2019年中國城鎮污泥處理處置技術與應用高級研討會 (第十屆)日程暨邀請函
 
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不同剪切條件下活性污泥理化性質及脫水性能的響 應特征 張越,王毅力∗ 北京林業大學環境科學與工程學院,北京市水體污染源控制技術重點實驗室,北京100083

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第33 卷第12 期
2013 年12 月
環 境 科 學 學 報
 Acta Scientiae Circumstantiae
Vol. 33,No. 12
Dec. , 2013
基金項目: 國家自然科學基金資助項目(No. 51078035,21177010);高等學校博士學科點專項科研基金(No. 20100014110004);人力資源和社會
保障部留學回國人員科技活動擇優資助重點項目
Supported by the National Natural Science Foundation of China (No. 51078035,21177010), the Ph. D. Programs Foundation of the Ministry of
Education of China (No. 20100014110004) and the Technology Foundation for Selected Overseas Chinese Scholar, Ministry of Personnel of China
作者簡介: 張越(1989—),女,E⁃mail:yueslife@ live. cn; ∗通訊作者(責任作者),E⁃mail:wangyilimail@126. com
Biography: ZHANG Yue (1989—), female, E⁃mail: yueslife@ live. cn; ∗Corresponding author,E⁃mail:wangyilimail@126. com
張越,王毅力. 2013. 不同剪切條件下活性污泥理化性質及脫水性能的響應特征[J]. 環境科學學報,33(12):3234⁃3243
Zhang Y, Wang Y L. 2013. Response features of physicochemical characteristics and dewaterability of activated sludge (AS) under different shear
conditions [J]. Acta Scientiae Circumstantiae,33(12):3234⁃3243
不同剪切條件下活性污泥理化性質及脫水性能的響
應特征
張越,王毅力∗
北京林業大學環境科學與工程學院,北京市水體污染源控制技術重點實驗室,北京100083
收稿日期:2013⁃03⁃23   修回日期:2013⁃04⁃16   錄用日期:2013⁃04⁃16
摘要:通過實驗室模擬,研究了原始活性污泥和最佳投藥量下調理污泥的毛細管吸水時間、粒度、分形維數、Zeta 電位和上清液SS 值等參數隨
剪切強度與時間的變化規律,確定了污泥的剪切敏感性和強度因子及粒徑、強度等參數與速度梯度(G)值之間的關系. 結果表明,剪切導致原
始污泥和調理污泥的脫水性能變差,相應的臨界剪切強度分別為700 r·min -1 (G =554. 6 s -1 )和400 r·min -1 (G =239. 5 s -1 ),并暴露出更多
帶負電荷的新鮮表面. 原始污泥的質量分形維數受剪切作用影響不大,其粒徑在一定范圍內隨剪切強度的增加而減小,而調理污泥絮體的質量
分形維數卻隨之上升,粒度隨之降低. 原始污泥與調理污泥絮體的KSS 值分別為4. 73 × 10 -2 、8. 33 × 10 -2 ,穩定絮體粒徑常數γ 值分別為
4. 99 ×10 -2 、35. 19 ×10 -2 ,且前者的強度因子較高,它們均表明原始污泥的剪切穩定性更好. 剝離是原始污泥剪切破碎的主要機制,而調理污
泥在臨界剪切強度以上呈現越來越明顯的剪切分裂機制. 此外,污泥粒徑、強度均與G 值呈現較好的指數關系.
關鍵詞:活性污泥;理化性質;脫水性能;剪切強度;剪切穩定性
文章編號:0253⁃2468(2013)12⁃3234⁃10   中圖分類號:X703   文獻標識碼:A
Response features of physicochemical characteristics and dewaterability of
activated sludge (AS) under different shear conditions
ZHANG Yue, WANG Yili∗
College of Environmental Science and Engineering,Beijing Key Lab for Source Control Technology of Water Pollution,Beijing Forestry University,Beijing
100083
Received 23 March 2013;   received in revised form 16 April 2013;   accepted 16 April 2013
Abstract: In this study, shear tests were conducted to obtain the variations of capillary suction time (CST), floc size, fractal dimension, zeta potential
and suspending solid (SS) in supernatant of raw and conditioned activated sludge (AS) with shear strength and time. The parameters of shear sensibility,
strength factor and the relationships between floc size or strength and average velocity gradient (G) were determined. The results showed that shear could
deteriorate the dewaterability of both raw and conditioned AS, and cause the exposure of more fresh surface with negative charge. For the raw and
conditioned AS samples, the corresponding critical shear strength was 700 r·min -1 (G =554. 6 s -1 ) and 400 r·min -1 (G =239. 5 s -1 ), respectively.
