2016年中国城镇污泥处理处置技术与应用高级研讨会(第七届)通知暨征稿启事
 
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不同剪切条件下活性污泥理化性质及脱水性能的响 应特征 张越,王毅力∗ 北京林业大学环境科学与工程学院,北京市水体污染源控制技术重点实验室,北京100083

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第33 卷第12 期
2013 年12 月
环 境 科 学 学 报
 Acta Scientiae Circumstantiae
Vol. 33,No. 12
Dec. , 2013
基金项目: 国家自然科学基金资助项目(No. 51078035,21177010);高等学校博士学科点专项科研基金(No. 20100014110004);人力资源和社会
保障部留学回国人员科技活动择优资助重点项目
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
作者简介: 张越(1989—),女,E⁃mail:yueslife@ live. cn; ∗通讯作者(责任作者),E⁃mail:wangyilimail@126. com
Biography: ZHANG Yue (1989—), female, E⁃mail: yueslife@ live. cn; ∗Corresponding author,E⁃mail:wangyilimail@126. com
张越,王毅力. 2013. 不同剪切条件下活性污泥理化性质及脱水性能的响应特征[J]. 环境科学学报,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
不同剪切条件下活性污泥理化性质及脱水性能的响
应特征
张越,王毅力∗
北京林业大学环境科学与工程学院,北京市水体污染源控制技术重点实验室,北京100083
收稿日期:2013⁃03⁃23   修回日期:2013⁃04⁃16   录用日期:2013⁃04⁃16
摘要:通过实验室模拟,研究了原始活性污泥和最佳投药量下调理污泥的毛细管吸水时间、粒度、分形维数、Zeta 电位和上清液SS 值等参数随
剪切强度与时间的变化规律,确定了污泥的剪切敏感性和强度因子及粒径、强度等参数与速度梯度(G)值之间的关系. 结果表明,剪切导致原
始污泥和调理污泥的脱水性能变差,相应的临界剪切强度分别为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
带负电荷的新鲜表面. 原始污泥的质量分形维数受剪切作用影响不大,其粒径在一定范围内随剪切强度的增加而减小,而调理污泥絮体的质量
分形维数却随之上升,粒度随之降低. 原始污泥与调理污泥絮体的KSS 值分别为4. 73 × 10 -2 、8. 33 × 10 -2 ,稳定絮体粒径常数γ 值分别为
4. 99 ×10 -2 、35. 19 ×10 -2 ,且前者的强度因子较高,它们均表明原始污泥的剪切稳定性更好. 剥离是原始污泥剪切破碎的主要机制,而调理污
泥在临界剪切强度以上呈现越来越明显的剪切分裂机制. 此外,污泥粒径、强度均与G 值呈现较好的指数关系.
关键词:活性污泥;理化性质;脱水性能;剪切强度;剪切稳定性
文章编号:0253⁃2468(2013)12⁃3234⁃10   中图分类号:X703   文献标识码: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 期张越等:不同剪切条件下活性污泥理化性质及脱水性能的响应特征
1 引言(Introduction)
随着我国污水处理行业的高速发展,城市污水
处理量也在不断提高,其所产生的大量剩余污泥越
来越成为我国污水行业面临的严峻问题. 研究预
测,“十二五”期间污泥(含水率80%)年产量的增
长速度可达246 万t·a-1 (张韵等,2010;王岚等,
2010). 因此,污泥的减量化、无害化和资源化已经
成为该领域的研究热点. 目前,在大型市政污水处
理厂中,絮凝调理⁃压力场脱水是污泥减量的主流工
艺,也是污水处理厂中运行成本的主要贡献者. 然
而,在调理污泥经过管道流向脱水装置的过程中,
污泥泵、管道、弯头等组件会使调理污泥受到局部
阻力的剪切. 初步研究表明(Abu⁃Orf et al. ,1997),
这种剪切会导致污泥絮体的破碎,使得本来处于最
佳调理状态的污泥絮体表面暴露出更多的负电荷,
从而降低污泥的脱水性能. 针对这一问题,国内外
的定量研究很少. 国外一些研究者在探讨搅拌强度
和最佳投药量的关系时发现,搅拌强度的增大会导
致最佳投药量增加,形成粒径更小、强度更高的絮
体( Dentel et al. , 1997; 2000; Wang et al. , 2011;
Örmeci et al. ,2009;Biggs et al. ,2000),这些结果也
表明调理污泥絮体在一定强度的剪切下会发生破
碎. 国内一些研究人员也开始在污泥脱水、运输工
艺改进等方面注意到了剪切破碎的问题. 譬如,吴
淼等(2008)通过测试城市污泥的流变特性和输送
特性,探讨了远距离输送管道中污泥流变特性、粒
径等相关参数的数学模型;冯骞等(2008)研究了搅
拌型反应器中剪切对活性污泥沉降性能的影响,指
出较高的剪切作用下,污泥不能以丝状菌为骨架生
长,而是形成更加密实的小絮体.
