交變電場-鐵改性生物質(zhì)強(qiáng)化城市污泥深度脫水

李亞林,陳高昂,孫麗莉,王恩賜,宋雨晴,孫趁心

交變電場-鐵改性生物質(zhì)強(qiáng)化城市污泥深度脫水

李亞林*,陳高昂,孫麗莉,王恩賜,宋雨晴,孫趁心

(河南工程學(xué)院環(huán)境與生物工程學(xué)院,河南 鄭州 451191)

為了實現(xiàn)城市污泥的深度脫水,采用鐵改性生物質(zhì)作為骨架構(gòu)建體聯(lián)合交變電場電滲透技術(shù)處理污泥,以單因素實驗為基礎(chǔ),探究了該聯(lián)合技術(shù)對污泥脫水性能的影響,并通過表面響應(yīng)法優(yōu)化了污泥脫水的工藝參數(shù).將玉米秸稈使用濃度為0.03g/mL的FeCl3溶改性后與污泥混合,當(dāng)采用不等占空比為4.33:1的交變電場,電壓為17.22V/cm,改性生物質(zhì)投加量為96.81mg/g DS,改性生物質(zhì)含水率為61.91%,生物質(zhì)粒徑為1.05mm,陰陽極間距為2.10cm時,可以得到含水率為58.21%的脫水污泥,脫水能耗為0.0148kW·h/kg RW(脫除水分).脫水污泥的掃描電鏡表征結(jié)果顯示,鐵改性生物質(zhì)可以在污泥中起到良好的骨架支撐作用,有利于提高污泥的機(jī)械強(qiáng)度和可滲透性;熱重分析顯示,脫水后污泥的上、下層燃燒過程可劃分為析出自由水和束縛水階段,析出和燃燒揮發(fā)分階段、分解無機(jī)鹽階段,添加鐵改性生物質(zhì)的脫水污泥有機(jī)質(zhì)含量更高,燃燒得更快.

城市污泥；脫水；生物質(zhì)；交變電場；干化

隨著城市污水處理規(guī)模的提標(biāo)加速,新建和改擴(kuò)建的城市污水處理廠數(shù)量激增,在水處理過程中城市污泥作為副產(chǎn)物的產(chǎn)生量逐年遞增,預(yù)計在2025年污泥(以含水率80%計)的產(chǎn)量會趨近于9000萬t[1].在對城市污泥進(jìn)行各種處理、處置和資源化利用時,如何降低污泥含水率都是不可回避的瓶頸問題.

電滲透脫水是利用電場作用和熱力場作用實現(xiàn)污泥深度脫水的一種新興技術(shù),但傳統(tǒng)污泥電滲透脫水的過度耗時、陽極干化嚴(yán)重等問題限制了其大規(guī)模的應(yīng)用[2].為了提高和改善污泥脫水的效率和效果,有學(xué)者嘗試通過改變電場條件或與其他技術(shù)聯(lián)用的方法對污泥進(jìn)行了脫水處理優(yōu)化.Deng等[3]和Qian等[4]的研究證明了電場條件的改變可以在改善污泥脫水性能的同時降低脫水能耗,污泥含水率可以降低至65%～68%; Xiao等[5]和Guo等[6]研究分別發(fā)現(xiàn)采用Na2SO4或Mn(III)等改性劑用于污泥改性后再進(jìn)行電滲透脫水,可以改善污泥的脫水效果,其中Mn(III)聯(lián)合電滲透可以將污泥中的胞外聚合物(EPS)氧化分解,釋放其中的部分結(jié)合水,污泥脫水效果得到改善.電滲透聯(lián)用技術(shù)雖然可以破壞污泥中的EPS等有機(jī)組分,促進(jìn)污泥中的水分釋放,使脫水效果得到提升,但是污泥中大量有機(jī)組分被破壞后會隨著脫水濾液流出,破壞了污泥在后續(xù)資源化利用過程中潛在的熱值來源.

