药剂与温度组合调理下填埋污泥真空抽滤特性

武 亚 军， 宋 彬 杰， 陆 逸 天*， 陈 广

(1.上海大学 土木工程系，上海 200444；2.上海城投污水处理有限公司，上海 201203 )

0 引 言

市政污泥是污水处理厂污水处理过程中的副产物，目前市政污泥的处置方式主要有卫生填埋、堆肥、焚烧和制成建筑材料等[1]．其中填埋处置是将经过脱水消化后的污泥直接倾倒于事先设置好的填埋坑中，再采用膜或土覆盖进行封场，该方式对技术要求宽松、运行成本低，是当前我国污泥处置的主要方式．根据2018年全国环境统计表，2018年共调查污水处理厂8 910座，全年共处理污水632.3×108m3，污泥4 015.9×104t，年增长率约为7%，其中约70%进行卫生填埋处置[2]．由于早期对卫生填埋重视不够，投入精力及资金较少，导致填埋污泥含水率高、力学性质差，通常都达不到卫生填埋要求[3]．经过长期填埋，目前许多污泥填埋库已经趋于饱和，后续污泥面临无场可用的困境．另外，从长远来看，卫生填埋处置方式会逐渐被焚烧等其他方式所取代，大部分城市已对新建填埋场的规模与数量进行了限制，因此，对现有填埋污泥进行减量成为目前亟须解决的问题[4]．

目前研究中的市政污泥一般具有含水率高、压缩性高、工程性质差等突出特点[5-6]，由于污泥中的水主要以结合水的形态存在[7]，不经过预处理释放这些结合水，难以对污泥进行深度脱水减量．污泥预处理方法主要有物理调理法、生物调理法和化学调理法等．物理调理法包括超声波[8]、温度调理等，超声波对调理污泥有一定效果，但对人体危害较大，温度调理则具有环保优势．生物调理法造价昂贵，对基底培养要求高，目前仅限于小型试验研究，大体量调理污泥仍在探索中[9]．化学调理法指向污泥中添加适量的絮凝剂或助滤剂来改变污泥的胶体结构或表面电荷，克服污泥胶体粒子间作用力，从而使污泥达到去稳定化的效果．詹良通等[10]、武亚军等[11]采用FeCl3药剂对污泥进行调理，并对调理后的污泥进行真空抽滤试验，结果表明调理后污泥比阻大大降低，脱水性能明显改善．牛美青等[12]采用混凝剂调理污泥，通过测定污泥有机物等指标，研究了不同混凝剂及其投加量对污泥脱水性能的影响．

化学调理法具有工艺简单、成本低等优点，但是所采用的化学药剂会对环境产生二次污染，化学处理效率低．为了克服化学调理法的不足，可以采用物理调理法中的温度调理，通过调整温度破坏污泥絮体、改变污泥中水的存在形态，以达到改善污泥的渗透和排水固结等特性的目的[13-14]．为了增强调理效果，也可以将药剂调理和温度调理相结合进行组合调理，在化学调理法后不加入其他物质，仅仅改变污泥的温度，就可以大幅度改善污泥的真空抽滤特性，为后续减量创造良好的排水固结条件．

上述诸多调理方式大多数是针对污水处理厂排出的新鲜污泥，尚未见到为了对已填埋多年的填埋污泥进行原位减量而进行调理的研究报道．事实上，长期填埋污泥由于生物降解与自然降解等原因，其性质与新鲜污泥相比已经有了很大差别[11，15]．为此，有必要对长期填埋污泥的性质与合理调理方式进行探索．本文采用FeCl3、CaO、FeCl3+CaO、FeCl3+温度、CaO+温度、FeCl3+CaO+温度，以及单纯温度调理等多种调理方式，通过大量的真空抽滤试验，研究不同调理方式时滤液体积、含水率、有机质含量和比阻等指标的变化规律，分析药剂与温度调理机理，并为填埋污泥的预调理给出合理性建议．

