回收污泥混凝处理低温微污染水的效果和特性.

1、 回收污泥混凝处理低温微污染水的效果和特性摘要 饮用水处理污泥,其特征为累积大量在混凝过程中产生的悬浮物和有机和无机物质。因此,污泥的适当处置，再生或重用,是一个重要的环境问题。低温下的污泥重复利用是一种替代方法来提高传统混凝效率。在本研究中,对混合污泥的循环质量和原水属性(pH值、浊度等)进行拉系统的研究，以优化混凝效率。我们假定混合污泥适当的剂量为60毫升/ L,有效初始浊度范围低于45.0NTU,DOMs和浊度去除的最佳pH值为分别为6.5 -7.0和8.0。此外,通过对比有和没有回收污泥的絮体特性,我们发现有回收污泥的絮状物结构更不规则，平均大小从48.1µm增长到64.7&

2、#181;m。回收污泥是提高污染物去除的一个可行的和成功的方法,并且在回收后循环絮体的破坏和粉末状活性炭的加入回造成更大，更多的不规则絮体结构。不规则的絮体结构回收后可能造成破损的重用棉絮和粉掺入激活碳形成较大的絮体结构。应用在处理低温度和微污染水源水的混凝过程将具有重大意义。关键词:回收污泥;扫描絮凝；吸附,絮体特性流动废渣或污泥，如反冲洗过滤器，浓缩沉淀池，或者无论是从饮用水处理厂普遍普遍用于提高浓度的悬浮固体混合物，总的有机碳（TOC）和无机物，以及作为来自混凝剂衍生的化学沉淀物，硫酸铝或氯化聚铝。世界各地每一天都产生大生成的废渣。妥善处置，再生，或再利用废渣污泥也由此成为显著的环境问题

3、。在低温水的混凝过程中，由于水解过程较慢在低温水的凝结，聚合剪切变强和沉降速度变慢，微粒和有机物的去除能力变弱。结果，污水相应的化学和微生物稳定性显著降低。基于现有的饮用水处理厂（ DWTPs ）的流程，在寒冷的时期剩余污泥的回用是一种替代方法，以提高混凝效率。这个过程完成了水资源的回收和再利用，并因为低混凝剂添加和污泥处理实现低成本运营。具体来说，回收明矾污泥中很大一部分含有不溶性的氢氧化铝（Chu，2001; Guan et al，2005 ），可被用作附加凝固剂以提高污染物去除。如果回收的污泥中含有粉末状活性炭（PAC ），这是优良的吸附剂通常用来去除有机物，包括天然有机物（NOM ）和

4、合成有机化合物（ SOC的）（ Li等人，2003;李和沃克， 2006），可以进一步提高效率 。此外，PAC的保留时间可以被延长，如在常规流程中PAC的在保留时间可以限在仅-10-20分钟（ AWWA ， 1990年） 。目前，在饮用水处理关于剩余污泥的再利用有四个主要问题： （a） 回收污泥的可行性和安全性评估（ Lechevallier等，1991 ;康韦尔和Lee， 1994;国等人， 1995） ， （b）污泥再循环至原水是否需预处理（US EPA ， 2002年） ， （c）污泥循环的适当比率（戈特弗里德等人， 2008; Arora的等人， 2001年; Edzwald和Tobi

5、ason ， 2002年）和适当的工作条件下，即，贮存条件或混合条件（ Guan等人，2005 ） ，和（d）提高效率的机理（关等， 2005;戈特弗里德等人，2008年） 。问题（a）和（b）是相互关联。对回流污泥进行预处理的优点是，可以实现更高的化学和微生物稳定性。回收比率对安全性负责，即，再循环比率越大，现有流程处理污水要负担的风险越高。当未处理的淤泥被直接循环到原水，为评价循环流程的混凝效果，循环比率被控制在12以下。此外，水质情况的影响，最初的浊度和溶液的pH值（燕等，2008 ; Yang等人， 2010年）混凝沉淀表现还研究了对比控制试验。通常情况下，凝固过程中，金属氢氧化物是无