近年來,出于對污泥后續(xù)資源化利用的考慮,一些研究者將生物質(zhì)材料用于污泥脫水處理中[7-8]. Liu等[9]將木屑用于污泥調(diào)理脫水證實了使用生物質(zhì)材料進(jìn)行污泥脫水,可以提高脫水污泥的熱值和有機(jī)質(zhì)含量;郭俊元等[10]使用改性的玉米秸稈生物炭對污泥進(jìn)行調(diào)理,發(fā)現(xiàn)質(zhì)地堅硬的多纖維生物質(zhì)材料可以充當(dāng)硬骨架支點降低污泥的可壓縮性,提高污泥的脫水效果;楊艷坤等[11]使用竹粉對污泥進(jìn)行調(diào)理,發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)材料還可以增加污泥的熱導(dǎo)率,提高熱傳遞能力,促進(jìn)污泥中水分形式轉(zhuǎn)化,有利于污泥的干化.

鑒于此,本文結(jié)合電場條件改變與生物質(zhì)在污泥脫水中的諸多優(yōu)點,采用玉米秸稈(CS)作為生物質(zhì)原料,利用FeCl3對秸稈進(jìn)行改性,得到鐵改性生物質(zhì)(CS-Fe),之后將CS-Fe與城市污泥(MS)混合使用交變電場電滲透技術(shù)進(jìn)行脫水.通過單因素和Box-Behnken響應(yīng)面實驗,以污泥含水率降低率為響應(yīng)值,分析了不同工藝參數(shù)對交變電場聯(lián)合鐵改性生物質(zhì)強(qiáng)化污泥深度脫水效果的影響,得到了最佳脫水參數(shù),以期為該聯(lián)合技術(shù)的應(yīng)用提供參考.

1 材料與方法

1.1 試劑與材料

實驗所用MS取自新鄭市某污水處理廠壓濾后的脫水污泥,含水率為(82.84±1.72)%;所用生物質(zhì)為玉米秸稈粉(陜西中牧草業(yè)發(fā)展有限公司);改性所用的鐵鹽為FeCl3·7H2O(分析純,國藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司).

1.2 實驗裝置

污泥脫水采用自制縱向電滲透脫水裝置,如圖1所示.污泥放置在圓柱形(內(nèi)徑、外徑和深度分別為100,120和140mm)的有機(jī)玻璃容器中,污泥上部放置圓形碳片(90mm,純度90%),連接自動倒極直流恒壓恒流電源(AN 15020D型,無錫安耐斯電子科技有限公司)的正極,碳片有25個圓孔(4mm)用于排出脫水過程中產(chǎn)生的氣體;污泥下部放置銅片(100mm),連接電源的負(fù)極,銅片有60個圓孔(3mm),用于及時排出脫除的水分,實時脫除水分的質(zhì)量由電子天平記錄(YP202N型,上海精密科技有限公司);碳片下部、泥餅中部和銅片上部分別鋪設(shè)一層尼龍網(wǎng)濾布(孔徑48 μm),用于上層脫水污泥(UDS)、下層脫水污泥(LDS)及濾液的分離;脫水過程中使用熱電偶溫度計(CHB902型,上海譽(yù)赫電子科技有限公司)測定上下層泥餅的實時溫度.

圖1 電滲透實驗裝置

1.3 實驗方法

1.3.1 CS-Fe的制備 使用尼龍標(biāo)準(zhǔn)篩將定量的CS進(jìn)行篩分,得到不同粒徑(10～20,20～40,40～60, 60～80,80～100,100～120目)的過篩秸稈粉,將過篩秸稈粉在不同濃度的FeCl3溶液(0.01,0.02,0.03,0.04, 0.05,0.06g/mL)中浸泡8h后過濾分離,將分離得到的秸稈粉置于105 ℃的遠(yuǎn)紅外烘箱中去除一定水分可以得到不同含水率(80%,60%,40%,20%,0%)的CS- Fe.

1.3.2 單因素實驗及響應(yīng)曲面實驗設(shè)計 固定機(jī)械壓力為23.59kPa,分別探究電壓(7.5,10.0,12.5, 15.0,17.5,20.0V/cm)、CS-Fe投加量(0,50,100,150, 200,250mg/g DS(干固體)、秸稈改性條件(FeCl3濃度、CS粒徑、CS-Fe含水率)、不等占空比(2:1,3:1,4:1, 5:1,6:1,7:1,8:1)和陰陽極間距(1.5,2.0,2.5,3.0,3.5cm)對污泥脫水的影響,上述實驗均平行進(jìn)行3組,結(jié)果取其平均值.

