活性污泥法是處理污水普遍采用的方法，具有投資省、運行操作簡單且處理效果好的優(yōu)點，但會產(chǎn)生大量污泥。據(jù)最新研究報告預(yù)測，2015年年末我國脫水污泥年產(chǎn)量將超過2 600萬t，污泥處理處置投資將達600億元〔1〕。尋找有效的污泥處理處置方式，對提升我國污水處理事業(yè)的經(jīng)濟、環(huán)境以及社會效益都具有重大意義。
城市污水廠污泥具有有機物含量高、高度親水性的特點，容易與水分子以不同方式結(jié)合在一起，使水分難以去除，必須采取一定的調(diào)理措施改善污泥的脫水性能，其中化學(xué)調(diào)理法是最常用的技術(shù)手段。在化學(xué)調(diào)理過程中，影響污泥脫水性能的因素十分復(fù)雜，包括污泥類型、污泥中水分的存在形式、污泥表面特性、絮體大小和固體濃度等，并且這些因素互相關(guān)聯(lián)〔2〕。污泥來源不同，污泥性質(zhì)存在明顯差異。在實際工藝操作中，對于不同來源污泥的化學(xué)調(diào)理，一般需要通過試驗確定調(diào)理劑的投加劑量和使用條件。因此，筆者分別對5種不同來源的城市污水廠污泥進行化學(xué)調(diào)質(zhì)處理，分析污泥性質(zhì)對調(diào)理效果的影響，并進一步考察污泥胞外聚合物（EPS）中多糖、蛋白質(zhì)與束縛水、Zeta電位（ZP）之間的關(guān)系，旨在為不同來源污泥的化學(xué)調(diào)質(zhì)處理提供依據(jù)。
1 材料與方法
1.1 污泥取樣與分析
選取了5種不同來源的污泥：曝氣池污泥A采自上海華東理工大學(xué)污水處理站，該處理站采用SBR工藝，在曝氣階段取樣；二沉池污泥B1、B2分別采自上海松江某污水處理廠、上海徐匯某污水處理廠，兩處理廠均為A/A/O工藝；濃縮池污泥C1、C2同樣采自上述兩污水處理廠。不同來源污泥的性質(zhì)見表 1。
胞外聚合物的提取采用陽離子交換樹脂法〔3〕，多糖與蛋白質(zhì)含量的測定分別采用苯酚-硫酸法和Folin-酚試劑法〔4〕；采用灼燒法測定有機質(zhì)含量，恒重法測定含水率〔5〕，污泥濃度MLSS采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定〔6〕。ORP采用美國哈希HQ11d測定儀測定，pH采用pHS-25S測定儀測定。采用Zetasizer Nano-ZS分析儀（英國馬爾文公司）測定污泥ZP。
1.2 污泥化學(xué)調(diào)理
采用聚合氯化鋁（PAC）作為調(diào)理劑，對污泥進行化學(xué)調(diào)質(zhì)處理。取一定量的污泥樣品投入相應(yīng)劑量的PAC，在六聯(lián)攪拌器上快速攪拌（270 r/min、 5 min），再慢速攪拌（100 r/min、10 min），沉降30 min，取調(diào)理后的污泥分別測定SRF、束縛水含量和ZP，并進行平行試驗。每種污泥混合均勻后在48 h內(nèi)完成試驗測定。
1.3 比阻測定
比阻（SRF）是表示污泥過濾特性的綜合性指標(biāo)，它的物理意義是：單位質(zhì)量的污泥在一定壓力下過濾時在單位過濾面積上的阻力。SRF計算公式見式（1）。
式中：p——過濾壓強，N/m2；
A——過濾面積，m2；
μ——濾液動力黏度，N·s/m2；
k——作t/V-V關(guān)系曲線，其中V為相同時間t內(nèi)的濾液量，求解斜率得k； C——單位體積濾液截留在過濾介質(zhì)上的干固體質(zhì)量，kg/m3。
1.4 束縛水含量測定
束縛水含量采用膨脹測定法〔7〕。該方法中束縛水是指污泥在特定溫度下（通常選用-20 ℃）仍不凍結(jié)的水，通過測定給定污泥樣品的膨脹度（自由水凝結(jié)成冰）可計算得到自由水含量，束縛水則為總水分含量與自由水含量的差值。
2 結(jié)果與討論
2.1 不同來源污泥的PAC最優(yōu)投加量