近年来,水处理混凝单元的絮体结构随剪切的
响应特征成了研究的热点. Jarvis 等(2005)综述了
絮体强度和破碎的研究进展,指出一般情况下絮体
强度随着絮体粒径的减小而增大,而且大量证据显
示絮体粒径与施加的剪切速率存在一定的经验关
系. 俞文正等(2010;2011)研究认为,在硫酸铝和聚
合有机电解质作为混凝剂的高岭土- 腐殖酸体系
中,当电中和作用为主导时,絮体再絮凝能力较强,
前后粒径变化不大,但增加剪切速率会导致破碎再
絮凝后絮体剩余浊度和颗粒数降低;而当卷扫机理
占主导时,絮体再絮凝能力较低,破碎过程明显不
可逆. 张忠国等(2009)对聚合氯化铝(PACl)混凝絮
体破碎和恢复情况的研究显示,卷扫混凝和再稳区
絮体强度较大,不易破碎,且破碎后不能完全恢复;
电中和混凝区絮体强度最小,易破碎,但破碎后可
完全恢复;稳定区絮体强度较大,不易破碎且破碎
后絮体可进一步增长. 李涛等(2006)研究了高岭土
体系中硫酸铝和阳离子聚丙烯酰胺形成的絮体,通
过分析在不同混凝机理下絮体粒径、强度、分形维
数等参数与G 值的关系发现,粘结架桥作用形成的
絮体强度最高,但分形维数相对最低;卷扫作用形
成的絮体强度最弱,但分形维数相对较高;电中和
作用形成的絮体强度和分形维数分别介于其它二
者之间.
由此可见,有关水处理中混凝单元中絮体的剪
切破碎过程的研究结果可以为调理污泥的相关研
究提供参考. 本文正是针对上述问题,模拟调理污
泥在管道运输过程中的剪切强度,采用毛细管吸水
时间、分形维数、剪切敏感性、强度等参数定量表征
污泥絮体的变化规律,探讨其响应特征,确定污泥
发生剪切破碎的临界条件,初步探讨相关过程的机
制,为污泥调理⁃脱水工艺条件的优化提供支撑.
2 材料与方法(Materials and methods)
2. 1 实验材料
活性污泥样品采自北京市某污水处理厂的浓
缩污泥,迅速运至实验室后在(4. 0 ± 0. 5)℃ 下保
存,考虑到污泥样品的不稳定性,要求所有实验在5
d 内完成. 因此,本实验共采集5 个批次的污泥样品
进行不同阶段的实验. 表1 给出了这5 个批次污泥
样品的基本性质,可见虽然不同批次的污泥样品在
TSS 和VSS 方面均有差异,但pH 值及电导率较为
接近.
表1 活性污泥基本性质
Table 1 Characteristics of activated sludge samples
样品
编号pH 电导率
/ (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 实验方法
2. 2. 1 絮凝调理 絮凝调理实验装置采用六联搅
拌器(JTY⁃6 型),量取活性污泥500 mL 于1. 5 L 烧
3235
环  境  科  学  学  报33 卷
杯中,调理过程如下:①在快速搅拌(800 r·min-1 )
的条件下迅速加入一定体积0. 5% 的阳离子聚丙烯
酰胺溶液(WD⁃4960),然后继续搅拌1 min;②慢速
搅拌(62 r·min-1 )5 min. 测定调理后污泥的毛细吸
水时间(CST),取3 次平行实验的平均值.
