1 引言(Introduction)

城市污水处理厂剩余污泥通常具有含水率高、体积大的特点，因此作为能有效缩减污泥体积的一个处理环节，污泥脱水在污泥处理过程中十分必要.为改善污泥脱水效果及提高脱水过程中的固体回收率，污泥在脱水前，常需要进行调理.然而，由于污泥颗粒细小、亲水性强，采用聚丙烯酰胺、铝盐、铁盐等化学药剂调理并采用常规的压滤机械脱水后，污泥含水率依然高达78%以上(Zhou et al., 2014；王蓉，2008).为提高污泥脱水性能，研究者采用高温高压(Neyens et al., 2003；Liu et al., 2012)、Fenton氧化(Tony et al., 2009；Yu et al., 2016)、臭氧氧化(刘亮，2014；Zhou et al., 2014)、冻融调理(黄玉成，2009；Diak et al., 2016)等方式对污泥进行调理并分别对其作用效果进行了研究.这些处理方法虽然在一定程度上可以促进污泥脱水性能的改善，但由于其运行成本较高、实际操作难度较大等原因，这些技术目前还难以得到大规模的应用.

生物淋滤法是一种可有效去除污泥中重金属的方法(Wen et al., 2013；朱南文等，2003)，其原理是利用自养型硫杆菌通过氧化外源添加的元素硫等基质降低体系的pH，将一些难溶的重金属从固相中溶解出来从而降低污泥体系中的重金属含量(刘昌庚，2010；Zhu et al., 2014；康得军等，2016).近年来不断有研究表明，生物淋滤法在降低污泥固相中重金属含量的同时，也能有效地改善污泥脱水性能，因此，生物淋滤法作为污泥的一种生物调理措施，开始得到国内外学者的关注(Huo et al., 2014；Li et al., 2012；Raynaud et al., 2012).本课题组从降低生物调理的运行成本角度出发，考察了以亚铁盐为基质的氧化亚铁硫杆菌的作用效果.课题组在前期研究中发现，在污泥体系中投加质量比为7:3的氧化亚铁(FeSO₄的质量以Fe²⁺计)及单质硫的混合基质，能最大程度地提升污泥脱水性质.本文在此基础上，对混合基质的投加量对污泥脱水性能及其它理化性质的影响进行了进一步研究，以期为工程实践提供进一步的技术支持.

2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料

实验所用剩余污泥取自上海市闵行水质净化厂二沉池.使用孔径为1 mm的筛去除大颗粒杂质后自然沉降8 h，去除上清液后在3000 r·min^-1的条件下离心2 min，去除上清液并将得到的浓缩污泥搅拌均匀，测定其含固率，并用上清液回调至含固率为2.5%，冷藏在4 ℃的冰箱中备用.由此得到的实验用污泥初始理化性质如表 1所示.

2.2 实验装置与方法

实验采用如图 1所示的玻璃反应器，有效容积为2 L.使用ACO系列电磁式空气泵作为曝气装置，使用LZB-3转子流量计控制流量.

实验共设置6组，每组初始污泥量为1.5 L.装入污泥后，分别在不同反应器中投加质量为污泥干重的10%、15%、20%、25%、30%的硫酸亚铁和单质硫混合基质(以Fe²⁺和S⁰的质量计，且两者投加比例为Fe²⁺:S⁰= 7:3)，不添加药剂设置为对照组.实验过程中固定曝气流量为600 mL·min^-1，并加盖减少水分蒸发，同时每24 h以去离子水补充水分.实验过程中每24 h取样40 mL并测定相应参数.

2.3 分析方法

污泥pH采用pHS-3C pH计测定，毛细吸水时间(Capillary suction time, CST)由304B型CST测定仪测定，粘度由NDJ-8S数显粘度计测定，Zeta电位为原始污泥稀释100倍后由Particle Analyzer Delsa仪测定.

泥饼含固率测定过程中，泥饼为TG250污泥比阻测定仪测定污泥样的比阻之后所得滤纸上的泥样.将所得泥样在0.8 MPa的压强下继续抽滤至1 h保证泥饼破裂，后取出泥饼在105 ℃的烘箱中放置24 h，并测定其含固率，所得数值即为泥饼含固率(肖凌鹏，2011).

