2022, Vol. 43
2. 神美科技有限公司, 河间 062450
, GAO Bao-yu1
, YUE Qin-yan1 , SHI Wei-jie2 , FENG Chun-hui2 , ZHOU Ji-zhu2 , WANG Guo-rui2
2. Smedic Technology Co., Ltd., Hejian 062450, China
近年来, 随着工业化进程的不断推进, 污水处理厂的负荷逐渐增加, 污水处理成为全球水行业面临的关键挑战[1].污水处理厂在各个工艺过程(物理、化学和生物)中产生的废物称为污泥[2].污泥中不仅含有难以降解的重金属和持久性有机污染物, 而且含水量极高, 给后续处理处置造成了极大的困难[3, 4].污泥处理广泛采用机械脱水的方法, 但由于胞外聚合物(extracellular polymeric substances, EPS)的亲水性, 污泥机械脱水的效率受到了一定的限制[5, 6].因此有必要在机械脱水前对污泥进行预处理, 降低污泥的含水率, 以提高污泥脱水效率, 节约后续的运输和处理处置成本[7].
污泥的脱水处理又分为物理法和化学法[8].物理法通常指通过物理方法改变污泥的性质, 如高温、冻融和微波处理等[9~11].化学法是指添加酸碱、表面活性剂、氧化剂或混凝剂等改变污泥的化学特性[12~15].在实际工业应用中, 混凝工艺因为其廉价的成本和较高的效率受到了较为广泛的关注[16].
在污泥混凝脱水处理过程中, 混凝剂的种类在很大程度上决定着污泥脱水效果的好坏[17].混凝剂主要分为无机混凝剂(铝盐、铁盐和铝铁的聚合物)、有机絮凝剂(聚丙烯酰胺及其衍生物)和助凝剂(骨架构建体, 如粉煤灰等)[18~20].到目前为止, 无机混凝剂主要用作污泥的调理剂[21].有机絮凝剂聚丙烯酰胺(polyacrylamide, PAM)及其衍生物主要用作污泥脱水剂使用, 其开发应用占据了污泥脱水中的大部分市场[22].一般而言, 有机脱水剂主要通过其吸附电中和作用和吸附架桥作用使污泥聚集, 从而改善污泥脱水性能, 因此, 有机脱水剂的分子量、阳离子度和电荷密度等性质将对污泥脱水性能产生较大影响.但迄今为止, 关于有机脱水剂的电荷密度、黏度、阳离子度和Zeta电位等性质对污泥脱水性能影响的系统研究还鲜见报道.
因此, 本研究选用市售相同系列不同性质的8种有机脱水剂, 在分析测定其电荷密度、黏度、阳离子度和Zeta电位等特性指标的前提下, 采用相同的投加量对剩余污泥进行脱水处理, 测定处理后污泥的污泥比阻(specific resistance to filtration, SRF)、泥饼含水率、黏度和絮体特性等指标, 研究不同阳离子聚丙烯酰胺有机脱水剂对污泥脱水性能的影响情况.
1 材料与方法 1.1 污泥来源与性质污泥取自山东大学青岛校区污水处理厂污泥井, 该污水处理厂为一体化设计, 处理规模5 100 m3·d-1, 采用A2O处理工艺, 两组模块并行.污泥自污水处理厂取回后, 静置沉淀12 h除去上清液, 测得含水率和各项指标.余下污泥放入冰箱于4℃低温储存, 并在4 d内用完.进行各项实验前, 污泥过40目筛, 以去除其中的泥沙和大颗粒物.初始污泥的各项指标如表 1.
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表 1 初始污泥性质 Table 1 Properties of raw sludge |
1.2 试剂来源与性质
本研究使用的8种有机脱水剂为神美科技提供的水处理用固体试剂.脱水剂为同系列的阳离子PAM, 基于其阳离子度的不同, 名称分别为9101、9102、9103、9104、9106、9108、9110和9112.除阳离子度外, 8种阳离子聚丙烯酰胺还具有不同的电荷密度、Zeta电位和黏度等.