2. 2. 2  剪切装置 图1 为剪切装置示意图
(Mikkelsen et al. ,2002). 该装置由一个2 L 的圆形
有机玻璃烧杯和可调转速的搅拌系统组成,其中,
烧杯内壁平均布设4 个距杯底3. 75 cm、高7. 5 cm
的挡板,单层搅拌桨尺寸为6 cm ×3 cm(长× 宽),
距杯底3 cm. 该装置可以进行剪切响应实验和剪切
敏感性测试.
图1 剪切装置示意图
Fig. 1 Schemetic diagram of shear testing
剪切实验程序:量取1. 5 L 的污泥样品于烧杯,
调节控制器电压,设定搅拌桨转速(P = 100、200、
300、400、500、600、700、800、900 r·min-1,对应的G
值分别为30. 0、84. 7、155. 6、239. 5、334. 8、440. 1、
554. 6、677. 5、808. 5 s-1 ),剪切污泥样品一定时间
后,立即采样进行后续测试.
剪切敏感性(KSS)测试程序:量取1. 5 L 浓度约
为4 g·L-1的污泥样品于烧杯中,以980 r·min-1 (G
值为800 s-1)的转速进行剪切. 在第1 h 内每隔10
min、第2 h 内每隔20 min 取样20 mL,2200 r·min-1
下离心2 min,在650 nm 波长下测定各离心上清液
的吸光值( Mikkelsen et al. , 2002; Sheng et al. ,
2008;王毅力等,2009),通过标准曲线将其转换为
浊度值(FTU),再乘以1. 2 mg·L-1·FTU-1 (转换因
子)得出SS(g·L-1 )(Dursun,2007),然后采用公式
(1)对上述不同时间下上清液中悬浮胶体质量浓度
进行拟合.
md,t = md,¥ + (md,0 - md,¥) 6
π2 Σ9
N = 1
1 N2 e-N2Dt
(1)
式中,md,0、md,t 、md,∞ 分别为开始时、t 时刻和平衡时
悬浮胶体的质量浓度(g·L-1,以SS 计);D 为有效
扩散常数(s-1);N 为整数.
2. 2. 3 脱水性能测试 采用毛细吸水时间测定仪
(304M 型,Triton Electronics)测定污泥样品的毛细
吸水时间(CST). 使用紫外⁃可见分光光度计(T6
型,北京普析通用有限公司)在650 nm 波长处测定
上清液的吸光值, 得到污泥上清液SS ( Dursun,
2007).
2. 2. 4 理化性质测试 各剪切条件下的污泥絮体
形貌照片采用数码相机(DSC⁃T9 型,Sony,日本)拍
摄. 污泥粒度由激光粒度仪( Mastersizer 2000,
Malvern Instruments 公司,英国)进行测定,并依据文
献(Wu et al. ,2002)计算其质量分形维数. 上清液
中悬浮胶体的Zeta 电位通过Zeta 电位分析仪
(Zetasizer Nano Z 型,Malvern Instrument,英国)进行
测定(Dursun,2007).
根据Bache 等(2004)的研究,絮体强度可用如
下公式求得:
14
πd2σ = 2 × ρw ×π6d3 × 3 ε3/ 4
ν1/ 4 (2)
ε = ν·G2 (3)
式中, σ 为单位面积上的强度(N·m-2 ),ρw 为水的
密度(kg·m-3),ε 为能耗速率(m·2 s-3 ),v 为运动粘
度(m2·s-1 ),G 为速度梯度(s-1 ),d 为污泥粒径
(m).
