过硫酸钾-PAM-硅藻土改善污泥的脱水性能研究
1.
2.
Improving of sludge dewatering performance with potassium persulfate-PAM-diatomite
1.
2.
收稿日期: 2023-03-12
基金资助: |
|
Received: 2023-03-12
作者简介 About authors
刘浩(1977—),博士,研究员E-mail:
刘强,博士,副教授E-mail:
关键词:
Keywords:
本文引用格式
刘浩, 丁照杰, 刘强, 赵准.
LIU Hao.
笔者以污泥比阻(SRF)作为评价污泥脱水性能的指标,研究过硫酸钾、PAM、硅藻土联合调理对污泥脱水性能的影响,采用响应曲面优化法(RSM)确定各因素最佳用量,并通过多种分析手段探究联合调理的作用机理。
1 材料与方法
1.1 材料与仪器
试剂:过硫酸钾、考马斯亮蓝(G-250)、氯化钠、浓硫酸、牛血清蛋白(BSA)、无水葡萄糖、苯酚、聚丙烯酰胺(PAM)、硅藻土。污泥取自青岛李村河污水处理厂四期项目工程二沉池,置于聚丙烯塑料密封桶中运输至实验室,4 ℃下密封保存。污泥含水率在97%~98%,pH为6.7~7.0,CST在44~47 s,SRF为(1.56~1.6)×1013 m/kg。
仪器:污泥比阻(SRF)实验装置;DHG-9053A电热鼓风干燥箱,上海一恒科学仪器有限公司;LC-EC-200SH污泥搅拌机,力辰科技;F-4600荧光分光光度计、UH4150紫外可见近红外分光光度计,日本Hitachi; ZEN1690纳米粒度分析仪,马尔文帕纳科;TDL-5M低速冷冻离心机。
1.2 实验方法
1.2.1 单一药剂调理实验
将100 mL污泥加入200 mL烧杯中,分别控制K2S2O8、PAM、硅藻土的用量,抽滤,测定污泥比阻,探究单一药剂调理对污泥SRF的影响,确定药剂用量的最优区间。
1.2.2 联合药剂调理实验
将100 mL污泥加入200 mL烧杯中,温度在22~25 ℃,向污泥中添加PAM,200 r/min下搅拌5 min,再添加过硫酸钾溶液,200 r/min下搅拌5 min,最后添加硅藻土,200 r/min下搅拌5 min,抽滤,测定污泥比阻。
联合药剂实验按响应曲面法进行,根据单一药剂用量的最优区间,获得系统生成的17组多因素组合实验方案并进行实验。将实验结果输入系统,通过模拟方程、RSM求解确定过硫酸钾、PAM和硅藻土的最优用量。
1.2.3 验证实验
根据RSM法确定的过硫酸钾、PAM和硅藻土最优用量进行验证实验,测定污泥比阻,对比系统计算的结果。
1.3 分析方法
采用布氏抽滤法测定污泥SRF;采用考马斯亮蓝法和硫酸-蒽酮法测定污泥EPS中的多糖和蛋白质含量;采用荧光分光光度法分析污泥三维荧光光谱;采用纳米粒度分析仪测定污泥粒径;采用超高分辨场发射扫描电镜分析污泥絮体形态。
2 结果与讨论
2.1 单一药剂调理对污泥脱水性能的影响
将100 mL污泥加入200 mL烧杯中,分别单独添加不同用量的K2S2O8、PAM、硅藻土〔以下均以单位质量绝干污泥(DS)计〕,温度为22~25 ℃,在200 r/min下搅拌5 min,抽滤,测定污泥比阻,探究单一药剂调理对污泥SRF的影响规律,结果如图1所示。
图1
由图1可见,K2S2O8用量在0~120 kg/t时,SRF随K2S2O8用量的增加呈降低趋势,但用量继续增加后SRF反而呈上升趋势。同样,PAM和硅藻土用量在一定范围内SRF呈下降趋势,继续增加用量SRF呈上升趋势。结合SRF变化趋势,同时考虑经济因素,可得到单一药品用量最佳范围:K2S2O8 40~80 kg/t,PAM 3~5 kg/t,硅藻土100~200 kg/t。
2.2 响应面优化实验
2.2.1 实验方案设计及结果
表1 自变量的实际值与编码值对应关系
Table 1
自变量 | 编码水平 | |
---|---|---|
最低 | 最高 | |
-1 | 1 | |
硅藻土用量(A)/(kg·t-1) | 100 | 200 |
K2S2O8用量(B)/(kg·t-1) | 40 | 80 |
PAM用量(C)/(kg·t-1) | 3 | 5 |
表2 BBD实验设计及结果
Table 2
序号 | A | B | C | SRF/(1012 m·kg-1) |
---|---|---|---|---|