1.3 实验方法量取500 mL污泥置于1 L烧杯中, 在ZR4-6混凝实验搅拌机(深圳中润公司)上完成所有污泥脱水实验.混凝实验各阶段操作条件如下: 首先在200 r·min-1下快搅30 s, 使污泥充分混匀; 在30 s末加药, 加药后继续以200 r·min-1的转速快搅30 s, 使脱水剂与污泥充分混匀; 然后在60 r·min-1下慢搅3 min.混凝结束后取污泥样品进行后续指标的测定.有机脱水剂的投加量均为绝干泥的1‰~5‰. 取3‰投加量时测定其结合水含量和EPS分布.
1.4 脱水剂表征方法有机脱水剂的电荷密度采用PCD-05颗粒电荷测定仪(德国BTG公司)进行测定; Zeta电位采用Zetasizer nano(英国马尔文公司)进行测定; 黏度采用NDJ-5S型黏度计(上海伦捷公司)进行测定; 阳离子度采用GB/T-31246-2014中的方法进行测定.
1.5 污泥脱水性能指标 1.5.1 污泥比阻的测定污泥SRF采用污泥比阻测定仪进行测定, 具体测定方法为: 取100 mL污泥在0.05 MPa的压力下真空过滤, 每隔一定时间记录滤液体积, 直至过滤满20 min或真空被破坏.泥饼放入104℃的烘箱中干燥2 h测定含水率.根据公式(1)计算得到SRF值.
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(1) |
式中, p为过滤压力(Pa); A为过滤面积(m2); b为过滤过程中t/V对V作直线的斜率, 其中t为过滤时间(s), V为滤液体积(mL); μ为滤液黏度(Pa·s); C为单位体积污泥产生的滤饼质量(kg), 计算公式如下:
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(2) |
式中, Ci为100 g污泥中的干污泥量(g); Cf为100 g滤饼中的干污泥量(g).
1.5.2 污泥絮体特性的测定絮体中位粒径(D0.5) 体现了污泥中絮体粒径的大小, 分形维数(Df)体现了絮体结构的疏松程度.污泥的絮体特性采用Mastersizer 3000(英国马尔文公司)进行测定: 在持续慢速搅拌(60 r·min-1)的条件下测定粒径大小.根据散射光强(I)和散射矢量(Q)的结果计算Df, 三者关系如下:
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(3) |
因此, 根据log(I)与log(Q)的拟合直线斜率计算Df.一般认为, Df值越小, 絮体结构越疏松, 反之, 絮体结构越紧密.
1.5.3 其它指标的测定污泥黏度采用NDJ- 5S型黏度计(上海伦捷公司)进行测定; 污泥颗粒表面的Zeta电位取离心后污泥的上清液, 采用Zetasizer nano(英国马尔文公司)进行测定; EPS采用热处理和超声处理相结合的方式提取[5], 提取后采用F- 4500FL荧光分光光度计(日本Hitachi公司)进行分析; 结合水含量采用Q2000型差示扫描量热仪(美国TA公司)进行测定.
2 结果与讨论 2.1 有机脱水剂的性质8种市售有机脱水剂的电荷密度、黏度、阳离子度和Zeta电位测定结果如图 1所示.其中, 电荷密度、Zeta电位和黏度均为ρ(有机脱水剂)=1 g·L-1时的结果, 阳离子度为根据国标方法测试的结果.结果表明, 不同有机脱水剂的各项指标均有一定的差异.通过图 1(a)可以看出, 脱水剂9101~9112的电荷密度逐渐增加, 由9101的0.72 meq·L-1增加到9112的2.98 meq·L-1; 黏度的变化趋势是先增加后有略微下降, 由9101的23.97 mPa·s逐渐增加到9108的87.83 mPa·s, 最后又下降到9112的85.07 mPa·s.从图 1(b)可知, Zeta电位和阳离子度也有着相似的趋势, 8种有机脱水剂的Zeta电位由9101的15.53 mV逐渐增加到9110的69.80 mV, 后略微下降至9112的67.10 mV; 而阳离子度呈现一直增加的趋势, 由9101的2.17%增加到9112的17.42%.