1 试验方案

1.1 污泥的基本特性和药剂选择

本文所用污泥为上海某填埋场龄期超过10 a的填埋污泥．通过常规土工试验[16]得到了污泥的密度、渗透系数、含水率等基本指标，其中有机质含量按照《城市污水处理厂污泥检验方法》(CJ/T 221—2005)[17]中的灼烧法(设备为马弗炉和烘箱)进行测试．这里用灼烧后的烧失量代替有机质含量，误差不大．参数的具体数值如表1所示．

表1 污泥特性指标Tab.1 Characteristic index of the sludge

试验中所采用的药剂为氯化铁(FeCl3)和氧化钙(CaO)，药剂均为分析纯(AR)级别．药剂添加量按照试验设计方案进行添加．调理后的土样

属于重塑土样，重塑的调理污泥土样虽然不能定量分析，但是可以定性分析填埋污泥在温度与药剂组合调理条件下调理污泥的真空抽滤特性．

1.2 真空抽滤试验设备

采用布氏漏斗法进行真空抽滤试验来获得污泥比阻，污泥比阻是评价污泥脱水性能的综合指标．真空抽滤试验中的设备[18]包括真空泵、真空表、导管、调压阀、阀门、布氏漏斗、集液瓶、量筒、转换阀等．试验装置如图1所示．

(a)真空抽滤装置模型示意图

1.3 真空抽滤试验步骤

真空抽滤试验步骤[19]如下：

(1)在过滤面积为A的布氏漏斗中放置滤纸，用水喷湿后开启真空泵，使锥形瓶内形成负压，将滤纸紧贴漏斗，调节调压阀将瓶内真空负压控制在50～60 kPa．

(2)将调理后的污泥倒入布氏漏斗，迅速打开阀门开关，在滤饼上下两面压力差的作用下，污泥中的水分逐渐滤出，抽滤过程中记下抽滤时间t和相应的抽滤液体积V．逐步抽至泥饼破裂后停止抽滤；若泥饼长时间不破坏，则抽滤600 s后停止．

(3)在以t/V为Y轴、V为X轴的直角坐标系中绘出t/V-V的关系图，大致接近一条直线，可以计算得到该直线的斜率和截距(如图2所示)．图2数据是CaO调理加温度调理(将调理污泥加热至70 ℃并冷却至室温)后，将该调理污泥进行真空抽滤试验记录出水量随时间变化关系得到的．

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

(4)将得到的斜率、截距及滤饼质量等数据代入式(1)计算出污泥比阻[18-19]．

污泥比阻表示单位质量的污泥在一定压力下过滤时单位过滤面积上的阻力，比阻愈大，其脱水性能愈差，反之愈好[20]，比阻计算公式如下：

(1)

式中：r为污泥比阻，m/kg；p为过滤压力，Pa；A为截滤面积，m2；μ为动力黏度，Pa·s；ω为滤过单位体积的滤液在过滤介质上截留的干固体质量，kg/m3；b为线性方程t/V=bV+a的斜率，t为抽滤时间，s，V为抽滤液体积，m3．

1.4 真空抽滤试验方案

采用8种不同调理方式对污泥进行调理，分别是原状污泥及FeCl3、CaO、FeCl3+CaO调理污泥，在此基础上，再联合温度进行组合调理，同时，组合调理试验中又对加热到设定温度和加热到设定温度并冷却至室温后两种情况下的污泥进行了真空抽滤试验．具体调理方式如表2所示．

表2 不同调理方式Tab.2 Different conditioning ways

其中，采用CaO和FeCl3为调理药剂时，药剂的最优添加量根据本课题组关于该填埋场污泥的已有研究成果确定[11，15]，具体污泥试样和药剂用量如表3所示．为了使调理污泥内部温度更均匀，每组污泥加热至恒定温度后继续搅拌15 min．为保持真空抽滤试验过程中温度不变，对真空抽滤设备中的布氏漏斗进行加热，一般比调理污泥温度略高．本试验中所设定的5个温度主要是依据前期抽滤试验结果中比阻随温度的变化规律而定的，高于80 ℃时，各种调理方式下污泥的比阻均有所减小，但是减小量不大，无须继续提高温度，详见后文．

