李亞林，劉蕾，張毅，魏添，史丹

?

電滲透/Fe-過硫酸鹽氧化協(xié)同強化污泥深度脫水

李亞林，劉蕾，張毅，魏添，史丹

（河南工程學院資源與環(huán)境學院，河南 鄭州 451191）

利用電滲透和高級氧化技術，采用自制實驗裝置對城市污水處理廠的脫水污泥進行了脫水研究，系統(tǒng)研究了過硫酸鹽投加量、鐵鹽與過硫酸鹽比例、電壓梯度、脫水時間和污泥厚度對污泥脫水的影響。結果表明，電滲透-高級氧化復合技術可以改善污泥的脫水性能，在污泥樣品為140 g、過硫酸鹽投加量為100 (mg·g DS)-1、Fe2+與過硫酸鹽比例為1:1、機械壓力為17.59 kPa、控制初始電壓為11 V·cm-1時，污泥的含水率可以降低至60%以下，與單獨使用電滲透技術相比，泥餅具有更好的均勻性，便于后續(xù)的運輸和安置。

電滲透；氧化；污泥；脫水；廢物處理

引 言

隨著社會經(jīng)濟的發(fā)展，我國城市污水處理廠污水處理量逐年增加。污水處理規(guī)模的擴大導致水處理的副產(chǎn)物污泥總量不斷增加，而在“十三五”規(guī)劃關于固體廢棄物的處理處置規(guī)定中對脫水污泥的含水率的要求也逐漸提高。

目前我國城市污水處理廠的剩余污泥多采用投加聚丙烯酰胺（PAM）后進行機械脫水，而普通機械脫水僅能脫除污泥中大部分的自由水和少部分間隙水，脫水后泥餅含水率仍為80%左右，無法從根本上解決污泥含水率高的問題，往往需要進行二次深度脫水才能滿足后續(xù)處理和處置環(huán)節(jié)對于污泥含水率的要求[1]。

電滲透污泥脫水技術作為新興的污泥深度脫水技術被廣泛關注，然而傳統(tǒng)的電滲透污泥脫水過程中，隨著靠近陽極附近的污泥中的水分逐漸被去除，陽極的電阻隨之增大，系統(tǒng)電流減小，靠近陰極的污泥脫水效果也會降低，最終會造成陽極側污泥與陰極側污泥的含水率相差20%～25%，影響泥餅的均勻性[2-3]，不利于污泥后續(xù)的處置和運輸。為了解決這一問題，許多研究者使用不同方法進行了相關研究，Mahmoud等[4]通過改變過濾壓力，在電壓為10～50 V，壓力200～1200 kPa的條件下使用電滲透與壓力聯(lián)合處理污泥，泥餅含水率比傳統(tǒng)機械脫水提高了24%；Loginov等[5]使用石灰與污泥混合，在電滲透的同時輔助以加熱技術，降低了污泥的含水率。然而，電滲透與其他技術的復合在改善污泥脫水效果的同時，也增加了操作的能耗，提高了污泥脫水的成本。

鑒于上述原因，本研究采用基于活化過硫酸鹽的高級氧化技術與傳統(tǒng)電滲透技術相結合，利用Fe2+和電場作用協(xié)同活化過硫酸鹽，產(chǎn)生的硫酸根自由基（）對污泥中的有機質(zhì)有良好的破壞作用[10]，可以提高污泥的脫水效果，同時的生成和其在泥餅中的均勻分布可以改善陰陽極附近污泥水分相差較大的問題，有利于改善脫水泥餅的含水均勻性。

1 實驗材料和方法

1.1 材料

實驗中污泥取自新鄭市某市政污水處理廠的脫水污泥，該污泥為剩余污泥加入PAM并通過帶式壓濾脫水所得，脫水污泥的性質(zhì)如表1所示。污泥取回后放置在4℃的冰箱中保存，實驗時取出后放置，使其達到室溫。實驗中使用的高級氧化劑為亞鐵活化過硫酸鹽，其中FeSO4·7H2O和Na2S2O8均為分析純。

表1 脫水污泥的基本特性

① Chemical oxygen demand and total organic carbon in filtrate.