6、机的金属离子最终的凝固的水解产物。所述氢氧化物的凝集形成可见和无定形物质，即絮凝物。最近絮状物的研究已经证实，他们是不规则物体（肖等人， 2009年，2010年） 。然而，很少有研究报道在低温下形成的絮凝物的形态（肖等人， 2010）或污泥回收的条件下。因此，该项目的总体目标是评估再生PAC和聚氯化铝混合污泥（PAS）的混凝沉淀性能 ，来调查初始浊度的影响，并在再利用过程中溶液的pH值，以及确定混凝机理并在图像上分析絮凝特性，基于边界的不规则维数（ DPF）和在低温下有/无PAS回收的平均尺寸。1 材料和方法1.1材料和模拟原水所用试剂均为分析纯。取得了PAC木材为180目（ Actview低

7、碳技术公司，中国） ;碳规模98 < 180目。在聚氯（聚合铝）用于为试剂级（有28 Al2O3含量，巩义，中国） 。天然胶体原液（ 1000 NTU ）用作混浊引起物，它是根据以前的研究制备（ Sun等人，2009）。去离子（DI）水（ Millipore公司毫Q，比尔里卡，MA）被用于制备凝结剂和PAC股票方案。原水是通过将天然胶体过滤生活污水给当地的自来水（哈尔滨，中国）以3的体积比：5： 142 ，然后在冰箱中稳定在0-1 下放置24小时，以模拟低温微污染地表水。质量分别制备的水的特征如下：温度2-4 ; pH值7.12-7.25 ;浊度8.32-11.3NTU ; DOC 3.

8、147-3.727毫克/升; UV254 0.040-0.045 cm和Zeta电位-18.6 -19.8至毫伏。1.2罐子测试实验室规模的实验，用1L的原料进行水在1.4 -L烧杯取样口位于3厘米水面下。可编程瓶检测设备（钟润罐测试仪器，中国）的用下面的过程中使用： PAC 20毫克/ L为在60转/分预装10分钟的吸附，然后预定加入聚合铝的用量和20-120毫升PAS （回收率2 -12 ），同时被回收在300转/分钟快速混合阶段，随后1分钟，在120转/分，15分钟的絮凝在慢混合50转/分钟，和20分钟的沉降。回收实验在主水模拟回收流程图治疗列车。此外，控制测试进行在没有PAC和PAS的

9、。 PAS的特点组成的聚合铝的PAC的10毫克/升和20毫克/升的作为以下：固体含量0.078 -0.093 ，W / W ;污泥内容0.695-0.736毫克/升，pH值7.35-7.48 ; DOC 4.931-5.140毫克/升，而Zeta电位-4.42至-5.15毫伏。该溶液pH通过加入0.1摩尔/ L盐酸或调整的NaOH ，将其之前的PAC剂量在原水30秒。初始浊度通过加入调整预先确定的原液天然胶体。原水保持在3-5 ，在实验的低温期。沉淀后，处理过的水样被采取供以后分析。在执行每个实验复制。1.3分析方法溶解有机碳（ DOC）由总分析总有机碳（TOC ）分析仪（ TOC- VCPN

10、 ，岛津制作所，日本） 。在254nm的UV吸光度（UV ）测定使用分光计（ UV754 ，藤，中国）。两DOC和UV254进行过滤后，通过测量0.45米膜。在PAS的泽塔电位和原水的样品，测量用Zeta电位分析仪（纳米-Z ，英国） 。浊度通过测定哈希2100P浊度仪（美国） 。的PH值是确定并用pH缓冲溶液的日常校准。使用标准方法的固体含量进行测定。1.4絮凝物的图像分析在这些方法中，用于确定絮状结构特征，显微镜是一种相对便宜和有利的一种，它可将单个颗粒在高放大倍率下进行分析。在这项研究中，经过同时加预先确定的剂量的聚合铝和PAS后，在4 ，14， 17分钟时的下方分被收该溶液通过一个中空