在單因素實驗的基礎(chǔ)上,基于Box-Behnken設(shè)計進(jìn)行了2輪優(yōu)化實驗:第1輪選取電壓梯度(A)、不等占空比(B)和陰陽極間距(C)3個單因素進(jìn)行優(yōu)化;第2輪選取CS-Fe投加量(D)、CS-Fe含水率(E)和CS粒徑(F)3個單因素進(jìn)行優(yōu)化.實驗均以r為響應(yīng)值,分別進(jìn)行17組,設(shè)定因素水平如表1所示.

表1 RSM優(yōu)化實驗設(shè)計因素水平

1.3.3 電場模式的控制 實驗中使用正向電場與負(fù)向電場時間不相等的不等占空比交變電場[12],以脫水裝置中碳片接正極、銅片接負(fù)極為正向電場,定義為AU(陽極向上)模式;脫水過程中根據(jù)預(yù)先程序設(shè)定控制電場切換,碳片接負(fù)極、銅片接正極為負(fù)向電場,定義為AD(陽極向下)模式[13].

1.3.4 污泥脫水極限的設(shè)定 將CS-Fe與MS充分?jǐn)嚢杌靹蚝蠓湃朊撍b置中,放置重物,接通電源后進(jìn)行脫水,過程中間隔10s分別對上、下層泥餅溫度、電流及濾液的質(zhì)量記錄,當(dāng)脫水速率小于0.05g/min且持續(xù)5min時,認(rèn)定達(dá)到脫水極限[14],終止脫水.

1.3.5 污泥脫水極限的設(shè)定 以污泥的理論含水率和理論含水率降低率作為脫水效果的評價指標(biāo),計算如式(1)和式(2)所示,采用烘干稱重法測定脫水污泥的最終含水率[15].

(2)

式中:為污泥的理論含水率,%;r為污泥的理論含水率降低率,%;0為污泥的初始質(zhì)量,g;0為污泥的初始含水率,%;為改性生物質(zhì)的質(zhì)量,g;為改性生物質(zhì)的含水率,%;為濾液的質(zhì)量,g.

1.3.6 脫水能耗評價方法 實驗中采用脫除單位水分的耗能進(jìn)行能耗評價,計算如式(3)所示[3].

式中:ace為脫除單位質(zhì)量水分所需的能耗,kW·h/kg RW;fil,t為脫出的水分質(zhì)量,kg;為脫除水過程中的電壓,V;為脫水過程中的電流變化,A;為脫水時間,h.

1.3.7 掃描電子顯微鏡(SEM)表征和熱重(TGA)分析 使用掃描電子顯微鏡(Quanta 250型,捷克FEI公司)對冷凍干燥后進(jìn)行的噴金樣品進(jìn)行表觀形貌表征.使用同步熱分析儀(STA449F3型,德國Netzsch公司)對樣品進(jìn)行TGA分析,升溫速率為30 ℃/min.

2 結(jié)果與討論

2.1 電壓對污泥脫水效果的影響

如圖2所示,當(dāng)電壓低于15.0V/cm時,脫水時間隨著電壓的增加逐漸縮短.因為電場驅(qū)動力是影響污泥中負(fù)電性的膠體顆粒和帶正電的水合氫離子(H3O+)遷移,實現(xiàn)泥水分離的主要因素,當(dāng)在電壓較低時,電場驅(qū)動力較小,泥水分離程度有限,脫水較慢;當(dāng)電壓升高后,膠粒顆粒和H3O+受到的電場驅(qū)動力增加,H3O+由陽極向陰極遷移的速率加快,脫水時間縮短.

當(dāng)電壓為15.0V/cm時,r達(dá)到最高,為16.25%,該電壓下UDS和LDS的溫度變化如圖2(b)所示,由圖可知在脫水的前20min,大量帶有熱量的水分由上層遷移至下層,下層區(qū)域熱量的累積速度較快,LDS的溫度高于UDS;30min后,UDS的溫度趨于恒定,而LDS的溫度在20min后出現(xiàn)陡降,推測此時UDS出現(xiàn)缺水干化,無法繼續(xù)向LDS輸送水分,隨著LDS中水分的逐漸脫出,溫度下降.

當(dāng)電壓高于15.0V/cm時,r隨著電壓的升高而降低,此時陽極側(cè)污泥孔隙間的水分迅速流失[16],脫水極限提前;電場模式的切換可使膠粒顆粒、H3O+及其他離子往復(fù)遷移,陽極污泥干化問題得到一定的緩解,但AD模式下電極反接時間較短,LDS向UDS回遷的水量有限,陽極干化并未得到完全緩解.