With the increase of the shear strength imposed on the raw AS, the fractal dimensions roughly kept constant and the floc sizes decreased slightly. For the
conditioned AS, the increase of shear strength led to the rising of the floc fractal dimensions and the decrease of the floc size. Furthermore, in comparison
with the conditioned AS (shear sensitivity (KSS) =8. 33 ×10 -2 , floc size exponent (γ) =35. 19 ×10 -2 ), the raw AS showed a greater shear stability
on the basis of its lower KSS of 4. 73 ×10 -2 , lower γ of 4. 99 ×10 -2 and higher strength factor value. Under the shear conditions, the surface erosion was
the main mechanism for the raw AS, while the fragmentation mechanism became more and more obvious for the conditioned AS beyond the critical shear
strength. In addition, both the floc size and strength presented good exponent correlations with G.
Keywords: activated sludge; physicochemical characteristics; dewaterability; shear strength; shear stability
12 期張越等:不同剪切條件下活性污泥理化性質及脫水性能的響應特征
1 引言(Introduction)
隨著我國污水處理行業的高速發展,城市污水
處理量也在不斷提高,其所產生的大量剩余污泥越
來越成為我國污水行業面臨的嚴峻問題. 研究預
測,“十二五”期間污泥(含水率80%)年產量的增
長速度可達246 萬t·a-1 (張韻等,2010;王嵐等,
2010). 因此,污泥的減量化、無害化和資源化已經
成為該領域的研究熱點. 目前,在大型市政污水處
理廠中,絮凝調理⁃壓力場脫水是污泥減量的主流工
藝,也是污水處理廠中運行成本的主要貢獻者. 然
而,在調理污泥經過管道流向脫水裝置的過程中,
污泥泵、管道、彎頭等組件會使調理污泥受到局部
阻力的剪切. 初步研究表明(Abu⁃Orf et al. ,1997),
這種剪切會導致污泥絮體的破碎,使得本來處于最
佳調理狀態的污泥絮體表面暴露出更多的負電荷,
從而降低污泥的脫水性能. 針對這一問題,國內外
的定量研究很少. 國外一些研究者在探討攪拌強度
和最佳投藥量的關系時發現,攪拌強度的增大會導
致最佳投藥量增加,形成粒徑更小、強度更高的絮
體( Dentel et al. , 1997; 2000; Wang et al. , 2011;
Örmeci et al. ,2009;Biggs et al. ,2000),這些結果也
表明調理污泥絮體在一定強度的剪切下會發生破
碎. 國內一些研究人員也開始在污泥脫水、運輸工
藝改進等方面注意到了剪切破碎的問題. 譬如,吳
淼等(2008)通過測試城市污泥的流變特性和輸送
特性,探討了遠距離輸送管道中污泥流變特性、粒
徑等相關參數的數學模型;馮騫等(2008)研究了攪
拌型反應器中剪切對活性污泥沉降性能的影響,指
出較高的剪切作用下,污泥不能以絲狀菌為骨架生
長,而是形成更加密實的小絮體.