胞外聚合物(Extracellular Polymeric Substances，EPS)的提取及测定方法主要分为以下几步.将污泥在2000 r·min^-1的条件下离心10 min.弃去上清液后用0.1 mol·L^-1的NaCl溶液清洗，并在20 kHz的条件下超声5 min，而后在8000 r·min^-1的条件下离心20 min，将上清液抽滤后即得到疏松型EPS(loosely bound-EPS，LB-EPS).剩余污泥仍用0.1 mol·L^-1的NaCl溶液清洗，并在70 ℃水浴30 min后在12000 r·min^-1的条件下离心20 min，上清液经抽滤后得到紧密型EPS(tightly bound-EPS，TB-EPS).

3 结果与讨论(Results and discussions) 3.1 不同投加量对污泥脱水性能的影响 3.1.1 不同投加量对污泥CST的影响

CST是衡量污泥脱水效果的重要指标，本实验中各组的CST变化情况如图 2a所示.可看出前24 h内，各组的污泥CST快速下降，且投加药剂的各组CST下降程度明显比对照组大，但投加药剂的5组的CST数值差别不大.表明在短时间内曝气有利于污泥脱水，而投加生物调理药剂能进一步改善CST，增强脱水效果.随着反应进行，各组CST降低速率减缓，至反应第6 d，各组CST基本达到最低，其中对照组为17.4 s，而投药量为30%的组CST值最低，仅为9.2 s，是对照组的52.87%.在第6 d以后，投加药剂组的CST随着投药量的加大呈逐渐上升的趋势，分析原因为曝气时间过长，微生物细菌因为底物的缺乏而大量消亡，导致微生物淋滤体系难以维持，也因此投加基质越少CST数值上升越明显(宋兴伟等，2008；肖凌鹏，2011).

3.1.2 不同投加量对泥饼含固率的影响

泥饼含固率的变化能最直观地表现污泥脱水效果的好坏.从图 2b中可以看出，相比于对照组，投药量为20%、25%、30%的3组的泥饼含固率有明显提升.对照组的泥饼含固率为13.67%，而其中泥饼含固率最高的是投加量为20%组，达到18.48%，较对照组提升了35.2%.由此可见投加药剂对污泥的脱水性能具有明显的改善效果，且根据泥饼含固率的提高效果，可以判定投加药剂的质量为污泥干重的20%时对污泥脱水的改善效果最好.

3.2 不同投加量对污泥理化性质的影响 3.2.1 不同投加量对污泥pH的影响

pH的数值变化是衡量生物淋滤作用是否有效的重要指标.从图 3a中可以看出从反应初期开始，投加药剂的各组的pH都有显著的下降，且下降程度远比对照组更明显，表明生物淋滤效果良好.至反应第6 d，各组pH的值基本达到最低，除了投加量为10%的组，其它4组的pH均能降至2.0及以下，而对照组最低仍达4.32.随着反应继续进行，pH值分别略有上升，显示出同CST数值一致的变化趋势，也印证了之前的对于CST变化的解释.

3.2.2 不同投加量对污泥粘度的影响

污泥粘度是衡量污泥脱水难易的相关指标.粘度越大，污泥脱水越困难.不同投加量对污泥粘度的影响情况如图 3b所示.从图中可以看出，投加药剂后相比于对照组，各组的污泥粘度下降程度更明显.在反应开始后的前24 h，各组的粘度快速下降，且加药各组的下降速率明显大于空白组.而后，随着反应继续进行，各组的粘度不断降低，至反应第10 d，投加药剂各组的粘度仅为初始污泥粘度的20%左右，比对照组(516 mPa·s)低了50%.而在投加药剂各组中，药剂量为30%的组粘度最低(204 mPa·s)，但投药量为20%和25%的2组粘度与30%的组十分相近(p_(0.5)=0.0387).此外，投药量为10%和15%的2组粘度较高，与投加量为30%的组相比差异显著(p_(0.05)=8.73×10^-5＜0.05)，表明这两组的粘度改善效果较差.分析原因可能与投药量有关，且这2组粘度的变化情况与泥饼含固率的情况相同.

3.2.3 不同投加量对污泥Zeta电位的影响

Zeta电位表征污泥中颗粒的稳定情况.理论上当Zeta电位为零时，污泥颗粒脱稳，脱水性最好.但在实际应用中，发现污泥稍带正电能更有利于污泥脱水(赵庆祥，2002).