Note: “—” not detected.

1.2 污泥電滲透脫水裝置

污泥電滲透脫水裝置如圖1所示，由垂直放置的圓柱形有機玻璃反應器（自制）、穩(wěn)壓直流電源（深圳樂達精密工具有限公司生產(chǎn)，型號LPS606D）、稱量秤（賽多利斯科學儀器（北京）有限公司，型號Quintix124）、電流表（南京科華儀器儀表有限公司，型號MF47）和重物（6塊長方體鋼板，每塊凈重5 kg）組成。其中有機玻璃反應器外徑100 mm，內(nèi)徑90 mm，高140 mm；陽極為碳電極，半徑40 mm，純度為90%；陰極為銅電極，半徑45 mm，具有45個直徑1 mm的排水孔，銅電極與反應器間放置48 μm（300目）的玻璃纖維濾布，用來攔截污泥顆粒以便及時排出脫除掉的水分；活塞下部嵌入陽極，接正電，陰極嵌入在口徑為90 mm的玻璃漏斗之上，接負電，反應器下方放置精確稱重設備，用來記錄脫除水分的質(zhì)量，脫水中的電流變化使用電流表記錄。

圖1 電滲透脫水裝置

1.3 污泥脫水指標測定方法

實驗中污泥的脫水指標用含水率降低率和泥餅含水率進行表征，其中含水率降低率計算如式（1）所示。

式中，r為含水率降低率，%；c為原脫水污泥含水率，%；為電滲透脫水泥餅含水率，%。污泥含水率采用烘干稱重法進行測定[11]，實驗中每組樣品作3個平行樣，數(shù)據(jù)測定3次后取平均值。

2 實驗結果與討論

2.1 過硫酸鹽投加量對污泥脫水的影響

稱取60 g脫水污泥，過硫酸鹽（SPS）的投加量分別為0、50、60、80、100、120 mg·(g DS)-1（dry solid），溶于5 ml蒸餾水中與脫水污泥混合均勻后放入裝置，污泥厚度為1.0～1.1 cm，控制初始電壓為13 V·cm-1，加入活塞后控制機械壓力為17.59 kPa，通電20 min。通電過程中記錄實時脫水量，并計算r，脫水結束后測定泥餅含水率，實驗結果如圖2所示。

圖2 過硫酸鹽投加量對污泥脫水率的影響

由圖2分析可知，在僅采用電滲透條件時，投加SPS不但沒有改變污泥的脫水效率，反而降低了污泥的脫水效率，因為單純的過硫酸鹽在一般條件下相對較穩(wěn)定，過硫酸根離子在電極上會發(fā)生還原而產(chǎn)生，但由于該反應是連續(xù)的兩個單電子過程，作為還原中間體產(chǎn)生的數(shù)量有限，無法有效破壞污泥中的有機質(zhì)[12]；另外，由于產(chǎn)生對污泥的破壞會造成污泥顆粒的減小[13]，造成細小顆粒堵塞濾布，濾液無法及時排出，使污泥的脫水效率降低，最終泥餅含水率僅維持在79%～80%。

同時在脫水過程中發(fā)現(xiàn)過硫酸鹽的投加對電滲透的初始電流有一定的影響作用，結果如表2所示。在投加過硫酸鹽后電滲透裝置的初始電流與不加SPS的初始電流相比有所增加，分析原因是由于Na2S2O8加入后分解為Na+和，增加了水的導電性，從而造成了電流的增加，理論上電流的增加能一定程度地改善電滲透的效果[14-15]，但實際的脫水效果并不理想。

表2 過硫酸鹽投加對電流的影響

2.2 Fe2+與SPS比例對污泥脫水的影響

由于單純投加過硫酸鹽對污泥脫水的影響不明顯，因此考慮加入Fe2+促進過硫酸鹽的活化。稱取60 g脫水污泥，控制Fe2+:SPS分別為0.5:1、1:1、1.5:1、2:1、2.5:1，用定量蒸餾水溶解與脫水污泥混勻后放入裝置，污泥厚度為1.0～1.1 cm，因Fe2+加入后脫水體系初始電流增大，故限定實驗電壓為11 V·cm-1，控制機械壓力為17.59 kPa，并通電30 min，通電過程中記錄實時脫水量，并計算r，脫水結束后測定泥餅含水率，實驗結果如圖3所示。