近年來,水處理混凝單元的絮體結構隨剪切的
響應特征成了研究的熱點. Jarvis 等(2005)綜述了
絮體強度和破碎的研究進展,指出一般情況下絮體
強度隨著絮體粒徑的減小而增大,而且大量證據顯
示絮體粒徑與施加的剪切速率存在一定的經驗關
系. 俞文正等(2010;2011)研究認為,在硫酸鋁和聚
合有機電解質作為混凝劑的高嶺土- 腐殖酸體系
中,當電中和作用為主導時,絮體再絮凝能力較強,
前后粒徑變化不大,但增加剪切速率會導致破碎再
絮凝后絮體剩余濁度和顆粒數降低;而當卷掃機理
占主導時,絮體再絮凝能力較低,破碎過程明顯不
可逆. 張忠國等(2009)對聚合氯化鋁(PACl)混凝絮
體破碎和恢復情況的研究顯示,卷掃混凝和再穩區
絮體強度較大,不易破碎,且破碎后不能完全恢復;
電中和混凝區絮體強度最小,易破碎,但破碎后可
完全恢復;穩定區絮體強度較大,不易破碎且破碎
后絮體可進一步增長. 李濤等(2006)研究了高嶺土
體系中硫酸鋁和陽離子聚丙烯酰胺形成的絮體,通
過分析在不同混凝機理下絮體粒徑、強度、分形維
數等參數與G 值的關系發現,粘結架橋作用形成的
絮體強度最高,但分形維數相對最低;卷掃作用形
成的絮體強度最弱,但分形維數相對較高;電中和
作用形成的絮體強度和分形維數分別介于其它二
者之間.
由此可見,有關水處理中混凝單元中絮體的剪
切破碎過程的研究結果可以為調理污泥的相關研
究提供參考. 本文正是針對上述問題,模擬調理污
泥在管道運輸過程中的剪切強度,采用毛細管吸水
時間、分形維數、剪切敏感性、強度等參數定量表征
污泥絮體的變化規律,探討其響應特征,確定污泥
發生剪切破碎的臨界條件,初步探討相關過程的機
制,為污泥調理⁃脫水工藝條件的優化提供支撐.
2 材料與方法(Materials and methods)
2. 1 實驗材料
活性污泥樣品采自北京市某污水處理廠的濃
縮污泥,迅速運至實驗室后在(4. 0 ± 0. 5)℃ 下保
存,考慮到污泥樣品的不穩定性,要求所有實驗在5
d 內完成. 因此,本實驗共采集5 個批次的污泥樣品
進行不同階段的實驗. 表1 給出了這5 個批次污泥
樣品的基本性質,可見雖然不同批次的污泥樣品在
TSS 和VSS 方面均有差異,但pH 值及電導率較為
接近.
表1 活性污泥基本性質
Table 1 Characteristics of activated sludge samples
樣品
編號pH 電導率
/ (mS·cm -1 )
TSS
/ (g·L -1 )
VSS
/ (g·L -1 )
1 6. 95 ±0. 01 1. 26 ±0. 04 8. 93 ±0. 16 6. 13 ±0. 21
2 7. 00 ±0. 02 1. 28 ±0. 02 7. 85 ±0. 13 5. 64 ±0. 52
3 7. 00 ±0. 01 1. 31 ±0. 04 7. 67 ±0. 19 5. 37 ±0. 14
4 7. 02 ±0. 01 1. 22 ±0. 06 8. 23 ±0. 51 6. 35 ±0. 27
5 6. 98 ±0. 02 1. 29 ±0. 03 8. 30 ±0. 08 6. 02 ±0. 05
2. 2 實驗方法
2. 2. 1 絮凝調理 絮凝調理實驗裝置采用六聯攪
拌器(JTY⁃6 型),量取活性污泥500 mL 于1. 5 L 燒
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環  境  科  學  學  報33 卷
杯中,調理過程如下:①在快速攪拌(800 r·min-1 )
的條件下迅速加入一定體積0. 5% 的陽離子聚丙烯
酰胺溶液(WD⁃4960),然后繼續攪拌1 min;②慢速
攪拌(62 r·min-1 )5 min. 測定調理后污泥的毛細吸
水時間(CST),取3 次平行實驗的平均值.
2. 2. 2  剪切裝置 圖1 為剪切裝置示意圖
(Mikkelsen et al. ,2002). 該裝置由一個2 L 的圓形
有機玻璃燒杯和可調轉速的攪拌系統組成,其中,
燒杯內壁平均布設4 個距杯底3. 75 cm、高7. 5 cm
的擋板,單層攪拌槳尺寸為6 cm ×3 cm(長× 寬),
距杯底3 cm. 該裝置可以進行剪切響應實驗和剪切
敏感性測試.
