HCA強化混凝預處理生活污水的效能及機理

嚴子春,陶仁乾

HCA強化混凝預處理生活污水的效能及機理

嚴子春*,陶仁乾

(蘭州交通大學環境與市政工程學院,甘肅 蘭州 730070)

通過單因素及正交試驗,以聚二甲基二烯丙基氯化銨(HCA)為混凝劑對模擬農村生活污水進行強化混凝預處理,考察了影響HCA混凝去除SS、TP及有機物的主要因素及其主次順序,并以Zeta電位及分形維數對HCA的混凝機理進行了分析.結果表明,影響HCA處理效果的因素順序為初始pH值值>HCA投加量>絮凝攪拌時間>混合攪拌速度梯度>混合攪拌時間>絮凝攪拌速度梯度,在優化條件下HCA混凝對SS、TP及COD去除率最高分別達94.1%、74.9%及61.1%;當HCA投加量為15mg/L時,Zeta電位與絮體分形維數分別為-2.03mv及1.0149.試驗表明HCA對生活污水具有較好的處理效果,強化混凝去除污染物的機理主要是電性中和作用.

強化混凝；聚二甲基二烯丙基氯化銨(HCA)；分形維數；Zeta電位

近幾年,我國農村城鎮化建設取得巨大成就,但農村水環境污染問題也隨之日益突顯[1].針對農村生活污水水質不穩定、水量變化大及治理資金短缺等問題,尋找一種適宜的處理方式對其進行預處理,以減小后續處理單元的負荷,降低基建成本,更經濟有效地解決水污染問題.

目前,多采用厭氧反應器等設施對農村污水進行預處理,降低后續處理系統污染負荷[2],但厭氧反應器效率較低、體積較大.強化混凝()技術可有效提高生活污水一級處理單元懸浮固體、有機物等的去除率[3-4],因其簡單高效性在污水處理中廣受重視.HCA是一種高效無毒的新型高分子有機混凝劑已應用于給水處理領域[5],尚無在生活污水處理中的研究和應用報道,本研究旨在將HCA應用于農村生活污水一級處理階段,通過優化其混凝參數、探究其混凝機理,實現HCA對農村生活污水的強化混凝預處理,以達到降低能耗和運行費用的目標.

1 材料與方法

1.1 試驗用水水質、主要材料及儀器

試驗用水水質:農村生活污水基本不含重金屬等有毒物質,與校園生活污水水質成分相似,為方便抽取試驗用水和采樣,開展實驗室研究,以校園生活污水替代農村生活污水,試驗用水水質指標如表1所示.

表1 原水水質

主要材料:HCA,來自蘭州威立雅水務有限責任公司,含固量40%;COD測試試劑來自重慶聯慶儀器儀表有限公司,TP測定所用鉬酸銨、酒石酸銻鉀、硫酸和抗壞血酸均為AR級.

主要儀器:ZR4-2便攜式攪拌儀(深圳中潤公司),HACH DR5000紫外分光光度計(美國哈希公司),DRB200COD消解儀(美國哈希公司),Zeta電位儀(英國馬爾文公司),CFX-1001型“咖啡象”數碼顯微鏡數據分析儀(福州泉通電子有限公司), HACH-2100P濁度儀(測量范圍0~1000NTU,最低測量值為0.01NUT,美國哈希公司),721分光光度計(上海第三儀器分析廠),pHS-25酸度計(上海雷磁新經有限公司)等.

1.2 測試指標及分析方法

SS(通過濁度與SS的關系曲線換算而得), COD(重鉻酸鉀比色法),TP(鉬銻抗分光光度法),分形維數(微機測定分析法), pH值(酸度計法).測試指標取值均為3個平行樣的平均值.

1.3 混凝試驗

HCA混凝效果采用L27(36)的正交試驗, 6因素分別為A:HCA投加量(mg/L)、B:混合攪拌速度梯度(G值,s-1)、C:混合攪拌時間(s)、D:絮凝攪拌速度梯度(G值,s-1)、E:絮凝攪拌時間(min)、F:初始pH值,每個因素對應水平值見表2.混凝分為混合與絮凝兩個階段,分別包含B、D 2個速度梯度因素和C、E 2個時間因素,混凝階段2個速度梯度因素的具體G值由攪拌儀根據攪拌功率(速度)和水溫20℃時水的動力粘度自動計算并顯示.

