化工企業污水處理污泥脫水技術研究，化工污泥主要來源于化工企業前系統夾帶的懸浮物等雜質以及在污水處理 中產生的微生物殘留和部分難分解物質。污泥處理就是通過濃縮和脫水等方法降 低污泥的含水率，實現污泥的減量化，降低污泥最終的處置難度和成本。隨著環 境保護要求不斷提高，對污泥最終處置要求也不斷提高。由于自然干化的局限性， 目前機械脫水技術已經成為主流處理工藝，為了降低機械處理成本和提高處理效 率，污泥處理研究越來越重要。
本文針對某化工廠的污泥的物性測定、化學固液分離、強化脫水過程進行了 實驗研究。通過對污泥物性的測定，分析了化工污泥的特性，可以得出污泥的含 水率很高，僅僅依靠機械過濾很難達到降低含水率的目的，必須添加絮凝劑進行 化學絮凝，破膠脫穩，才能進一步分離。然后通過對不同種類的絮凝劑對化工污 泥的處理效果比較，分析確定了最佳的絮凝劑種類，最后的實驗結果表明無機絮 凝劑中，聚合氯化鋁的處理效果最佳；有機絮凝劑中，陽離子型聚丙烯酰胺效果 最佳。通過對不同濃度的絮凝劑的處理效果比較，分析確定了最佳的絮凝劑濃度， 實驗結果表明加入聚合氯化鋁1.0%時效果最佳；加入陽離子型聚丙烯酰胺溶液 15.0%時效果最佳。綜合對比了這兩種絮凝劑的處理效果，分析研究表明陽離子 型聚丙烯酰胺在化工污泥處理上的綜合性能更好，性價比也高。
在此基礎上提出了化工污泥的固液分離工藝路線，即在過濾工藝之前進行預 處理操作，化工企業污水處理污泥脫水技術研究,向污泥中加入配制濃度為0.2%的陽離子型聚丙烯酰胺溶液作為絮凝 劑，添加量為污泥懸浮液體積的15.0%，然后使用電動攪拌器攪拌破膠脫穩，攪 拌充分后進行真空抽濾。經本文提出的工藝路線處理后濾餅的含水率從92.52% 降低至78.69°%，過濾速度從0.05ml/s提高至2.041ml/s，可達到較好的脫水效果， 為工業生產提供實驗依據。
化工污泥簡介
化工污泥主要來源于化工企業前系統夾帶的懸浮物等雜質以及在污水處理 中產生的微生物殘留和部分難分解物質。處理后的指標合格的污水可以再經砂 濾、超濾等后續系統處理，最終進行回用。但是污水處理后產生的污泥其中含有 大量的有害物質，如病原微生物、細菌、合成有機物及重金屬離子等。
化工污泥的主要特性是含水率高、容易腐化發臭、并且顆粒較細、比重較小 呈膠狀液態。它是介于液體和固體之間的濃稠物,可以用泵運輸，但很難通過沉降 進行分離脫水[1]。如果這些有害物質未經處理或者處理不當，隨意排放、填埋將 會造成水體污染，破壞周邊的生態環境。
因此污泥處置是污水處理的重要組成部分，污泥作為污水處理的后繼部分只 有得到妥善處置及資源化利用，才能避免造成二次污染，減少污泥中的有害物質， 對維持生態環境穩定具有重要意義。
1.2化工污泥處理技術進展 1.2.1調質-機械分離處理技術
污水處理后產生后大量污泥，污泥中含有大量的未降解有機物、細菌和重金 屬等污染物。因此產生的污泥必須要進行處理才能排放。污泥處理是污水處理過 程中的一個重要組成部分。污泥處理就是通過濃縮和脫水等方法降低污泥的含水 率，實現污泥的減量化，降低污泥最終的處置難度和成本。隨著環境保護要求不 斷提高，對污泥最終處置要求也不斷提高。由于自然干化的局限性，目前機械脫 水技術已經成為主流處理工藝，為了降低機械處理成本和提高處理效率，污泥處 理研究越來越重要。
調質-機械分離處理技術在國外已經相當成熟，并且在污泥化學調質方面， 發展了一系列新型高效的高分子絮凝劑[2]。選用絮凝劑處理化工污泥，可以改變 污泥顆粒的結構，破壞膠體的穩定性，提高污泥的脫水性能，然后進行機械脫水， 機械脫水設備主要有真空過濾機、板框式壓濾機、帶式壓濾機和臥式螺旋卸料離 心機[3]。
該工藝過程的一個重要核心是高分子絮凝劑的開發和選用，通過國內外的研 究，現已發展出了一系列成熟高效的高分子絮凝劑[4]，并在絮凝劑的使用上積累 大量的實際經驗。該工藝目前是最成熟穩定的技術，也是本課題研究主要內容。
經過穩定處理后的污泥，濃縮效果好，無機物含量高，脫水效果較好。而絮 凝劑的種類以及污泥性質和污泥產量也對脫水效果有很大的影響。根據做用原理 不同，機械污泥脫水主要有兩種，一種是過濾式脫水，一種是人工力場脫水。第 一種主要是各種過濾機械包括帶式壓濾機和板框式壓濾機（正壓過濾）和真空過 濾機（負壓過濾）。這兩種機械都是依靠過濾介質兩側的壓力差作為過濾動力， 在壓力差的作用下讓污泥中的水分透過濾料，而剩余的固體物質則留在濾料一 側，最終實現固液分離，完成污泥脫水過程；第二種代表機械就是離心污泥脫水 機（使用離心力作為脫水力場）。因為污泥中固體物質和水之間存在密度差，在 離心力的作用下，固體顆粒會留在離心脫水機內，水分可以通過排水裝置排出。
常見的污泥脫水機械就是帶式壓濾機、板框式壓濾機、離心污泥脫水機和真 空過濾機。早期污泥處理工藝流程中多采用真空過濾機，主要原因是因為脫水效 果好，可以連續運行，但是真空過濾能耗產生的負壓較低，過濾能耗高，濾網清 理難度也比較大。目前由于各種絮凝劑的研究和使用，真空脫水裝置已經逐漸被 帶式壓濾機、板框壓濾機和離心脫水機鎖替代，僅僅用在一些特殊場合。
污泥處置工藝是一個系統，需要根據污泥的種類和數量性質來決定。根據污 泥最終處置方式不同，需要污泥脫水效果也不相同。需要結合整個污泥系統投資 包括占地面積、后期運行成本（包括設備購置費用、處理單位污泥電耗、藥劑投 加量等）、當地環保指標等多方面因素綜合考慮。絮凝劑的種類、污泥脫水后是 否需要進行進一步處理也同樣影響脫水機械的選擇。表1-1列出了主流機械脫水 設備的優缺點。
表1-1脫水機的優缺點比較
優缺占洲
對污泥的適應性強，脫水效 果好；脫水后污泥含固率可 優高達25—35%
點噪音較小 耗電量較低
機械結構結實，使用壽命長
占地面積大，空間大。
敞開式結構，衛生條件差 缺使用要求高清洗勞動強度大 點 效率低
需要壓力水定時沖洗，耗水 量較大
價格昂貴，維修費用高， 國內生產廠家少，零配件 更換較困難 耗電量較大 噪音大
脫水效果好；濃縮后污泥含固 率約20—25%
脫水機結構緊湊、簡單，占地 面積最小 操作簡單
全封閉式結構，衛生條件好 可以不投加藥劑或少量投加 藥劑
脫水效果好；脫水后污泥 含固率約20—25%
噪音較小
設備價格低，國產化程度 高，國內生產廠家多，零 配件易配套齊全 耗電量較低
占地面積大，空間大 重量較重，有腐蝕性 敞開式結構，衛生條件差 藥耗較高
需更換濾布及易損件零 件，需沖洗水泵和空壓機， 維護較復雜。采用壓力水 連續沖洗，耗水量大
板框式壓濾機帶式壓濾機離心式濃縮機
1.2.2高溫處理工藝
高溫處理工藝是對化工污泥進行無害化處理的一種新型工藝，目前國外已經 大量使用在污泥處置中。處理流程是將污泥在加壓塔內絕氧加壓的條件下控制加 熱到100°C至300°C之間，然后進入分離塔進行閃蒸。在閃蒸塔里，水從塔頂冷卻 后回收，有機物以泥漿的形式從塔釜取出，進一步壓濾后回收濾餅[5]。
1.2.3生物處理技術
化工污水處理后產生的污泥相比正常的生活污泥含有更多的難降解高分子 有機物，普通的污水處理過程由于處理周期和微生物種類等原因難以全部將這部 分高分子有機物分解，這些高分子有機物會殘留在產生的污泥中。
進一步生物處理是消除化工污泥污染的一種有效手段。生物處理是通過向污 泥中投加和培養針對性的微生物，將污泥中殘留的難降解高分子有機物分解消 化，達到無害化的目的。合適的微生物培養和污泥處理效率是微生物處理技術的 兩個重要問題。
微生物降解可以分成兩個階段進行：第一階段是向需要處理的污泥內投加微 生物、營養源和一些生物吸附劑。這些微生物一般是將污泥內自然形成的降解細 菌進行人工選擇分離，形成具有高效降解能力，選擇性好的微生物菌落。第二階 段是對污泥進行曝氣攪拌處理，向其中通入大量的空氣使細菌繁殖[6]。
1.2.4超聲波預處理技術
超聲波預處理技術是一種新型的污泥處理技術，還處在研究階段。使用超聲 波對污泥進行預處理，適當的超聲波強度可以在污泥內部局部發熱，產生海綿效 應，從而提高污泥的脫水能力。在合適的強度和處理時間后，經過處理的污泥含 水率可以降至85%甚至更低，同時減少25%?50%的絮凝劑投加量。
但是超聲波處理時間過長或者功率過大可能會改變污泥的內部結構，使污泥 的粘度增加，造成脫水困難。而且超聲波也可能會破壞菌膠團，使污泥可溶性化 學需氧量（Solluted Chemical OxigenDemand,SCOD)升高，縮短后續生化處理時 間[7]。
由此可見，超聲波技術對污泥的影響是多方面的，綜合考慮污泥類型、脫水 效果、除油效果及釋放SCOD對后續處理的影響，是確定超聲波處理時間及功率 等參數的重要依據。
1.2.5熱解吸技術
熱解吸是目前國外廣泛用于化工污泥無害化處理的手段[8]，是一種改型的污 泥高溫處理工藝?；の勰嘣诮^氧密封條件下加熱到一定溫度，降解高分子的烴 類及有機物，處理后的剩余泥渣能達到無公害化，降解產生的小分子烴類可以回 收利用。
目前，國外煉廠廣泛采用了一種回收抽提氣的污泥干燥技術[9]。經過機械脫 水后的濾餅送至干燥裝置，污泥在旋轉式干燥器中通過熱的廢氣直接加熱進行干 燥，烴類和有機物得到解吸，并被熱的廢氣帶走，被氣流帶走的固體顆粒從氣體 中分離。經過干燥處理后的殘渣可以進入垃圾填埋場地填埋，由于已經高溫無害 化，也可以作為肥料出售使用。