3 结果与讨论(Results and discussion)
3. 1 活性污泥脱水性能的变化
通过不同投药量(WD⁃4960)调理下活性污泥
CST 值的变化,确定出调理的最佳投药量为2. 5
g·kg-1. 图2 为各剪切强度下原始污泥和调理污泥
的CST 值随时间的变化曲线. 由图2a 和b 可见,原
始污泥在小于400 r·min-1 (G = 239. 5 s-1 )的剪切
强度下,其CST 值变化不大;当剪切强度增大到700
r·min-1(G =554. 6 s-1)及以上时,CST 值在15 s 内
迅速增加,之后随剪切时间的延长而趋于稳定. 对
于调理污泥(图2c、d),当剪切强度增加到400
r·min-1(G =239. 5 s-1)时,CST 值在剪切初期(60 s
以内)无明显变化,此后开始较大幅度的升高,在更
高的剪切强度下,调理污泥CST 值基本上随着剪切
时间的延长而继续增加,但并未出现与原始污泥类
似的稳定值. 上述变化过程表明,对于原始污泥,700
r·min-1(G = 554. 6 s-1 )是其脱水性能变差的临界
3236
12 期张越等:不同剪切条件下活性污泥理化性质及脱水性能的响应特征
剪切强度;而对于调理污泥,这一临界值却为400
r·min-1(G =239. 5 s-1 ),由此可见,本实验中调理
污泥更为剪切敏感.
图2 不同剪切强度下污泥样品的CST 值随时间的变化曲线(a. b. 原始污泥;c. d. 调理污泥)
Fig. 2 Change in CST values with time under different shear strengths (a. b. raw AS; c. d. conditioned AS)
  不同剪切强度下污泥上清液SS 值随剪切时间
的变化趋势如图3 所示. 可见,大部分情况下,原始
污泥上清液SS 值开始随剪切时间的延长迅速升高,
并在60 s 后趋于稳定,剪切越强,SS 值升高幅度越
大. 此外,低强度、长时间的剪切并不能导致污泥上
清液中SS 的浓度高于较高强度时的平衡值. 由图
3b 可见,在100 r·min-1 以上的剪切强度下,调理污
泥上清液的SS 值随剪切时间的延长开始迅速上升
而后缓慢增加. 这些结果与CST 值的响应趋势基本
一致. 结合CST 和SS 指标的变化可知,调理污泥和
原始污泥对剪切呈现出不同的响应,这可能由于其
剪切破碎模式不同所致.
图3 不同剪切强度下污泥上清液SS 值随剪切时间的变化曲线(a. 原始污泥;b. 调理污泥)
Fig. 3 Variations of SS values in supernatant of AS matrix with time under different shear strengths (a. raw AS; b. conditioned AS)
3237
环  境  科  学  学  报33 卷
3. 2 剪切对污泥理化性质影响
3. 2. 1 活性污泥几何特征的变化 剪切前后污泥
絮体形貌照片如图4 所示. 比较图4 中原始污泥在
受到900 r·min-1 剪切前后的形貌照片,可以发现,
絮体形貌在剪切前后变化的不明显. 对于经过WD⁃
4960 调理后的污泥,图4 显示其絮体粒径增加,呈
深土黄色,并具有清晰的边界和不规则的形貌,随
着剪切的加强,调理絮体粒径减小,颜色逐渐变浅.
图4 活性污泥絮体在不同剪切强度下的形貌照片
Fig. 4 Images of AS flocs/ aggregates under different shear strengths
  Parker 等(1972) 研究表明, 絮体碰撞效率
(Rcol)和破碎效率(Rbr ) 共同决定絮体形成效率
(Rfloc),它们之间的关系满足如下方程:
Rfloc = αRcol - Rbr (4)
式中,Rcol 为污泥颗粒间的碰撞效率,α 为碰撞导致
粘附的系数. 絮体的粒径是生长和破碎共同作用的
结果,当剪切强度增大到某一临界值时,絮体破碎
占主导地位,粒径达到一个新的平衡.
剪切强度对活性污泥粒度的影响如图5 所示.