表2 HCA正交試驗因素水平表

攪拌結束后,靜置30min取液下3cm處上清液進行水質分析,測定濁度、TP、COD、Zeta電位值,取燒杯底部絮體進行分形維數測定.

1.4 絮體分維測定

將混凝結束后形成的絮體緩慢移至玻璃表面皿中,利用顯微鏡對形成的絮體進行連續拍照(放大比例參數設置為0.25),之后用彩色圖像分析軟件分析圖像,測定圖像周長和面積,根據分形理論及實際經驗,按照ln=Drln+ln對數據進行處理,所得ln與ln分別為橫縱坐標數值作圖,二者成線性關系[6],所得直線斜率Dr為分形維數,其中為常數.

1.5 Zeta電位測定

Zeta電位采用Nano–ZS90型Zeta電位儀(英國馬爾文公司),取少量混凝試驗所得上清液轉移至Zeta電位儀專用U型管中,重復測定5次Zeta電位,取其平均值.

2 結果與分析

2.1 混凝試驗影響因素分析

2.1.1 正交試驗 為考察各因素對HCA處理效果的影響,根據表2進行正交試驗,并以SS去除率為評價指標,結果如表3所示.

表3 正交試驗安排及結果

為進一步分析各個因素對SS去除效果的影響,根據表3中SS去除率結果,進行極差分析,結果見表4.

表4 SS極差分析結果

表4中,因素影響順序為初始pH值>HCA投加量>絮凝攪拌時間>混合攪拌速度梯度>混合攪拌時間>絮凝攪拌速度梯度.pH值影響最為顯著,pH值既會影響水中膠粒的表面電荷,亦會影響混凝劑的解離或水解速率[7],因HCA具有正電荷密度高的特點,在堿性環境中更有利于其解離,從而更好地發揮電性中和作用.相比較而言,混凝劑投加量、水力條件混合攪拌時間、絮凝攪拌速度梯度等因素的影響次于初始pH值,但也是影響混凝效果的重要因素.在優化試驗(A2B3C2D1E3F3)條件下,HCA混凝對SS、TP及COD去除率最高分別達94.1%、74.9%及61.1%.

2.1.2 全程GT值對污水SS去除率的影響 水力條件是混凝效果的重要影響因素,為考慮水力條件對混凝效果的影響,本研究結合正交試驗中全程GT值(混合階段GT值+絮凝階段GT值)對SS去除率的影響進行分析,具體結果見表5.

將表5中全程GT值按從小到大順序排列并以試驗編號為橫坐標、SS去除率為縱坐標制圖,結果如圖1所示.

圖1中,SS去除率隨著全程GT值變化出現不規則波動,無顯著規律,但全程GT值較大時處理效果略好,例如圖1中編號為9、11、14、21等全程GT值均大于13000,此時SS去除率在80%左右.由于生活污水中顆粒的性質、分布及表面電荷的分布不同,導致不同性質的顆粒在混凝過程中形成絮體的先后順序不同,而不同階段形成的絮體沉降性各不相同[8].若全程GT值過小,滿足不了混凝劑與污水的混合動力,同時也影響微小絮體的有效聚集;若全程GT值過大,或是攪拌強度過大,或是攪拌時間過長,都會對已形成的絮體結構造成破壞導致處理效果不佳.在影響SS去除效果的因素中,混合攪拌GT值的影響較為突出,對于HCA而言,因其具有一定黏度,適宜的混合攪拌GT值能快速有效地將HCA迅速分散于水中以便于HCA分子與水中膠粒充分接觸,短時間內形成多的毛絨體,在絮凝攪拌過程中逐漸成長成熟后沉降達到去除SS的目的.此外,混合攪拌GT值與絮凝攪拌GT值之間的分布比例也對SS去除有影響,付英等[9]通過分析全程GT值對混凝效果的影響亦有類似結論.