圖3 Fe2+與SPS比例對污泥脫水的影響

由圖3(a)分析可知，污泥脫水效率隨著Fe2+:SPS比例的升高而變化，當Fe2+:SPS為2:1，脫水時間為30 min時，污泥脫水效率最高，維持在12.86%，此時泥餅含水率為65.68%。在實驗過程中，F(xiàn)e2+在常溫下就能使過硫酸鹽分解產(chǎn)生，具體反應如式（2）和式（3）所示[6]

在實驗過程中，當Fe2+:SPS超過1:1時，濾液開始呈現(xiàn)黃色，隨著Fe2+:SPS比例的增大顏色逐漸加深，這說明Fe2+開始反應不完全，部分氧化轉化為Fe3+；同時從圖3(a)中可以看出，當Fe2+:SPS為1:1時污泥的脫水效率與2:1時的脫水效率相差不大，最終污泥脫水效率維持在12.35%，泥餅含水率為65.32%，故選取Fe2+:SPS的最佳比例為1:1。另外，從圖3(b)中可以看出Fe2+的加入改變了污泥脫水的初始電壓，與單純投加過硫酸鹽相比初始電壓略有升高，這也是造成污泥脫水效率提升的原因之一。

2.3 電壓對污泥脫水的影響

稱取60 g脫水污泥，控制Fe2+:SPS為1:1，用定量蒸餾水溶解與脫水污泥混勻后放入裝置，污泥厚度為1.0～1.1 cm，機械壓力為17.59 kPa，控制初始電壓分別為5、8、11、15 V·cm-1，脫水30 min，通電過程中記錄實時脫水量，并計算r，脫水結束后測定泥餅含水率，實驗結果如圖4所示。

圖4 電壓梯度對污泥脫水的影響

由圖4(a)分析可知污泥的含水率降低率隨著電壓的增加而提高，這與Helmholtz-Smoluchowski方程相吻合[16-17]；隨著脫水過程中的電壓升高，污泥中的水分在電滲流作用下從陽極向陰極移動的速率加快。

然而，從圖4(b)中分析，由于污泥孔隙間的水分在電滲過程中迅速流失，泥餅中的電阻隨之增大，此時距離陽極區(qū)域較近的污泥因干化破裂而出現(xiàn)大量裂痕，從而導致污泥與陽極的接觸面積變小，進而引起通過泥餅的電流減小[18]。如實驗過程中在初始電壓為15 V·cm-1時，初始電流會迅速增大而進入恒流模式，隨著脫水時間的延長，污泥中的含水率降低，導電性下降，電阻增大，隨后電流快速降低，最終污泥的含水率降低率為15.41%，僅與初始電壓為11 V·cm-1時的含水率降低率（15.07%）相當。對比15 V·cm-1與11 V·cm-1泥餅含水率分別為60.42%和62.86%，僅相差2%，考慮到電能消耗，故初始電壓控制在11 V·cm-1即可獲得較好的污泥脫水效果。

2.4 時間對污泥脫水的影響

稱取60 g脫水污泥，控制Fe2+:SPS為1:1，用定量蒸餾水溶解與脫水污泥混勻后放入裝置，污泥厚度為1.0～1.1 cm，機械壓力為17.59 kPa，控制初始電壓為11 V·cm-1，分別通電10、20、30、40、50、60 min，通電過程中記錄實時脫水量，并計算r，脫水結束后測定泥餅含水率，實驗結果如表3所示。

表3 時間對污泥脫水效率和泥餅含水率的影響

由表3看出，脫水時間的延長可以提高污泥的脫水率和降低泥餅的含水率，在脫水40～50 min時污泥脫水率和泥餅含水率變化不大，繼續(xù)延長脫水時間則會起到反效果，原因是鐵離子與陰極電解產(chǎn)生的OH-反應生成鐵的沉淀物，導致污泥的電導率有所降低，增加了污泥的過濾難度[19-20]，因此限定電滲透脫水時間為40 min即可。

