化工企业污水处理污泥脱水技术研究，化工污泥主要来源于化工企业前系统夹带的悬浮物等杂质以及在污水处理 中产生的微生物残留和部分难分解物质。污泥处理就是通过浓缩和脱水等方法降 低污泥的含水率，实现污泥的减量化，降低污泥最终的处置难度和成本。随着环 境保护要求不断提高，对污泥最终处置要求也不断提高。由于自然干化的局限性， 目前机械脱水技术已经成为主流处理工艺，为了降低机械处理成本和提高处理效 率，污泥处理研究越来越重要。
本文针对某化工厂的污泥的物性测定、化学固液分离、强化脱水过程进行了 实验研究。通过对污泥物性的测定，分析了化工污泥的特性，可以得出污泥的含 水率很高，仅仅依靠机械过滤很难达到降低含水率的目的，必须添加絮凝剂进行 化学絮凝，破胶脱稳，才能进一步分离。然后通过对不同种类的絮凝剂对化工污 泥的处理效果比较，分析确定了最佳的絮凝剂种类，最后的实验结果表明无机絮 凝剂中，聚合氯化铝的处理效果最佳；有机絮凝剂中，阳离子型聚丙烯酰胺效果 最佳。通过对不同浓度的絮凝剂的处理效果比较，分析确定了最佳的絮凝剂浓度， 实验结果表明加入聚合氯化铝1.0%时效果最佳；加入阳离子型聚丙烯酰胺溶液 15.0%时效果最佳。综合对比了这两种絮凝剂的处理效果，分析研究表明阳离子 型聚丙烯酰胺在化工污泥处理上的综合性能更好，性价比也高。
在此基础上提出了化工污泥的固液分离工艺路线，即在过滤工艺之前进行预 处理操作，化工企业污水处理污泥脱水技术研究,向污泥中加入配制浓度为0.2%的阳离子型聚丙烯酰胺溶液作为絮凝 剂，添加量为污泥悬浮液体积的15.0%，然后使用电动搅拌器搅拌破胶脱稳，搅 拌充分后进行真空抽滤。经本文提出的工艺路线处理后滤饼的含水率从92.52% 降低至78.69°%，过滤速度从0.05ml/s提高至2.041ml/s，可达到较好的脱水效果， 为工业生产提供实验依据。
化工污泥简介
化工污泥主要来源于化工企业前系统夹带的悬浮物等杂质以及在污水处理 中产生的微生物残留和部分难分解物质。处理后的指标合格的污水可以再经砂 滤、超滤等后续系统处理，最终进行回用。但是污水处理后产生的污泥其中含有 大量的有害物质，如病原微生物、细菌、合成有机物及重金属离子等。
化工污泥的主要特性是含水率高、容易腐化发臭、并且颗粒较细、比重较小 呈胶状液态。它是介于液体和固体之间的浓稠物,可以用泵运输，但很难通过沉降 进行分离脱水[1]。如果这些有害物质未经处理或者处理不当，随意排放、填埋将 会造成水体污染，破坏周边的生态环境。
因此污泥处置是污水处理的重要组成部分，污泥作为污水处理的后继部分只 有得到妥善处置及资源化利用，才能避免造成二次污染，减少污泥中的有害物质， 对维持生态环境稳定具有重要意义。
1.2化工污泥处理技术进展 1.2.1调质-机械分离处理技术
污水处理后产生后大量污泥，污泥中含有大量的未降解有机物、细菌和重金 属等污染物。因此产生的污泥必须要进行处理才能排放。污泥处理是污水处理过 程中的一个重要组成部分。污泥处理就是通过浓缩和脱水等方法降低污泥的含水 率，实现污泥的减量化，降低污泥最终的处置难度和成本。随着环境保护要求不 断提高，对污泥最终处置要求也不断提高。由于自然干化的局限性，目前机械脱 水技术已经成为主流处理工艺，为了降低机械处理成本和提高处理效率，污泥处 理研究越来越重要。
调质-机械分离处理技术在国外已经相当成熟，并且在污泥化学调质方面， 发展了一系列新型高效的高分子絮凝剂[2]。选用絮凝剂处理化工污泥，可以改变 污泥颗粒的结构，破坏胶体的稳定性，提高污泥的脱水性能，然后进行机械脱水， 机械脱水设备主要有真空过滤机、板框式压滤机、带式压滤机和卧式螺旋卸料离 心机[3]。
该工艺过程的一个重要核心是高分子絮凝剂的开发和选用，通过国内外的研 究，现已发展出了一系列成熟高效的高分子絮凝剂[4]，并在絮凝剂的使用上积累 大量的实际经验。该工艺目前是最成熟稳定的技术，也是本课题研究主要内容。
经过稳定处理后的污泥，浓缩效果好，无机物含量高，脱水效果较好。而絮 凝剂的种类以及污泥性质和污泥产量也对脱水效果有很大的影响。根据做用原理 不同，机械污泥脱水主要有两种，一种是过滤式脱水，一种是人工力场脱水。第 一种主要是各种过滤机械包括带式压滤机和板框式压滤机（正压过滤）和真空过 滤机（负压过滤）。这两种机械都是依靠过滤介质两侧的压力差作为过滤动力， 在压力差的作用下让污泥中的水分透过滤料，而剩余的固体物质则留在滤料一 侧，最终实现固液分离，完成污泥脱水过程；第二种代表机械就是离心污泥脱水 机（使用离心力作为脱水力场）。因为污泥中固体物质和水之间存在密度差，在 离心力的作用下，固体颗粒会留在离心脱水机内，水分可以通过排水装置排出。
常见的污泥脱水机械就是带式压滤机、板框式压滤机、离心污泥脱水机和真 空过滤机。早期污泥处理工艺流程中多采用真空过滤机，主要原因是因为脱水效 果好，可以连续运行，但是真空过滤能耗产生的负压较低，过滤能耗高，滤网清 理难度也比较大。目前由于各种絮凝剂的研究和使用，真空脱水装置已经逐渐被 带式压滤机、板框压滤机和离心脱水机锁替代，仅仅用在一些特殊场合。
污泥处置工艺是一个系统，需要根据污泥的种类和数量性质来决定。根据污 泥最终处置方式不同，需要污泥脱水效果也不相同。需要结合整个污泥系统投资 包括占地面积、后期运行成本（包括设备购置费用、处理单位污泥电耗、药剂投 加量等）、当地环保指标等多方面因素综合考虑。絮凝剂的种类、污泥脱水后是 否需要进行进一步处理也同样影响脱水机械的选择。表1-1列出了主流机械脱水 设备的优缺点。
表1-1脱水机的优缺点比较
优缺占洲
对污泥的适应性强，脱水效 果好；脱水后污泥含固率可 优高达25—35%
点噪音较小 耗电量较低
机械结构结实，使用寿命长
占地面积大，空间大。
敞开式结构，卫生条件差 缺使用要求高清洗劳动强度大 点 效率低
需要压力水定时冲洗，耗水 量较大
价格昂贵，维修费用高， 国内生产厂家少，零配件 更换较困难 耗电量较大 噪音大
脱水效果好；浓缩后污泥含固 率约20—25%
脱水机结构紧凑、简单，占地 面积最小 操作简单
全封闭式结构，卫生条件好 可以不投加药剂或少量投加 药剂
脱水效果好；脱水后污泥 含固率约20—25%
噪音较小
设备价格低，国产化程度 高，国内生产厂家多，零 配件易配套齐全 耗电量较低
占地面积大，空间大 重量较重，有腐蚀性 敞开式结构，卫生条件差 药耗较高
需更换滤布及易损件零 件，需冲洗水泵和空压机， 维护较复杂。采用压力水 连续冲洗，耗水量大
板框式压滤机带式压滤机离心式浓缩机
1.2.2高温处理工艺
高温处理工艺是对化工污泥进行无害化处理的一种新型工艺，目前国外已经 大量使用在污泥处置中。处理流程是将污泥在加压塔内绝氧加压的条件下控制加 热到100°C至300°C之间，然后进入分离塔进行闪蒸。在闪蒸塔里，水从塔顶冷却 后回收，有机物以泥浆的形式从塔釜取出，进一步压滤后回收滤饼[5]。
1.2.3生物处理技术
化工污水处理后产生的污泥相比正常的生活污泥含有更多的难降解高分子 有机物，普通的污水处理过程由于处理周期和微生物种类等原因难以全部将这部 分高分子有机物分解，这些高分子有机物会残留在产生的污泥中。
进一步生物处理是消除化工污泥污染的一种有效手段。生物处理是通过向污 泥中投加和培养针对性的微生物，将污泥中残留的难降解高分子有机物分解消 化，达到无害化的目的。合适的微生物培养和污泥处理效率是微生物处理技术的 两个重要问题。
微生物降解可以分成两个阶段进行：第一阶段是向需要处理的污泥内投加微 生物、营养源和一些生物吸附剂。这些微生物一般是将污泥内自然形成的降解细 菌进行人工选择分离，形成具有高效降解能力，选择性好的微生物菌落。第二阶 段是对污泥进行曝气搅拌处理，向其中通入大量的空气使细菌繁殖[6]。
1.2.4超声波预处理技术
超声波预处理技术是一种新型的污泥处理技术，还处在研究阶段。使用超声 波对污泥进行预处理，适当的超声波强度可以在污泥内部局部发热，产生海绵效 应，从而提高污泥的脱水能力。在合适的强度和处理时间后，经过处理的污泥含 水率可以降至85%甚至更低，同时减少25%〜50%的絮凝剂投加量。
但是超声波处理时间过长或者功率过大可能会改变污泥的内部结构，使污泥 的粘度增加，造成脱水困难。而且超声波也可能会破坏菌胶团，使污泥可溶性化 学需氧量（Solluted Chemical OxigenDemand,SCOD)升高，缩短后续生化处理时 间[7]。
由此可见，超声波技术对污泥的影响是多方面的，综合考虑污泥类型、脱水 效果、除油效果及释放SCOD对后续处理的影响，是确定超声波处理时间及功率 等参数的重要依据。
1.2.5热解吸技术
热解吸是目前国外广泛用于化工污泥无害化处理的手段[8]，是一种改型的污 泥高温处理工艺。化工污泥在绝氧密封条件下加热到一定温度，降解高分子的烃 类及有机物，处理后的剩余泥渣能达到无公害化，降解产生的小分子烃类可以回 收利用。
目前，国外炼厂广泛采用了一种回收抽提气的污泥干燥技术[9]。经过机械脱 水后的滤饼送至干燥装置，污泥在旋转式干燥器中通过热的废气直接加热进行干 燥，烃类和有机物得到解吸，并被热的废气带走，被气流带走的固体颗粒从气体 中分离。经过干燥处理后的残渣可以进入垃圾填埋场地填埋，由于已经高温无害 化，也可以作为肥料出售使用。