1 | 100 | 40 | 4 | 7.18 |
2 | 200 | 40 | 4 | 7.13 |
3 | 100 | 80 | 4 | 7 |
4 | 200 | 80 | 4 | 6.99 |
5 | 100 | 60 | 3 | 9.06 |
6 | 200 | 60 | 3 | 9 |
7 | 100 | 60 | 5 | 7.12 |
8 | 200 | 60 | 5 | 7 |
9 | 150 | 40 | 3 | 9.08 |
10 | 150 | 80 | 3 | 9.12 |
11 | 150 | 40 | 5 | 7.11 |
12 | 150 | 80 | 5 | 7.1 |
13 | 150 | 60 | 4 | 4.95 |
14 | 150 | 60 | 4 | 5 |
15 | 150 | 60 | 4 | 4.98 |
16 | 150 | 60 | 4 | 4.9 |
17 | 150 | 60 | 4 | 4.9 |
由BBD模型计算出3种药剂的最优用量:过硫酸钾用量为60.3 kg/t、PAM用量为4.2 kg/t、硅藻土用量为150.8 kg/t,SRF最低为4.9×1012 m/kg,与实验实测SRF值4.84×1012 m/kg较吻合。
2.2.2 模型显著性分析
回归模型的方差分析见表3。
表3 回归模型的方差分析
Table 3
来源 | 平方和 | df | 均方 | F值 | P值 | 备注 |
---|---|---|---|---|---|---|
模型 | 38.12 | 9 | 4.24 | 1151.5 | <0.000 1 | 显著 |
A | 0.007 2 | 1 | 0.007 2 | 1.96 | 0.204 5 | |
B | 0.011 | 1 | 0.11 | 2.86 | 0.134 7 | |
C | 7.86 | 1 | 7.86 | 2 137.28 | <0.000 1 | |
AB | 0.000 4 | 1 | 0.000 4 | 0.11 | 0.751 2 | |
AC | 0.000 9 | 1 | 0.000 9 | 0.24 | 0.636 | |
BC | 0.000 6 | 1 | 0.000 6 | 0.17 | 0.692 5 | |
A2 | 4.52 | 1 | 4.52 | 1 228.15 | <0.000 1 | |
B2 | 5.03 | 1 | 5.03 | 1 368.3 | <0.000 1 | |
C2 | 17.92 | 1 | 17.92 | 4 873.55 | <0.000 1 | |
残差 | 0.026 | 7 | 0.003 7 | |||
失拟项 | 0.017 | 3 | 0.005 8 | 2.79 | 0.173 2 | 不显著 |
标准差 | 0.060 6 | R2 | 0.999 3 | |||
均数 | 6.918 9 | R2adj | 0.998 4 | |||
变异系数/% | 0.876 5 | R2Pred | 0.992 3 | |||
预测误差平方和 | 0.291 8 | 信噪比 | 89.684 9 |
由表3可见,回归模型的P值<0.000 1,失拟项为0.017,该模型拟合显著;信噪比89.68>4,模型平均预测误差小;模型决定系数为0.999 3,校正决定系数为0.998 4,均接近1;变异系数为0.87%<10%;模型准确度高,可重复性好。回归方程见
该方程中二次项的系数为正,方程抛物线开口向上,有最小值。
2.2.3 响应曲面图及药剂用量分析
三因素的响应曲面结果见图2。
图2
由图2可见,与单独添加K2S2O8相比,在PAM和硅藻土的作用下,污泥SRF明显降低,模型预测药剂最优用量:K2S2O8用量为60.3 kg/t,硅藻土用量为150.8 kg/t,PAM用量为4.2 kg/t,此时SRF值为4.83×1012 m/kg,与验证实验中SRF(4.84×1012 m/kg)相近。图2(a)中PAM用量一定时,增加K2S2O8用量,SRF呈现先减小后增大的趋势,是因为K2S2O8氧化破坏EPS中的蛋白质,释放部分结合水,但过量添加后其反而会成为自由基的猝灭剂,影响氧化效果。硅藻土具有特殊的多孔结构,在污泥调理中主要起骨架作用,形成良好的脱水通道,增加抽滤时滤饼的通透性。由图2(b)、(c)可以看出,随着PAM用量的增加,污泥的SRF呈现先减小后增大的趋势,这是因为带有正电荷的PAM和带有负电荷的污泥颗粒相互吸引,降低了污泥颗粒表面的Zeta电位,使得污泥颗粒互相吸引、絮凝结团。随着PAM用量增加,PAM带来过量正电荷,反而不利于污泥颗粒絮凝,并使污泥具有黏性。
