酸洗废液对污泥脱水性能的影响

孙根行， 刘 沛， 符 丹， 王丽芳

(陕西科技大学 环境科学与工程学院， 陕西 西安 710021)

酸洗废液对污泥脱水性能的影响

孙根行， 刘 沛， 符 丹， 王丽芳

(陕西科技大学 环境科学与工程学院， 陕西 西安 710021)

将污泥比阻(SRF)、毛细吸水时间(CST)作为污泥脱水性能的主要评价指标，结合污泥沉降性能的变化，在单一药剂阳离子聚丙烯酰胺(CPAM)、酸洗废液(WPL)、FeCl3、PAC对污泥调理的基础上，以FeCl3、PAC和CPAM对污泥的联合调理为对照，研究了WPL和CPAM联合调理时投加量、投加方式等因素对污泥脱水效果的影响.实验结果表明：单独投加WPL时(按Fe2+质量计)，最佳投加量为7 g/L，污泥比阻为2.86×1012m/kg，毛细吸水时间为10.6 s，与原污泥相比分别降低了79.8%、75%；WPL联合CPAM调理后污泥脱水效果优于WPL单独进行调理.当WPL、CPAM的加药量分别为1.1 g/L、60 mg/L，投加方式为先加WPL再加CPAM时，污泥比阻为1.7×1012m/kg，毛细吸水时间为6.7 s，分别降低了88%、84.2%，污泥沉降性能得到明显改善.

酸洗废液； 城市污泥； 聚丙烯酰胺； 污泥比阻

0 引言

酸洗工艺在钢材加工、金属制品业等许多工业部门都被广泛应用，在生产过程中为了清除钢材表面的氧化铁皮，需使用盐酸进行酸洗，酸洗过程中会产生大量的盐酸酸洗废液，废液中一般富含丰富的废酸[1]，氯化亚铁的质量分数约为10%～20%.针对钢铁酸洗废液酸度大、具有强烈的腐蚀性等特征，国内外已将钢铁酸洗废液列入《国家危险废物名录》中[2].如果酸洗废液处置不当，不仅严重污染环境，而且造成极大的浪费.在污水的处理过程中，每天都会产生大量污泥，污泥含水率高(可高达99%以上)、含有有害物质等特点使其很易造成环境污染.污水处理厂的全部建设费用中，用于处理污泥的费用就占了相当大的比重，甚至达到了过半以上.所以，污泥处理必须要充分重视.

目前虽然已有许多关于酸洗废液和污泥脱水方面的处理方法，如酸洗废液的中和、焙烧、制备回收等[3，4]方法，污泥脱水中无机、有机等各种絮凝剂[5]的使用，但将酸洗废液直接应用于污泥脱水处理的研究却很少见.本文基于“以废治废”的污染治理理念，将酸洗废液作为调理药剂，直接作用于污泥的脱水，并考察了不同影响因素对污泥的调理效果，确定了合适的调理方案，为进一步研究提供了数据.

1 实验部分

1.1 样品、药剂及仪器设备

(1)酸洗废液WPL：西北某钢铁钢绳厂经与铁屑充分反应过滤后得到的墨绿色酸洗废液，w(Fe2+)=12%～14%，w(Cl-)=15%～16%，ρ=1.32 g/cm3，药剂投加量按Fe2+质量计.

(2)污泥样品：西安某城市污水处理厂二沉池剩余污泥，浓缩后供试验用，w(H2O)= 98.5%，w(有机质)=66.2%，污泥比阻SRF=14.15×1012m/kg，毛细吸水时间CST=42.4 s.

(3)试剂和仪器：阳离子聚丙烯酰胺CPAM(工业级)，白色粉末；质量分数5%的FeCl3(分析纯)；质量分数5%的PAC(分析纯)；污泥比阻测定装置，毛细吸水时间测定装置，电子扫描显微镜(FEI Q45).

1.2 实验方法

(1)比阻测定方法[6]：利用真空抽滤装置,试验真空度控制为0.05 MPa.在布氏漏斗中倒入加药污泥，自由过滤2 min，抽滤 20 min.

(2)毛细吸水时间测定方法[7]：污泥的毛细吸水时间(Capillary Suction Time，CST)是指污泥中的毛细水在滤纸上渗透1 cm所需的时间，单位为s.可以通过测定CST评价污泥的滤水性能，CST测试装置选用直径为1cm的漏斗，CST越小则污泥的滤水性能越好.