11、的塑料管的表面上捕获絮凝物的样品。该管是在两端开口;该管的一端是轻轻插入约25mm到凝固液要避免接触搅拌器。在管中的絮凝物均通过覆盖所述管的另一端用手指小心取出。将样品转移到平面镜后滑动，所述絮凝物的样品中的图捕捉是用光学显微镜拍摄的（奥林巴斯， BX51TF ， 图片中样品的絮体被捕捉日本）配备有一台摄像机（奥林巴斯， C- 5050200M ，日本）。相机有一个传感器矩阵组成1360 （水平） 1024 （垂直）个像素。每个像素采用8位分辨率记录，也就是说，有256灰度级为每个图像像素。该絮状物尺寸通过处理使用的Image J絮状图像获得软件，以获得平均尺寸，周长P和投影A区值。从公式中获

12、得的基于边界的分形维数Dpf 。 （1）（ Xiao等人，2009年，2010年） 。因此，2 / Dpf的可能会发现，作为洛加的与曲线的斜率的logP 。不像欧几里德对象的Dpf的值的分形对象不是一个整数，但一个小数，从1（圆形） ，以图2（a线）。 DPF的值越大，代表更不规则絮状结构。A P2/Dpf2结果与讨论2.1的原水和PAS特征这里的使用的原水和PAS的特征在上述研究都已说明。所制备的水在低温（2-4 ）和浊度（ NTU 8.32-11.3 ）具有中等水平的有机碳的，它们跟在寒冷时期的微污染水具有相同的特性。低固体含量通常存在于回收的污泥，表明污泥不经过任何浓缩或脱水。原水和再循

13、环的污泥样品都呈阴性Zeta电位。此外，已经提出了大多数吸收的DOC是通过凝固的主要处理的培养沉浸在明矾的絮凝物（ Guan等人，2005年） 。因此，和DOC的浓度在原料水相比，和这些经过循环处理的PAS更加明显地体现出剩余氢氧化铝的影响和PAC在回流污泥中关于DOM的消除，这取决于从水中去除相位以及对那些从污泥的释放。2.2污泥用量对浊度和DOM去除的影响正如图。如图1A所示，在原水的浊度10.6-11.3 TUN ，回收比例为12 ，而浊度去除率高达80 的重用在PAS的回收量120毫升/ L 。然而，我们发现所得到的污泥体积随着PAS的回收比例的增长呈线性增加。因此，在这种情况下因为巨

14、大的污泥体积造成如此高的PAS回收比例是不恰当的到的。为啦在维护浊度的高去除效率的同时保持最小的增加污泥体积，该PAS回收体积60毫升/升被认为在这项研究是适当的。在此回收比率，浊度去除率为73左右，与普通凝结的51进行比较。增强主要是由于氢氧化物沉淀的物理吸附和/或扫描絮凝和改进颗粒间的碰撞频率和效率。同时， PAC在重用PAS和新鲜“预加载”，可以增加颗粒的浓度并成为絮凝物的凝结核（齐，2009）等，这对重复利用过程中的提高浊度去除非常重要。根据式（2）较高的粒子浓度和直径促成更高的碰撞概率，这有利于絮凝过程中，特别是对低浊度水N=12n2d3其中，N（ 1 /（厘米3秒） ）指的碰撞频率

15、;（计数/立方厘米）指常数; n表示颗粒的浓度; D（ cm）颗粒的直径; 指水能在单位体积单位时间的损耗率;和µ（帕·秒）是指水动力粘度等级。正如方程（2）所示 ，颗粒之间的碰撞概率与D3和n2密切相关 。在回收过程中， PAC在PAS和新鲜的预加载之间颗粒数目显著增加，特别是那些平均尺寸有83微米（ 180目）的。此外，由于许多回收絮状物颗粒的直径比原污水中的大，故d也被提高啦。其结果是，碰撞的频率和效率得到啦提升。在饮用水处理中有机物质的溶解（DOM ）是一个重点关注的问题，由于其对人类健康的潜在的危害和通过常规处理流程去除的困难。无论UV254和DOC作为替代参数表

16、示DOMs的含量都经常在饮用水处理中使用。在图。 1b中，我们可以观察到对于利用重复利用的PAS的进程，要比常规的混凝高。它可以是观察到的去除能力通过重用PAS过程对于UV254比常规的混凝较高，在原水中UV254的平均浓度为0.042 cm。 在60毫升/升的PAS被回收后，污水的UV254的浓度减少到0.018 cm去除效率达到了57.1 ，这明显高于33.1 传统的凝固。此外，DOC的去除效率的在较低的回收量下增长迅速，但下降到一恒定值后以较高的回收量。再利用的过程，将原水中的DOC从3.147-3.321毫克/升下降到2.448毫克/升。与出水的27.5回收60毫升/升的时候去除效率P