圖1 剪切裝置示意圖
Fig. 1 Schemetic diagram of shear testing
剪切實驗程序:量取1. 5 L 的污泥樣品于燒杯,
調節控制器電壓,設定攪拌槳轉速(P = 100、200、
300、400、500、600、700、800、900 r·min-1,對應的G
值分別為30. 0、84. 7、155. 6、239. 5、334. 8、440. 1、
554. 6、677. 5、808. 5 s-1 ),剪切污泥樣品一定時間
后,立即采樣進行后續測試.
剪切敏感性(KSS)測試程序:量取1. 5 L 濃度約
為4 g·L-1的污泥樣品于燒杯中,以980 r·min-1 (G
值為800 s-1)的轉速進行剪切. 在第1 h 內每隔10
min、第2 h 內每隔20 min 取樣20 mL,2200 r·min-1
下離心2 min,在650 nm 波長下測定各離心上清液
的吸光值( Mikkelsen et al. , 2002; Sheng et al. ,
2008;王毅力等,2009),通過標準曲線將其轉換為
濁度值(FTU),再乘以1. 2 mg·L-1·FTU-1 (轉換因
子)得出SS(g·L-1 )(Dursun,2007),然后采用公式
(1)對上述不同時間下上清液中懸浮膠體質量濃度
進行擬合.
md,t = md,¥ + (md,0 - md,¥) 6
π2 Σ9
N = 1
1 N2 e-N2Dt
(1)
式中,md,0、md,t 、md,∞ 分別為開始時、t 時刻和平衡時
懸浮膠體的質量濃度(g·L-1,以SS 計);D 為有效
擴散常數(s-1);N 為整數.
2. 2. 3 脫水性能測試 采用毛細吸水時間測定儀
(304M 型,Triton Electronics)測定污泥樣品的毛細
吸水時間(CST). 使用紫外⁃可見分光光度計(T6
型,北京普析通用有限公司)在650 nm 波長處測定
上清液的吸光值, 得到污泥上清液SS ( Dursun,
2007).
2. 2. 4 理化性質測試 各剪切條件下的污泥絮體
形貌照片采用數碼相機(DSC⁃T9 型,Sony,日本)拍
攝. 污泥粒度由激光粒度儀( Mastersizer 2000,
Malvern Instruments 公司,英國)進行測定,并依據文
獻(Wu et al. ,2002)計算其質量分形維數. 上清液
中懸浮膠體的Zeta 電位通過Zeta 電位分析儀
(Zetasizer Nano Z 型,Malvern Instrument,英國)進行
測定(Dursun,2007).
根據Bache 等(2004)的研究,絮體強度可用如
下公式求得:
14
πd2σ = 2 × ρw ×π6d3 × 3 ε3/ 4
ν1/ 4 (2)
ε = ν·G2 (3)
式中, σ 為單位面積上的強度(N·m-2 ),ρw 為水的
密度(kg·m-3),ε 為能耗速率(m·2 s-3 ),v 為運動粘
度(m2·s-1 ),G 為速度梯度(s-1 ),d 為污泥粒徑
(m).
3 結果與討論(Results and discussion)
3. 1 活性污泥脫水性能的變化
通過不同投藥量(WD⁃4960)調理下活性污泥
CST 值的變化,確定出調理的最佳投藥量為2. 5
g·kg-1. 圖2 為各剪切強度下原始污泥和調理污泥
的CST 值隨時間的變化曲線. 由圖2a 和b 可見,原
始污泥在小于400 r·min-1 (G = 239. 5 s-1 )的剪切
強度下,其CST 值變化不大;當剪切強度增大到700
r·min-1(G =554. 6 s-1)及以上時,CST 值在15 s 內
迅速增加,之后隨剪切時間的延長而趨于穩定. 對
于調理污泥(圖2c、d),當剪切強度增加到400
r·min-1(G =239. 5 s-1)時,CST 值在剪切初期(60 s
以內)無明顯變化,此后開始較大幅度的升高,在更
高的剪切強度下,調理污泥CST 值基本上隨著剪切
時間的延長而繼續增加,但并未出現與原始污泥類
似的穩定值. 上述變化過程表明,對于原始污泥,700
r·min-1(G = 554. 6 s-1 )是其脫水性能變差的臨界
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12 期張越等:不同剪切條件下活性污泥理化性質及脫水性能的響應特征
剪切強度;而對于調理污泥,這一臨界值卻為400
r·min-1(G =239. 5 s-1 ),由此可見,本實驗中調理
污泥更為剪切敏感.