不同污水处理工艺和污水性质所产生的污泥性质和数量也都各有不同特点。 因此污泥处理工艺不能一概而论，需要分别针对不同的具体情况分析和开发不同 的污泥处理工艺流程。国外在污泥处理工艺发展较为快速先进，但是要根据国内 发展的具体情况来加以消化吸收。通过对技术的引进和本土化发展，吸收国外的 先进经验，增强自主开放能力，在满足处理需求的前提下满足社会和国家对环境 保护的要求。
化工污泥处理最终目的就是讲污泥中的有害物质最大程度上消解和去除；无 论采取何种污泥处理方法，污泥的预处理是不可缺少的，污泥的预处理通常包括 污泥的浓缩和污泥脱水。通过污泥预处理后的污泥，其含水率和体积会大大减少， 此外在预处理过程中，污泥中部分残余有害物质也得到去除，提高了污泥处置效 率，为污泥的最终处置提供便利。
1.3化工污泥的综合利用 1.3.1污泥固化与制砖
污泥固化处理是把水泥、塑料、石膏、水玻璃和粘土等凝结剂同污泥加以混 合、固化[10]。经过固化处理后的污泥，其有害物质并没有被消除，但是可以通过 固化处理将这部分有害物质封闭在固化后的产物中，达到污泥的稳定化和无害 化。通过投加水泥等凝结剂，污泥固化后的产物具备一定的强度，可以用来制作 辅助建筑材料，替代传统的烧制砖瓦等。在消除污泥污染的同时还可以保护土地 资源，是污泥减量化利用的一条较好途径。
1.3.2污泥的燃料化
污泥燃料化就是对污泥中残存的那部分未分解有机物进行利用。目前有两种 利用方法：一是在厌氧条件下使污泥发酵，收集产生的沼气，然后通过沼气综合 利用替代部分燃料用作发电或供热。由于化工厂污泥的碳水化合物、脂肪、蛋白 质含量较低；而矿物油、硫化物、酚含量较高，故沼气产率相对较低；二是通过 多效蒸发器脱水把污泥直接合成燃料，提高了污泥脱水过程的经济性[11]。这两种 方法都存在投资较大，利用效率低的问题。
1.3.3污泥回注调剖技术
化工污泥回灌调剖技术是利用污泥与地层的良好配伍性，向污泥中加入适量 添加剂，化工企业污水处理污泥脱水技术研究，这不仅能悬浮其中的固体颗粒和延长悬浮时间，还能有效地提高封堵强 度[12]。污泥回灌调剖技术可以改善污泥淤积对水质的影响，同时又达到了污泥减 量化的目的，避免了污泥最终处置不当造成的二次污染。污泥回灌调剖技术与传 统治理措施相比经济效益和社会效益显著。
1.3.4污泥农用资源化
污泥农用是发展中国家较常用的污泥处理技术，为污泥处理提供了广阔前 景。目前,导致污泥能否资源化的主要因素是重金属的浓度,病原体的扩散及有机 污染物[13]。因此，污泥农用前必须进行无害化处理，降低污泥中重金属及有害物 质的浓度,使污泥达到农用标准,做到污泥农用科学化、合理化。
1.4化学絮凝
化学絮凝是调质-机械分离处理技术的重要单元操作之一，并且通常是必不 可少的部分。一般由絮凝作用形成的絮体可经沉淀、过滤或气浮等工艺而达到与 水分离的目的。作为单元操作，絮凝的效能不但会受到前处理的影响，也会对后 续处理产生重大影响[14]。
另外，絮凝剂还具有除浊、除藻、去除重金属等毒性物质、去除致病微生物 和去除放射性物质等作用，用以降低污泥含水率[15]。絮凝法在污泥处理中占有极 其重要的地位，发挥着不可缺少的重要作用。
1.4.1絮凝剂简介
絮凝剂是指能使溶液中的溶质、胶体或悬浮液颗粒脱稳而产生絮状物或絮状 沉淀物的药剂。目前的定义有两种，一是将主要通过表面双电层压缩和电中和而 使溶质、胶体或悬浮物颗粒之间产生架桥作用以及在沉降过程中产生卷扫作用的 药剂称为絮凝剂，这类絮凝剂主要是有机高分子絮凝剂和无机高分子絮凝剂；二 是根据行业习惯，在工业处理过程中，常将所有起到絮凝作用的药剂统称为絮凝 剂[16]。
1.4.2絮凝剂的作用机理
絮凝剂在污泥处理过程中包括三种基本反应：凝结反应：微细粒子的表面电 荷经中和后，利用粒子与粒子之间彼此微弱的吸引力而形成凝集作用，这种力量 非常薄弱，容易受到机械力的破坏；架桥反应：在两个或多个固体细微粒子间， 利用絮凝剂起架桥作用，使细微粒子聚集较大的颗粒的絮体，有机絮凝剂主要依 靠架桥作用使粒子沉降；沉降反应：絮体一旦形成，便需在静止状态下借重力而 沉降，由絮体沉降的快慢可测知形成絮体的大小，如果絮体具有足够的沉降速度， 能于较短时间在沉降区完全沉淀下来，则絮凝效果十分显著[17]。
根据絮凝作用机理，有2种促使胶体凝聚的方法：一是加入带相反电荷的胶 体，此时水中原有胶体和加入胶体发生电中和，使两种胶体的负电位都减少；二 是添加和胶粒电荷相反的高价离子，从而降低胶粒的负电位，因为高价反离子较 易由扩散层进入到吸附层[18]。
1.4.3絮凝剂的分类
按照化合物类型，絮凝剂可以分为无机絮凝剂、有机高分子絮凝剂、微生物
絮凝剂三大类[19]。
1.4.3.1无机絮凝剂
无机絮凝剂是几种絮凝剂中最早进行研究和使用的。无机絮凝剂应用范围比 较广泛，在各种场合下都有较为满意的处理效率。无机絮凝剂开发发展相当快， 品种也越来越多，按金属离子可分为铝系及铁系；按阴离子成分又可分为盐酸系 和硫酸系；按分子量的大小可分为低分子系和高分子系。
目前无机絮凝剂研究开发主要是三个方向:无机复合型絮凝剂的开发；无机 与有机的复合型絮凝剂的开发；专用无机絮凝剂的开发[20]。
(1)铝系
铝系絮凝剂的种类主要包括硫酸铝、氯化铝、硫酸铝钾和聚合氯化铝等。
铝盐加入溶液中，铝离子不是以单纯粒子状态Al3+存在，而是以[Al(H2O)4]3+， 即水合铝络合离子状态存在。当pH<3时，在水中这种水合铝络离子是主要形态， pH值升高，水合铝络离子就会发生水解反应，生成各种羟基铝离子，pH值再升 高，水解逐级进行，从单核羟基水解成单核三羟基，最终产生氢氧化铝化学沉淀 物析出。这个过程反应如下：
[Al(H2〇)6]3+=[Al(OH)(H2〇)5]2++H+
[Al(OH)(H2〇)5]2+=[Al(OH)2_)4]++H+
[Al(OH)2_)4]+= [Al(OH)3(H2O)3]+H+
实际的反应要比上面的复杂。当pH>4时，羟基铝离子增加，各离子的羟基 之间可发生架桥连接，产生多核羟基络合物，即高分子缩聚反应。于此同时，生 成的多核聚合物还会继续水解：
[Al3(OH)4(H2O)1〇]5+= [Al3(OH)5(H2O)9]4++H+
水解与缩聚反应交替进行，最终产生聚合度极大的中性氢氧化铝[21]。当其数 量超过其溶解度时，即析出氢氧化铝沉淀物。铝系通过提供反离子而达到压缩双 电层厚度并降低Z电位；溶解产生的各种离子与微粒表面发生特性化学作用而达 到电荷中和；由水解金属盐类产生的沉淀物发挥卷扫作用而使微粒转入沉淀。
铝盐絮凝剂可以形成较大的絮凝体，具有良好的脱色作用，但是形成的絮凝 体强度很差，易解体散碎，水解聚合的速度很缓慢。
(2)铁系
铁系絮凝剂种类主要包括硫酸铁、三氯化铁、硫酸亚铁和聚合硫酸铁等。
铁盐在水里以[Fe(H2〇)6]3+水合离子的形态存在，当pH升高时，水合铁离子 [Fe(H2O)6]3+会发生配位水分子离解，水解成多羟基铁离子。与铝离子类似，铁 盐水解会发生聚合反应，最后生成v-FeOOH沉淀[22]。
铁盐与铝盐相比，都是传统的絮凝剂，在水溶液絮凝作用上，都有水解、聚 合、吸附脱稳、卷扫絮凝等共性。但铁盐在聚合反应过程中，极化力较强，产生 较牢固的结合，形成的絮体密实，沉降速度快，比铝盐有更强的水解、聚合及沉 淀的能力。但缺点是产生的絮体较脆弱，稍有扰动就容易破碎，并且沉降速度较 慢，难以浓缩和脱水，不易控制，卷扫作用差，处理后水的色度较深。
(3)复合絮凝剂
符合絮凝剂种类主要包括聚合氯化铝铁、聚合硫酸铝铁和聚合硅酸硫酸铁铝
等。
铝盐与铁盐复合共聚后的产物不是简单的机械物理性混合，产物的的性质与 聚铝和聚铁都不相同，是一种全新的絮凝剂。聚铝和聚铁符合发生共聚时，其中 含有的铁离子具有相对较高的活性，因而铝铁复合型絮凝剂的水解聚合反应顺序 是先铁后铝。在水解聚合过程中，通过羟基桥连作用将铝铁从不规则到相对规则 的排列次序键连在一起[23]。
复合絮凝剂兼有铝盐絮凝剂和铁絮凝剂的双重特性。絮凝性能优越，具有沉 降快、形成絮体大等特点。
1.4.3.2有机高分子絮凝剂
有机高分絮凝剂主要可以分为天然高分子絮凝剂和人工合成高分子絮凝剂 两种类型。这种絮凝剂特性粘度系数高、性质稳定、吸附桥架能力强、絮凝效果 好、投加浓度低、适应性好、絮凝速度快、受介质pH值和温度的影响较小，絮 凝后的絮团致密，过滤性好等优点。[21]
正是由于有机高分子絮凝剂具有以上的优点，因而逐渐取代无机絮凝剂，得 到了越来越广泛的应用。高分子类的絮凝剂所带有的长链官能团能够形成絮凝核 心，通过吸附水中的胶体颗粒，让大量的微小污泥颗粒絮集形成直径大约在 5〜10mm的致密絮团，形成絮凝体。[24]
(1)非离子型有机高分子絮凝剂
聚丙烯酰胺（PAM)和聚氧化乙烯（PEO)是最常见的非离子型高分子絮凝 剂。这类絮凝剂的絮凝主要是由分子链中官能团-CONH2来实现的。需要絮凝的 体系中的悬浮物能够与-CONH2产生吸附桥架，从而形成易于分离和沉降的较大 的絮体，达到絮凝的目的[25]。絮凝剂的相对分子量是影响絮凝效果的主要因素， 相对分子量越大，絮凝剂在悬浮液中的相对流体力学尺寸就越大，更容易形成较 大的絮体，相同浓度下使絮凝体更容易沉降分离，提高絮凝效果和效率。
(2)阴离子型有机高分子絮凝剂
阴离子絮凝剂中存在的阴离子基团,有利于絮凝剂分子链的伸展，提高其絮体 的能力，增强其絮凝效果，该作用与絮凝剂的吸附作用相互制约。阴离子有机高 分子絮凝剂中阴离子基团含量存在最佳值，阴离子有机高分子絮凝剂相对分子质 量增加，往往使其最佳用量增加。由于阴离子有机高分子絮凝剂本身带负电，所以 目前仍主要用作无机絮凝剂的添加剂，且受介质的pH值、矿化度、高价金属离 子含量影响较大。介质pH值下降，矿化度和高价金属盐含量增加，则其絮凝效 果明显变差，甚至失效，所以阴离子型聚丙烯酰胺主要用于碱性条件下高浊度水 的处理[26]。
