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點，但會產生大量污泥。據最新研究報告預測，2015年年末我國脫水污泥年產量將超過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的經濟、環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合在一起，使水分難以去除，必須采取一定的調理措施改善污泥的脫水性能，其中化學調理法是最常用的技術手段。在化學調理過程中，影響污泥脫水性能的因素十分復雜，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聯〔2〕。污泥來源不同，污泥性質存在明顯差異。在實際工藝操作中，對于不同來源污泥的化學調理，一般需要通過試驗確定調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調質處理，分析污泥性質對調理效果的影響，并進一步考察污泥胞外聚合物（EPS）中多糖、蛋白質與束縛水、Zeta電位（ZP）之間的關系，旨在為不同來源污泥的化學調質處理提供依據。

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含量，恒重法測定含水率〔5〕，污泥濃度MLSS采用標準方法測定〔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 污泥化學調理
采用聚合氯化鋁（PAC）作為調理劑，對污泥進行化學調質處理。取一定量的污泥樣品投入相應劑量的PAC，在六聯攪拌器上快速攪拌（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，它的物理意義是：單位質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關系曲線，其中V為相同時間t內的濾液量，求解斜率得k； C——單位體積濾液截留在過濾介質上的干固體質量，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 ℃）仍不凍結的水，通過測定給定污泥樣品的膨脹度（自由水凝結成冰）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 結果與討論

2.1 不同來源污泥的PAC最優投加量
SRF、污泥毛細吸水時間（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。

有研究表明SRF比CST能更靈敏地反映污泥性質的變化，且不受污泥濃度的影響〔8, 9〕。因此筆者以 SRF為依據，確定污泥的PAC最優投加量，試驗結果見圖 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出現小幅上升。因此，污泥A、B1、B2、C1、C2的PAC最優投加量依次為0.064、0.165、0.130、0.350、0.350 g/g。原污泥的固體濃度MLSS與PAC最優投加量呈正相關性（y= 0.009x+0.075 2，R2=0.916 3），隨著污泥濃度的增大，PAC最優投加量增加。

2.2 污泥束縛水含量與污泥比阻的關系
根據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機械脫水裝置脫除，而束縛水因與污泥顆粒間存在化學鍵力、物理吸附、毛細管凝結等相互作用，不能被機械脫除，束縛水含量可視為機械脫水的上限〔10〕。在化學調理前，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。考察污泥束縛水含量隨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變成自由水，導致污泥束縛水含量下降；但繼續投加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與對應的束縛水含量作圖，并進行線性相關性分析，如圖 3所示。

圖 3 污泥束縛水含量與SRF的關系

圖 3中，污泥A、B1、B2、C1、C2的束縛水含量與SRF均表現出正相關性，SRF隨束縛水含量的增加而上升，相關系數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產生較大影響，為降低束縛水含量需投加更多的調理劑，導致濃縮池污泥的PAC最優投加量遠高于曝氣池污泥的投加量。

2.3 污泥顆粒表面ZP與污泥比阻的關系
在化學調理前，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。考察污泥顆粒表面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，污泥顆粒表面從負電性逐漸轉變為正電性。當PAC劑量達到一定值時，ZP變為0，即處于電中性狀態，顆粒之間受范德華引力作用而聚結沉降。其中污泥A、B1、B2的ZP在越過零電位后，出現先升高而后下降的現象。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。出現這種現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再穩〔12〕。將SRF與對應的顆粒表面電荷量作圖，并進行線性相關性分析。圖 5為污泥顆粒表面電荷量與SRF的相關性。

圖 5 污泥顆粒表面ZP與SRF的關系

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的關系。污泥A、B1、B2、C1、C2的表面電荷量與SRF之間均呈正相關性，表面電荷量的增加導致SRF上升，污泥的脫水性能變差，其相關系數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，在聚結時因雙電層重疊而產生靜電排斥作用，使污泥絮體保持穩定，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，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〕認為在厭氧消化污泥的化學調理中，調理效果主要取決于陽離子聚合物分子質量的大小，而與陽離子聚合物的電荷密度關系不大，且污泥顆粒表面處于電中性狀態不是污泥有效調理的必要條件。然而，S. Krishnamurthy等〔15〕研究城市污水廠污泥的化學調理時發現，分別采用氯化鐵和陽離子聚合物作為絮凝劑調理厭氧消化污泥，在藥劑的最優投加量下ZP為零，污泥顆粒表面負電荷被完全中和。這與試驗中濃縮池污泥基本相符。PAC電中和在化學調理中應發揮重要作用，為使帶有較多負電荷的濃縮池污泥達到電中性狀態，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最優投加量增大。所以，ZP下降導致表面電荷量增高，對SRF的影響增加，導致PAC投加量增加。

2.4 胞外聚合物與束縛水、ZP、最優投加量的關系
胞外聚合物（EPS）是細菌和其他微生物產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、蛋白質及少量DNA、脂肪和腐殖酸等。EPS中的蛋白質和糖類會吸附一部分自由水，同時糖類和蛋白質中的羥基和羧基等帶負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，在化學調理前多糖和蛋白質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，蛋白質為2.0~2.5倍）。可見，不同來源污泥中EPS含量差異很大，導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，發現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中的多糖和蛋白質與污泥中的束縛水含量表現出正相關性，與ZP之間表現出負相關性。這是由于：一方面污泥表面離子化聚合物的濃度和性質決定了污泥表面的電荷量，EPS含量過高會導致污泥表面電負性增強〔17〕；另一方面EPS從細胞表面伸展出來，會阻礙細胞之間的親密接觸，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、蛋白質與束縛水含量的變化曲線中，多糖的斜率明顯大于蛋白質的斜率，是蛋白質的4.1倍。在多糖、蛋白質與ZP的變化曲線中，多糖的斜率絕對值是蛋白質的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系，指出多糖與CST有顯著的線性關系，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、蛋白質與PAC最優投加量之間存在線性關系：y=0.071 2x-0.322；y=0.012 5x-0.168 1，隨著多糖、蛋白質含量的增加，PAC最優投加量增大，相關系數R2分別為0.98、0.78，且多糖斜率是蛋白質的5.7倍，表明PAC最優投加量對多糖含量的變化更敏感。總之，污泥的EPS在污泥化學調理中起著至關緊要的作用。具體參見http://www.bnynw.com更多相關技術文檔。

3 結論
（1）由于不同來源污泥的EPS含量、束縛水含量、ZP和MLSS不同，PAC的最優投加量和SRF表現出不同的變化趨勢。曝氣池污泥A的PAC最優投加量為0.064 g/g，相應比阻為1.12×1012 m/kg；二沉池污泥B1、B2的最優投加量是污泥A的2.0~2.6倍；濃縮池污泥C1、C2的最優投加量是污泥A的5.5倍；污泥B1、B2、C1、C2在最優投加量時的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的相關性更為顯著；同時污泥的ZP越低，ZP與SRF的相關性越明顯；高束縛水含量和低ZP均不利于污泥的調理和脫水。

（3）EPS與束縛水、ZP之間存在著較強的相關性，隨著多糖和蛋白質含量升高，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。EPS與PAC的最優投加量之間亦存在正相關性，隨著多糖和蛋白質含量升高，PAC最優投加量增加，相對于蛋白質而言，多糖影響更為明顯。