由图可知,调理前后污泥絮体的粒径均随着剪切强
度的增加而减小. 原始污泥颗粒(图5a)初始粒径约
为(70. 36 ± 1. 74) μm, 经过100 r·min-1 ( G =
30. 0 s-1)的剪切其粒径变化不大,此后,随剪切强
度的增加絮体粒径降低的趋势逐渐增强. 调理污泥
(图5b)初始粒径为(426. 82 ± 7. 78) μm,在低于
400 r·min-1(G =239. 5 s-1 )的剪切下,絮体粒径小
幅度变小;当剪切强度达到400 r·min-1 (G =239. 5
s-1)时,絮体粒长在15 s 内迅速变小至(247. 71 ±
0.75) μm,并在60 s 后逐渐趋于稳定,且剪切强度
越高,絮体粒径越小,在900 r·min-1 的剪切作用下
甚至达到初始粒径的1/4 以下. 这一结果表明,400
r·min-1(G = 239. 5 s-1 )是调理污泥破碎的临界剪
切强度,这与图2 结果一致. 对于原始污泥,尚无法
从粒径变化角度分辨出其临界剪切强度. 比较图5a
3238
12 期张越等:不同剪切条件下活性污泥理化性质及脱水性能的响应特征
与b 可知,即使在本研究中最大强度的剪切作用下, 调理污泥的平衡粒径依然比原始污泥高.
图5 不同剪切强度下污泥粒度随时间的变化曲线(a. 原始污泥;b. 调理污泥)
Fig. 5 Change in floc size with time under different shear strengths(a. raw AS; b. conditioned AS)
  图6 为不同剪切强度下污泥质量分形维数随时
间的变化曲线. 如图6a 所示,剪切作用对原始污泥
分形维数的影响不大,各剪切强度下的分形维数均
在2. 2 ~2. 3 范围内. 而经过絮凝调理的活性污泥絮
体密实程度降低,其质量分形维数为1. 86 ±0. 01(G
=0 s-1),之后絮体质量分形维数随着剪切强度的
增加而升高,即使在P =900 r·min-1的条件下,其质
量分形维数达到2. 2 左右,依然低于原始污泥絮体.
一般而言,质量分形维数是颗粒内部结构开放程度
的表征. 上述结果显示,WD⁃4960 的调理导致絮体
的密实程度降低,内部结构更加开放. 结合图5 的结
果可知,剪切作用破坏了调理污泥絮体的网络结
构,使得絮体破碎,粒径变小,但其相对密实程度却
逐渐增加,尽管如此,由于絮体中阳离子聚丙烯酰
胺(CPAM)的存在及作用,导致其粒径仍比原始污
泥絮体大,内部开放结构仍较高. 这也说明本试验
所采用的剪切强度和时间尚无法使得调理污泥絮
体破碎到与原始污泥一致的几何结构. 此外,对于
原始污泥而言,剪切降低其絮体尺寸但未明显改变
其内部结构的开放程度. 两种污泥样品的这种差异
可能源自不同的剪切破碎模式.
图6 不同剪切强度下污泥分形维数随时间的变化曲线(a. 原始污泥;b. 调理污泥)
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 活性污泥电学性质的变化 图7 给出了不
同剪切强度下污泥絮体的Zeta 电位随时间的变化
曲线. 图7a 显示,原始污泥离心上清液中胶体的
Zeta 电位为( -7. 53 ±0. 54)mV,随着剪切的进行,
Zeta 电位总体下降,但波动较大( - 8. 87 ~ - 11. 17
mV 之间). 最佳投药量下调理污泥絮体的Zeta 电位
为(0. 36 ±0. 41)mV(图7b),符合Lee 等(2010)最
佳投药量下Zeta 电位接近0 mV 的研究结果. 在剪
切作用下,它们的Zeta 电位在15 s 内迅速下降到
-6. 66 mV以下,在60 s 之前下降趋势明显,此后呈
3239
环  境  科  学  学  报33 卷
现缓慢下降趋势或趋于稳定,甚至达到- 10. 18
mV. 此外,在较长的剪切时间下,高剪切强度会导致
Zeta 电位的降低幅度增大,这种现象在调理污泥絮
体中表现的更加明显. 这些结果与Dentel 等(2000)
的研究中调理污泥絮体剪切后流动电流(SCD)负向
偏移的结果具有一致性.
