0 引 言
剩余污泥高含水率是限制其后續(xù)處理與處置的重要因素，如何有效降低污泥含水率是污泥處理的關(guān)
鍵環(huán)節(jié)［1-2］。為了強(qiáng)化污泥的脫水性能，各種物理、化學(xué)或生物調(diào)理方法應(yīng)運(yùn)而生，包括熱處理、酸堿處理、超聲處理、氧化劑處理以及生物酶處理等，主要通過(guò)破壞污泥多孔性的膠羽結(jié)構(gòu)，促使污泥表面的部分胞外聚合物( EPS) 和污泥溶胞釋放大量多聚物進(jìn)入液相，有利于污泥表面吸附水、結(jié)合水向間隙水和自由水的轉(zhuǎn)化，例如 Fenton 調(diào)理［3-4］、超聲波調(diào)理［5-6］、生物酶調(diào)理［7-9］等; 另外，通過(guò)加入調(diào)理劑調(diào)節(jié)污泥中多聚物的含量，維持合理的陽(yáng)離子濃度和離子比例，使污泥顆粒脫穩(wěn)聚集、增大污泥絮體，創(chuàng)造出有利于污泥脫水的環(huán)境條件，例如無(wú)機(jī)/ 有機(jī)高分子混凝劑［10］、微生物絮凝劑［11］和表面活性劑［12-13］等。然而，當(dāng)前的研究主要針對(duì)某一種具體技術(shù)，而且研究結(jié)論尚存在分歧，并缺乏對(duì)已有常用技術(shù)的系統(tǒng)評(píng)定。
本研究在調(diào)研國(guó)內(nèi)外研究現(xiàn)狀的基礎(chǔ)上，選擇Fenton 調(diào)理、超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理、十二烷基磺酸鈉 ( SDS) -NaOH 聯(lián)合調(diào)理、溶菌酶調(diào)理、蛋白酶 K 調(diào)理共 5 種調(diào)理方式進(jìn)行污泥預(yù)處理，以泥餅含水率和毛細(xì)吸水時(shí)間( CST) 作為評(píng)價(jià)污泥脫水性能的指標(biāo)，對(duì)以上 5 種調(diào)理方式的顯著影響因素進(jìn)行優(yōu)化，并系統(tǒng)評(píng)定了各方式對(duì)污水廠污泥脫水性能的強(qiáng)化效果、應(yīng)用條件及經(jīng)濟(jì)成本等特點(diǎn)，以期為污水處理廠污泥預(yù)處理技術(shù)選擇提供參考。
1 實(shí)驗(yàn)部分
1. 1 實(shí)驗(yàn)污泥
實(shí)驗(yàn)所用污泥取自上海市閔行水處理運(yùn)營(yíng)有限公司產(chǎn)生的濃縮污泥，取回后立即放入 4 ℃ 冰箱中儲(chǔ)存。實(shí)驗(yàn)污泥的基本性質(zhì)如表 1 所示。

 1. 2 調(diào)理方法
分別量取 50 mL 污泥樣品，對(duì)其先后進(jìn)行不同方式的調(diào)理( 表 2) 。其中，F(xiàn)enton 調(diào)理和 SDS-NaOH 聯(lián)合調(diào)理實(shí)驗(yàn)將污泥樣品置于磁力攪拌機(jī)上攪拌 1 h，超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理實(shí)驗(yàn)時(shí)超聲波頻率為 40 kHz，溶菌酶調(diào)理和蛋白酶 K 調(diào)理實(shí)驗(yàn)將污泥樣品恒溫水浴并攪拌 1 h，取出后進(jìn)行污泥泥餅含水率和 CST 的測(cè)定。

1. 3 污泥指標(biāo)測(cè)定
泥餅含水率的測(cè)定: 將 30 mL 待測(cè)污泥倒入布氏漏斗，在－0. 1 MPa 恒壓下真空抽濾，30 s 內(nèi)無(wú)濾液滴落即認(rèn)為抽濾脫水完成，采用 CJ / T 221—2005《城市污水處理廠污檢驗(yàn)方法》［14］測(cè)定脫水泥餅的含水率。
CST 的測(cè)定: 取 10 mL 待測(cè)污泥，采用毛細(xì)吸水時(shí)間測(cè)試儀( DFC-10A 型) 測(cè)定 CST。