圖2 不同剪切強度下污泥樣品的CST 值隨時間的變化曲線(a. b. 原始污泥;c. d. 調理污泥)
Fig. 2 Change in CST values with time under different shear strengths (a. b. raw AS; c. d. conditioned AS)
  不同剪切強度下污泥上清液SS 值隨剪切時間
的變化趨勢如圖3 所示. 可見,大部分情況下,原始
污泥上清液SS 值開始隨剪切時間的延長迅速升高,
并在60 s 后趨于穩定,剪切越強,SS 值升高幅度越
大. 此外,低強度、長時間的剪切并不能導致污泥上
清液中SS 的濃度高于較高強度時的平衡值. 由圖
3b 可見,在100 r·min-1 以上的剪切強度下,調理污
泥上清液的SS 值隨剪切時間的延長開始迅速上升
而后緩慢增加. 這些結果與CST 值的響應趨勢基本
一致. 結合CST 和SS 指標的變化可知,調理污泥和
原始污泥對剪切呈現出不同的響應,這可能由于其
剪切破碎模式不同所致.
圖3 不同剪切強度下污泥上清液SS 值隨剪切時間的變化曲線(a. 原始污泥;b. 調理污泥)
Fig. 3 Variations of SS values in supernatant of AS matrix with time under different shear strengths (a. raw AS; b. conditioned AS)
3237
環  境  科  學  學  報33 卷
3. 2 剪切對污泥理化性質影響
3. 2. 1 活性污泥幾何特征的變化 剪切前后污泥
絮體形貌照片如圖4 所示. 比較圖4 中原始污泥在
受到900 r·min-1 剪切前后的形貌照片,可以發現,
絮體形貌在剪切前后變化的不明顯. 對于經過WD⁃
4960 調理后的污泥,圖4 顯示其絮體粒徑增加,呈
深土黃色,并具有清晰的邊界和不規則的形貌,隨
著剪切的加強,調理絮體粒徑減小,顏色逐漸變淺.
圖4 活性污泥絮體在不同剪切強度下的形貌照片
Fig. 4 Images of AS flocs/ aggregates under different shear strengths
  Parker 等(1972) 研究表明, 絮體碰撞效率
(Rcol)和破碎效率(Rbr ) 共同決定絮體形成效率
(Rfloc),它們之間的關系滿足如下方程:
Rfloc = αRcol - Rbr (4)
式中,Rcol 為污泥顆粒間的碰撞效率,α 為碰撞導致
粘附的系數. 絮體的粒徑是生長和破碎共同作用的
結果,當剪切強度增大到某一臨界值時,絮體破碎
占主導地位,粒徑達到一個新的平衡.
剪切強度對活性污泥粒度的影響如圖5 所示.
由圖可知,調理前后污泥絮體的粒徑均隨著剪切強
度的增加而減小. 原始污泥顆粒(圖5a)初始粒徑約
為(70. 36 ± 1. 74) μm, 經過100 r·min-1 ( G =
30. 0 s-1)的剪切其粒徑變化不大,此后,隨剪切強
度的增加絮體粒徑降低的趨勢逐漸增強. 調理污泥
(圖5b)初始粒徑為(426. 82 ± 7. 78) μm,在低于
400 r·min-1(G =239. 5 s-1 )的剪切下,絮體粒徑小
幅度變小;當剪切強度達到400 r·min-1 (G =239. 5
s-1)時,絮體粒長在15 s 內迅速變小至(247. 71 ±
0.75) μm,并在60 s 后逐漸趨于穩定,且剪切強度
越高,絮體粒徑越小,在900 r·min-1 的剪切作用下
甚至達到初始粒徑的1/4 以下. 這一結果表明,400
r·min-1(G = 239. 5 s-1 )是調理污泥破碎的臨界剪
切強度,這與圖2 結果一致. 對于原始污泥,尚無法
從粒徑變化角度分辨出其臨界剪切強度. 比較圖5a
3238
12 期張越等:不同剪切條件下活性污泥理化性質及脫水性能的響應特征
與b 可知,即使在本研究中最大強度的剪切作用下, 調理污泥的平衡粒徑依然比原始污泥高.
