电渗脱水对污泥性质的影响

———电渗脱水对污泥性质的影响对于电渗脱水过程中不同电场空间下，污泥性质的变化及脱水后污泥水分形态分布(自由水/结合水)的变化鲜有报道。事实上，电渗脱水过程中伴随着电渗析、电极两端电解水发生氧化还原反应和电迁移等多种电作用，这些电作用会造成污泥絮体的破解。因此，探明电渗脱水过程中电场不同空间污泥性质和水分形态的变化状况，对揭示电渗污泥脱水作用机制有肯定的指导作用。

本讨论以污水处理厂机械脱水后污泥为讨论对象，采纳外加电极构成直流电场的方式，考察电渗处理后污泥理化性质、自由水和结合水形态在电场中的分布变化状况。以探明电渗脱水作用机理和脱水后污泥理化性质，为其后续利用供应参考。

1、材料与方法

1.1试验原料

本试验中的污泥取自沈阳北部污水处理厂，受纳污水主要为城市居民生活用污水。此次试验采集污泥为机械脱水后污泥，取样后置于4℃冰箱中贮存备用。污泥含水率为80%~83%、pH为8.1、污泥初始总氮为41~45mgg-1、总磷为15~17mgg-1、有机质含量为55%~59%、电导率为426μScm-1。

1.2试验装置

本试验装置如图1所示。装置采纳有机玻璃板制成，阳极材料为钛基钌铱涂层电极，阴极材料为多孔纯钛。泥饼总质量为1075.51g。为使渗滤液顺当流出，在试验装置的阴极侧采纳多孔玻璃隔板，隔板上每个小孔的直径为5mm。渗出液出口下方放置一个电子天平(精度0.01g)，用来记录脱除水质量随时间的变化。试验装置两端放置正方形电极板，厚度为0.5mm。其中，阳极板选用钛基钌铱涂层电极，阴极板选用多孔纯钛电极(小孔直径约为5mm，共9个小孔)。为防止污泥颗粒随渗滤液流出，阴极板侧附耐热尼龙滤布。本试验电源选用RXN-605D-II型双路稳压直流电源。

1.3试验方法

污泥室中装入15cm高的脱水污泥，装样过程保证装样后沿电压方向各段污泥性质均一。电压梯度为6Vcm-1，试验过程中，每隔30min取阳极、阴极和中部污泥样品，测量1次，整个试验周期120min。污泥结合水取原泥和电渗处理后阳极、中部、阴极污泥样品进行测量。为保证明验结果的精确     性，上述全部指标均平行测试3次，最终结果取平均值。

1.4分析方法

电渗流量使用质量差值法进行计算;含水率测定使用重量法；pH测定使用pH计；总氮测定使用碱性过硫酸钾法；总磷测定使用钼酸铵分光光度法；结合水含量采纳美国TA公司生产的Q1000差示扫描量热仪测定。

2、结果与争论

2.1电渗脱水对污泥理化性质的影响

2.1.1污泥含水率时空分布变化

图2为污泥含水率随通电时间的变化。如图2所示，试验初始阶段，阳极、中部、阴极3处污泥样品的含水率基本相同。随着电渗脱水试验的进行，可看出阳极污泥含水率下降趋势最为明显，由开头的84.7%降至50.4%;而阴极污泥含水率在30min处由开头的84.1%升至88.4%，而后又呈现下降趋势，直至试验结束，下降到68.4%;中部污泥含水率则持续下降，由初始的84.3%降至71.8%。在试验过程中，固体物料在与极性水相接触的界面上，由于发生电离或离子吸附作用，使其表面带有正电或负电，带电质点与液体中的反离子形成双电层结构。通常状况下，污泥颗粒带负电荷而污泥中的水分带正电荷，在电场力的作用下，水合阳离子会向阴极移动负载电流，并带动四周的自由水向阴极移动，带负电的污泥颗粒向阳极移动。因此，阳极在电渗过程中会富集带负电污泥颗粒，使其含固率快速上升，含水率渐渐下降。