2 結(jié)果與討論
2. 1  Fenton 調(diào)理對(duì)污泥脫水性能的影響
2. 1. 1  Fe2+ 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響
一般認(rèn)為 Fenton 試劑氧化的最佳 pH 為 2 ～
4［15］，本實(shí)驗(yàn)中調(diào)節(jié)污泥 pH 為 3。30% H O 投加量為 30. 0 mg / g 時(shí)，F(xiàn)e2+ 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響如圖 1a 所示。隨著 Fe2+ 投加量的增加，泥餅含水率和 CST 均先減小后增加，F(xiàn)e2+ 投加量為 30. 0 mg / g時(shí)，泥餅含水率和 CST 達(dá)到最小值，分別為 65. 4% 和33. 3 s。Fe2+ 離子在 Fenton 反應(yīng)中作為催化劑促進(jìn)
·OH的產(chǎn)生，·OH 具有強(qiáng)氧化性［16］，能夠破解污泥絮體、胞外聚合物( EPS) 和細(xì)胞的結(jié)構(gòu)，氧化分解 EPS等有機(jī)物，促進(jìn)細(xì)胞內(nèi)部水和結(jié)合水的釋放，改善污泥脫水性能［3-4］。同時(shí)，F(xiàn)e2+ 被氧化生成的 Fe3+ 可以通過(guò)生成磷酸鐵沉淀及 Fe3+ 水解聚合沉淀產(chǎn)物進(jìn)一步強(qiáng)化污泥脫水性能［17］。Fe2+ 投加量過(guò)高時(shí)，會(huì)和有機(jī)物競(jìng)爭(zhēng)·OH，且 Fe3+ 也能與 H O 發(fā)生反應(yīng)，從而削弱 Fenton 試劑的氧化效果，不利于污泥脫水性能的提升。
2. 1. 2 H2 O2 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響
圖 1b 是 Fe2+ 投加量為 30. 0 mg / g 時(shí)，H O 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響。H2 O2 投加量( 以 30%
H2 O2 計(jì)) 為 30. 0 mg / g 時(shí)，泥餅含水率和 CST 均達(dá)到

0 引 言
剩余污泥高含水率是限制其后續(xù)處理與處置的重要因素，如何有效降低污泥含水率是污泥處理的關(guān)
鍵環(huán)節(jié)［1-2］。為了強(qiáng)化污泥的脫水性能，各種物理、化學(xué)或生物調(diào)理方法應(yīng)運(yùn)而生，包括熱處理、酸堿處理、超聲處理、氧化劑處理以及生物酶處理等，主要通過(guò)破壞污泥多孔性的膠羽結(jié)構(gòu)，促使污泥表面的部分胞外聚合物( EPS) 和污泥溶胞釋放大量多聚物進(jìn)入液相，有利于污泥表面吸附水、結(jié)合水向間隙水和自由水的轉(zhuǎn)化，例如 Fenton 調(diào)理［3-4］、超聲波調(diào)理［5-6］、生物酶調(diào)理［7-9］等; 另外，通過(guò)加入調(diào)理劑調(diào)節(jié)污泥中多聚物的含量，維持合理的陽(yáng)離子濃度和離子比例，使污泥顆粒脫穩(wěn)聚集、增大污泥絮體，創(chuàng)造出有利于污泥脫水的環(huán)境條件，例如無(wú)機(jī)/ 有機(jī)高分子混凝劑［10］、微生物絮凝劑［11］和表面活性劑［12-13］等。然而，當(dāng)前的研究主要針對(duì)某一種具體技術(shù)，而且研究結(jié)論尚存在分歧，并缺乏對(duì)已有常用技術(shù)的系統(tǒng)評(píng)定。