(3)阳离子有机高分子絮凝剂
阳离子有机高分子絮凝剂，因其分子结构中含有数目众多的阳离子基团，可使 絮凝剂通过静电作用吸附于带负电荷的悬浮物颗粒、含阴离子基团的水溶性有机 胶质上，使悬浮颗粒凝聚、絮凝、沉降，使阴离子型有机污染物与之静电相吸而 聚沉等。因此其具有凝聚和絮凝的双重功能，可有效地降低水的浊度、含油量和 化学需氧量（Chemical Oxygen Demand,COD) [27]。此外，阳离子有机高分子絮凝 剂利用其特有的季铵基团，可有效杀死病毒或微生物并使之聚沉，而季铵基团中的 疏水性烷基则可有效地与水中的三卤代烷烃产物缔合，明显降低水中COD值。
(4)天然高分子絮凝剂
天然高分子絮凝剂具有原料来源广泛、价格低廉、无毒、易于生物降解、无 二次污染及分子量分布广等特点，应用最为广泛的是淀粉衍生物絮凝剂。
淀粉分子中具有支链与直链两种结构,通常支链淀粉在淀粉中的比例较大，但 是支链淀粉的絮凝性能远低于直链淀粉，所以天然的淀粉通常絮凝效果不太理想, 通过淀粉分子的相应改性反应就能取得良好的絮凝效果。对淀粉及其衍生物进行 醚化,可得到阳离子型天然高分子絮凝剂，它对带有负电荷的颗粒有优良的絮凝效
里[28]
7N 〇
1.4.3.3微生物絮凝剂
微生物絮凝剂是一种新兴的絮凝剂种类，主要采用的是生物科技从各种微生 物中提取。这类絮凝剂大部分是微生物中具有絮凝活性的一部分多糖、蛋白质、 纤维素和DNA等代谢产物。可以通过培养细菌、真菌等微生物精炼提取到。虽 然它们性质各异，但均能快速絮凝各种颗粒物质，尤其是其具有可生物降解性， 克服了铝盐、聚丙烯酰胺等毒性问题，安全可靠，对环境无二次污染[29]。目前已 有的理论研究主要集中在鉴别絮凝物质、测定絮凝物质的性质、观测絮凝效果， 以及通过遗传基因工程寻找具有絮凝功能的遗传因子以用于组建工程菌等[30]。 1.4.3.4 总结
这三种絮凝剂都有各自的优缺点，除了微生物絮凝剂还没有大规模应用外， 有机和无机絮凝剂都已经有广泛的应用。
无机类的絮凝剂多是金属盐类，制取相对简单，因此价格比其他两种絮凝剂 低。而且无机类不易变质，运输和储存简便，使用时直接配取不同浓度的溶液即 可，适应性好，投加简单易行。但是无机絮凝剂絮凝效果不如其他两种絮凝剂， 投加量大，本身容易产生沉淀物质，可能会在污泥池底部形成较多的沉淀污泥， 实际使用过程中效果并不如意，由于高投加量，最终成本也不占优势。早期污水 处理装置中使用较多，目前已经逐步退出使用。现在污泥处理过程中多使用有机 或者符合絮凝剂。
有机絮凝剂基本上是具有絮凝官能团或链的高分子类有机物，本身没有腐蚀 性，因此投加装置不必采用特殊的防腐处理，投加量相对无机絮凝剂大大减少， 降低了投加的劳动强度。另外有机絮凝剂形成的絮体团较大，一般悬浮在水相中， 不易发生沉淀。但是有机物本身性质决定了有机絮凝剂可能会发生腐烂变质，对 储存条件要求较为苛刻，储存有效期也短。由于有机絮凝剂自身也会互相作用形 成致密的胶体状絮凝团，因此投加时应特别注意控制投加量并加强搅拌，否则可 能会阻塞管道或者过滤装置。有机絮凝剂对水质变化也较为敏感，最佳投加量不 易掌握，适应性较差。
微生物絮凝剂是一种新兴的絮凝剂种类，目前还多处在实验室或小规模使用 阶段。目前主要研究方向一是是明确微生物絮凝剂的絮凝机理，测定其有效成分 和性质；另外就是通过现代的生物技术，培育或改造出可以自行根据水质和污泥 种类，产生对应絮凝基团的细菌。如果研究获得突破，微生物絮凝剂可以自行增 殖，不需要过多的人工干预，相对于传统型絮凝剂可以大大降低投加成本和劳动 强度，将可以提高污泥处理效率并替代传统的有机或复合絮凝剂。
絮凝剂可以提高污泥的处理效率，降低污泥含水率，降低污泥处理投入从而 降低污水处理的成本。由于不同絮凝剂的使用特点，根据污泥性质选取对应的絮 凝剂并确定最佳的投加浓度在实际处理过程中具有主要意义。错误的絮凝剂种类 和投加浓度不仅无法提高处理效率，反而会造成系统的运行紊乱，造成投资浪费 和二次污染。因此污泥处理过程中絮凝剂种类和投加浓度确定是很有必要的。 1.5本文的研究目的
本文针对某化工厂污水处理的实际工程问题进行实验研究。目前生产中，污 泥呈凝胶状态，在过滤操作中存在过滤速度慢，滤饼含水率高等问题，使得后续 干燥设备的负荷较大，耗能较高，严重影响了生产效率。本文拟在测定物料的基 本物性的基础上，采用不同的絮凝剂种类和用量，用实验确定最优化的种类和使 用浓度，降低污泥脱水后的含水率及提高处理速率，改善过滤效果，为工业生产 提供实验依据。
1.6本文的研究内容
本文的研究内容包括：首先研究该化工厂污泥悬浮液的基本物性，通过对不 同种类的絮凝剂对化工污泥的处理效果比较，分析确定了最佳的絮凝剂种类；通 过对不同浓度的絮凝剂的处理效果比较，分析确定了最佳的絮凝剂浓度。综合比 较有机絮凝剂和无机絮凝剂的助滤性能，在此基础上，提出了化工污泥的固液分 离工艺路线。为实际生产提供选型依据和适宜的操作条件。
第二章理论分析
2.1絮凝原理和污泥性质
对悬浮液进行凝聚和絮凝处理，就是要使悬浮液中的微细粒子聚结成粗大粒 子或疏松的絮块。粒子增大，比表面积就减小，流体阻力降低。松散的絮块，空 隙率加大，在过滤时，滤饼渗透性增加，过滤速率显著提高。
悬浮液中的分散体分为亲液胶体和疏液胶体两类。亲液胶体中的固体对水或 其它分散介质具有较大的亲合力，所以混合时很自然形成溶胶（如自明胶）。近 年来，事实证明，亲液溶胶实际上是高分子化合物的真溶液，如蛋白质、淀粉及 纤维等，它们的分子大小已经达到胶体粒子的范围。这类物质的溶液既具有真溶 液的性质，同时又具有某些胶体性质。一般的溶胶称为疏液溶胶。疏液溶胶需要 用化学法或机械混合法制备，如金的溶胶。这类溶胶对电解质特别敏感，所以易 用添加电解质的方法使细粒聚集。亲液胶体对电解质不敏感，加入电解质达到很 高浓度才能使细粒集结和沉淀。
2.1.1聚电解质的絮凝机理
聚电解质的絮凝作用，概括为两个过程，即：
(1)聚电解质与颗粒表面的电荷中和；
(2)聚电解质的长链与颗粒“桥接”，形成较大的絮状团块。
用高分子聚电解质对溶胶进行絮凝的机理，对不同电性的聚电解质和不同特 性的胶液有不同的解说。归纳起来，有如下论点：
2.1.1.1依靠静电吸引粘接和架桥在悬浮液中，如果絮凝剂的电性与粒子 所带净电荷相反，则当一个悬浮粒子与絮凝剂的长链接近时，由于静电吸引，便 被长链捕俘，互相中和电荷发生粘接。当第二个颗粒进入伸展着的长链区域内时 同样被俘获，这样两个粒子之间就形成有形的“桥接”。然后，这个基本的絮凝体 通过其它微粒的“桥接”继续生长，直到获得一个最佳尺寸的絮块。
由于长链上只有少数几个点吸附粒子，大部分长链形成环状链留在液体中。 在环状链段之间以及已被“桥接”的粒子之间，存在相互的静电斥力，因而形成的 絮块比较疏松。
2.1.1.2电荷斑块前已提及，一般阴离子絮凝剂分子量较低，亦即阳离子絮 凝剂只有短式链条。由于静电吸引，这种短链被吸附到带净负电的粒子表面上， 这部分表面称为“电荷斑块”。通过“斑块”使两粒子互相吸附粘着而形成“絮块”。 如图2-1所示。
2.1.1.3中性絮凝剂的絮凝一氢键联接中性絮凝剂的长链不带电荷，是依 靠氢键联接将粒子絮凝。例如，中性聚丙烯酰胺（具有上百万分子量）的长链上 可形成15000个以上的氢键，产生很强的键力，将固体粒子表面牢固粘接。
另外，中性聚丙烯酰胺分子中有很多胶基，通过胶基也可以吸附很多粒子生 絮团。
2.1.1.4.絮凝剂与颗粒表面带相同电荷的絮凝与溶胶粒子同电性的絮凝剂 同样起絮凝作用。这是因为固体粒子表面上虽然绝大部分面积与絮凝剂具有相同 电性，但在局部面积或某些点上，则呈现相反电性，由于静电吸引而使絮凝剂挠 性链的某些点或链端同固体粒子表面发生粘接并生成絮块。
2.1.1.5盐接对于粘土、石灰石及其它含钙的固体粒子，通过与阴离子型 聚丙酰胺中的-COO-结合，生成一种不溶性的盐（聚丙烯酸钙），这些盐由絮凝 剂的长链“桥接”形成絮块。
商品絮凝剂可能是固体或高浓度液体，共同特点是分子量大、粘度高，在液 相中很难分散，吸附反应通常比扩散速度快，因此必须用机械的方法（如搅拌） 使絮凝剂尽可能在短时间分散。
2.1.2絮凝的影响因素
为了正确选择聚电解质，在选用絮凝剂前，首先要进行悬浮液样品试验。要 达到高效絮凝，还需要了解影响絮凝的各种因素。下面讨论几个主要影响因素。
2.1.2.1絮凝剂用量对特定的处理对象，为了获得最好的絮凝效果，首先要 确定絮凝剂的最佳投加用量。在最佳用量时，投加的絮凝剂能够被固体颗粒全部 吸附在颗粒表面，形成最适宜的絮团尺寸，能够快速沉降。最佳用量不是固定不 变的，同一种类的处理对象在不同的浓度、粒径，溶液pH值和絮凝剂的有效分 子量以及电化学性质都有关系。投加过量的絮凝剂不仅会造成成本的提高，还会 让絮凝效果降低。
拉默（LaMer)和希利（Healey)认为，当固体颗粒表面有一半被絮凝剂覆 盖时，絮凝效果最好。
2.1.2.2悬浮液pH值和离子强度悬浮液的pH值对于絮凝反应主要有两种 影响，即：
(1)被处理对象颗粒粒子表面电性和电荷密度的影响