(3)沉降性能测定[8]：在200 mL处理污泥中投加一定量的药剂并搅拌均匀，倒入量筒中静置，记录不同时间下的污泥体积.

1.3 分析检测

污泥含水率、有机质含量的测定按照相关文献所示方法[9]，酸洗废液铁离子、氯离子的测定分别按照相关文献所示方法[10].

2 结果与讨论

2.1 单一药剂对污泥的调理

2.1.1 单一药剂调理对污泥比阻的影响

污泥比阻SRF和毛细吸水时间CST是常见的表征污泥过滤和脱水性能的参数，SRF和CST越小，污泥过滤和脱水性能就越好[11].本实验以SRF和CST作为主要考察指标，对比分析了不同药剂对污泥的作用效果.

在污泥中分别加入不同剂量的CPAM、WPL、FeCl3和PAC，多次试验后确定了各自的最佳投加量，测定的比阻结果如图1所示.

由图1可知，加入调理药剂后可明显改善污泥的脱水性能，CPAM的SRF随药剂投加量的增加呈先减小后增大的趋势，在药剂量为70 mg/L时SRF达到最小，为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，药剂投加达到一定程度后，曲线逐渐趋于平缓.当WPL、FeCl3和PAC的投加量分别在7 g/L、3.5 g/L、6 g/L时SRF达到最低，此时污泥SRF由原泥的14.15×1012m/kg分别降为2.86×1012m/kg、2.78×1012m/kg、2.91×1012m/kg，分别降低79.8%、80.35%、79.43%.

图1 单一药剂对污泥比阻的影响

2.1.2 单一药剂调理对污泥毛细吸水时间的影响

将CPAM、WPL、FeCl3和PAC加入污泥中，测定各种药剂投加量变化对污泥毛细吸水时间的影响，结果如图2所示.由图2可知，投加药剂CPAM、WPL、FeCl3和PAC后污泥CST的曲线变化趋势与污泥SRF的变化趋势有一定的相似性.CPAM的CST曲线变化呈抛物线趋势，在CST最低点时CPAM的加药量为70 mg/L，CST为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的剂量少于7 g/L、3.5 g/L、6 g/L时，污泥CST呈快速下降趋势，之后逐渐平稳，投加7 g/L WPL、3.5 g/L FeCl3和6 g/L PAC对应的CST分别为10.6 s、9.5 s、10.9 s，分别降低了75%、77.6%、74.3%，此时为各自的最佳投加量.

图2 单一药剂对污泥毛细吸水时间的影响

CPAM属于阳离子型有机高分子絮凝剂，在污泥中投加药剂CPAM后，随着CPAM投加量的不断增加，对污泥胶体粒子的电中和、吸附架桥作用不断加大，污泥絮体也在不断增大，呈团状且上清液清澈，过滤速度逐渐变快，在CPAM的投加量达到70 mg/L时，有较好的絮凝效果，脱水效果最好，当CPAM投加量大于70 mg/L时，可能由于溶液中药剂的浓度过高，同种电荷发生排斥，同时颗粒表面高分子过多导致架桥作用也受到了抑制[12]，污泥脱水性能受到影响，调理效果逐渐变差.污泥中投加一定量的WPL、FeCl3和PAC后，形成细小絮体，产生的Fe2+、Fe3+和Al3+会与污泥颗粒进行电中和反应，使胶体微粒间的吸引力增强[13]，并压缩双电层促进絮体形成，同时，在污泥调理过程中WPL中一部分Fe2+经氧化会生成Fe3+，从而增强WPL絮凝作用.

结合图1、图2可知，CPAM、WPL、FeCl3和PAC单独调理污泥时，最佳投加量分别为70 mg/L、7 g/L、3.5 g/L和6 g/L，分别对应SRF为3.14×1012m/kg、2.86×1012m/kg、2.78×1012m/kg和2.91×1012m/kg，CST为11.3 s、10.6 s、9.5 s、10.9 s.

2.2 联合调理对污泥的脱水性能的影响

污泥的联合调理方法：先使CPAM的药剂投加量为70 mg/L不变，改变WPL、FeCl3和PAC的投加量，根据SRF和CST选出各自最佳投加量；再使WPL、FeCl3和PAC的药剂投加量为其最佳投加量，改变CPAM的药剂量，最终确定WPL、FeCl3和PAC与CPAM联合调理时的最适方案，并通过正交试验验证.