2.2 有机脱水剂对污泥脱水性能的影响不同性质有机污泥脱水剂对污泥的SRF、泥饼含水率、黏度、污泥颗粒表面Zeta电位、絮体特性、结合水含量和EPS分布的影响结果如下.
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图 1 有机脱水剂的性质 Fig. 1 Properties of organic dewatering agents |
不同性质有机脱水剂对污泥SRF和泥饼含水率的影响如图 2所示.结果表明, 随着有机脱水剂投加量的增加, SRF和泥饼含水率先降低后保持不变.这是因为污泥胶体粒子带负电荷, 有机脱水剂携带的正电荷会中和污泥表面的负电荷, 使污泥胶体脱稳形成絮体, 改善污泥脱水性能.当有机脱水剂投加量达到最佳时, 污泥表面的负电荷可被完全中和而接近等电点, 此时污泥的SRF值最低, 其脱水性能最好; 继续投加脱水剂, 污泥脱水性能反而出现一定程度的恶化.这是因为过量投加的有机脱水剂会使体系带有相反电荷, 不利于污泥脱水性能的改善[23].
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图 2 不同有机脱水剂对SRF和泥饼含水率的影响 Fig. 2 Effect of different organic dewatering agents on SRF and moisture content of sludge cake |
从SRF的结果来看[图 2(a)], 从9101到9112, 有机脱水剂对SRF的改善效果逐渐增强, 投加量为4‰时, SRF的改善率由9101的82.36%逐渐增加至9110的96.97%, 随后又略微下降至9112的94.70%.投加5‰的9108、9110和9112后, 污泥脱水性能出现了恶化, 说明此时投加量已过量.泥饼含水率的结果[图 2(b)]表明, 经9108、9110和9112脱水处理后的污泥含水率较低, 投加量为4‰时, 泥饼含水率可由原泥的91.83%降低至83%左右.
2.2.2 有机脱水剂对污泥絮体特性的影响不同性质有机脱水剂对污泥絮体特性的影响如图 3.结果表明, 有机脱水剂投加量在1‰~5‰的范围内, 不同性质脱水剂处理后污泥絮体的D0.5和Df呈现出了相似的趋势, 即随着有机脱水剂投加量的增加, D0.5先增大后保持相对稳定, Df先增大后略微下降.一般而言, 较小的絮体会堵塞泥饼中的疏水通道, 导致污泥脱水时过滤阻力增大, 不利于改善污泥脱水性能. Df表示了絮体结构的疏松程度, 其值越大表明絮体越密实.密实的絮体可以形成更加紧密的疏水通道, 且相互之间的作用也会更加紧密, 从而减少了絮体相对运动的可能性[24].
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图 3 不同有机脱水剂对絮体特性的影响 Fig. 3 Effect of different organic dewatering agents on floc properties |
不同有机脱水剂处理后污泥絮体的D0.5结果表明[图 3(a)], 投加9112后, 可使D0.5由原来的294.45 μm增长到1 744.78 μm, 增长幅度可达492.55%; 而投加9101后D0.5由原来的410.11 μm最高仅增长到1 442.27 μm, 增长幅度仅为251.68%, 这说明脱水剂的性质对污泥絮体粒径有较大的影响.不同性质有机脱水剂处理后污泥的絮体Df结果表明[图 3(b)], 9108和9112均能有效改善污泥絮体的结构, 最高分别使Df增加了63.27%和72.28%.