以二氧化硅在水中的悬浮液为例，当pH<3.74时，粒子表面的（电位 大于零；在pH=3.74时，（为零，即为等电态；而当pH>3.74时，（值小于零。 显然，pH值变化可改变固体粒子表面的电性，从而对絮凝产生影响。粒子表面 电荷密度的大小对絮凝也有影响。电荷密度大，会阻止吸附带有同性电荷的絮凝 剂，增加对带有异性电荷絮凝剂的吸附。同时，电荷密度过大，粒子间斥力增大， 对絮凝不利。
(2)影响絮凝剂链上的电性和电荷密度前已提到，聚丙烯酰胺在酸性介 质中，-CONH2基可部分生成-CONH3+基成为阳离型，而在碱性介质中，-CONH2 基可部分水解成-COO-.基成为带阴离子型的絮凝剂。pH值也影响絮凝剂链上的 电荷密度。若链上的电荷密度很大，由于自相排斥，从而防止相互缠结，保持分 子的直链状态，有利于捕俘粒子、架桥及絮凝。
2.1.2.3絮凝剂的分子量经验证明，对于特定的悬浮系统，存在一个有效絮 凝的最佳絮凝剂分子量链的长度。如果分子量太低，絮凝剂的链长不足以产生“桥 接”一般说，在电荷密度一定的情况下，分子量增加会导致絮凝速度及絮块强度 的增加，但是，如果分子量太高，絮凝剂溶解困难，制造成本增高。对于聚丙烯 酰胺及其衍生物，实用的平均分子量范围是1 x 105〜1 x 108。
一般，在处理洗煤液及污水时，采用大分子量絮凝剂有利。.而用转筒真空过 滤机过滤悬浮液时，若也采用大分子量的絮凝剂预处理，则会形成较大的絮块， 脱水困难，滤饼的含水量增加，相反，若采用低分子量的絮凝剂，则可产生较小 的絮块，脱水容易。
2.1.2.4搅拌的影响搅拌作用的影响较复杂。一方面搅拌加速絮凝剂在悬浮 液中的均匀分散，并将絮凝剂提供到固体表面，同时，搅拌产生的剪切梯度，增 加碰撞率，从而增加絮凝速率，达到高效絮凝。但若搅拌过于强烈，使形成的絮 块破裂，絮凝体尺寸缩小。当絮块破碎时，“桥接”的聚合物从固体表面剥落，这 些空位又吸附其它絮凝剂，使絮凝剂的消耗量增加，絮凝效果相对下降。综合考 虑，在进行絮凝操作时，只允许适度的搅拌。
2.1.2.5操作温度温度的变化对絮凝操作的影响也很复杂，很难作出一般 的结论。处理对象温度升高时固体粒子的热运动更加激烈，因此投加的絮凝剂与 固体粒子相互碰撞絮凝的几率增加，这对絮凝进程是有利的。但是由于固体表面
在吸附絮凝剂的过程是放热反应，温度的升高会使此过程速率降低，因此很难判 定温度在絮凝过程中的作用是有利还是不利。
除了上述列举的影响因素，被处理对象悬浮液中固体颗粒的浓度，化工企业污水处理污泥脱水技术研究，颗粒的外 形尺寸及总表面积以及絮凝剂投加位置和投加方式都会对絮凝过程造成影响。
2.1.3污泥的含固率及含水率
污泥含固率Pi是污泥中含有固体的量和污泥的总重量之比的百分数。严格来 说是将污泥的样品经过滤纸过滤后在105°C的烘箱内烘干后所测定的残留物（干 物质）与污泥式样的体积的比值。而含水率P2是指污泥中所含水量的重量与污
泥总重量之比的百分数。污泥的含固率与含水率之间的关系如式（2-1)。
P1 = 1 - P2(2-1)
污水处理过程中产生的污泥的成分不同和非溶解性颗粒大小都会影响污泥 的含水率。一般对应关系是，非溶解性颗粒粒径越小，残存有机物含量越高，含 水率就越高。
表2-1污泥的含水率
污泥类型初沉
污泥剩余 活性污泥浓缩后的 初沉污泥浓缩后的 剩余污泥消化后
污泥脱水后污泥
含水率（％)96 〜9899.2 〜99.692 〜9696 〜9896 〜9870 〜80
表2-2污泥的含固率
污泥类型液体污泥泥饼空气干化 污泥热干化堆肥 污泥 产品深度碱 稳定污泥焚烧炉灰
含固量（％)<1 〜1213 〜9560 〜8692 〜97 17 〜8722 〜6699 〜100
2.1.4污泥的比重
污泥的比重分为湿污泥的比重和干污泥的比重。相同体积的湿污泥和水的重 量比就是湿污泥的比重。可以用式（2-2)表示。干污泥的比重是由其成分决定 的，干固体污泥中，主要成分都是机物和无机物，一般来讲，有机物的比重近似 为1，无机物比重一般平均值为2.5，因此干污泥的比重可以用近似用式（2-3) 表示。
7 =
l〇〇Ys
YsP + (100 - p)
(2-2)
Ys
250
100 +1.5 pV
(2-3)
干污泥比重
式中：
Y 一湿污泥比重；
Ys 一污泥中干固体物质平均比重，即干污泥比重;
P 一湿污泥含水率，％;
pV ——污泥中有机物含量，％;
根据式（2-2)以及式（2-3)可得式（2-4)
2.1.5挥发性固体（灼烧减量）和灰分（灼烧残量）
灼烧减量GV和灼烧残量GR是污泥在消化过程中使用的重要参数。灼烧减 量GV和灼烧残量GR的关系见式（2-5)。
GV = 1 - GR(2-5)
经过高温灼烧后污泥中被消耗的成分一般是残留的有机物和氮类的化合物 等。氮类的化合物和其他被消耗成分在污泥中占的比例较小，为了计算方便，可 以近似的用有机物含量代替污泥的灼烧减量。污泥消化过程可以消耗污泥中的各 种成分，消化后的污泥灼烧残量比未经消化的污泥残量要低得多。高温灼烧后的 成分主要是各种不挥发的无机盐类等。基本不会影响污泥的正常消化过程。
表2-3各种污泥的灼烧减量
污泥类型初沉污泥剩余活性污泥消化不好的污泥消化后的污泥
灼烧减量（％)60〜7555 〜8055 〜7030 〜55
灼烧残量（％)25〜4020 〜4530 〜4545 〜70
2.1.6污泥的pH值
pH值在污泥消化过程中是一项很重要的指标。未经消化的污泥和酸性发酵
阶段，污泥的pH值一般在5〜6左右，略微显酸性；而处在碱性发酵阶段污泥的 pH值一般为7〜8，属于中性或轻度碱性。如果未经消化的污泥pH值小于5.0， 则应考虑是否向消化池内投加药品调节其pH值。如果经过消化过程后的污泥pH 值不是中性或偏碱性，这种情况下往往是消化过程受到影响，没有完成消化反应。 如果消化池的负荷过高，碱性发酵阶段pH值就越大。当pH值达到一个较高水 平时，氨-铵平衡会倾向于成氨反应从而积聚大量的氨。过多的氨会抑制甲烷菌 的生长繁殖，减缓或破坏消化过程。
表2-4各种污泥的pH值
污泥类型初沉污泥剩余活性污泥消化不好的污泥消化很好的污泥
pH5.0 〜7.06.0 〜7.06.5 〜7.07.2 〜7.8
2.1.7有机物含量
污泥中有机物的含量是判断其沼气产量的一个重要指标。一般近似的用有机 物含量代替污泥的灼烧减量，但是有机物含量基本上小于或等于灼烧减量。 几种污泥中有机物的产气量详见表2-5。
表2-5各种污泥主要有机物产气量
有机物名称单位重量有机物的产气量（mi3/kg)沼气成分
碳水化合物0.79CH4： 50%，C〇2： 50%
油脂1.25CH4： 68%，CO2： 32%
蛋白质0.7CH4： 71%，CO2： 29%
2.1.8污泥热值
污泥热值主要是污泥中有机物含量产生的，是污泥焚烧处理过程中的重要参 数。根据相关研究资料，城市污水污泥中机械脱水后的固体污泥的热值一般为 21〜26KJ/kg，化工污泥中由于含有生产过程中的油脂等污染物，热值一般略高于 生活污泥。若视污泥灼烧减量与有机物含量相等，则污泥干固体物的热值可用式 (2-6)表示。
Hu = (21~ 26)(2-6)
式中：Hu—污泥热值
表2-6各种污泥的固体物热值
污泥类型固体物含量（％)污泥灼烧减量（％)污泥热值（kJ/kg)
生污泥7.763.3165.
消化一般的污泥4.552.213.6
消化好的污泥9.240.810.6
2.1.9污泥的脱水性能
待处理污泥中的污泥颗粒粒径会影响污泥的脱水性能。这种在采用离心式脱 水机时表现最为突出。如果污泥的粒径过小，在离心过程中会随着出水排出而难 以彻底分离，因此使用离心脱水机时对污泥粒径有一定的要求。同时粒径过小也 会增加污泥中的细颗粒数目，增加絮凝药剂的消耗。
污泥的脱水性能可以用污泥比阻来近似衡量，比阻越小，脱水性能就越好； 反之脱水性能就越差。各种污泥的污泥比阻详见表2-7
表2-7各种污泥比阻情况表
污泥类型初沉污泥剩余活性污泥消化不好的污泥消化好的污泥
污泥比阻 (m/kg)1011〜10131012~10135*10u~5*10125*1010~5*1011
从表2-7中可以看出，消化过程对污泥的比阻影响较大，消化程度越好，污 泥的比阻就越小，其脱水性能就越好。
2.1.10污泥的其他性质
除了以上性质外，污泥的性质还包括污泥的可压缩性和离心分离性能等。污 泥的可压缩性影响污泥的压缩脱水性能，可以用可压缩系数来划分。常见的污泥 种类其压缩系数一般在0.6〜0.9之间。如果污泥的压缩系数较大，说明污泥难以 压缩，因此当施加外来压力进行压缩时，污泥的比阻会很快增加，影响过滤效果 和过滤速率。因此压缩系数大的污泥不适合采用板框压滤或带式压滤的方法脱 水，应该采用真空过滤或者离心脱水的方式。
而压缩系数小的污泥多采用板框压滤机或带式压滤机脱水。经过调理后污泥 压缩系数会比一般污泥要大，但是比阻降低，因此如果采用压滤机进行脱水处理 时应
污泥的其它性质包括污泥的可压缩性能，离心分离性能等。
其中，污泥的可压缩系数可以用来评价污泥压缩脱水的性能。一般污泥的压 缩系数在0.6〜0.9之间，压缩系数大的污泥说明当压力增加时，污泥的比阻会迅 速增加，这种污泥宜采用真空过滤或离心脱水的方式脱水，反之压缩系数小的污 泥宜釆用板框或带式压滤机脱水。经过调理后的污泥往往比阻减少，而压缩系数 增加，所以压滤时必须选择合适的压力，否则压力过大会使污泥絮体破坏，不利 于压滤脱水.
污泥离心分离性能可以评价离心分离的性能，但细小的固体物颗粒会随分离 的污泥水排出。离心脱水的固体回收率一般为60〜80%，通过投加高分子有机药 剂（PAM)可以改善污泥的离心分离效果，固体回收率可这90%或更高.