2.5 污泥厚度對污泥脫水的影響

分別稱取質(zhì)量為40、60、100、140 g的脫水污泥，過硫酸鹽投加量為100 mg·(g DS)-1，F(xiàn)e2+:SPS為1:1，用定量蒸餾水溶解與脫水污泥混勻后放入裝置，并測量污泥厚度分別為0.66、1.05、1.66、2.33 cm，機械壓力為17.59 kPa，控制初始電壓為11 V·cm-1，通電過程中記錄實時脫水量，并計算r，脫水結束后測定泥餅含水率，實驗結果如表4所示。

表4 污泥厚度對污泥脫水效率和泥餅含水率的影響

由表4分析可知污泥厚度對污泥脫水率有一定的影響，隨著污泥厚度的增加，脫水率出現(xiàn)了先增加后減小的趨勢，但泥餅含水率則隨著污泥厚度的增加而下降，這與傳統(tǒng)污泥電滲透脫水的結論不同。

傳統(tǒng)單一電滲透污泥脫水過程中陽極附近的污泥會快速失去水分導致電阻增加，而距離陰極較近的污泥與陽極附近的污泥相比含水率較高，則電阻也相對較小[21]，依照歐姆定律，當電阻發(fā)生變化時陰極在脫水過程中分得的驅(qū)動電壓也會隨之變小，從而導致脫水過程難以持續(xù)[22]。隨著污泥厚度增加，距離陰極區(qū)域較近含水率較高的污泥也隨之增加，從而影響污泥最終的脫水效果。然而，F(xiàn)e3+在電場陰極的作用下不斷地被還原成Fe2+，F(xiàn)e2+活化生成，從而使陰極污泥的含水率下降，進而使分得的驅(qū)動電壓維持在一定水平，從而改善污泥的電滲透脫水效果。

2.6 電滲透-高級氧化脫水對泥餅性質(zhì)的影響

分別稱取140 g脫水污泥樣品S1和S2，樣品S1按照Fe2+:SPS為1:1，用定量蒸餾水溶解與其混勻后放入裝置，S2樣品不加活化過硫酸鹽，使用與S1等量蒸餾水混勻后放入裝置，污泥厚度為2.0～2.1 cm，機械壓力為17.59 kPa，控制初始電壓為11 V·cm-1，脫水結束后取出泥餅如圖5所示。

圖5 不同脫水工藝泥餅

對比圖5(a)、(b)可以看出，單純使用電滲透進行污泥脫水得到的泥餅在靠近陰極區(qū)域呈現(xiàn)出黑色，說明該區(qū)域污泥仍存在大量的有機質(zhì)，而使用電滲透-高級氧化進行脫水得到的泥餅整體呈現(xiàn)出土黃色，說明該區(qū)域污泥的有機質(zhì)被破壞，另外 從圖5(a)可以看出泥餅的均勻性優(yōu)于圖5(b)中的 泥餅。

為了證明上述推測，對脫水泥餅進行分層取樣，將泥餅從縱向1/2處切開，分為上、下兩層分別測定含水率，同時對泥餅含水率、有機質(zhì)含量以及泥餅pH進行測定，結果如表5所示。

由表5可以看出，泥餅S1和S2的pH相差不大；泥餅S2含水率為69.32%，泥餅S1含水率為58.47%，說明高級氧化與電滲透聯(lián)用可以顯著提高污泥的脫水效果，同時電滲透—高級氧化協(xié)同對于污泥有機質(zhì)的破壞優(yōu)于單純電滲透對污泥有機質(zhì)的破壞；對比泥餅均勻性可以發(fā)現(xiàn)，泥餅S2上部含水率為63.74%，下部含水率為71.01%，上、下相差7.27%，而泥餅S1上下部含水率僅相差0.07%，證明了關于泥餅均勻性的推斷。

