典型表面活性剂对污泥脱水性能的影响研究

吴姁，张学伟，秦燚鹤，李松，岳朴，何绪文

(中国矿业大学(北京)，北京 100083)

焦化废水经过生化处理后，产生富含大量有机物、重金属、病原类微生物的剩余污泥，这些污泥的处置面临着巨大的环境问题，因此研究焦化污泥减量化具有很强的实践意义[1-2]。在污泥脱水之前进行化学调理，可以在提高污泥压缩性和脱水性的同时，降低后续处理成本[3-6]。

胞外聚合物(EPS)占污泥质量的50%～90%，EPS的组分中含有亲水性阴离子官能团[7-9]。而表面活性剂具有亲水亲油能力，可以吸附在污泥颗粒表面，破坏EPS，改变固体颗粒表面特性，提高污泥的脱水性能[10]。

本文拟研究典型离子型表面活性剂对焦化污泥脱水性能的影响，为此选择CTAB和SDBS分别作为代表性阳离子和阴离子表面活性剂。

1 实验部分

1.1 材料与仪器

污泥，取自于内蒙古乌海市某焦化污水处理厂浓缩池，其主要性质见表1；CTAB、SDBS均为分析纯。

表1 污泥的基本性质Table 1 Basic properties of sludge

HD2010W电动搅拌器；DHG-9030电热鼓风干燥箱；ME204E电子天平；哈希2100Q浊度仪；SF-TTGL-20A 型离心机；DV3T流变仪；污泥比阻实验装置由抽滤装置与真空泵相连组成，自组装。

1.2 污泥调理

200 mL污泥中加入药剂，以400 r/min搅拌 1 min，100 r/min搅拌5 min，使之充分反应，静置 10 min。分别取2个50 mL污泥样品测定污泥比阻(SRF)和滤饼含水率(WC)，另取2个50 mL样品测污泥含水率(WL)。实验重复3遍。

1.3 指标测定

1.3.1SRF采用污泥比阻实验装置(见图1)进行测定。

比阻测定装置的布氏漏斗中提前铺有烘干的定性滤纸。取50 mL污泥倒入布氏漏斗中，以 0.06 MPa 定压抽滤，以10 s的间隔记录不同抽滤时间的滤液体积(V)，直至滤饼破裂[11-13]。按式(1)计算污泥比阻。

(1)

式中r——污泥比阻，s2/g；

P——过滤压力，g/cm2；

μ——滤液黏度，g/cm·s；

b——t/V值与V值呈直线关系的斜率，s/cm6；

F——布氏漏斗的内底面积，cm2；

ω——单位体积滤液中滤饼固体的重量，g/cm3。

采用以下公式计算：

(2)

式中Ci——泥饼初始含水率，%；

Cf——泥饼最终含水率，%。

1.3.2WC抽滤滤饼破裂后停止抽滤，取下漏斗内的污泥滤饼，放入105 ℃烘箱中烘至恒重。

(3)