2.2污泥产量计算
2.2.1初沉污泥的计算
新鲜污水首先进入初沉池进行处理，之后再继续浓缩和脱水处理。经过初沉 池后污水中的部分悬浮物SS和少部分的BOD5 (生物需氧量）被去除。其计算 方法可由式(2-7)表示。
(2-8)
(2-7)
Q(C1 - C2) 106
若要反映为污泥溶剂可以使用式(2-8)表示。
厂=100Q(C1 - C 2)
=106(100-P)
式中：
Q一每天污水处理量（m3/d)
Cl一污水进水SS浓度（mg/l)
C2一污水出水SS浓度（mg/l)
P一初沉污泥含水率（％)
AS —每天产生的初沉污泥量（t/d)
V一初沉污泥容积（m3/d)
经过初沉池处理，一般可以去除40%〜50%的SS。
2.3污泥脱水原理
2.3.1污泥中水的存在状态及影响脱除因素
污泥脱水处理前一般会首先对污泥进行浓缩，降低污泥的数量，减少后续处 理的难度。污泥浓缩可以大大降低污泥的体积和含水率。此时污泥中的水分存在 形式是少量自由水和毛细水，后续脱水处理主要是脱除自由水和部分毛细水。自 由水多少主要依据污泥的浓缩程度，一般比较容易脱除。而毛细水的含量主要影 响因素是污泥中毛细管（污泥颗粒之间的缝隙）德数量和毛细压力。其中毛细管 的数量取决于污泥的性状。浓缩后污泥的粒径越小，污泥越细，在同体积污泥内 形成的缝隙就越多，内径也越小。这些缝隙都可以视作毛细管。而污泥内水分的 毛细压力可以由Young-Laplace公式计算得出。
污泥毛细水的毛细压力尸'：
P' = pgh = ^R^cosO(2-9)
式中：
P' 一毛细水的毛细压力 p 一水的密度 g 一重力加速度 h 一毛细水在毛细管中的上升高度 6 一污水的表面张力 e 一固液接触角 R 一毛细管半径
从以上公式（2-9)可以得出，污泥颗粒越小即毛细管半径R越小，毛细水 的毛细压力就越大；液体的表面张力5越大，毛细压力也越大，同时也受到固液 接触角度也就是污泥颗粒表面的亲水性的影响。
毛细压力越大，污泥中毛细水的含量就越多，且不易脱除。同时污泥颗粒的 粒径越小，其总表面积将会大大增加，而且其表面水化膜的相对厚度就越大。污 泥颗粒表面的水化膜流动性很差，甚至处于静止状态，与污泥颗粒结合的十分牢 固，这样污泥内的流道空间会进一步缩小，造成污泥的脱水困难。
从污泥脱水的成本和效率来看，应该尽量使污泥易于脱水，那就要尽量降低 污泥内毛细水的毛细压力。从以上公式中可以看出，降低毛细压力的途径就是增 加污泥内毛细管的半径，降低污泥水的表面张力或者增大污泥固液接触接触角e 即降低污泥颗粒的亲水性，破坏水化膜。这样污泥内部难以脱除的毛细水含量会 大大减少，形成易于脱除的自由水。
实现以上目标的有效手段就是向污泥中投加絮凝剂。电解质类的无机絮凝剂 进入污泥后可以大大的降低污泥的表面张力同时压缩双电层，让污泥颗粒表面形 成的水化膜厚度变薄；根据依据DLOV理论，高分子类的絮凝剂所带有的长链 官能团能够形成絮凝核心，让大量的微小污泥颗粒絮集形成直径大约在5〜10mm 的致密絮团，大大增加了污泥颗粒的体积，从而减少污泥内部毛细管的水量并显 著增大其余毛细管的内径。这些变化不仅能够在污泥内部形成较大的流道空隙让 污泥中的自由水流动更加通畅，更易脱除，还大大降低了毛细水的毛细压力，有 效控制了毛细水的含量。
2.3.2过滤速度
污泥的过滤速度同样是影响污泥的脱水过程。根据鲁斯（Ruth)过滤方程， 采用滤液衡量的过滤速度w:
u =[ (2-10)
+ Rf )
式中：
P 一过滤压力 M 一所过滤液体的粘度 am —滤饼的质量比阻 a 一单位面积过滤介质沉积的滤饼质量 Rf —过滤介质阻力
一般情况下，过滤对象确定后，其粘度和其他性质基本不会改变。当其他过 滤条件一定时，因此过滤速度主要与过滤压力有关即过滤压力越高，过滤速度越 快。
污泥中的毛细水与污泥结合较为紧密，仅仅依靠自身的重力是无法从污泥
中脱除的。因此必须依靠施加额外压力，此压力至少要与污泥中的毛细压力相等
才可能使毛细水从污泥中脱除，因此有p'^p。当两者相等时，可以将将（2-9)
式带入到（2-10)式中，可得：
u，= P'= 5 C〇~(2-11)
ju(am + Rf)R ju(am + Rf)
式中，
u' —过滤压力等于毛细压力时污泥的过滤速度。
从公式（2-10)和（2-11)可以看出，假如保持过滤速度不变（即u=u')， 如果污泥本身的毛细压力降低，则过滤压力就能够降低，可以降低施加过滤压力 时能源的消耗，从而降低运行成本。如果保持过滤压力不变，当污泥本身的毛细 压力降低时，污泥的过滤速度将加快（u>u')，从而提高污泥过滤的效率，单 位时间内处理的污泥量也随之增大，这就意味这可以缩小污泥过滤设施的规模， 采用较小处理能力的设备从而降低污泥过滤总成本。[31，32,33,34]
第三章实验方案
本文从某化工煤化工厂污泥池用取样桶提取池内具有代表性的中层污泥。对 取样污泥在实验室进行试验，研究其固液分离脱水性能。实验方案包括以下几个 部分：化工污泥基本物性测定、使用絮凝剂破胶脱稳和真空抽滤。
3.1化工污泥基本物性的测定 3丄1密度
密度测量方法步骤如下：
(1)取出部分污泥，装入烧杯中。用电子天平称出污泥和烧杯的总质量， 记做mi;
(2)从烧杯中将污泥倒入量筒中一部分，量取该部分体积；
(3)使用电子天平称量烧杯和剩余污泥的质量。
污泥密度计算公式：
(3-1)
m1 - m2
式中：
p 一待测污泥密度，kg/m3 m7 —污泥和烧杯的总质量，g m2 —剩余污泥和烧杯的总质量，g V 一倒出污泥体积，ml 3.1.2固相密度
根据GB/T4472—84《化工产品密度、相对密度测定通则》中规定的比重瓶 法测定固相密度[31]。步骤如下：
(1)取部分污泥，用恒温干燥箱烘干至重量不再变化，取出剩余的污泥固 体待用；
(2)取干燥比重瓶一个，用电子天平称量干燥比重瓶的质量。将比重瓶注 满水，然后用天子天平称量注水后的称量瓶质量。称量注水后的比重 瓶时擦干称量瓶外壁，确保无水珠残留；
(3)倒出比重瓶内的水，用烘箱将比重瓶烘干，使用电子天平称量此时比 重瓶质量；
(4)取部分烘干后的污泥颗粒装入比重瓶中，取用量覆盖比重瓶瓶底，用 电子天平称量此时比重瓶的总质量；
(5)将装有烘干污泥颗粒的比重瓶注满水，注水不要过快，尽量使固体颗
粒沉淀在比重瓶底部，注满水后静置少许时间；
(6)静置一段时间后，确保比重瓶内无气泡残留，擦干比重瓶外壁，确保 无水珠残留，用电子天平称量此时总质量。
固相密度计算公式如下：
p 二m^-m3x100%(3-2)
(m2 -mx)-(m5 -m4)
式中：
P 一烘干污泥密度，kg/m3
m] 一干燥比重瓶质量，g
m2 一比重瓶注满水后的质量，g
m3 一烘干后的比重瓶质量，g
m4 一装入待测污泥颗粒后比重瓶总质量，g
m5 一装入待测污泥颗粒并加满水后比重瓶的总质量，g
3.1.3含水率
本实验采用IR35型快速水分测量仪测量污泥的含水率，其基本原理与传统烘 烤箱测含水率相同。步骤如下：
(1)量取一定量污泥，滴入托盘内，称量其质量；
(2)启动仪器自动恒温烘干，至其质量不在变化，即为恒重时，称量其质
量。
含水率计算公式如下：
w = mi_m2 x100%(3-3)
mi
式中：
w 一 污泥含水率， % m1 一干燥前污泥质量，g m2 一干燥后固体质量，g 3.1.4 pH 值
pH值是影响污泥处理的重要性质，是选取絮凝剂的重要依据，因此必须对 污泥的pH进行测定，本实验采用PHS—2CA型精度pH计，步骤如下：
(1)调节温度补偿旋钮至室温20°C，使用去离子水清洗电极，然后用试纸 试干；
(2)将pH电极插入pH=6.86标准缓冲液中，轻轻晃动，旋转定位旋钮，使 pH示数为6.86，取出电极，用去离子水清洗后，用试纸试干；
(3)将pH电极插入pH=4.0标准缓冲液中，轻轻晃动，旋转斜率旋钮，使pH 示数为4.0，取出电极，用去离子水清洗后，用试纸试干；
(4)量取一定量的待测污泥，放入磁性转子，在磁力搅拌器上搅拌，插入 pH电极，待示数稳定后，读取；
(5)使用去离子水清洗电极，用试纸试干，插入氯化钾溶液中保存。
3.1.5电性测量
使用JS94H型微电泳仪对污泥样品进行电位测量，测试过程如下：
(1)将电泳仪同电脑正确连接后打开电源。启动电脑，进入电泳仪程序控 制界面。点击控制界面中菜单，选取option选项中的connect子选项， 待出现OK子样后点击确定；
(2)待仪器连接成功后，继续选取option选项中的setting子选项，输入测量 名称；
(3)在洗瓶中装入去离子水，反复冲洗电泳杯和电极前段，消除上次试验 残留影响。将待测污泥倒入电泳杯中，用样品冲洗电极，重复多次， 使电极完全润湿。将电极缓慢插入电泳杯中，插入过程中注意不要速 度过快产生气泡。连接电极接线，把装有样品的电泳杯放入样品槽中， 轻按电泳杯，确保安装到位，切忌用力过大；
(4)从电脑上点击当前活动图像，此时图像应该为灰度调焦模式，从图像 中找出较为清晰的粒子；
(5)从电脑界面中点击启动，仪器稳定一段时间后（沙漏跳跃约4次），点 击程序界面中的存盘选项；
(6)从程序界面中选取分析程序，进入分析界面进行计算。输入步骤2中的 文件名后确定。将整个画面从上到下划分为1#、2#、3#三个分析区。 在这三个分析区中找到相同的粒子然后依次用鼠标左键选中点击，就 可以得到所需要的分析数据。重复此步骤，得到多组数据备用，最后 点击计算界面中的存盘选项，并根据颗粒走向自行判断电荷极性；
(7)点击ok后退出分析程序，回到主界面，进行下一项测量；
(8)实验结束，关闭程序，清洗电泳杯。
3.1.6粘度
污泥粘度测定采用旋转法，实验仪器为NDJ—8S数显型粘度计，测量步骤如 下：
(1)取下粘度计转子上的保护套并安装保护架。把温度探头安装在保护架 上。该粘度计测量范围为1〜2x106mpa.s，根据污泥样品粘度，选取1 号转子进行测量。将转子安装在粘度计上，调整仪器脚支撑，确保仪 器保持水平状态。
(2)用大烧杯量取一定体积的污泥样品，注意样品液位不能过低，烧杯直 径不能小于70mm，否则会对测量结果产生影响。将烧杯放置在转子下 方。
(3)调整仪器升降按钮，缓慢调整转子位置，使转子缓慢没入到被测污泥 样品中。微调转子高度使转子上的液位标志同样品液面保持平齐。重 新调整仪器脚支撑，确保仪器水平状态；
(4)接通电源，打开测量仪器。根据所选转子设定转子型号和测量转速。 注意开始不要选用过高转速。测量时显示转矩最低20%，最高90%。 如果不在此范围内表示转速不适合，测量误差较大，此时应重新调整 转速后再进行测量。按下仪器控制面板中的测量键，此时转子转动， 开始测量过程。当仪器面板上读书稳定光标满格时表示读数基本稳定， 记录此时的粘度结果。
(5)重复以上步骤，取三次测量结果的平均值作为样品的粘度结果；
3.1.7比阻测定
比阻表示单位质量污泥在一定压力下过滤时单位过滤面积上的阻力，是表示 污泥过滤特性的综合指标，通常用r表示。通过测量污泥的比阻可以数量化污泥 的过滤性能，从而对不同污泥过滤性能进行比对。污泥的过滤性能跟比阻成反比， 比阻越小代表过滤性能越好。通过测量同一污泥投加不同种类浓度絮凝剂后的比 阻，可以较直观的反映出絮凝剂对污泥过滤性能的影响。比阻值对工业废水污泥 和城市污水污泥都适用。
dV
PA2
dt mnwVr + RfAn
(3-4)
污泥过滤时除了要克服过滤介质本身的阻力外还要克服在过滤介质上形成 的滤饼的阻力。滤饼是由过滤脱水后的污泥固体颗粒堆积形成的，其内部存在许 多孔隙，可以视作一种多空介质。多孔介质的孔道可以视为毛细管，当滤液流经 滤饼时是通过许多曲折蜿蜒的毛细管流动。因此过滤时的阻力是过滤介质阻力和 滤饼阻力之和。假设污泥颗粒是不可压缩的固体，根据污泥过滤的基本公式，即 著名的卡门(Cannan)公式：
式中
滤饼单位干固体重量的阻抗，称比阻，m/kg m3
r 一单位过滤面积上，
V 一滤过滤液的体积， t 一过滤时间 A 一过滤面积，m2 P 一过滤压力差，Pa u 一滤液动力粘滞系数，mPa-s 仍一单位体积滤液所对应的滤饼干固体重量，kg/m3 Rf 一过滤介质的阻抗，l/m3 当过滤压力恒定时，式（3-4)对时间积分，可得以下公式:
(3-5)
式（3-5)是关于V和t/V的线性方程，其中斜率6 = ^^，截距《 = ^
2PA2PA
因此有：
2PA2b
r =
ti
式(3-6)就是计算污泥比阻r的基本公式。其中，i可由式计算出：
CgCo
(3-6)
i
Cg—C。
(3-7)
l V) 1PA2PA
式中：
C〇 一待测污泥样本中固体物质浓度，g/cm3
Cg 一过滤后滤饼中固体物质浓度，g/cm3
V2
.K.
