武 亞 軍， 宋 彬 杰， 陸 逸 天*， 陳 廣

(1.上海大學(xué) 土木工程系，上海 200444；2.上海城投污水處理有限公司，上海 201203 )

0 引 言

市政污泥是污水處理廠污水處理過程中的副產(chǎn)物，目前市政污泥的處置方式主要有衛(wèi)生填埋、堆肥、焚燒和制成建筑材料等[1]．其中填埋處置是將經(jīng)過脫水消化后的污泥直接傾倒于事先設(shè)置好的填埋坑中，再采用膜或土覆蓋進(jìn)行封場，該方式對技術(shù)要求寬松、運行成本低，是當(dāng)前我國污泥處置的主要方式．根據(jù)2018年全國環(huán)境統(tǒng)計表，2018年共調(diào)查污水處理廠8 910座，全年共處理污水632.3×108m3，污泥4 015.9×104t，年增長率約為7%，其中約70%進(jìn)行衛(wèi)生填埋處置[2]．由于早期對衛(wèi)生填埋重視不夠，投入精力及資金較少，導(dǎo)致填埋污泥含水率高、力學(xué)性質(zhì)差，通常都達(dá)不到衛(wèi)生填埋要求[3]．經(jīng)過長期填埋，目前許多污泥填埋庫已經(jīng)趨于飽和，后續(xù)污泥面臨無場可用的困境．另外，從長遠(yuǎn)來看，衛(wèi)生填埋處置方式會逐漸被焚燒等其他方式所取代，大部分城市已對新建填埋場的規(guī)模與數(shù)量進(jìn)行了限制，因此，對現(xiàn)有填埋污泥進(jìn)行減量成為目前亟須解決的問題[4]．

目前研究中的市政污泥一般具有含水率高、壓縮性高、工程性質(zhì)差等突出特點[5-6]，由于污泥中的水主要以結(jié)合水的形態(tài)存在[7]，不經(jīng)過預(yù)處理釋放這些結(jié)合水，難以對污泥進(jìn)行深度脫水減量．污泥預(yù)處理方法主要有物理調(diào)理法、生物調(diào)理法和化學(xué)調(diào)理法等．物理調(diào)理法包括超聲波[8]、溫度調(diào)理等，超聲波對調(diào)理污泥有一定效果，但對人體危害較大，溫度調(diào)理則具有環(huán)保優(yōu)勢．生物調(diào)理法造價昂貴，對基底培養(yǎng)要求高，目前僅限于小型試驗研究，大體量調(diào)理污泥仍在探索中[9]．化學(xué)調(diào)理法指向污泥中添加適量的絮凝劑或助濾劑來改變污泥的膠體結(jié)構(gòu)或表面電荷，克服污泥膠體粒子間作用力，從而使污泥達(dá)到去穩(wěn)定化的效果．詹良通等[10]、武亞軍等[11]采用FeCl3藥劑對污泥進(jìn)行調(diào)理，并對調(diào)理后的污泥進(jìn)行真空抽濾試驗，結(jié)果表明調(diào)理后污泥比阻大大降低，脫水性能明顯改善．牛美青等[12]采用混凝劑調(diào)理污泥，通過測定污泥有機(jī)物等指標(biāo)，研究了不同混凝劑及其投加量對污泥脫水性能的影響．

化學(xué)調(diào)理法具有工藝簡單、成本低等優(yōu)點，但是所采用的化學(xué)藥劑會對環(huán)境產(chǎn)生二次污染，化學(xué)處理效率低．為了克服化學(xué)調(diào)理法的不足，可以采用物理調(diào)理法中的溫度調(diào)理，通過調(diào)整溫度破壞污泥絮體、改變污泥中水的存在形態(tài)，以達(dá)到改善污泥的滲透和排水固結(jié)等特性的目的[13-14]．為了增強(qiáng)調(diào)理效果，也可以將藥劑調(diào)理和溫度調(diào)理相結(jié)合進(jìn)行組合調(diào)理，在化學(xué)調(diào)理法后不加入其他物質(zhì)，僅僅改變污泥的溫度，就可以大幅度改善污泥的真空抽濾特性，為后續(xù)減量創(chuàng)造良好的排水固結(jié)條件．