本研究在調(diào)研國(guó)內(nèi)外研究現(xiàn)狀的基礎(chǔ)上，選擇Fenton 調(diào)理、超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理、十二烷基磺酸鈉 ( SDS) -NaOH 聯(lián)合調(diào)理、溶菌酶調(diào)理、蛋白酶 K 調(diào)理共 5 種調(diào)理方式進(jìn)行污泥預(yù)處理，以泥餅含水率和毛細(xì)吸水時(shí)間( CST) 作為評(píng)價(jià)污泥脫水性能的指標(biāo)，對(duì)以上 5 種調(diào)理方式的顯著影響因素進(jìn)行優(yōu)化，并系統(tǒng)評(píng)定了各方式對(duì)污水廠污泥脫水性能的強(qiáng)化效果、應(yīng)用條件及經(jīng)濟(jì)成本等特點(diǎn)，以期為污水處理廠污泥預(yù)處理技術(shù)選擇提供參考。
1 實(shí)驗(yàn)部分
1. 1 實(shí)驗(yàn)污泥
實(shí)驗(yàn)所用污泥取自上海市閔行水處理運(yùn)營(yíng)有限公司產(chǎn)生的濃縮污泥，取回后立即放入 4 ℃ 冰箱中儲(chǔ)存。實(shí)驗(yàn)污泥的基本性質(zhì)如表 1 所示。
 1. 2 調(diào)理方法
分別量取 50 mL 污泥樣品，對(duì)其先后進(jìn)行不同方式的調(diào)理( 表 2) 。其中，F(xiàn)enton 調(diào)理和 SDS-NaOH 聯(lián)合調(diào)理實(shí)驗(yàn)將污泥樣品置于磁力攪拌機(jī)上攪拌 1 h，超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理實(shí)驗(yàn)時(shí)超聲波頻率為 40 kHz，溶菌酶調(diào)理和蛋白酶 K 調(diào)理實(shí)驗(yàn)將污泥樣品恒溫水浴并攪拌 1 h，取出后進(jìn)行污泥泥餅含水率和 CST 的測(cè)定。
1. 3 污泥指標(biāo)測(cè)定
泥餅含水率的測(cè)定: 將 30 mL 待測(cè)污泥倒入布氏漏斗，在－0. 1 MPa 恒壓下真空抽濾，30 s 內(nèi)無(wú)濾液滴落即認(rèn)為抽濾脫水完成，采用 CJ / T 221—2005《城市污水處理廠污檢驗(yàn)方法》［14］測(cè)定脫水泥餅的含水率。
CST 的測(cè)定: 取 10 mL 待測(cè)污泥，采用毛細(xì)吸水時(shí)間測(cè)試儀( DFC-10A 型) 測(cè)定 CST。
2 結(jié)果與討論
2. 1  Fenton 調(diào)理對(duì)污泥脫水性能的影響
2. 1. 1  Fe2+ 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響
一般認(rèn)為 Fenton 試劑氧化的最佳 pH 為 2 ～
4［15］，本實(shí)驗(yàn)中調(diào)節(jié)污泥 pH 為 3。30% H O 投加量為 30. 0 mg / g 時(shí)，F(xiàn)e2+ 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響如圖 1a 所示。隨著 Fe2+ 投加量的增加，泥餅含水率和 CST 均先減小后增加，F(xiàn)e2+ 投加量為 30. 0 mg / g時(shí)，泥餅含水率和 CST 達(dá)到最小值，分別為 65. 4% 和33. 3 s。Fe2+ 離子在 Fenton 反應(yīng)中作為催化劑促進(jìn)
·OH的產(chǎn)生，·OH 具有強(qiáng)氧化性［16］，能夠破解污泥絮體、胞外聚合物( EPS) 和細(xì)胞的結(jié)構(gòu)，氧化分解 EPS等有機(jī)物，促進(jìn)細(xì)胞內(nèi)部水和結(jié)合水的釋放，改善污泥脫水性能［3-4］。同時(shí)，F(xiàn)e2+ 被氧化生成的 Fe3+ 可以通過(guò)生成磷酸鐵沉淀及 Fe3+ 水解聚合沉淀產(chǎn)物進(jìn)一步強(qiáng)化污泥脫水性能［17］。Fe2+ 投加量過(guò)高時(shí)，會(huì)和有機(jī)物競(jìng)爭(zhēng)·OH，且 Fe3+ 也能與 H O 發(fā)生反應(yīng)，從而削弱 Fenton 試劑的氧化效果，不利于污泥脫水性能的提升。