本实验中各反应组的Zeta电位随着时间的变化情况如图 4所示.可以看到对照组的Zeta电位在整个反应过程中都在-20 mV到-15 mV的范围内变化.而投加药剂之后的各组的Zeta电位较对照组都有不同程度的提升，且投加药剂量越大，Zeta电位上升越明显.其中，投加量为30%的组在第5 d即达到1.26 mV，而除了投药量为10%，其它4组在后期Zeta电位均能达到零左右.各组Zeta电位的结果表明投加生物调理药剂确实能有效提高污泥脱水性能，且投加药剂量为20%以上对污泥脱稳效果较好，这样的变化情况与CST和pH的变化基本一致.

3.3 不同投加量对污泥上清液的影响 3.3.1 不同投加量对SCOD的影响

污泥絮体细胞及EPS中大量的有机物使得颗粒亲水性强，从而影响了污泥脱水的效果.从图 5a所示的各组SCOD的变化情况来看，投加药剂后各体系中的SCOD含量经历了先升高后降低的过程，表明在此阶段污泥絮体及EPS中的部分有机物被释放到上清液中，而后被降解，由此使得污泥体系中的有机物含量减少，部分结合水被放出，改善了脱水性能.同时，比较各体系的变化情况，不难看出药剂投加量越大，有机物释放量越大.而对照组全程有机物含量变化并不明显，表明污泥絮体有机物含量并未改善，也由此影响了其脱水效果.

3.3.2 不同投加量对EPS的影响

EPS对污泥脱水具有重要的影响.Li等(2007)的研究表明，过量的EPS会影响细胞之间的连接和污泥絮体的形成，从而影响污泥絮凝和脱水的效果.本实验综合考察了各组体系中的LB-EPS和TB-EPS的含量变化情况，从侧面分析并印证生物调理改善污泥脱水的效果.

如图 5b所示，各体系中的LB-EPS随着反应的进行都有不同程度的提升.其中加药各组的提升量明显大于对照组，且投加药剂量越大，LB-EPS含量越高.反观图 5c中TB-EPS的变化情况，可以很清楚地看出各组含量下降明显，投加药剂各组的减小量较对照组高，且投药量越大，减小量越多.

综合各组LB-EPS及TB-EPS含量变化情况所得出的各组EPS的总体变化趋势，可看出投加药剂使得污泥絮体中的部分TB-EPS被降解或释放，其中的有机物被释放到外层的LB-EPS层或上清液中，导致TB-EPS含量减少而LB-EPS含量增加.但是总体EPS呈现下降趋势，污泥中的有机物被释放而减少，也因此使得污泥脱水效果得到改善.这与Huo及Merrylin等(Huo et al., 2014；Merrylin et al., 2013)认为的污泥中的EPS含量变化由非单一的影响因素所决定的结论相统一，即一方面因为污泥细胞中的有机质释放到外层EPS中而使得其含量上升，而另一方面又因为EPS自身部分被微生物所降解而含量减少.

4 结论(Conclusions)

1) 从本实验各指标的数据变化中可以看出，在污泥中投加FeSO₄及S⁰等生物基质进行生物调理，能使得污泥的CST、污泥粘度明显下降，Zeta电位更趋于中性，泥饼含固率更高，且污泥中的EPS得到更充分地释放和降解，由此表明对活性污泥进行生物淋滤确实能有效改善污泥脱水效果.

2) 比较不同基质投加量对污泥脱水效果的影响，发现对活性污泥投加总质量为污泥干重的20%的FeSO₄和S⁰的混合基质(按照Fe²⁺与S⁰质量比为7:3的比例)，经生物淋滤后所得污泥的脱水效果最好.Zeta电位达到2.5 mV，CST较对照组降低了38.71%，粘度下降了81.91%，泥饼含固率是对照组的135.19%，污泥脱水效果得到了明显的提升.

3) 对活性污泥进行生物淋滤之后，污泥体系中的EPS总含量降低，其中LB-EPS含量上升，而TB-EPS的含量明显下降.这一方面是由于与细胞紧密结合的有机质经过生物淋滤之后被释放到外层的EPS中而使得EPS含量上升，另一方面因为EPS本身被部分降解而使得其有机质含量减少的综合效果.然而根据总EPS含量下降的结果，表明污泥脱水效果总体呈现改善的趋势.