表3 调理药剂与污泥用量Tab.3 The dosage of conditioning agent and sludge

2 试验结果与分析

2.1 真空抽滤过程中的抽滤液体积变化

图3为不同药剂调理污泥分别加热到设定温度后，维持污泥内部温度不变直接进行抽滤试验，得到抽滤液体积随时间的变化曲线．从图中可以看出，在21 ℃(室温)时抽滤液体积随着时间的变化增长十分平缓，原状污泥最终抽滤液体积最少，仅有3.1 mL．在加入药剂后，抽滤液体积增加，FeCl3调理污泥在试验结束时(200 s)抽滤液体积为31.2 mL；CaO调理污泥在试验结束时(600 s)抽滤液体积为12.4 mL；FeCl3+CaO调理污泥在试验结束时(200 s)抽滤液体积为35 mL．

(a)原状污泥加热抽滤液体积随时间变化

原状污泥和经过FeCl3、CaO、FeCl3+CaO调理的污泥在不同温度下的抽滤试验结果表明，抽滤液体积随调理温度的升高而增加；同时，调理温度越高，完成抽滤的时间越短、抽滤效率越高．

当最高调理温度为80 ℃时，原状污泥试验结束时(600 s)抽滤液体积为11.93 mL；FeCl3调理污泥在试验结束时(50 s)抽滤液体积为60 mL；CaO调理污泥在试验结束时(180 s)抽滤液体积为62 mL；FeCl3+CaO调理污泥在试验结束时(48 s)抽滤液体积为60 mL．可见FeCl3+CaO与温度组合调理抽滤时间最短，调理效率最高．

图4为调理污泥加热至设定温度后冷却至室温21 ℃再进行真空抽滤试验，得到的抽滤液体积随时间变化曲线．从图4中可看出，加热调理污泥使温度升高，再冷却至室温21 ℃后进行抽滤，调理污泥抽滤液体积也会增多．调理温度越高，再冷却至室温后进行抽滤，完成抽滤的时间越短、抽滤效率越高．将污泥加热至80 ℃再冷却至室温21 ℃后进行抽滤，原状污泥在试验结束时(600 s)抽滤液体积为10 mL；FeCl3调理污泥在试验结束时(100 s)抽滤液体积为54 mL；CaO调理污泥在试验结束时(570 s)抽滤液体积为35 mL；FeCl3+CaO调理污泥在试验结束时(110 s)抽滤液体积为49 mL．

对比图3与图4抽滤液体积随时间变化曲线(加热至设定温度后冷却与不冷却两种情况下的抽滤试验结果对比)可知，药剂与温度组合调理的污泥，无论是否冷却，调理污泥的温度越高，完成抽滤的时间越短、抽滤效率越高；调理污泥冷却与不冷却进行真空抽滤的抽滤液体积随时间变化不同，加热再冷却的调理污泥真空抽滤速率比直接加热进行真空抽滤的速率要小(相同抽滤时间内，加热再冷却后的抽滤液体积小于不冷却的抽滤液体积；加热再冷却后的抽滤液体积要达到与加热直接抽滤时的抽滤液体积相同，所需要的抽滤时间延长)．