2. 1. 2 H2 O2 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響
圖 1b 是 Fe2+ 投加量為 30. 0 mg / g 時(shí)，H O 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響。H2 O2 投加量( 以 30%
H2 O2 計(jì)) 為 30. 0 mg / g 時(shí)，泥餅含水率和 CST 均達(dá)到最小值，分別為 64. 8% 和 43. 3 s。反應(yīng)體系中 H2 O2投加量增大，使得 OH·的產(chǎn)生速率和產(chǎn)生量增大，氧化效率提高，但過(guò)量的 H2 O2 會(huì)與·OH 反應(yīng)生成氧化性較弱的 HO2·，也會(huì)導(dǎo)致 H2 O2 分解及·OH 自身反應(yīng)，使·OH 濃度下降，影響 Fenton 調(diào)理效果［18］。
2. 2 超聲波-PFS  聯(lián)合調(diào)理對(duì)污泥脫水性能的影響
2. 2. 1 PFS 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響
圖 2a 所示為超聲波作用時(shí)間 30 s 時(shí)，不同 PFS投加量下的污泥脫水性能。污泥泥餅含水率和 CST均隨 PFS 投加量的增加而減小，表明 PFS 的聯(lián)用有利于污泥脫水性能的進(jìn)一步提升。PFS 投加量為15. 0 mg / g 時(shí)，污泥泥餅含水率下降至 70. 51%，CST下降至最小值 123. 9 s。而 PFS 投加量繼續(xù)增加對(duì)污泥脫水性能的提升作用趨于飽和。PFS 能水解生成多核絡(luò)合物等產(chǎn)物，對(duì)污泥中的膠體顆粒起到電中和、吸附架橋和網(wǎng)捕卷掃等作用，使膠粒脫穩(wěn)聚沉并釋放吸附水，提高污泥脫水性能［19］。PFS 投加量過(guò)大時(shí)反而產(chǎn)生膠體保護(hù)作用，使污泥聚沉速率降低。綜合考慮強(qiáng)化效果、經(jīng)濟(jì)成本等因素，認(rèn)為本實(shí)驗(yàn)污泥條件下 PFS 最佳投加量為 15. 0 mg / g。
 

2. 2. 2 超聲波作用時(shí)間對(duì)污泥脫水性能的影響
PFS 投加量為 15. 0 mg / g 時(shí)，超聲波作用時(shí)間對(duì)污泥脫水性能的影響如圖 2b 所示。泥餅含水率和
CST 均在超聲波作用時(shí)間為 30 s 時(shí)達(dá)到最小值，分別為 70. 51%、123. 9 s。相關(guān)研究表明，超聲波的空化、水力剪切作用能破壞污泥菌膠團(tuán)及細(xì)胞結(jié)構(gòu)，釋放部分結(jié)合水，同時(shí)超聲波產(chǎn)生的局部發(fā)熱、界面破穩(wěn)和振動(dòng)作用都能加速固液分離［5，20］，與 PFS 的聯(lián)用則進(jìn)一步強(qiáng)化污泥沉降性能。但過(guò)長(zhǎng)的超聲波作用時(shí)間可能會(huì)導(dǎo)致污泥顆粒被過(guò)度分解，污泥黏度增大［6］，污泥脫水性能反而下降，不利于后續(xù)處理。
2. 3 表面活性劑(  SDS) －堿( NaOH) 聯(lián)合調(diào)理對(duì)污泥脫水性能的影響
2. 3. 1 表面活性劑( SDS) 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響