2.2.3 有机脱水剂对污泥黏度、污泥颗粒表面Zeta电位的影响不同性质有机脱水剂对污泥黏度、污泥颗粒表面Zeta电位的影响如图 4所示.结果表明, 当有机脱水剂投加量在1‰~5‰的范围内, 不同性质污泥脱水剂处理后污泥黏度和污泥颗粒表面Zeta电位呈现出了相似的趋势, 即随着有机脱水剂投加量的增加, 污泥黏度逐渐减小, 后有略微上升; 污泥颗粒表面Zeta电位逐渐增大.污泥黏度与污泥脱水性能密切相关, 黏度越大, 表明絮体之间的作用力越大, 污泥的脱水性能越差[25].污泥黏度在有机脱水剂投加量3‰~4‰时达到最低, 说明在此投加量下, 有机脱水剂对污泥脱水性能有较好的改善作用.投加有机污泥脱水剂会使污泥颗粒表面的Zeta电位值有所上升, 甚至出现由负变正的情况, 这是因为有机脱水剂带有大量的正电荷, 在污泥脱水过程中, 有机脱水剂发挥电中和作用, 使污泥颗粒表面的Zeta电位上升[26].
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图 4 不同有机脱水剂对污泥黏度和污泥颗粒表面Zeta电位的影响 Fig. 4 Effect of different organic dewatering agents on viscosity and Zeta potential of sludge |
不同性质有机脱水剂处理后污泥的黏度结果表明[图 4(a)], 有机脱水剂9108、9110和9112在投加量为3‰时就能使污泥黏度降到较低的水平, 而其余5种有机脱水剂则需投加4‰才能达到相近的处理效果.从污泥颗粒表面的Zeta电位结果来看[图 4(b)], 在有机脱水剂投加量为3‰时, 8种脱水剂处理后污泥颗粒表面的Zeta电位不相上下, 均为-7.00 mV左右, 但经9108、9110和9112处理后污泥的脱水性能较好, 说明这3种脱水剂除了有着较强的电中和能力, 还能发挥较强的吸附架桥作用.
2.2.4 有机脱水剂对污泥水分分布的影响为了研究不同性质有机脱水剂对污泥水分分布的影响, 在投加3‰脱水剂后测定污泥总水分含量和结合水含量, 结果如表 2.
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表 2 不同有机脱水剂对污泥水分分布的影响 Table 2 Effect of different organic dewatering agents on water distribution |
结果表明, 不同脱水剂处理后污泥的水分分布各不相同.在8种有机脱水剂中, 9106和9108处理后污泥的结合水含量较低, 是9101处理后污泥结合水含量的40.00%和49.71%.从结果来看, 污泥结合水含量与污泥SRF结果具有明显的差异性, 说明有机脱水剂并不是通过破坏结合水来改善污泥脱水性能.但经不同有机脱水剂处理后污泥的结合水含量略有不同, 说明一定量的有机脱水剂可以影响污泥的内部结构, 使结合水转化成自由水, 提高污泥脱水性能.
2.2.5 有机脱水剂对污泥EPS分布的影响为了研究不同性质有机脱水剂对污泥EPS分布的影响, 在投加3‰脱水剂后测定污泥中EPS分布, 具体结果如表 3.
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表 3 不同有机脱水剂对污泥EPS分布的影响 Table 3 Effect of different organic dewatering agents on EPS distribution |
结果表明, 不同有机脱水剂处理后污泥的EPS分布有一定的差异.从类蛋白质物质(Peak A, 280/335)和芳香族蛋白(Peak B, 230/335)的峰强度来看, 投加有机脱水剂会使紧密结合型EPS(TB-EPS)中的蛋白类物质减少, 而使疏松结合型EPS(LB-EPS)和溶解性EPS(S-EPS)中的蛋白类物质增多, 这说明有机脱水剂的加入可以使TB-EPS中的物质转移到LB-EPS和S-EPS中, 从而改善污泥脱水性能.在8种有机脱水剂中, 9108对TB-EPS中物质的减少作用最为明显, 两类蛋白类物质的峰强度分别由原泥的3 178.0和1 987.0降低至1 343.0和937.7.
2.3 有机脱水剂性质与污泥脱水性能的关系为了研究有机脱水剂的性质与处理后污泥脱水性能之间的关系, 采用投加量4‰时的SRF值, 与有机脱水剂的各项特性指标作线性拟合, 具体结果如图 5所示.
