疏浚泥漿的混凝沉降特性及絮體形態

李 婷, 張春雷, 廖 巖

(1.生態環境部華南環境科學研究所，廣州 510655， 2.河海大學環境學院，南京 210098)

疏浚泥漿是在水利工程和水環境治理過程中通過疏浚產生的高含水率疏浚土。中國每年都會產生大量的疏浚泥漿[1-3]，其含水率高、強度低、工程性質差，難以直接進行工程應用，通常設置堆場進行存放[4-6]，占用大量的土地資源，泥水快速分離成為疏浚泥漿處理處置的關鍵。疏浚泥漿顆粒表面的靜電力、礦物成分較強的吸水性是脫水困難的主要原因[7-9]。混凝沉降法是污水處理中常用的方法，能有效改變顆粒帶電性質、減弱礦物吸水性以增大細小顆粒粒徑，從而加速泥水分離[10-11]。

目前中國疏浚泥漿混凝處理尚處在研究階段。范楊臻等[12]研究了AlCl3、FeCl3加入量對淤泥絮凝沉降特性以及清混分界面沉降速度的影響，將淤泥絮凝沉降分為振蕩增大階段、快速減小階段和緩慢減小階段。李沖等[13]以PAM作為混凝劑，對比分析了兩種底泥混凝后真空抽濾脫水過程中的作用特征，結果表明陰離子型 PAM 在較少用量下即可獲得較大絮團，混凝泥對抽濾曲線有明顯的影響，可促進前期速率提升，在抽濾過程受絮團尺寸影響較大。李妍等[14]對農業廢棄物稻殼進行陽離子改性制備天然有機高分子混凝劑，其混凝沉降效果較好，能使淤泥在短時間內快速脫水，明顯改善水質。劉林雙等[15]研究了混凝劑PAS(混凝部分主要成分PAM、助沉部分主要成分FeCl3、減阻部分主要成分NaNO3)對不同齡期疏浚泥漿的混凝沉降效果和脫水速率。前人研究多集中于疏浚泥漿混凝效果、混凝劑的制備等方面，對疏浚泥漿的混凝作用機制、混凝劑最佳投加量的選擇方法、沉降規律及絮體形態研究較少。

針對疏浚泥漿，采用PAM為混凝劑促進泥水分離，通過測定不同泥漿濃度、不同PAM投加量下泥漿沉界面高度、沉降速率及沉降后上覆水濁度，確定疏浚泥漿的PAM最佳投加量；利用激光粒度儀和顯微鏡對絮體粒徑及絮體形態進行分析，探究疏浚泥漿的混凝作用機制，提出疏浚泥漿混凝沉降模式，不但對疏浚泥武堆場化提供理論依據，也是對膠體混凝科學的進一步延伸。

1 試驗材料與方法

1.1 試驗材料與試劑

試驗用的淤泥取自無錫白旄灣淤泥堆場，用塑料袋密封后運回實驗室低溫保存。初始含水率為62.2%，pH為8.32，有機質含量0.78%，塑性指數46，比重2.65。泥漿顆粒粒徑以粉粒為主，黏粒含量占到24%，不均勻系數Cu≥5、曲率系數Cc在2～3，級配良好。試驗時，依初始含水率配制質量濃度分別為1%、3%、5%、7%的泥漿1 L，置于六聯攪拌器500 r/min下充分攪拌，均勻分散，備用。

混凝劑采用德國巴斯夫股份有限公司生產的陽離子聚丙烯酰胺(PAM)，分析純，在使用前24 h，用60 ℃蒸餾水溶解一定質量的PAM，配置成0.5%的PAM混凝劑，備用。