不同污水處理工藝和污水性質所產生的污泥性質和數量也都各有不同特點。 因此污泥處理工藝不能一概而論，需要分別針對不同的具體情況分析和開發不同 的污泥處理工藝流程。國外在污泥處理工藝發展較為快速先進，但是要根據國內 發展的具體情況來加以消化吸收。通過對技術的引進和本土化發展，吸收國外的 先進經驗，增強自主開放能力，在滿足處理需求的前提下滿足社會和國家對環境 保護的要求。
化工污泥處理最終目的就是講污泥中的有害物質最大程度上消解和去除；無 論采取何種污泥處理方法，污泥的預處理是不可缺少的，污泥的預處理通常包括 污泥的濃縮和污泥脫水。通過污泥預處理后的污泥，其含水率和體積會大大減少， 此外在預處理過程中，污泥中部分殘余有害物質也得到去除，提高了污泥處置效 率，為污泥的最終處置提供便利。
1.3化工污泥的綜合利用 1.3.1污泥固化與制磚
污泥固化處理是把水泥、塑料、石膏、水玻璃和粘土等凝結劑同污泥加以混 合、固化[10]。經過固化處理后的污泥，其有害物質并沒有被消除，但是可以通過 固化處理將這部分有害物質封閉在固化后的產物中，達到污泥的穩定化和無害 化。通過投加水泥等凝結劑，污泥固化后的產物具備一定的強度，可以用來制作 輔助建筑材料，替代傳統的燒制磚瓦等。在消除污泥污染的同時還可以保護土地 資源，是污泥減量化利用的一條較好途徑。
1.3.2污泥的燃料化
污泥燃料化就是對污泥中殘存的那部分未分解有機物進行利用。目前有兩種 利用方法：一是在厭氧條件下使污泥發酵，收集產生的沼氣，然后通過沼氣綜合 利用替代部分燃料用作發電或供熱。由于化工廠污泥的碳水化合物、脂肪、蛋白 質含量較低；而礦物油、硫化物、酚含量較高，故沼氣產率相對較低；二是通過 多效蒸發器脫水把污泥直接合成燃料，提高了污泥脫水過程的經濟性[11]。這兩種 方法都存在投資較大，利用效率低的問題。
1.3.3污泥回注調剖技術
化工污泥回灌調剖技術是利用污泥與地層的良好配伍性，向污泥中加入適量 添加劑，化工企業污水處理污泥脫水技術研究，這不僅能懸浮其中的固體顆粒和延長懸浮時間，還能有效地提高封堵強 度[12]。污泥回灌調剖技術可以改善污泥淤積對水質的影響，同時又達到了污泥減 量化的目的，避免了污泥最終處置不當造成的二次污染。污泥回灌調剖技術與傳 統治理措施相比經濟效益和社會效益顯著。
1.3.4污泥農用資源化
污泥農用是發展中國家較常用的污泥處理技術，為污泥處理提供了廣闊前 景。目前,導致污泥能否資源化的主要因素是重金屬的濃度,病原體的擴散及有機 污染物[13]。因此，污泥農用前必須進行無害化處理，降低污泥中重金屬及有害物 質的濃度,使污泥達到農用標準,做到污泥農用科學化、合理化。
1.4化學絮凝
化學絮凝是調質-機械分離處理技術的重要單元操作之一，并且通常是必不 可少的部分。一般由絮凝作用形成的絮體可經沉淀、過濾或氣浮等工藝而達到與 水分離的目的。作為單元操作，絮凝的效能不但會受到前處理的影響，也會對后 續處理產生重大影響[14]。
另外，絮凝劑還具有除濁、除藻、去除重金屬等毒性物質、去除致病微生物 和去除放射性物質等作用，用以降低污泥含水率[15]。絮凝法在污泥處理中占有極 其重要的地位，發揮著不可缺少的重要作用。
1.4.1絮凝劑簡介
絮凝劑是指能使溶液中的溶質、膠體或懸浮液顆粒脫穩而產生絮狀物或絮狀 沉淀物的藥劑。目前的定義有兩種，一是將主要通過表面雙電層壓縮和電中和而 使溶質、膠體或懸浮物顆粒之間產生架橋作用以及在沉降過程中產生卷掃作用的 藥劑稱為絮凝劑，這類絮凝劑主要是有機高分子絮凝劑和無機高分子絮凝劑；二 是根據行業習慣，在工業處理過程中，常將所有起到絮凝作用的藥劑統稱為絮凝 劑[16]。
1.4.2絮凝劑的作用機理
絮凝劑在污泥處理過程中包括三種基本反應：凝結反應：微細粒子的表面電 荷經中和后，利用粒子與粒子之間彼此微弱的吸引力而形成凝集作用，這種力量 非常薄弱，容易受到機械力的破壞；架橋反應：在兩個或多個固體細微粒子間， 利用絮凝劑起架橋作用，使細微粒子聚集較大的顆粒的絮體，有機絮凝劑主要依 靠架橋作用使粒子沉降；沉降反應：絮體一旦形成，便需在靜止狀態下借重力而 沉降，由絮體沉降的快慢可測知形成絮體的大小，如果絮體具有足夠的沉降速度， 能于較短時間在沉降區完全沉淀下來，則絮凝效果十分顯著[17]。
根據絮凝作用機理，有2種促使膠體凝聚的方法：一是加入帶相反電荷的膠 體，此時水中原有膠體和加入膠體發生電中和，使兩種膠體的負電位都減少；二 是添加和膠粒電荷相反的高價離子，從而降低膠粒的負電位，因為高價反離子較 易由擴散層進入到吸附層[18]。
1.4.3絮凝劑的分類
按照化合物類型，絮凝劑可以分為無機絮凝劑、有機高分子絮凝劑、微生物
絮凝劑三大類[19]。
1.4.3.1無機絮凝劑
無機絮凝劑是幾種絮凝劑中最早進行研究和使用的。無機絮凝劑應用范圍比 較廣泛，在各種場合下都有較為滿意的處理效率。無機絮凝劑開發發展相當快， 品種也越來越多，按金屬離子可分為鋁系及鐵系；按陰離子成分又可分為鹽酸系 和硫酸系；按分子量的大小可分為低分子系和高分子系。
目前無機絮凝劑研究開發主要是三個方向:無機復合型絮凝劑的開發；無機 與有機的復合型絮凝劑的開發；專用無機絮凝劑的開發[20]。
(1)鋁系
鋁系絮凝劑的種類主要包括硫酸鋁、氯化鋁、硫酸鋁鉀和聚合氯化鋁等。
鋁鹽加入溶液中，鋁離子不是以單純粒子狀態Al3+存在，而是以[Al(H2O)4]3+， 即水合鋁絡合離子狀態存在。當pH<3時，在水中這種水合鋁絡離子是主要形態， pH值升高，水合鋁絡離子就會發生水解反應，生成各種羥基鋁離子，pH值再升 高，水解逐級進行，從單核羥基水解成單核三羥基，最終產生氫氧化鋁化學沉淀 物析出。這個過程反應如下：
[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+
實際的反應要比上面的復雜。當pH>4時，羥基鋁離子增加，各離子的羥基 之間可發生架橋連接，產生多核羥基絡合物，即高分子縮聚反應。于此同時，生 成的多核聚合物還會繼續水解：
[Al3(OH)4(H2O)1〇]5+= [Al3(OH)5(H2O)9]4++H+
水解與縮聚反應交替進行，最終產生聚合度極大的中性氫氧化鋁[21]。當其數 量超過其溶解度時，即析出氫氧化鋁沉淀物。鋁系通過提供反離子而達到壓縮雙 電層厚度并降低Z電位；溶解產生的各種離子與微粒表面發生特性化學作用而達 到電荷中和；由水解金屬鹽類產生的沉淀物發揮卷掃作用而使微粒轉入沉淀。
鋁鹽絮凝劑可以形成較大的絮凝體，具有良好的脫色作用，但是形成的絮凝 體強度很差，易解體散碎，水解聚合的速度很緩慢。
(2)鐵系
鐵系絮凝劑種類主要包括硫酸鐵、三氯化鐵、硫酸亞鐵和聚合硫酸鐵等。
鐵鹽在水里以[Fe(H2〇)6]3+水合離子的形態存在，當pH升高時，水合鐵離子 [Fe(H2O)6]3+會發生配位水分子離解，水解成多羥基鐵離子。與鋁離子類似，鐵 鹽水解會發生聚合反應，最后生成v-FeOOH沉淀[22]。
鐵鹽與鋁鹽相比，都是傳統的絮凝劑，在水溶液絮凝作用上，都有水解、聚 合、吸附脫穩、卷掃絮凝等共性。但鐵鹽在聚合反應過程中，極化力較強，產生 較牢固的結合，形成的絮體密實，沉降速度快，比鋁鹽有更強的水解、聚合及沉 淀的能力。但缺點是產生的絮體較脆弱，稍有擾動就容易破碎，并且沉降速度較 慢，難以濃縮和脫水，不易控制，卷掃作用差，處理后水的色度較深。
(3)復合絮凝劑
符合絮凝劑種類主要包括聚合氯化鋁鐵、聚合硫酸鋁鐵和聚合硅酸硫酸鐵鋁
等。
鋁鹽與鐵鹽復合共聚后的產物不是簡單的機械物理性混合，產物的的性質與 聚鋁和聚鐵都不相同，是一種全新的絮凝劑。聚鋁和聚鐵符合發生共聚時，其中 含有的鐵離子具有相對較高的活性，因而鋁鐵復合型絮凝劑的水解聚合反應順序 是先鐵后鋁。在水解聚合過程中，通過羥基橋連作用將鋁鐵從不規則到相對規則 的排列次序鍵連在一起[23]。
復合絮凝劑兼有鋁鹽絮凝劑和鐵絮凝劑的雙重特性。絮凝性能優越，具有沉 降快、形成絮體大等特點。
1.4.3.2有機高分子絮凝劑
有機高分絮凝劑主要可以分為天然高分子絮凝劑和人工合成高分子絮凝劑 兩種類型。這種絮凝劑特性粘度系數高、性質穩定、吸附橋架能力強、絮凝效果 好、投加濃度低、適應性好、絮凝速度快、受介質pH值和溫度的影響較小，絮 凝后的絮團致密，過濾性好等優點。[21]
正是由于有機高分子絮凝劑具有以上的優點，因而逐漸取代無機絮凝劑，得 到了越來越廣泛的應用。高分子類的絮凝劑所帶有的長鏈官能團能夠形成絮凝核 心，通過吸附水中的膠體顆粒，讓大量的微小污泥顆粒絮集形成直徑大約在 5?10mm的致密絮團，形成絮凝體。[24]
(1)非離子型有機高分子絮凝劑
聚丙烯酰胺（PAM)和聚氧化乙烯（PEO)是最常見的非離子型高分子絮凝 劑。這類絮凝劑的絮凝主要是由分子鏈中官能團-CONH2來實現的。需要絮凝的 體系中的懸浮物能夠與-CONH2產生吸附橋架，從而形成易于分離和沉降的較大 的絮體，達到絮凝的目的[25]。絮凝劑的相對分子量是影響絮凝效果的主要因素， 相對分子量越大，絮凝劑在懸浮液中的相對流體力學尺寸就越大，更容易形成較 大的絮體，相同濃度下使絮凝體更容易沉降分離，提高絮凝效果和效率。
(2)陰離子型有機高分子絮凝劑
陰離子絮凝劑中存在的陰離子基團,有利于絮凝劑分子鏈的伸展，提高其絮體 的能力，增強其絮凝效果，該作用與絮凝劑的吸附作用相互制約。陰離子有機高 分子絮凝劑中陰離子基團含量存在最佳值，陰離子有機高分子絮凝劑相對分子質 量增加，往往使其最佳用量增加。由于陰離子有機高分子絮凝劑本身帶負電，所以 目前仍主要用作無機絮凝劑的添加劑，且受介質的pH值、礦化度、高價金屬離 子含量影響較大。介質pH值下降，礦化度和高價金屬鹽含量增加，則其絮凝效 果明顯變差，甚至失效，所以陰離子型聚丙烯酰胺主要用于堿性條件下高濁度水 的處理[26]。