药剂与温度组合调理污泥抽滤试验得到的b与温度的对应关系如图5所示．在计算过程中t/V-V的关系拟合度较高，均达到0.95以上，即在一定范围内t/V与V基本呈线性变化．b与抽滤速率(V/t)呈负相关，b越小，抽滤速率越高．在室温下，原状污泥b=29.38 s/mL2，药剂调理后斜率减小，FeCl3调理污泥b=0.043 1 s/mL2；CaO调理污泥b=1.275 4 s/mL2；FeCl3+CaO调理污泥b=0.042 2 s/mL2．药剂与温度组合调理污泥冷却与不冷却的b均随着温度的升高而减小，调理污泥冷却的b要略大于不冷却的．不同药剂调理污泥均在80 ℃时b最小．在80 ℃时，原状污泥不冷却b=4.2 s/mL2，冷却b=6.998 s/mL2；FeCl3调理污泥不冷却b=0.010 1 s/mL2，冷却b=0.026 4 s/mL2；CaO调理污泥不冷却b=0.098 8 s/mL2，冷却b=0.43 s/mL2；FeCl3+CaO调理污泥不冷却b=0.01 s/mL2，冷却b=0.026 s/mL2．

(a)原状污泥加热冷却后抽滤液体积随时间变化

(a)原状污泥b随温度变化

2.2 真空抽滤过程中的含水率变化

记录不同温度下调理污泥(冷却与不冷却)抽滤前后布氏漏斗中泥饼含水率变化(如图6所示)．从图中可以看出，调理污泥抽滤前后的含水率降低的值(抽滤前含水率-抽滤后含水率)会随着温度的升高而增加，温度达到80 ℃时抽滤前后泥饼含水率变化最大．FeCl3+CaO调理污泥含水率变化最明显，室温下泥饼含水率由抽滤前83.9%降至抽滤后79.8%，在80 ℃时，不冷却抽滤的泥饼含水率由抽滤前81.8%降至抽滤后73.7%，冷却抽滤泥饼的含水率由抽滤前81.7%降至抽滤后73.8%．调理污泥抽滤液体积变化越大，抽滤前后泥饼含水率变化越明显．调理污泥加热后冷却抽滤前后泥饼含水率与直接加热抽滤前后泥饼含水率相比无明显变化，即污泥冷却过程中，含水率基本无变化．

(a)FeCl3调理污泥含水率随温度变化

为求比阻必须测得调理污泥滤过单位体积的滤液在过滤介质上截留的干固体质量ω，利用调理污泥抽滤前后含水率计算出调理污泥的ω．泥饼抽滤前后含水率变化，导致污泥ω产生变化，当污泥含固率很低时，污泥受固体物浓度影响较大[18]．同一药剂调理污泥温度越高，ω越小；冷却后抽滤得到的ω要大于直接抽滤的ω．

2.3 真空抽滤过程中的有机质含量变化

不同药剂调理后的污泥加热到不同温度的有机质含量变化如图7所示，从图中可以看出原状污泥的有机质含量约为27.8%，比常规新鲜污泥有机质含量稍低[6]，污泥的有机质含量与污泥的降解程度密切相关，填埋时间越长，降解程度越高，有机质含量越低．经过不同药剂调理后，有机质含量均有不同程度的降低，FeCl3调理后降至24.52%，CaO调理后降至27.34%，FeCl3+CaO调理后降至22.18%．药剂调理导致有机质含量降低的主要原因是加入的药剂会消耗污泥中的蛋白质与多糖，分解污泥细胞壁，从而降低有机质含量[21]．

图7 有机质含量随温度变化曲线Fig.7 Variation curve of organic matter content with temperature

从图中还可以看出，相同药剂调理后的污泥，随着温度的升高，有机质含量继续出现不同程度的降低，在加热至80 ℃时，原状污泥及FeCl3、CaO、FeCl3+CaO调理污泥有机质含量分别降至26.3%、23.8%、25.3%和21.1%．这是因为温度的升高也会使污泥的微生物絮体破裂、细胞破裂、有机物水解，造成有机质含量的降低[14]．