表5 不同脫水方式對泥餅性質(zhì)的影響

3 結 論

（1）在污泥樣品為140 g，過硫酸鹽投加量為100 mg·(g DS)-1，F(xiàn)e2+:SPS為1:1，機械壓力為 17.59 kPa，控制初始電壓為11 V·cm-1時，電滲 透-高級氧化復合與單純電滲透污泥脫水技術相比，能夠顯著提高污泥的脫水效率，破壞泥餅中有機質(zhì)，使泥餅含水率降低至60%以下。

（2）與單純活化過硫酸鹽氧化污泥脫水相比，電滲透-高級氧化復合脫水可以利用電場的還原作用和電子轉移反應使體系中的過硫酸鹽充分活化，保證氧化能力的充分利用，改善污泥的脫水性能。

（3）與傳統(tǒng)電滲透污泥脫水相比可一次性處理更多質(zhì)量的污泥，有利于改善泥餅的均勻性，便于后續(xù)的運輸和安置，可以減少處置費用。

（4）電滲透-高級氧化復合污泥脫水中濾液的性質(zhì)變化和泥餅的微觀表征有待進一步研究。

References

[1] ZHAN T L, ZHAN X, LIN W,. Field and laboratory investigation on geotechnical properties of sewage sludge disposed in a pit at Changan landfill, Chengdu, China [J]. Engineering Geology, 2014, 170: 24-32.

[2] SAVEYN H, CURVERS D, PEL L,.determination of solidosity profiles during activated sludge electrodewatering [J]. Water Research, 2006, 40 (11): 2135-2142.

[3] TUAN P A, SILLANPAA M. Effect of freeze/thaw conditions, polyelectrolyte addition, and sludge loading on sludge electro-dewatering process [J]. Chemical Engineering Journal, 2010, 164 (1): 85-91.

[4] MAHMOUD A, JEREMY O, JEAN V,. Electro-dewatering of wastewater sludge: influence of the operating conditions and their interactions effects [J]. Water Research, 2011, 45 (9): 2795-2810.

[5] LOGINOV M, CITEAU M, LEBOVKA N,. Electro-dewatering of drilling sludge with liming and electrode heating [J]. Separation and Purification Technology, 2013, 104: 89-99.

[6] ZHEN G, LU X, WANG B,. Synergetic pretreatment of waste activated sludge by Fe(Ⅱ)-activated persulfate oxidation under mild temperature for enhanced dewaterability [J]. Bioresource Technology, 2012, 124: 29-36.

[7] ZHEN G, LU X, ZHAO Y,. Enhanced dewaterability of sewage sludge in the presence of Fe(Ⅱ)-activated persulfate oxidation [J]. Bioresource Technology, 2012, 116: 259-265.

[8] ONCU N B, MERCAN N, BALCIOGLU I A. The impact of ferrous iron/heat-activated persulfate treatment on waste sewage sludge constituents and sorbed antimicrobial micropollutants [J].Chemical Engineering Journal, 2015, 259: 972-980.

[9] 唐海, 沙俊鵬, 歐陽龍, 等. Fe(Ⅱ)活化過硫酸鹽氧化破解剩余污泥 [J]. 化工學報,2015, 66 (2): 785-792.
TANG H, SHA J P, OUYANG L,. Persulfate activated by Fe(Ⅱ) for oxidation and disintegration of excess sludge [J]. CIESC Journal,2015, 66 (2): 785-792.

[10] SHI Y F, YANG J K, YU W B,. Synergetic conditioning of sewage sludgeFe2+/persulfate and skeleton builder: effect on sludge characteristics and dewaterability [J]. Chemical Engineering Journal, 2015, 270:572-581.

[11] LI Y L, LIU J W, CHEN J Y,. Reuse of dewatered sewage sludge conditioned with skeleton builders as landfill cover material [J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2014, 11 (1): 233-240.

[12] ZHAO J Y, ZHANG Y B, QUAN X,. Enhanced oxidation of 4-chlorophenol using sulfate radicals generated from zerovalent iron and peroxydisulfate at ambient temperature [J].Separation and Purification Technology, 2010, 71 (3): 302-307.