(3)陽離子有機高分子絮凝劑
陽離子有機高分子絮凝劑，因其分子結構中含有數目眾多的陽離子基團，可使 絮凝劑通過靜電作用吸附于帶負電荷的懸浮物顆粒、含陰離子基團的水溶性有機 膠質上，使懸浮顆粒凝聚、絮凝、沉降，使陰離子型有機污染物與之靜電相吸而 聚沉等。因此其具有凝聚和絮凝的雙重功能，可有效地降低水的濁度、含油量和 化學需氧量（Chemical Oxygen Demand,COD) [27]。此外，陽離子有機高分子絮凝 劑利用其特有的季銨基團，可有效殺死病毒或微生物并使之聚沉，而季銨基團中的 疏水性烷基則可有效地與水中的三鹵代烷烴產物締合，明顯降低水中COD值。
(4)天然高分子絮凝劑
天然高分子絮凝劑具有原料來源廣泛、價格低廉、無毒、易于生物降解、無 二次污染及分子量分布廣等特點，應用最為廣泛的是淀粉衍生物絮凝劑。
淀粉分子中具有支鏈與直鏈兩種結構,通常支鏈淀粉在淀粉中的比例較大，但 是支鏈淀粉的絮凝性能遠低于直鏈淀粉，所以天然的淀粉通常絮凝效果不太理想, 通過淀粉分子的相應改性反應就能取得良好的絮凝效果。對淀粉及其衍生物進行 醚化,可得到陽離子型天然高分子絮凝劑，它對帶有負電荷的顆粒有優良的絮凝效
里[28]
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1.4.3.3微生物絮凝劑
微生物絮凝劑是一種新興的絮凝劑種類，主要采用的是生物科技從各種微生 物中提取。這類絮凝劑大部分是微生物中具有絮凝活性的一部分多糖、蛋白質、 纖維素和DNA等代謝產物。可以通過培養細菌、真菌等微生物精煉提取到。雖 然它們性質各異，但均能快速絮凝各種顆粒物質，尤其是其具有可生物降解性， 克服了鋁鹽、聚丙烯酰胺等毒性問題，安全可靠，對環境無二次污染[29]。目前已 有的理論研究主要集中在鑒別絮凝物質、測定絮凝物質的性質、觀測絮凝效果， 以及通過遺傳基因工程尋找具有絮凝功能的遺傳因子以用于組建工程菌等[30]。 1.4.3.4 總結
這三種絮凝劑都有各自的優缺點，除了微生物絮凝劑還沒有大規模應用外， 有機和無機絮凝劑都已經有廣泛的應用。
無機類的絮凝劑多是金屬鹽類，制取相對簡單，因此價格比其他兩種絮凝劑 低。而且無機類不易變質，運輸和儲存簡便，使用時直接配取不同濃度的溶液即 可，適應性好，投加簡單易行。但是無機絮凝劑絮凝效果不如其他兩種絮凝劑， 投加量大，本身容易產生沉淀物質，可能會在污泥池底部形成較多的沉淀污泥， 實際使用過程中效果并不如意，由于高投加量，最終成本也不占優勢。早期污水 處理裝置中使用較多，目前已經逐步退出使用。現在污泥處理過程中多使用有機 或者符合絮凝劑。
有機絮凝劑基本上是具有絮凝官能團或鏈的高分子類有機物，本身沒有腐蝕 性，因此投加裝置不必采用特殊的防腐處理，投加量相對無機絮凝劑大大減少， 降低了投加的勞動強度。另外有機絮凝劑形成的絮體團較大，一般懸浮在水相中， 不易發生沉淀。但是有機物本身性質決定了有機絮凝劑可能會發生腐爛變質，對 儲存條件要求較為苛刻，儲存有效期也短。由于有機絮凝劑自身也會互相作用形 成致密的膠體狀絮凝團，因此投加時應特別注意控制投加量并加強攪拌，否則可 能會阻塞管道或者過濾裝置。有機絮凝劑對水質變化也較為敏感，最佳投加量不 易掌握，適應性較差。
微生物絮凝劑是一種新興的絮凝劑種類，目前還多處在實驗室或小規模使用 階段。目前主要研究方向一是是明確微生物絮凝劑的絮凝機理，測定其有效成分 和性質；另外就是通過現代的生物技術，培育或改造出可以自行根據水質和污泥 種類，產生對應絮凝基團的細菌。如果研究獲得突破，微生物絮凝劑可以自行增 殖，不需要過多的人工干預，相對于傳統型絮凝劑可以大大降低投加成本和勞動 強度，將可以提高污泥處理效率并替代傳統的有機或復合絮凝劑。
絮凝劑可以提高污泥的處理效率，降低污泥含水率，降低污泥處理投入從而 降低污水處理的成本。由于不同絮凝劑的使用特點，根據污泥性質選取對應的絮 凝劑并確定最佳的投加濃度在實際處理過程中具有主要意義。錯誤的絮凝劑種類 和投加濃度不僅無法提高處理效率，反而會造成系統的運行紊亂，造成投資浪費 和二次污染。因此污泥處理過程中絮凝劑種類和投加濃度確定是很有必要的。 1.5本文的研究目的
本文針對某化工廠污水處理的實際工程問題進行實驗研究。目前生產中，污 泥呈凝膠狀態，在過濾操作中存在過濾速度慢，濾餅含水率高等問題，使得后續 干燥設備的負荷較大，耗能較高，嚴重影響了生產效率。本文擬在測定物料的基 本物性的基礎上，采用不同的絮凝劑種類和用量，用實驗確定最優化的種類和使 用濃度，降低污泥脫水后的含水率及提高處理速率，改善過濾效果，為工業生產 提供實驗依據。
1.6本文的研究內容
本文的研究內容包括：首先研究該化工廠污泥懸浮液的基本物性，通過對不 同種類的絮凝劑對化工污泥的處理效果比較，分析確定了最佳的絮凝劑種類；通 過對不同濃度的絮凝劑的處理效果比較，分析確定了最佳的絮凝劑濃度。綜合比 較有機絮凝劑和無機絮凝劑的助濾性能，在此基礎上，提出了化工污泥的固液分 離工藝路線。為實際生產提供選型依據和適宜的操作條件。
第二章理論分析
2.1絮凝原理和污泥性質
對懸浮液進行凝聚和絮凝處理，就是要使懸浮液中的微細粒子聚結成粗大粒 子或疏松的絮塊。粒子增大，比表面積就減小，流體阻力降低。松散的絮塊，空 隙率加大，在過濾時，濾餅滲透性增加，過濾速率顯著提高。
懸浮液中的分散體分為親液膠體和疏液膠體兩類。親液膠體中的固體對水或 其它分散介質具有較大的親合力，所以混合時很自然形成溶膠（如自明膠）。近 年來，事實證明，親液溶膠實際上是高分子化合物的真溶液，如蛋白質、淀粉及 纖維等，它們的分子大小已經達到膠體粒子的范圍。這類物質的溶液既具有真溶 液的性質，同時又具有某些膠體性質。一般的溶膠稱為疏液溶膠。疏液溶膠需要 用化學法或機械混合法制備，如金的溶膠。這類溶膠對電解質特別敏感，所以易 用添加電解質的方法使細粒聚集。親液膠體對電解質不敏感，加入電解質達到很 高濃度才能使細粒集結和沉淀。
2.1.1聚電解質的絮凝機理
聚電解質的絮凝作用，概括為兩個過程，即：
(1)聚電解質與顆粒表面的電荷中和；
(2)聚電解質的長鏈與顆粒“橋接”，形成較大的絮狀團塊。
用高分子聚電解質對溶膠進行絮凝的機理，對不同電性的聚電解質和不同特 性的膠液有不同的解說。歸納起來，有如下論點：
2.1.1.1依靠靜電吸引粘接和架橋在懸浮液中，如果絮凝劑的電性與粒子 所帶凈電荷相反，則當一個懸浮粒子與絮凝劑的長鏈接近時，由于靜電吸引，便 被長鏈捕俘，互相中和電荷發生粘接。當第二個顆粒進入伸展著的長鏈區域內時 同樣被俘獲，這樣兩個粒子之間就形成有形的“橋接”。然后，這個基本的絮凝體 通過其它微粒的“橋接”繼續生長，直到獲得一個最佳尺寸的絮塊。
由于長鏈上只有少數幾個點吸附粒子，大部分長鏈形成環狀鏈留在液體中。 在環狀鏈段之間以及已被“橋接”的粒子之間，存在相互的靜電斥力，因而形成的 絮塊比較疏松。
2.1.1.2電荷斑塊前已提及，一般陰離子絮凝劑分子量較低，亦即陽離子絮 凝劑只有短式鏈條。由于靜電吸引，這種短鏈被吸附到帶凈負電的粒子表面上， 這部分表面稱為“電荷斑塊”。通過“斑塊”使兩粒子互相吸附粘著而形成“絮塊”。 如圖2-1所示。
2.1.1.3中性絮凝劑的絮凝一氫鍵聯接中性絮凝劑的長鏈不帶電荷，是依 靠氫鍵聯接將粒子絮凝。例如，中性聚丙烯酰胺（具有上百萬分子量）的長鏈上 可形成15000個以上的氫鍵，產生很強的鍵力，將固體粒子表面牢固粘接。
另外，中性聚丙烯酰胺分子中有很多膠基，通過膠基也可以吸附很多粒子生 絮團。
2.1.1.4.絮凝劑與顆粒表面帶相同電荷的絮凝與溶膠粒子同電性的絮凝劑 同樣起絮凝作用。這是因為固體粒子表面上雖然絕大部分面積與絮凝劑具有相同 電性，但在局部面積或某些點上，則呈現相反電性，由于靜電吸引而使絮凝劑撓 性鏈的某些點或鏈端同固體粒子表面發生粘接并生成絮塊。
2.1.1.5鹽接對于粘土、石灰石及其它含鈣的固體粒子，通過與陰離子型 聚丙酰胺中的-COO-結合，生成一種不溶性的鹽（聚丙烯酸鈣），這些鹽由絮凝 劑的長鏈“橋接”形成絮塊。
商品絮凝劑可能是固體或高濃度液體，共同特點是分子量大、粘度高，在液 相中很難分散，吸附反應通常比擴散速度快，因此必須用機械的方法（如攪拌） 使絮凝劑盡可能在短時間分散。
2.1.2絮凝的影響因素
為了正確選擇聚電解質，在選用絮凝劑前，首先要進行懸浮液樣品試驗。要 達到高效絮凝，還需要了解影響絮凝的各種因素。下面討論幾個主要影響因素。
2.1.2.1絮凝劑用量對特定的處理對象，為了獲得最好的絮凝效果，首先要 確定絮凝劑的最佳投加用量。在最佳用量時，投加的絮凝劑能夠被固體顆粒全部 吸附在顆粒表面，形成最適宜的絮團尺寸，能夠快速沉降。最佳用量不是固定不 變的，同一種類的處理對象在不同的濃度、粒徑，溶液pH值和絮凝劑的有效分 子量以及電化學性質都有關系。投加過量的絮凝劑不僅會造成成本的提高，還會 讓絮凝效果降低。
拉默（LaMer)和希利（Healey)認為，當固體顆粒表面有一半被絮凝劑覆 蓋時，絮凝效果最好。
2.1.2.2懸浮液pH值和離子強度懸浮液的pH值對于絮凝反應主要有兩種 影響，即：
(1)被處理對象顆粒粒子表面電性和電荷密度的影響