2.4 真空抽滤过程中的比阻变化

根据出水量、含水率等试验结果，并通过式(1)可计算得到8种调理方式时污泥的比阻(如图8所示)．室温下原状污泥的比阻为2.54×1013m/kg，FeCl3调理后污泥比阻下降至9.5×1011m/kg(约为原状污泥的3.74%)，CaO调理后污泥比阻下降至5.97×1012m/kg(约为原状污泥的23.5%)，FeCl3+CaO调理后污泥比阻下降至6.3×1011m/kg(约为原状污泥的2.48%)．

从药剂与温度组合调理污泥抽滤试验结果来看，随着温度的升高，污泥的比阻下降，调理污泥比阻均在80 ℃时下降至最低．原状污泥在80 ℃时，加热不冷却和冷却的比阻分别降至6.52×1012m/kg(约为原状污泥的25.66%)和9.81×1012m/kg(约为原状污泥的38.58%)；FeCl3调理污泥在80 ℃时不冷却和冷却的比阻分别降至1.1×1011m/kg(约为原状污泥的0.43%)和2.3×1011m/kg(约为原状污泥的0.9%)；CaO调理污泥在80 ℃时不冷却和冷却的比阻分别降至2.8×1012m/kg(约为原状污泥的11.02%)和4.02×1012m/kg(约为原状污泥的15.83%)；FeCl3+CaO调理污泥在80 ℃时不冷却和冷却的比阻分别降至9×1010m/kg(约为原状污泥的0.35%)和3.7×1011m/kg(约为原状污泥的1.46%)．可见FeCl3+CaO联合温度调理降低比阻最为明显，FeCl3联合温度调理污泥降低比阻效果次之，CaO联合温度调理效果最差．

观察图8污泥比阻随温度变化曲线发现，继续提高温度比阻依然呈降低趋势．FeCl3联合温度调理污泥在50 ℃以后比阻变化趋于平缓；CaO联合温度调理污泥在80 ℃以后比阻变化趋于平缓；FeCl3+CaO联合温度调理在60 ℃以后比阻变化趋于平缓．即当温度超过某一个值时，继续增加调理温度比阻还会进一步降低，但是降低幅度已大大减小，为此，本文最高调理温度确定为80 ℃．

(a)原状污泥比阻随温度变化

3 调理方式机理分析

3.1 药剂调理机理分析

药剂调理可以大幅度降低污泥比阻，FeCl3+CaO调理最小比阻仅为原状污泥比阻的2.48%．FeCl3、CaO和FeCl3+CaO等化学药剂的调理机理略有不同[22]．如图9所示，对于药剂FeCl3来说，由于污泥颗粒带负电荷，带有3个正电荷Fe3+的加入会中和污泥颗粒表面的一部分负电荷，同时压缩双电层使之变薄(污泥颗粒变小)；Fe3+在水解过程中，污泥颗粒相互接近，当污泥颗粒间静电斥力小于范德华力时，颗粒聚集会生成胶体羟基聚合物或氢氧化物沉淀，随后多个颗粒聚集下沉．CaO会对污泥产生碱化调理作用，即CaO遇水生成Ca(OH)2使污泥变为碱性，碱性条件会破坏污泥内的微生物细胞组织，释放胞内水，同时Ca2+可与胞外聚合物(EPS)中带负电荷的基团结合，使絮体强度增加并分离出部分结合水，另一方面Ca2+与污泥中疏松海绵状结构的腐殖酸结合形成多孔网状结构，与污泥颗粒一起构成骨架体，使颗粒之间联系更紧密，进一步改善真空抽滤作用．FeCl3+CaO两者联合调理污泥时，加入FeCl3+CaO后，既有Fe3+压缩双电层并破坏污泥胶状结构的作用，又有Ca2+破坏残余细胞组织并与污泥颗粒结合(形成更多的孔隙通道)从而释放更多自由水的作用，二者相辅相成提高真空抽滤效率．