式中S1——离心完后污泥重量，g；

S2——在105 ℃下烘干至恒重的滤饼重量，g。

1.3.3WL调理完的污泥在8 000 r/min的速度下离心20 min，污泥用烘箱在105 ℃下烘至恒重，计算污泥含水率[6]。

1.3.4 上清液化学需氧量(ΔCOD) 根据国标法《HJ 828—2017》对离心后的上清液进行化学需氧量测定。

1.3.5 浊度 取离心完的上清液测定浊度。

1.3.6 表观黏度 取调理完的污泥，采用流变仪，剪切速率为200 s-1，每5 s记录1次黏度。

1.3.7 比表面积和吸附孔径 离心后的泥饼烘干后进行比表面积和吸附孔径的测定。

1.3.8 SEM分析 将原污泥和调理后的污泥烘干后进行SEM分析。

2 结果与讨论

2.1 表面活性剂对污泥脱水性能的影响

2.1.1 表面活性剂对SRF与WC的影响SRF表示污泥过滤的难易，WC表示污泥过滤的效能[6]。两种表面活性剂投加量对WC和SRF的影响见图2和图3。

图2 SDBS投加量对SRF和WC的影响Fig.2 Effect of SDBS dosage on SRF and WC

图3 CTAB投加量对SRF和WC的影响Fig.3 Effect of CTAB dosage on SRF and WC

由图可知，SRF和WC开始均呈现下降趋势，添加SDBS后，SRF由不加表面活性剂的1.04×1011s2/g 降低到3.57×1010s2/g，WC从83.97%降至79.80%；添加CTAB后，SRF降低到2.76×1010s2/g，WC降至77.91%。SRF和WC的下降主要因为表面活性剂破坏了污泥絮体结构，导致污泥絮体内部的间隙水和污泥内部的结合水被释放出来，从而提高了污泥脱水性[14-15]。

由图2可知，当SDBS用量>600 mg/L时，SRF曲线趋于平缓，含水率曲线略微上升，这可能因为过量的SDBS会将部分游离水重新吸附包裹在污泥絮体中，导致其脱水性能变差；由图3可知，当CTAB投加量>300 mg/L时，污泥比阻SRF持续增大，含水率持续上升，这可能因为过量的CTAB使污泥颗粒带上正电荷，胶体颗粒因为带有正电荷，导致分散稳定，所以污泥脱水困难[16]。

2.1.2 表面活性剂对WL的影响 图4是两种药剂不同加药量调理后的WL变化情况。

图4 药剂投加量对WL的影响Fig.4 Effect of dosage on WL

由图4可知，经600 mg/L的SDBS调理后的污泥，WL由90.42%降至到88.09%，WC能降至79.80%；而经300 mg/L的CTAB调理后的污泥，WL降至86.16%，WC降至77.91%。这表明真空过滤比离心脱水更有效，这可能是由于真空过滤过程中污泥饼的压缩性高于常规离心所导致的[17-18]。

2.1.3 表面活性剂对污泥表观黏度的影响 一般来说表观黏度越大，污泥脱水性能越差[19]。从流体力学角度看，污泥脱水性能是其流变性能的反映。污泥的EPS和相对稳定的胶状网络结构是影响其表观黏度的主要原因。加入表面活性剂后，可以破坏EPS，菌胶团离子沿流动方向排列，流动阻力减小，表观黏度降低。而当表面活性剂加入过多时，菌胶团流变性被彻底破坏，表面黏度升高，脱水性能变差[19-21]。不同调理后污泥表观黏度随时间的变化见图5。

图5 污泥表观粘度Fig.5 Apparent viscosity of sludge

由图5可知，经过300 mg/L的CTAB调理后，污泥的表面黏度在600 s时达到极限黏度5 mPa·s；经过600 mg/L的SDBS调理后，黏度在600 s时达到10 mPa·s；原泥在600 s时达到25 mPa·s。说明300 mg/L的CTAB调理的污泥脱水性能好于经过600 mg/L的SDBS调理后的污泥。

2.2 表面活性剂对上清液浊度和ΔCOD影响

表面活性剂调理污泥所释放EPS的量，用ΔCOD表示。由于添加表面活性剂有助于COD，因此使用COD(污泥中添加表面活性剂调理)和SDBS(超纯水中单独添加表面活性剂调理)之间的差异计算ΔCOD，结果见表2。

ΔCOD=COD-CODSDBS(CODCTAB)

(4)

由表2可知，当SDBS的添加量为600 mg/L时，上清液ΔCOD由174 mg/L增加到218 mg/L，而添加相同剂量的CTAB释放的EPS(290 mg/L)更多，可能因为CTAB不仅具有较低的CMC(临界胶束浓度0.85)[6，11]，还具有较高的表面活性和表面电荷密度，因此，CTAB与絮体发生的相互作用更强烈，从而释放出更多的EPS[6]。但是当EPS溶出过多时，过量的EPS将细胞与污泥絮体界面水和结合水紧密结合，从而影响污泥的脱水性能[22]。有研究表明，从污泥中去除过量的EPS后，脱水性能得到改善[23]。

