剩余污泥通常在污水处理工艺流程中的二沉池产生，含水率极高，即使经过板框压滤，泥饼含水率通常也在80%以上。为了减小污泥体积以便后续处置，需要对污泥深度脱水处理。由于污泥可压缩性较高，抽滤时易造成泥饼中水流通道坍塌，使得污泥脱水性能降低。因此，需要向污泥中加入骨架体以建立透水结构。常用的骨架构建体有褐煤〔3-5〕、石膏〔6-7〕、粉煤灰〔8〕、农林业废弃物〔9〕等，这些“骨架”都具有较高的硬度，能够在泥饼受压时起到支撑作用，同时也有一定的吸附能力。研究表明〔10-12〕，给水厂污泥中含有大量的铝、铁、硅等元素，可用作骨架材料调理污泥脱水，但直接将其加入到剩余污泥中，可能会导致给水污泥中的有机物溶出，不利于脱水。若将其进行热改性，随着水分和挥发组分的逸出，给水污泥出现大量孔隙形成骨架结构，可作为骨架材料。与此同时，无机混凝剂FeCl3具有电中和以及较强的水解能力，且价格比较便宜，能显著改善污泥的脱水性能〔13〕。
因此，本研究采用热改性给水厂污泥（MS）调理剩余污泥，探讨MS作为骨架体协同FeCl3调理剩余污泥的脱水效果和机理，从而使剩余污泥在脱水减量的同时，实现给水污泥的资源化利用。
1 材料与方法
1.1 试验材料
污水污泥取自天津市某污水厂曝气池，将其重力浓缩至15 g/L左右作为试验用泥。给水污泥取自天津市某给水厂（所用絮凝剂主要是FeCl3），其他化学药品均为国产分析纯。
1.2 试验方法
（1）MS制备：先将一定量的给水厂压滤污泥风干，再将其研磨成粉末，然后置于马弗炉中，在300 ℃下煅烧3 h，冷却至室温后取出，即得MS。对MS进行筛分，选取粒径为75~150 μm的粉末置于干燥器中备用。改性前后的给水污泥粉末成分如表 1所示。改性后有机物含量大幅降低，Fe、Si、Al含量较高，符合给水污泥特性。
表1 给水厂污泥与MS组成
Table 1
| 名称 | 有机物 | Si | Fe | Al | Ca | 其他 |
| 给水污泥 | 19.8 | 24.5 | 30.6 | 9.9 | 5.7 | 9.5 |
| MS | 7.4 | 28.2 | 35.4 | 11.4 | 6.6 | 11 |
（2）污泥调理试验：试验所用污泥理化性质如表 2所示。分别取150 mL污水污泥于锥形瓶中，在不同MS和FeCl3投加量（均以干重污泥计，下同）条件下试验，采用六联数显电动搅拌器先以180 r/min快速搅拌5 min，再以100 r/min慢速搅拌10 min，然后静置30 min，最后测定相关指标，并观察调理前后污泥的形态。
表2 污泥的理化性质
Table 2
| pH | MLSS/（g·L-1） | SRF/（1013m·kg-1） | CST/s | Wc/% | Zeta电位/mV | YN/（kg·m-2·h-1） |
| 6.6±0.3 | 15 | 2.5±0.2 | 17.6 | 98.0±0.2 | -8.44 | 18.48 |
1.3 分析项目及方法
溶解性化学需氧量（SCOD）采用5B-1（V8）型COD测定仪（兰州连华环保科技有限公司）测定；毛细吸水时间（CST）采用DFC-10A CST测定仪（杭州典范科技有限公司）测定；污泥比阻（SRF）采用TG-250比阻测定仪（上海同广科教仪器有限公司）测定；胞外聚合物（EPS）提取采用改进热提取法〔14-15〕；多糖和蛋白质采用721型可见分光光度计（上海菁华科技仪器有限公司）测定〔16-17〕；pH采用pHSJ-4A型pH计（天津盛邦科学仪器技术开发有限公司）测定；Zeta电位采用Zetasizer Nano ZS型纳米粒度和电位分析仪（马尔文仪器有限公司）测定；泥饼微观结构采用Nova Nano SEM 450型场发射电子显微镜（美国FEI公司）测定〔18-19〕。泥饼含水率（Wc）、污泥干重（DS）采用重量法测定；污泥净产率（YN）和压缩系数（s）分别参考文献〔20〕~〔22〕进行计算。