圖3 不同電壓下的電流變化

圖3中電流的變化可以解釋上述現(xiàn)象,由圖可知在不同電壓下,由于AU和AD模式的切換,體系中電流的變化均存在峰值,電壓越高,峰值電流越大,且隨著電壓的升高峰值出現(xiàn)時間逐漸提前.因為AU模式下電流呈現(xiàn)下降趨勢,切換至AD模式時因為離子間的相互作用膠粒顆粒和H3O+的遷移阻力變大,電流下降速率加快;待切換回AD模式,短時間內(nèi)電阻增加產(chǎn)生的熱量使污泥的鈍化性質(zhì)被破壞[17],之后電阻下降,電流瞬時升高出現(xiàn)峰值.隨著電場模式的不斷切換,體系中的H2O不斷脫出,電阻增加而導(dǎo)致污泥在局部發(fā)生電滲流終止,脫水達(dá)到極限.

2.2 CS-Fe投加量對污泥脫水效果的影響

如圖4所示,未投加CS-Fe時,隨著脫水的進(jìn)行,污泥顆粒被壓實而緊密結(jié)合,污泥內(nèi)部的脫水通道被堵塞,此時脫水效果最差;隨著投加量的增加,CS- Fe均勻分布在污泥中,有利于形成良好的支撐骨架[18],更容易形成利于水分脫出的多孔隙結(jié)構(gòu),污泥的高可壓縮性改善;隨著CS-Fe投加量的繼續(xù)增加,r在投加量為100mg/g DS時達(dá)到最高,為17.59%,Wu等[19]采用鐵改性稻殼生物炭用于污泥脫水,在生物炭投加量為600mg/g DS時,輔助以30kPa的壓力可以將污泥含水率由96.67%降低至77.9%,由此可看出交變電場的輔助能夠在獲得較好脫水效果的同時減少生物質(zhì)的投加量,有利于控制脫水泥餅的增容現(xiàn)象;繼續(xù)提高投加量,CS-Fe會將部分水分固定在其內(nèi)部,這部分水分在較低的機(jī)械壓力下不易被擠出,r下降.

圖4 CS-Fe投加量對污泥脫水效果的影響

2.3 秸稈改性條件對污泥脫水效果的影響

如圖5所示,不同濃度FeCl3改性得到的CS-Fe對污泥的脫水性能有顯著的影響,因為污泥表面含有大量的-OH和PO43-會發(fā)生電離和水解作用使污泥表面帶有負(fù)電荷,且污泥表面的電負(fù)性越高,顆粒間的排斥靜電力越強(qiáng),污泥脫水越困難,這種污泥顆粒間的靜電斥力可以通過正價離子與帶負(fù)電荷的污泥顆粒間發(fā)生電中和作用而得到有效降低,郭俊元等[10,20]利用玉米秸稈生物炭和磁性殼聚糖改善污泥脫水性能的研究中均證明了這一機(jī)理.與此類似,改性后CS表面附著的Fe3+同樣可以對污泥表面的電負(fù)性發(fā)揮中和作用,使污泥脫穩(wěn),污泥的表面吸附水減少[21];同時,Fe3+的存在也能夠提高污泥脫水時的電導(dǎo)率,有利于脫水的進(jìn)行.當(dāng)FeCl3溶液濃度為0.03g/mL時,脫水效果最好,r為16.09%.但當(dāng)Fe3+過量時,污泥顆粒表面正電荷增多,凝聚作用下降,脫水效果惡化.

CS粒度同樣對污泥的脫水性能影響顯著,由圖5(b)可知,當(dāng)CS粒度介于10～20目間時,脫水效果最差,此時CS-Fe的粒度較大,更小的污泥顆粒會進(jìn)入到大顆粒CS-Fe的空隙中,CS-Fe不再形成支撐骨架,因此對脫水的促進(jìn)作用下降;而當(dāng)CS粒度逐漸減小時,過小的CS-Fe容易在顆粒間的空隙中形成聚集,堵塞污泥中的孔隙,同時也易對濾布造成阻塞,不利于水分的脫除[22];當(dāng)CS-Fe度介于20～40目間時,脫水效果最好,此時CS-Fe的骨架支撐作用能在污泥中形成良好的“導(dǎo)流渠道”,使水分更易導(dǎo)出.