17、AS 。因此，DOM在适度回收比例的去除在再利用过程表中表现出很大的潜力。铝基凝结通常用于NOM的去除，特别是去除疏水的，带电荷的，或大的有机物。在DOM去除在当前研究被确定为污泥回收量或者比例由于悬浮液凝结的Zeta电位或比9毫克凝固/ L聚合铝的是-0.482至-0.506毫伏而PAS的Zeta电位为-4.42至-5.15毫伏，这表明电中和对DOM去除增强积极的作用扮演有限的角色。在相对低回收比例， NOM去除主要是由于由于水中铝聚合电荷中和（ ALB）形成组合。随着回收比例的增加，由于白蛋白转化为胶体或固态Al物种（ALC），扫絮凝占据NOM去除的主导地位。ALC吸附颗粒和NOM的时候很

18、容易沉淀下来 ，即使是很小的DOM （颜等人， 2009）。此外， PAC是一个极好的去除NOM的吸附剂。因此，在此研究有机物去除的增强是归因于存在于PAS的不溶性氢氧化铝的吸附作用和络合作用，还有在PAS和新鲜的“预加载”中的PAC的吸附作用的联合效应。然而，从明矾污泥中释放的有机物的数量与明矾污泥的循环回收比例相关。在更高的循环比例下释放的有机物的捕捉可以增加有机物的浓度并致使去除效率下降。因此， DOM通过回收的污泥去除的能力的增强取决于DOM从污水相位的去除以及从污泥释放。基于这些结果，适当的回收量为60毫升/升（再循环率6 ），在接下来的试验中将其作为运算参数 来研究对初始浊度和溶液

19、PH的影响。增强去除浊度， UV254和DOC是73 ， 57.1 和27.5 ，原为22 ， 33.1 和13.4 ，分别高于常规的混凝处理。然而，需要通过全面试验来验证PAS的适当回收比例要求。2.3溶液pH值的影响溶液的pH变化在6-9的范围内，加入0.1摩尔/ L的HCl或NaOH 进PAC 30秒前 。微粒和有机物浓度均与前面的实验一致，并且PAS回收比率为6。浊度， UV254和DOC在重用实验中的去除与对照试验相比较（循环比例0 ）如图 2所示 。从图2a可看出pH值对浊度的去除有一个至关重要的影响。在再循环率为0，在pH 8.0时浊度除去为最大，在pH值8.5-9.0 时降低，

20、但超过在pH 6.0-7.0时 。在回收比例为6，平均浊度去除率随着pH值的增加而提高。在pH值8.0 ，浊度去除率达到78.5 ，这是比在循环比为0 （ 68.7 ）时多9.8 。溶液的pH值不仅影响水中胶体的表面电荷，而且对聚合铝水解产物有显著的影响。此外，包含在回流污泥中的氢氧化铝的水解产物受到溶液PH的显著影响。在溶液高PH值提高浊度的去除归于通过PH诱发的这三个方面的协同作用的影响。另外，在弱碱性溶液中，金属水解复杂离子可能直接形成。这里假定的有被吸收倾向，甚至忽略静电排斥，在絮凝聚合，絮凝水解类上尤其明显。化学互动和在负金属水解复合粒子和带电胶体粒子之间的范德华吸引力通过羟基吸附比

21、静电更强的斥力。相反， UV254和DOC在弱酸范围（ 6.0-7.0 ）去除率均较高。比在碱性pH范围内（ 7.5-9.0 ）中的0 和6 （图2b ） 。增强的UV254和DOC的去除效率分别达到了44.4 -53.3 和27.6 -29.6 ，在pH值为6.5-7.0 时，在再利用的实验中，这可能就说明对于相对高的聚合铝水解形态蛋白在组合含量和较高的Zeta电位（ Yan等人，2008年，2009年） ，以及PAC在酸性溶液中良好的吸附能力。此外， pH值也影响了有机物的物理和化学性质，如溶液中的腐殖酸（ Yang等人，2010）。腐殖质亲水性较差和在更低的PH值时质子化得到提高 ，并因