2 结果与讨论
2.1 MS和FeCl3投加量对污泥脱水效果的影响
图1
图1
不同FeCl3投加量下MS投加量对SRF、CST、YN和Wc的影响
Fig.1
Effect of MS dosage on SRF, CST, YN and Wc with different dosages of FeCl3
由图 1可知，当FeCl3投加量为40、80 mg/g时，SRF、CST曲线均在60 mg/g FeCl3投加量曲线的上方，YN曲线在60 mg/g FeCl3投加量曲线的下方。这是由于当FeCl3投加量较少时，体系中阳离子含量不足以中和污泥颗粒的负电性，此时污泥调理效果没有达到最佳；当FeCl3投加量较大时，过量的阳离子使污泥体系电荷反转发生再稳现象，污泥脱水效果变差；只有当FeCl3投加量适中时，体系中阳离子恰好与污泥颗粒的负电性中和，此时污泥脱水效果最好。当FeCl3投加量一定时，SRF和CST随MS投加量的增加呈现先减小后增大的趋势，YN随MS投加量的增加呈现先增大后减小的趋势，Wc随MS投加量的增加呈现逐渐减小的趋势。当MS投加量为30%、FeCl3投加量为60 mg/g时，SRF和CST分别减少70.8%、60.2%，YN增加62.1%。这是由于适量的FeCl3中和了污泥颗粒的负电性，使污泥倾向于凝聚而脱稳，与此同时，MS为脱稳后的污泥建立透水通道，大幅提高污泥的脱水性能，但过量的MS使体系中的固体含量大大提高，从而变成泥饼含水率降低的主要因素。由此可见，在加入骨架体后，含水率只能作为衡量污泥脱水效果的辅助指标〔24〕。图 1（d）结果显示，当MS投加量为50%，FeCl3投加量为60 mg/g时，含水率降至64.9%。后续试验进一步研究在FeCl3投加量为60 mg/g条件下，MS投加量对剩余污泥EPS、Zeta电位、污泥可压缩性、上清液浊度及SCOD的影响。
2.2 微观结构的变化
根据2.1所得结果，选用最佳MS和FeCl3投加量（MS投加量为30%，FeCl3投加量为60 mg/g）调理污泥，将调理后污泥泥饼的微观形貌与原污泥的微观形貌进行对比，结果如图 2所示。
图2
图2
调理前后泥饼微观结构对比
Fig.2
Sludge cake microstructures before and after conditioning
2.3 EPS的变化
污泥EPS中含有—COOH、—OH、—SH等基团，亲水性较强，大量水分被吸附在EPS表面，阻碍污泥絮体中结合水的释放，不利于污泥脱水〔26-27〕。污泥中的EPS结构由内而外大致可描述为：黏附在细胞表面的TB-EPS（tightly bound EPS）、由TB-EPS游离出的LB-EPS（loosely bound EPS）和存在于污泥悬浮液中的S-EPS（slime EPS）。其中TB-EPS紧密附着在细胞壁外且具有一定的外形结构；LB-EPS以胶体或溶解态分布在液相中的黏性聚合物，无明显边缘，具有流变性；S-EPS具有可溶性，一般分布在污泥絮体的最外侧〔28〕。这就导致内层TB-EPS中水分不易被去除，而LB-EPS和S-EPS中水分较容易被去除。若MS调理可改变EPS分布，则污泥脱水效果也会随之改变。因此，研究当FeCl3投加量为60 mg/g时MS投加量对EPS的影响，结果如图 3所示。
图3
图3
不同MS投加量下EPS中多糖和蛋白质变化
Fig.3