以二氧化硅在水中的懸浮液為例，當pH<3.74時，粒子表面的（電位 大于零；在pH=3.74時，（為零，即為等電態；而當pH>3.74時，（值小于零。 顯然，pH值變化可改變固體粒子表面的電性，從而對絮凝產生影響。粒子表面 電荷密度的大小對絮凝也有影響。電荷密度大，會阻止吸附帶有同性電荷的絮凝 劑，增加對帶有異性電荷絮凝劑的吸附。同時，電荷密度過大，粒子間斥力增大， 對絮凝不利。
(2)影響絮凝劑鏈上的電性和電荷密度前已提到，聚丙烯酰胺在酸性介 質中，-CONH2基可部分生成-CONH3+基成為陽離型，而在堿性介質中，-CONH2 基可部分水解成-COO-.基成為帶陰離子型的絮凝劑。pH值也影響絮凝劑鏈上的 電荷密度。若鏈上的電荷密度很大，由于自相排斥，從而防止相互纏結，保持分 子的直鏈狀態，有利于捕俘粒子、架橋及絮凝。
2.1.2.3絮凝劑的分子量經驗證明，對于特定的懸浮系統，存在一個有效絮 凝的最佳絮凝劑分子量鏈的長度。如果分子量太低，絮凝劑的鏈長不足以產生“橋 接”一般說，在電荷密度一定的情況下，分子量增加會導致絮凝速度及絮塊強度 的增加，但是，如果分子量太高，絮凝劑溶解困難，制造成本增高。對于聚丙烯 酰胺及其衍生物，實用的平均分子量范圍是1 x 105?1 x 108。
一般，在處理洗煤液及污水時，采用大分子量絮凝劑有利。.而用轉筒真空過 濾機過濾懸浮液時，若也采用大分子量的絮凝劑預處理，則會形成較大的絮塊， 脫水困難，濾餅的含水量增加，相反，若采用低分子量的絮凝劑，則可產生較小 的絮塊，脫水容易。
2.1.2.4攪拌的影響攪拌作用的影響較復雜。一方面攪拌加速絮凝劑在懸浮 液中的均勻分散，并將絮凝劑提供到固體表面，同時，攪拌產生的剪切梯度，增 加碰撞率，從而增加絮凝速率，達到高效絮凝。但若攪拌過于強烈，使形成的絮 塊破裂，絮凝體尺寸縮小。當絮塊破碎時，“橋接”的聚合物從固體表面剝落，這 些空位又吸附其它絮凝劑，使絮凝劑的消耗量增加，絮凝效果相對下降。綜合考 慮，在進行絮凝操作時，只允許適度的攪拌。
2.1.2.5操作溫度溫度的變化對絮凝操作的影響也很復雜，很難作出一般 的結論。處理對象溫度升高時固體粒子的熱運動更加激烈，因此投加的絮凝劑與 固體粒子相互碰撞絮凝的幾率增加，這對絮凝進程是有利的。但是由于固體表面
在吸附絮凝劑的過程是放熱反應，溫度的升高會使此過程速率降低，因此很難判 定溫度在絮凝過程中的作用是有利還是不利。
除了上述列舉的影響因素，被處理對象懸浮液中固體顆粒的濃度，化工企業污水處理污泥脫水技術研究，顆粒的外 形尺寸及總表面積以及絮凝劑投加位置和投加方式都會對絮凝過程造成影響。
2.1.3污泥的含固率及含水率
污泥含固率Pi是污泥中含有固體的量和污泥的總重量之比的百分數。嚴格來 說是將污泥的樣品經過濾紙過濾后在105°C的烘箱內烘干后所測定的殘留物（干 物質）與污泥式樣的體積的比值。而含水率P2是指污泥中所含水量的重量與污
泥總重量之比的百分數。污泥的含固率與含水率之間的關系如式（2-1)。
P1 = 1 - P2(2-1)
污水處理過程中產生的污泥的成分不同和非溶解性顆粒大小都會影響污泥 的含水率。一般對應關系是，非溶解性顆粒粒徑越小，殘存有機物含量越高，含 水率就越高。
表2-1污泥的含水率
污泥類型初沉
污泥剩余 活性污泥濃縮后的 初沉污泥濃縮后的 剩余污泥消化后
污泥脫水后污泥
含水率（％)96 ?9899.2 ?99.692 ?9696 ?9896 ?9870 ?80
表2-2污泥的含固率
污泥類型液體污泥泥餅空氣干化 污泥熱干化堆肥 污泥 產品深度堿 穩定污泥焚燒爐灰
含固量（％)<1 ?1213 ?9560 ?8692 ?97 17 ?8722 ?6699 ?100
2.1.4污泥的比重
污泥的比重分為濕污泥的比重和干污泥的比重。相同體積的濕污泥和水的重 量比就是濕污泥的比重?？梢杂檬剑?-2)表示。干污泥的比重是由其成分決定 的，干固體污泥中，主要成分都是機物和無機物，一般來講，有機物的比重近似 為1，無機物比重一般平均值為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 一濕污泥比重；
Ys 一污泥中干固體物質平均比重，即干污泥比重;
P 一濕污泥含水率，％;
pV ——污泥中有機物含量，％;
根據式（2-2)以及式（2-3)可得式（2-4)
2.1.5揮發性固體（灼燒減量）和灰分（灼燒殘量）
灼燒減量GV和灼燒殘量GR是污泥在消化過程中使用的重要參數。灼燒減 量GV和灼燒殘量GR的關系見式（2-5)。
GV = 1 - GR(2-5)
經過高溫灼燒后污泥中被消耗的成分一般是殘留的有機物和氮類的化合物 等。氮類的化合物和其他被消耗成分在污泥中占的比例較小，為了計算方便，可 以近似的用有機物含量代替污泥的灼燒減量。污泥消化過程可以消耗污泥中的各 種成分，消化后的污泥灼燒殘量比未經消化的污泥殘量要低得多。高溫灼燒后的 成分主要是各種不揮發的無機鹽類等?；静粫绊懳勰嗟恼Ｏ^程。
表2-3各種污泥的灼燒減量
污泥類型初沉污泥剩余活性污泥消化不好的污泥消化后的污泥
灼燒減量（％)60?7555 ?8055 ?7030 ?55
灼燒殘量（％)25?4020 ?4530 ?4545 ?70
2.1.6污泥的pH值
pH值在污泥消化過程中是一項很重要的指標。未經消化的污泥和酸性發酵
階段，污泥的pH值一般在5?6左右，略微顯酸性；而處在堿性發酵階段污泥的 pH值一般為7?8，屬于中性或輕度堿性。如果未經消化的污泥pH值小于5.0， 則應考慮是否向消化池內投加藥品調節其pH值。如果經過消化過程后的污泥pH 值不是中性或偏堿性，這種情況下往往是消化過程受到影響，沒有完成消化反應。 如果消化池的負荷過高，堿性發酵階段pH值就越大。當pH值達到一個較高水 平時，氨-銨平衡會傾向于成氨反應從而積聚大量的氨。過多的氨會抑制甲烷菌 的生長繁殖，減緩或破壞消化過程。
表2-4各種污泥的pH值
污泥類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有機物含量
污泥中有機物的含量是判斷其沼氣產量的一個重要指標。一般近似的用有機 物含量代替污泥的灼燒減量，但是有機物含量基本上小于或等于灼燒減量。 幾種污泥中有機物的產氣量詳見表2-5。
表2-5各種污泥主要有機物產氣量
有機物名稱單位重量有機物的產氣量（mi3/kg)沼氣成分
碳水化合物0.79CH4： 50%，C〇2： 50%
油脂1.25CH4： 68%，CO2： 32%
蛋白質0.7CH4： 71%，CO2： 29%
2.1.8污泥熱值
污泥熱值主要是污泥中有機物含量產生的，是污泥焚燒處理過程中的重要參 數。根據相關研究資料，城市污水污泥中機械脫水后的固體污泥的熱值一般為 21?26KJ/kg，化工污泥中由于含有生產過程中的油脂等污染物，熱值一般略高于 生活污泥。若視污泥灼燒減量與有機物含量相等，則污泥干固體物的熱值可用式 (2-6)表示。
Hu = (21~ 26)(2-6)
式中：Hu—污泥熱值
表2-6各種污泥的固體物熱值
污泥類型固體物含量（％)污泥灼燒減量（％)污泥熱值（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污泥的脫水性能
待處理污泥中的污泥顆粒粒徑會影響污泥的脫水性能。這種在采用離心式脫 水機時表現最為突出。如果污泥的粒徑過小，在離心過程中會隨著出水排出而難 以徹底分離，因此使用離心脫水機時對污泥粒徑有一定的要求。同時粒徑過小也 會增加污泥中的細顆粒數目，增加絮凝藥劑的消耗。
污泥的脫水性能可以用污泥比阻來近似衡量，比阻越小，脫水性能就越好； 反之脫水性能就越差。各種污泥的污泥比阻詳見表2-7
表2-7各種污泥比阻情況表
污泥類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
從表2-7中可以看出，消化過程對污泥的比阻影響較大，消化程度越好，污 泥的比阻就越小，其脫水性能就越好。
2.1.10污泥的其他性質
除了以上性質外，污泥的性質還包括污泥的可壓縮性和離心分離性能等。污 泥的可壓縮性影響污泥的壓縮脫水性能，可以用可壓縮系數來劃分。常見的污泥 種類其壓縮系數一般在0.6?0.9之間。如果污泥的壓縮系數較大，說明污泥難以 壓縮，因此當施加外來壓力進行壓縮時，污泥的比阻會很快增加，影響過濾效果 和過濾速率。因此壓縮系數大的污泥不適合采用板框壓濾或帶式壓濾的方法脫 水，應該采用真空過濾或者離心脫水的方式。
而壓縮系數小的污泥多采用板框壓濾機或帶式壓濾機脫水。經過調理后污泥 壓縮系數會比一般污泥要大，但是比阻降低，因此如果采用壓濾機進行脫水處理 時應
污泥的其它性質包括污泥的可壓縮性能，離心分離性能等。
其中，污泥的可壓縮系數可以用來評價污泥壓縮脫水的性能。一般污泥的壓 縮系數在0.6?0.9之間，壓縮系數大的污泥說明當壓力增加時，污泥的比阻會迅 速增加，這種污泥宜采用真空過濾或離心脫水的方式脫水，反之壓縮系數小的污 泥宜釆用板框或帶式壓濾機脫水。經過調理后的污泥往往比阻減少，而壓縮系數 增加，所以壓濾時必須選擇合適的壓力，否則壓力過大會使污泥絮體破壞，不利 于壓濾脫水.
污泥離心分離性能可以評價離心分離的性能，但細小的固體物顆粒會隨分離 的污泥水排出。離心脫水的固體回收率一般為60?80%，通過投加高分子有機藥 劑（PAM)可以改善污泥的離心分離效果，固體回收率可這90%或更高.
