全國設市城市、 縣累計建成城鎮污水處理廠3198座，處理能力達到 1.38億m3/d。按照污泥產量約為污水處理量的0.3% ~0.5%[1]計算，將來我國的污泥年產量將會達 到2.52億t(以含水率97%計）。污泥具有含水率 髙，存儲、運輸、處置困難等特點，且污泥中含有大量的病原菌、重金屬等有毒有害物質，如果不能妥善處 理，還會造成二次污染。
脫水性能是污泥處理處置中非常重要的環節， 降低污泥含水率，能夠有效的減少污泥體積，為后續 的填埋、焚燒等最終處理處置方式帶來方便。污泥 屬于難脫水物質，實踐中常通過投加混凝劑、聚電解 質等物質來改善其脫水性能。聚丙烯酰胺（PAM) 是城市生活污水處理廠污泥脫水處理中非常重要的 絮凝劑，但近年研究發現，聚丙烯酰胺（PAM )能有 效改善污泥的脫水性能，可用作污泥脫水的調理劑， 只能提高脫水的速度[4_5]，不能增加脫水的程度。 表面活性劑能夠改變污泥絮體結構和性質，使污泥 中更多的水分轉化為便于脫除的自由水[6_7]。因 此，本實驗將聚丙烯酰胺與表面活性劑聯合作用對 污泥進行調理，綜合兩者的優點，以達到污泥的脫水 速度、脫水程度都提髙的目的。
1試驗部分1.1材料與儀器污泥取自武漢市某污水處理廠污泥調節池，采 樣后置于冰箱冷藏保存。為了保證實驗的可比性， 實驗污泥均在采樣后5d內用完。污泥含水率91% ~93%,pH6.6-7.40主要化學試劑：P離子表面活性劑十二烷基苯 磺酸鈉(SDS);陽離子表面活性劑十二烷基三甲基 氯化銨（DTAB);陽離子聚丙烯酰胺(PAM)。實驗 前配置成濃度〇。 1 %溶液備用，所用水均為蒸餾水。
主要儀器：電子分析天平;DBJ>623型電子變逢 攬拌機;101型電熱鼓風干燥箱;UV-紫外分光光度 計;Quanta2000描電鏡（SEM); MS2000激光粒度 儀;2XZ-1型旋片式真空泵。
1.2試驗方法1.2.1污泥比阻及泥餅含水率測定分別取100mL污泥放入6個250mL量筒中，在 一定條件下投人不同量的藥刑，并將經調理的 100mL污泥混合樣均勻倒人古氏漏斗內，靜置 1 min，直至漏斗底部不再有濾液流出，開啟真空栗， 至額定真空度(〇。〇5MPa)時，開始記錄濾液體積，每隔15s記錄1次，直至漏斗中污泥層出現裂縫，真空 被破壞為止，利用差量法測定濾紙上污泥的含固率。 1.2.2濾液中蛋白質含量的測定將經調理的l〇〇mL污泥，真空抽濾后取其濾 液，采用雙縮脲法[16]，在紫外條件下測出吸光度，再 以牛血清蛋白為標準蛋白測定出濾液中胞外蛋白質 含量。在相同外界條件下進行標準曲線測定。
1.2.3污泥沉降性能的測定污泥的調理過程如1.2. 1,調理好污泥倒人 lOOmL量筒中，每隔一定時間記錄一次污泥體積，共 計時30min。在同等條件下，比較污泥的沉降性能。 1.2.4污泥的微觀結構觀察處理后的污泥部分干燥后通過掃描電鏡拍照， 待測污泥樣品用去離子水稀釋，并攪拌使污泥保持 懸浮狀態，將污泥樣品通過蠕動泵送入粒度分析儀 器的分析室進行測定，每個樣品檢測三次。
2結果與討論2.1表面活性劑和PAM聯合作用對污泥過濾性能 的彩響2.1.1對濾餅含水率的影響試驗考察單獨投加PAM調理污泥，通過真空抽 濾方式對調理污泥進行脫水，PAM投加量對濾餅含 水率的影響見圖1。從圖1可以看出，隨著PAM投 加量的增加，濾餅的含水率不斷的降低，當投加量為 0? 8mg/gDS(干污泥的質量)時，濾餅的含水率最低， 為74.42% ,而繼續增加投加量時，濾餅含水率反而 又呈上升趨勢。
陽離子型聚丙烯胺PAM含有陽離子基團，水解 后釋放出陽離子，能中和污泥絮體中負電荷，壓縮擴 散層，且PAM為長鏈髙分子結構物質，具有長鏈 “吸附架橋”作用，能夠吸附、包卷和捕集污泥顆粒， 形成較大的污泥絮體[8]。污泥的脫水性能跟其污 泥絮體結構有很大關聯，污泥顆粒越大，其脫水性能 越好，投加PAM增大了污泥絮體，同時減少了污泥 絮體之間的電荷排斥作用，從而使得污泥的脫水性 能得到改善。但過量的PAM又會因濃度過大而造 成其長鏈無法展開，起不到“吸附架橋”作用，反而 會造成污泥帶上正電荷產生電荷排斥作用，而導致 脫水效果減弱W〇