图9 药剂调理机理示意图Fig.9 Schematic diagram of agents conditioning mechanism

3.2 温度调理机理分析

温度调理机理体现在改变污泥中水的存在形态和污泥中颗粒与孔隙的结构两个方面[23]．

一方面，污泥温度升高降低了污泥中黏性颗粒对水分子的束缚，污泥中部分结合水会转变为可被机械力去除的自由水，使污泥中自由水、结合水存在形态和各自含量发生变化(如图10所示)．

图10 温度调理机理示意图Fig.10 Schematic diagram of temperature conditioning mechanism

另一方面，加热使污泥中胶体的结构被破坏，污泥颗粒间相互作用减小，污泥中孔隙率增大，颗粒间通道变大，污泥中的胶体体系数量也随之减少，这一过程具有一定的不可逆性．

根据污泥比阻r的定义，其值取决于p、A、μ、ω和b．在过滤压力p与截滤面积A一定的情况下，温度越高，污泥的动力黏度μ越小，污泥中弱结合水含量越低，更容易被排出的自由水含量越多，使得真空抽滤过程中抽滤效率提高，b减小、ω减小(其中b减小的量要远远大于μ与ω减小的量)，动力黏度和弱结合水含量的改变使得b/μω减小，最终比阻r减小，即温度升高，自由水含量增多，动力黏度降低，比阻r降低[14]．污泥加热后再冷却至室温进行抽滤与不冷却直接抽滤相比较，动力黏度μ增大，而污泥中自由水与结合水之间转换具有一定不可逆性，冷却至室温抽滤过程中，抽滤效率降低，使得b增大，ω增大(且b的改变量要远远大于μ与ω的改变量)，动力黏度和自由水与结合水之间的转换使得b/μω增大，即比阻出现回升．

加热并冷却后污泥的比阻比加热不冷却污泥的比阻要高，这一现象同样也可以用调理温度的高低和弱结合水含量的转换来解释．

3.3 组合调理机理分析

FeCl3和CaO药剂调理污泥破坏污泥胶状絮体结构，使污泥内部结合水转变为容易被排出的自由水，影响污泥比阻r的b减小(排水速率提高)，ω减小，从而提高污泥的脱水性能，再结合温度进行调理，升高温度，进一步降低了弱结合水含量，升高了自由水含量，使b减小(排水速率提高)，降低了动力黏度μ，从而使组合调理的污泥比阻再次降低．

4 结 论

(1)药剂调理后抽滤液体积都有一定的提升，FeCl3+CaO调理时污泥抽滤液体积最大，为35 mL．药剂与温度组合调理条件下，在21～80 ℃ 的温度范围内，不同药剂调理污泥均是在80 ℃时抽滤液体积最大，且抽滤时间最短．加热至不同温度冷却后的抽滤排水速率比冷却前呈下降趋势．

(2)由于生物降解与自然降解等作用，原状污泥的有机质含量只有27.8%，经过不同药剂调理后有机质含量均有所降低，FeCl3调理后降至24.52%，CaO调理后降至27.34%，FeCl3+CaO调理后降至22.18%．在加热至80 ℃时，原状污泥及FeCl3、CaO和FeCl3+CaO调理污泥有机质含量分别降至26.3%、23.8%、25.3%和21.1%．说明药剂与温度组合调理能进一步降低污泥的有机质含量．

(3)经过不同药剂调理后污泥的比阻均大幅度下降，FeCl3、CaO、FeCl3+CaO调理污泥分别只有原状污泥的3.74%(9.5×1011m/kg)、23.5%(5.97×1012m/kg)、2.48%(6.3×1012m/kg)．污泥的脱水性能得到了极大的改善．

(4)药剂与温度组合调理污泥比阻会随着温度的升高而降低．污泥弱结合水含量随温度的升高而降低，动力黏度随温度的升高而降低，二者联合作用会导致污泥比阻降低．此外，在温度调理中，加热后马上进行抽滤比加热冷却后再进行抽滤得到的比阻要低，也符合这一规律．