100-p2 = C2 100 - px~ Cj
(3-8)
此外，污泥的体积、重量及所含固体物质浓度之间有以下关系：
式中：
一污泥含水率为Pi ;
一污泥含水率为p2
一污泥含水率为pi时的污泥体积、重量与固体物质浓度; 一污泥含水率为P2时的污泥体积、重量与固体物质浓度;
Pi
P2
VJ WJ C1 V2/W2/C2
根据以上公式，将样品污泥质量、过滤后滤饼的质量可以直接称量得出，固 体物质浓度。也可由试验测定后带入，可以通过以下公式计算出滤饼的固体物
质浓度Cg
Cg =C〇(3-9)
g W2 〇
P为过滤压力（为滤饼上下表面的压力差），单位N.m-1;参数b、i要通过实 验确定。污泥可以根据其比阻的大小进行分类，大致确定其脱水难易程度：比阻 力大于1.0*109s2/g的污泥划分为难脱水，在（0.5〜0.9) *109s2/g的污泥为中等程度， 而比阻小于0.4*109s2/g的污泥则属于易于脱水类型。
比阻可以通过实验测定，方法步骤如下：
(1)首先根据3.1.1中的密度测定方法测定污泥样本中的固体物质浓度Co;
(2)将各种需要投加的絮凝剂配制成不同浓度的水溶液待用；
(3)将配置好的絮凝剂投加到污泥中，取100ml投加调节之后的污泥小心倒
入布氏漏斗中，使用真空泵在一定的真空度下进行定压过滤，记录不同过滤 时间t及其所对应的滤液体积V;
(4)将测得的不同数据中t/v为纵坐标，v为横坐标引入坐标系，所形成的直 线斜率即为b值。通过线性回归求出斜率值。^值公式；
Y = 0.0507X +1.5432由式（3-5)可知办=0.0507
由式（3-9)算出滤饼的固体物质浓度，用式（3-7)求得0，再由式（3-6) 即可计算出污泥比阻值r。
3.2污泥处理工艺流程
不同化工系统产生的污水水质有较大区别，因此污水处理的工艺也各不相 同。这就造成了污泥种类和性质也有很大区别。一般情况下会针对不同污泥性质 选取不同的处理方法和流程。但是从大的处理方向来看，污泥的处理工艺流程可 以总结为图3-2示意流程。
本实验所选的化工污泥厂处理污泥的流程可简述如下：
来自SBR反应池的污泥首先进入污泥池，在此进行重力沉降，使污泥浓度 提高至含水率98%，上清液排入调节池，污泥池内浓缩后的污泥通过污泥泵从管 道输送到带式污泥脱水装置进行脱水处理。经过带式污泥脱水机处理后的污泥其 含水率达到75〜80%，产生的滤饼定期送出界区作为肥料或填埋。
由污泥池经过输送泵打来的污泥先进入污泥反应器，经与聚合氯化铝、聚丙 烯酰胺溶液投加设备投加的絮凝剂进一步混合后进入带式污泥脱水机进行脱水
处理，脱除的污水汇集排入滤液收集池，以便集中处理或重复利用，剩余污泥滤 饼则进行进一步处理。
3.3絮凝剂破胶脱稳
化工污泥中含有大量胶体，必须使用絮凝剂进行破胶脱稳预处理，才能使胶体相 互粘结，聚集成较大颗粒，进而有利于脱水的进行。依据本文对化工污泥物性的 测定，综合分析不同絮凝剂的适用情况，最终选取了工业上通用的几种絮凝剂， 如表3-1。
表3-1絮凝剂的选择
类型名称价格（元/吨）
无机低分子型硫酸铝
Aluminum Sulfate， AS1000
无机低分子型氯化铁
Ferric Chloride， FC2000
无机高分子阳离子型聚合氯化铝
Polyaluminium Chloride， PAC1000
天然有机型阳离子淀粉4000
合成有机非离子型非离子型聚丙烯酰胺 Non-ionic Polyacrylamide， NPAM10000
合成有机阳离子型阳离子型聚丙烯酰胺 Cationic Polyacrylamide， CPAM20000
合成有机阴离子型阴离子型聚丙烯酰胺 Anionic Polyacrylamide， APAM15000
每次称取污泥300g，添加絮凝剂进行破胶脱稳，步骤如下：
(1)称取硫酸铝、氯化铁、聚合氯化铝各3.00g，分别加入各自称好的污泥 中进行搅拌，搅拌速度300r/min，搅拌时间30min，搅拌完成后观察比 较在不同絮凝剂作用下，污泥的形态、形成絮体的大小；
(2)称取硫酸铝、氯化铁、聚合氯化铝各12.00g，分别加入各自称好的污 泥中进行搅拌，搅拌速度300r/min，搅拌时间30min，搅拌完成后观察 比较在不同絮凝剂作用下，污泥的形态、形成絮体的大小；
(3)量取800ml去离子水，分别配制浓度为4%的阳离子淀粉溶液、0.2%的 非离子型聚丙烯酰胺溶液、0.2%的阳离子型聚丙烯酰胺溶液、0.1%的 阴离子型聚丙烯酰胺溶液。配制过程保持搅拌速度200r/min，搅拌时 间3h，使高分子有机絮凝剂充分溶解。
(4)分别取阳离子淀粉溶液2.5ml、非离子型聚丙烯酰胺18.0ml、阳离子型 聚丙烯酰胺9.0ml、阴离子型聚丙烯酰胺24.0ml，各自加入已称好的污 泥中进行搅拌，搅拌速度250r/min,搅拌时间30min,搅拌后观察比较 在不同絮凝剂作用下，污泥的形态、形成絮体的大小；
3.4过滤实验
本实验采用抽真空过滤方案，真空度保持为0.08Mp，实验流程和仪器组装 方法如图3-2所示。
实验步骤如下：
(1)按照上图组装好各种仪器。打开对空压力调节阀，让缓冲瓶与大气联 通。组装布氏漏斗时将漏斗上的橡皮塞用水润湿后再插入布氏漏斗， 确保漏斗的密封性。防止漏斗在抽滤过程中因密封不好而漏气。布氏 漏斗下部插入橡皮塞部分应该尽量远离抽气口，防止被滤液进入抽气 系统，影响测量结果；
(2)将滤纸铺在布氏漏斗的底部，滤纸应事先润湿并能够完整覆盖漏斗整 个下底或稍稍高出漏斗下部，确保滤液不会从其他部位泄露；
(3)正式实验前试抽一次，保证系统被正确连接切无泄露。将用絮凝剂处 理后的污泥经玻璃棒缓慢倒入布氏漏斗，倒入过程中应该注意让污泥 尽量均匀分散在漏斗内，可以略微晃动漏斗让污泥分配均匀。整个过 程不要让污泥溅落到漏斗外或粘附在漏斗壁上；
(4)接通抽滤泵电源，调整真空度，关闭缓冲瓶缓冲旋钮，同时使用秒表
分别记录达到一定体积的时间；
(5)布氏漏斗内的污泥抽干后，打开缓冲瓶上对空调节阀门，待缓冲瓶上 压力指示显示常压后切断真空抽滤泵电源，结束抽滤过程。从滤液瓶 上取下布氏漏斗，倒置在滤饼收集容器上，取下滤饼。（如果滤饼比较 难取下可以从漏斗下部管用洗耳球轻吹让滤饼脱落），测量滤饼含水 率；
(6)将滤液瓶内的滤液倒出，拆下系统各部分组件并清洗，实验结束。
3.5实验仪器
实验中的主要仪器如表3-2。
表3-2实验仪器
实验仪器规格型号备注
电子天平JJ1000Y精度：0.01g
旋转粘度计NDJ—8S上海尼润有限公司
微电泳仪JS94H上海中晨有限公司
电动搅拌器JJ一1A山东华鲁电热仪器公司
循环水式多用真空泵SHB-III郑州长城科工贸有限公司
快速水分测量仪IR35天津市泰斯特仪器有限公司
pH测试仪PHS—2CA上海大普仪器公司
第四章实验结果与分析
4.1污泥基本物性
对取自某化工厂的实地化工污泥进行物性的测定，结果如表4-1所示。其中 污泥常温下呈现凝胶状态。
表4-1污泥基本物性
污泥物性测定值
含水率（°%)97.23
密度（g/ml)0.976
固相密度（g/cm3)1.480
pH6.95
粘度（x10-3Pa-S)120
电位（mV)-38
4.2无机絮凝剂的脱水研究
本文选取的无机絮凝剂共三种，分别为硫酸铝、氯化铁、聚合氯化铝。为了 确定最适合的无机絮凝剂种类，首先取等量无机絮凝剂，横向比较处理污泥的效 果。选取的污泥为300.0g，无机絮凝剂分别取质量浓度等级为1.0%和4.0%，通过 比较经不同絮凝剂处理后的污泥的过滤速度和滤饼含水率，选择最适宜的絮凝剂 种类。
4.2.1无机絮凝剂种类的选择
4.2.1.11.0%无机絮凝剂过滤速度比较
向每份污泥中分别加入一定质量的硫酸铝、氯化铁和聚合氯化铝，使其质量 浓度为1.0%。用电动搅拌器搅拌后，三个污泥样本中均出现絮凝体，但絮体较小， 比较脆弱，容易破碎。经过真空抽滤后，形成的滤饼比较厚实。硫酸铝和聚合氯 化铝形成的滤液澄清，未见污浊；氯化铁形成的滤液呈现黄色。
三种不同絮凝剂的过滤速度比较如图4-1所示。
由图4-1，未加絮凝剂的污泥过滤速度曲线平缓，这说明过滤速率十分缓慢， 经过计算，其平均速度只有〇.〇85ml/s。添加不同的絮凝剂后，可以观察到过滤速 度曲线坡度变陡，这说明过滤速度有明显提高。其中，曲线坡度越陡则说明过滤 速率越快。经过计算，添加1.0%聚合氯化铝后平均速度达到1.202ml/s，这说明聚 合氯化铝对污泥过滤速度的提高最为显著。
4.2.1.24.0%无机絮凝剂过滤速度比较
向每份污泥中加入一定质量的硫酸铝、氯化铁、聚合氯化铝，使其质量浓度 为4.0%。用电动搅拌器搅拌后，三个污泥样本均出现絮凝体，絮体较稳定。经过 真空抽滤后，形成的滤饼厚实。硫酸铝和聚合氯化铝形成的滤液澄清，未见污浊; 氯化铁形成的滤液呈现黄色。三种不同絮凝剂的过滤速度比较如图4-2所示。
