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废水污泥脱水量化

摘要：描述了一系列消化场景对十六污水污泥脱水特性的定量和比较。提出的方法使用实验室脱水测量和提取的材料性质的完整性分析。这些性质被用作过滤模型的输入，其输出提供了脱水比较。对于定量和脱水性的比较，这种方法是必不可少的，因为污泥的渗透性和压缩性在工业感兴趣的固体浓度范围内变化高达十个数量级。这导致脱水性与实验室试验开始浓度比较的高灵敏度，因此基于诸如特定的渗透阻力等参数的简单脱水性比较是困难的。与传统方法相比，新方法被证明是可靠的，例如特定的渗透分析阻力，并具有内置的完整性检查。将第十六个污泥的定量脱水性与相对挥发性固体含量的比较显示在40至80％的挥发性固体含量范围内具有非常强的相关性。数据显示，挥发性固体参数是污水污泥脱水行为的强力指标。

1 简介

污水污泥的处理使得生物质丰富的污泥缓慢脱水，形成低浓度的网状凝胶，这被称为凝胶点，其中凝胶点是它们首先形成网状污泥的固体浓度。例如，活性污泥生物质的简单沉降通常导致固体含量仅为1.5-4.0wt％的沉降或网状污泥层。如果静置，则该层由于污泥颗粒的网络能够承受其自身重量而抵抗进一步的沉淀，因此在时间上不再有脱水剂。随后加入熏制剂和其它脱水助剂，然后使用高速离心或一系列高压过滤工艺对沉淀的污泥进行机械脱水，通常仅实现固体含量为20-30重量％的污泥饼。由于每吨湿式污泥的运输和干燥成本较高，因此重新使用是非常有限的。污水污泥有一系列潜在的再利用选择，包括作为营养丰富的肥料，作为堆肥或作为能源生产原料的补充。 病原体，金属和不需要的化学物质的存在对于重新使用考虑都是重要的。 然而，可以说，重复使用最昂贵的费用是与含水污泥的脱水，干燥和运输相关的成本。关注的关键问题是：

• 为什么这些污泥难以脱水？
• 什么改变污水污泥的脱水特性？
• 污泥之间的脱水能力差异是否真的量化？

这些问题在工业和学术上都受到很多关注。 这项工作考虑了实验室规模污泥脱水特性的系统定量比较。 随着脱水性能的定量比较，它考虑了对这些数据进行操作的参数，虽然不是全部问题都会在这里详细介绍，但这项工作为脱水设备，过程选择，脱水助剂和污泥预处理的选择提供定量依据，。

1.1脱水表征

颗粒悬浮脱水的经典测试涉及简单沉降测试之一或两者，以表征低固体分离行为，可能与连续分离或增稠过程和批量沉淀池一致，以及过滤器测试来表征脱水到固定压力的速率和程度 ，因为渗透和离心可能是一致的。 在沉降试验中，随着时间的推移记录界面的下降，可以确定自由沉降速率，受阻沉降速率和凝胶点（fg）等基本参数以及诸如污泥体积指数（SVI）等经验参数。 用于监测操作性能（例如SVI）或用于设计澄清器等设备（Koopman and Cadee， 1983；Usher and Scales， 2005）的所有测量属性。一系列文献可用于描述参数提取过程及其潜在应用（Koopman and Cadee， 1983； Usher and Scales， 2005）。

在机械脱水的情况下，随着时间的推移，在台式或中试规模过滤器上记录过滤器的体积可以确定悬浮液的渗透性（脱水率）和可压缩性或压缩性（压缩程度）作为一个功能的施加压力（Shirato等，1983，1969）。用于恒压过滤的实验数据的分析表明，渗透时间（t）通常在所谓的“过滤”或“滤饼形成”阶段期间的特定过滤体积（V）二次变化（即t图相对于V是线性的）。然后可以从饼形成区域中的相对于Vsup2;曲线的斜率确定脱水率或渗透率。其后是对数区域（至一级），其中饼状物在固体浓度（表达阶段）中压缩或变得均匀，允许确定脱水程度。 （Landman and White，1997； Landman 等，1995；Ruth，1946； Terzaghi and Peck，1967；Tiller and Shirato，1964；Tiller and Yeh，1987）等参数，比如特定的滤饼阻力，渗透率，可以确定阻碍沉降功能，固结系数，固体扩散系数和压缩性。