2.2.1 恒量CPAM与变量药剂对污泥的联合调理

在CPAM投加量确定的情况下 (CPAM投加量70 mg/L)，不同投加量的WPL、FeCl3和PAC对污泥的联合调理效果如图3、4所示.

图3 恒量CPAM与变量药剂对污泥SRF的联合调理

由图3可知，随着WPL、FeCl3和PAC投加量的增加，污泥比阻SRF呈先下降后上升的趋势.当WPL的投加量为1.1 g/L时，其SRF降至最低2.06×1012m/kg，FeCl3的投加量为1.5 g/L时，SRF降至最低1.94×1012m/kg，PAC的投加量为1 g/L时，其SRF降至最低2.12×1012m/kg，相比原泥分别降低了85.4%、86.3%、85.01%.

图4 恒量CPAM与变量药剂对污泥CST的联合调理

由图4可知，在CPAM为70 mg/L时，WPL、FeCl3和PAC的投加量对污泥CST的影响也在不断变化.在WPL、FeCl3和PAC分别为1.1 g/L、1.5 g/L、1 g/L，污泥的CST值达到最小，为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确定的WPL、FeCl3和PAC最佳投加量与污泥SRF确定的一致.

无机絮凝剂与有机絮凝剂联合调理时，其调理效果比单一絮凝剂的调理效果好.主要是因为相比单一絮凝剂的调理，联合调理时药剂对污泥既有带不同电荷颗粒的电中和作用，又有高分子有机絮凝剂CPAM对污泥的吸附、架桥作用，在两种絮凝剂的共同作用下进一步提高了污泥的脱水性能，达到更好的调理效果.

综上可确定，当CPAM投加量固定为70 mg/L时，WPL、FeCl3和PAC的最佳投加量分别为1.1 g/L、1.5 g/L、1 g/L.

2.2.2 恒量药剂与变量CPAM对污泥的联合调理

当WPL、FeCl3和PAC的加药量为各自最佳加药量1.1 g/L、1.5 g/L、1 g/L不变时，CPAM的投加量改变对污泥的SRF和CST的影响如图5、6所示.

由图5可知，WPL、FeCl3和PAC的SRF值随CPAM投加量的增大在不断变化，曲线整体表现为先减小后增大.FeCl3和PAC在CPAM投加量为50 mg/L、60 mg/L时，SRF达到最小值1.6×1012m/kg、1.79×1012m/kg，降低了88.7%、87.3%.WPL的曲线也是先减后增，虽然在CPAM为50 mg/L时变化稍有减缓，但CPAM取60 mg/L，SRF值最小为1.7×1012m/kg，降低了88%.

图5 恒量药剂与变量CPAM对污泥SRF的联合调理

图6 恒量药剂与变量CPAM对污泥CST的联合调理

由图6可知，随着CPAM投加量的增大，WPL、FeCl3和PAC的污泥CST也在不断改变，总体呈先减后增的趋势.投加60 mg/L、50 mg/L、60 mg/L的CPAM时，WPL、FeCl3和PAC对应的污泥CST值最小，分别为6.7 s、6.5 s、6.9 s，相比原泥降低了84.2%、84.7%、83.7%.

综上所述，WPL、FeCl3、PAC与CPAM联合调理污泥时，WPL的投加量为1.1 g/L、CPAM为60 mg/L，加药方式是先加WPL再加CPAM，污泥最小SRF为1.7×1012m/kg，最小CST为6.7 s；FeCl3投加1.5 g/L、CPAM为60 mg/L，先加FeCl3再加CPAM，可得到最小SRF1.6×1012m/kg，最小CST为6.5 s；PAC投加量为1 g/L、CPAM为60 mg/L，加药方式是先加PAC再加CPAM，污泥最小SRF为1.79×1012m/kg，最小CST为6.9 s.

在污泥联合调理过程中，依照先加无机絮凝剂再加有机絮凝剂的药剂投加顺序可以取到更好的调理效果.主要是因为先加入无机絮凝剂WPL、FeCl3、PAC后，溶液中的Fe2+、Fe3+、Al3+等水解离子会吸附在污泥中带负电的粒子表面，发生电中和，使胶体脱稳并形成絮体，再加入高分子絮凝剂CPAM后可使污泥中已凝聚絮体通过吸附架桥等作用形成更大絮体，水分更易从孔隙中流失，絮体沉降过程中也会卷扫其它胶体颗粒共同沉降，从而脱水效果更好.