為進一步探討投加PAM對污泥脫水速度的影 響，研究了不同時間下，真空抽濾后原泥和PAM調 理后污泥的濾餅含水率的變化情況，其結果見圖2。
由圖2可知，原泥和PAM調理后污泥濾餅含水 率均隨著抽濾時間的增加而不斷降低，最后趨于穩 定。在抽濾25min之后，原泥含水率基本穩定在 78%左右，而PAM調理后污泥則抽濾1 min之后，就 基本沒有太大變化，含水率穩定在74%左右。這表 明，投加PAM能夠顯著的改善污泥的脫水速度，但 調理后污泥濾餅含水率最低為73.54% ,與原泥的 77.45%相比較，相差不大，說明PAM并不能明顯的 提髙污泥的脫水程度。
為了提高污泥脫水程度，研究了表面活性劑和 聚丙烯酰胺(PAM)聯合作用對污泥脫水性能的影 響，結果見表1。
由表1可知，投加適量的DTAB和PAM調理， 濾餅含水率隨著DTAB投加量增加而降低，當 DTAB 和 PAM 投加量為 0? 08g/gDS 和 PAM 0? 8mg/ g DS時，濾餅含水率最低為65.41%，當DTAB投加 量超過〇? 〇8g/gDS，濾餅的含水率隨著DTAB投加 量增加而增加。因此，DTAB和PAM聯合作用最佳 投加量為 〇。 〇8g/g DS 和 PAM 0.8mg/g DS。
表1表面活性劑和PAM聯用對濾餅含水率的影響Table 1 Influence of surfactant and polyacrylamidaon dewaterability of sludge表面活性劑 /g ? g'1含水率/%陽離子聚丙烯酰胺(PAM) 投加量/mg ? g_10.60.81.0十二烷基三0.0272.1970.1974.47甲基溴化銨0.0469.6569.6570.63(DTAB)0.0866.3165.4167.230.170.2271.4373.180.1272.5974.8576.562.1.2對比阻的影響污泥比阻(SRF)是表示污泥過濾性能的綜合指 標。一般認為比阻在l〇9 -lO^V/g的污泥屬于難 過濾的污泥，比阻在〇。 5 ~0.9xlO%Vg之間的污泥 屬于中等過濾難度，比阻小于〇。 4X109sVg的污泥 容易過濾[1°]。污泥經過DTAB和PAM(0. 8mg/ gDS)聯合作用及單獨使用PAM調理時，污泥比阻 隨DTAB和PAM投加量的變化見圖3。
由圖3可知，DTAB與PAM聯合作用或者單獨 使用PAM時，污泥比阻均呈先下降，后上升趨勢。 聯合作用條件下，DTAB和PAM投加量分別為0. 08g/gDS、0.08g/gDS時，污泥比阻達到最低4. 60x l〇8s2/g，繼續增加DTAB投加量時，比阻又呈升高 趨勢;僅用PAM時，在投加量為0. 8mg/g DS時，比 阻達到最低4. 80xl08sVg，當投加量>0. 8mg/g時， 污泥比阻又變大。
SRF的主要影響因素是污泥的分散程度，而污 泥分散程度又跟污泥顆粒大小和顆粒表面電荷有 關[11]。污泥顆粒越小，SRF也大，同時污泥顆粒過 小，也容易堵塞濾餅過濾孔隙，增大比阻;污泥顆粒 越小，污泥顆粒比表面積就越大，比表面帶負電荷就 越多，污泥絮體顆體系中電荷斥力作用就越強，污泥 分散程度就越高，比阻就越大。
PAM通過“吸附架橋”增大了污泥絮體，減小污 泥分散度，“電中和”作用也減小了電荷排斥力，從 而能夠降低比阻;當PAM投加過量時，因長鏈無法 展開，起不到“吸附架橋”作用，還會造成污泥顆粒 表面帶上正電荷，造成污泥的分散程度高，比阻也隨 之升高。
DTAB和PAM聯合調理污泥時，DTAB和PAM 7JC解大量陽離子，中和污泥負電荷，降低污泥分散 度，結合PAM的“吸附架橋”和DTAB的“增溶”作 用改變了污泥絮體結構，釋放出污泥絮體中的結合 水，提高了污泥脫水性能，從而使污泥比阻降低。但 是過量的DTAB,也會因它的“增溶”作用，使得大量 的胞外聚合物(EPS)釋放出來，增加了溶液粘度，使 得污泥脫水困難，比阻上升。
2.2表面活性劑和PAM聯合作用對污泥絮體的影 響2.2.1對蛋白質含量的影響污泥絮體是由微生物細胞、無機顆粒、胞外聚合 物(EPS)構成，微生物細胞在一定環境條件下在細 胞壁外產生的多聚合物，就是胞外聚合物，其中包括 糖類、蛋白質、核酸和脂類等，其中主要成分為蛋白 質，胞外聚合物質量占活性污泥質量的80%，污泥 干重的15%[12]。因此，可以跟濾液中蛋白質濃度 變化來調理對絮體的影響。