SRF、污泥毛細(xì)吸水時間（CST）和過濾時間（TTF）是3種最常見的描述污泥脫水性能的參數(shù)。
有研究表明SRF比CST能更靈敏地反映污泥性質(zhì)的變化，且不受污泥濃度的影響〔8, 9〕。因此筆者以 SRF為依據(jù)，確定污泥的PAC最優(yōu)投加量，試驗結(jié)果見圖 1。
圖 1 SRF隨PAC投加量的變化情況
圖 1中各污泥的SRF均隨PAC投加量的增加大致呈先下降后上升的趨勢。對于曝氣池污泥A，當(dāng)PAC投加量為0.064 g/g時，其SRF降至最低，為1.12×1012 m/kg，與原污泥A相比降幅達到52%；但繼續(xù)增加PAC用量至0.255 g/g時，污泥A的SRF隨PAC的增加而上升，之后其SRF再次隨PAC增加緩慢下降。二沉池污泥B1和B2的SRF分別在PAC投加量為0.165、0.130 g/g時降至最低，相應(yīng)的SRF為1.95×1012 m/kg和2.10×1012 m/kg，降幅達到59%、63%，之后污泥B1和B2的SRF變化趨勢與污泥A相似。濃縮池污泥C1和C2的SRF達到最低時，所需PAC投加量均為0.350 g/g，相應(yīng)的SRF分別為2.27×1012、2.35×1012 m/kg，降幅達到66%和69%，此后再增加PAC劑量SRF出現(xiàn)小幅上升。因此，污泥A、B1、B2、C1、C2的PAC最優(yōu)投加量依次為0.064、0.165、0.130、0.350、0.350 g/g。原污泥的固體濃度MLSS與PAC最優(yōu)投加量呈正相關(guān)性（y= 0.009x+0.075 2，R2=0.916 3），隨著污泥濃度的增大，PAC最優(yōu)投加量增加。
2.2 污泥束縛水含量與污泥比阻的關(guān)系
根據(jù)F. Colin的方法將污泥中的水分成兩大類：自由水和束縛水。其中自由水可部分或全部被后續(xù)機械脫水裝置脫除，而束縛水因與污泥顆粒間存在化學(xué)鍵力、物理吸附、毛細(xì)管凝結(jié)等相互作用，不能被機械脫除，束縛水含量可視為機械脫水的上限〔10〕。在化學(xué)調(diào)理前，曝氣池污泥A的束縛水含量較低，二沉池污泥（B1、B2）的束縛水含量是污泥A的1.5~1.6倍，濃縮池污泥（C1、C2）的束縛水含量較高，是污泥A的1.7~2.1倍�？疾煳勰嗍`水含量隨PAC投加量的變化情況，見圖 2。
圖 2 污泥束縛水含量隨PAC投加量的變化情況
由圖 2可見，不同來源污泥的束縛水含量均隨PAC投加量的增加而下降，降至最低值后又隨PAC劑量的增加而上升。這是因為PAC能夠通過壓縮雙電層、高分子架橋、凝聚網(wǎng)捕等作用使污泥顆粒相互凝聚，改變了污泥中水分的存在形式，使得一部分束縛水轉(zhuǎn)變成自由水，導(dǎo)致污泥束縛水含量下降；但繼續(xù)投加PAC，絮體顆粒會吸附過多的鋁離子，重新使顆粒表面帶上正電荷，顆粒表面與水分子的作用力增強〔11〕，同時過多的PAC還會包圍在絮體顆粒表面，使水分難以釋放出來。對SRF與對應(yīng)的束縛水含量作圖，并進行線性相關(guān)性分析，如圖 3所示。
圖 3 污泥束縛水含量與SRF的關(guān)系
圖 3中，污泥A、B1、B2、C1、C2的束縛水含量與SRF均表現(xiàn)出正相關(guān)性，SRF隨束縛水含量的增加而上升，相關(guān)系數(shù)R2依次為0.441 5、0.692 8、0.581 9、0.884 2、0.887 5。污泥的脫水效率不僅取決于脫水程度，也取決于脫水速度。束縛水含量高不僅使過濾后泥餅的含水率增加，同時還增大了污泥的過濾阻力。曝氣池污泥的R2最小，濃縮池污泥的R2最大，二沉池污泥的R2則介于兩者之間。這可能是因為曝氣池污泥中束縛水含量本身較低，造成調(diào)理過程中束縛水含量變化對SRF的影響不敏感；而濃縮池污泥中束縛水含量較高，束縛水含量波動將對SRF產(chǎn)生較大影響，為降低束縛水含量需投加更多的調(diào)理劑，導(dǎo)致濃縮池污泥的PAC最優(yōu)投加量遠(yuǎn)高于曝氣池污泥的投加量。