SDS-NaOH 聯(lián)合調(diào)理時(shí)，NaOH 投加量為 0. 5 g / g的條件下，不同 SDS 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響如圖 3a 所示。污泥的泥餅含水率隨SDS 投加量的增加而減小，但均大于未經(jīng)調(diào)理污泥的泥餅含水率 ( 82. 06%) ，且不同 SDS 投加量下 CST 均大于儀器顯示范圍( 999 s) ，表明投加 SDS 后污泥脫水性能出現(xiàn)惡化。分析認(rèn)為: 陰離子表面活性劑 SDS 與同樣帶負(fù)電荷的污泥顆粒之間存在靜電斥力，使 SDS 無(wú)法很好地吸附于污泥顆粒表面，也使污泥絮體處于不穩(wěn)定懸浮狀態(tài)，同時(shí) SDS 的兩親結(jié)構(gòu)和增溶作用使得
EPS 脫落并溶解于水中，導(dǎo)致包裹于污泥絮體中的顆粒被釋放，使污泥絮凝、過(guò)濾性能變差［12，21］，CST 值較大。而隨著 SDS 投加量的增加，污泥表面張力降低，且更多 EPS 脫落并溶解，使污泥結(jié)合水和間隙水減少，泥餅含水率有所下降。

 2. 3. 2 pH 對(duì)污泥脫水性能的影響
SDS 投加量為 0. 20 g / g 時(shí)，pH 對(duì)污泥脫水性能的影響如圖 3b 所示。可知: 污泥脫水性能在酸性條件下較好，在堿性條件下顯著惡化，最優(yōu) pH 為 3，這與洪晨等［22］的研究結(jié)果相似。相關(guān)研究也表明，酸性條件能促進(jìn)EPS 水解，減弱污泥表面電荷，促進(jìn)結(jié)合水釋放和污泥絮體進(jìn)一步絮凝，從而提高污泥脫水性能［22-23］。
2. 4  生物酶調(diào)理對(duì)污泥脫水性能的影響
根據(jù)相關(guān)研究［8-9］，本實(shí)驗(yàn)選擇溶菌酶和蛋白酶
K 調(diào)理的反應(yīng)溫度分別為 37，55 ℃ 。pH = 6. 5 時(shí)，溶菌酶和蛋白酶 K 投加量對(duì)污泥脫水性能的影響分別
 如圖 4a、b 所示。可知: 兩種酶作用下，污泥泥餅含水率和 CST 均隨酶投加量的增加而先減小后趨于穩(wěn)定。由圖 4a 可知: 溶菌酶的最佳投加量為 3. 0 mg / g，此時(shí)泥餅含水率和 CST 分別下降至 74. 34%、250. 6 s，溶菌酶投加量進(jìn)一步提高至 6. 0 mg / g 時(shí)，污泥泥餅含水率回升至 75. 24%，CST 則進(jìn)一步下降至 238. 7 s，表明溶菌酶對(duì)污泥脫水性能提升的效果趨于穩(wěn)定。由圖 4b 可知: 蛋白酶 K 調(diào)理時(shí)，污泥泥餅含水率和
CST 在蛋白酶 K 投加量為 0. 5 mg / g 時(shí)達(dá)到最低值，分別為 66. 57%、88. 1 s，而繼續(xù)增加蛋白酶 K 投加量，污泥脫水性能不再有明顯上升。
 

溶菌酶的等電點(diǎn)在 11 左右［24］，在污泥溶液中帶正電荷，能與呈電負(fù)性的污泥膠體顆粒相互作用而促進(jìn)微生物細(xì)胞壁水解，釋放結(jié)合水［25］。但溶菌酶減弱了EPS 與微生物間的黏附作用，破壞污泥絮體結(jié)構(gòu)，使污泥沉降性能下降，污泥 CST 相對(duì)偏大［7］。使用蛋白酶調(diào)理污泥時(shí)，蛋白酶能夠催化裂解細(xì)胞結(jié)構(gòu)，并水解細(xì)胞釋放出的及污泥中原有的蛋白質(zhì)［9］，因而其對(duì)污泥脫水性能的強(qiáng)化作用優(yōu)于溶菌酶。實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，過(guò)量的酶并不能提高污泥脫水性能，可能是由于酶促反應(yīng)在此底物污泥濃度下達(dá)到“飽和”。
2. 5 不同調(diào)理方法強(qiáng)化污水廠污泥脫水性能的綜合比較