2.2污泥產量計算
2.2.1初沉污泥的計算
新鮮污水首先進入初沉池進行處理，之后再繼續濃縮和脫水處理。經過初沉 池后污水中的部分懸浮物SS和少部分的BOD5 (生物需氧量）被去除。其計算 方法可由式(2-7)表示。
(2-8)
(2-7)
Q(C1 - C2) 106
若要反映為污泥溶劑可以使用式(2-8)表示。
廠=100Q(C1 - C 2)
=106(100-P)
式中：
Q一每天污水處理量（m3/d)
Cl一污水進水SS濃度（mg/l)
C2一污水出水SS濃度（mg/l)
P一初沉污泥含水率（％)
AS —每天產生的初沉污泥量（t/d)
V一初沉污泥容積（m3/d)
經過初沉池處理，一般可以去除40%?50%的SS。
2.3污泥脫水原理
2.3.1污泥中水的存在狀態及影響脫除因素
污泥脫水處理前一般會首先對污泥進行濃縮，降低污泥的數量，減少后續處 理的難度。污泥濃縮可以大大降低污泥的體積和含水率。此時污泥中的水分存在 形式是少量自由水和毛細水，后續脫水處理主要是脫除自由水和部分毛細水。自 由水多少主要依據污泥的濃縮程度，一般比較容易脫除。而毛細水的含量主要影 響因素是污泥中毛細管（污泥顆粒之間的縫隙）德數量和毛細壓力。其中毛細管 的數量取決于污泥的性狀。濃縮后污泥的粒徑越小，污泥越細，在同體積污泥內 形成的縫隙就越多，內徑也越小。這些縫隙都可以視作毛細管。而污泥內水分的 毛細壓力可以由Young-Laplace公式計算得出。
污泥毛細水的毛細壓力尸'：
P' = pgh = ^R^cosO(2-9)
式中：
P' 一毛細水的毛細壓力 p 一水的密度 g 一重力加速度 h 一毛細水在毛細管中的上升高度 6 一污水的表面張力 e 一固液接觸角 R 一毛細管半徑
從以上公式（2-9)可以得出，污泥顆粒越小即毛細管半徑R越小，毛細水 的毛細壓力就越大；液體的表面張力5越大，毛細壓力也越大，同時也受到固液 接觸角度也就是污泥顆粒表面的親水性的影響。
毛細壓力越大，污泥中毛細水的含量就越多，且不易脫除。同時污泥顆粒的 粒徑越小，其總表面積將會大大增加，而且其表面水化膜的相對厚度就越大。污 泥顆粒表面的水化膜流動性很差，甚至處于靜止狀態，與污泥顆粒結合的十分牢 固，這樣污泥內的流道空間會進一步縮小，造成污泥的脫水困難。
從污泥脫水的成本和效率來看，應該盡量使污泥易于脫水，那就要盡量降低 污泥內毛細水的毛細壓力。從以上公式中可以看出，降低毛細壓力的途徑就是增 加污泥內毛細管的半徑，降低污泥水的表面張力或者增大污泥固液接觸接觸角e 即降低污泥顆粒的親水性，破壞水化膜。這樣污泥內部難以脫除的毛細水含量會 大大減少，形成易于脫除的自由水。
實現以上目標的有效手段就是向污泥中投加絮凝劑。電解質類的無機絮凝劑 進入污泥后可以大大的降低污泥的表面張力同時壓縮雙電層，讓污泥顆粒表面形 成的水化膜厚度變??；根據依據DLOV理論，高分子類的絮凝劑所帶有的長鏈 官能團能夠形成絮凝核心，讓大量的微小污泥顆粒絮集形成直徑大約在5?10mm 的致密絮團，大大增加了污泥顆粒的體積，從而減少污泥內部毛細管的水量并顯 著增大其余毛細管的內徑。這些變化不僅能夠在污泥內部形成較大的流道空隙讓 污泥中的自由水流動更加通暢，更易脫除，還大大降低了毛細水的毛細壓力，有 效控制了毛細水的含量。
2.3.2過濾速度
污泥的過濾速度同樣是影響污泥的脫水過程。根據魯斯（Ruth)過濾方程， 采用濾液衡量的過濾速度w:
u =[ (2-10)
+ Rf )
式中：
P 一過濾壓力 M 一所過濾液體的粘度 am —濾餅的質量比阻 a 一單位面積過濾介質沉積的濾餅質量 Rf —過濾介質阻力
一般情況下，過濾對象確定后，其粘度和其他性質基本不會改變。當其他過 濾條件一定時，因此過濾速度主要與過濾壓力有關即過濾壓力越高，過濾速度越 快。
污泥中的毛細水與污泥結合較為緊密，僅僅依靠自身的重力是無法從污泥
中脫除的。因此必須依靠施加額外壓力，此壓力至少要與污泥中的毛細壓力相等
才可能使毛細水從污泥中脫除，因此有p'^p。當兩者相等時，可以將將（2-9)
式帶入到（2-10)式中，可得：
u，= P'= 5 C〇~(2-11)
ju(am + Rf)R ju(am + Rf)
式中，
u' —過濾壓力等于毛細壓力時污泥的過濾速度。
從公式（2-10)和（2-11)可以看出，假如保持過濾速度不變（即u=u')， 如果污泥本身的毛細壓力降低，則過濾壓力就能夠降低，可以降低施加過濾壓力 時能源的消耗，從而降低運行成本。如果保持過濾壓力不變，當污泥本身的毛細 壓力降低時，污泥的過濾速度將加快（u>u')，從而提高污泥過濾的效率，單 位時間內處理的污泥量也隨之增大，這就意味這可以縮小污泥過濾設施的規模， 采用較小處理能力的設備從而降低污泥過濾總成本。[31，32,33,34]
第三章實驗方案
本文從某化工煤化工廠污泥池用取樣桶提取池內具有代表性的中層污泥。對 取樣污泥在實驗室進行試驗，研究其固液分離脫水性能。實驗方案包括以下幾個 部分：化工污泥基本物性測定、使用絮凝劑破膠脫穩和真空抽濾。
3.1化工污泥基本物性的測定 3丄1密度
密度測量方法步驟如下：
(1)取出部分污泥，裝入燒杯中。用電子天平稱出污泥和燒杯的總質量， 記做mi;
(2)從燒杯中將污泥倒入量筒中一部分，量取該部分體積；
(3)使用電子天平稱量燒杯和剩余污泥的質量。
污泥密度計算公式：
(3-1)
m1 - m2
式中：
p 一待測污泥密度，kg/m3 m7 —污泥和燒杯的總質量，g m2 —剩余污泥和燒杯的總質量，g V 一倒出污泥體積，ml 3.1.2固相密度
根據GB/T4472—84《化工產品密度、相對密度測定通則》中規定的比重瓶 法測定固相密度[31]。步驟如下：
(1)取部分污泥，用恒溫干燥箱烘干至重量不再變化，取出剩余的污泥固 體待用；
(2)取干燥比重瓶一個，用電子天平稱量干燥比重瓶的質量。將比重瓶注 滿水，然后用天子天平稱量注水后的稱量瓶質量。稱量注水后的比重 瓶時擦干稱量瓶外壁，確保無水珠殘留；
(3)倒出比重瓶內的水，用烘箱將比重瓶烘干，使用電子天平稱量此時比 重瓶質量；
(4)取部分烘干后的污泥顆粒裝入比重瓶中，取用量覆蓋比重瓶瓶底，用 電子天平稱量此時比重瓶的總質量；
(5)將裝有烘干污泥顆粒的比重瓶注滿水，注水不要過快，盡量使固體顆
粒沉淀在比重瓶底部，注滿水后靜置少許時間；
(6)靜置一段時間后，確保比重瓶內無氣泡殘留，擦干比重瓶外壁，確保 無水珠殘留，用電子天平稱量此時總質量。
固相密度計算公式如下：
p 二m^-m3x100%(3-2)
(m2 -mx)-(m5 -m4)
式中：
P 一烘干污泥密度，kg/m3
m] 一干燥比重瓶質量，g
m2 一比重瓶注滿水后的質量，g
m3 一烘干后的比重瓶質量，g
m4 一裝入待測污泥顆粒后比重瓶總質量，g
m5 一裝入待測污泥顆粒并加滿水后比重瓶的總質量，g
3.1.3含水率
本實驗采用IR35型快速水分測量儀測量污泥的含水率，其基本原理與傳統烘 烤箱測含水率相同。步驟如下：
(1)量取一定量污泥，滴入托盤內，稱量其質量；
(2)啟動儀器自動恒溫烘干，至其質量不在變化，即為恒重時，稱量其質
量。
含水率計算公式如下：
w = mi_m2 x100%(3-3)
mi
式中：
w 一 污泥含水率， % m1 一干燥前污泥質量，g m2 一干燥后固體質量，g 3.1.4 pH 值
pH值是影響污泥處理的重要性質，是選取絮凝劑的重要依據，因此必須對 污泥的pH進行測定，本實驗采用PHS—2CA型精度pH計，步驟如下：
(1)調節溫度補償旋鈕至室溫20°C，使用去離子水清洗電極，然后用試紙 試干；
(2)將pH電極插入pH=6.86標準緩沖液中，輕輕晃動，旋轉定位旋鈕，使 pH示數為6.86，取出電極，用去離子水清洗后，用試紙試干；
(3)將pH電極插入pH=4.0標準緩沖液中，輕輕晃動，旋轉斜率旋鈕，使pH 示數為4.0，取出電極，用去離子水清洗后，用試紙試干；
(4)量取一定量的待測污泥，放入磁性轉子，在磁力攪拌器上攪拌，插入 pH電極，待示數穩定后，讀?。?/div>
(5)使用去離子水清洗電極，用試紙試干，插入氯化鉀溶液中保存。
3.1.5電性測量
使用JS94H型微電泳儀對污泥樣品進行電位測量，測試過程如下：
(1)將電泳儀同電腦正確連接后打開電源。啟動電腦，進入電泳儀程序控 制界面。點擊控制界面中菜單，選取option選項中的connect子選項， 待出現OK子樣后點擊確定；
(2)待儀器連接成功后，繼續選取option選項中的setting子選項，輸入測量 名稱；
(3)在洗瓶中裝入去離子水，反復沖洗電泳杯和電極前段，消除上次試驗 殘留影響。將待測污泥倒入電泳杯中，用樣品沖洗電極，重復多次， 使電極完全潤濕。將電極緩慢插入電泳杯中，插入過程中注意不要速 度過快產生氣泡。連接電極接線，把裝有樣品的電泳杯放入樣品槽中， 輕按電泳杯，確保安裝到位，切忌用力過大；
(4)從電腦上點擊當前活動圖像，此時圖像應該為灰度調焦模式，從圖像 中找出較為清晰的粒子；
(5)從電腦界面中點擊啟動，儀器穩定一段時間后（沙漏跳躍約4次），點 擊程序界面中的存盤選項；
(6)從程序界面中選取分析程序，進入分析界面進行計算。輸入步驟2中的 文件名后確定。將整個畫面從上到下劃分為1#、2#、3#三個分析區。 在這三個分析區中找到相同的粒子然后依次用鼠標左鍵選中點擊，就 可以得到所需要的分析數據。重復此步驟，得到多組數據備用，最后 點擊計算界面中的存盤選項，并根據顆粒走向自行判斷電荷極性；
(7)點擊ok后退出分析程序，回到主界面，進行下一項測量；
(8)實驗結束，關閉程序，清洗電泳杯。
3.1.6粘度
污泥粘度測定采用旋轉法，實驗儀器為NDJ—8S數顯型粘度計，測量步驟如 下：
(1)取下粘度計轉子上的保護套并安裝保護架。把溫度探頭安裝在保護架 上。該粘度計測量范圍為1?2x106mpa.s，根據污泥樣品粘度，選取1 號轉子進行測量。將轉子安裝在粘度計上，調整儀器腳支撐，確保儀 器保持水平狀態。
(2)用大燒杯量取一定體積的污泥樣品，注意樣品液位不能過低，燒杯直 徑不能小于70mm，否則會對測量結果產生影響。將燒杯放置在轉子下 方。
(3)調整儀器升降按鈕，緩慢調整轉子位置，使轉子緩慢沒入到被測污泥 樣品中。微調轉子高度使轉子上的液位標志同樣品液面保持平齊。重 新調整儀器腳支撐，確保儀器水平狀態；
(4)接通電源，打開測量儀器。根據所選轉子設定轉子型號和測量轉速。 注意開始不要選用過高轉速。測量時顯示轉矩最低20%，最高90%。 如果不在此范圍內表示轉速不適合，測量誤差較大，此時應重新調整 轉速后再進行測量。按下儀器控制面板中的測量鍵，此時轉子轉動， 開始測量過程。當儀器面板上讀書穩定光標滿格時表示讀數基本穩定， 記錄此時的粘度結果。
(5)重復以上步驟，取三次測量結果的平均值作為樣品的粘度結果；
3.1.7比阻測定
比阻表示單位質量污泥在一定壓力下過濾時單位過濾面積上的阻力，是表示 污泥過濾特性的綜合指標，通常用r表示。通過測量污泥的比阻可以數量化污泥 的過濾性能，從而對不同污泥過濾性能進行比對。污泥的過濾性能跟比阻成反比， 比阻越小代表過濾性能越好。通過測量同一污泥投加不同種類濃度絮凝劑后的比 阻，可以較直觀的反映出絮凝劑對污泥過濾性能的影響。比阻值對工業廢水污泥 和城市污水污泥都適用。
dV
PA2
dt mnwVr + RfAn
(3-4)
污泥過濾時除了要克服過濾介質本身的阻力外還要克服在過濾介質上形成 的濾餅的阻力。濾餅是由過濾脫水后的污泥固體顆粒堆積形成的，其內部存在許 多孔隙，可以視作一種多空介質。多孔介質的孔道可以視為毛細管，當濾液流經 濾餅時是通過許多曲折蜿蜒的毛細管流動。因此過濾時的阻力是過濾介質阻力和 濾餅阻力之和。假設污泥顆粒是不可壓縮的固體，根據污泥過濾的基本公式，即 著名的卡門(Cannan)公式：
式中
濾餅單位干固體重量的阻抗，稱比阻，m/kg m3
r 一單位過濾面積上，
V 一濾過濾液的體積， t 一過濾時間 A 一過濾面積，m2 P 一過濾壓力差，Pa u 一濾液動力粘滯系數，mPa-s 仍一單位體積濾液所對應的濾餅干固體重量，kg/m3 Rf 一過濾介質的阻抗，l/m3 當過濾壓力恒定時，式（3-4)對時間積分，可得以下公式:
(3-5)
式（3-5)是關于V和t/V的線性方程，其中斜率6 = ^^，截距《 = ^
2PA2PA
因此有：
2PA2b
r =
ti
式(3-6)就是計算污泥比阻r的基本公式。其中，i可由式計算出：
CgCo
(3-6)
i
Cg—C。
(3-7)
l V) 1PA2PA
式中：
C〇 一待測污泥樣本中固體物質濃度，g/cm3
Cg 一過濾后濾餅中固體物質濃度，g/cm3
V2
.K.
