中RHeq为热动力学平衡时的相对湿度;Weq为热动力学平衡时的水分含量.

3 污泥脱水性能的评价指标

1)束缚水

束缚水被定义为污泥中在给定温度下(通常选用-20℃)仍不冻结的水.这种水分与污泥固体颗粒之间存在作用力,不能通过机械脱水工艺得到去除.束缚水的含量可反应污泥的脱水性能.

2)毛细抽吸时间(CST)

毛细抽吸时间可以很好的表征污泥中固体含量和平均比阻.其测定装置如图3所示[8].将装有污泥样品的圆柱形容器置于Whatman-17滤纸的中心,在直径为D1和D2的同心圆上分别放置电极.当水边界到达内部电极①时开始计时,当到达外部电极②时停止.这段时间即为毛细抽吸时间.

图3 CST测定装置示意图

3)过滤比阻(SFR)

过滤比阻可用于描述污泥的脱水性能.过滤方程表述为[9]:

其中:t为过滤时间;V为滤液体积;μ为滤液的动力黏性系数;A为过滤面积;Δp为过滤压力差;c为污泥的干固体质量浓度;α为过滤比阻;Rm为过滤介质的阻抗.

可见在压力一定的条件下过滤时,dt/dV与V呈直线关系,由该直线的斜率可计算出过滤比阻值.比阻值越高污泥月难于脱水.对于可压缩的污泥,比阻值 α也与过滤压力差正相关.

4)Zeta电位(ζ)

Zeta电位(ζ)可表征污泥的表面带电特性.根据经典的DLVO理论,对于表面带负电的胶体,当胶体表面电位提高,范德华力能克服胶体颗粒表面负电荷的斥力时,胶体颗粒脱稳并趋于凝聚.因此,ζ电位可用来预测污泥颗粒的稳定性.

但是,也有研究表明,稳定性仅仅是影响污泥脱水的一个因素,ζ电位高的污泥并不一定具有良好的脱水性能[10].因此,不能单纯从 ζ电位的角度来衡量污泥的脱水性能.

4 影响污泥脱水的因素

1)胞外聚合物(EPS)

胞外聚合物(EPS)对于活性污泥的絮凝、沉淀和脱水极为重要.EPS的存在是活性污泥难于脱水的一个重要原因.EPS在污泥中的量并不固定,环绕细菌细胞形成一层类似于胶囊的保护膜,并高度水合.EPS主要由多聚糖、蛋白质和DNA(得自于死亡细胞的消散)组成,这些物质结合大量水分,产生很好的粘性.同时还有类腐殖酸物质、脂肪以及杂聚物质,如糖蛋白类[11].

活性污泥絮体呈电负性,是生物体(主要是细菌),无机颗粒(硅酸盐、磷酸钙、铁氧化物),胞外聚合物以及多价阳离子相互之间物理化学作用的结果.如图4所示[11].

影响污泥脱水性能的一个重要因素是污泥颗粒的粒径分布.絮凝过程通过将小颗粒聚集起来而改变污泥颗粒的粒径分布,进而影响污泥的脱水性能.胞外聚合物(EPS)具有很强的黏附力,因而对污泥的脱水性产生影响.EPS质量浓度与毛细抽吸时间CST之间的关系如图5所示[12].由图5可见,存在一个最利于污泥脱水的EPS质量浓度.可以通过改变工艺运行参数,如污泥龄、停留时间、温度等,调控污泥中EPS的质量浓度,进而为污泥脱水创造有利的条件.

图4 活性污泥絮体结构示意图

图5 EPS质量浓度与污泥脱水性能之间的关系

2)酸处理的影响

活性污泥由大量的微生物构成,细胞物质(多聚糖、蛋白质、DNA、类腐殖酸物质、脂肪以及杂聚物质)形成的EPS包围在污泥颗粒的表面.酸调理能改变污泥颗粒的表面性质.一些学者发现当pH值小于3时,污泥体积能显著的减少[13].pH值越低,脱水的效率也就越高.并得出结论,对于过滤脱水pH值为2.5时为最佳,再降低pH值已不能进一步提高污泥的脱水性能.

酸处理能提高污泥脱水性能的一个原因是它能使EPS物质脱离活性污泥颗粒的表面,从而使污泥更易于聚集.另一方面,EPS物质将大量的水包裹在污泥之中,酸处理使EPS脱离污泥表面后,也能降低脱水后污泥的水含量.pH值越低,从活性污泥表面释放出来的物质就越多,污泥聚体也就能结合得更加紧密,从而机械过滤脱水效率也就越高.但当pH值小于2.5时,大量的EPS物质释放到水中,将引起过滤介质的堵塞.脱水效率受到限制.而离心脱水不存在这种问题.