1.2 試驗方法

取相應濃度的試樣放入1 L燒杯中，置于六聯攪拌器上，加入一定量的PAM，在800 r/min混合30 s后，停止攪拌，迅速將泥漿全量轉移至1 L的量筒中，用攪拌器攪拌均勻后開始靜水沉降，記錄5 min內泥面的沉降高度，300 s后采用虹吸法取上覆水中部液體測定其濁度(哈希2100Q濁度儀)，待上覆水全部排走，用寬嘴吸管取泥漿顆粒，一部分分散于1 L燒杯中用激光粒度儀測定絮體的粒徑分布[16]，另一部分分散于盛滿水的培養皿中，將水分排干后采用影像分析法[17]，利用絮體的投影面積(A)與周長(P)的函數關系來計算絮體的分形維數。

2 試驗結果與討論

2.1 PAM投加量對混凝效果的影響

2.1.1 PAM投加量對沉降界面的影響

圖1 PAM投加量對疏浚泥漿沉降界面的影響

PAM投加量對疏浚泥漿沉降界面的影響如圖1所示，疏浚泥漿在800 r/min高強度下，可與PAM迅速發生混凝反應，形成較大礬花，大大提高疏浚泥漿的泥水分離速度。

在PAM投加量小于0.4wt%時，未觀測到有礬花形成，疏浚泥漿的混凝現象不明顯，表明此時PAM濃度太低，對高濃度疏浚泥漿的吸附力小于疏浚泥漿顆粒間的鍵力，無法發揮吸附架橋作用；當PAM投加量達到0.4wt%時，礬花出現，部分泥漿顆粒脫穩聚集成團狀絮體，快速下沉，界面沉降表現為渾泥界面沉降，說明此時PAM的投加量不足，仍有部分泥漿顆粒未能聚集成團；隨著PAM投加量的增加，上覆水逐漸澄清，此時PAM投加量為0.8wt%，表明泥漿顆粒已全部與PAM分子混凝。從混凝沉降曲線看出，泥漿的沉降過程經歷三個階段：前期快速沉降、中期緩慢沉降和后期穩定沉降。隨著PAM投加量的增加，各階段沉降速度先增加后減小，快速沉降階段逐漸縮短，界面沉降高度先升高后降低，當PAM投加量為0.8wt%時，1%、3%的疏浚泥漿在10 s內完成快速沉降，5%、7%的疏浚泥漿在20 s內完成快速沉降，沉降速度最快、沉降高度最高，沉降效果最好。

2.1.2 PAM投加量對上覆水濁度的影響

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PAM投加量對上覆水濁度的影響如表1所示。在自然狀態下沉降5 min后，上覆水的濁度遠遠高于1 000 NTU，PAM的加入，能有效改變泥水狀態，使疏浚泥漿顆粒聚集成團，與水快速分離，使上覆水澄清。在PAM投加量為0.8wt%時，濁度去除率達到99%以上，各泥漿上覆水濁度達到最低值，表明此時顆粒表面與PAM分子已達到飽和狀態。當PAM投加量小于0.8wt%時，此時混凝劑的投加量并不能滿足全部泥漿顆粒聚集成大絮體，部分細顆粒仍以懸浮狀態存在于上覆水，界面的沉降表現為渾泥界面沉降；當PAM投加量大于0.8wt%時，上覆水濁度有升高的趨勢，是由水中過量的PAM引起的，疏浚泥漿顆粒與PAM分子在PAM投加量為0.8wt%時處于鍵飽和狀態，多余的PAM分子因未能與顆粒吸附而分散在上覆水中。可見，疏浚泥漿PAM的最佳投加量為0.8wt%。

表1 疏浚泥漿沉降5 min后上覆水的濁度

2.1.3 PAM投加量對絮體粒徑的影響

PAM投加量對絮體粒徑的影響如圖2所示。PAM在較低投加量(0.4wt%、0.6wt%)下即能與疏浚泥漿顆粒形成較大的絮體，絮體平均粒徑D50分別為479、635 μm，D10分別為119、187 μm，遠大于粉粒粒徑，絮體粒徑分布范圍也有所收窄。隨著PAM投加量的增加，絮體粒徑隨之增長，絮體粒徑范圍逐漸收窄，當PAM投加量達到最佳劑量后，絮體粒徑的增長幅度不是很大，顆粒級配基本保持穩定。在最佳投加量下，絮體平均粒徑D50由21 μm增長至832 μm，擴大了將近40倍，D10達到415 μm。由此可見，疏浚泥漿的沉降，已由大粒徑的絮團沉降所代替，在沉降初期，只受重力作用，下沉速度快。