上述諸多調(diào)理方式大多數(shù)是針對污水處理廠排出的新鮮污泥，尚未見到為了對已填埋多年的填埋污泥進(jìn)行原位減量而進(jìn)行調(diào)理的研究報道．事實上，長期填埋污泥由于生物降解與自然降解等原因，其性質(zhì)與新鮮污泥相比已經(jīng)有了很大差別[11，15]．為此，有必要對長期填埋污泥的性質(zhì)與合理調(diào)理方式進(jìn)行探索．本文采用FeCl3、CaO、FeCl3+CaO、FeCl3+溫度、CaO+溫度、FeCl3+CaO+溫度，以及單純溫度調(diào)理等多種調(diào)理方式，通過大量的真空抽濾試驗，研究不同調(diào)理方式時濾液體積、含水率、有機(jī)質(zhì)含量和比阻等指標(biāo)的變化規(guī)律，分析藥劑與溫度調(diào)理機(jī)理，并為填埋污泥的預(yù)調(diào)理給出合理性建議．

1 試驗方案

1.1 污泥的基本特性和藥劑選擇

本文所用污泥為上海某填埋場齡期超過10 a的填埋污泥．通過常規(guī)土工試驗[16]得到了污泥的密度、滲透系數(shù)、含水率等基本指標(biāo)，其中有機(jī)質(zhì)含量按照《城市污水處理廠污泥檢驗方法》(CJ/T 221—2005)[17]中的灼燒法(設(shè)備為馬弗爐和烘箱)進(jìn)行測試．這里用灼燒后的燒失量代替有機(jī)質(zhì)含量，誤差不大．參數(shù)的具體數(shù)值如表1所示．

表1 污泥特性指標(biāo)Tab.1 Characteristic index of the sludge

試驗中所采用的藥劑為氯化鐵(FeCl3)和氧化鈣(CaO)，藥劑均為分析純(AR)級別．藥劑添加量按照試驗設(shè)計方案進(jìn)行添加．調(diào)理后的土樣

屬于重塑土樣，重塑的調(diào)理污泥土樣雖然不能定量分析，但是可以定性分析填埋污泥在溫度與藥劑組合調(diào)理條件下調(diào)理污泥的真空抽濾特性．

1.2 真空抽濾試驗設(shè)備

采用布氏漏斗法進(jìn)行真空抽濾試驗來獲得污泥比阻，污泥比阻是評價污泥脫水性能的綜合指標(biāo)．真空抽濾試驗中的設(shè)備[18]包括真空泵、真空表、導(dǎo)管、調(diào)壓閥、閥門、布氏漏斗、集液瓶、量筒、轉(zhuǎn)換閥等．試驗裝置如圖1所示．

(a)真空抽濾裝置模型示意圖

1.3 真空抽濾試驗步驟

真空抽濾試驗步驟[19]如下：

(1)在過濾面積為A的布氏漏斗中放置濾紙，用水噴濕后開啟真空泵，使錐形瓶內(nèi)形成負(fù)壓，將濾紙緊貼漏斗，調(diào)節(jié)調(diào)壓閥將瓶內(nèi)真空負(fù)壓控制在50～60 kPa．

(2)將調(diào)理后的污泥倒入布氏漏斗，迅速打開閥門開關(guān)，在濾餅上下兩面壓力差的作用下，污泥中的水分逐漸濾出，抽濾過程中記下抽濾時間t和相應(yīng)的抽濾液體積V．逐步抽至泥餅破裂后停止抽濾；若泥餅長時間不破壞，則抽濾600 s后停止．

(3)在以t/V為Y軸、V為X軸的直角坐標(biāo)系中繪出t/V-V的關(guān)系圖，大致接近一條直線，可以計算得到該直線的斜率和截距(如圖2所示)．圖2數(shù)據(jù)是CaO調(diào)理加溫度調(diào)理(將調(diào)理污泥加熱至70 ℃并冷卻至室溫)后，將該調(diào)理污泥進(jìn)行真空抽濾試驗記錄出水量隨時間變化關(guān)系得到的．