由图4-2,相对于空白组，添加4.0%絮凝剂能够提高过滤速度，相对于添加 1.0%絮凝剂，过滤速率曲线的坡度略有下降，但聚合氯化铝的效果仍然是最好的， 平均速度为0.278ml/s，但相对与1.0%浓度，其平均速度较低。
4.2.1.3无机絮凝剂滤饼含水率比较
添加1.0%无机絮凝剂和4.0%无机絮凝剂后，对抽滤后所得滤饼进行含水率 测定，所得各滤饼含水率如表4-2。
表4-2无机絮凝剂滤饼含水率(％)
絮凝剂添加量 (%)空白硫酸铝氯化铁聚合氯化铝
192.5282.4881.4579.17
492.5275.7380.6873.96
由表4-2,未添加絮凝剂时，污泥含水率高达92.52%，可见过滤效果很不理 想，添加絮凝剂后，滤饼含水率有明显的降低。其中，无论添加浓度为1.0%或者 4.0%的无机絮凝剂，经聚合氯化铝絮凝后的滤饼含水率均为最低，可见絮凝效果 是最佳的。
通过以上对三种无机絮凝剂的实验可知，使用聚合氯化铝破胶脱稳后的污 泥，过滤速度最快，而且形成的滤饼含水率最低，形成的絮凝体结构松散，滤饼 中毛细管径大，有利于水分的脱出。相比之下，硫酸铝作用下的污泥过滤速度较 慢，且滤饼含水率也较高；氯化铁作用下形成的絮凝体紧密，毛细管径小，会造 成毛细管压增大，不利于水分的脱出，而且，氯化铁还会引起色度的变化。通过 综合比较分析，选取聚合氯化铝作为化工污泥处理的无机絮凝剂。
4.2.2无机絮凝剂最佳用量的选择
确定无机絮凝剂的种类为聚合氯化铝后，对其进行实验分析。同样，污泥质 量定为300g，分别取一定质量的聚合氯化铝，配制浓度为0.25%、0.5%、1.0%、 1.5%、2.0%、3.0%、4.0%的污泥样本溶液，用电动搅拌机搅拌，破胶脱稳后进 行真空抽滤，比较不同浓度下污泥的过滤速度以及形成滤饼的含水率。
4.2.2.1不同浓度聚合氯化铝比阻的比较
当添加不同浓度的聚合氯化铝时，其比阻值随添加量的关系如图4-3。
可以看出，1%〜1.5%用量时候比阻值较低。比阻越小意味着过滤速度越快， 单从过滤效率上来讲该浓范围度最高。
4.2.2.2不同浓度聚合氯化铝的过滤速度比较
当添加不同浓度的聚合氯化铝时，其过滤速度随添加量的关系如图4-4所示。
图4-4反应了每种聚合氯化铝浓度下，污泥过滤速度的变化情况。从图中可 以较直观的看出，随着聚合氯化铝添加浓度的不同，污泥的过滤速度曲线有很大 变化，其曲线坡度随着添加聚合氯化铝浓度不同而发生变化。其中添加浓度为 1.0%时，污泥过滤速度达到最大。
Y =
25000
250p + (100 - p)(100 + 1.5pV)
2-4)
4.2.2.3不同浓度聚合氯化铝滤饼含水率比较
经不同浓度聚合氯化铝处理后的污泥，测量其形成滤饼的含水率，如表4-3 所示。
表4-3不同浓度聚合氯化铝处理后污泥滤饼含水率
絮凝剂
(%)0.250.511.5234
含水率 ( %)81.6178.7679.1778.0873.1272.2673.75
表4-3反应了随着添加聚合氯化铝的不同，滤饼最终含水率的变换情况。从 中可以看出，滤饼含水率受聚合氯化铝添加量的影响，随着聚合氯化铝加入量的 增加，含水率大体呈现逐渐下降的趋势。
4.2.2.4聚合氯化铝最佳用量的选择
图4-4虽然反应了不同浓度聚合氯化铝下过滤速度的变化情况，但却无法直 观的反应污泥过滤速度随聚合氯化铝添加量增加的变化趋势，因此不利于聚合氯 化铝浓度的选择。因为恒压过滤时，影响过滤速度的主要因素是形成滤饼的阻力， 即滤饼阻力起主要作用时，过滤速度相对稳定，能够反应整个过滤过程的真实速 度[35]。从图4-4可以看出，当滤液体积在125.0ml-250.0ml时，各浓度下的污泥 过滤速度均达到相对稳定的状态，即进入滤饼阻力起主要作用的阶段。将此范围 内每一浓度的平均速度作为该浓度的过滤速度，则可以绘制一条污泥过滤速度随 聚合氯化铝添加量增加而变化的曲线。同时，结合滤饼含水率随聚合氯化铝添加 量增加而变化的曲线，便可根据两条曲线反应出污泥过滤平均速度和滤饼最终含 水率与聚合氯化铝浓度之间的关系，并据此选取聚合氯化铝的最佳浓度。绘制曲 线如图4-5所示。
图4-5直观的反应了污泥过滤速度和滤饼含水率与聚合氯化铝浓度之间的关 系。平均速度曲线显示，随着聚合氯化铝浓度的增加，过滤平均速度首先升高， 达到峰值后开始下降，最后维持在较稳定状态。这是因为随着聚合氯化铝用量的 增多，溶液中的溶质、胶体或悬浮液颗粒逐渐脱稳，产生絮状物或絮状沉淀物逐 渐增多，使得过滤速度加快；然而当加入量过多时，会降低溶液的pH,增加色 度，超出了溶液的负荷，造成出水悬浮物过多，反而不利于提高过滤速度[36]。最 终含水率曲线显示，随着聚合氯化铝浓度的增加，滤饼含水率呈逐渐降低的趋势。 这是因为随着絮凝剂用量的增多，溶液产生的絮状物和絮状沉淀逐渐增多，越来 越多的溶质、胶体或悬浮液颗粒脱稳，自由水含量逐渐升高，使得过滤后滤饼含 水率逐渐降低。
符合聚合氯化铝最佳用量的点，必须同时满足平均过滤速度快、滤饼含水率 低的特点。图4-5中，2.0%、3.0%、4.0%这三个点，虽然滤饼含水率较低，但过 滤速度十分缓慢，因为过滤速度在很大程度上影响着整个过滤成本，过滤速度过 慢，将导致过滤成本升高，因此这三个点均无法满足要求。0.25%和0.5%这两点 过滤速度较慢，且滤饼含水率较高，因此也无法满足要求。1.0%和1.5%两点相 比，1.0%浓度时过滤速度较快，滤饼含水率几乎相同，而且药品成本也更低。
综合以上对无机絮凝剂的研究，可以得出结论，使用无机絮凝剂处理化工污 泥时，使用1.0%浓度的聚合氯化铝将会获得最好的效果，即过滤速度最快，且 滤饼含水率相对较低。
4.3有机絮凝剂的脱水研究
依据本文对化工污泥物性的测定，综合分析不同有机絮凝剂的适用情况，最 终选取了工业上通用的四种有机絮凝剂，分别为阳离子淀粉、非离子型聚丙烯酰 胺、阳离子型聚丙烯酰胺、阴离子型聚丙烯酰胺。为了确定最适宜的有机絮凝剂 种类，首先取一定量的有机絮凝剂，添加后横向比较各有机絮凝剂处理污泥的效 果，即经不同种类有机絮凝剂处理后，污泥过滤速度和最终含水率的变化情况， 同时满足过滤速度较快且滤饼含水率低的有机絮凝剂即为最适宜的有机絮凝剂 种类。
4.3.1有机絮凝剂种类的选择
选取的污泥为300.0g，因为有机絮凝剂分子量很高，粘度较强，若直接加入 待处理污泥中，则无法充分溶解，造成污泥絮凝的不均匀。而且由于粘度过高， 造成污泥过滤时的阻力增大，反而使得过滤速度减慢，不利于污泥的处理。因此 在加入有机絮凝剂之前，必须首先将其配制成一定浓度的溶液才能使用，根据使 用要求并查阅相关文献，配制四种溶液的质量浓度分别为4.0%阳离子淀粉溶液、 0.2%非离子型聚丙烯酰胺溶液、0.2%阳离子型聚丙烯酰胺溶液和0.1%阴离子型 聚丙烯酰胺溶液。根据表2-1，选取药品成本价格作为横向比较的定量，即保持 所取四种药品的成本相同。因此，取阳离子淀粉溶液2.5ml，非离子型聚丙烯酰 胺溶液18.0ml，阳离子型聚丙烯酰胺溶液9.0ml，阴离子型聚丙烯酰胺溶液24.0ml 分别进行实验。
4.3.1.1不同种类有机絮凝剂过滤速度比较
添加上述四种不同的有机絮凝剂后，污泥过滤速度如图4-6所示。
图4-6不同种类有机絮凝剂的速度比较
图4-6显示，与未添加任何絮凝剂的污泥相比，添加阳离子淀粉、非离子型 聚丙烯酰胺和阴离子型聚丙烯酰胺这三种絮凝剂后，并没有对污泥的过滤速度起 到明显的作用。这是因为，阳离子淀粉在污泥处理过程中，最佳的pH区间为8-10, 而此污泥pH值为6.95,使得阳离子淀粉的过滤效果不理想[37]。又因为絮凝剂的 工作原理，一是通过加入带相反电荷的胶体，使水中原有胶体和加入胶体发生电 中和，导致两种胶体的负电位都减少；二是添加和胶粒电荷相反的高价离子，从 而降低胶粒的负电位[17]。化工企业污水处理污泥脱水技术研究，对于本文研究的化工污泥，其具有较高的负电位，而非 离子型聚丙烯酰胺和阴离子型聚丙烯酰胺均无法提供与其电荷相反的胶体或高 价离子，而且阴离子型聚丙烯酰胺还会与污泥中的负电荷基团相互排斥，反而阻 碍了悬浮颗粒的凝聚作用，因此过滤效果同样不够理想。
与其他三种絮凝剂相比，阳离子型聚丙烯酰胺絮凝剂则十分明显的提高了污 泥的过滤速度。这是因为其分子结构中含有数目众多的阳离子基团，可以通过静 电作用吸附于带负电荷的悬浮物颗粒、含阴离子基团的水溶性有机胶质上，使悬 浮颗粒凝聚、絮凝、沉降，使阴离子型有机污染物与之静电相吸而聚沉。可见阳
离子型聚丙烯酰胺溶液依靠其阳离子基团表现出的正电性与污泥所表现出的负 电性之间的相互作用，对污泥脱水是极为有效的。即阳离子型聚丙烯酰胺对提高 污泥过滤速度的效果是最佳的。
4.3.1.2不同种类有机絮凝剂滤饼含水率比较