2.3 实验机理分析
2.3.1 三维荧光光谱
图3为原污泥和过硫酸钾处理后污泥的三维荧光光谱。
图3
图3
原污泥(a)及过硫酸钾处理后污泥(b)的三维荧光光谱
Fig.3
Three dimensional fluorescence spectra of raw sludge (a)and sludge treated with potassium persulfate (b)
由图3可见,原污泥主要含有芳香蛋白Ⅰ、芳香蛋白Ⅱ、黄腐酸和类腐殖酸,其中芳香蛋白Ⅰ和类腐殖酸含量较低。经过硫酸钾处理后污泥有机物荧光强度明显降低,原本含量较低的芳香蛋白Ⅰ基本消失不见,而芳香蛋白Ⅱ、黄腐酸和类腐殖酸荧光峰变弱。过硫酸钾产生的SO4·-可分解类蛋白物质色氨酸,从而降低芳香蛋白Ⅰ和芳香蛋白Ⅱ的荧光强度,同时将黄腐酸和类腐殖酸氧化分解成为低分子质量的化合物。有机物的氧化分解为改善污泥脱水性能提供帮助。
2.3.2 EPS中的蛋白质、多糖
考察了不同用量过硫酸钾对污泥EPS中蛋白质和多糖的影响,如图4所示。
图4
从图4可见,原污泥TB-EPS中的蛋白质为8.64 mg/L,S-EPS和LB-EPS中的蛋白质分别仅有2.09 、1.296 mg/L。随着过硫酸钾用量的增加,污泥TB-EPS中的蛋白质含量大幅减少,S-EPS和LB-EPS中的蛋白质随之增加;当过硫酸钾用量为60 kg/t时,TB-EPS中的蛋白质为2.608 mg/L,S-EPS和LB-EPS中的蛋白质分别升至8.136、3.384 mg/L,污泥EPS结构被氧化作用破坏,TB-EPS中的蛋白质含量降低,流入S-EPS和LB-EPS中,释放了部分结合水,同时蛋白质中的氨基酸带有正电荷,可与带负电的污泥颗粒发生电中和。过量添加过硫酸钾会影响氧化自由基的氧化作用,不利于改善污泥脱水性能,因此过硫酸钾的最佳用量为60 kg/t。
多糖的变化趋势与蛋白质类似,原污泥的S-EPS、LB-EPS和TB-EPS中多糖分别为19.856 、13.056、33.168 mg/L,过硫酸钾氧化分解污泥EPS后,TB-EPS中的多糖部分被破坏,部分向S-EPS、LB-EPS中运移。随着过硫酸钾用量的增加,多糖破坏和运移效果越明显,说明破坏TB-EPS中的多糖对改善污泥脱水性能起到积极影响。
2.3.3 粒径分析
调理前后的污泥絮体粒径如图5所示。
图5
由图5可以看出原污泥的D10为28.21 μm,而中值粒径D50为50.75 μm,D90为164.2 μm;经过处理后,污泥粒径有所增大,D10为37.84 μm,D50为68.06 μm,D90为220.2 μm,说明污泥絮体经过硅藻土-PAM的架桥、吸附和絮凝作用下,污泥粒径增大。
2.3.4 絮体形态分析
调理前后的污泥的扫描电镜照片如图6所示。
图6
由图6可以观测到污泥形态结构的变化:未经处理的污泥絮体表面比较光滑,絮体结构较完整,结合水分被锁住,导致污泥脱水性能较差;经联合调理后,污泥表面较粗糙,絮体结构较疏松。说明联合调理改变了污泥结构,从而改善污泥脱水性能。过硫酸钾的氧化作用破坏污泥EPS,PAM的絮凝作用配合硅藻土的骨架作用,有利于污泥形成致密的颗粒,脱水通道的建立使水分更容易脱出。
3 结论
(1)通过RSM法得出:过硫酸钾用量为60.3 kg/t、PAM用量为4.2 kg/t、硅藻土用量为150.8 kg/t时,SRF最低,为4.84×1012 m/kg,污泥脱水性能最好。
(2)在过硫酸钾的强氧化作用下,EPS结构被破坏,TB-EPS中的蛋白质和多糖含量降低,流入S-EPS和LB-EPS,释放了部分结合水。但过量氧化剂的添加反而会成为猝灭剂,影响氧化能力。此外,过硫酸钾对污泥中类腐殖酸和黄腐酸同样具有破坏作用。
(3)PAM吸附絮凝作用配合硅藻土的骨架作用,可以增大污泥颗粒的粒径,同时硅藻土形成的脱水通道使污泥中水分更易脱出,污泥脱水性能得到改善。
参考文献
污泥脱水研究现状与新认识
[J]. ,
Research status and new views of sludge dewatering
[J]. ,
活性污泥脱水调理的应用研究进展
[J]. ,