试验初期，在电场力的作用下，阳极处污泥的水分快速流向阴极，此时阳极流向阴极的水分补给速率大于水分从阴极的流出速率，故阴极四周污泥含水率有短暂的上升。随着试验的进行，阳极四周含固率渐渐增加，可迁移水分渐渐削减，pH持续降低，电渗不断衰减，使得阳极及中部水分不能快速迁移到阴极，从而导致30min后阴极四周水分的流出速率超过其富集速率，导致阴极处含水率在试验后期呈下降趋势。中部污泥含水率从试验开头到结束始终呈下降趋势，说明中部四周水分持续在向阴极迁移。而在试验后期，由于阴极处发生了电解水反应，使得pH上升。LELAND等讨论发觉，pH上升会提高污泥的电渗流量，使得阴极处脱水加快，所以中部污泥含水率超过阴极。

2.1.2污泥pH时空分布变化

图3为污泥pH时空分布的变化。如图3所示，阳极四周污泥pH降低幅度最为明显，由初始的8.1降至5.8;而阴极四周污泥的pH渐渐上升，由初始的8.1升至9.1；中部四周污泥pH变化不明显，稳定地维持在8~8.2。上述变化主要是由于在电渗脱水过程中，阳极和阴极四周会发生水电解反应。其中，阳极四周会发生氧化反应，产生一个酸性带，使阳极四周pH快速降低；在阴极四周则发生还原反应，产生一个碱性带，使阴极四周pH上升。并且，在此过程中，部分H+和OH会在污泥中部发生中和反应，生成H2O。而且污泥本身还具有黏稠性质，内部的各种分子力较强，从而导致两端电极对中部污泥影响较小，所以中部四周的污泥pH变化不大。

2.1.3污泥总氮含量时空分布变化

图4为试验过程中污泥中总氮含量时空的变化。如图4所示，阳极四周污泥中总氮含量呈下降趋势，由初始43.1mgg-1下降至17.9mgg-1；而阴极和中部污泥中的总氮含量呈缓慢上升趋势，中部污泥总氮含量由43.2mgg-1渐渐上升至49.3mgg-1，阴极污泥总氮含量由43.2mgg-1渐渐上升至50.4mgg-1。造成这种现象的缘由可能是，随着污泥电渗脱水试验的进行，电极两端发生的电解反应和电渗透作用使污泥絮体两侧富集不同电荷，正负电荷作用使污泥絮体裂开，同时污泥细胞结构也遭到破坏，转变了污泥活性细胞膜的通透性，甚至造成细胞破壁，致使细胞内部的蛋白质及胞外蛋白等有机物质溢出。同时，电渗脱水过程中伴随电能向热能的转化过程，热效应也对污泥细胞破解具有肯定的贡献作用。有讨论[20]表明，当温度超过40℃时，部分蛋白质有可能受温度影响而引起变性。本试验过程中，在阳极、中间和阴极分别布设了温度传感器探头，实时监测试验过程中系统温度变化。监测结果显示，阳极温度最高可达近90℃，因此，在电渗试验过程中产生的热效应也可能会将部分蛋白质分解成氨基酸，随电渗流向中部甚至向阴极四周迁移。同时，小分子氨基酸也会随污泥中自由水的迁移向中部及阴极移动。张书廷讨论表明，污泥电渗透脱水的滤液约有一半的TN以氨氮的形式存在。由此可以推断，NH+4等带正电的离子也会向阴极迁移，从而导致阳极总氮含量下降、中部和阴极四周污泥总氮上升。可见，随着电渗脱水的进行，污泥中总氮含量由阳极向阴极渐渐上升。

2.1.4污泥总磷含量时空分布变化

图5为试验过程中污泥中总磷含量随时间的变化。如图5所示，随着试验的进行，阳极四周污泥中总磷含量快速上升，由16.3mgg-1渐渐升至20.1mgg-1;而中部污泥和阴极四周污泥中总磷含量则呈现下降趋势，分别由16.3mgg-1渐渐降至12.3mgg-1、由16.2mgg-1降至11.5mgg-1。造成此现象的主要缘由为，污泥中的磷主要是以PO3-4的形态存在，因此，在电渗脱水过程中，在电场的驱动下PO3-4由阴极渐渐向阳极移动，故阳极四周污泥总磷含量快速上升，而中部和阴极四周污泥总磷含量下降，且阴极下降最快。