圖2 圖解法求斜率和截距Fig.2 Slope and intercept solution by graphical method

(4)將得到的斜率、截距及濾餅質(zhì)量等數(shù)據(jù)代入式(1)計算出污泥比阻[18-19]．

污泥比阻表示單位質(zhì)量的污泥在一定壓力下過濾時單位過濾面積上的阻力，比阻愈大，其脫水性能愈差，反之愈好[20]，比阻計算公式如下：

(1)

式中：r為污泥比阻，m/kg；p為過濾壓力，Pa；A為截濾面積，m2；μ為動力黏度，Pa·s；ω為濾過單位體積的濾液在過濾介質(zhì)上截留的干固體質(zhì)量，kg/m3；b為線性方程t/V=bV+a的斜率，t為抽濾時間，s，V為抽濾液體積，m3．

1.4 真空抽濾試驗方案

采用8種不同調(diào)理方式對污泥進(jìn)行調(diào)理，分別是原狀污泥及FeCl3、CaO、FeCl3+CaO調(diào)理污泥，在此基礎(chǔ)上，再聯(lián)合溫度進(jìn)行組合調(diào)理，同時，組合調(diào)理試驗中又對加熱到設(shè)定溫度和加熱到設(shè)定溫度并冷卻至室溫后兩種情況下的污泥進(jìn)行了真空抽濾試驗．具體調(diào)理方式如表2所示．

表2 不同調(diào)理方式Tab.2 Different conditioning ways

其中，采用CaO和FeCl3為調(diào)理藥劑時，藥劑的最優(yōu)添加量根據(jù)本課題組關(guān)于該填埋場污泥的已有研究成果確定[11，15]，具體污泥試樣和藥劑用量如表3所示．為了使調(diào)理污泥內(nèi)部溫度更均勻，每組污泥加熱至恒定溫度后繼續(xù)攪拌15 min．為保持真空抽濾試驗過程中溫度不變，對真空抽濾設(shè)備中的布氏漏斗進(jìn)行加熱，一般比調(diào)理污泥溫度略高．本試驗中所設(shè)定的5個溫度主要是依據(jù)前期抽濾試驗結(jié)果中比阻隨溫度的變化規(guī)律而定的，高于80 ℃時，各種調(diào)理方式下污泥的比阻均有所減小，但是減小量不大，無須繼續(xù)提高溫度，詳見后文．

表3 調(diào)理藥劑與污泥用量Tab.3 The dosage of conditioning agent and sludge

2 試驗結(jié)果與分析

2.1 真空抽濾過程中的抽濾液體積變化

圖3為不同藥劑調(diào)理污泥分別加熱到設(shè)定溫度后，維持污泥內(nèi)部溫度不變直接進(jìn)行抽濾試驗，得到抽濾液體積隨時間的變化曲線．從圖中可以看出，在21 ℃(室溫)時抽濾液體積隨著時間的變化增長十分平緩，原狀污泥最終抽濾液體積最少，僅有3.1 mL．在加入藥劑后，抽濾液體積增加，F(xiàn)eCl3調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(200 s)抽濾液體積為31.2 mL；CaO調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(600 s)抽濾液體積為12.4 mL；FeCl3+CaO調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(200 s)抽濾液體積為35 mL．

(a)原狀污泥加熱抽濾液體積隨時間變化

原狀污泥和經(jīng)過FeCl3、CaO、FeCl3+CaO調(diào)理的污泥在不同溫度下的抽濾試驗結(jié)果表明，抽濾液體積隨調(diào)理溫度的升高而增加；同時，調(diào)理溫度越高，完成抽濾的時間越短、抽濾效率越高．

當(dāng)最高調(diào)理溫度為80 ℃時，原狀污泥試驗結(jié)束時(600 s)抽濾液體積為11.93 mL；FeCl3調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(50 s)抽濾液體積為60 mL；CaO調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(180 s)抽濾液體積為62 mL；FeCl3+CaO調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(48 s)抽濾液體積為60 mL．可見FeCl3+CaO與溫度組合調(diào)理抽濾時間最短，調(diào)理效率最高．