圖5 不同剪切強度下污泥粒度隨時間的變化曲線(a. 原始污泥;b. 調理污泥)
Fig. 5 Change in floc size with time under different shear strengths(a. raw AS; b. conditioned AS)
  圖6 為不同剪切強度下污泥質量分形維數隨時
間的變化曲線. 如圖6a 所示,剪切作用對原始污泥
分形維數的影響不大,各剪切強度下的分形維數均
在2. 2 ~2. 3 范圍內. 而經過絮凝調理的活性污泥絮
體密實程度降低,其質量分形維數為1. 86 ±0. 01(G
=0 s-1),之后絮體質量分形維數隨著剪切強度的
增加而升高,即使在P =900 r·min-1的條件下,其質
量分形維數達到2. 2 左右,依然低于原始污泥絮體.
一般而言,質量分形維數是顆粒內部結構開放程度
的表征. 上述結果顯示,WD⁃4960 的調理導致絮體
的密實程度降低,內部結構更加開放. 結合圖5 的結
果可知,剪切作用破壞了調理污泥絮體的網絡結
構,使得絮體破碎,粒徑變小,但其相對密實程度卻
逐漸增加,盡管如此,由于絮體中陽離子聚丙烯酰
胺(CPAM)的存在及作用,導致其粒徑仍比原始污
泥絮體大,內部開放結構仍較高. 這也說明本試驗
所采用的剪切強度和時間尚無法使得調理污泥絮
體破碎到與原始污泥一致的幾何結構. 此外,對于
原始污泥而言,剪切降低其絮體尺寸但未明顯改變
其內部結構的開放程度. 兩種污泥樣品的這種差異
可能源自不同的剪切破碎模式.
圖6 不同剪切強度下污泥分形維數隨時間的變化曲線(a. 原始污泥;b. 調理污泥)
Fig. 6 Change in fractal dimensions of AS flocs/ aggregates with time under different shear strength (a. raw AS; b. conditioned AS)
3. 2. 2 活性污泥電學性質的變化 圖7 給出了不
同剪切強度下污泥絮體的Zeta 電位隨時間的變化
曲線. 圖7a 顯示,原始污泥離心上清液中膠體的
Zeta 電位為( -7. 53 ±0. 54)mV,隨著剪切的進行,
Zeta 電位總體下降,但波動較大( - 8. 87 ~ - 11. 17
mV 之間). 最佳投藥量下調理污泥絮體的Zeta 電位
為(0. 36 ±0. 41)mV(圖7b),符合Lee 等(2010)最
佳投藥量下Zeta 電位接近0 mV 的研究結果. 在剪
切作用下,它們的Zeta 電位在15 s 內迅速下降到
-6. 66 mV以下,在60 s 之前下降趨勢明顯,此后呈
3239
環  境  科  學  學  報33 卷
現緩慢下降趨勢或趨于穩定,甚至達到- 10. 18
mV. 此外,在較長的剪切時間下,高剪切強度會導致
Zeta 電位的降低幅度增大,這種現象在調理污泥絮
體中表現的更加明顯. 這些結果與Dentel 等(2000)
的研究中調理污泥絮體剪切后流動電流(SCD)負向
偏移的結果具有一致性.
盡管如此,剪切后調理污泥的Zeta 電位依然低
于未受到剪切的原始污泥,結合圖5 中剪切后調理
污泥的粒徑總是大于原始污泥的結果可以推測,剪
切作用下調理污泥的破碎機制涉及該絮體中原始
污泥顆粒的橫穿破裂,導致原始污泥顆粒內部帶負
電荷表面的暴露,引起上述Zeta 電位降低的結果.