2.2电渗脱水对污泥结合水含量的影响

各类污泥含水率与结合水含量分析见图6。由图6可知，经过电渗处理后，污泥中结合水有所下降。由结合水与干物质之比可看出阳极污泥结合水含量最少;而中部、阴极污泥结合水含量较阳极高。污泥中的结合水主要来源于胞外聚合物(EPS)束缚的结合水和微生物细胞束缚的细胞内结合水。霍敏波等讨论表明，微生物菌群和EPS对污泥的脱水起着关键作用。EPS中的有机大分子通过化学键和物理作用形成的网络凝胶结构会影响污泥絮凝力量，进而影响污泥的脱水性。而电场施加过程由于阳极产生强氧化性自由基会对污泥絮体结构产生肯定影响。陈巍等讨论表明，当电压20V时，随着电压增大，包裹在菌胶团中的颗粒物和EPS被释放，污泥脱水性能又会变差。在施加电场条件下，由于电场和热能联合作用，可以引起污泥细胞发生裂开、结构变化，细胞裂开后，细胞质和束缚水得以释放，进而影响脱水性能。何文远等发觉，酸处理使污泥中胞外聚合物EPS水解、微生物细胞瓦解，从而导致絮体内部间隙水、细胞内部间隙水被释放为自由水。

综上所述，在电场作用下，由于电化学反应和热效应共同作用，可能会使污泥絮体和微生物细胞结构遭到破坏，导致污泥中部分结合水被释放，进而促进污泥脱水。而且，原泥、阴极污泥、中部污泥、阳极污泥中的结合水含量呈现不同的下降趋势。其缘由可能是，在电渗脱水过程中，阳极四周发生电氧化反应，破坏了污泥原有稳定的絮体和细胞结构，细胞间的EPS被破坏分解，污泥颗粒部分结合水被释放的最多，而水分又得不到有效补充，所以结合水含量最低。而阴极发生的是电还原反应，所以阴极四周污泥结合水含量比阳极多。结合水含量表征了污泥的可脱水程度，相对自由水而言，其需要消耗较多的能量才能去除。由表1可知，随着结合水含量的削减，污泥中剩余结合水所需的溶化热就会渐渐上升，这说明结合水含量越少，下一步脱水就越难进行。同时，如图6所示，脱水后污泥所剩结合水含量越少，污泥的含水率也越低，即整体污泥的脱水效果越好。

3、结论

1)电渗处理后污泥阳极、中部、阴极污泥的含水率均呈现下降趋势。阳极污泥含水率下降最快，从开头的84.7%下降到50.4%;而阴极污泥含水领先上升后降低，试验结束降至68.4%;中部污泥含水率则始终呈缓慢下降趋势，从84.3%下降到71.8%。结合水含量变化表现为：电渗处理组结合水含量原泥结合水含量，其中原泥、阳极、中部、阴极污泥结合水与干物质的质量之比分别为2.67、0.76、1.07、1.08。电场不同空间结合水含量表现为由阴极向阳极渐渐降低的趋势，结合水含量越少，污泥脱水越困难。

2)电渗处理后污泥阳极四周污泥pH降低幅度最大，低至5.8;而阴极四周污泥pH随试验进行渐渐上升，可升至9.1;中部四周污泥的pH变化较为稳定，在8.0~8.2。

3)电渗处理后污泥阳极总氮含量降低;而阴极和中部污泥中的总氮含量呈渐渐上升趋势。总磷含量的变化为阳极缓慢上升，而阴极和中部持续下降。

对于电渗脱水过程中不同电场空间下，污泥性质的变化及脱水后污泥水分形态分布(自由水/结合水)的变化鲜有报道。事实上，电渗脱水过程中伴随着电渗析、电极两端电解水发生氧化还原反应和电迁移等多种电作用，这些电作用会造成污泥絮体的破解。因此，探明电渗脱水过程中电场不同空间污泥性质和水分形态的变化状况，对揭示电渗污泥脱水作用机制有肯定的指导作用。

本讨论以污水处理厂机械脱水后污泥为讨论对象，采纳外加电极构成直流电场的方式，考察电渗处理后污泥理化性质、自由水和结合水形态在电场中的分布变化状况。以探明电渗脱水作用机理和脱水后污泥理化性质，为其后续利用供应参考。