这些脱水参数来自两种理论方法，即由Tiller和Shirato（1964）提出的一些理论方法，他们将改良的达西定律与Terzaghi和Peck（1967）的理论结合起来，用于巩固，表达压缩阶段和Landman和White（1997）提出的渗透理论。两种理论方法的参数可能并不奇怪，所有相关（de Kretser等，2003； Landman 等，1994；Olivier 等，2007；Stickland和Buscall，2009；Stickland 等，2005b）尽管有些事件背后的假设有所不同（de Kretser和Scales，2007）。 Terzaghi的固结理论就是一个例子，在脱水过程中假定应变（变形）很小（这在许多具有高凝胶点的粗材料的过滤中确实是这种情况），但如果不是这样，用于确定合并系数的asagrande方法（Casagrande和Fadum，1940）不再有效（Stickland等，2005b）。与沉降测试一样，已经开发了一系列方法来确定这些参数（Casagrande和Fadum，1940；de Kretser等，2001； Green等，1998; Usher等，2001）。使用这些各种表征方法在工业上普遍存在，并且与设备的现象模型一起，实验室和全尺寸的一系列颗粒悬浮液的脱水预测是可能的，尽管在缺乏设备的设计中没有被广泛使用（De Kretser等，2010；Eberl等，1995； Tarleton和Wakeman，2007）。

1.2污水污泥脱水表征

在污水污泥的情况下，经典脱水参数提取方法不严格，因此，这些参数对机械脱水设备性能预测的应用也产生影响。 失败来自于对从t到V的线性图提取信息的依赖。 对污水淤泥和其他生物量丰富的材料如藻类细胞和淀粉进行简单的死胡同渗滤试验表明，脱水的渗透阶段很快变成非线性的。 短期过滤阶段之后是脱水的延伸表达阶段，其表达可能超过工艺时间的80％。 在跟踪这种行为达到平衡的时候，一个典型的结果表明，除了非常薄的沉积物都可以通过长时间趁机达到几百千帕。

这种行为导致了一些这些污泥被称为“高度可压缩”或“超可压缩”（Cleveland等， 1996； Tiller和Li，2000； Wu 等，2001）。这是因为在某些在使用CeP电池或某种其他形式的过滤装置的标准过滤测试中，压力的增加不会使渗透速率明显增加。实际上并不是这样，因为压力的所有增加都表现为最终固体的可测量变化，但渗透速率往往很慢，导致这一结论。此外，由于发生非常大的崩溃率或变形以及可能延续数月的渗透时间，使分析变得困难（Wu等，2001）。一些观察到的行为和对网络总强度有渗透作用的事实是一致的。虽然这本身可以解释数据中的一些趋势（例如添加盐的函数），但它无法解释整体脱水行为（Curvers 等，2011，2009；Keiding和Rasmussen，2003）。

其他人试图通过将聚合污水污泥网络中的水结构指定为“自由”，“间隙”来解释异常行为，“表面”或“束缚”，这意味着一些水分子比其他水分子更难以去除（Vesilind，1994）。这一描述有利于（Chen等，2002；Wu等，1998）解释为什么这些材料不能容易脱水的可能。然而，如果考虑到细胞膜中含有的水（干燥实验中约为5％）（Deng等，2011）和所谓的地表水（高达20％，尽管它可以简单地被捕获在水中不同的孔隙），剩余的水可以进行机械脱水。尽管如此，如前所述，大多数脱水操作只能达到20－30％的固体，留下能够通过机械方法去除的刚好出现的水的45－55％的标称间隙（Wu等。 2001）。因此，束缚水概念对于阐明污水污泥难以脱水是没有用的。在Valexaire和Cezac于2004年的一篇综述中，强调指出，许多用于表征水分布的方法定量不足。他们建议，确定污泥中水的性质的最佳方法是机械施加非常高的恒定压力（Vaxelaire和Cezac，2004）。这种测试没有显示与多种形式的水的存在一致的行为。

1.3为什么这些污泥难以脱水？

各种污泥的渗透行为和一系列参数之间的相关性表明，污水污泥（甚至许多其他生物质污泥）的脱水性差的可能原因是存在显着的超细胞聚合物质（ECP或EPS）的数量；名义上是细胞渗出物在某些情况下，据报道，EPS分数占生物量的一半以上，实际上高达80％（Neyens和Baeyens，2003）。目前EPS被广泛用于描述这些细胞渗出物，据推测包括一系列化合物，包括蛋白质，多糖，核酸和磷脂（Neyens等，2004）。其他研究人员也同样认识到阳离子，特别是二价阳离子在这些EPS材料的连接中起到促进结构和稳定性的作用（Froslash;lund等，1996; Sobeck和Higgins，2002）。这也与脱水性和效率质量有关这意味着更好的发挥导致两个领域的更好的表现（Murthy和Novak，2001; Sobeck和Higgins，2002）。