尽管如此,剪切后调理污泥的Zeta 电位依然低
于未受到剪切的原始污泥,结合图5 中剪切后调理
污泥的粒径总是大于原始污泥的结果可以推测,剪
切作用下调理污泥的破碎机制涉及该絮体中原始
污泥颗粒的横穿破裂,导致原始污泥颗粒内部带负
电荷表面的暴露,引起上述Zeta 电位降低的结果.
图7 不同剪切强度下污泥zeta 电位与剪切时间的关系(a. 原始污泥;b. 调理污泥)
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 图8 显示了剪切敏感性测试
过程中悬浮胶体的质量浓度随时间的变化趋势,以
及公式(1)的拟合曲线,相应的剪切敏感性参数如
表2 所示. 调理污泥KSS值高于原始污泥,扩散参数
D 也有同样趋势,这说明原始污泥剪切稳定性更好.
一般而言,颗粒破碎存在分裂和剥离两种机制,分
裂不会产生悬浮胶体,而剥离会产生较高浓度的分
散的胶体粒子(Jarvis et al. ,2005). 由图8 也可看
出,调理污泥剪切后其悬浮胶体的质量浓度远低于
原始污泥, 且数据波动较大. 此外, 图5 中900
r·min-1剪切作用下,调理污泥的粒径只比原始粒径
值减小了1/4 左右,而同样剪切强度下,调理污泥的
粒径却减小了3/4 以上. 综合上述结果可知,原始污
泥絮体剪切破碎的机制主要为剥离机制;对于调理
污泥,图5 显示小于400 r·min-1 的剪切强度导致污
泥粒径比原始值下降的比例不超过1/4,这表明剥
离作用占主要地位;而当剪切强度超过400 r·min-1
临界值时,絮体粒径迅速降低到原始值的1/2 左右,
这表明分裂机制起主要作用,随着剪切强度的增
大,分裂机制越来越明显.
图8 剪切后污泥体系上清液胶体粒子md,t随时间的变化(a. 原始污泥,b. 调理污泥)
Fig. 8 Change in md,t value of colloid particles in AS supernatant with shear time (a. raw AS; b. conditioned AS)
3240
12 期张越等:不同剪切条件下活性污泥理化性质及脱水性能的响应特征
表2 污泥的剪切敏感性(KSS )及其它相关参数
Table 2 The shear sensitivity (KSS) and other corresponding parameters for AS
污泥种类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
絮凝调理后污泥3. 30 ±0. 02 0. 27476 ±0. 02753 0. 0833 0. 01414 ±0. 00474
3. 2. 4 强度因子 强度因子(F)是颗粒强度的最
基本评价指标之一,其值越大则颗粒越不容易剪切
破碎,不同剪切强度下的强度因子值有所差别
(Jarvis et al. ,2005; Wang et al. ,2011),其值可以
根据公式(5)得出.
F = d2 / d1 ×100 (5)
式中,d1指破碎前絮体的稳定平均粒径(m),d2 指絮
体破碎后的稳定平均粒径(m).
不同G 值下污泥的强度因子变化见图9. 可见,
各剪切强度下原始污泥的强度因子均高于调理污
泥,且随G 值的增加下降幅度较小,无法判断临界
剪切强度. 但如图2a 所示,由原始污泥的CST 变化
可得到其临界剪切强度,可见剪切作用对原始污泥
脱水性能和粒径的影响作用有所不同. 原始污泥的
脱水性能受剪切作用的影响在临界剪切前后差异
较大,但由于原始污泥粒径相对较小,在剪切强度
增大的过程中并没有发生明显的突变. 这可能是由
于原始污泥絮体剪切破碎的机制主要为剥离机制,
而剥离造成粒径突变的概率较小. 调理污泥的强度
因子在G 值较低时下降缓慢,当G 值增加到239. 5
s-1(400 r·min-1 )时开始明显下降. 表明调理污泥
比原始污泥更容易破碎,且对大于400 r·min-1 的剪
切强度更为敏感,这与两种污泥剪切敏感性KSS 的
测试结果一致.