由圖5(c)可知,CS-Fe含水率對脫水前20min的r影響并不明顯,因為在脫水前期脫除的主要是污泥內(nèi)部的自由水,此時污泥中的水分較充足,CS-Fe含水率對脫水性能的影響不大;在脫水進(jìn)行的后期,隨著CS-Fe含水率的增加,污泥脫水效果改善,因為含水率越高的CS-Fe可以固定多余水分的可能性越小,減少了對污泥水分的吸收.但當(dāng)CS-Fe含水率過高時,其剛性下降,可壓縮性變強(qiáng),無法形成骨架;同時,CS-Fe中多余的水分延緩了電滲透干化現(xiàn)象,達(dá)到脫水極限的時間延長.

2.4 電場模式對污泥脫水效果的影響

如圖6所示,當(dāng)不等占空比小于5:1時,AD和AU模式持續(xù)時間相差不大,膠體顆粒在陰陽極間做往復(fù)運動,水分也被頻繁往復(fù)擠壓而無法及時脫除;當(dāng)不等占空比大于5:1時,AU模式持續(xù)的時間較長,AD模式下污泥下層向上層擠壓的水分較少,且CS-Fe吸附的水分滯留在泥餅中,對陽極干化的緩解作用有限,脫水效果有細(xì)微下降.

圖6 電場模式對污泥脫水效果的影響

2.5 陰陽極間距對污泥脫水效果的影響

陰陽極間距等效于污泥厚度,由圖7可知,r隨著污泥厚度變化呈現(xiàn)出先升后降的趨勢.當(dāng)陰陽極間距為1.5cm時,r最低.因為污泥厚度過薄,在脫水初期陽極就會迅速干化,電阻變大,陰極所分得的驅(qū)動電壓減小,脫水效果變差;當(dāng)陰陽極間距過大時,污泥厚度增加,含水率較高的污泥更多地集中在陰極區(qū)域,陰極所獲得的電壓驅(qū)動相應(yīng)減小,且污泥厚度過大時加大了離子遷移的過程和阻力,導(dǎo)致脫水性能下降.

圖7 陰陽極間距對污泥脫水效果的影響

2.6 表面響應(yīng)法優(yōu)化實驗

由單因素實驗發(fā)現(xiàn)r最優(yōu)值具有波動性,說明各因素間可能存在交互作用,因此需對脫水參數(shù)進(jìn)行進(jìn)一步優(yōu)化.擬合得到回歸方程響應(yīng)曲面中的等高線均以規(guī)則的橢圓形呈現(xiàn),表明因素間存在的交互關(guān)系顯著,其中電壓梯度與不等占空比、CS粒徑與CS-Fe投加量間的交互關(guān)系最明顯,如圖8所示.

實驗預(yù)測模型的相關(guān)參數(shù)如表2所示,其中值均小于0.0001,表示模型非常顯著或因素對r有非常顯著的影響;同時,模型的2Adj與2Pred的差值小于0.2,表示模型具有良好的可信度和較高的精準(zhǔn)性.

表2 實驗預(yù)測模型相關(guān)參數(shù)

綜合2輪優(yōu)化實驗結(jié)果可以得到污泥脫水的最佳操作條件:電壓為17.22V/cm,不等占空比為4.33:1, CS-Fe投加量在96.81mg/g DS,CS-Fe含水率在61.91%,CS粒徑在1.05mm,陰陽極間距為2.10cm時,污泥脫水效果最好,r的預(yù)測值為30.43%,實測值為29.73%,污泥真實含水率為58.21%,預(yù)測值與實際值間的相對誤差小于10%,表示此模型可以真實地反映各因素對r的影響.

2.7 脫水效果評價及能耗分析

在表面響應(yīng)法優(yōu)化實驗的基礎(chǔ)上進(jìn)行污泥脫水效果和能耗的分析,污泥初始含水率為83.41%,有機(jī)質(zhì)含量為62.59%,其中第1組實驗條件為優(yōu)化實驗確定的最佳脫水參數(shù),第2組不添加CS-Fe,其他參數(shù)條件與第1組相同,結(jié)果如表3所示.