Changes of polysaccharide and protein in EPS with different dosages of MS
由图 3可知，原污泥中多糖和蛋白质的总提取量分别为149.42 mg/L和167.44 mg/L。其中TB-EPS层多糖和蛋白质分别为116.11 mg/L和138.96mg/L，分别占总量的77.7%和83.0%；LB-EPS层多糖和蛋白质分别为9.09 mg/L和8.13 mg/L，分别占总量的6.1%和4.9%；S-EPS层多糖和蛋白质分别为24.21 mg/L和20.35 mg/L，分别占总量的16.2%和12.1%。由此可见，多糖和蛋白质在EPS不同层中的含量分布明显不同，主要分布在TB-EPS，其次为S-EPS，LB-EPS中分布最少。因此，原污泥脱水效果较差。
由图 3（a）可知，多糖的含量随MS的增多整体呈下降趋势，当MS投加量为50%时，多糖质量浓度由原来的149.42 mg/L降至110.59 mg/L，下降26.0%。其中TB-EPS变化幅度较大，与原污泥相比下降50.3%；LB-EPS含量随MS投加量的增加呈现先基本不变，而后略有上升的趋势；S-EPS含量随MS投加量的增加逐渐上升。由图 3（b）可知，蛋白质随MS投加量的变化趋势与多糖相同，当MS投加量为50%时，蛋白质质量浓度由167.44 mg/L降至105.29 mg/L，降低37.1%。这其中可能有两种进程共同进行〔29〕：MS通过吸附和剪切力作用将包裹在细胞壁外的EPS剥离下来并释放到液相中，使TB-EPS转化为LB-EPS和S-EPS，同时MS溶出的部分阳离子与加入的FeCl3一同对EPS产生吸附卷扫作用，使液相中的EPS转移到固相中而被去除，表现为EPS总浓度和TB-EPS浓度的下降。但是随着MS投加量的增加，TB-EPS转化成LB-EPS和S-EPS的作用大于体系中阳离子对LB-EPS和S-EPS的絮凝作用，因此，LB-EPS和S-EPS含量会略有升高。
2.4 泥饼可压缩性的变化
泥饼可压缩性能也可作为评价污泥脱水性能的指标。在过滤过程中，高度可压缩的污泥在受压过程中容易产生形变，透水通道变小甚至堵塞，导致水分无法排出。因此，可压缩性越高的污泥，其脱水效果越差，降低泥饼的可压缩性对改善污泥脱水效果有重要影响。图 4表示MS/FeCl3调理对泥饼可压缩性的影响。
图4
图4
MS/FeCl3调理对泥饼可压缩性的影响
Fig.4
Effect of MS/FeCl3 conditioning on the compressibility of sludge cake
由图 4可知，原污泥压缩系数（s）高达1.39，极易产生形变。而经MS/FeCl3调理后的泥饼s降至0.86（MS投加量为30%，FeCl3投加量为60 mg/g），与原污泥相比降低38%。进一步增大MS投加量（MS投加量为50%，FeCl3投加量为60 mg/g），s进一步降至0.75。这是由于MS/FeCl3调理污泥脱水时，MS均匀分布在污泥体系中，粗糙的表面和较大的比表面积，使部分污泥颗粒团聚在MS周围，FeCl3的加入使这样的“团聚体”进一步聚集，形成更大的絮体，同时泥饼在受压时，MS能够起到很好的骨架支撑作用，在泥饼中建立起透水通道。因此MS/FeCl3调理污泥能够显著改善污泥的脱水效果。
2.5 Zeta电位的变化
图5
由图 5可知，原污泥的Zeta电位为-8.44 mV，说明污泥颗粒表面带负电。在加入调理剂后，污泥的Zeta电位随MS投加量的增加而迅速增大，当MS投加量为30%时，污泥Zeta电位升至0.1 mV。这是由于在MS被投加到污泥中时，MS中含有带正电荷的金属离子（Fe3+、Al3+、Ca2+）与加入的FeCl3一起中和污泥中的负电荷，降低污泥体系的稳定性，从而提高脱水性能。但随着MS投加量继续增大，会产生电荷反转现象，反而降低脱水效果。