1、材料与方法

1.1试验原料

本试验中的污泥取自沈阳北部污水处理厂，受纳污水主要为城市居民生活用污水。此次试验采集污泥为机械脱水后污泥，取样后置于4℃冰箱中贮存备用。污泥含水率为80%~83%、pH为8.1、污泥初始总氮为41~45mgg-1、总磷为15~17mgg-1、有机质含量为55%~59%、电导率为426μScm-1。

1.2试验装置

本试验装置如图1所示。装置采纳有机玻璃板制成，阳极材料为钛基钌铱涂层电极，阴极材料为多孔纯钛。泥饼总质量为1075.51g。为使渗滤液顺当流出，在试验装置的阴极侧采纳多孔玻璃隔板，隔板上每个小孔的直径为5mm。渗出液出口下方放置一个电子天平(精度0.01g)，用来记录脱除水质量随时间的变化。试验装置两端放置正方形电极板，厚度为0.5mm。其中，阳极板选用钛基钌铱涂层电极，阴极板选用多孔纯钛电极(小孔直径约为5mm，共9个小孔)。为防止污泥颗粒随渗滤液流出，阴极板侧附耐热尼龙滤布。本试验电源选用RXN-605D-II型双路稳压直流电源。

1.3试验方法

污泥室中装入15cm高的脱水污泥，装样过程保证装样后沿电压方向各段污泥性质均一。电压梯度为6Vcm-1，试验过程中，每隔30min取阳极、阴极和中部污泥样品，测量1次，整个试验周期120min。污泥结合水取原泥和电渗处理后阳极、中部、阴极污泥样品进行测量。为保证明验结果的精确     性，上述全部指标均平行测试3次，最终结果取平均值。

1.4分析方法

电渗流量使用质量差值法进行计算;含水率测定使用重量法；pH测定使用pH计；总氮测定使用碱性过硫酸钾法；总磷测定使用钼酸铵分光光度法；结合水含量采纳美国TA公司生产的Q1000差示扫描量热仪测定。

2、结果与争论

2.1电渗脱水对污泥理化性质的影响

2.1.1污泥含水率时空分布变化

图2为污泥含水率随通电时间的变化。如图2所示，试验初始阶段，阳极、中部、阴极3处污泥样品的含水率基本相同。随着电渗脱水试验的进行，可看出阳极污泥含水率下降趋势最为明显，由开头的84.7%降至50.4%;而阴极污泥含水率在30min处由开头的84.1%升至88.4%，而后又呈现下降趋势，直至试验结束，下降到68.4%;中部污泥含水率则持续下降，由初始的84.3%降至71.8%。在试验过程中，固体物料在与极性水相接触的界面上，由于发生电离或离子吸附作用，使其表面带有正电或负电，带电质点与液体中的反离子形成双电层结构。通常状况下，污泥颗粒带负电荷而污泥中的水分带正电荷，在电场力的作用下，水合阳离子会向阴极移动负载电流，并带动四周的自由水向阴极移动，带负电的污泥颗粒向阳极移动。因此，阳极在电渗过程中会富集带负电污泥颗粒，使其含固率快速上升，含水率渐渐下降。

试验初期，在电场力的作用下，阳极处污泥的水分快速流向阴极，此时阳极流向阴极的水分补给速率大于水分从阴极的流出速率，故阴极四周污泥含水率有短暂的上升。随着试验的进行，阳极四周含固率渐渐增加，可迁移水分渐渐削减，pH持续降低，电渗不断衰减，使得阳极及中部水分不能快速迁移到阴极，从而导致30min后阴极四周水分的流出速率超过其富集速率，导致阴极处含水率在试验后期呈下降趋势。中部污泥含水率从试验开头到结束始终呈下降趋势，说明中部四周水分持续在向阴极迁移。而在试验后期，由于阴极处发生了电解水反应，使得pH上升。LELAND等讨论发觉，pH上升会提高污泥的电渗流量，使得阴极处脱水加快，所以中部污泥含水率超过阴极。