圖4為調(diào)理污泥加熱至設(shè)定溫度后冷卻至室溫21 ℃再進(jìn)行真空抽濾試驗，得到的抽濾液體積隨時間變化曲線．從圖4中可看出，加熱調(diào)理污泥使溫度升高，再冷卻至室溫21 ℃后進(jìn)行抽濾，調(diào)理污泥抽濾液體積也會增多．調(diào)理溫度越高，再冷卻至室溫后進(jìn)行抽濾，完成抽濾的時間越短、抽濾效率越高．將污泥加熱至80 ℃再冷卻至室溫21 ℃后進(jìn)行抽濾，原狀污泥在試驗結(jié)束時(600 s)抽濾液體積為10 mL；FeCl3調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(100 s)抽濾液體積為54 mL；CaO調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(570 s)抽濾液體積為35 mL；FeCl3+CaO調(diào)理污泥在試驗結(jié)束時(110 s)抽濾液體積為49 mL．

對比圖3與圖4抽濾液體積隨時間變化曲線(加熱至設(shè)定溫度后冷卻與不冷卻兩種情況下的抽濾試驗結(jié)果對比)可知，藥劑與溫度組合調(diào)理的污泥，無論是否冷卻，調(diào)理污泥的溫度越高，完成抽濾的時間越短、抽濾效率越高；調(diào)理污泥冷卻與不冷卻進(jìn)行真空抽濾的抽濾液體積隨時間變化不同，加熱再冷卻的調(diào)理污泥真空抽濾速率比直接加熱進(jìn)行真空抽濾的速率要小(相同抽濾時間內(nèi)，加熱再冷卻后的抽濾液體積小于不冷卻的抽濾液體積；加熱再冷卻后的抽濾液體積要達(dá)到與加熱直接抽濾時的抽濾液體積相同，所需要的抽濾時間延長)．

藥劑與溫度組合調(diào)理污泥抽濾試驗得到的b與溫度的對應(yīng)關(guān)系如圖5所示．在計算過程中t/V-V的關(guān)系擬合度較高，均達(dá)到0.95以上，即在一定范圍內(nèi)t/V與V基本呈線性變化．b與抽濾速率(V/t)呈負(fù)相關(guān)，b越小，抽濾速率越高．在室溫下，原狀污泥b=29.38 s/mL2，藥劑調(diào)理后斜率減小，F(xiàn)eCl3調(diào)理污泥b=0.043 1 s/mL2；CaO調(diào)理污泥b=1.275 4 s/mL2；FeCl3+CaO調(diào)理污泥b=0.042 2 s/mL2．藥劑與溫度組合調(diào)理污泥冷卻與不冷卻的b均隨著溫度的升高而減小，調(diào)理污泥冷卻的b要略大于不冷卻的．不同藥劑調(diào)理污泥均在80 ℃時b最?。?0 ℃時，原狀污泥不冷卻b=4.2 s/mL2，冷卻b=6.998 s/mL2；FeCl3調(diào)理污泥不冷卻b=0.010 1 s/mL2，冷卻b=0.026 4 s/mL2；CaO調(diào)理污泥不冷卻b=0.098 8 s/mL2，冷卻b=0.43 s/mL2；FeCl3+CaO調(diào)理污泥不冷卻b=0.01 s/mL2，冷卻b=0.026 s/mL2．

(a)原狀污泥加熱冷卻后抽濾液體積隨時間變化

(a)原狀污泥b隨溫度變化

2.2 真空抽濾過程中的含水率變化

記錄不同溫度下調(diào)理污泥(冷卻與不冷卻)抽濾前后布氏漏斗中泥餅含水率變化(如圖6所示)．從圖中可以看出，調(diào)理污泥抽濾前后的含水率降低的值(抽濾前含水率-抽濾后含水率)會隨著溫度的升高而增加，溫度達(dá)到80 ℃時抽濾前后泥餅含水率變化最大．FeCl3+CaO調(diào)理污泥含水率變化最明顯，室溫下泥餅含水率由抽濾前83.9%降至抽濾后79.8%，在80 ℃時，不冷卻抽濾的泥餅含水率由抽濾前81.8%降至抽濾后73.7%，冷卻抽濾泥餅的含水率由抽濾前81.7%降至抽濾后73.8%．調(diào)理污泥抽濾液體積變化越大，抽濾前后泥餅含水率變化越明顯．調(diào)理污泥加熱后冷卻抽濾前后泥餅含水率與直接加熱抽濾前后泥餅含水率相比無明顯變化，即污泥冷卻過程中，含水率基本無變化．