Deng等[3]的研究中歸納出:現(xiàn)有電滲透污泥脫水的能耗普遍在0.03～0.95kW·h/kgRW之間,其中使用穩(wěn)定直流電場在脫水能耗為0.20～0.70kW·h/kgRW時,可以將污泥含水率降低至55%～60%,而換用脈沖直流電場后,脫水能耗能夠降低至0.07～0.20kW·h/kgRW[3].本研究在脫水污泥含水率與上述研究相近的情況下,脫水能耗與之相當(dāng).同時由表3可以發(fā)現(xiàn),相較于單獨的交變電場污泥脫水而言,CS-Fe的加入可以在顯著提升污泥脫水效果的同時提高脫水污泥中的有機(jī)質(zhì)含量,有利于維持脫水污泥的潛在熱值.

表3 添加CS-Fe與不添加CS-Fe的脫水效果及能耗對比

2.8 脫水污泥的SEM表征結(jié)果

為了分析污泥脫水的作用機(jī)理,分別對MS, UDS和LDS進(jìn)行了SEM表征,結(jié)果如圖9所示.

由圖9(a)可以觀察到MS呈現(xiàn)出典型的碎形膠羽結(jié)構(gòu),外觀類似于分支破碎的絨毛,這些碎片會在脫水的過程中遷移至污泥的空隙中,使脫水通道堵塞;同時,結(jié)構(gòu)間具有的網(wǎng)狀間隙使得污泥具有高可壓縮性,在脫水的過程中極易被壓縮閉合,水分不易通過.而將圖9(b)和圖9(c)中上、下層的脫水污泥與原污泥比較可以發(fā)現(xiàn),UDS比LDS的結(jié)構(gòu)更為緊湊,其中UDS與LDS相比碎片化更加明顯,這與UDS受陽極干化的影響有關(guān),這與Cao等[23]發(fā)現(xiàn)電脫水過程中陰陽極泥餅孔隙的差異性結(jié)果一致;同時,在UDS和LDS中均發(fā)現(xiàn)短棒狀和長條狀的CS-Fe充當(dāng)了良好的支撐骨架鑲嵌在污泥間,這一形貌增加了污泥的機(jī)械強(qiáng)度和可滲透性,使其在高壓下仍能保持多孔結(jié)構(gòu),Qi等[24]研究中也證實了這種泥餅疏松的結(jié)構(gòu)有利于水分在脫水過程中通過微小的孔隙透出,脫水效果得到提升.

圖9 原污泥與上、下層脫水污泥的SEM圖像

Fig.9 SEM images of raw sludge and upper and lower dewatered sludge

2.9 脫水污泥的TGA分析結(jié)果

為了分析污泥的熱分解情況,采用最佳條件進(jìn)行污泥脫水,其中一組實驗中不加入CS-Fe(NO- CS-Fe)作為參照對比,上、下層污泥的TGA分析結(jié)果如圖10所示.

由圖10(a)分析,可將未添加CS-Fe的上層污泥的燃燒界定為3個階段:第Ⅰ階段溫度范圍為30～160 ℃,失重8.84%,該過程中主要是析出污泥中的自由水和束縛水;第Ⅱ階段溫度范圍為160～390 ℃,失重27.21%,該過程主要是析出污泥中的可揮發(fā)分及其燃燒[25],第Ⅱ階段包括了析出污泥中易分解的可揮發(fā)分(如脂肪)及其燃燒、以及析出污泥中難分解的可揮發(fā)分(如糖類、蛋白質(zhì))及其燃燒;第Ⅲ階段溫度范圍為390～500 ℃,失重7.69%,為無機(jī)鹽分解階段.

圖10 上、下層脫水污泥的TGA結(jié)果

Fig.10 TGA results of upper and lower dewatered sludge

添加CS-Fe的上層污泥燃燒過程同樣分為3個階段,溫度范圍分別為25～170℃、170～420℃和420～550℃,對應(yīng)的失重為7.06%、27.56%和7.20%,相較于未添加CS-Fe的上層污泥,添加CS-Fe的污泥的第Ⅱ階段失重溫度區(qū)間更寬,失重速率更快,說明添加CS-Fe后污泥主要成分的化學(xué)鍵更強(qiáng),有機(jī)質(zhì)含量更高,燃燒得更快.