圖7 不同剪切強度下污泥zeta 電位與剪切時間的關系(a. 原始污泥;b. 調理污泥)
Fig. 7 Variations of zeta potential of AS flocs/ aggregates with time under different shear strengths (a. raw AS; b. conditioned AS)
3. 2. 3 剪切敏感性 圖8 顯示了剪切敏感性測試
過程中懸浮膠體的質量濃度隨時間的變化趨勢,以
及公式(1)的擬合曲線,相應的剪切敏感性參數如
表2 所示. 調理污泥KSS值高于原始污泥,擴散參數
D 也有同樣趨勢,這說明原始污泥剪切穩定性更好.
一般而言,顆粒破碎存在分裂和剝離兩種機制,分
裂不會產生懸浮膠體,而剝離會產生較高濃度的分
散的膠體粒子(Jarvis et al. ,2005). 由圖8 也可看
出,調理污泥剪切后其懸浮膠體的質量濃度遠低于
原始污泥, 且數據波動較大. 此外, 圖5 中900
r·min-1剪切作用下,調理污泥的粒徑只比原始粒徑
值減小了1/4 左右,而同樣剪切強度下,調理污泥的
粒徑卻減小了3/4 以上. 綜合上述結果可知,原始污
泥絮體剪切破碎的機制主要為剝離機制;對于調理
污泥,圖5 顯示小于400 r·min-1 的剪切強度導致污
泥粒徑比原始值下降的比例不超過1/4,這表明剝
離作用占主要地位;而當剪切強度超過400 r·min-1
臨界值時,絮體粒徑迅速降低到原始值的1/2 左右,
這表明分裂機制起主要作用,隨著剪切強度的增
大,分裂機制越來越明顯.
圖8 剪切后污泥體系上清液膠體粒子md,t隨時間的變化(a. 原始污泥,b. 調理污泥)
Fig. 8 Change in md,t value of colloid particles in AS supernatant with shear time (a. raw AS; b. conditioned AS)
3240
12 期張越等:不同剪切條件下活性污泥理化性質及脫水性能的響應特征
表2 污泥的剪切敏感性(KSS )及其它相關參數
Table 2 The shear sensitivity (KSS) and other corresponding parameters for AS
污泥種類md,t / (g·L -1 ) md ,∞ / (g·L -1 ) KSS D / s -1
原始污泥3. 30 ±0. 02 0. 15618 ±0. 12906 0. 0473 0. 00219 ±0. 00445
絮凝調理后污泥3. 30 ±0. 02 0. 27476 ±0. 02753 0. 0833 0. 01414 ±0. 00474
3. 2. 4 強度因子 強度因子(F)是顆粒強度的最
基本評價指標之一,其值越大則顆粒越不容易剪切
破碎,不同剪切強度下的強度因子值有所差別
(Jarvis et al. ,2005; Wang et al. ,2011),其值可以
根據公式(5)得出.
F = d2 / d1 ×100 (5)
式中,d1指破碎前絮體的穩定平均粒徑(m),d2 指絮
體破碎后的穩定平均粒徑(m).
不同G 值下污泥的強度因子變化見圖9. 可見,
各剪切強度下原始污泥的強度因子均高于調理污
泥,且隨G 值的增加下降幅度較小,無法判斷臨界
剪切強度. 但如圖2a 所示,由原始污泥的CST 變化
可得到其臨界剪切強度,可見剪切作用對原始污泥
脫水性能和粒徑的影響作用有所不同. 原始污泥的
脫水性能受剪切作用的影響在臨界剪切前后差異
較大,但由于原始污泥粒徑相對較小,在剪切強度
增大的過程中并沒有發生明顯的突變. 這可能是由
于原始污泥絮體剪切破碎的機制主要為剝離機制,
而剝離造成粒徑突變的概率較小. 調理污泥的強度
因子在G 值較低時下降緩慢,當G 值增加到239. 5
s-1(400 r·min-1 )時開始明顯下降. 表明調理污泥
比原始污泥更容易破碎,且對大于400 r·min-1 的剪
切強度更為敏感,這與兩種污泥剪切敏感性KSS 的
測試結果一致.