2.3 污泥顆粒表面ZP與污泥比阻的關(guān)系
在化學(xué)調(diào)理前，曝氣池污泥A的表面電荷量較小，二沉池污泥的表面電荷量是污泥A的2.2~2.5倍，而濃縮池污泥的表面電荷量較大，是污泥A的3.5~4.3倍�？疾煳勰囝w粒表面ZP隨PAC投加量的變化情況，見圖 4。
圖 4 污泥顆粒表面ZP隨PAC投加量的變化
由圖 4可見，不同來源污泥的ZP均隨PAC投加量的增加而上升，污泥顆粒表面從負(fù)電性逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)檎娦浴．?dāng)PAC劑量達到一定值時，ZP變?yōu)?，即處于電中性狀態(tài)，顆粒之間受范德華引力作用而聚結(jié)沉降。其中污泥A、B1、B2的ZP在越過零電位后，出現(xiàn)先升高而后下降的現(xiàn)象。如曝氣池污泥A在PAC劑量為0.095 g/g時，ZP由最初的-4.92 mV升至零電位，之后ZP繼續(xù)上升，在PAC為0.318 g/g時達到6.57 mV，但再增加PAC劑量ZP反而下降。出現(xiàn)這種現(xiàn)象是因為隨著溶液中離子強度的增大，顆粒雙電層被壓縮，ZP增大；如果PAC投加量過多，會造成膠粒電性反逆而出現(xiàn)再穩(wěn)〔12〕。將SRF與對應(yīng)的顆粒表面電荷量作圖，并進行線性相關(guān)性分析。圖 5為污泥顆粒表面電荷量與SRF的相關(guān)性。
圖 5 污泥顆粒表面ZP與SRF的關(guān)系
圖 5以ZP絕對值表示電荷量的大小，描述了不同來源污泥的表面電荷量與SRF的關(guān)系。污泥A、B1、B2、C1、C2的表面電荷量與SRF之間均呈正相關(guān)性，表面電荷量的增加導(dǎo)致SRF上升，污泥的脫水性能變差，其相關(guān)系數(shù)R2依次為0.253 5、0.597 5、0.606 9、0.896 2、0.951 0。這是由于污泥顆粒表面帶有電荷，在聚結(jié)時因雙電層重疊而產(chǎn)生靜電排斥作用，使污泥絮體保持穩(wěn)定，且表面電荷量增加，絮凝性越差〔13〕。
在污泥A、B1、B2、C1、C2各自的PAC最優(yōu)投加量下，污泥顆粒表面的ZP分別為-2.45、1.88、1.31、1.26、-1.56 mV。其中曝氣池污泥A在SRF最低時，顆粒表面仍帶有較多的負(fù)電荷且R2很小，表明曝氣池污泥的電荷量對污泥的脫水性能影響不明顯；而濃縮池污泥顆粒表面的電荷量明顯減少，顆粒表面已接近電中性狀態(tài)，且R2＞0.9，表明濃縮池污泥的電荷量對污泥的脫水性能影響顯著。A. I. Cole等〔14〕認(rèn)為在厭氧消化污泥的化學(xué)調(diào)理中，調(diào)理效果主要取決于陽離子聚合物分子質(zhì)量的大小，而與陽離子聚合物的電荷密度關(guān)系不大，且污泥顆粒表面處于電中性狀態(tài)不是污泥有效調(diào)理的必要條件。然而，S. Krishnamurthy等〔15〕研究城市污水廠污泥的化學(xué)調(diào)理時發(fā)現(xiàn)，分別采用氯化鐵和陽離子聚合物作為絮凝劑調(diào)理厭氧消化污泥，在藥劑的最優(yōu)投加量下ZP為零，污泥顆粒表面負(fù)電荷被完全中和。這與試驗中濃縮池污泥基本相符。PAC電中和在化學(xué)調(diào)理中應(yīng)發(fā)揮重要作用，為使帶有較多負(fù)電荷的濃縮池污泥達到電中性狀態(tài)，需要投加更多的PAC以提供足夠正離子，這也造成濃縮池污泥的PAC最優(yōu)投加量增大。所以，ZP下降導(dǎo)致表面電荷量增高，對SRF的影響增加，導(dǎo)致PAC投加量增加。