2.6 污泥上清液浊度及SCOD的变化
污泥中投加的MS经过灼烧，部分有机物质挥发，导致表面粗糙多孔，比表面积增加，具有一定的吸附作用，一同加入的FeCl3具有絮凝作用，这都有利于上清液中有机物的去除。试验研究当FeCl3投加量为60 mg/g时，MS投加量对污泥上清液浊度及SCOD的影响，结果如图 6所示。
图6
图6
MS投加量对污泥上清液浊度和SCOD的影响
Fig.6
Effect of MS dosage on turbidity and SCOD of sludge supernatant
由图 6可知，原污泥上清液浊度和SCOD均较高，经过MS/FeCl3调理之后，污泥上清液浊度与SCOD均大幅度降低。当MS投加量小于30%时，污泥上清液浊度和SCOD随着MS投加量的增加而降低；当MS投加量为30%时，二者均达到最小值，分别为11 NTU和93.54 mg/L，相比原污泥降低80.9%和65.8%；当MS投加量继续增大时，污泥上清液浊度和SCOD有小幅度增加。FeCl3和少量的MS对污泥上清液中有机物有一定的吸附絮凝作用。同时MS中可能存在部分物质溶出现象。当吸附絮凝作用大于有机物溶出的不利影响时，表现为污泥上清液浊度和SCOD值降低。但是当吸附絮凝作用不足以抵消有机物溶出的不利影响，反而使上清液浊度和SCOD小幅度升高。因此，适量的MS/FeCl3调理污泥能够显著提高污泥上清液水质，且当MS投加量为30%，FeCl3投加量为60 mg/g时，调理效果最佳。作为污泥上清液水质的主要指标，浊度和SCOD的大幅降低有利于降低污泥上清液后续处理的难度以及费用。
2.7 MS/FeCl3调理工艺与污水处理厂现有污泥调
表3 MS/FeCl3调理工艺与PAM调理工艺比较
Table 3
| 名称 | 泥饼含水率 | 药耗 | 成本 | 特点 |
| PAM | 64.96% | 5 kg/t | 13 500~22 000元/t | 有毒，难降解，不利于后续处理 |
| MS/FeCl3 | 64.90% | FeCl3 60 kg/t MS 10 kg/t | 1 000~2 800元/t FeCl3 | 无毒，有利于资源化利用 |
注：表中成本为调研价格（水厂和商家）。
3 结论
MS/FeCl3调理剩余污泥脱水的研究结果表明：
（1）在MS投加量为30%，FeCl3投加量为60 mg/g条件下，SRF和CST分别减少70.8%、60.2%，YN增加62.1%，Wc随MS投加量的增加呈现逐渐减小的趋势。
（2）EPS和s随MS投加量的增大而降低。在MS投加量为50%，FeCl3投加量为60 mg/g时，EPS中多糖由148.42 mg/L降至110.59 mg/L，蛋白质由159.44 mg/L降至105.29 mg/L，s由1.39降至0.75。
（3）MS/FeCl3调理剩余污泥时，MS能够起到很好的骨架支撑作用，在泥饼中建立透水通道，体系中的阳离子使Zeta电位趋向于等电点，使体系脱稳从改善污泥脱水效果。同时，阳离子的絮凝作用还可使上清液浊度和SCOD大大降低。在MS投加量为30%，FeCl3投加量为60 mg/g时，浊度降低80.9%，SCOD降低65.8%。
（4）MS/FeCl3调理工艺与现有的污泥调理工艺在达到相近脱水效果时，在成本、环保及资源化利用等方面均有很大优势，有很好的应用前景。
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