那么机械脱水会发生什么问题呢？ 假设脱水不是颗粒悬浮液，而是具有嵌入的细胞和其它颗粒组分的交联聚合物网络。在脱水的过滤阶段，在膜表面形成极难压缩的层，这是非常不渗透的，并且显着改变固体材料扩散到滤饼中的正常模式（Tiller and Green，1973）。 表征该过程的工作已经显示了可压缩材料的预期滤饼结构，由此在平衡过滤器上具有变得均匀的滤饼上的固体梯度（La Heij等，1996）。这与其他任何其他物质没有显着差异 可压缩悬浮滤饼除了达到平衡的时间比较长。

1.4什么改变污水污泥的脱水特性？

污水污泥的脱水能力差，导致了大量的处理，工艺和添加剂，以提高脱水率。许多是基于污泥的EPS组分的还原，溶解或破坏。方法包括低温​​和高温水解过程和/或化学处理如酸和芬顿试剂（Anderson等，2002； Feng等，2014； Liu 等，2013；Neyens and Baeyens，2003； Neyens 等，2003； Raynaud等，2011；Stickland 等，2007；Urrea 等，2014）。另外，各种组织还研究了污水污泥与其他材料的共脱水，通常称为骨架助洗剂或过滤器（Ding等，2014；Thapa等，2009），电脱水（Aziz等，2006； Barton等，1999； Iwata等，2013； Smollen and Kafaar，1994； Snyman等，2000）和大量的添加剂（Chen等，2010；Liu and Fang，2002； Marinetti等，2009； Murthy等，2000；Neyens等，2004； Raynaud等，2011； Stickland等，2007； Yan等，2004）。这些的有效性已经成为许多讨论的主题（Mowla等，2013；Qi 等，2011），但商业现实是，在加入成色剂的情况下，仅显示高温水解大大改善污水污泥的脱水，从标准过滤设备的20％至50％（干重）的改良量全面报告（Barber，2009； Neyens和Baeyens，2003）。许多其他工艺和添加剂已经显示出巨大的前景，但不能达到许多基于实验室的实验所表明的程度，强调了定量脱水性比较方法来支持成本/效益分析的重要性。

1.5污泥之间的脱水能力差异是否真的量化？

在没有用于脱水性能的定量和快速实验室技术的情况下，大量的实验室转向使用毛细管吸入时间（CST）和简单的固定时间过滤测试来进行经验测试，以测量特定的渗透性（SRF）（Chen 等 2010； Liu等，2013； Murthy 等，2000；Novak 等，1999；Raynaud等，2011；Song 等，2014； Vesilind，1988）。这些简单的测试证明对于理解污泥脱水性的趋势是有用的，这是作为添加剂，诸如氟化物的函数的。由于它们仅仅是渗透的初始阶段，污水污泥很快就变得非线性，所以除了观察行为趋势之外，预测能力很差（Stickland 等，2007）。即使这样，测试的初始固体浓度的小变化被观察到对再现性至关重要。因此，在使用氟化物的污泥脱水优化和一系列其他添加剂之间仍然存在空白，并且从第一原理中实际预测脱水行为。

2 材料与方法

2.1样品

将15个污水污泥样品作为本研究的一部分进行了表征。它们代表一系列污泥类型，包括废活性污泥，厌氧消化污泥，滴滤池污泥，老化兼性泻湖污泥和Cambireg;反应器的污泥。后者具有由废活性污泥和厌氧消化的初级污泥组成的饲料。淤泥和收集位置的特点如表1所示。污泥来自澳大利亚和英国。这项工作跨越了十多年，其结果代表了一个广泛的污泥脱水研究计划的总结。除非另有说明，否则每个污泥均被收集。样品在4℃下储存，并在过滤测试之前固化至凝胶点。每个样品的液体和固体密度使用校准的比重瓶在20℃下测量。初始固体通过在60℃干燥时的重量损失来测定。每个样品的挥发性悬浮固体通过在105℃下干燥然后在根据标准方法在550℃下进行炉。所有样品的特征在于不添加熏制剂，添加剂或其他处理（除了水解样品外）以确定“已接受”的脱水性。

2.2脱水参数确定

使用重力分批沉降和阶梯式离心沉降来提取低固体浓度脱水数据，并采用一系列单一压力过滤试验来确定高固含量浓度脱水数据。 在用自己的液体稀释样品之后进行批量沉降测试，直到观察到定义的固体界面。 将样品加到1000mL量筒中，并随时间测量界面高度的降低。 离心沉降试验在LUMiFuge中进行，测量平均沉降物高度在单个转速下的速率数据和多个旋转速度下的压缩性信息（Usher等，2013）。

2.3脱水参数完整性验证

使用每次过滤运行（h，f，Delta;P和膜电阻）和提取的材料性质Py（f）和D（f）的初始条件作为数值渗透模型的输入（Stickland等，2005a） ，其中h是过滤器中悬浮液的初始高度，f是过滤器进料中固体的初始体积分数，Delta;P是施加的压力。来自Landman等人的工作的渗透测试的控制方程。

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