圖 5 對(duì)比了各調(diào)理方法在最優(yōu)條件下所得污泥的泥餅含水率和 CST。可知: 各調(diào)理方法能不同程度地降低污泥的泥餅含水率和 CST，提高污泥的脫水性能。Fenton 調(diào)理的效果最為突出，泥餅含水率下降
17. 26 百分點(diǎn)，CST 下降 520. 6 s，其次依次是蛋白酶
K 調(diào)理、超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理、SDS-NaOH 聯(lián)合調(diào)理和溶菌酶調(diào)理。其中，SDS-NaOH 聯(lián)合調(diào)理的最優(yōu)
pH 均為 3，NaOH 的協(xié)同作用反而使污泥脫水性能惡化。溶菌酶調(diào)理和蛋白酶 K 調(diào)理效果對(duì)比表明蛋白酶 K 更能促進(jìn)污泥中水分的脫除，可能是由于蛋白酶 K 不僅能促進(jìn)污泥中微生物細(xì)胞結(jié)構(gòu)的水解，還能水解污泥中原有的和細(xì)胞破解后釋放的有機(jī)物質(zhì)。
表 3 總結(jié)了本研究涉及的 5 種污泥調(diào)理方法的脫水機(jī)理、應(yīng)用條件、調(diào)理效果及應(yīng)用特點(diǎn)，并根據(jù)市場(chǎng)價(jià)格計(jì)算各方法的經(jīng)濟(jì)成本。可知: Fenton 調(diào)理每噸干污泥的費(fèi)用最低，其次是超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理，費(fèi)用最高的是 SDS-NaOH 聯(lián)合調(diào)理。雖然溶菌酶和蛋白酶 K 的投加量相對(duì)較少，但其單價(jià)高導(dǎo)致每噸干污泥的處理費(fèi)用較高，后續(xù)研究可以考慮探討酶與混凝劑聯(lián)合使用對(duì)污泥脫水性能和經(jīng)濟(jì)成本的影響。超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理的反應(yīng)條件較溫和且反應(yīng)時(shí)間僅 30 s，有利于污泥處理和污水處理的銜接，同時(shí)超聲波的協(xié)同作用能減少 PFS 的投加量，相應(yīng)經(jīng)濟(jì)成本較低。因此可認(rèn)為超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理是最適合污水處理廠的污泥調(diào)理方式。
 
3 結(jié) 論
1) 本研究選用的 5 種污泥調(diào)理方式中，F(xiàn)enton 調(diào)理對(duì)污泥脫水性能的改善效果最好，pH = 3，F(xiàn)e2+ 和
H2 O2( 以 30%H2 O2 計(jì)) 的投加量均為 30. 0 mg / g 時(shí)，污泥泥餅含水率和 CST 分別為 64. 8%、43. 3 s，且經(jīng)濟(jì)成本最低，但其強(qiáng)酸性條件可能會(huì)對(duì)設(shè)備運(yùn)行和污泥后續(xù)處理處置和資源化利用帶來(lái)困難。
2) 技術(shù)經(jīng)濟(jì)綜合分析認(rèn)為: 超聲波-PFS 聯(lián)合調(diào)理是相對(duì)最優(yōu)的污泥調(diào)理方式，超聲波作用時(shí)間 30 s，PFS 投加量為 15. 0 mg / g 時(shí)，污泥的泥餅含水率
 
平均為 70. 51%。
3) SDS-NaOH 聯(lián)合調(diào)理后污泥的脫水性能發(fā)生惡化，原因可能在于堿性條件下污泥中過(guò)量的 EPS難以溶解。而在強(qiáng)酸性條件( pH = 3) 下，污泥脫水性能有所提升。與投加表面活性劑相比，pH 的變化對(duì)污泥脫水性能的影響更明顯。
4) 兩組酶處理中，蛋白酶 K 比溶菌酶更有利于污泥脫水性能的提升，可能歸因于蛋白酶 K 能促進(jìn)細(xì)胞壁中和細(xì)胞破碎后所釋放蛋白質(zhì)的水解。

作者：陳靜涵 何巖 喬趙超 黃民生 盛宸