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图 5 有机脱水剂性质与处理后污泥SRF的关系 Fig. 5 Relationship between property of organic dewatering agent and SRF of treated sludge |
结果表明, 有机脱水剂的各项指标均与处理后污泥的脱水性能有一定的关系.从图 5可知, 污泥SRF值与脱水剂的电荷密度、Zeta电位、黏度和阳离子度均呈现负相关关系, 且相关系数分别为0.756 11、0.881 89、0.920 25和0.712 44, 即脱水剂电荷密度、Zeta电位、黏度和阳离子度越高, 处理后污泥的SRF值越小, 污泥脱水性能越好.对于电荷密度、Zeta电位和阳离子度来说, 较高的值表明有机脱水剂电性较高, 即能发挥较强的电中和作用[27].而污泥SRF值与脱水剂黏度的关系表明, 脱水剂也会通过高的分子量发挥强的吸附架桥作用[28, 29]. 在上述4种特性指标中, SRF与有机脱水剂黏度的相关系数高达0.920 25, 表明在有机脱水剂的污泥处理过程中, 吸附架桥作用对于污泥脱水性能的影响要大于电中和作用, 但总体来看, 两种作用相辅相成, 共同改善了污泥的脱水性能.
3 结论(1) 8种有机脱水剂具有不同的性质, 电荷密度、Zeta电位、黏度和阳离子度均由9101~9112逐渐增加.
(2) 不同性质有机脱水剂处理后污泥的脱水性能各不相同.有机脱水剂是通过电中和作用和吸附架桥作用改变污泥的SRF、絮体特性、黏度和污泥颗粒表面Zeta电位来改善污泥脱水性能的.除此之外, 有机脱水剂还能破坏污泥的结合水, 转移TB-EPS中的物质使污泥易于脱水.
(3) 有机脱水剂性质对污泥脱水性能具有不同的影响.在有机脱水剂的性质指标中, 电荷密度、阳离子度、黏度和Zeta电位均与处理后污泥SRF值呈负相关关系.其中, 污泥SRF值与有机脱水剂黏度的相关系数高达0.920 25, 表明在污泥脱水处理中, 有机脱水剂的吸附架桥作用起了主导作用.而污泥SRF值与有机脱水剂电荷密度、阳离子度和Zeta电位的相关系数均在0.75以上, 说明电中和作用也在污泥脱水过程中起了重要作用.
(4) 在污泥脱水的实际应用中, 建议选择黏度大的阳离子聚丙烯酰胺脱水剂, 以发挥较强的吸附架桥作用.在本文选用的8种阳离子聚丙烯酰胺脱水剂中, 9108、9110和9112的应用性能较强.阳离子聚丙烯酰胺的投加量尽量选择2‰~3‰, 最高不宜超过4‰.