100-p2 = C2 100 - px~ Cj
(3-8)
此外，污泥的體積、重量及所含固體物質濃度之間有以下關系：
式中：
一污泥含水率為Pi ;
一污泥含水率為p2
一污泥含水率為pi時的污泥體積、重量與固體物質濃度; 一污泥含水率為P2時的污泥體積、重量與固體物質濃度;
Pi
P2
VJ WJ C1 V2/W2/C2
根據以上公式，將樣品污泥質量、過濾后濾餅的質量可以直接稱量得出，固 體物質濃度。也可由試驗測定后帶入，可以通過以下公式計算出濾餅的固體物
質濃度Cg
Cg =C〇(3-9)
g W2 〇
P為過濾壓力（為濾餅上下表面的壓力差），單位N.m-1;參數b、i要通過實 驗確定。污泥可以根據其比阻的大小進行分類，大致確定其脫水難易程度：比阻 力大于1.0*109s2/g的污泥劃分為難脫水，在（0.5?0.9) *109s2/g的污泥為中等程度， 而比阻小于0.4*109s2/g的污泥則屬于易于脫水類型。
比阻可以通過實驗測定，方法步驟如下：
(1)首先根據3.1.1中的密度測定方法測定污泥樣本中的固體物質濃度Co;
(2)將各種需要投加的絮凝劑配制成不同濃度的水溶液待用；
(3)將配置好的絮凝劑投加到污泥中，取100ml投加調節之后的污泥小心倒
入布氏漏斗中，使用真空泵在一定的真空度下進行定壓過濾，記錄不同過濾 時間t及其所對應的濾液體積V;
(4)將測得的不同數據中t/v為縱坐標，v為橫坐標引入坐標系，所形成的直 線斜率即為b值。通過線性回歸求出斜率值。^值公式；
Y = 0.0507X +1.5432由式（3-5)可知辦=0.0507
由式（3-9)算出濾餅的固體物質濃度，用式（3-7)求得0，再由式（3-6) 即可計算出污泥比阻值r。
3.2污泥處理工藝流程
不同化工系統產生的污水水質有較大區別，因此污水處理的工藝也各不相 同。這就造成了污泥種類和性質也有很大區別。一般情況下會針對不同污泥性質 選取不同的處理方法和流程。但是從大的處理方向來看，污泥的處理工藝流程可 以總結為圖3-2示意流程。
本實驗所選的化工污泥廠處理污泥的流程可簡述如下：
來自SBR反應池的污泥首先進入污泥池，在此進行重力沉降，使污泥濃度 提高至含水率98%，上清液排入調節池，污泥池內濃縮后的污泥通過污泥泵從管 道輸送到帶式污泥脫水裝置進行脫水處理。經過帶式污泥脫水機處理后的污泥其 含水率達到75?80%，產生的濾餅定期送出界區作為肥料或填埋。
由污泥池經過輸送泵打來的污泥先進入污泥反應器，經與聚合氯化鋁、聚丙 烯酰胺溶液投加設備投加的絮凝劑進一步混合后進入帶式污泥脫水機進行脫水
處理，脫除的污水匯集排入濾液收集池，以便集中處理或重復利用，剩余污泥濾 餅則進行進一步處理。
3.3絮凝劑破膠脫穩
化工污泥中含有大量膠體，必須使用絮凝劑進行破膠脫穩預處理，才能使膠體相 互粘結，聚集成較大顆粒，進而有利于脫水的進行。依據本文對化工污泥物性的 測定，綜合分析不同絮凝劑的適用情況，最終選取了工業上通用的幾種絮凝劑， 如表3-1。
表3-1絮凝劑的選擇
類型名稱價格（元/噸）
無機低分子型硫酸鋁
Aluminum Sulfate， AS1000
無機低分子型氯化鐵
Ferric Chloride， FC2000
無機高分子陽離子型聚合氯化鋁
Polyaluminium Chloride， PAC1000
天然有機型陽離子淀粉4000
合成有機非離子型非離子型聚丙烯酰胺 Non-ionic Polyacrylamide， NPAM10000
合成有機陽離子型陽離子型聚丙烯酰胺 Cationic Polyacrylamide， CPAM20000
合成有機陰離子型陰離子型聚丙烯酰胺 Anionic Polyacrylamide， APAM15000
每次稱取污泥300g，添加絮凝劑進行破膠脫穩，步驟如下：
(1)稱取硫酸鋁、氯化鐵、聚合氯化鋁各3.00g，分別加入各自稱好的污泥 中進行攪拌，攪拌速度300r/min，攪拌時間30min，攪拌完成后觀察比 較在不同絮凝劑作用下，污泥的形態、形成絮體的大??；
(2)稱取硫酸鋁、氯化鐵、聚合氯化鋁各12.00g，分別加入各自稱好的污 泥中進行攪拌，攪拌速度300r/min，攪拌時間30min，攪拌完成后觀察 比較在不同絮凝劑作用下，污泥的形態、形成絮體的大小；
(3)量取800ml去離子水，分別配制濃度為4%的陽離子淀粉溶液、0.2%的 非離子型聚丙烯酰胺溶液、0.2%的陽離子型聚丙烯酰胺溶液、0.1%的 陰離子型聚丙烯酰胺溶液。配制過程保持攪拌速度200r/min，攪拌時 間3h，使高分子有機絮凝劑充分溶解。
(4)分別取陽離子淀粉溶液2.5ml、非離子型聚丙烯酰胺18.0ml、陽離子型 聚丙烯酰胺9.0ml、陰離子型聚丙烯酰胺24.0ml，各自加入已稱好的污 泥中進行攪拌，攪拌速度250r/min,攪拌時間30min,攪拌后觀察比較 在不同絮凝劑作用下，污泥的形態、形成絮體的大小；
3.4過濾實驗
本實驗采用抽真空過濾方案，真空度保持為0.08Mp，實驗流程和儀器組裝 方法如圖3-2所示。
實驗步驟如下：
(1)按照上圖組裝好各種儀器。打開對空壓力調節閥，讓緩沖瓶與大氣聯 通。組裝布氏漏斗時將漏斗上的橡皮塞用水潤濕后再插入布氏漏斗， 確保漏斗的密封性。防止漏斗在抽濾過程中因密封不好而漏氣。布氏 漏斗下部插入橡皮塞部分應該盡量遠離抽氣口，防止被濾液進入抽氣 系統，影響測量結果；
(2)將濾紙鋪在布氏漏斗的底部，濾紙應事先潤濕并能夠完整覆蓋漏斗整 個下底或稍稍高出漏斗下部，確保濾液不會從其他部位泄露；
(3)正式實驗前試抽一次，保證系統被正確連接切無泄露。將用絮凝劑處 理后的污泥經玻璃棒緩慢倒入布氏漏斗，倒入過程中應該注意讓污泥 盡量均勻分散在漏斗內，可以略微晃動漏斗讓污泥分配均勻。整個過 程不要讓污泥濺落到漏斗外或粘附在漏斗壁上；
(4)接通抽濾泵電源，調整真空度，關閉緩沖瓶緩沖旋鈕，同時使用秒表
分別記錄達到一定體積的時間；
(5)布氏漏斗內的污泥抽干后，打開緩沖瓶上對空調節閥門，待緩沖瓶上 壓力指示顯示常壓后切斷真空抽濾泵電源，結束抽濾過程。從濾液瓶 上取下布氏漏斗，倒置在濾餅收集容器上，取下濾餅。（如果濾餅比較 難取下可以從漏斗下部管用洗耳球輕吹讓濾餅脫落），測量濾餅含水 率；
(6)將濾液瓶內的濾液倒出，拆下系統各部分組件并清洗，實驗結束。
3.5實驗儀器
實驗中的主要儀器如表3-2。
表3-2實驗儀器
實驗儀器規格型號備注
電子天平JJ1000Y精度：0.01g
旋轉粘度計NDJ—8S上海尼潤有限公司
微電泳儀JS94H上海中晨有限公司
電動攪拌器JJ一1A山東華魯電熱儀器公司
循環水式多用真空泵SHB-III鄭州長城科工貿有限公司
快速水分測量儀IR35天津市泰斯特儀器有限公司
pH測試儀PHS—2CA上海大普儀器公司
第四章實驗結果與分析
4.1污泥基本物性
對取自某化工廠的實地化工污泥進行物性的測定，結果如表4-1所示。其中 污泥常溫下呈現凝膠狀態。
表4-1污泥基本物性
污泥物性測定值
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
電位（mV)-38
4.2無機絮凝劑的脫水研究
本文選取的無機絮凝劑共三種，分別為硫酸鋁、氯化鐵、聚合氯化鋁。為了 確定最適合的無機絮凝劑種類，首先取等量無機絮凝劑，橫向比較處理污泥的效 果。選取的污泥為300.0g，無機絮凝劑分別取質量濃度等級為1.0%和4.0%，通過 比較經不同絮凝劑處理后的污泥的過濾速度和濾餅含水率，選擇最適宜的絮凝劑 種類。
4.2.1無機絮凝劑種類的選擇
4.2.1.11.0%無機絮凝劑過濾速度比較
向每份污泥中分別加入一定質量的硫酸鋁、氯化鐵和聚合氯化鋁，使其質量 濃度為1.0%。用電動攪拌器攪拌后，三個污泥樣本中均出現絮凝體，但絮體較小， 比較脆弱，容易破碎。經過真空抽濾后，形成的濾餅比較厚實。硫酸鋁和聚合氯 化鋁形成的濾液澄清，未見污濁；氯化鐵形成的濾液呈現黃色。
三種不同絮凝劑的過濾速度比較如圖4-1所示。
由圖4-1，未加絮凝劑的污泥過濾速度曲線平緩，這說明過濾速率十分緩慢， 經過計算，其平均速度只有〇.〇85ml/s。添加不同的絮凝劑后，可以觀察到過濾速 度曲線坡度變陡，這說明過濾速度有明顯提高。其中，曲線坡度越陡則說明過濾 速率越快。經過計算，添加1.0%聚合氯化鋁后平均速度達到1.202ml/s，這說明聚 合氯化鋁對污泥過濾速度的提高最為顯著。
4.2.1.24.0%無機絮凝劑過濾速度比較
向每份污泥中加入一定質量的硫酸鋁、氯化鐵、聚合氯化鋁，使其質量濃度 為4.0%。用電動攪拌器攪拌后，三個污泥樣本均出現絮凝體，絮體較穩定。經過 真空抽濾后，形成的濾餅厚實。硫酸鋁和聚合氯化鋁形成的濾液澄清，未見污濁; 氯化鐵形成的濾液呈現黃色。三種不同絮凝劑的過濾速度比較如圖4-2所示。