表5 全程GT值對SS去除率的影響

2.1.3 初始pH值對污水TP及COD去除的影響 調節初始pH值分別為5.0、6.0、7.3(原水pH值)、8.0、8.5、9.0,HCA投加量均為10mg/L,水力攪拌條件為:快攪速度400r/min持續20s,慢速攪拌速度100r/min持續8min,混凝結束后對上清液濁度、TP及COD進行測定,結果如圖2所示.

圖1 全程GT值對SS去除效果的影響

圖2 初始pH值對污水SS、TP及COD去除的影響

圖2中,SS、TP及COD去除率整體隨pH值增加呈上升趨勢,至pH值為9.0左右時三者去除率分別達到89.9%、75.9%、58.8%,初始pH值變化對TP去除率影響較為明顯.分析原因,堿性環境下污水中溶解性的磷酸鹽多以HPO42-或PO43-存在[10],可與水中Ca2+、Mg2+等離子在絮凝攪拌過程中生成沉淀達到一定的除磷效果;但總體而言,隨初始pH值的增加,HCA對SS和COD的去除率略有提高.一般情況下,生活污水中含有大量表面帶負電的膠體顆粒,而在堿性環境中,HCA更易解離,解離后帶正電的粒子與膠粒結合可生成多且細小的毛絨體,在沉降過程中SS和COD得以去除.但另一方面,堿性條件也促進了顆粒性有機物的水解,增加水中細小懸浮固體和溶解性有機物的含量,因此,初始pH值的增加對提高SS和COD的去除率效果不顯著.

2.1.4 HCA投加量對污水TP及COD去除的影響 調節初始pH值為8.5左右,水力條件同討論2.1.3,HCA投加量分別為1、5、10、15、20、25mg/L,混凝結束后對上清液TP及COD進行測定分析,結果如圖3所示.

圖3 HCA投加量對TP及COD去除率的影響

圖3中SS、TP及COD去除率隨HCA投加量均呈現先上升后下降趨勢,SS與COD去除率變化較為明顯,當HCA投量為15mg/L時,三者去除率均達到最高.因HCA是帶正電荷的高分子混凝劑,若投加量過小,不足以完全中和膠粒表面的負電荷,從而不能形成密實、高質量的絮體顆粒,處理效果不佳;如投藥量過大,過量的HCA致使膠粒表面電荷反轉,繼而發生再穩現象導致膠粒再度溶于水中,效果變差.因此當HCA投加量適宜時可使膠體的靜電排斥作用降到最低,并在吸附架橋、網捕卷掃等作用的輔助下對污染物進行有效去除.

通過對影響HCA處理效果主要影響因素的分析,初步確定HCA混凝條件為:混合攪拌速度400r/min(G=245.0s-1左右,水溫15℃)持續30s,絮凝攪拌速度100r/min(40.0s-1)持續8min;初始pH值調節為8.5左右,此時投加量為15mg/L.

2.2 HCA混凝機理的分析

2.2.1 Zeta電位分析 為進一步分析混凝機理,設置了不同HCA投加量試驗,以SS去除率為評價指標,并進行了水樣Zeta電位的測定,結果見表6.

Zeta電位代表膠體顆粒表面擴散雙電層的電勢差,是表征膠體分散系穩定性的重要指標.Liao等報道污泥表面電荷對污泥EPS性質及其沉降性均有影響[11],而生活污水中絮體污泥電位一般介于-30~ -10mv[12],對比表6中混凝前后Zeta電位的變化,混凝后Zeta電位值隨著HCA投加量逐漸升高,而Zeta電位絕對值隨HCA投加量先減小后上升,HCA投加量為15mg/L時Zeta電位絕對值達到最小值2.03mv.主要是因帶正電荷的HCA與水中帶負電膠體顆粒發生電性中和,而Zeta電位的高低決定了膠體顆粒之間斥力大小和影響范圍[13],適當的HCA投加量可減小Zeta電位絕對值從而降低膠粒之間的排斥力,可能會形成大而密實的顆粒,有利于絮體沉降和污染的去除;該試驗結果與Henderson得出的絮體Zeta電位絕對值控制在較低范圍內有利于增加混凝工藝處理穩定性[14]的結論相一致.絮體的結構形態與HCA投加量、Zeta電位的關系將通過“咖啡象”數碼顯微鏡成像和分形維數進一步分析和驗證.