| [1] |
姜媛媛, 王彦, 段文焱, 等. 市政污泥热解过程中重金属迁移特性及环境效应评估[J]. 环境科学, 2021, 42(6): 2966-2974. Jiang Y Y, Wang Y, Duan W Y, et al. Migration and environmental effects of heavy metals in the pyrolysis of municipal sludge[J]. Environmental Science, 2021, 42(6): 2966-2974. |
| [2] | Chen C T, Zhang T, Lv L, et al. Destroying the structure of extracellular polymeric substance to improve the dewatering performance of waste activated sludge by ionic liquid[J]. Water Research, 2021, 199. DOI:10.1016/j.watres.2021.117161 |
| [3] | Yesil H, Molaey R, Calli B, et al. Extent of bioleaching and bioavailability reduction of potentially toxic heavy metals from sewage sludge through pH-controlled fermentation[J]. Water Research, 2021, 201. DOI:10.1016/j.watres.2021.117303 |
| [4] | Cao B D, Zhang T, Zhang W J, et al. Enhanced technology based for sewage sludge deep dewatering: A critical review[J]. Water Research, 2021, 189. DOI:10.1016/j.watres.2020.116650 |
| [5] | Ruan S Y, Deng J, Cai A H, et al. Improving dewaterability of waste activated sludge by thermally-activated persulfate oxidation at mild temperature[J]. Journal of Environmental Management, 2021, 281. DOI:10.1016/j.jenvman.2020.111899 |
| [6] | Zhang W J, Tang M Y, Li D D, et al. Effects of alkalinity on interaction between EPS and hydroxy-aluminum with different speciation in wastewater sludge conditioning with aluminum based inorganic polymer flocculant[J]. Journal of Environmental Sciences, 2021, 100(2): 257-268. |
| [7] | Wang M Q, Wu Y, Yang B R, et al. Comparative study of the effect of rice husk-based powders used as physical conditioners on sludge dewatering[J]. Scientific Reports, 2020, 10(1). DOI:10.1038/s41598-020-74178-7 |
| [8] |
袁悦, 谭学军, 郑舍予. 基于有机物释放和经济性的污泥预处理方法评价[J]. 环境科学, 2019, 40(7): 3216-3222. Yuan Y, Tan X J, Zheng S Y. Evaluation of organic matter release and economy for various pretreatments of sewage sludge[J]. Environmental Science, 2019, 40(7): 3216-3222. |
| [9] | Deng W Y, Ma J C, Xiao J M, et al. Orthogonal experimental study on hydrothermal treatment of municipal sewage sludge for mechanical dewatering followed by thermal drying[J]. Journal of Cleaner Production, 2019, 209: 236-249. DOI:10.1016/j.jclepro.2018.10.261 |
| [10] | Wu Y J, Xu Y, Zhang X D, et al. Experimental study on treating landfill sludge by preconditioning combined with vacuum preloading: Effects of freeze-thaw and FeCl3 preconditioning[J]. Science of the Total Environment, 2020, 747. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.141092 |
| [11] | Wang S S, Han Y L, Lu X Q, et al. Microbial mechanism underlying high methane production of coupled alkali-microwave-H2O2-oxidation pretreated sewage sludge by in-situ bioelectrochemical regulation[J]. Journal of Cleaner Production, 2021, 305. DOI:10.1016/j.jclepro.2021.127195 |
| [12] | Chen N, Tao S Y, Xiao K K, et al. A one-step acidification strategy for sewage sludge dewatering with oxalic acid[J]. Chemosphere, 2020, 238. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.124598 |
| [13] | He D Q, Chen J Y, Bao B, et al. Optimizing sludge dewatering with a combined conditioner of Fenton's reagent and cationic surfactant[J]. Journal of Environmental Sciences, 2020, 88: 21-30. DOI:10.1016/j.jes.2019.08.009 |
| [14] |
张斯玮, 梁嘉林, 黄锦佳, 等. 缺氧酸化联合零价铁-过氧化氢改善污泥脱水性能的研究[J]. 环境科学学报, 2019, 39(3): 780-789. Zhang S W, Liang J L, Huang J J, et al. Effect of anoxic acidification combined with ZVI-H2O2 conditioning on sludge dewaterability[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(3): 780-789. |
| [15] | Ranjbar F, Karrabi M, Danesh S, et al. Improvement of wastewater sludge dewatering using Ferric Chloride, Aluminum Sulfate and Calcium Oxide (experimental investigation and descriptive statistical analysis)[J]. Water Environment Research, 2021, 93(7): 1138-1149. DOI:10.1002/wer.1526 |
| [16] |