2.3 正交试验

以WPL与CPAM的联合调理为例，将污泥比阻作为进行正交验证的主要指标，在众多影响因素中选取WPL投加量、CPAM投加量、投加方式作为WPL和CPAM联合调理污泥的主要因素，进行正交试验，优化各因素水平.表1为正交试验因素水平表.

表1 正交试验因素及水平

根据表1所示的影响因素及各因素的水平，选用L9(33)正交表安排试验，试验结果如表2所示.

表2 正交试验安排及结果

各因素对污泥脱水性能影响程度的大小可以通过极差来看，极差大则影响大，反之影响就小.由表2中极差R的大小可知污泥脱水性能的影响因素由主到次分别为：投加方式>CPAM投加量>WPL投加量，且正交试验中最佳水平组合(由水平效应值最小时对应的各因素的状态得到)与实验中分析获得的最佳组合一致[14].

因此通过正交试验可以确定：WPL投加1.1 g/L，CPAM投加60 mg/L，投加方式为先加WPL再加CPAM时，污泥有最小比阻1.7×1012m/kg.

2.4 污泥沉降性能比较

污泥在没有经过药剂调理时，沉降性能是极差的.单独投加WPL、FeCl3、PAC后絮体比较细小，上清液很少.在污泥沉降性能实验中，不同调理剂的加药量均为污泥脱水性能测定后得到的最佳加药量，即CPAM投加70 mg/L、WPL 1.1 g/L与CPAM 60 mg/L的联合调理、FeCl3投加1.5 g/L和CPAM 50 mg/L以及PAC1 g/L+CPAM 60 mg/L，分别处理200 mL泥样，充分搅拌，混合均匀[15].污泥的体积随时间的变化如图7所示.

图7 调理药剂对污泥沉降的影响

从图7可知，污泥的沉降性能在投加药剂后得到了明显的改善，有上清液出现，形成的絮体大且絮体成团.沉降30 min之后污泥变化已趋于稳定，甚至不再变化，60 min之后污泥沉降变化已很微弱，基本观察不到，可以视其为不变.从污泥最终沉降的结果来看，经联合调理后污泥的沉降效果比只投加CPAM时的效果好，可能是由于经药剂联合调理后，絮体间的结合更加紧密，更易沉降.

2.5 投加药剂前后污泥微观结构的影响

经不同药剂最佳投加量调理前后污泥的扫描电镜图如图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后图8 不同药剂投加前后污泥800倍扫描电镜图

由图8可知，未经调理的污泥孔隙较大，结构疏散；在CPAM投加后污泥形成较大絮团，架构疏松；联合调理后的污泥比只经CPAM调理的污泥凝结的絮团更加致密，主要可能是由于先加小分子量药剂后再加大分子量CPAM的加药方式，使污泥中的胶体先脱稳，再进一步形成大的絮体并且固液分离[15]，过滤脱水能力更好，效果更优.

3 结论

经不同药剂调理后，污泥的脱水性能有了不同程度的提高，尤其联合调理时，调理效果更好.随着酸洗废液WPL投加量的增加，污泥比阻SRF和毛细吸水时间CST都得到显著降低，调理效果明显，污泥脱水性能也得到显著改善.

在污泥中单独投加酸洗废液WPL，最佳投加量为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，分别降低了79.8%、75%，脱水性能得到明显提高.WPL与CPAM联合调理时，WPL投加1.1 g/L，CPAM投加60 mg/L，加药方式为先加WPL再加CPAM，SRF为1.7×1012m/kg，CST为6.7 s，分别降低了88%、84.2%，与单独调理相比，污泥脱水性能得到进一步提高，沉降性能得到明显改善，调理效果更佳.

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【责任编辑：蒋亚儒】

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 基金项目：陕西省科技厅社会发展科技攻关计划项目(2013K13-01-07)； 温州市水体污染控制与治理科技创新项目(2016W0011)； 陕西明德环保科技有限公司2016年专项项目(MDHB-20161001)

孙根行(1963-)，男，陕西咸阳人,教授，博士，研究方向:水处理药剂、轻工业污染治理

1000-5811(2017)02-0034-06

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