從圖4可以看出，單獨投加PAM時，濾液中蛋 白質的濃度隨著PAM投加量的增加而升高，濾液的 濃度不斷升高，說明污泥的絮體結構發生了改變。 DTAB和PAM聯合作用時，蛋白質的濃度隨PAM 投加量的增加而升高。PAM通過“吸附架橋”增大 了污泥絮體，松散絮體被聚集起來，形成更加致密絮 體結構，絮體表面少許蛋白質進人濾液中。DTAB 具有“兩親”和“增溶”的性質，DTAB與絮體表面蛋 白質相接合，通過撹拌作用，絮體表面蛋白質脫離絮 體，絮體結構改變，EPS被破壞，同時在DTAB的“增 溶”特性下，大量EPS溶人濾液中，污泥絮體中的結 合水釋放出來，溶液中的蛋白質含量也不斷的提髙; 當繼續投加PAM時，又因其“吸附架橋”作用使被2.2.2對污泥粒徑的影響經過調理后的污泥絮體粒徑的分布情況見表 2。從表 2 可以看出，PAM 0. 8mg/gDS 和 DTAB0. 08g/gDS+PAM0. 8mg/gDS聯合調理后污泥，污泥絮 體面‘粒徑：PAM>DTAB+PAM>原泥。
表2調理后污泥與原泥的粒度分布 Tab. 2 Size distribution of sludge before and after conditioning |xm粒度分布 ^10^20^50^80^90原泥/jun29.114 31.456 65.535 98.342 169.257PAM 調36.645 45.678 89.486 207.871 267.485 DTAB+PAM 調理/urn 30.424 41.547 79.567 143.468 193.252注。為污泥樣品中體積累積百分比為10%時顆粒的最大直徑(余同）。
污泥絮體是由微生物細胞、無機顆粒、胞外高分 子（EPS)和高價陽離子之間物理化學作用的結果， 其中EPS對污泥絮體的穩定性有著重要的作 用[&15]，絮體表面的EPS改變直接影響污泥絮體粒 徑變化。PAM通過“吸附架橋”增大了污泥絮體，大 量污泥絮體被吸附到一起，形成大顆粒，表2粒徑數 據也證實了這一點。DTAB和PAM聯合調理污泥 時，結合PAM的“吸附架橋”和DTAB的“增溶”作 用改變了污泥絮體結構，釋放出污泥絮體中的結合 水，污泥絮體結構被破壞，導致污泥粒徑變小。
為了解DTAB和PAM調理前后對污泥絮體顆 粒的影響，將經過處理后的污泥進行SEM掃描，結 果見圖5。從圖5中可以看出，經過DTAB和PAM 聯合作用后，污泥絮體比PAM調理后要細小、破碎。 這與激光粒度儀的分析結果一致。
圖5污泥的掃描電鏡 Fig. 5 SEM image of sludge2.3表面活性劑和PAM聯合作用對污泥沉降性能 的影響污泥沉降性能的好壞是影響整個污泥處理過程 的重要因素。實驗以30min內沉降污泥的體積為指 標來評定污泥的沉降性能。從圖6可以看出，投加 DTAB 0.08g/gDS 和 PAM 0_ 8mg/gDS 調理后污泥的 沉降性稍好一點，而只單獨投加PAM 0. 8mg/gDS調 理污泥的沉降性能卻是較差的。
污泥絮體粒徑和EPS能夠影響污泥的沉降性 能[16_17]。在沉降初始階段，污泥的粒徑增大能提高 的沉降效果，但是EPS中游離結合水的含量越多， 污泥的沉降脫水性能愈差[18]。PAM通過“吸附架 橋”增大了污泥絮體，提高污泥的沉降性能。DTAB 和PAM聯合調理污泥時，PAM的“吸附架橋”和 DTAB的“增溶”作用改變了污泥絮體結構，釋放出 污泥絮體中的結合水，因此聯合作用時對污泥沉降 性能要比單獨使用PAM時要好。
3結 論(1)DTAB、PAM 投加量為 0. 08g/gDS 和 0? 8mg/gDS時，污泥濾餅的含水率達到最低值65.
41% 0(2)DTAB和PAM聯合調理污泥相比較單獨使用PAM時，不僅能提高污泥脫水速度，還能夠改善污泥脫水程度。
(3)掃描電鏡和粒徑分析表明，DTAB和PAM聯合調理污泥比單獨使用PAM調理污泥，污泥絮體粒徑變小，EPS結構被破壞，釋放結合水，從而能夠使得污泥的脫水性能得到提高。
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