Application and research progress of activated sludge dewatering and conditioning
[J]. ,
Investigation of direct waste-activated sludge dewatering benefits and costs in a water resource recovery facility
[J]. ,
生物质材料用于污泥深度脱水的研究进展
[J]. ,
Research progress of biomass materials for sludge deep dewatering
[J]. ,
Disordered mesoporous carbon activated peroxydisulfate pretreatment facilitates disintegration of extracellular polymeric substances and anaerobic bioconversion of waste activated sludge
[J]. ,
Excess sludge reduction using ultrasonic waves in biological wastewater treatment
[J]. ,
过硫酸盐氧化法对污泥脱水性能的影响
[J]. ,
Effect of persulfate oxidation on sewage sludge dewaterability
[J]. ,
Fe2+/S2O8 2-氧化法改善污泥脱水性能研究
[J]. ,
Improvement of sludge dewatering performance by Fe2+/S2O8 2- oxidation process
[J]. ,
热活化过一硫酸盐调理强化厌氧消化污泥脱水的研究
[J]. ,
Improved dewaterability of anaerobically digested sewage sludge by thermally activated peroxymonosulfate
[J]. ,
Mechanistic insights into promoted dewaterability,drying behaviors and methane-producing potential of waste activated sludge by Fe2+-activated persulfate oxidation
[J]. ,
Adaptability of organic matter and solid content to Fe2+/persulfate and skeleton builder conditioner for waste activated sludge dewatering
[J]. ,
壳聚糖、硅藻土及过硫酸盐联合调理市政污泥研究
[D].
Study on combined conditioning municipal sludge with chitosan,diatomite and persulfate
[D].
CPAM及与FeCl3联用改善污泥脱水性能的研究
[J]. ,
Research on CPAM and CPAM coupled with FeCl3 for the improvement of sludge dewatering capability
[J]. ,
不同阳离子聚丙烯酰胺有机脱水剂对污泥脱水性能的影响
[J]. ,
Effect of different cationic polyacrylamide organic dehydrating agents on sludge dewatering performance
[J]. ,
壳聚糖改性硅藻土对水中As(Ⅴ)的吸附特性
[J]. ,
Adsorption behaviors of as(Ⅴ) in water by chitomite-modified diatomite
[J]. ,
Fe(Ⅱ)活化过硫酸盐氧化破解剩余污泥
[J]. ,
Persulfate activated by Fe(Ⅱ) for oxidation and disintegration of excess sludge
[J]. ,
/
〈 | 〉 |