2.4 胞外聚合物與束縛水、ZP、最優(yōu)投加量的關(guān)系
胞外聚合物（EPS）是細(xì)菌和其他微生物產(chǎn)生的用于自我保護和相互黏附的天然有機物，其主要組成為多糖、蛋白質(zhì)及少量DNA、脂肪和腐殖酸等。EPS中的蛋白質(zhì)和糖類會吸附一部分自由水，同時糖類和蛋白質(zhì)中的羥基和羧基等帶負(fù)電基團會影響污泥顆粒表面的ZP〔16〕。
對于5種不同來源的污泥，在化學(xué)調(diào)理前多糖和蛋白質(zhì)含量大小順序為曝氣池污泥A<二沉池污泥（與污泥A相比其多糖為1.2倍，蛋白質(zhì)為1.7倍）<濃縮池污泥（與污泥A相比多糖為1.7~1.8倍，蛋白質(zhì)為2.0~2.5倍）。可見，不同來源污泥中EPS含量差異很大，導(dǎo)致污泥的束縛水含量和ZP也存在差異。
考察EPS對束縛水和ZP的影響，發(fā)現(xiàn)污泥的束縛水含量隨EPS含量的增大而上升，ZP則隨EPS含量的增大而下降。即EPS中的多糖和蛋白質(zhì)與污泥中的束縛水含量表現(xiàn)出正相關(guān)性，與ZP之間表現(xiàn)出負(fù)相關(guān)性。這是由于：一方面污泥表面離子化聚合物的濃度和性質(zhì)決定了污泥表面的電荷量，EPS含量過高會導(dǎo)致污泥表面電負(fù)性增強〔17〕；另一方面EPS從細(xì)胞表面伸展出來，會阻礙細(xì)胞之間的親密接觸，形成密實的凝膠，阻止束縛水從凝膠的微孔擠出，不利于束縛水含量下降〔18〕。
在多糖、蛋白質(zhì)與束縛水含量的變化曲線中，多糖的斜率明顯大于蛋白質(zhì)的斜率，是蛋白質(zhì)的4.1倍。在多糖、蛋白質(zhì)與ZP的變化曲線中，多糖的斜率絕對值是蛋白質(zhì)的4.8倍。可見，多糖含量的變化對束縛水和ZP的影響更大。朱睿等〔19〕研究濃縮污泥中胞外聚合物組分與脫水性的關(guān)系，指出多糖與CST有顯著的線性關(guān)系，多糖可能是影響厭氧消化中濃縮污泥脫水性的主要因素。
胞外聚合物的多糖、蛋白質(zhì)與PAC最優(yōu)投加量之間存在線性關(guān)系：y=0.071 2x-0.322；y=0.012 5x-0.168 1，隨著多糖、蛋白質(zhì)含量的增加，PAC最優(yōu)投加量增大，相關(guān)系數(shù)R2分別為0.98、0.78，且多糖斜率是蛋白質(zhì)的5.7倍，表明PAC最優(yōu)投加量對多糖含量的變化更敏感�？傊勰嗟腅PS在污泥化學(xué)調(diào)理中起著至關(guān)緊要的作用。具體參見http://wlmqsb.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。
3 結(jié)論
（1）由于不同來源污泥的EPS含量、束縛水含量、ZP和MLSS不同，PAC的最優(yōu)投加量和SRF表現(xiàn)出不同的變化趨勢。曝氣池污泥A的PAC最優(yōu)投加量為0.064 g/g，相應(yīng)比阻為1.12×1012 m/kg；二沉池污泥B1、B2的最優(yōu)投加量是污泥A的2.0~2.6倍；濃縮池污泥C1、C2的最優(yōu)投加量是污泥A的5.5倍；污泥B1、B2、C1、C2在最優(yōu)投加量時的SRF是污泥A的2倍左右。
（2）隨著污泥束縛水含量的增加，束縛水與SRF的相關(guān)性更為顯著；同時污泥的ZP越低，ZP與SRF的相關(guān)性越明顯；高束縛水含量和低ZP均不利于污泥的調(diào)理和脫水。
（3）EPS與束縛水、ZP之間存在著較強的相關(guān)性，隨著多糖和蛋白質(zhì)含量升高，束縛水含量增大，ZP降低，且多糖對束縛水、ZP的影響明顯大于蛋白質(zhì)。EPS與PAC的最優(yōu)投加量之間亦存在正相關(guān)性，隨著多糖和蛋白質(zhì)含量升高，PAC最優(yōu)投加量增加，相對于蛋白質(zhì)而言，多糖影響更為明顯。