圖2 不同PAM投加量下初始顆粒粒徑的變化

2.1.4 不同PAM投加量下的絮體形態

疏浚泥漿的絮體形態及其分型維數如圖3、圖4所示。由圖3、圖4可知，PAM形成的絮體為長鏈狀，鏈條與鏈條之間又相互纏繞、連接，形成更大的絮體。當PAM投加量不足(0.4wt%、0.6wt%)時，形成的絮體形狀不規則，趨向于多分支的松散結構，分形維數數值偏低，平均密度低；當PAM投加量較高(1.0wt%、1.2wt%)時，過多的混凝劑導致泥漿顆粒表面覆蓋率很高，使絮團表面電荷重新帶電，發生重穩現象，致使絮體形狀不規則、平均密度較低，絮體的分形維數減小；當PAM投加量適中(0.8wt%)時，絮體的分形維數出現一個高峰值，絮體顆粒平均密度高、不規則程度低。

圖3 初始泥漿濃度為1%時的絮體形態

圖4 初始泥漿濃度為1%時的絮體分形維數

2.2 疏浚泥漿的混凝沉降模式

強烈攪拌給予PAM分子與疏浚泥漿顆粒之間較多的碰撞接觸機會，混凝反應迅速且充分，短時間內即團聚成較大、較密實的絮體，在停止攪拌后，絮團之間的凝聚現象不再發生，進入沉降階段，混凝沉降模式如圖5所示，可分為三個階段。

圖5 疏浚泥漿混凝沉降模式

2.2.1 快速沉降階段

疏浚泥漿與PAM混凝形成的絮團較大，絮體濃度較低，絮體呈單顆粒狀態，在重力的作用下開始發生沉降，顆粒之間互不碰撞，各自獨立地完成沉降過程，水分被排擠至上層，此時能看到清晰的泥水分界面，此階段屬于絮團的沉降區域，沉降速度較快，如圖5中 0～t1所示。

2.2.2 緩慢沉降階段

絮體顆粒之間開始接觸，并互相支撐，形成網狀結構，水分逐漸被排出，在全部接觸后形成一個整體，由于各大小形狀不一，在重力的作用下逐漸壓縮、絮體位置被重新排列，顆粒之間的相互關系不再發生大的變化，但是此時絮體的壓縮并不會增加顆粒之間的接觸應力，此階段屬于絮團的壓縮區，沉降速度明顯降低，如圖5中t1～t2所示。

2.2.3 穩定階段

顆粒之間、顆粒與水之間達到穩定平衡狀態，絮體顆粒間不會再發生位移，混凝泥表現為一個整體，以整體的形式發生固結沉降，在短時間內的位移較小，此時顆粒之間出現有效應力，此階段為自重固結區，沉降速度趨于平緩，如圖5 中t2以后所示)。

隨著沉降時間的持續，絮團沉降區、絮團壓縮區逐漸消失，最終成為排水聚集區和自重固結區兩個分區構成。

3 結論

(1)PAM在高強度、短時間內能形成較大、較密實的絮體，在5 min內基本處于沉降穩定狀態，為減少甚至取消堆場提供了條件。

(2)PAM的最佳投加量與泥漿的干物質量存在一定的相關關系，為0.8wt%，此時，疏浚泥漿的沉降高度最高、沉降速度最快，達到穩定階段所需時間最短，上覆水濁度最低，絮體粒徑基本保持不變，絮體分形維數最大。

(3)疏浚泥漿與PAM分子的混凝反應發生在前期強烈攪拌過程中，停止攪拌后，泥漿迅速沉降，與水分離，沉降過程表現為快速沉降階段、緩慢沉降階段、穩定階段三階段，即絮團的沉降、壓縮、自重固結過程。