[13] SHI Y F, YANG J K, MAO W,. Influence of Fe2+-sodium persulfate on extracellular polymeric substances and dewaterability of sewage sludge [J]. Desalination and Water Treatment, 2015, 53 (10): 2655-2663.

[14] GLENDINNING S, MOK C K, KALUMBA D,. Design framework for electrokinetically enhanced dewatering of sludge [J]. Journal of Environmental Engineering-ASCE, 2010, 136 (4): 417-426.

[15] LARUE O, WAKEMAN R J, TARLETON E S,. Pressure electroosmotic dewatering with continuous of electrolysis products [J]. Chemical Engineering Science, 2006, 61 (14): 4732-4740.

[16] REDDY K R, URBANEK A, KHODADOUST A P. Electroosmotic dewatering of dredged sediments: bench-scale investigation [J]. Journal of Environmental Management, 2006, 78 (2): 200-208.

[17] TUAN P A, JURATE V, MIKA S. Electro-dewatering of sludge under pressure and non-pressure conditions [J]. Environmental Technology, 2008, 29 (10): 1075-1084.

[18] PHAM-ANH T, SILLANPAA M. Fractionation of macro and trace metals due to off-time interrupted electrodewatering [J]. Drying Technology, 2010, 28 (6): 762-772.

[19] NARASIMHAN B, RANJAN R S. Electrokinetic barrier to prevent subsurface contaminant migration: theoretical model development and validation [J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2000, 42 (1): 1-17.

[20] CUNDY A B, HOPKINSON L. Electrokinetic iron pan generation in unconsolidated sediments: implications for contaminated land remediation and soil engineering [J]. Applied Geochemistry, 2005, 20 (5): 841-848.

[21] HO M Y, CHEN G H. Enhanced electro-osmotic dewatering of fine particle suspension using a rotating anode [J]. Industrial & Engineering Chemistry Research, 2001, 40 (8): 1859-1863.

[22] YANG L, NAKHLA G, BASSI A. Electro-kinetic dewatering of oily sludges [J]. Journal of Hazardous Materials, 2005, 125 (1): 130-140.

Coordination of electro-osmotic and Fe-persulfate oxidation process on sewage sludge deep-dewatering

LI Yalin, LIU Lei, ZHANG Yi, WEI Tian, SHI Dan

(Department of Resources and Environment, Henan Institute of Engineering, Zhengzhou 451191, Henan, China)

Dewatered sewage sludge of sewage treatment plant was studied by self-made experimental device dewatering based on electro-osmotic-advanced oxidation process which would be influenced by the dosage of persulfate, proportion of ferric salt and persulfate, voltage gradient and the thickness of dewatered sewage sludge. The results showed that the combination of electro-osmosis-advanced oxidation technology can improve the dewater ability. The water content can be reduced to below 60% with sludge amount of 140 g, persulfate dosage of 100 mg·(g DS)-1, Fe2+/persulfate of 1:1, mechanical pressure of 17.59 kPa and controlling initial voltage of 11 V·cm-1. Electro-osmotic-advanced oxidation process can ensure fully use of oxidation ability ofto improve the sludge dewater ability based on the mechanism of reduction of electric field and electronic metastasis reaction, making persulfate fully activated compared with sludge dewatering by activated persulfate. Better than the traditional electro-osmosis sludge dewatering, more amount sludge can be treated one time and sludge cake uniformity can be highly improved for the subsequent transportation and settlement.

electro-osmotic; oxidation; sewage sludge; dewatering; waste treatment

supported by the Henan Science and Technology Program (162102310402), the Foundation of Henan Educational Committee (15A610010) and Zhengzhou Science and Technology Program(20150237).

date: 2016-02-17.

Dr. LI Yalin, li_ya_lin@haue.edu.cn

X 705

A

0438—1157（2016）09—4013—07

10.11949/j.issn.0438-1157.20160177

河南省科技攻關項目（162102310402）；河南省高等學校重點科研項目計劃（15A610010）；鄭州市科技攻關項目（20150237）。

2016-02-17收到初稿，2016-03-14收到修改稿。

聯(lián)系人及第一作者：李亞林（1984—），男，博士，講師。