(a)FeCl3調(diào)理污泥含水率隨溫度變化

為求比阻必須測得調(diào)理污泥濾過單位體積的濾液在過濾介質(zhì)上截留的干固體質(zhì)量ω，利用調(diào)理污泥抽濾前后含水率計算出調(diào)理污泥的ω．泥餅抽濾前后含水率變化，導(dǎo)致污泥ω產(chǎn)生變化，當(dāng)污泥含固率很低時，污泥受固體物濃度影響較大[18]．同一藥劑調(diào)理污泥溫度越高，ω越?。焕鋮s后抽濾得到的ω要大于直接抽濾的ω．

2.3 真空抽濾過程中的有機(jī)質(zhì)含量變化

不同藥劑調(diào)理后的污泥加熱到不同溫度的有機(jī)質(zhì)含量變化如圖7所示，從圖中可以看出原狀污泥的有機(jī)質(zhì)含量約為27.8%，比常規(guī)新鮮污泥有機(jī)質(zhì)含量稍低[6]，污泥的有機(jī)質(zhì)含量與污泥的降解程度密切相關(guān)，填埋時間越長，降解程度越高，有機(jī)質(zhì)含量越低．經(jīng)過不同藥劑調(diào)理后，有機(jī)質(zhì)含量均有不同程度的降低，F(xiàn)eCl3調(diào)理后降至24.52%，CaO調(diào)理后降至27.34%，F(xiàn)eCl3+CaO調(diào)理后降至22.18%．藥劑調(diào)理導(dǎo)致有機(jī)質(zhì)含量降低的主要原因是加入的藥劑會消耗污泥中的蛋白質(zhì)與多糖，分解污泥細(xì)胞壁，從而降低有機(jī)質(zhì)含量[21]．

圖7 有機(jī)質(zhì)含量隨溫度變化曲線Fig.7 Variation curve of organic matter content with temperature

從圖中還可以看出，相同藥劑調(diào)理后的污泥，隨著溫度的升高，有機(jī)質(zhì)含量繼續(xù)出現(xiàn)不同程度的降低，在加熱至80 ℃時，原狀污泥及FeCl3、CaO、FeCl3+CaO調(diào)理污泥有機(jī)質(zhì)含量分別降至26.3%、23.8%、25.3%和21.1%．這是因為溫度的升高也會使污泥的微生物絮體破裂、細(xì)胞破裂、有機(jī)物水解，造成有機(jī)質(zhì)含量的降低[14]．

2.4 真空抽濾過程中的比阻變化

根據(jù)出水量、含水率等試驗結(jié)果，并通過式(1)可計算得到8種調(diào)理方式時污泥的比阻(如圖8所示)．室溫下原狀污泥的比阻為2.54×1013m/kg，F(xiàn)eCl3調(diào)理后污泥比阻下降至9.5×1011m/kg(約為原狀污泥的3.74%)，CaO調(diào)理后污泥比阻下降至5.97×1012m/kg(約為原狀污泥的23.5%)，F(xiàn)eCl3+CaO調(diào)理后污泥比阻下降至6.3×1011m/kg(約為原狀污泥的2.48%)．

從藥劑與溫度組合調(diào)理污泥抽濾試驗結(jié)果來看，隨著溫度的升高，污泥的比阻下降，調(diào)理污泥比阻均在80 ℃時下降至最低．原狀污泥在80 ℃時，加熱不冷卻和冷卻的比阻分別降至6.52×1012m/kg(約為原狀污泥的25.66%)和9.81×1012m/kg(約為原狀污泥的38.58%)；FeCl3調(diào)理污泥在80 ℃時不冷卻和冷卻的比阻分別降至1.1×1011m/kg(約為原狀污泥的0.43%)和2.3×1011m/kg(約為原狀污泥的0.9%)；CaO調(diào)理污泥在80 ℃時不冷卻和冷卻的比阻分別降至2.8×1012m/kg(約為原狀污泥的11.02%)和4.02×1012m/kg(約為原狀污泥的15.83%)；FeCl3+CaO調(diào)理污泥在80 ℃時不冷卻和冷卻的比阻分別降至9×1010m/kg(約為原狀污泥的0.35%)和3.7×1011m/kg(約為原狀污泥的1.46%)．可見FeCl3+CaO聯(lián)合溫度調(diào)理降低比阻最為明顯，F(xiàn)eCl3聯(lián)合溫度調(diào)理污泥降低比阻效果次之，CaO聯(lián)合溫度調(diào)理效果最差．