3)阳离子絮凝的影响

阐述阳离子在生物絮凝中的作用的理论主要有DLVO理论,藻酸盐理论(Alginate Theory)和双价阳离子架桥理论(Divalent Cation Bridging Theory)[14].

阳离子能影响污泥的沉淀和脱水性能.二价阳离子(Ca2+,Mg2+)能在EPS带负电的官能团之间进行架桥,从而使污泥颗粒聚合并促进生物絮凝.研究发现Fe3+比Ca2+更能促进污泥的沉淀和脱水,这是因为Fe3+的价态更高、极性更强,同时水合度较小,因而能与EPS结合的更为牢固.聚合高分子电解质是另一种有效的絮凝物质,通过架桥形成网状结构并将固体颗粒吸附在上面,从而絮凝污泥.

向污泥中投加聚合物可以增大絮体颗粒的尺寸,并使絮体变得更加致密.但是,最佳的脱水效果并不一定是在污泥颗粒最为致密时发生.一些学者研究发现焦炭和少量聚合电解质联合使用比聚合电解质单独使用时,脱水后的泥饼中固体含量更高[15].

当化学调理剂(金属盐混凝剂或聚合混凝剂)投入到污泥中后,污泥中的自由水含量得到增加[4].当投加过量时,束缚水的的含量将会增加.可能是由于水分吸附到混凝剂聚合体上的原因.

4)超声波预处理的影响

事实上,超声波能在污泥中产生一种类似于海绵的效应,这种效应有利于水分通过污泥颗粒自身的或由波传播导致的渠道进行迁移.其他的超声波效应,如局部高温高压,界面不稳定,搅拌,气穴等,均有利于污泥的固液分离[16].

超声波预处理通过迅速改变污泥结构,可使污泥脱水性大大提高,污泥量大幅度减少.活性污泥颗粒具有良好的保水性,这是其难以脱水的一个重要原因.研究发现[17],超声波可以破坏污泥颗粒的强度结构,使其内部包含的水排出,从而使污泥脱水性能得到提高.但是,存着一个超声波强度的临界值,当超过此值时,多孔的污泥絮体结构被破坏,成为小尺寸的密实颗粒.小颗粒具有巨大的表面积,能吸附大量自由水,从而降低了污泥的脱水性,甚至比未经超声波处理的原污泥更难脱水.污泥经0.11W/m L的超声波预处理60 min后,毛细抽吸时间CST仅由197 s升至218 s,过滤性能稍有下降.而经0.33W/mL的超声波预处理60 min后,CST显著升高,达到490 s,过滤性能明显恶化[10].超声波的作用强度和作用时间对污泥的脱水性能产生显著的影响.

5)热预处理的影响[18]

以150℃以上的温度对污泥进行热处理,各种污泥的脱水性能均有所提高.但温度达到180℃以上时,则效果更为显著.但是,当温度过高时污泥中难控制有机物质量浓度将会增加.约1/3的这些有机物质很难处理.

一些学者认为对污泥进行低温热处理也可以提高污泥的脱水性,并认为175℃是污泥消化前热处理的上限温度,当超过此温度时,由于抑制性有机物的形成,污泥的消化性能将受到影响.175℃热预处理对消化过程最为有利,能提高60%～70%的甲烷产量.同时,各种污泥经该温度的热处理后均能取得更好的脱水性能[19].

热-化学预处理对污泥的脱水性,COD溶解性,脱水后的泥饼含固率等多个指标均能产生影响,表1汇总了一些热-化学预处理方法的处理效果.可见,热-化学预处理不仅能提高污泥的脱水性能,也能产生对好氧消化和厌氧消化有利的影响.当然,应当根据后续污泥处理工艺的不同而具体选择热-化学预处理方法,并根据实际情况确定热-化学预处理的最佳工况.

表1 一些热-化学预处理方法的处理效果汇总

5 结 语

污泥脱水是对污泥进行有效处理处置和综合利用的关键步骤.本文详细介绍了关于活性污泥脱水的基础知识.首先介绍了污泥中水分的分类及其测定方法;接下来,总结了常用的污泥脱水性能评价指标,并讨论了各种影响污泥脱水的因素及作用机理.为开发新型高效的污泥脱水预处理工艺及组合工艺提供了基础资料.

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