添加不同种类有机絮凝剂后，对抽滤后所得滤饼进行含水率测定，所得各滤 饼含水率如表4-4。
表4-4有机絮凝剂滤饼含水率
添加絮凝剂 种类空白阳离子淀粉非离子型 聚丙烯酰胺阳离子型
聚丙烯酰胺阴离子型 聚丙烯酰胺
含水率（％)92.5289.2291.7182.7494.35
表4-4显示，添加絮凝剂后，阳离子淀粉、非离子型聚丙烯酰胺和阴离子型 聚丙烯酰胺三种絮凝剂在降低滤饼含水率方面所起的作用很微小，而阳离子型聚 丙烯酰胺处理后的污泥滤饼含水率有明显的降低，可见絮凝效果是最佳的。
通过以上对四种有机絮凝剂的实验可知，使用阳离子型聚丙烯酰胺破胶脱稳 后的污泥，过滤速度最快，而且形成的滤饼含水率最低，形成的絮凝体结构松散， 滤饼中毛细管径大，有利于水分的脱出。通过综合比较分析，选取阳离子型聚丙 烯酰胺作为化工污泥处理的有机絮凝剂。
4.3.2有机絮凝剂最佳用量的选择
确定有机絮凝剂的种类为阳离子型聚丙烯酰胺后，对其进行实验分析。同样， 污泥质量定为300.0g，分别取0.2%浓度的阳离子型聚丙烯酰胺溶液配制3.0%、 7.0%、9.0%、11.0%、13.0%、15.0%、17.0%和 19.0%这八个污泥样本，用电动搅 拌机搅拌，破胶脱稳后进行真空抽滤，比较不同浓度下污泥的过滤速度以及形成 滤饼的含水率。
4.3.2.1不同浓度阳离子型聚丙烯酰胺的比阻比较
当添加不同浓度的阳离子型聚丙烯酰胺时，其比阻随浓度增加的变化如图 4-7所示。
图4-7反应了不同的阳离子型聚丙烯酰胺浓度下，污泥过滤比阻的变化情况。 从中可以较直观的看出，低浓度时随着阳离子型聚丙烯酰胺添加浓度的不同，污 泥的过滤速度有很大变化，其中当浓度达到11%之后，比阻的变化十分缓慢。说 明浓度超过11%之后，阳离子型聚丙烯酰胺浓度对比阻的影响变得很小。
4.3.2.2不同浓度阳离子型聚丙烯酰胺的过滤速度比较
9
-w- 11 13 15 17 19
300
当添加不同浓度的阳离子型聚丙烯酰胺时，其过滤速度随添加量的关系如图 4-8所示。
_
4
图
不同浓度阳离子型聚丙烯酰胺的过滤速度比较
图4-8反应了不同的阳离子型聚丙烯酰胺浓度下，污泥过滤速度的变化情况。 从中可以较直观的看出，随着阳离子型聚丙烯酰胺添加浓度的不同，污泥的过滤 速度有很大变化，其中当浓度达到15%、17%、19%这三种等级时，污泥过滤速 度达到最大。
4.3.2.3不同浓度阳离子型聚丙烯酰胺滤饼含水率比较
经不同浓度阳离子型聚丙烯酰胺处理后的污泥，测量其形成滤饼的含水率， 如表4-5所示。
表4-5不同浓度阳离子型聚丙烯酰胺的滤饼含水率
絮凝剂
入s 3 7
含量（％)91113151719
含水率
82.74 83.09
(%)81.6279.5180.4678.6979.2479.47
表4-5反应了随着添加阳离子型聚丙烯酰胺的不同，滤饼最终含水率的变换 情况。从中可以看出，滤饼含水率受阳离子型聚丙烯酰胺添加量的影响，随着其 加入量的增加，含水率大体呈现逐渐下降的趋势。
4.3.2.4阳离子型聚丙烯酰胺最佳用量的选择
与选择聚合氯化铝最佳用量时相同，图4-7虽然反应了不同浓度阳离子型聚 丙烯酰胺下过滤速度的变化情况，但却无法直观的反应污泥过滤速度随阳离子型 聚丙烯酰胺添加量增加的变化趋势。当滤液体积在150ml—250ml时，各浓度下 的污泥过滤速度均达到相对稳定的状态。将此范围内每一浓度的平均速度作为该 浓度的过滤速度，则可以绘制一条污泥过滤速度随阳离子型聚丙烯酰胺添加量增 加而变化的曲线。同时，结合滤饼含水率随阳离子型聚丙烯酰胺添加量增加而变 化的曲线，便可选取其中的最佳用量。绘制曲线如图4-9所示。
图4-9反应了污泥过滤速度和滤饼含水率与阳离子型聚丙烯酰胺浓度之间的 关系。平均速度曲线显示，随着阳离子型聚丙烯酰胺浓度的增加，过滤平均速度 逐渐升高，达到峰值后维持在较稳定状态。这是因为加入阳离子聚丙烯酰胺后, 胶粒周围的离子层被压缩，离子层的厚度变小，而使排斥力减小，微粒可以在近距 离相互接近,由于范德华吸引力作用而实现絮凝，随着投入量的增加，范德华吸 引力逐渐增强，絮凝效果也更理想[38]。最终含水率曲线显示，随着阳离子型聚丙 烯酰胺浓度的增加，滤饼含水率呈逐渐降低的趋势。这也是因为随着用量的增多， 溶液产生的絮状物和絮状沉淀逐渐增多，自由水含量逐渐升高，使得过滤后滤饼 含水率逐渐降低。
符合阳离子型聚丙烯酰胺最佳用量的点，必须同时满足平均过滤速度快、滤 饼含水率低的特点。图4-9中，可以很明显的看出，15.0%、17.0%、19.0%这三 个浓度等级是满足条件的。而这三个点之间相比较，15.0%浓度条件下，平均过 滤速度相对更快，滤饼含水率也相对更低，而且药品成本也是最低的。
综合以上分析可知，15.0%浓度的阳离子型聚丙烯酰胺是处理此化工污泥的 最佳用量。
4.4有机絮凝剂与无机絮凝剂的综合性能比较
通过上文分别对无机絮凝剂和有机絮凝剂的实验研究，确定了其最佳的种类 和用量，现将其综合性能列于表4-6。
表4-6有机与无机絮凝剂综合性能比较
种类絮凝剂用量
(%)平均速度 (ml/s)滤饼含水率 ( %)成本
(元/吨泥）
无机聚合氯化铝10.80179.1710
有机阳离子型聚丙烯酰胺 (0.2%溶液）152.04178.696
表4-6显示，阳离子型聚丙烯酰胺和聚合氯化铝这两种絮凝剂相比，阳离子 型聚丙烯酰胺处理后的污泥，平均过滤速度要快很多，滤饼含水率也相对较低， 药品成本也较低，因此絮凝效果更好。而且无机絮凝剂在过滤以后，其离子会进 入滤液中，滤液进行循环利用或集中处理时，会造成二次污染。而有机絮凝剂中 的大分子则会在过滤后留在滤饼中，便于处理，滤液保持澄清状态，不会产生二 次污染的问题。
通过综合分析可知，在处理化工污泥时，最理想的絮凝剂种类为阳离子型聚 丙烯酰胺，添加15.0%浓度的0.2%阳离子型聚丙烯酰胺溶液，对污泥的处理效 果最好。
4.5工艺路线
由以上的研究结果表明，对于化工污泥处理，应选择加入阳离子型聚丙烯酰 胺作为絮凝剂，破胶脱稳后过滤，效果最理想。工艺过程为：配制浓度0.2%的 阳离子型聚丙烯酰胺溶液；向污泥中加入15.0%的溶液；使用电动搅拌器搅拌破 胶脱稳；搅拌充分后真空抽滤。工艺流程如图4-10。
图4-10化工污泥处理工艺图
4.6本章小结
本章对化工污泥处理进行了实验研究，主要围绕污泥物性测试及固液分离脱 水研究，得到以下结论。
(1)测定化工污泥物性，根据物性查阅相关文献，选取适宜絮凝剂；
(2)化工污泥不能加入絮凝剂后直接进行固液分离脱水，必须先进行预处 理，充分搅拌，破胶脱稳后才可过滤分离；
(3)投加PAC和PAM，在其最佳投加浓度区间内对其过滤比阻进行对比， 投加PAM后的污泥样本比阻明显低于投机PAC的样本。这也就意味着选取投加 PAM时污泥的脱水效率最高，消耗也相应减少。在随后相同滤饼脱水率时过滤 平均速度对比也证明了这一点。
(4)经实验研究并分析比较后，确定最佳的化工污泥处理方案是加入15.0% 的浓度为0.2%的阳离子型聚丙烯酰胺溶液进行预处理，然后进行固液分离操作。
第五章结论
本文针对某化工厂的污泥的物性测定、化学固液分离、强化脱水过程进行了 实验研究。通过对污泥物性的测定，分析了化工污泥的特性；通过对不同种类的 絮凝剂对化工污泥的处理效果比较，分析确定了最佳的絮凝剂种类；通过对不同 浓度的絮凝剂的处理效果比较，分析确定了最佳的絮凝剂浓度。在此基础上，提 出了化工污泥的固液分离工艺路线。得到主要结论如下：
(1)根据对化工污泥的基本物性的测定，可以得出污泥的含水率很高，仅 仅依靠机械过滤很难达到降低含水率的目的，必须添加絮凝剂进行化学絮凝，破 胶脱稳，才能进一步分离。
(2)本文首先对不同种类的絮凝剂进行横向对比，最后的实验结果表明无 机絮凝剂中，聚合氯化铝的处理效果最佳；有机絮凝剂中，阳离子型聚丙烯酰胺 效果最佳。确定絮凝剂种类后，通过对同一种絮凝剂在不同浓度情况下的处理效 果进行实验研究，最后的实验结果表明加入聚合氯化铝1.0%时效果最佳；加入 阳离子型聚丙烯酰胺溶液15.0%时效果最佳。综合对比了这两种絮凝剂的处理效 果，化工企业污水处理污泥脱水技术研究，分析研究表明阳离子型聚丙烯酰胺在化工污泥处理上的综合性能更好，性价 比也高。
(3)在此基础上提出了化工污泥的固液分离工艺路线，即在过滤工艺之前 进行预处理操作，向污泥中加入配制浓度为0.2%的阳离子型聚丙烯酰胺溶液作 为絮凝剂，添加量为污泥悬浮液体积的15.0%，然后使用电动搅拌器搅拌破胶脱 稳，搅拌充分后进行真空抽滤。经本文提出的工艺路线处理后滤饼的含水率从 92.52%降低至78.69%，过滤速度从0.05ml/s提高至2.041ml/s，可达到较好的脱 水效果，为工业生产提供实验依据。
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