觀察圖8污泥比阻隨溫度變化曲線發(fā)現(xiàn)，繼續(xù)提高溫度比阻依然呈降低趨勢．FeCl3聯(lián)合溫度調(diào)理污泥在50 ℃以后比阻變化趨于平緩；CaO聯(lián)合溫度調(diào)理污泥在80 ℃以后比阻變化趨于平緩；FeCl3+CaO聯(lián)合溫度調(diào)理在60 ℃以后比阻變化趨于平緩．即當(dāng)溫度超過某一個值時，繼續(xù)增加調(diào)理溫度比阻還會進(jìn)一步降低，但是降低幅度已大大減小，為此，本文最高調(diào)理溫度確定為80 ℃．

(a)原狀污泥比阻隨溫度變化

3 調(diào)理方式機(jī)理分析

3.1 藥劑調(diào)理機(jī)理分析

藥劑調(diào)理可以大幅度降低污泥比阻，F(xiàn)eCl3+CaO調(diào)理最小比阻僅為原狀污泥比阻的2.48%．FeCl3、CaO和FeCl3+CaO等化學(xué)藥劑的調(diào)理機(jī)理略有不同[22]．如圖9所示，對于藥劑FeCl3來說，由于污泥顆粒帶負(fù)電荷，帶有3個正電荷Fe3+的加入會中和污泥顆粒表面的一部分負(fù)電荷，同時壓縮雙電層使之變薄(污泥顆粒變小)；Fe3+在水解過程中，污泥顆粒相互接近，當(dāng)污泥顆粒間靜電斥力小于范德華力時，顆粒聚集會生成膠體羥基聚合物或氫氧化物沉淀，隨后多個顆粒聚集下沉．CaO會對污泥產(chǎn)生堿化調(diào)理作用，即CaO遇水生成Ca(OH)2使污泥變?yōu)閴A性，堿性條件會破壞污泥內(nèi)的微生物細(xì)胞組織，釋放胞內(nèi)水，同時Ca2+可與胞外聚合物(EPS)中帶負(fù)電荷的基團(tuán)結(jié)合，使絮體強(qiáng)度增加并分離出部分結(jié)合水，另一方面Ca2+與污泥中疏松海綿狀結(jié)構(gòu)的腐殖酸結(jié)合形成多孔網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，與污泥顆粒一起構(gòu)成骨架體，使顆粒之間聯(lián)系更緊密，進(jìn)一步改善真空抽濾作用．FeCl3+CaO兩者聯(lián)合調(diào)理污泥時，加入FeCl3+CaO后，既有Fe3+壓縮雙電層并破壞污泥膠狀結(jié)構(gòu)的作用，又有Ca2+破壞殘余細(xì)胞組織并與污泥顆粒結(jié)合(形成更多的孔隙通道)從而釋放更多自由水的作用，二者相輔相成提高真空抽濾效率．

圖9 藥劑調(diào)理機(jī)理示意圖Fig.9 Schematic diagram of agents conditioning mechanism

3.2 溫度調(diào)理機(jī)理分析

溫度調(diào)理機(jī)理體現(xiàn)在改變污泥中水的存在形態(tài)和污泥中顆粒與孔隙的結(jié)構(gòu)兩個方面[23]．

一方面，污泥溫度升高降低了污泥中黏性顆粒對水分子的束縛，污泥中部分結(jié)合水會轉(zhuǎn)變?yōu)榭杀粰C(jī)械力去除的自由水，使污泥中自由水、結(jié)合水存在形態(tài)和各自含量發(fā)生變化(如圖10所示)．

圖10 溫度調(diào)理機(jī)理示意圖Fig.10 Schematic diagram of temperature conditioning mechanism

另一方面，加熱使污泥中膠體的結(jié)構(gòu)被破壞，污泥顆粒間相互作用減小，污泥中孔隙率增大，顆粒間通道變大，污泥中的膠體體系數(shù)量也隨之減少，這一過程具有一定的不可逆性．