由圖4-2,相對于空白組，添加4.0%絮凝劑能夠提高過濾速度，相對于添加 1.0%絮凝劑，過濾速率曲線的坡度略有下降，但聚合氯化鋁的效果仍然是最好的， 平均速度為0.278ml/s，但相對與1.0%濃度，其平均速度較低。
4.2.1.3無機絮凝劑濾餅含水率比較
添加1.0%無機絮凝劑和4.0%無機絮凝劑后，對抽濾后所得濾餅進行含水率 測定，所得各濾餅含水率如表4-2。
表4-2無機絮凝劑濾餅含水率(％)
絮凝劑添加量 (%)空白硫酸鋁氯化鐵聚合氯化鋁
192.5282.4881.4579.17
492.5275.7380.6873.96
由表4-2,未添加絮凝劑時，污泥含水率高達92.52%，可見過濾效果很不理 想，添加絮凝劑后，濾餅含水率有明顯的降低。其中，無論添加濃度為1.0%或者 4.0%的無機絮凝劑，經聚合氯化鋁絮凝后的濾餅含水率均為最低，可見絮凝效果 是最佳的。
通過以上對三種無機絮凝劑的實驗可知，使用聚合氯化鋁破膠脫穩后的污 泥，過濾速度最快，而且形成的濾餅含水率最低，形成的絮凝體結構松散，濾餅 中毛細管徑大，有利于水分的脫出。相比之下，硫酸鋁作用下的污泥過濾速度較 慢，且濾餅含水率也較高；氯化鐵作用下形成的絮凝體緊密，毛細管徑小，會造 成毛細管壓增大，不利于水分的脫出，而且，氯化鐵還會引起色度的變化。通過 綜合比較分析，選取聚合氯化鋁作為化工污泥處理的無機絮凝劑。
4.2.2無機絮凝劑最佳用量的選擇
確定無機絮凝劑的種類為聚合氯化鋁后，對其進行實驗分析。同樣，污泥質 量定為300g，分別取一定質量的聚合氯化鋁，配制濃度為0.25%、0.5%、1.0%、 1.5%、2.0%、3.0%、4.0%的污泥樣本溶液，用電動攪拌機攪拌，破膠脫穩后進 行真空抽濾，比較不同濃度下污泥的過濾速度以及形成濾餅的含水率。
4.2.2.1不同濃度聚合氯化鋁比阻的比較
當添加不同濃度的聚合氯化鋁時，其比阻值隨添加量的關系如圖4-3。
可以看出，1%?1.5%用量時候比阻值較低。比阻越小意味著過濾速度越快， 單從過濾效率上來講該濃范圍度最高。
4.2.2.2不同濃度聚合氯化鋁的過濾速度比較
當添加不同濃度的聚合氯化鋁時，其過濾速度隨添加量的關系如圖4-4所示。
圖4-4反應了每種聚合氯化鋁濃度下，污泥過濾速度的變化情況。從圖中可 以較直觀的看出，隨著聚合氯化鋁添加濃度的不同，污泥的過濾速度曲線有很大 變化，其曲線坡度隨著添加聚合氯化鋁濃度不同而發生變化。其中添加濃度為 1.0%時，污泥過濾速度達到最大。
Y =
25000
250p + (100 - p)(100 + 1.5pV)
2-4)
4.2.2.3不同濃度聚合氯化鋁濾餅含水率比較
經不同濃度聚合氯化鋁處理后的污泥，測量其形成濾餅的含水率，如表4-3 所示。
表4-3不同濃度聚合氯化鋁處理后污泥濾餅含水率
絮凝劑
(%)0.250.511.5234
含水率 ( %)81.6178.7679.1778.0873.1272.2673.75
表4-3反應了隨著添加聚合氯化鋁的不同，濾餅最終含水率的變換情況。從 中可以看出，濾餅含水率受聚合氯化鋁添加量的影響，隨著聚合氯化鋁加入量的 增加，含水率大體呈現逐漸下降的趨勢。
4.2.2.4聚合氯化鋁最佳用量的選擇
圖4-4雖然反應了不同濃度聚合氯化鋁下過濾速度的變化情況，但卻無法直 觀的反應污泥過濾速度隨聚合氯化鋁添加量增加的變化趨勢，因此不利于聚合氯 化鋁濃度的選擇。因為恒壓過濾時，影響過濾速度的主要因素是形成濾餅的阻力， 即濾餅阻力起主要作用時，過濾速度相對穩定，能夠反應整個過濾過程的真實速 度[35]。從圖4-4可以看出，當濾液體積在125.0ml-250.0ml時，各濃度下的污泥 過濾速度均達到相對穩定的狀態，即進入濾餅阻力起主要作用的階段。將此范圍 內每一濃度的平均速度作為該濃度的過濾速度，則可以繪制一條污泥過濾速度隨 聚合氯化鋁添加量增加而變化的曲線。同時，結合濾餅含水率隨聚合氯化鋁添加 量增加而變化的曲線，便可根據兩條曲線反應出污泥過濾平均速度和濾餅最終含 水率與聚合氯化鋁濃度之間的關系，并據此選取聚合氯化鋁的最佳濃度。繪制曲 線如圖4-5所示。
圖4-5直觀的反應了污泥過濾速度和濾餅含水率與聚合氯化鋁濃度之間的關 系。平均速度曲線顯示，隨著聚合氯化鋁濃度的增加，過濾平均速度首先升高， 達到峰值后開始下降，最后維持在較穩定狀態。這是因為隨著聚合氯化鋁用量的 增多，溶液中的溶質、膠體或懸浮液顆粒逐漸脫穩，產生絮狀物或絮狀沉淀物逐 漸增多，使得過濾速度加快；然而當加入量過多時，會降低溶液的pH,增加色 度，超出了溶液的負荷，造成出水懸浮物過多，反而不利于提高過濾速度[36]。最 終含水率曲線顯示，隨著聚合氯化鋁濃度的增加，濾餅含水率呈逐漸降低的趨勢。 這是因為隨著絮凝劑用量的增多，溶液產生的絮狀物和絮狀沉淀逐漸增多，越來 越多的溶質、膠體或懸浮液顆粒脫穩，自由水含量逐漸升高，使得過濾后濾餅含 水率逐漸降低。
符合聚合氯化鋁最佳用量的點，必須同時滿足平均過濾速度快、濾餅含水率 低的特點。圖4-5中，2.0%、3.0%、4.0%這三個點，雖然濾餅含水率較低，但過 濾速度十分緩慢，因為過濾速度在很大程度上影響著整個過濾成本，過濾速度過 慢，將導致過濾成本升高，因此這三個點均無法滿足要求。0.25%和0.5%這兩點 過濾速度較慢，且濾餅含水率較高，因此也無法滿足要求。1.0%和1.5%兩點相 比，1.0%濃度時過濾速度較快，濾餅含水率幾乎相同，而且藥品成本也更低。
綜合以上對無機絮凝劑的研究，可以得出結論，使用無機絮凝劑處理化工污 泥時，使用1.0%濃度的聚合氯化鋁將會獲得最好的效果，即過濾速度最快，且 濾餅含水率相對較低。
4.3有機絮凝劑的脫水研究
依據本文對化工污泥物性的測定，綜合分析不同有機絮凝劑的適用情況，最 終選取了工業上通用的四種有機絮凝劑，分別為陽離子淀粉、非離子型聚丙烯酰 胺、陽離子型聚丙烯酰胺、陰離子型聚丙烯酰胺。為了確定最適宜的有機絮凝劑 種類，首先取一定量的有機絮凝劑，添加后橫向比較各有機絮凝劑處理污泥的效 果，即經不同種類有機絮凝劑處理后，污泥過濾速度和最終含水率的變化情況， 同時滿足過濾速度較快且濾餅含水率低的有機絮凝劑即為最適宜的有機絮凝劑 種類。
4.3.1有機絮凝劑種類的選擇
選取的污泥為300.0g，因為有機絮凝劑分子量很高，粘度較強，若直接加入 待處理污泥中，則無法充分溶解，造成污泥絮凝的不均勻。而且由于粘度過高， 造成污泥過濾時的阻力增大，反而使得過濾速度減慢，不利于污泥的處理。因此 在加入有機絮凝劑之前，必須首先將其配制成一定濃度的溶液才能使用，根據使 用要求并查閱相關文獻，配制四種溶液的質量濃度分別為4.0%陽離子淀粉溶液、 0.2%非離子型聚丙烯酰胺溶液、0.2%陽離子型聚丙烯酰胺溶液和0.1%陰離子型 聚丙烯酰胺溶液。根據表2-1，選取藥品成本價格作為橫向比較的定量，即保持 所取四種藥品的成本相同。因此，取陽離子淀粉溶液2.5ml，非離子型聚丙烯酰 胺溶液18.0ml，陽離子型聚丙烯酰胺溶液9.0ml，陰離子型聚丙烯酰胺溶液24.0ml 分別進行實驗。
4.3.1.1不同種類有機絮凝劑過濾速度比較
添加上述四種不同的有機絮凝劑后，污泥過濾速度如圖4-6所示。
圖4-6不同種類有機絮凝劑的速度比較
圖4-6顯示，與未添加任何絮凝劑的污泥相比，添加陽離子淀粉、非離子型 聚丙烯酰胺和陰離子型聚丙烯酰胺這三種絮凝劑后，并沒有對污泥的過濾速度起 到明顯的作用。這是因為，陽離子淀粉在污泥處理過程中，最佳的pH區間為8-10, 而此污泥pH值為6.95,使得陽離子淀粉的過濾效果不理想[37]。又因為絮凝劑的 工作原理，一是通過加入帶相反電荷的膠體，使水中原有膠體和加入膠體發生電 中和，導致兩種膠體的負電位都減少；二是添加和膠粒電荷相反的高價離子，從 而降低膠粒的負電位[17]?；て髽I污水處理污泥脫水技術研究，對于本文研究的化工污泥，其具有較高的負電位，而非 離子型聚丙烯酰胺和陰離子型聚丙烯酰胺均無法提供與其電荷相反的膠體或高 價離子，而且陰離子型聚丙烯酰胺還會與污泥中的負電荷基團相互排斥，反而阻 礙了懸浮顆粒的凝聚作用，因此過濾效果同樣不夠理想。
與其他三種絮凝劑相比，陽離子型聚丙烯酰胺絮凝劑則十分明顯的提高了污 泥的過濾速度。這是因為其分子結構中含有數目眾多的陽離子基團，可以通過靜 電作用吸附于帶負電荷的懸浮物顆粒、含陰離子基團的水溶性有機膠質上，使懸 浮顆粒凝聚、絮凝、沉降，使陰離子型有機污染物與之靜電相吸而聚沉?？梢婈?/div>
離子型聚丙烯酰胺溶液依靠其陽離子基團表現出的正電性與污泥所表現出的負 電性之間的相互作用，對污泥脫水是極為有效的。即陽離子型聚丙烯酰胺對提高 污泥過濾速度的效果是最佳的。
4.3.1.2不同種類有機絮凝劑濾餅含水率比較