圖10(b)中未添加CS-Fe的下層污泥的失重過程與上層污泥相同,但在失重溫度區(qū)間上均滯后于上層污泥5～30℃,分別為25～165℃、165～400℃、400～530℃,失重分別為8.31%、30.64%、6.98%;而添加CS-Fe的下層污泥失重溫度區(qū)間與上層污泥幾乎完全重合,同樣為25～170℃、170～420℃、420～550℃,失重分別為11.34%、31.01%、6.72%,但第Ⅰ階段和第Ⅱ階段的失重均高于上層污泥,說明下層污泥的自由水含量和有機(jī)質(zhì)含量均高于上層污泥.

3 結(jié)論

3.1 通過單因素和表面響應(yīng)優(yōu)化實驗,以污泥含水率降低率為考察指標(biāo),得到交變電場聯(lián)合鐵改性生物質(zhì)強(qiáng)化城市污泥深度脫水的最佳條件為:電壓為17.22V/cm,不等占空比為4.33:1,FeCl3溶液濃度為0.03g/mL,改性生物質(zhì)投加量為96.81mg/gDS,改性生物質(zhì)含水率為61.91%,生物質(zhì)粒徑在1.05mm,陰陽極間距為2.10cm.在最佳條件下,污泥的含水率可降至58.21%,脫水能耗為0.0148kW·h/kgRW.

3.2 掃描電鏡表征結(jié)果顯示,鐵改性生物質(zhì)可以鑲嵌在污泥間起到良好的骨架支撐作用,污泥的機(jī)械強(qiáng)度和可滲透性提高,污泥脫水效果得到提升.

3.3 脫水污泥的TGA分析顯示,脫水后上、下層污泥燃燒過程分為析出自由水和束縛水的第Ⅰ階段,析出易分解和難分解的可揮發(fā)分的第Ⅱ階段,以及分解無機(jī)鹽的第Ⅲ階段,添加鐵改性生物質(zhì)的脫水污泥失重溫度區(qū)間更寬,失重速率更快,有機(jī)質(zhì)含量更高,燃燒更快.

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Alternating electric field combined with iron-modified biomass to enhance the deep-dewatering of municipal sludge.

LI Ya-lin*, CHEN Gao-ang, SUN Li-li, WANG En-ci, SONG Yu-qing, SUN Chen-xin

(College of Environmental and Biological Engineering, Henan University of Engineering, Zhengzhou 451191, China)., 2022,42(7)：3140～3148

To realize deep-dewatering of municipal sewage sludge, the combined alternating electric field (AEF) electroosmosis technology was developed with iron modified biomass as the skeleton for disposal of sludge. Based on a single-factor experiment, the effect of the combined technology on sludge dewatering behavior was studied. Moreover, technical parameters of sludge dewatering were optimized with the response surface method (RSM). After mixing the sludge with corn stalks modified by FeCl3of 0.03g/mL, in the AEF of unequal duty cycle at 4.33:1, voltage at 17.22V/cm, modified biomass dosage at 96.81mg/g DS, modified biomass moisture at 61.91%, biomass particle size at 1.05mm, and anode-cathode distance at 2.10cm, the dewatered sludge with a moisture content of 58.21% could be obtained, and the dewatering energy consumption was 0.0148kW·h/kg RW (Removed water). According to scanning electron microscope (SEM) characterization of the dewatered sludge, iron modified biomass well supports the sludge as the skeleton, which was conducive to the mechanical strength and permeability of the sludge. According to thermogravimetric analysis (TGA), the upper and lower combustion process in the dewatered sludge could be divided into the stage of precipitation of free water and bond water, the stage of precipitation and combustion of volatile, and the stage of decomposition of inorganic salts. The dewatered sludge mixed with iron modified biomass showed higher organic content and faster combustion.

municipal sludge；dewatering；biomass；alternating electric field；drying

X703

A

1000-6923(2022)07-3140-09

李亞林(1984-),男,河南鄭州人,副教授,博士,主要從事固體廢物處理與資源化的研究.發(fā)表論文30余篇.

2021-12-28

教育部中西部高等學(xué)校青年骨干教師國內(nèi)訪問學(xué)者項目(19042);河南省科技攻關(guān)項目(212102310064);河南省高等學(xué)校青年骨干教師培養(yǎng)計劃項目(2019GGJS239)

* 責(zé)任作者, 副教授, li_ya_lin@haue.edu.cn