添加表面活性剂可以将胞外聚合物包裹的颗粒释放出来，分散粒子浓度可以通过测定上清液浓度来衡量。由表2可知，药剂投加量增大时，浊度增大，药剂过量时，分散粒子又重新形成絮凝作用，所以浊度减小[24]。

2.3 表面活性剂对过滤速度的影响

图6是抽滤污泥1 min滤液量随药剂投加量变化的关系。

由图6可知，一定量的表面活性剂可以增大污泥的过滤速度，调理后的污泥过滤速率明显比原污泥快。但是随着调理剂的加入增大，调理完的污泥和原泥之间的差距不断增大，当SDBS加药量>600 mg/L，CTAB加药量>300 mg/L，滤液量减少，这可能是因为污泥比阻增大，导致脱水困难，过滤速度减慢。

图6 药剂投加量对过滤速度的影响Fig.6 Effect of dosage on filtration speed

2.4 表面活性剂对粒度和比表面积的影响

污泥絮体是因为EPS这种大分子物质联合重金属发挥架桥作用从而连接污泥初级颗粒、微生物细菌和胶体粒子所形成的，所以在一定程度上，污泥的脱水性能受到胞外聚合物影响[25-26]。由表3可知，调理前后污泥粒径变化范围不是很大，调理前后粒径范围变化趋势是递减的，这是因为经过调理，EPS脱落于水中，从而导致原来由于EPS的架桥作用而包裹在一起的很多初级小颗粒和细菌等溶入水中，上清液中ΔCOD增高，污泥粒径在此过程中由于絮凝作用的减弱而减小[24，27]。

由表3可知，300 mg/L的CTAB调理后，泥的三种结构性能(粒径、比表面积和吸附孔径)均显著下降，说明调理后的污泥饼具有较低的多孔结构和较强的压实度[6]。

表3 最优情况下表面活性剂调理前后泥饼的结构特性Table 3 Structural characteristics of mud cake before and after surfactant conditioning

2.5 SEM分析

调理前后污泥的微观形貌及堆积松散程度见 图7～图9。

图7 原污泥扫描电镜图Fig.7 SEM of raw sludge

图8 600 mg/L SDBS调理后扫描电镜图Fig.8 SEM of 600 mg/L SDBS after conditioning

图9 300 mg/L CTAB调理后扫描电镜图Fig.9 SEM of 300 mg/L CTAB after conditioning

由图7可知，未调理的污泥结构紧密，所形成的过滤通道很少，因此水很难从污泥中脱离出来，从而导致SRF过大，过滤速度很慢，泥饼含水率较高。由图8可知，经过600 mg/L的SDBS调理后，污泥絮体变大，表面呈分散状态，泥饼孔隙率增大，有利于污泥脱水。由图9可知，经过300 mg/L的CTAB调理后，污泥絮体被破坏的更厉害，污泥絮体中更多的束缚水被释放出来。

3 结论

(1)使用SDBS和CTAB调理污泥，污泥脱水性能均得到明显的改善；且CTAB效果明显优于SDBS。

(2)CTAB浓度为300 mg/L时，污泥的脱水性能最好，过滤速率快，WC从83.97%降至79.80%，离心滤饼含水率降至88.09%，SRF由1.04×1011s2/g 降低至2.76×1010s2/g。

(3)表面活性剂投加量越大，EPS溶出越多，上清液ΔCOD越高，表面活性剂投加量在一定范围内，减少了污泥颗粒间的间隙水，所以脱水污泥的含水率降低。

(4)经过CTAB调理后，污泥这三种结构性能(粒径、比表面积和吸附孔径)均显著下降，说明调理后的污泥饼具有较低的多孔结构和较强的压实度。

(5)CTAB和SDBS调理后的污泥比原污泥絮体体积变大，且CTAB调理后的污泥更加松散。