图9 不同速度梯度(G)下污泥强的度因子的变化
Fig. 9 Changes in AS strength factor with different velocity gradient
(G) values
3. 2. 5 污泥絮体的粒径、强度与G 值的相关性分
析 一般而言,污泥絮体的粒径会随着G 值的增加
而减小(Lee et al. , 2001). 污泥粒径(d50 ) 和强度
(σ)对G 值响应的线性拟合结果如图10 所示. 相应
的关系式分别为d50 = e4. 354 G -0. 0499 (原始污泥) 和
d50 = e7. 2227G -1. 3519(调理污泥),确定系数(R2 )分别
为0. 9161 和0. 9566,p 值均小于0. 01,表明d50值与
G 值的指数函数均存在很好的线性关系;上述拟合
方程指数为- γ,其中,γ 为稳定絮体粒径常数,可以
指示絮体的强度,即γ 值越大,表明絮体越容易随
剪切强度的增加而破碎(Bache, 2004;Wang et al. ,
2009). 调理污泥的γ 值高于原始污泥,表示前者更
容易在剪切强度增加时发生破碎,这与剪切敏感性
KSS显示的结果具有一致性. 此外,李涛等(2010)模
拟出的铝盐在吸附电中和与卷扫絮凝作用时絮体
的γ 值分别为0. 6107 和0. 5618,而阳离子聚丙烯
酰胺与高岭土形成的絮体的γ 值为0. 3674,与本研
究的γ 值0. 3519 较接近,在该高岭土体系中,阳离
子聚丙烯酰胺主要通过高分子长链的粘结架桥作
用进行絮凝,相应絮体的强度高于铝盐在吸附电中
和或卷扫絮凝作用时的絮体强度.
图10 污泥粒径( d50 ) 和强度( σ) 与速度梯度( G) 之间的双对
数关系图
Fig. 10 Double⁃logarithmic plots of floc size (d50 ) or strength (σ)
versus velocity gradient (G)
由图10 可看出,相同G 值下的原始污泥强度
始终小于调理污泥,这一结果与强度因子指示的结
3241
环  境  科  学  学  报33 卷
果相反. 通过对比这两个参数的计算公式可以发
现,强度因子与剪切前后絮体直径比值的倒数成正
比,而强度则与某一剪切条件下的絮体直径成正
比,这可能是导致σ 与强度因子表征结果相反的原
因. σ 与G 值也存在指数关系,拟合方程分别为σ =
e-1. 6388G1. 445(原始污泥)和σ = e1. 4311 G1. 1104 (调理污
泥),对应的R2分别为0. 9997 和0. 9814.
此外,通过对调理污泥分形维数与强度和强度
因子数据的拟合发现,σ 与分形维数DF的指数函数
存在很好的线性关系,R2 为0. 9196,相应的关系式
为σ = e-9. 6507D24. 2234
F ,强度因子与DF的指数函数之
间也存在很好的线性关系,R2 为0. 9813,相应关系
式为F = e1. 1484 DF
-0. 1151,但原始污泥的分形维数和
强度与强度因子间均无明显的相关性.
4 结论(Conclusions)
1)最佳投药量下的调理污泥对剪切呈现出更
为敏感的特点,原始污泥和调理污泥脱水性能变差
的临界剪切强度分别为700 r·min-1 (G = 554. 6
s-1)和400 r·min-1(G =239. 5 s-1 ). 随剪切强度的
增加,调理污泥形成结构更为致密的小絮体,而原
始污泥的结构变化不大. 调理污泥的剪切敏感性比
原始污泥高,相应强度因子低. 污泥粒径、强度均与
G 值之间呈现较好的指数关系.
2)剪切导致污泥迅速暴露出更多的带负电荷
的新鲜表面. 剥离是原始污泥剪切破碎的主要机
制,而调理污泥的剪切破碎机制与剪切强度有关,
剪切强度低于400 r·min-1 时,剥离作用占主导,400
r·min-1 及以上分裂机制为主,且随剪切强度的增加
越来越重要.
责任作者简介:王毅力(1972—),男,博士,北京林业大学环
境科学与工程学院教授,博士生导师. 主要研究领域为:环境
颗粒物的分形特征与微界面分形反应过程、环境水质学、水
(体)污染控制与修复工程、生物反应器中污泥的分子生态
学解析等. E⁃mail:wangyilimail @ 126. com.
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