22、此更容易电荷中和失稳。溶液的pH值影响有机官能团与氢离子反应和Al水解产物之间的平衡。在较低的pH值，氢离子争夺金属水解产物的有机配体;因此，不饱和的有机配体数量减少，并且聚合氯化铝的去除DOMs的效果更好。（严等，2008 ; Yang等， 2010） 。2.4初始浊度的影响定量研究关于初始浊度效果可能提供关于复用流程的适应性的信息和定义不同的机制，例如物理（即，增加颗粒的碰撞率，由于提高了粒子数浓度），化学（即提高碰撞率和扫絮凝机理，由于回收污泥中的不溶性氢氧化铝） 或物化机制（即，通过PAC的吸附 ） 。最初浊度的效果在复用实验在浊度上与对照试验相比较。， UV254和DOC去除如图 3

23、所示 ， 6的PAS回收比率下。图3a ，可以看出，重用PAS对浊度去除能力在较低的初始浊度范围（小于25.0 NTU）迅速增加 。随着初始浊度的增加，去除能力稳定最多时达到90，在0 和6两个循环的过程。高浊度原水意味着颗粒的浓度更高这将提高粒子之间的碰撞频率和效率。在回收过程中， 在PAS和新鲜的“预装”中的PAC将增加颗粒的浓度，并成为絮凝物的凝结核。 Sun等人。 （ 2009）报告指出该回收的污泥表现出了较少的有利于凝固的潜能，表明回收的污泥凝固活动可以忽略不计，而且晶体和细胞核的增长更显著。假定PAC在增强浊度去除发挥了关键作用，由于颗粒浓度和凝结核的凝结的增加。从图3b可以看出，

24、重用PAS中 UV254去除总是比对照试验较高，但DOC去除的提高在小于10.0 NTU或从25.0至45.0 NTU时低于原浊度。当最初的浊度为10.0 NTU对于UV254最有效的去除效率为51.7 ，而且对DOC是33.7 时，当初始浊度为45.0 NTU 。原水中浊度越高能够形成的絮凝物越大，掺入的PAC成为它们的结构，并减少了混合的效率和有机分子的动力学扩散体积。此外，天然胶体数量的增加有机含量增高， 这将会阻碍PAC对有机物的吸附。另一方面，很明显，增强的DOM除去可以被应用于较低的初始浊度（在45.0 NTU以下 ）和随着初始浊度的增加而波动，这证明的DOM的去除主要是由于在PA

25、S和新鲜“预加载”的PAC的物理 - 化学吸附 ，一小部增加碰撞率增加初始浊度或颗粒浓度。2.5絮凝物的表面形貌我们应用形态分析来研究絮凝物的物理属性。颗粒的大小和浓度直接影响絮凝物的密度和沉淀速度（楠等人， 2009）。除了粒子大小，所述絮凝物的表面形态也影响凝集粒子的反应，特别是有关碰撞率和沉降率。近年来，不规则聚集体的形状已在二维边界为基础的分形维数以下方面进行了描述。该PAS絮凝物的显微镜图像示于图。 4，对于聚合铝以10毫克/升和PAC 20毫克/升的用量。衍生絮状物平均大小和周边基于分形维数的Dpf对于三个采样次使用和不使用的PAS再循环示于表1 。如表1所示，周边基分形维数随着在两个循环比例比（ 0和6）的凝固而减少。基本边界的分形下降维度与絮体大小增加相关联。絮凝物的平均尺寸随着凝固时间增加，增加到64.7微米，这比对照试验（48.1微米）大25.7 。此外，基本边界的分形维度在最后的混凝阶段在回收比率为0的显着低于在回收比率为6 ，在凝固阶段结束（17分钟） ，这表明回收比例为6时形成在回收的絮凝物较回收比例为0 的更不规则。有三个原因来解释更不规则的絮状结构：（1） 在回收比率为6 ，对基本