表6 分形維數與Zeta電位測定結果

2.2.2 絮體分形維數分析 圖4為不同HCA投加量條件下絮體的“咖啡象”數碼顯微鏡成像照片(照片對應的HCA投加量同表6).

圖4 不同HCA投加量下絮體分維照片

分形結構是絮體結構的重要特征之一,根據分形理論,絮體具有基本粒子-絮粒-絮體-絮體聚集體的多層結構,不同層次結構的絮體具有相異的分形維數,分形維數越大所形成的絮體更加穩定密實且沉降性更好[15-16].表6中,(d)號試驗HCA投加量為15mg/L時分形維數Dr為最大值1.0149,對應SS去除率達到最高值94.1%,從圖4的絮體照片可以看出此條件下絮體顆粒均勻密實.說明了適當的HCA投加量可減小其Zeta電位絕對值,增加絮體的密實度,進一步驗證了HCA是通過電性中和強化了混凝預處理效果.

3 結論

3.1 以SS去除率為指標考察HCA混凝預處理生活污水的正交試驗表明,影響因素大小順序為初始pH值>HCA投加量>絮凝攪拌時間>混合攪拌速度梯度>混合攪拌時間>絮凝攪拌速度梯度;全程GT值較大時SS去除率略高,但兩者之間無顯著規律.

3.2 初始pH值對混凝效果影響顯著,SS、TP及COD去除率整體隨pH值增加呈上升趨勢,至pH值為9.0左右時三者去除率分別達到89.9%、75.9%、58.8%,初始pH值變化對TP去除率影響較為明顯.

3.3 Zeta電位及分形維數的試驗結果分析表明,投加量在一定范圍內,HCA強化混凝可降低膠粒表面Zeta電位絕對值,增加分形維數D值,形成結構密實的絮體,提高污染物去除效果,其混凝機理主要為電性中和作用.

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Efficiencies and mechanism analysis of HCA strengthening coagulation on pretreatment of domestic sewage.

YAN Zi-chun*, TAO Ren-qian

(School of environment and municipal engineering, LanZhou JiaoTong University, Lanzhou 730070, China)., 2018,38(11)：4114~4119

The single factor and orthogonal experiments were carried out to enhance coagulation pretreatment of simulation of rural domestic sewage used by Poly Dimethyl Diallyl Propy Ammoniuml Chloride (HCA) as a coagulant,meanwhile the removal sequence of HCA and main factors were also analyzed on the removal effect of SS,TP and organic matter by HCA. Meanwhile the coagulation mechanism of HCA was analyzed through the Zeta potential and fractal dimension. The results showed that the influence factors of HCA treatment effect was in as a order of the initial pH value >HCA dosage>flocculation stirring time >mixed speed gradient>blend stirring time >flocculation stirring speed gradient, and under the optimized conditions, SS, TP and COD removal rates were up to 94.1%, 74.9% and 61.1%, respectively; when the dosage of HCA was 15mg/L, Zeta potential and the fractal dimension of flocs was -2.03mv and 1.0149, respectively. The analysis of the experimental results showed that the HCA of sewage treatment had obvious effect and its mechanism was mainly charge neutralization.

enhanced coagulation；HCA；fractal dimension；Zeta potential

X703.5

A

1000-6923(2018)11-4114-06

嚴子春(1970-),男,甘肅古浪人,教授,博士,主要從事水處理理論與技術研究領域.發表論文30余篇.

2018-04-03

國家重點研發計劃(2016YFC04007);國家自然科學基金資助項目(51568034)

* 責任作者, 教授, yanzichun@mail.lzjtu.cn