添加不同種類有機絮凝劑后，對抽濾后所得濾餅進行含水率測定，所得各濾 餅含水率如表4-4。
表4-4有機絮凝劑濾餅含水率
添加絮凝劑 種類空白陽離子淀粉非離子型 聚丙烯酰胺陽離子型
聚丙烯酰胺陰離子型 聚丙烯酰胺
含水率（％)92.5289.2291.7182.7494.35
表4-4顯示，添加絮凝劑后，陽離子淀粉、非離子型聚丙烯酰胺和陰離子型 聚丙烯酰胺三種絮凝劑在降低濾餅含水率方面所起的作用很微小，而陽離子型聚 丙烯酰胺處理后的污泥濾餅含水率有明顯的降低，可見絮凝效果是最佳的。
通過以上對四種有機絮凝劑的實驗可知，使用陽離子型聚丙烯酰胺破膠脫穩 后的污泥，過濾速度最快，而且形成的濾餅含水率最低，形成的絮凝體結構松散， 濾餅中毛細管徑大，有利于水分的脫出。通過綜合比較分析，選取陽離子型聚丙 烯酰胺作為化工污泥處理的有機絮凝劑。
4.3.2有機絮凝劑最佳用量的選擇
確定有機絮凝劑的種類為陽離子型聚丙烯酰胺后，對其進行實驗分析。同樣， 污泥質量定為300.0g，分別取0.2%濃度的陽離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%這八個污泥樣本，用電動攪 拌機攪拌，破膠脫穩后進行真空抽濾，比較不同濃度下污泥的過濾速度以及形成 濾餅的含水率。
4.3.2.1不同濃度陽離子型聚丙烯酰胺的比阻比較
當添加不同濃度的陽離子型聚丙烯酰胺時，其比阻隨濃度增加的變化如圖 4-7所示。
圖4-7反應了不同的陽離子型聚丙烯酰胺濃度下，污泥過濾比阻的變化情況。 從中可以較直觀的看出，低濃度時隨著陽離子型聚丙烯酰胺添加濃度的不同，污 泥的過濾速度有很大變化，其中當濃度達到11%之后，比阻的變化十分緩慢。說 明濃度超過11%之后，陽離子型聚丙烯酰胺濃度對比阻的影響變得很小。
4.3.2.2不同濃度陽離子型聚丙烯酰胺的過濾速度比較
9
-w- 11 13 15 17 19
300
當添加不同濃度的陽離子型聚丙烯酰胺時，其過濾速度隨添加量的關系如圖 4-8所示。
_
4
圖
不同濃度陽離子型聚丙烯酰胺的過濾速度比較
圖4-8反應了不同的陽離子型聚丙烯酰胺濃度下，污泥過濾速度的變化情況。 從中可以較直觀的看出，隨著陽離子型聚丙烯酰胺添加濃度的不同，污泥的過濾 速度有很大變化，其中當濃度達到15%、17%、19%這三種等級時，污泥過濾速 度達到最大。
4.3.2.3不同濃度陽離子型聚丙烯酰胺濾餅含水率比較
經不同濃度陽離子型聚丙烯酰胺處理后的污泥，測量其形成濾餅的含水率， 如表4-5所示。
表4-5不同濃度陽離子型聚丙烯酰胺的濾餅含水率
絮凝劑
入s 3 7
含量（％)91113151719
含水率
82.74 83.09
(%)81.6279.5180.4678.6979.2479.47
表4-5反應了隨著添加陽離子型聚丙烯酰胺的不同，濾餅最終含水率的變換 情況。從中可以看出，濾餅含水率受陽離子型聚丙烯酰胺添加量的影響，隨著其 加入量的增加，含水率大體呈現逐漸下降的趨勢。
4.3.2.4陽離子型聚丙烯酰胺最佳用量的選擇
與選擇聚合氯化鋁最佳用量時相同，圖4-7雖然反應了不同濃度陽離子型聚 丙烯酰胺下過濾速度的變化情況，但卻無法直觀的反應污泥過濾速度隨陽離子型 聚丙烯酰胺添加量增加的變化趨勢。當濾液體積在150ml—250ml時，各濃度下 的污泥過濾速度均達到相對穩定的狀態。將此范圍內每一濃度的平均速度作為該 濃度的過濾速度，則可以繪制一條污泥過濾速度隨陽離子型聚丙烯酰胺添加量增 加而變化的曲線。同時，結合濾餅含水率隨陽離子型聚丙烯酰胺添加量增加而變 化的曲線，便可選取其中的最佳用量。繪制曲線如圖4-9所示。
圖4-9反應了污泥過濾速度和濾餅含水率與陽離子型聚丙烯酰胺濃度之間的 關系。平均速度曲線顯示，隨著陽離子型聚丙烯酰胺濃度的增加，過濾平均速度 逐漸升高，達到峰值后維持在較穩定狀態。這是因為加入陽離子聚丙烯酰胺后, 膠粒周圍的離子層被壓縮，離子層的厚度變小，而使排斥力減小，微?？梢栽诮?離相互接近,由于范德華吸引力作用而實現絮凝，隨著投入量的增加，范德華吸 引力逐漸增強，絮凝效果也更理想[38]。最終含水率曲線顯示，隨著陽離子型聚丙 烯酰胺濃度的增加，濾餅含水率呈逐漸降低的趨勢。這也是因為隨著用量的增多， 溶液產生的絮狀物和絮狀沉淀逐漸增多，自由水含量逐漸升高，使得過濾后濾餅 含水率逐漸降低。
符合陽離子型聚丙烯酰胺最佳用量的點，必須同時滿足平均過濾速度快、濾 餅含水率低的特點。圖4-9中，可以很明顯的看出，15.0%、17.0%、19.0%這三 個濃度等級是滿足條件的。而這三個點之間相比較，15.0%濃度條件下，平均過 濾速度相對更快，濾餅含水率也相對更低，而且藥品成本也是最低的。
綜合以上分析可知，15.0%濃度的陽離子型聚丙烯酰胺是處理此化工污泥的 最佳用量。
4.4有機絮凝劑與無機絮凝劑的綜合性能比較
通過上文分別對無機絮凝劑和有機絮凝劑的實驗研究，確定了其最佳的種類 和用量，現將其綜合性能列于表4-6。
表4-6有機與無機絮凝劑綜合性能比較
種類絮凝劑用量
(%)平均速度 (ml/s)濾餅含水率 ( %)成本
(元/噸泥）
無機聚合氯化鋁10.80179.1710
有機陽離子型聚丙烯酰胺 (0.2%溶液）152.04178.696
表4-6顯示，陽離子型聚丙烯酰胺和聚合氯化鋁這兩種絮凝劑相比，陽離子 型聚丙烯酰胺處理后的污泥，平均過濾速度要快很多，濾餅含水率也相對較低， 藥品成本也較低，因此絮凝效果更好。而且無機絮凝劑在過濾以后，其離子會進 入濾液中，濾液進行循環利用或集中處理時，會造成二次污染。而有機絮凝劑中 的大分子則會在過濾后留在濾餅中，便于處理，濾液保持澄清狀態，不會產生二 次污染的問題。
通過綜合分析可知，在處理化工污泥時，最理想的絮凝劑種類為陽離子型聚 丙烯酰胺，添加15.0%濃度的0.2%陽離子型聚丙烯酰胺溶液，對污泥的處理效 果最好。
4.5工藝路線
由以上的研究結果表明，對于化工污泥處理，應選擇加入陽離子型聚丙烯酰 胺作為絮凝劑，破膠脫穩后過濾，效果最理想。工藝過程為：配制濃度0.2%的 陽離子型聚丙烯酰胺溶液；向污泥中加入15.0%的溶液；使用電動攪拌器攪拌破 膠脫穩；攪拌充分后真空抽濾。工藝流程如圖4-10。
圖4-10化工污泥處理工藝圖
4.6本章小結
本章對化工污泥處理進行了實驗研究，主要圍繞污泥物性測試及固液分離脫 水研究，得到以下結論。
(1)測定化工污泥物性，根據物性查閱相關文獻，選取適宜絮凝劑；
(2)化工污泥不能加入絮凝劑后直接進行固液分離脫水，必須先進行預處 理，充分攪拌，破膠脫穩后才可過濾分離；
(3)投加PAC和PAM，在其最佳投加濃度區間內對其過濾比阻進行對比， 投加PAM后的污泥樣本比阻明顯低于投機PAC的樣本。這也就意味著選取投加 PAM時污泥的脫水效率最高，消耗也相應減少。在隨后相同濾餅脫水率時過濾 平均速度對比也證明了這一點。
(4)經實驗研究并分析比較后，確定最佳的化工污泥處理方案是加入15.0% 的濃度為0.2%的陽離子型聚丙烯酰胺溶液進行預處理，然后進行固液分離操作。
第五章結論
本文針對某化工廠的污泥的物性測定、化學固液分離、強化脫水過程進行了 實驗研究。通過對污泥物性的測定，分析了化工污泥的特性；通過對不同種類的 絮凝劑對化工污泥的處理效果比較，分析確定了最佳的絮凝劑種類；通過對不同 濃度的絮凝劑的處理效果比較，分析確定了最佳的絮凝劑濃度。在此基礎上，提 出了化工污泥的固液分離工藝路線。得到主要結論如下：
(1)根據對化工污泥的基本物性的測定，可以得出污泥的含水率很高，僅 僅依靠機械過濾很難達到降低含水率的目的，必須添加絮凝劑進行化學絮凝，破 膠脫穩，才能進一步分離。
(2)本文首先對不同種類的絮凝劑進行橫向對比，最后的實驗結果表明無 機絮凝劑中，聚合氯化鋁的處理效果最佳；有機絮凝劑中，陽離子型聚丙烯酰胺 效果最佳。確定絮凝劑種類后，通過對同一種絮凝劑在不同濃度情況下的處理效 果進行實驗研究，最后的實驗結果表明加入聚合氯化鋁1.0%時效果最佳；加入 陽離子型聚丙烯酰胺溶液15.0%時效果最佳。綜合對比了這兩種絮凝劑的處理效 果，化工企業污水處理污泥脫水技術研究，分析研究表明陽離子型聚丙烯酰胺在化工污泥處理上的綜合性能更好，性價 比也高。
(3)在此基礎上提出了化工污泥的固液分離工藝路線，即在過濾工藝之前 進行預處理操作，向污泥中加入配制濃度為0.2%的陽離子型聚丙烯酰胺溶液作 為絮凝劑，添加量為污泥懸浮液體積的15.0%，然后使用電動攪拌器攪拌破膠脫 穩，攪拌充分后進行真空抽濾。經本文提出的工藝路線處理后濾餅的含水率從 92.52%降低至78.69%，過濾速度從0.05ml/s提高至2.041ml/s，可達到較好的脫 水效果，為工業生產提供實驗依據。
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