贺明星, 程文, 任杰辉, 等. 草酸、壳聚糖与CaO联合调理对污泥脱水性能的影响[J]. 中国环境科学, 2020, 40(7): 3029-3036. He M X, Cheng W, Ren J H, et al. Effects of dewatering performance of sludge under the co-conditioning of oxalic acid, chitosan and CaO[J]. China Environmental Science, 2020, 40(7): 3029-3036. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2020.07.028 |
| [17] | Liu Y Z, Zheng H L, Sun Y J, et al. Synthesis of novel chitosan-based flocculants with amphiphilic structure and its application in sludge dewatering: Role of hydrophobic groups[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 249. DOI:10.1016/j.jclepro.2019.119350 |
| [18] |
王晓萌, 王鑫, 杨明辉, 等. 铝、铁、钛3种金属盐基混凝剂调理污泥的性能比较[J]. 环境科学, 2018, 39(5): 2274-2282. Wang X M, Wang X, Yang M H, et al. Sludge conditioning performance of polyaluminum, polyferric, and titanium xerogel coagulants[J]. Environmental Science, 2018, 39(5): 2274-2282. |
| [19] | Chen X D, Wang D F, Wang S, et al. Synthesis and dewatering properties of cellulose derivative-grafting DMC amphoteric biodegradable flocculants[J]. Journal of Polymers and the Environment, 2021, 29(2): 565-575. DOI:10.1007/s10924-020-01901-w |
| [20] |
郭俊元, 文小英, 羊润锦, 等. 玉米秸秆生物炭改善污泥脱水性能[J]. 中国环境科学, 2019, 39(8): 3316-3322. Guo J Y, Wen X Y, Yang R J, et al. Preparation of corn stalks biochar and improvement of dewatering performance of sludge[J]. China Environmental Science, 2019, 39(8): 3316-3322. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2019.08.024 |
| [21] | Yang P, Li D D, Zhang W J, et al. Flocculation-dewatering behavior of waste activated sludge particles under chemical conditioning with inorganic polymer flocculant: Effects of typical sludge properties[J]. Chemosphere, 2019, 218: 930-940. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.11.169 |
| [22] | Wu W, Ma J X, Xu J, et al. Mechanistic insights into chemical conditioning by polyacrylamide with different charge densities and its impacts on sludge dewaterability[J]. Chemical Engineering Journal, 2021, 410. DOI:10.1016/j.cej.2021.128425 |
| [23] | Wu W, Zhou Z, Chen L Y, et al. Conditioning for excess sludge and ozonized sludge by ferric salt and polyacrylamide: Orthogonal optimization, rheological characteristics and floc properties[J]. Chemical Engineering Journal, 2019, 373: 1081-1090. DOI:10.1016/j.cej.2019.05.102 |
| [24] | Dai Q X, Ma L P, Ren N Q, et al. Investigation on extracellular polymeric substances, sludge flocs morphology, bound water release and dewatering performance of sewage sludge under pretreatment with modified phosphogypsum[J]. Water Research, 2018, 142: 337-346. DOI:10.1016/j.watres.2018.06.009 |
| [25] | Zhang X Q, Zeng H Y, Wang Q, et al. Sludge predation by aquatic worms: Physicochemical characteristics of sewage sludge and implications for dewaterability[J]. Journal of Cleaner Production, 2020, 258. DOI:10.1016/j.jclepro.2020.120612 |
| [26] | Li Y T, Yu X Y, Zhang S T, et al. Influences of K+, Ca2+, and Al3+ on electrokinetic process and conductive mechanism of sludge electro-dewatering[J]. Environmental Research, 2021, 198. DOI:10.1016/j.envres.2021.111222 |
| [27] | Hu P, Zhuang S H, Shen S H, et al. Dewaterability of sewage sludge conditioned with a graft cationic starch-based flocculant: Role of structural characteristics of flocculant[J]. Water Research, 2021, 189. DOI:10.1016/j.watres.2020.116578 |
| [28] | Zhao Q J, Evans C M. Effect of molecular weight on viscosity scaling and ion transport in linear polymerized ionic liquids[J]. Macromolecules, 2021, 54(7): 3395-3404. DOI:10.1021/acs.macromol.0c02801 |
| [29] | Wu P, Yi J X, Feng L, et al. Microwave assisted preparation and characterization of a chitosan based flocculant for the application and evaluation of sludge flocculation and dewatering[J]. International Journal of Biological Macromolecules, 2020, 155: 708-720. DOI:10.1016/j.ijbiomac.2020.04.011 |