2.1.2污泥pH时空分布变化

图3为污泥pH时空分布的变化。如图3所示，阳极四周污泥pH降低幅度最为明显，由初始的8.1降至5.8;而阴极四周污泥的pH渐渐上升，由初始的8.1升至9.1；中部四周污泥pH变化不明显，稳定地维持在8~8.2。上述变化主要是由于在电渗脱水过程中，阳极和阴极四周会发生水电解反应。其中，阳极四周会发生氧化反应，产生一个酸性带，使阳极四周pH快速降低；在阴极四周则发生还原反应，产生一个碱性带，使阴极四周pH上升。并且，在此过程中，部分H+和OH会在污泥中部发生中和反应，生成H2O。而且污泥本身还具有黏稠性质，内部的各种分子力较强，从而导致两端电极对中部污泥影响较小，所以中部四周的污泥pH变化不大。

2.1.3污泥总氮含量时空分布变化

图4为试验过程中污泥中总氮含量时空的变化。如图4所示，阳极四周污泥中总氮含量呈下降趋势，由初始43.1mgg-1下降至17.9mgg-1；而阴极和中部污泥中的总氮含量呈缓慢上升趋势，中部污泥总氮含量由43.2mgg-1渐渐上升至49.3mgg-1，阴极污泥总氮含量由43.2mgg-1渐渐上升至50.4mgg-1。造成这种现象的缘由可能是，随着污泥电渗脱水试验的进行，电极两端发生的电解反应和电渗透作用使污泥絮体两侧富集不同电荷，正负电荷作用使污泥絮体裂开，同时污泥细胞结构也遭到破坏，转变了污泥活性细胞膜的通透性，甚至造成细胞破壁，致使细胞内部的蛋白质及胞外蛋白等有机物质溢出。同时，电渗脱水过程中伴随电能向热能的转化过程，热效应也对污泥细胞破解具有肯定的贡献作用。有讨论[20]表明，当温度超过40℃时，部分蛋白质有可能受温度影响而引起变性。本试验过程中，在阳极、中间和阴极分别布设了温度传感器探头，实时监测试验过程中系统温度变化。监测结果显示，阳极温度最高可达近90℃，因此，在电渗试验过程中产生的热效应也可能会将部分蛋白质分解成氨基酸，随电渗流向中部甚至向阴极四周迁移。同时，小分子氨基酸也会随污泥中自由水的迁移向中部及阴极移动。张书廷讨论表明，污泥电渗透脱水的滤液约有一半的TN以氨氮的形式存在。由此可以推断，NH+4等带正电的离子也会向阴极迁移，从而导致阳极总氮含量下降、中部和阴极四周污泥总氮上升。可见，随着电渗脱水的进行，污泥中总氮含量由阳极向阴极渐渐上升。

2.1.4污泥总磷含量时空分布变化

图5为试验过程中污泥中总磷含量随时间的变化。如图5所示，随着试验的进行，阳极四周污泥中总磷含量快速上升，由16.3mgg-1渐渐升至20.1mgg-1;而中部污泥和阴极四周污泥中总磷含量则呈现下降趋势，分别由16.3mgg-1渐渐降至12.3mgg-1、由16.2mgg-1降至11.5mgg-1。造成此现象的主要缘由为，污泥中的磷主要是以PO3-4的形态存在，因此，在电渗脱水过程中，在电场的驱动下PO3-4由阴极渐渐向阳极移动，故阳极四周污泥总磷含量快速上升，而中部和阴极四周污泥总磷含量下降，且阴极下降最快。

2.2电渗脱水对污泥结合水含量的影响

各类污泥含水率与结合水含量分析见图6。由图6可知，经过电渗处理后，污泥中结合水有所下降。由结合水与干物质之比可看出阳极污泥结合水含量最少;而中部、阴极污泥结合水含量较阳极高。污泥中的结合水主要来源于胞外聚合物(EPS)束缚的结合水和微生物细胞束缚的细胞内结合水。霍敏波等讨论表明，微生物菌群和EPS对污泥的脱水起着关键作用。EPS中的有机大分子通过化学键和物理作用形成的网络凝胶结构会影响污泥絮凝力量，进而影响污泥的脱水性。而电场施加过程由于阳极产生强氧化性自由基会对污泥絮体结构产生肯定影响。陈巍等讨论表明，当电压20V时，随着电压增大，包裹在菌胶团中的颗粒物和EPS被释放，污泥脱水性能又会变差。在施加电场条件下，由于电场和热能联合作用，可以引起污泥细胞发生裂开、结构变化，细胞裂开后，细胞质和束缚水得以释放，进而影响脱水性能。何文远等发觉，酸处理使污泥中胞外聚合物E