圖9 不同速度梯度(G)下污泥強的度因子的變化
Fig. 9 Changes in AS strength factor with different velocity gradient
(G) values
3. 2. 5 污泥絮體的粒徑、強度與G 值的相關性分
析 一般而言,污泥絮體的粒徑會隨著G 值的增加
而減小(Lee et al. , 2001). 污泥粒徑(d50 ) 和強度
(σ)對G 值響應的線性擬合結果如圖10 所示. 相應
的關系式分別為d50 = e4. 354 G -0. 0499 (原始污泥) 和
d50 = e7. 2227G -1. 3519(調理污泥),確定系數(R2 )分別
為0. 9161 和0. 9566,p 值均小于0. 01,表明d50值與
G 值的指數函數均存在很好的線性關系;上述擬合
方程指數為- γ,其中,γ 為穩定絮體粒徑常數,可以
指示絮體的強度,即γ 值越大,表明絮體越容易隨
剪切強度的增加而破碎(Bache, 2004;Wang et al. ,
2009). 調理污泥的γ 值高于原始污泥,表示前者更
容易在剪切強度增加時發生破碎,這與剪切敏感性
KSS顯示的結果具有一致性. 此外,李濤等(2010)模
擬出的鋁鹽在吸附電中和與卷掃絮凝作用時絮體
的γ 值分別為0. 6107 和0. 5618,而陽離子聚丙烯
酰胺與高嶺土形成的絮體的γ 值為0. 3674,與本研
究的γ 值0. 3519 較接近,在該高嶺土體系中,陽離
子聚丙烯酰胺主要通過高分子長鏈的粘結架橋作
用進行絮凝,相應絮體的強度高于鋁鹽在吸附電中
和或卷掃絮凝作用時的絮體強度.
圖10 污泥粒徑( d50 ) 和強度( σ) 與速度梯度( G) 之間的雙對
數關系圖
Fig. 10 Double⁃logarithmic plots of floc size (d50 ) or strength (σ)
versus velocity gradient (G)
由圖10 可看出,相同G 值下的原始污泥強度
始終小于調理污泥,這一結果與強度因子指示的結
3241
環  境  科  學  學  報33 卷
果相反. 通過對比這兩個參數的計算公式可以發
現,強度因子與剪切前后絮體直徑比值的倒數成正
比,而強度則與某一剪切條件下的絮體直徑成正
比,這可能是導致σ 與強度因子表征結果相反的原
因. σ 與G 值也存在指數關系,擬合方程分別為σ =
e-1. 6388G1. 445(原始污泥)和σ = e1. 4311 G1. 1104 (調理污
泥),對應的R2分別為0. 9997 和0. 9814.
此外,通過對調理污泥分形維數與強度和強度
因子數據的擬合發現,σ 與分形維數DF的指數函數
存在很好的線性關系,R2 為0. 9196,相應的關系式
為σ = e-9. 6507D24. 2234
F ,強度因子與DF的指數函數之
間也存在很好的線性關系,R2 為0. 9813,相應關系
式為F = e1. 1484 DF
-0. 1151,但原始污泥的分形維數和
強度與強度因子間均無明顯的相關性.
4 結論(Conclusions)
1)最佳投藥量下的調理污泥對剪切呈現出更
為敏感的特點,原始污泥和調理污泥脫水性能變差
的臨界剪切強度分別為700 r·min-1 (G = 554. 6
s-1)和400 r·min-1(G =239. 5 s-1 ). 隨剪切強度的
增加,調理污泥形成結構更為致密的小絮體,而原
始污泥的結構變化不大. 調理污泥的剪切敏感性比
原始污泥高,相應強度因子低. 污泥粒徑、強度均與
G 值之間呈現較好的指數關系.
2)剪切導致污泥迅速暴露出更多的帶負電荷
的新鮮表面. 剝離是原始污泥剪切破碎的主要機
制,而調理污泥的剪切破碎機制與剪切強度有關,
剪切強度低于400 r·min-1 時,剝離作用占主導,400
r·min-1 及以上分裂機制為主,且隨剪切強度的增加
越來越重要.
責任作者簡介:王毅力(1972—),男,博士,北京林業大學環
境科學與工程學院教授,博士生導師. 主要研究領域為:環境
顆粒物的分形特征與微界面分形反應過程、環境水質學、水
(體)污染控制與修復工程、生物反應器中污泥的分子生態
學解析等. E⁃mail:wangyilimail @ 126. com.
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