根據(jù)污泥比阻r的定義，其值取決于p、A、μ、ω和b．在過濾壓力p與截濾面積A一定的情況下，溫度越高，污泥的動力黏度μ越小，污泥中弱結(jié)合水含量越低，更容易被排出的自由水含量越多，使得真空抽濾過程中抽濾效率提高，b減小、ω減小(其中b減小的量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于μ與ω減小的量)，動力黏度和弱結(jié)合水含量的改變使得b/μω減小，最終比阻r減小，即溫度升高，自由水含量增多，動力黏度降低，比阻r降低[14]．污泥加熱后再冷卻至室溫進(jìn)行抽濾與不冷卻直接抽濾相比較，動力黏度μ增大，而污泥中自由水與結(jié)合水之間轉(zhuǎn)換具有一定不可逆性，冷卻至室溫抽濾過程中，抽濾效率降低，使得b增大，ω增大(且b的改變量要遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于μ與ω的改變量)，動力黏度和自由水與結(jié)合水之間的轉(zhuǎn)換使得b/μω增大，即比阻出現(xiàn)回升．

加熱并冷卻后污泥的比阻比加熱不冷卻污泥的比阻要高，這一現(xiàn)象同樣也可以用調(diào)理溫度的高低和弱結(jié)合水含量的轉(zhuǎn)換來解釋．

3.3 組合調(diào)理機(jī)理分析

FeCl3和CaO藥劑調(diào)理污泥破壞污泥膠狀絮體結(jié)構(gòu)，使污泥內(nèi)部結(jié)合水轉(zhuǎn)變?yōu)槿菀妆慌懦龅淖杂伤绊懳勰啾茸鑢的b減小(排水速率提高)，ω減小，從而提高污泥的脫水性能，再結(jié)合溫度進(jìn)行調(diào)理，升高溫度，進(jìn)一步降低了弱結(jié)合水含量，升高了自由水含量，使b減小(排水速率提高)，降低了動力黏度μ，從而使組合調(diào)理的污泥比阻再次降低．

4 結(jié) 論

(1)藥劑調(diào)理后抽濾液體積都有一定的提升，F(xiàn)eCl3+CaO調(diào)理時污泥抽濾液體積最大，為35 mL．藥劑與溫度組合調(diào)理條件下，在21～80 ℃ 的溫度范圍內(nèi)，不同藥劑調(diào)理污泥均是在80 ℃時抽濾液體積最大，且抽濾時間最短．加熱至不同溫度冷卻后的抽濾排水速率比冷卻前呈下降趨勢．

(2)由于生物降解與自然降解等作用，原狀污泥的有機(jī)質(zhì)含量只有27.8%，經(jīng)過不同藥劑調(diào)理后有機(jī)質(zhì)含量均有所降低，F(xiàn)eCl3調(diào)理后降至24.52%，CaO調(diào)理后降至27.34%，F(xiàn)eCl3+CaO調(diào)理后降至22.18%．在加熱至80 ℃時，原狀污泥及FeCl3、CaO和FeCl3+CaO調(diào)理污泥有機(jī)質(zhì)含量分別降至26.3%、23.8%、25.3%和21.1%．說明藥劑與溫度組合調(diào)理能進(jìn)一步降低污泥的有機(jī)質(zhì)含量．

(3)經(jīng)過不同藥劑調(diào)理后污泥的比阻均大幅度下降，F(xiàn)eCl3、CaO、FeCl3+CaO調(diào)理污泥分別只有原狀污泥的3.74%(9.5×1011m/kg)、23.5%(5.97×1012m/kg)、2.48%(6.3×1012m/kg)．污泥的脫水性能得到了極大的改善．

(4)藥劑與溫度組合調(diào)理污泥比阻會隨著溫度的升高而降低．污泥弱結(jié)合水含量隨溫度的升高而降低，動力黏度隨溫度的升高而降低，二者聯(lián)合作用會導(dǎo)致污泥比阻降低．此外，在溫度調(diào)理中，加熱后馬上進(jìn)行抽濾比加熱冷卻后再進(jìn)行抽濾得到的比阻要低，也符合這一規(guī)律．